近年来,砷污染已成为一个全球性的饮用水安全问题,全球有超过20000万人生活在砷污染高风险区域,造成严重的健康风险。砷元素在环境中以有机砷和无机砷两种形态存在。相关文献表明,有机砷化合物在水体中并不多见,其毒性一般比无机砷要小得多,而无机砷毒性高且广泛存在。基于此,本文的研究目标污染物是水体中以无机砷形态存在的As(Ⅲ)(或亚砷酸盐)和As(V)(或砷酸盐)。流行病学研究证明,人体长期接触砷能引起皮肤色素沉着、肝病,损害心血管和肾功能等,甚至引发各种类型的癌症,因此去除饮用水中的无机砷是公共卫生安全中的核心问题。近年来,众多学者开始使用传统的吸附方法去除污染水体中的砷。本文以来源广泛的蜂窝煤渣(HBC)和甜根子草生物质炭为载体,通过化学共沉淀法负载铁/铁氧化物后制备出复合吸附材料：负载铁的蜂窝煤渣(铁负载蜂窝煤渣,Fe-HBC),煅烧获得的蜂窝煤渣/Fe3O4复合材料(磁性蜂窝煤渣,MHBC)以及生物质炭/Fe3O4复合材料(磁性甜子根草生物质炭,MKGB)在内的三类复合吸附材料。基于HBC、Fe-HBC、MHBC、MKGB这四种吸附材料,通过静态批处理实验和柱吸附实验对水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的选择性去除进行了系统研究。在不同的实验条件下,通过批处理实验和柱吸附实验考察了上述吸附材料对砷的吸附效果,阐述了可能的吸附机理和吸附动力学。(1)铁/蜂窝煤渣复合材料的制备、表征及其对水中As(V)的去除。本节应用一种原料来源广泛、成本低廉的吸附材料蜂窝煤渣,通过机械造粒技术和表面改性技术制备出了去除水中As(Ⅴ)的吸附材料Fe-HBC,并应用FTIR、XRD、EDX、SEM等分析手段对所制备的吸附材料理化特性进行了表征。考察了初始As(Ⅴ)浓度、pH值、吸附时间、吸附剂投加量以及共存离子等因素对水中As(Ⅴ)吸附的影响,并分析了吸附过程中铁离子的溶出情况。结果证明,在吸附剂投加相同的情况下,Fe-HBC对水中As(Ⅴ)的去除率达到75%,远远高于HBC的15%,在pH为7.5,吸附时间14 h时,As(Ⅴ)的最大吸附容量达到961.5μgg-1。采用Langmuir, Freundlich和Temkin等吸附模型进行拟合,发现Langmuir模型能够较好地描述As(V)的吸附行为,相关系数达到了0.999。As(Ⅴ)主要以表面络合物的形式被Fe-HBC单层吸附,SEM图显示As(Ⅴ)被Fe-HBC吸附后形成片层晶体结构。此外,无量纲参数RL的值为0.118,表明吸附过程是自发进行的。水中的共存离子对As(Ⅴ)吸附的影响大小依次为：PO43->HCO3->F->C1-。PO43-对吸附的抑制效应证明了其与铁(氧)氢氧化物的强结合能力。本节研究表明,Fe-HBC对水中砷的去除效率优于HBC,通过铁负载后使得吸附材料的表面具有更多的活性吸附位点。(2)蜂窝煤渣和铁/蜂窝煤渣复合材料在小型滤沙池(SSF)中对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的去除。小型滤沙池能够应用于小规模的污染水体净化,比如用于农村家庭饮水的处理,而有效的吸附剂能提高其净化效率。实验设置了两种滤池(去除As(V)的滤池SSF(a)；去除As(Ⅲ)的滤池SSF(b))考察HBC和Fe-HBC两种吸附材料在小型滤沙池中的应用可行性。吸附实验的周期为24天,操作温度控制在23±2.0℃。本节实验涉及的研究参数包括：溶解氧(DO)、pH值、铁的溶出率、共存离子等影响。SSF(a)滤池进水As(V)浓度为200μgL-1;SSF(b)滤池进水As(Ⅲ)浓度为200μg L-1,取样时间(ST)为5-120min,时间节点以处理天数(TD)分别为：1、6、12、18、24天。实验结果显示,在处理12天时,SSF(a)和SSF(b)滤池中对两种As的去除率分别达到95%和85%以上,但在24天时又降为78%和60%。在进水pH和部分好氧条件的影响下,SSF(b)中的As(Ⅲ)首先被氧化成As(Ⅴ),然后才被吸附到材料表面,因此SSF(b)中的砷去除率相对SSF(a)要低。随着处理时间的推移,两个滤池的出水溶解氧量均下降,铁浸出率上升。经观察,出水pH和F-,NO3-和SO42-等共存离子对砷的吸附去除影响不大。本节还对采用氢氧化钠再生后滤池的吸附性能进行了评估,两个滤池在再生三次后仍能保持95%左右的砷去除效果。研究发现As(Ⅲ)在吸附剂表面被羟基自由基和溶解氧氧化成As(V),随后通过Fe-As络合作用去除。以HBC和Fe-HBC为吸附剂构筑的砷原位处理滤池,可以有效去除水中的微量砷,是生产安全饮用水的有效选择。(3)磁性蜂窝煤渣的制备、表征及其对水中As(Ⅲ),As(Ⅴ)的去除。煅烧过程是一种能提升吸附剂表面效率的方法。将制备好的MHBC在1000℃(空气氛/氮气氛)下进行了煅烧,并比较了MHBC和两种煅烧后的产物(MHBC(A), MHBC(N))对水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附去除效果,以及溶液的pH,吸附时间,温度,砷初始浓度以及磷酸根离子等影响。结果显示,在较高的煅烧温度和氮气氛围下MHBC (?)能被转化为新的硅酸铁产物(正硅酸铁,Fe2Si04), FTIR, XRD以及HT-XRD等表征技术也印证了这个相位上的变化。在水中,砷与有效吸附点位(FeOOH)间的配位体交换作用是通过羧基的释放建立的。吸附材料MHBC(N)对水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附去除率在pH变化很大的范围内(4-10)仍保持稳定。此外,吸附更符合二级动力学模型(R2>0.995)。水中As(Ⅲ和As(Ⅴ)在复合材料表面的吸附量随温度的升高而增加。由于竞争吸附,磷酸根离子的存在(0.01 mmol L-1或者更高浓度)对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附有强烈的抑制作用。本节研究表明,吸附材料MHBC(N)通过适当煅烧后可以有效提高其对污染水体中砷的吸附效果。(4)磁性蜂窝煤渣在柱式反应器中的应用及其对水中As(Ⅲ)的去除。随着煅烧后吸附材料在水中粘合性能的降低,尝试在柱式反应器的固定床层上应用MHBC, MHBC(A), MHBC(N)等材料来吸附水中的As(Ⅲ)。采用柱式反应器研究了煅烧后材料的吸附试验。通过表征发现,在氮气氛围下经过1000℃高温煅烧后,不仅吸附剂颗粒明显团聚,其相态也发生了变化,且饱和磁化强度也相应增加(>20 Am2 kg-1).此外,新硅酸盐在水介质中的相态催生了活性更强的铁氧化物,从而能够有效地通过配位交换作用来吸附水中的As(Ⅲ)。相反地,材料在空气氛围中煅烧后降低了饱和磁化强度(<1 Am2 kg-1),且易于形成分离的磁铁矿,石英和赤铁矿,XRD谱图也证明了这一点。柱反应器的穿透曲线可以用Thomas模型来解释,吸附的效率从大到小依次为：MHBC(N)> MHBC> MHBC(A), MHBC(N)的最大平衡吸附量(qT)达到56.07mg g-1。吸附饱和后可采用10%NaOH溶液进行有效解吸。研究显示,在柱反应器中利用煅烧优化后的磁性复合材料作为吸附剂能对水中As(Ⅲ)有较好的吸附去除效果。(5)磁性生物质炭的制备,表征及其对水中As(Ⅲ), As(V)的去除。磁性生物质炭作为一种污染物治理的多功能材料正引起人们的重视,同时合适的制备方法能大大提高其对水中污染物的去除效率。本文的最后一部分采用甜子根草秸秆或由其制备的生物质炭与Fe3+/Fe2+以化学共沉淀方法结合,随后在500℃下分别热解2小时和4小时制得磁性生物质炭,考察了其在不同操作条件下对As(Ⅲ,Ⅴ)的吸附效果。由甜子根草秸秆制备获得的磁性生物质炭(MKGB3, MKGB4)比单独的甜子根草生物质炭(MKGB1, MKGB2)具有更好的As(Ⅲ,Ⅴ)吸附能力以及饱和磁化强度(45.7 Am2 kg-1).此外,热重曲线分析揭示了材料的三个分解阶段,且MKGB3和MKGB4由于Fe3O4能够很好的分散在生物质炭中,它们在第三阶段(1000℃下)具有更多的残留质量(>60%),热稳定性也更好。As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附平衡数据比较符合Langmuir模型,四种吸附材料的吸附模拟符合程度从大到小依次为：MKGB4> MKGB3> MKGB2> MKGB1, MKGB4对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的最大吸附容量则分别为2.0 mgg-1和3.1 mgg-1。进一步研究发现,较低的pH值适合As(Ⅴ)的吸附,而As(Ⅲ)的最大吸附容量则出现在pH=8左右。砷的吸附效率随体系温度的升高而提高,这意味着吸附反应是一个吸热反应。吸附过程更符合二级动力学,表明吸附反应存在更复杂的机理。随着竞争离子强度的升高,材料对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附逐渐减弱,且P043-离子会严重抑制砷的吸附。当pH值13.5时,采用NaOH溶液进行解吸的效果最佳。本节研究表明,磁性生物质炭复合吸附材料对水中砷具有较高的吸附效果,而选择合适的制备方法对吸附剂的吸附能力有重要的影响。