蔗渣炭/氧化铁复合吸附剂的制备及其吸附As(V)的机理

梁美娜，王敦球，朱义年，朱宗强，肖 瑜，朱 林a，李欢欢a

(1.广西大学轻工与食品工程学院，南宁 530004;2.桂林理工大学a.环境科学与工程学院; b.广西岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心，广西桂林 541004)

蔗渣炭/氧化铁复合吸附剂的制备及其吸附As(V)的机理

梁美娜1，2，王敦球1，2，朱义年1，2，朱宗强2，肖 瑜2，朱 林2a，李欢欢2a

(1.广西大学轻工与食品工程学院，南宁 530004;2.桂林理工大学a.环境科学与工程学院; b.广西岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心，广西桂林 541004)

以甘蔗渣为原料，采用共沉淀法制备蔗渣炭/氧化铁复合吸附剂(BCIA)。通过静态吸附实验研究了其对As(Ⅴ)的吸附特性，用红外光谱和X射线光电子能谱对吸附前后的BCIA进行表征分析，探讨其对As(Ⅴ)的吸附机理。结果表明，BCIA的比表面积为81.94 m2/g，零点电荷pHPZC=6.2。pH值为3.0～7.0时，BCIA对As(Ⅴ)的吸附效果最佳。红外光谱分析表明，BCIA对As(Ⅴ)的吸附反应遵循准二级动力学模型，Langmuir等温吸附模型适合拟合BCIA对As(V)的等温吸附。 BCIA上具有的＝C ＝O 、—OH、—COOH等含氧官能团，可为化学吸附提供充足的吸附位点和提高BCIA的吸附能力。XPS分析表明:BCIA表面的含氧官能团如羧基 (—O—C ＝ O ，533.4 eV)、羰基 (＝C ＝ O ，530.6 eV)参与了吸附反应，氧化铁在BCIA吸附As(Ⅴ)的过程中起了关键作用，被吸附到BCIA表面上的砷主要以HAsO24－形态存在。

砷;蔗渣炭;氧化铁;砷吸附;机理

0 引言

砷具有毒性和致癌性，砷化合物通过呼吸、饮水及食物等途径进入人体，超过限量时会引起人体急、慢性砷中毒，导致皮肤癌、肺癌等多种疾病［1－2］，严重威胁着人们的健康和生命安全。目前已经开发了许多技术来降低水体中的砷含量，常用的除砷技术包括化学沉淀［3］、离子交换［4］、膜过滤［5］、吸附［6］、生物降解［7］、反渗透及电渗析等［8］。吸附法由于具有操作简单、吸附剂种类多等优点而备受关注。目前常用的吸附剂有活性炭、负载金属活性炭、活性铝、负载铁交换树脂等。吸附剂的选择是吸附法的关键，必须满足吸附容量大、吸附率高、价格低廉等要求。因此，新型、经济的除砷吸附剂成为目前研究的热点之一。

国内外已开发了一些利用农林废弃物如植物秸秆、果壳等制备低成本生物质活性炭的技术，并研究用于去除水中重金属(如铬、镉、砷等)［9－11］。文献［12］研究结果表明，金属氧化物表面的官能团能够通过表面复杂的反应或静电吸引去除水体中的重金属，铁的氧化物对As(Ⅴ)具有较好的吸附能力［13－14］，可以利用铁氧化物改性［15－16］生物质炭从而增大其对As(Ⅴ)的吸附能力。但是相关研究［17］显示，铁氧化物的絮凝性比较差，机械强度不高，所以考虑把铁氧化物和其他吸附剂结合起来，提高复合吸附剂吸附能力。

广西壮族自治区是国内最重要的甘蔗主产区和最大的蔗糖生产基地，2013年广西甘蔗产量占全国糖料产量的66%，居全国第一位。蔗渣是制糖工业的重要副产物，其质量约为甘蔗质量的25%，每生产1 t蔗糖约产生2 t甘蔗渣，其主要成分是纤维素、半纤维素及木质素，可作为制备生物质吸附剂的原料。文献［18－20］报道了用甘蔗渣制备活性炭并用于去除水中的铅、锌、铜、磷、砷等。

笔者采用硫酸亚铁浸渍改性甘蔗渣，用共沉淀法制备蔗渣炭/氧化铁复合吸附剂(bagasse biochar/ iron oxide composite adsorbent，BCIA)，研究了pH值、吸附时间对BCIA吸附As(V)的影响，以及BCIA对As(V)的吸附动力学和吸附等温线。利用红外光谱、X射线衍射和X射线光电子能谱对吸附As(V)前后的BCIA进行表征，探讨其吸附As (V)的机理。

1 实验部分

1.1 试剂与仪器

试剂:FeSO4·7H2O、NaOH、HCl、NH3·H2O、Na3AsO4·12H2O、无水乙醇，实验用水为超纯水。砷的标准溶液购自国家钢铁材料测试中心钢铁研究院，介质是体积分数为10%的HCl，母液浓度1 mg/mL，使用时用超纯水逐级稀释。

主要仪器:FS-80型原子荧光形态分析仪; EA2400II型元素分析仪;NEXUS470型傅里叶红外光谱 仪;JSM-6380LV 型扫描电子显微镜; D8ADVANCE型X射线衍射仪;OVA Station A型比表面积分析仪。

1.2 BCIA的制备

(1)将充分洗去糖分的甘蔗渣置于烘箱中在85℃下烘干，用万能破碎机粉碎后，过0.9 mm筛备用;

(2)用量筒量取1 000 mL浓度为0.15 mol/L的硫酸亚铁溶液，倒入2 L带磨砂口的广口试剂瓶中，再加入50 g由步骤(1)所得甘蔗渣，用玻璃棒搅拌均匀后，用超声波超声30 min，然后浸渍36 h;

(3)将步骤(2)产物倒入2 000 mL烧杯中，在机械搅拌下，用全自动滴定仪缓慢滴加体积比为10%的氨水溶液调节其pH值到8.5，然后将烧杯放入微波炉中，加热至85℃，过滤;

(4)将步骤(3)所得滤饼，用超纯水洗涤至洗液pH值为7.0，再将此滤饼放入装有200 mL分析纯无水乙醇烧杯中，将此烧杯置于超声波仪中超声振荡30 min，过滤;

(5)将步骤(4)所得产物置于瓷盘中在105～110℃下干燥24 h，获得甘蔗渣/氢氧化(亚)铁混合物;

(6)将步骤(5)所得甘蔗渣/氢氧化(亚)铁混合物在500℃下炭化5 h，取出、冷却、研磨，过0.154 mm筛，得BCIA。

1.3 BCIA的表征

用扫描电镜(SEM)、X射线衍射(XRD)、傅里叶红外光谱(FTIR)和X射线电子能谱(XPS)对BCIA进行表征。

1.4 吸附实验方法

分别称取0.100 g的BCIA于每个100mL聚乙烯塑料瓶中，将事先调节好pH值、体积为50 mL的含As(V)溶液分别加入到上述各塑料瓶中，再用0.1 mol/L的HNO3溶液或NaOH溶液调节pH值到设定值。盖好瓶盖、摇匀，置于水浴恒温振荡器中以200 r/min的转速振荡到设定的吸附时间。取出后置于台式离心机中以200 r/min转速离心5 min，然后用0.45μm滤膜针筒过滤器过滤上清液到小聚乙烯塑瓶料中(开始时的2～3mL液体弃去不用)。用原子荧光光谱法测定滤液中剩余As(V)的浓度，石墨炉原子吸收光谱法测定铁的浓度。

2 结果与讨论

2.1 BCIA的表征

2.1.1 扫描电镜、比表面积和元素分析 BCIA的电镜扫描结果如图1所示。可见，BCIA有比较疏松的微孔结构，颗粒大小不均匀，呈棒状和圆球形颗粒，其BET比表面积为81.94 m2/g，孔体积为26.74 cm3/g。用化学分析法测定了BCIA的铁含量为27.38%，元素分析仪测定复合吸附剂的碳、氢、氮和硫的含量分别为 55.32%、2.21%、0.25%和0.67%。

2.1.2 X射线衍射分析 X射线衍射分析结果见图2。在衍射角2θ=30.17°、35.63°和57.27°处出现的衍射峰，与Fe3O4和γ-Fe2O3的标准谱图衍射峰参数匹配，因此推测 BCIA含有 Fe3O4和 γ-Fe2O3。在低衍射角有一段较宽的、强度较弱的峰，其半峰宽较大，表明有机炭晶体化程度小。

2.1.3 FTIR分析 BCIA和直接炭化蔗渣的红外光谱分析见图3。在波数为3 436、1 631、1 384、1 111和542 cm－1处有明显的吸收峰。在1 631 cm－1的吸收峰是 ＝C＝O 双键的特征峰，而3 436 cm－1的吸收峰是—O—H的伸缩振荡峰。在1 384 cm－1出现的峰是羧基和酚基的弯曲振动，1 111 cm－1是泛频峰，表明BCIA内外表面具有大量的含氧官能团，这些含氧官能团可为化学吸附提供充足的吸附位点和提高BCIA的吸附能力。在波数为542 cm－1处的吸收峰对应的是Fe—O键，表明复合吸附剂含有氧化铁。

图1 BCIA的SEM图Fig.1 SEM result of BCIA

图2 BCIA的XRD图Fig.2 XRD result of BCIA

图3 BCIA的FTIR图Fig.3 FTIR result of BCIA

2.1.4 BCIA零点电荷(pHPZC) Zeta电位与pH关系曲线如图4所示。当溶液pH值约等于6.2时，BCIA的Zeta电位等于零，即BCIA的pHPZC= 6.2。BCIA的零点电荷低于大部分商业活性炭的零点电荷［21］和氧化铁的零点电荷［22］。这可能是因为在合成BCIA的过程中用氨水调节反应终点的pH值所致［14］。

图4 Zeta电位与pH关系曲线Fig.4 Zeta potential of BCIA as a function of pH

2.2 BCIA对As(V)的吸附特性

2.2.1 pH的影响 设定pH值分别为2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0、11.0，初始As(V)浓度为2.0和10.0 mg/L，溶液体积50 mL，BCIA质量0.100 g，进行pH的影响实验(图5)。

当pH为3.0～7.0、初始As(V)浓度为2.0 mg/L时，As(V)的去除率大于99.50%，使吸附后溶液中As(V)浓度＜10μg/L，即低于世界卫生组织《饮水水质标准》中砷的限值0.01 mg/L;当初始As(V)浓度为10.0 mg/L、pH为3.0～7.0时，As(V)的去除率大于70.0%。当pH＞7.0时，随着pH值的增大，初始As(V)浓度为10.0 mg/L溶液的As(V)去除率下降的速度较初始浓度为2.0 mg/L时的去除率下降的速度快，实验结果与Raven等［23］的研究结果相一致。

在吸附砷过程中，pH是重要的影响因素之一。在以活化赤泥为吸附剂除砷的研究中［24］，当pH值为4时，砷的去除率最大;当以颗粒活性炭/氧化铁为吸附剂吸附砷时，pH值范围是2～6，去除率接近100%［25］。主要是因为溶液pH值不仅影响砷的存在形态，而且影响BCIA表面电荷的性质。在不同的pH值下，砷在水溶液中存在形态的分布系数如图6所示。可见，在pH值为3.0～7.0时，溶液中的砷主要以砷酸二氢根(H2AsO)和砷酸氢根(HAsO)存在。本实验测出BCIA的零点电荷pHPZC=6.2，当溶液pH值低于pHPZC时，BCIA表面带正电荷，推测表面电荷将诱导BCIA与周围水相中的带电离子产生静电吸引，有利于吸附。当初始pH值为7.0～11.0时，溶液中的砷主要以砷酸氢根(HAsO)存在，而此条件下BCIA表面带负电荷，不利于砷的吸附。

图5 pH值对砷吸附的影响Fig.5 Effect pH on the removal rate of As(V)

不同pH值的吸附平衡溶液中总铁的浓度列于表1。吸附平衡溶液的pH值均比初始pH值稍有降低，初始pH为2.0和3.0时总铁浓度分别为2.83和0.47 mg/L，其他pH值时的总铁浓度均低于0.1 mg/L，低于《钢铁工业水污染物排放标准》(GB 13456—2012)中铁含量≤10 mg/L的限值，不会造成二次污染。

2.2.2 吸附时间的影响 设定温度(25±1)℃，BCIA加入量为0.100 g，初始As(V)浓度为2.0和10.0 mg/L，溶液体积为50 mL，溶液pH=5.0，考察吸附时间的影响。

图6 砷在水中分配系数图(I=0.01 mol/L) Fig.6 Speciation diagram of arsenic as function of pH

由图7可见，BCIA对As(V)的吸附反应是快速反应。当初始As(V)浓度为2.0 mg/L时，在0.33 h内，BCIA对As(V)吸附量是饱和吸附量的94%，吸附平衡时间是6 h。当初始As(V)浓度10.0 mg/L时，在0.33 h内，BCIA对As(V)吸附量约是饱和吸附量的62%，吸附平衡时间为8 h。可知，在低的初始As(V)浓度下，容易达到吸附平衡，推测低浓度时砷酸阴离子能通过静电引力在数分钟或数小时内快速到达吸附剂的吸附点位，然后扩散到吸附剂颗粒或晶体微孔中，发生表面络合作用并使基团结构进行重组。高浓度时，静电吸引和扩散过程缓慢，导致达到吸附平衡的时间较长。

图7 吸附时间对砷吸附的影响Fig.7 Effect of reaction time on arsenic sorption onto the BCIA

表1 pH对吸附剂铁溶出的影响Table 1 Effect of pH on iron dissolve from adsorbent

2.2.3 吸附动力学模型 为了探讨吸附机理，运用准一级动力学方程、修正准一级动力学方程、准二级动力学方程和颗粒内膜扩散方程对实验数据进行拟合 (图8)，拟合参数列于表2。

①准一级动力学模型［26］

求积分的边界条件是:当t=0时，qe=0，而且当时间为t时，qe=qt。可求出其积分形式为

式中:qe和qt分别是吸附平衡时和吸附过程中的任一时间吸附质在吸附剂上的吸附量，mg/g;t是吸附时间，min;k1是平衡吸附速率常数，min－1。将方程(2)变换得到其线性形式为

以ln(qe－qt)对时间t作一条不经过原点的直线，斜率是 －k1，直线的截距是ln qe。求出的k1和qe的值列于表2中。可见，初始砷浓度为2.0和10.0 mg/L时，准一级动力学模型拟合的相关系数R2为0.831和0.851，k1分别为0.004 77和0.007 93 min－1，结果说明实验数据与准一级动力学模型不一致。

②修正准一级动力学模型［27］

准一级动力学方程(1)中的平衡吸附速率常数k1可用修正准一级动力学方程吸附速率常数K1(min－1)表达:

图8 动力学模型拟合曲线Fig.8 Kinetics for arsenic sorption onto the BCIA

表2 吸附动力学模型拟合参数Table 2 Parameters of kinetic for arsenic sorption onto BCIA

当qt＜qe时，式(4)表明达到吸附平衡时速率常数k1最大。可导出修正准一级动力学模型的微分方程:

方程(5)又可以变换成下面的形式:

方程(6)求积分的边界条件是吸附时间t∈(0，t)，在吸附过程中，固相中的吸附质浓度从0增加到qt，求出其积分形式如下:

如果吸附过程可以用修正准一级动力学方程(7)表述，用数据点qt/qe+ln(qe－qt)为纵坐标，对应的时间t为横坐标作线性回归。求出的K1和qe的值列于表2中。初始砷浓度为2.0和10.0 mg/L时，修正准一级动力学模型拟合的相关系数分别为0.895和0.832，qe分别为0.102和1.520 mg/g，与实验吸附量相差甚远。此结果表明，不能用修正准一级动力学模型拟合实验数据。

③准二级动力学模型方程［28］

方程(8)求积分的边界条件是t=0，qe=0;t=t，qe=qt，求出其积分形式为

式中:k2是准二级动力学模型方程的平衡速率常数，g/(mg·min)。由式(9)可得其线性表达式如下:

当t=0时，初始的吸附速率可定义为h(mg/(g· min))［29］

以t/qt为纵坐标，以t为横坐标作线性回归，则初始吸附速率h、平衡吸附速率常数k2、平衡吸附量qe，可分别由直线的截距和斜率求得。计算出准二级动力学模型方程的相关系数R2为0.998～0.999，吸附平衡常数k2和初始吸附速率h分别在0.011～0.417 g/(mg·min)和 0.452～0.541mg/(g·min)(表2)。计算得到的qe与实验得到的平衡吸附容量相当。因此，准二级动力学模型方程可以拟合As(V)在BCIA上的吸附动力学过程。

④颗粒内膜扩散动力学模型方程

该方程假设薄膜扩散可忽略不计，只有颗粒内膜扩散是控制吸附的主要步骤。大量实验发现吸附量与吸附时间之间存在函数关系，最常见的吸附过程是:吸附量的变化与吸附时间t1/2的变化成比例关系［30］。颗粒内膜扩散动力学模型方程的表达式为

式中:Kd是颗粒内膜扩散模型方程速率常数，mg/(g·min1/2)。根据方程(12)，当吸附机理是颗粒内膜扩散时，以qt对t1/2作图，应是一条以Kd为斜率、以C为截距的直线。经线性回归，求出其扩散速率常数Kd和相关系数R2(表2)。颗粒内膜扩散速率常数Kd值的大小为0.002 27～0.040 5 mg/(g·min1/2)，相关系数R2在0.805～0.831。结果表明，颗粒内膜扩散动力学模型不适合拟合动力学实验数据。

2.2.4 等温吸附线 BCIA质量为0.100 g，初始As(V)浓度分别为0.5、1.0、2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、8.0、10.0、12.0、15.0 mg/L，溶液体积为50 mL，溶液pH=5.0，在25和35℃下，研究了BCIA对As(V)的等温吸附实验，结果如图9所示。应用Origin 8.0软件，设置置信度为95%，用Langmuir吸附模型方程和Freundlich吸附模型方程ln拟合，计算出模型参数，列于表3。

可见，在25和35℃时，随着平衡As(V)浓度的增加，As(V)的吸附量增大。由表3可见，Langmuir吸附模型方程拟合的相关系数R2分别为0.998(25℃)和0.998(35℃)。Freundlich吸附模型方程拟合的相关系数R2分别为0.981(25℃)和0.956(35℃)。结果表明，Langmuir吸附模型能更好地拟合BCIA吸附As(V)的等温线。BCIA对As (V)的最大吸附容量 qm分别为3.61(25℃)和3.85(35℃)mg/g。未改性的蔗渣炭在25℃时对As(V)的最大吸附量为0.29mg/g，BCIA对As(V)的最大吸附容量是直接炭化蔗渣对As(V)的最大吸附容量(0.29 mg/g)的12倍，表明氧化铁能提高BCIA对As(V)的吸附能力。As(V)的吸附量随温度的升高而增大，说明吸附温度对BCIA吸附As (V)有较大影响。BCIA对As(V)的吸附量是文献［31］研究的纳米碳铁复合物对As(V)的最大吸附量(1.8 mg/g)的2倍。

表3 Langmuir和Freund lich等温吸附模型参数Table 3 Parameters of Langmuir and Freundlich model of As(V)adsorption on the BCIA at different temperatures

图9 等温吸附线Fig.9 Adsorption isotherms of As(V)on the BCIA at different temperatures

2.2.5 吸附机理 设置实验温度为(25±1)℃、溶液pH=5.0、初始As(V)浓度为20.0 mg/L，将达到吸附平衡的样品溶液过滤，用超纯水洗涤BCIA，烘干，即得吸附As(V)后的BCIA样品。

①红外光谱分析。BCIA吸附As(V)前后的红外光谱如图10所示。吸附As(V)之后，在3 436、1 631、1 111和542 cm－1处的吸附峰有明显的变化。3 436 cm－1处的—O—H的伸缩振荡峰向低值变化，在1 630 cm－1波数处的变化是 ＝C＝O双键的伸缩振动，包括共轭的二元酮、羰基羧酸酯和醌 (1 550～1 680 cm－1)等，1 384 cm－1的羧基和酚基的弯曲振动峰的强度变弱，1 111 cm－1处的泛频峰消失，542cm－1处的Fe—O峰向高值偏移，表明＝C＝ O 、—OH、—COOH和Fe—O键都参加了吸附反应。

图10 吸附砷前后BCIA的FTIR图Fig.10 FTIR spectra of BCIA before and after adsorption As(V)

②XPS分析。BCIA吸附As(V)前后的XPS全能谱图如图11所示。在结合能为45.0 eV处有As3d轨道特征峰，其位置与Moulder等［32］的研究结果一致。研究表明，吸附As(V)之后的BCIA上有As元素。利用XPS PEAK软件对吸附前后的O1s和C1进行分峰拟合，拟合结果如图12所示。在结合能为284.8 eV处的峰是碳氢化合物的C1s峰。吸附砷前后的C1s，C—C和 C＝C没有偏移现象，表明BCIA中的碳没有参与吸附过程。吸附砷前后BCIA的O1s谱峰由531.2 eV偏移到532.1 eV，说明 BCIA表面的含氧官能团如羧基氧(—O—C ＝O ，533.4 eV)、羰基氧(＝C＝O，530.6 eV)参与了吸附。在531.3 eV处出现的峰是羟基连着金属键(M—OH)［33］。吸附砷后，531.3 eV处出现的M—OH峰面积减少，表明复合吸附剂表面羟基参与了吸附反应［34］。

吸附砷后BCIA的砷的分峰拟合结果如图13所示，结合能为45.0、45.3和46.2 eV处有3种不同形态的砷峰，但在45.3 eV处的峰面积最大。据报道［35］，As(V)不同化学态的结合能如下:AsO34－，44.9 eV;HAsO24－，45.5eV;H2AsO4－，46.7eV，说明被吸附到BCIA的砷主要以砷酸氢根(HAsO24－)形态存在。这主要是因为一旦形成表面化合物，H2AsO4－即变成HAsO24－。

2.2.6 BCIA的解吸再生和循环使用 对进水As (V)浓度为1.0 mg/L、pH 6.8、进水流量为2.0 mg/L的BCIA柱吸附As(V)实验，达到吸附衰竭点后，用1 mol/L EDTA溶液进行再生实验，再生液流量为2.0 mL/min，再生进水方向和柱吸附进水方向均为自上而下，再生后的吸附柱循环吸附。

图11 BICA吸附As(V)前后的XPS全谱图Fig.11 XPS result of the BICA before and after adsorption As(V)

图12 吸附As(V)前后O1s、C1s分峰拟合图Fig.12 Sub-peak fitted spectra of O1s and C1s of BICA before and after adsorption As(V)

图14是BCIA再生出水中As(V)浓度随再生时间的变化情况。可知，EDTA对BCIA的再生非常有效，在再生溶液的pH值下，As(V)多以中性H3AsO4的形态存在，因此，很容易从吸附剂上洗脱出来，经288 min再生后，再生液中As(V)浓度小于10μg/L。

由表4数据可见，每经过1次解吸，由Thomas模型计算获得的吸附量都有一定程度的降低，解吸率也逐步下降，这可能是因为再生溶液破坏了吸附剂的结构及其表面物化性质。经过2次解吸后，第3次吸附的吸附量是第1次吸附量的36.92%，BCIA的再生利用效率较低，不适合多次循环使用。

图13 BICA吸附As(V)后As 3d分峰拟合图Fig.13 Sub-peak fitted spectra of As after BICA adsorption As(V)

图14 再生过程中出水As(V)浓度与再生时间的关系曲线Fig.14 Relationship between As(V)concentration and regeneration time

表4 BCIA的再生循环实验结果Table 4 Results of recycling experiment of BCIA

3 结论

(1)FTIR分析表明 BICA有羟基、羧基和Fe—O键;XRD分析表明，BICA中的铁主要以Fe3O4和γ-Fe2O3形式存在;

(2)吸附 As(Ⅴ)的最佳 pH范围为3.0～7.0，当初始As(V)浓度为2.0 mg/L时，BICA对As(V)去除率大于99.50%，使吸附之后溶液中的砷含量低于10μg/L，即低于世界卫生组织《饮水水质标准》中砷的限值0.01 mg/L。pH 2.0～11.0时，溶液中的总铁浓度低于2.83 mg/L，不会造成二次污染。

(3)准二级动力学模型方程拟合的相关系数R2=0.998～0.999，适合拟合As(V)在BICA上的动力学过程。

(4)25和35℃下，Langmuir吸附模型的相关系数R2均为0.998，饱和吸附量分别为3.61和3.85 mg/g。

(5)红外光谱分析表明复合吸附剂上的＝C＝O、—OH、—COOH等含氧官能团可为化学吸附提供充足的吸附位点和提高复合吸附剂的吸附能力。XPS分析表明BICA表面的含氧官能团如 羧 基 (—O—C ＝O ，533.4 eV)、 羰 基(＝C ＝O ，530.6 eV)参与了吸附过程，氧化铁在吸附过程中起了关键作用，BICA表面的砷主要以HAsO24－形态存在。

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Preparation of bagasse biochar/iron oxide com posite adsorbent and its adsorption mechanism of As(Ⅴ)from aqueous solution

LIANG Mei-na1，2，WANG Dun-qiu1，2，ZHU Yi-nan1，2，ZHU Zong-qiang2，XIAO Yu2，ZHU Lin2a，LIHuan-huan2a
(1.College of Light Industry and Food Engineering，GuangxiUniversity，Nanning 530004，China;2.a.College of Environmental Science and Engineering;b.Guangxi Collaborative Innovation Center for Water Pollution Control and Water Safety in Karst Area，Guilin University of Technology，Guilin 541004，China)

Bagasse Biochar/Iron Oxide Composite Adsorbent(BCIA)was prepared from sugarcane bagasse by precipitation method．The adsorption capacity for As(Ⅴ)on the BCIA wasmeasured in a series of batch adsorption experiments．The adsorption mechanism of As(Ⅴ)from aqueous solution onto BCIA was investigated using Fourier Transform Infrared Spectroscopy(FTRI)and X-ray Photoelectron Spectroscopy(XPS)．The results show that the Specific surface area of BCIA is 81.94 m2/g，and the point of zero charge values of BCIA was 6.2．The pH range for optimal As(Ⅴ)adsorption was between 3.0 and 7.0．The adsorption process followed the pseudo-second ordermodel．The As(Ⅴ)adsorption isotherm could be well fitted with the Langmuir model．The FTIR anslysis indicated that the oxygen-containing functional groups presented abundantly on the external and internal surfaces of BCIA，which could provide numerous chemical sorption sites and thereby increased the sorption capacity of BCIA．XPS analysis showed that oxygen-containing functional groups，carboxyl oxygen (—O—C ＝O ，533.4 eV)and carbonyl oxygen(＝C ＝ O，530.6 eV)were involved in adsorption．Iron oxide in BCIA played the key role in the As(Ⅴ)adsorption process．The As(V)adsorbed on BCIA surface existed mainly as HAsO．

arsenic;bagasse biochar;iron oxide;arsenic(Ⅴ)adsorption;mechanism

X52

:A

2016－07－12

国家自然科学基金项目 (21367010);广西科技开发项目 (桂科攻14124004－3－3);广西自然科学基金项目(2014GXNSFBA118054)

梁美娜 (1974—)，女，博士研究生，研究员，研究方向:环境化学、环境功能材料的制备及应用，liangmeinaa@ 163.com。

王敦球，博士，教授，wangdunqiu@sohu.com。

梁美娜，王敦球，朱义年，等．蔗渣炭/氧化铁复合吸附剂的制备及其吸附As(V)的机理［J］．桂林理工大学学报，2016，36(4):754－764．

1674－9057(2016)04－0754－11

10.3969/j．issn.1674－9057.2016.04.018