-
全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulfonate ，PFOS）是一种典型的全氟化合物，具有持久性、生物累积性和高毒性，2009年5月被增列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》的名单中[1]。PFOS的大量生产和超稳定结构导致其在环境中持续累积，一些受污染场地的地下水中PFOS浓度可达到mg·L−1的水平[2-3]。研究发现接触PFOS可能对人体发育和生殖产生负面影响，甚至在低浓度情况下（10—15 ng·L−1）就可能存在人类健康风险[4]。由于PFOS在水中有较高的溶解度和稳定的化学结构，传统的生物处理工艺无法有效去除水中的PFOS[5-7]。吸附则是一种经济有效去除水中污染物的方法，PFOS在离子交换聚合物[8]、活性炭[9-10]、壳聚糖分子印迹聚合物[11]和树脂[12]等吸附剂上的吸附研究均有报道。
碳纳米管（carbon nanotubes，CNTs）是一种具有高稳定性和较强吸附性的纳米材料，由于其从废水中去除各种有机和无机污染物的突出能力而引起广泛关注[13-17]。近年来，许多研究集中在有机污染物在碳纳米管上的吸附[18-20]。Zhou等[21]研究发现，碳纳米管可以吸附高浓度的PFOS；Li等[22- 23]发现，由于受到了碳纳米管中氧含量的影响，电化学辅助增强了碳纳米管对PFOS的吸附。碳纳米管主要分为单壁碳纳米管（SWCNTs）和多壁碳纳米管（MWCNTs），SWCNTs是由单层石墨烯卷成柱状无缝管体而成，MWCNTs可看作由多层石墨体同轴套构而成。而双壁碳纳米管是最简单的多壁碳纳米管，将SWCNTs的形态和柔韧性与MWCNTs的物理化学阻力结合在一起，因此被认为是“碳纳米管”最好的模式[24-25]。Chen等[26]研究了3种碳纳米管对PFOS的吸附情况，其吸附能力依次为：DWCNTs>SWCNTs>MWCNTs。DWCNTs一般以纳米颗粒悬浮在水中，吸附后如何将其有效地从水环境中分离出来是值得研究的问题，而填充磁性纳米颗粒的吸附剂因具有磁性便于分离和收集，可以很好地解决这一问题[27]。
本研究采用化学沉淀法制备了磁性铁氧化物修饰的双壁碳纳米管复合材料，研究了磁性双壁碳纳米管（magnetic double-walled carbon nanotubes, m-DWCNTs ）在不同pH和吸附剂投加量的情况下对低浓度PFOS的吸附影响，同时对m-DWCNTs进行表征以及吸附动力学和等温线模型的拟合，并初步探讨其吸附机理，为后续研究纳米材料处理水中的有机污染物提供了借鉴和参考。
-
主要仪器：液相色谱-串联四极杆质谱联用仪，Waters_TQS(沃特世科技（上海）有限公司)； 气浴恒温振荡器，THZ-92B（青岛明博公司）；漩涡振荡器，Vortex3（IKA公司）；低速离心机，LXJ-IIB（上海安亭科学仪器厂）；180 mm透明玻璃干燥器（广州锂阁公司）；超声波清洗器，2150T（上海安谱科技有限公司）。
主要试剂：全氟辛烷磺酸（PFOS，纯度≥98%，Sigma-Aldrich公司）；甲醇（HPLC，上海安谱实验科技股份有限公司）；双壁碳纳米管（DWCNTs，纯度≥60%，直径：2—4 nm，长度：—50 μm, Macklin公司）；氯化铁（FeCl3，纯度:98%，Alfa Aesar公司）；氯化亚铁（FeCl2，纯度：99.5%，Energy-Chemical公司）。
-
PFOS采用液相色谱-串联四极杆质谱联用仪测定。色谱柱为Waters HSS C18 （2.1 mm×100 mm，0.17 μm）；柱温：38 ℃；进样体积：2.0 μL；总流速：0.3 mL·min−1；流动相分为A、B两相，A：0.1%甲酸水溶液，B：甲醇溶液，梯度洗脱条件：0—1 min，30% B；1.1 min，100% B；1.1—5 min，100% B；5.1 min，30% B；5.1—7 min，30% B。质谱电离方式：电喷雾离子源（ESI）；负离子模式；源温度120℃；毛细管电压3.0 kV；干燥N2温度为250 ℃；雾化器流速为800 L·h−1；干燥气流速6 L·min−1；实验采用多反应监测模式（MRM）；实验定量离子对PFOS，m/z=499/80。
-
（1）纯化
将1 g原DWCNTs和100 mL混酸[
V(浓HNO3) ：V(浓H2SO4) =1:3]置于500 mL锥形瓶中，超声处理2 h，使DWCNTs分散在酸溶液中。将混合物置于恒温磁力搅拌器中，55 ℃下搅拌6 h后，自然冷却至室温。用0.45 μm滤膜过滤冷却后的溶液，用去离子水和乙醇反复洗涤，直至滤液pH值接近7。收集滤膜上的黑色物质，65 ℃烘箱中干燥24 h后研磨过100目筛，即得纯化双壁碳纳米管（p-DWCNTs），放入干燥器备用。（2）磁化
称取0.6 g纯化后的DWCNTs、0.8 g FeCl3和1.2 g FeCl2，并将其置于500 mL平底烧瓶中，加入200 mL去离子水。将混合物超声处理1 h，然后缓慢加入浓度为25 %的氨水溶液，将混合溶液pH值控制在10左右，使铁氧化物沉积在p-DWCNTs上。置于磁力搅拌器中，在55 ℃下搅拌2 h后进行冷却至室温。用0.45 μm滤膜过滤冷却的溶液，去离子水和乙醇反复洗涤，清洗至滤液的pH值接近7，收集滤膜上的黑色物质，65 ℃下烘干24 h后研磨过100目筛，即得磁性双壁碳纳米管（m-DWCNTs），放入干燥器备用。
-
采用扫描电镜（SEM，ZEISS Gemini 300）观察样品的表面形貌；采用X射线衍射（XRD，D8A）检测吸附剂的晶型；采用红外光谱（FTIR，Thermo Scientific Nicolet iS5）分析吸附剂的波峰；采用振动样品磁强计（VSM，MPMS XL-7）测定吸附剂的磁性能。
-
将40 mL不同初始浓度的PFOS溶液加入到含有一定量 m-DWCNTs的50 mL聚丙烯离心管中，滴加0.1 mol·L−1的HCl和NaOH调节溶液的pH，将离心管置于25 ℃和200 r·min−1条件下的恒温振荡器中，震荡反应一定时间后，静置1 h后用0.22 μm聚丙烯微孔滤膜过滤，过滤后取1 mL滤液测定其中PFOS的含量，计算m-DWCNTs对PFOS的吸附量qe。分别研究吸附时间、初始浓度、吸附剂投加量和pH对m-DWCNTs吸收PFOS的影响。实验条件分别为：(1)设定吸附时间为1、2、4、8、12、24、36、48、60、72、96 h，其他实验条件同上述；（2）设定初始浓度为1、5、10、20、50、100、200、400 μg·L−1，其他实验条件同上述；（3）设定吸附剂投加量为1.5、5、10、15、20、40 mg，其他实验条件同上述；（4）设定pH值为2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0，其他条件同上。所有实验重复3次，取其平均值进行分析.
-
（1）PFOS的去除率和吸附量
根据公式（1）计算其去除率η（%），公式（2）计算其吸附量
qe（ mg·g−1） ，计算公式如下：式中，
C0 -吸附质的初始浓度，mg·L−1；Ce -平衡时吸附质的浓度，mg·L−1；m-吸附剂的质量；V-吸附质溶液的体积，L。(2)吸附动力学和等温线模型
吸附动力学研究吸附过程中吸附量随时间变化的趋势，是吸附行为研究的重要组成部分。分别用准一级动力学模型、准二级吸附动力学模型、颗粒内扩散模型和Elovich模型就m-DWCNTs对PFOS的吸附进行拟合。计算方程如公式3—6所示：
式中，K1-反应速率常数，h−1；t-时间，h；qe-吸附平衡时吸附剂对吸附质的吸附量，mg·g−1；qt-t时刻吸附剂对吸附质的吸附量，mg·g−1；K2-反应速率常数，g·mg−1·h−1；Kd-粒子内扩散速率常数，mg·g−1·h1/2；C-与边界层厚度有关的常数，mg·g−1；a-表示初始吸附速率，g·mg−1·h−1；b-解析常数，g·mg−1。
吸附等温线是在一定温度条件下，用来描述达到吸附平衡时的浓度和吸附量之间函数关系的曲线，目前常用的吸附等温线模型有Langmuir 模型和Freundlich模型（公式7、8）：
式中，KL—Langmuir 常数，L·mg−1；Ce-吸附平衡时吸附质的浓度，mg·L−1；qe-吸附平衡时吸附剂的吸附量，mg·g−1；qm-吸附剂的最大吸附量，mg·g−1； 1/n-不均匀性因数；KF-Freundlich 常数，
(mg⋅g−1)⋅(L⋅mg−1)1/n .（3）数据分析
实验数据经Office 2019处理后，使用Origin 9.0、Prism 8.0 进行模型拟合和绘图。
-
图1为纯化后DWCNTs（p-DWCNTs）和磁化后DWCNTs（m-DWCNTs）的SEM扫描电镜图。由图可知，p-DWCNTs呈相互缠绕的管状结构，表面相对比较光滑，无明显附着物。而经铁修饰后的m-DWCNTs管状结构没有发生变化，但管状结构上附着大量粒径很小的颗粒，表面明显粗糙，初步可判断磁性粒子已经成功负载在p-DWCNTs的外壁上。
图2是p-DWCNTs（a）和m-DWCNTs（b）的傅里叶红外光谱图。由图2可知，p-DWCNTs在3441、2928、2845、1621、1149 cm−1都有特征峰。1621 cm−1处的振动峰是芳香族C=C的伸缩振动所引起的，表明了碳纳米管石墨结构的存在[28]。2845 cm−1和2928 cm−1处为饱和烃类C—H的伸缩振动特征峰，1149 cm−1为C—H的弯曲振动峰。同时可以看出在1791 cm−1的吸收峰，对应的是C=O的伸缩振动峰，说明在p-DWCNTs和m-DWCNTs表面上都存在羧基基团。与p-DWCNTs相比，磁化后的DWCNTs在568 cm−1附近增加了Fe—O键的伸缩吸收峰，表明有可能是铁氧化物包覆在碳纳米管的表面上。Zhao等[29]指出，与原碳纳米管相比，由于存在磁性氧化材料，磁化后的碳纳米管的表面可能部分被磁性氧化物覆盖，磁性氧化物显著影响碳纳米管的表面性质。
图3是p-DWCNTs和m-DWCNTs的X射线衍射（XRD）结果。p-DWCNTs的特征衍射峰位于2θ=26.46°和42.44°，对应了石墨的（002）和（100）晶面，表明碳纳米管中存在C-C结构，而p-DWCNTs经过磁化后，石墨（100）晶面对应的衍射峰消失或者强度变得非常弱，（002）晶面对应的特征峰相对于p-DWCNTs也降低了很多。m-DWCNTs对应曲线的特征衍射峰和和Fe3O4的衍射峰一致，2θ=30.065°、35.412°、43.037°、53.389°、56.912°、62.495°和73.928°分别对应于Fe3O4的晶面（220）、（311）、（400）、（422）、（511）、（440）和（533），说明磁性铁氧化物已经成功负载在DWCNTs上。
m-DWCNTs的磁滞回线如图4所示，可以看出m-DWCNTs的矫顽力和剩磁力均为0，说明m-DWCNTs具有超顺磁性，意味着m-DWCNTs复合材料吸附后能够有效分离以及再利用。对m-DWCNTs的表征结果显示磁性纳米颗粒（Fe3O4）已经成功地包覆在碳纳米管的表面。另外，由图4中的实物可以看出，左边m-DWCNTs能够很好地被磁铁吸引，而右边的p-DWCNTs则悬浮分散在水环境中，这表明经过Fe3O4修饰后的m-DWCNTs在外加磁场作用下具有良好的磁分离效果，可以快速实现固液分离。Zhao等[29]通过用MnCl2和FeCl3制成的磁性碳纳米管的饱和磁化强度仅为10.8 emu·g−1；Xue等[30]用Cu2+、Mn2+、 Ni2+和Zn2+分别与Fe3+混和制备的磁性碳纳米管饱和磁化强度最高的仅为0.65 emu·g−1；而本实验中，室温下m-DWCNTs的饱和磁化强度为66.07 emu·g−1（图4），比Zhao和Xue等[29-30]所制得的磁性碳纳米管的磁性较强，更易实现固液快速分离。
-
图5为磁化前后DWCNTs对PFOS吸附量随时间的变化情况，磁化后m-DWCNTs对PFOS的吸附量比未磁化的p-DWCNTs吸附量大，吸附性能显著提升，吸附量从0.28 mg·g−1增长至0.65 mg·g−1，去除率从40.36%增长至85.14%。
图6显示了接触时间对m-DWCNTs吸附PFOS的影响。PFOS在m-DWCNTs的吸附过程可分为2个阶段，0—48 h内PFOS吸附量随着吸附时间的延长而快速上升，吸附率最快；随后在48—96 h基本维持在平衡状态，PFOS浓度没有明显变化，吸附量基本维持在0.65 mg·g−1。这是因为在前48小时内，m-DWCNTs表面上拥有大量空余的吸附位点，可以迅速地与溶液中PFOS分子相结合；在48 h之后可供PFOS吸附的位点数大大减少，导致后期吸附速率降低。
为了进一步探讨PFOS在m-DWCNT上的吸附机理，对实验数据进行拟合，拟合参数见表1。结果表明，准一级动力学和准二级动力学与实验数据都吻合得比较好，但准二级动力学模型具有更高的相关系数R2>0.98，并且拟二级动力学得到的qe值更加接近于实验结果。准二级动力学吸附模型是基于化学吸附的假设，所以可以推断出该吸附过程可能存在化学吸附[31-32]。
由表1的扩散模型拟合可知，第一阶段R2>0.95，大于第二阶段的R2。表明在初始扩散阶段模型能够较好地描述m-DWCNTs对PFOS的吸附过程，在第一阶段，PFOS通过颗粒外部扩散过程传输到吸附剂的外表面，之后是渐进的吸附过程，PFOS扩散到吸附剂的表面孔内[33-34]；随着吸附过程进入第二阶段，由于PFOS含量变低，颗粒内扩散开始减缓。因此，颗粒外部扩散和粒子内扩散同时影响m-DWCNTs对PFOS的吸附。而Elovich模型的R2<0.95与其他模型相比较小，说明Elovich模型相比之下无法很好地描述m-DWCNTs吸附PFOS的动力学行为[35]。
-
m-DWCNTs对PFOS的吸附等温线如图7所示。可以看出，随着平衡浓度的增加，吸附量qe先呈上升趋势然后逐渐趋于平缓。当平衡浓度为3.92—298.32 μg·L−1时，吸附量从0.04 mg·g−1增长到1.26 mg·g−1；当平衡浓度为560.94—1494.54 μg·L−1时，吸附量达到平衡，无显著变化，随着PFOS的浓度增大，m-DWCNTs对PFOS的吸附量趋于平衡。
为进一步研究m-DWCNTs对PFOS的吸附机理，分别采用Langmuir和Freundlich等温吸附模型对等温吸附试验数据进行拟合。Langmuir模型适用于吸附材料对吸附质的单分子层吸附，而Freundlich模型适用于吸附材料对吸附质的多分子层吸附。拟合参数如表2所示，因为Langmuir模型的线性拟合参数R2大于Freundlich模型的线性拟合参数，R2>0.9，表明m-DWCNTs对PFOS的吸附更符合Langmuir模型。由Freundlich模型拟合参数n=2.8879>1，KF和n值都为正值，表明对PFOS的吸附过程为优惠吸附，吸附性能较好[36]。再由Langmuir拟合模型可知m-DWCNTs对PFOS有可能以单分子层吸附为主，吸附发生在吸附剂表层内的特定均匀位置。最大吸附量高达1.54 mg·g−1。
-
吸附剂的用量对m-DWCNTS吸附PFOS也有一定的影响，并非吸附剂用量越多越好，吸附剂用量越多可能会造成吸附剂表面吸附位点剩余，而吸附剂用量较少时可能导致吸附不完全。吸附剂用量对m-DWCNTS吸附PFOS的影响如图8所示。从图8可知，当m-DWCNTs的用量从1.5 mg增加到40 mg时，去除率从22.67%增长至84.36%，吸附量从1.80 mg·g−1降低至0.24 mg·g−1。吸附量
qe 随吸附剂用量的升高而降低可能是因为随着投加量的增加，吸附位点增加，吸附位点数量多于PFOS的含量，吸附位点未得到充分利用，致使吸附剂投加量越高得到的单位吸附量越小[37]。而根据公式(1)可知去除率与吸附在吸附剂上PFOS的浓度成正比，随着吸附剂用量的增加，表面有效吸附位点也在增加，从而导致了PFOS去除率的增加。 -
pH是控制m-DWCNTs吸附PFOS过程的重要参数之一。图9表明，pH值从2.0增至9.0，吸附量qe逐渐降低，从0.35 mg·g−1降至0.07 mg·g−1。表明静电相互作用有可能参与了PFOS在m-DWCNTs上的吸附。由于m-DWCNTs在所研究的pH范围内带负电，又因为PFOS的pKa较低（-3.27），PFOS在溶液中也以阴离子的形式存在，因此m-DWCNTs和PFOS的阴离子产生静电排斥作用。在低pH值下，m-DWCNTs表面由于质子化而带正电荷，与带着负电荷的PFOS产生了静电吸引[38]。随着pH值的升高，质子化作用减弱，m-DWCNTs表面上的负电荷也逐渐增多，静电斥力阻止了PFOS接近m-DWCNTs表面，导致了吸附量的逐渐降低。研究发现，氧化铝[39]、活性炭[40]、壳聚糖[41-42]等材料对PFOS的吸附都涉及静电作用；钟伟民等[43]发现，磁性分子印迹材料对PFOS的吸附主要为静电作用；郭盼盼等[44]也认为磁性壳聚糖对PFOS的吸附存在静电作用；Stebel等[45]发现可膨胀有机改性二氧化硅对PFOS的吸附主要为静电作用和离子交换作用；Cao等[46]发现基于碳纳米管的分子印迹聚合物对PFOS的吸附作用主要为静电作用和氢键作用。今后可对m-DWCNTs对PFOS的吸附机理开展进一步研究，例如对吸附前后的m-DWCNTs进行表征，对其所含元素、官能团及化学键等的变化进行分析等。
-
磁性DWCNTs对PFOS具有良好的吸附性能，从对m-DWCNTs的表征和不同实验条件下磁性DWCNTs吸附PFOS的结果可以得出以下结论：
(1) 纯化后的DWCNTs经过磁化后，改善了DWCNTs的表面性质。m-DWCNTs的表征观察证明了Fe3O4成功负载在DWCNTs上，并且具有超顺磁性，饱和磁化强度为66.07 emu·g−1，便于从水环境中快速分离。
(2) 用准二级动力学方程和Langmuir模型能较好地拟合PFOS在m-DWCNTs上的吸附过程，说明m-DWCNTs对PFOS的吸附可能是以化学吸附和单分子层吸附为主。
(3) 磁性DWCNTs吸附PFOS的去除率随着吸附剂用量的增加而增加，但吸附量随着吸附剂用量的增加而减少，当吸附剂投加量增加到40 mg，去除率可达84.36%。
(4) 磁性DWCNTs吸附PFOS的吸附机理与静电作用相关，在低pH值下，静电吸引作用有利于m-DWCNTs对PFOS的吸附，在高pH值下，静电排斥不利于PFOS在m-DWCNTs上的吸附。
磁性双壁碳纳米管（m-DWCNTs）对水中全氟辛烷磺酸（PFOS）的吸附
Adsorption of perfluorooctane sulfonate (PFOS) in water by magnetic double-walled carbon nanotubes (m-DWCNTs)
-
摘要: 本文以双壁碳纳米管（double-walled carbon nanotubes ，DWCNTs）为基础材料，通过化学沉淀法制备了磁性双壁碳纳米管（magnetic double-walled carbon nanotubes ，m-DWCNTs），研究了pH和吸附剂投加量对全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulfonate ，PFOS）的吸附影响。采用扫描电镜（SEM）、傅里叶红外光谱（FTIR）、X射线衍射（XRD）和VSM对吸附前后的m-DWCNTs进行了观察，并进行了吸附动力学模型和等温线模型拟合。结果表明，磁化后的双壁碳纳米管包覆了铁的氧化物，出现了Fe3O4的特征衍射峰，具有超顺磁性，饱和磁化强度为66.07 emu·g-1。m-DWCNTs对PFOS的吸附更符合准二级动力学方程（R2＞0.95）和Langmuir等温吸附模型（R2＞0.95）。随着m-DWCNTs投加量的增加，吸附量逐渐降低，去除率逐渐升高。吸附量随着pH值的增加而逐渐降低，其主要原因有可能是m-DWCNTs对PFOS的吸附产生了静电作用。本研究结果为后续纳米材料处理水中的PFOS提供了借鉴和参考。Abstract: Magnetic double-walled carbon nanotubes (m-DWCNTs) are prepared by chemical precipitation method. The adsorption effects of perfluorooctane sulfonate (PFOS) under different pH and adsorbent dosages were studied, and m-DWCNTs were characterized by SEM, FTIR, XRD and VSM. The adsorption kinetic model and isotherm model were used for fitting. The results showed that the magnetized double-walled carbon nanotubes were coated with iron oxides, and had the characteristic diffraction peaks of Fe3O4. They were superparamagnetic and had a saturation magnetization of 66.07 emu·g-1. The adsorption of PFOS by m-DWCNTs was more in line with the pseudo-second-order kinetic equation (R2>0.95) and the Langmuir isotherm adsorption model (R2>0.95). With the increase of the dosage of m-DWCNTs, the adsorption capacity of PFOS gradually decreased, and the adsorption rate gradually increased. The adsorption capacity gradually decreases with the increase of pH value. The main reason may be the electrostatic effect of m-DWCNTs on the adsorption of PFOS. The results of this study provide a reference for the subsequent treatment of PFOS in water bodies with nanomaterial.
-
Key words:
- perfluorooctane sulfonate(PFOS) /
- double-walled carbon nanotubes /
- magnetic /
- adsorption
-
孟加拉位于亚洲三大经济体中国、印度、东盟交汇处，是中印孟缅经济走廊的重要参与方。随着2013年中缅油气管道开通，孟加拉湾交通线安全对我国能源安全具有重要战略意义，因此，建立与孟加拉新型伙伴关系是我国周边外交的重要内容之一[1]。2016年，习近平总书记访问孟加拉期间，两国签署了《关于建立战略合作伙伴关系的联合声明》，提出“在南南合作框架内加强双、多边合作，为各自推动落实2030年可持续发展议程做出努力”。在“一带一路”倡议下，解决孟加拉重大民生关切、推动绿色“一带一路”建设，对于加强与孟加拉战略合作伙伴关系建设具有重要意义。
1. 孟加拉饮用水砷污染概况
饮用水安全是重要民生问题。长期以来，孟加拉主要以地表水为饮用水源。由于社会经济发展和人口城镇化聚集，地表水逐渐被污染。相对于地表水，地下水可以提供可靠的水量、稳定的水质。孟加拉政府自20世纪70年代起，在国际组织援助下打了数百万口单户地下水井，使大部分人口饮用水源改为地下水，大幅降低了水致疾病的发生。然而，孟加拉的地下水中存在大范围、高浓度的砷污染，这无疑打开了“潘多拉的魔盒”。20世纪90年代末，使用这些管井的居民逐渐表现出砷中毒症状。自1993年首次在饮用水中检出砷以来，全国64个县中的62个县发现砷污染案例，481个乡中的271个乡存在严重砷污染。2000年，世界卫生组织(World Health Organization，WHO)发布的报告指出，孟加拉约有4×107人饮用水砷超标，约2×106人表现出砷中毒症状，近3×105人可能因此患癌症而死亡。饮用水质调查研究发现，孟加拉高砷暴露人口达4.5×107人，每18例成人死亡中的1例为饮用水砷暴露造成[2]。孟加拉农村地区饮用水和灌溉水源97%为地下水，英国地质调查局(British Geological Survey, BGS)和孟加拉公共健康工程局(Department of Public Health and Engineering，DPHE)调查显示，地下水中除砷污染以外，还含有较高浓度的铀、锰、硼、硫化物、氟化物、钼、钡及磷酸盐等污染物[3]。在使用了数十年含砷地下水之后，孟加拉成为世界上饮用水砷污染最严重的国家之一，而饮用水砷污染也被认为是该国“最大的自然灾难”。
2. 孟加拉地下水砷污染来源与形成机制
天然水环境中的砷主要来源于自然界的砷循环转化及人类活动造成的砷污染。其中，前者主要由于局部砷地球化学行为异常而导致固相中的砷通过风化(weathering)、还原溶解(reductive dissolution)[4]、脱附(desorption)[5-6]等作用机制释放至地下水。高砷含水层往往伴随着还原性环境、氧化-还原环境交替、硫化物矿化等水文地质特征[7]，固相中的砷释放至水相通常伴随着体系pH升高[8-9]或氧化还原电位的降低[7]。人类活动引起的砷污染，主要来源于工农业生产过程中直接或间接引入的砷污染源。孟加拉区域性地下水砷污染均为天然过程，而非人为污染造成的。
在孟加拉，砷黄铁矿是砷污染的最主要来源。2000年，BGS的研究显示，孟加拉砷来源于硫化物或金属氧化物的矿层，硫、砷、铁矿被氧化后，释放出溶解性砷和硫酸盐，硫酸盐排放入海，而砷(As(V))则被铁氧化物吸附。这些氧化物是胶体尺度，将在恒河三角洲下游沉积聚集[3]。因此，孟加拉的砷污染问题是含水层沉积物含砷、沉积物中砷释放至地下水、天然地下水循环中砷迁移等综合作用的结果，其中受污染影响最严重的是孟加拉国4个洪泛区漫滩下层的冲积扇。
3. 孟加拉人群砷暴露途径
当人们以受砷污染的水作为农业灌溉水或饮用水水源时，砷元素就有可能通过食物链直接或间接进入人体，进而对健康产生潜在的危害，最终发生急慢性砷中毒现象。毒理学及流行病学的研究表明，长期饮用含砷水会引发神经衰弱、腹泻、呕吐、肝痛等症状，并有可能导致皮肤癌、肺癌、膀胱癌等癌症发病率升高[10-11]。
饮用水是孟加拉人群砷暴露的最主要途径。20世纪90年代初期，孟加拉人口为1.25×108人，大约有8×106个水井或供水点，其中约1×106个为政府的供水点；1996—1997年，第一次进行大规模调查，测试了4.5×104个供水点；以0.05 mg·L−1标准计，砷超标率约为28%。2001年，DPHE和BGS联合开展砷污染调查，测试水井中砷超标率为27%。孟加拉行政建制的农村基层政权机构乌帕齐拉(U Paci La)，辖地约300 km2，有300个左右自然村，人口约2.5×105人。在对272个乌帕齐拉大约4.5×106口水井进行调查后发现，这些水井中砷超标率约为29%；全国调查显示，水井的砷超标率约23%。据统计，孟加拉全国有2.5×109人存在砷中毒风险，且对17 896人的筛查表明，3 695人表现出砷中毒症状，比例高达20.6%。
食物(主食、蔬菜、水果等)等也是孟加拉人群砷污染的重要传播途径。孟加拉水资源总体相对丰富，但在旱季缺水期间，不少地区采用地下水进行农田灌溉。调查显示，岩石中砷含量一般为0.5~2.5 mg·kg−1，土壤中砷含量一般为10~2 470 mg·kg−1。采用含砷地下水灌溉的地区，土壤砷含量可高达83 mg·kg−1，而未被污染的农业表层土中砷浓度平均值为4.64 mg·kg−1[12]。孟加拉国民以大米等为主食，在以含砷地下水为农业灌溉用水时，稻田土壤也被砷污染，导致大米中砷含量升高，从而使得人群砷暴露。调查显示，孟加拉各种主食、蔬菜、水果、海产品等均可能存在不同程度的砷污染，这增大了人群砷暴露风险。如稻米谷粒和豆类中砷质量分数分别为110~200 μg·kg−1，菠菜和洋葱中砷质量分数分别为200~1 500 和50~200 μg·kg−1，土豆和苹果中砷质量分数分别为30~200 μg·kg−1和50~200 μg·kg−1[13]。
4. 孟加拉政府在饮用水砷污染控制方面的努力
1998年，孟加拉府颁布了国家安全饮用水和卫生政策。之后，还制定了多项相关计划和方案。2004年，孟加拉政府制定了《孟加拉砷污染控制政策和行动方案》(National Policy for Arsenic Mitigation & Implementation Plan for Arsenic Mitigation in Bangladesh)；2005年，批准了地方政府与城乡发展部(Ministry of Local Government and Rural Development，LGRD)的部门行动计划(Sector Development Plan, SDP 2005-2015)，并于2011年进一步颁布了修订后的行动计划SDP 2011-2025。
根据这些方案，孟加拉政府提出并实施了具体砷污染控制策略：提高公众对砷污染及其危害的认识；采用现场测试试剂盒测定管井水中砷浓度，开展含砷井水普查；采用红色、绿色对有砷或无砷的井水进行标识；对于高砷水井，倡导更换水源或改用其他低砷水井；提供替代的供水方案；砷中毒患者识别与管理等。
孟加拉政府还积极组织实施了砷污染控制的重大项目，如孟加拉供水项目(Bangladesh Water Supply Program Project, BWSPP)、孟加拉农村地区环境卫生与供水工程、国家农村供水项目、孟加拉环境技术认证-除砷技术(Bangladesh Environmental Technology Verification - Support to Arsenic Mitigation, BETV-SAM)等。过去20多年来，DPHE在全国共安装、提供或分派了大约44.2×104个供水井，其中15.5×104个安装于砷污染地区；实施了300个村级的集中式供水工程，孟加拉政府先后认证许可了6种除砷技术，且安装1.4×104个单户和290个社区除砷过滤器。DPHE后续将在政府相关规划和行动计划支持下，在2.5×105个供水点提供无砷水过滤器。孟加拉大约有3.5×107人受砷污染影响人口，过去25年政府覆盖解决了大约1.6×107人的饮用水安全问题。
此外，孟加拉政府还与国际组织合作开展多个饮用水砷污染控制项目，主要包括SHEWA-B项目和DART项目[13]。1)SHEWA-B项目由英国国际发展部(UK Department for International Development)推动实施，目的在于提高公众对卫生、安全饮用水认识，并有效控制砷污染。该项目目标是建设2.1×104个新型无砷安全饮用水的供水点，其中安全饮用水源包括深层管井、挖掘井、塘或河水过滤器、雨水池和除砷系统等。项目实施超过5年，覆盖31个区超过1 000个聚居点。2)DART项目由加拿大国际发展局(Canadian International Development Agency, CIDA)资助，在26个砷污染严重且缺乏替代水源的地区实施。截至2008年，该项目共安装近2×104个单户型和50个社区型除砷过滤器，受益人口超过1×105人。
20多年来，孟加拉政府及国际社会对孟加拉砷污染治理开展了大量工作，但从根本上控制砷污染仍任重而道远。2015年，孟加拉颁布“安全无砷饮用水规划”，提出在今后15年逐步解决全国饮用水砷污染问题，预计总投资达2.1×1010美元。然而，尽管全世界针对饮用水除砷技术做了大量的研究，但仍缺乏经济、操作方便、适用于发展中国家的可行技术[14]。因此，实现“安全无砷饮用水规划”目标对于孟加拉而言，无疑具有重大挑战。
5. 中国科研团队推进孟加拉饮用水除砷扶贫援外
中国科学院生态环境研究中心在饮用水除砷领域开展了近20年研究、技术开发与工程应用的系统性工作，开发了基于铁锰复合氧化物的非均相氧化-吸附一步法除砷原理、关键技术和核心装备[15-18]，形成了针对村镇、城市等不同规模的饮用水除砷工艺原理和系统化方案，完成数十个农村、城镇和城市饮用水除砷工程建设或水厂强化除砷改造工程，相关技术成果被纳入水利部《村镇供水工程设计规范》、住建部《城镇供水设施建设与改造技术指南》、科技部《水污染治理先进技术汇编》。围绕孟加拉饮用水砷污染重要需求和重大难题，中国科学院-发展中国家科学院水与环境卓越中心(简称水与环境卓越中心)依托中国科学院生态环境研究中心在饮用水除砷领域的成果积累，积极推进在孟加拉的饮用水除砷扶贫工作。水与环境卓越中心多次组织专家团队前往孟加拉与LGRD、DPHE、孟加拉科学和工业研究委员会(Bangladesh Council of Scientific and Industrial Research, BCSIR)、孟加拉工程技术大学(Bangladesh University of Engineering and Technology, BUET)等交流合作，并积极推进孟加拉饮用水除砷援外项目(第一期)。该项目拟采用中国政府援外资金，建设一座处理规模为2×104 t·d−1的除砷水厂。目前，该项目已完成前期采样实验、技术可行性评估和立项建议与批复等工作，并已报送中国驻孟加拉大使馆。
2018年，DPHE派团访问水与环境卓越中心，总结过去20多年孟加拉在控制砷污染方面的经验、成效与不足，提出在后续工作中希望中国科学院重点协助的几方面工作：1)技术转移，引进经济高效、操作方便、运行稳定的除砷技术和设备；2)系统提出涵盖地下水、地表水、雨水等水源的农村供水可行解决方案；3)提出针对农村、城市砷污染地区可持续性的综合解决方案；4)拓展资金来源，解决城市和农村除砷供水系统的投资缺口；5)提高公众认知，开展骨干人员培训；6)研究和评估地下水资源，在保证水质安全的前提下挖掘地下水潜力。
此外，水与环境卓越中心积极推进两国科技文化交流，在中国科学院白春礼院长见证下，与BUET签订双方合作框架协议，推进包括饮用水除砷合作、建设联合实验室等的全方位合作。BUET大学校长ISLAM Saiful教授受聘担任“一带一路”国际科学组织联盟(Alliance of International Science Organization, ANSO)理事会理事。水与环境卓越中心与BUET联合申请ANSO项目，在孟加拉开展村镇饮用水除砷技术示范。目前，双方的合作已逐渐形成了以解决重大民生问题为导向、以科技文化交流合作为基础、以具有自主知识产权核心技术和装备输出为着力点的“一带一路”科技合作模式。
6. 孟加拉砷污染控制策略与方向
近20年，孟加拉政治稳定，政府积极推进并加快市场化与自由化改革，经济得到高速发展。2005年至今，国内生产总值(GDP)增长率始终保持在6%以上。2018年，联合国发展政策委员会宣布，孟加拉国可从“最不发达国家”进入到发展中国家行列。经济的快速发展为孟加拉解决包括饮用水砷污染在内的重大民生问题提供了坚实的基础。
以饮用水砷污染及其健康风险控制为目标，制定科学、合理、有效的砷污染控制策略，对于孟加拉在全国范围内解决饮用水安全等民生问题具有重要意义。制定科学合理的砷中毒防治策略，应全面调查含砷水井和饮用水砷暴露人群，综合考虑饮用水、食物等暴露途径，科学评估砷暴露剂量和健康风险，并采用宣教、预防、控制、治疗等不同手段，有效降低人群砷暴露水平、控制砷中毒风险。在饮用水砷污染控制方面，孟加拉应全面加强含砷水井筛查、标识和高砷水井禁用，综合考虑砷以及共存有毒元素控制，适时提高饮用水砷污染物控制标准，积极引进和开发适合发展中国家的经济高效、可行稳定适用技术和成套装备，合理推进单户分散式向社区集中式、城乡一体式等饮用水除砷供水模式发展，因地制宜规划利用地下水、雨水和地表水等水资源，分区域统筹保障农村、城市饮用水安全和砷污染控制的实施，积极构建技术、装备、运营、监管、绩效评估等协同的饮用水砷污染控制技术体系与运营模式。
-
图 1 p-DWCNTS（a、b）和m-DWCNTs（c、d）的SEM图
Figure 1. SEM images of p-DWCNTS (a、 b) and m-DWCNTs (c、d)
图 2 p-DWCNTS（a）和m-DWCNTs（b）的傅里叶红外光谱图
Figure 2. FTIR spectrum of p-DWCNTS (a) and m-DWCNTs (b)
图 5 磁化前后DWCNTs对PFOS吸附量的变化
Figure 5. Change of adsorption capacity of DWCNTs to PFOS before and after magnetization
图 6 m-DWCNTs吸附PFOS的吸附动力学拟合曲线
Figure 6. Fitting curve of adsorption kinetics of PFOS by m-DWCNTs
表 1 吸附动力学模型拟合参数
Table 1. Fitting parameters of adsorption kinetic model
模型Model 拟合参数Fitting parameters 数值Value 准一级Pseudo-first-order kinetic K1 0.0586 qe/(mg·g−1) 0.6538 R2 0.9547 准二级Pseudo-second-order kinetic K2/（g·mg−1·h） 0.1149 qe/（mg·g−1） 0.6521 R2 0.9814 扩散拟合 Diffusion fiiting 第一阶段The first stage Kd/（g·g−1·h−1/2） 0.0861 C/(mg·g−1) 0.0254 R2 0.9834 第二阶段The second stage Kd/（g·g−1·h−1/2） 1.6056e−4 C/(mg·g−1) 0.6510 R2 0.7851 Elovich 拟合Elovich fitting a/（g·mg−1·h−1） 1.3458 b/（g·mg−1） 3.6496 R2 0.9456 
下载: 导出CSV
表 2 Langmuir和Freundlich模型拟合参数
Table 2. Parameters of Langmuir and Freundlich models
模型Model 拟合参数Fitting parameters 数值Value Langmuir模型 Langmuir fitting KL/（L·mg−1） 0.0077 qm/(mg·g-1) 1.5442 R2 0.9669 Freundlich模型Freundlich fitting KF/（L·mg−1） 0.1322 n 2.8879 R2 0.8346
下载: 导出CSV
-
[1] 王亚韡, 蔡亚岐, 江桂斌. 斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物的一些研究进展 [J]. 中国科学:化学, 2010, 40(2): 99-123. doi: 10.1360/zb2010-40-2-99 WANG Y W, CAI Y Q, JIANG G B. Research processes of persistent organic pollutants (POPs) newly listed and candidate POPs in Stockholm Convention [J]. Scientia Sinica (Chimica), 2010, 40(2): 99-123(in Chinese). doi: 10.1360/zb2010-40-2-99
[2] CORDNER A, de la ROSA V Y, SCHAIDER L A, et al. Guideline levels for PFOA and PFOS in drinking water: The role of scientific uncertainty, risk assessment decisions, and social factors [J]. Journal of Exposure Science & Environmental Epidemiology, 2019, 29(2): 157-171. [3] SHARMA B M, BHARAT G K, TAYAL S, et al. Perfluoroalkyl substances (PFAS) in river and ground/drinking water of the Ganges River basin: Emissions and implications for human exposure [J]. Environmental Pollution, 2016, 208: 704-713. doi: 10.1016/j.envpol.2015.10.050 [4] MCNAMARA J D, FRANCO R, MIMNA R, et al. Comparison of activated carbons for removal of perfluorinated compounds from drinking water [J]. Journal - American Water Works Association, 2018, 110(1): E2-E14. doi: 10.5942/jawwa.2018.110.0003 [5] 洪雷, 丁倩云, 亓祥坤, 等. 吸附法去除水中全氟化合物的研究进展 [J]. 环境化学, 2021, 40(7): 2193-2203. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020031303 HONG L, DING Q Y, QI X K, et al. The research progress of removing perfluoroalkyl substances by adsorption in water [J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(7): 2193-2203(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020031303
[6] KUCHARZYK K H, DARLINGTON R, BENOTTI M, et al. Novel treatment technologies for PFAS compounds: A critical review [J]. Journal of Environmental Management, 2017, 204: 757-764. doi: 10.1016/j.jenvman.2017.08.016 [7] WANG Q, SONG H J, WANG Q M. Fluorine-containing agrochemicals in the last decade and approaches for fluorine incorporation[J]. Chinese Chemical Letters, 2022, 33(2): 626-642. [8] SCHURICHT F, BOROVINSKAYA E S, RESCHETILOWSKI W. Removal of perfluorinated surfactants from wastewater by adsorption and ion exchange—Influence of material properties, sorption mechanism and modeling [J]. Journal of Environmental Sciences, 2017, 54: 160-170. doi: 10.1016/j.jes.2016.06.011 [9] ZENG C, ATKINSON A, SHARMA N, et al. Removing per- and polyfluoroalkyl substances from groundwaters using activated carbon and ion exchange resin packed columns [J]. AWWA Water Science, 2020, 2(1): 1172. doi: 10.1002/aws2.1172 [10] WANG W, MI X, SHI H L, et al. Adsorption behaviour and mechanism of the PFOS substitute OBS (sodium p -perfluorous nonenoxybenzene sulfonate) on activated carbon [J]. Royal Society Open Science, 2019, 6(9): 191069. doi: 10.1098/rsos.191069 [11] ZHONG W M, WANG Z P, ZHOU Y, et al. Study on the magnetic molecularly imprinted materials for removing the perfluorooctane sulfonate (PFOS) in water[J]. Advanced Materials Research, 2013, 864/865/866/867: 706-709. [12] GAO Y X, DENG S B, DU Z W, et al. Adsorptive removal of emerging polyfluoroalky substances F-53B and PFOS by anion-exchange resin: A comparative study [J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 323: 550-557. doi: 10.1016/j.jhazmat.2016.04.069 [13] DIEL J C, FRANCO D S P, IGANSI A V, et al. Green synthesis of carbon nanotubes impregnated with metallic nanoparticles: Characterization and application in glyphosate adsorption [J]. Chemosphere, 2021, 283: 131193. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.131193 [14] REN X M, CHEN C L, NAGATSU M, et al. Carbon nanotubes as adsorbents in environmental pollution management: A review [J]. Chemical Engineering Journal, 2011, 170(2/3): 395-410. [15] YANG S B, HU J, CHEN C L, et al. Mutual effects of Pb(II) and humic acid adsorption on multiwalled carbon nanotubes/polyacrylamide composites from aqueous solutions [J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(8): 3621-3627. [16] CHUDOBA D, ŁUDZIK K, JAŻDŻEWSKA M, et al. Kinetic and equilibrium studies of doxorubicin adsorption onto carbon nanotubes [J]. International Journal of Molecular Sciences, 2020, 21(21): 8230. doi: 10.3390/ijms21218230 [17] ZHANG J L, ZHAI J R, ZHENG H, et al. Adsorption, desorption and coadsorption behaviors of sulfamerazine, Pb(II) and benzoic acid on carbon nanotubes and nano-silica [J]. Science of the Total Environment, 2020, 738: 139685. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.139685 [18] PAN J M, ZOU X H, WANG X, et al. Adsorptive removal of 2, 4-didichlorophenol and 2, 6-didichlorophenol from aqueous solution by β-cyclodextrin/attapulgite composites: Equilibrium, kinetics and thermodynamics [J]. Chemical Engineering Journal, 2011, 166(1): 40-48. doi: 10.1016/j.cej.2010.09.067 [19] GUPTA V K, AGARWAL S, SALEH T A. Chromium removal by combining the magnetic properties of iron oxide with adsorption properties of carbon nanotubes [J]. Water Research, 2011, 45(6): 2207-2212. doi: 10.1016/j.watres.2011.01.012 [20] SALEH T A, GUPTA V K. Photo-catalyzed degradation of hazardous dye methyl orange by use of a composite catalyst consisting of multi-walled carbon nanotubes and titanium dioxide [J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2012, 371(1): 101-106. doi: 10.1016/j.jcis.2011.12.038 [21] ZHOU Y P, WEN B, PEI Z G, et al. Coadsorption of copper and perfluorooctane sulfonate onto multi-walled carbon nanotubes [J]. Chemical Engineering Journal, 2012, 203: 148-157. doi: 10.1016/j.cej.2012.06.156 [22] LI X N, CHEN S, QUAN X, et al. Enhanced adsorption of PFOA and PFOS on multiwalled carbon nanotubes under electrochemical assistance [J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(19): 8498-8505. [23] LI X N, ZHAO H M, QUAN X, et al. Adsorption of ionizable organic contaminants on multi-walled carbon nanotubes with different oxygen contents [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 186(1): 407-415. doi: 10.1016/j.jhazmat.2010.11.012 [24] 田红灯. 单壁与双壁碳纳米管的物理特性研究[D]. 无锡: 江南大学, 2009. TIAN H D. Research on physical properties of single-walled carbon nanotubes and double-walled carbon nanotubes[D]. Wuxi, China: Jiangnan University, 2009(in Chinese).
[25] FEDOSEEVA Y V, BULUSHEVA L G, KOROTEEV V O, et al. Preferred attachment of fluorine near oxygen-containing groups on the surface of double-walled carbon nanotubes [J]. Applied Surface Science, 2020, 504: 144357. doi: 10.1016/j.apsusc.2019.144357 [26] CHEN X, XIA X H, WANG X L, et al. A comparative study on sorption of perfluorooctane sulfonate (PFOS) by chars, ash and carbon nanotubes [J]. Chemosphere, 2011, 83(10): 1313-1319. doi: 10.1016/j.chemosphere.2011.04.018 [27] 熊振湖, 王璐, 周建国, 等. 磁性多壁碳纳米管吸附水中双氯芬酸的热力学与动力学 [J]. 物理化学学报, 2010, 26(11): 2890-2898. doi: 10.3866/PKU.WHXB20101130 XIONG Z H, WANG L, ZHOU J G, et al. Thermodynamics and kinetics of adsorption of diclofenac on magnetic multiwalled carbon nanotubes in an aqueous solution [J]. Acta Physico-Chimica Sinica, 2010, 26(11): 2890-2898(in Chinese). doi: 10.3866/PKU.WHXB20101130
[28] AMEN M T, BARAKAT N A M, JAMAL M A H M, et al. Anolyte in situ functionalized carbon nanotubes electrons transport network as novel strategy for enhanced performance microbial fuel cells [J]. Applied Energy, 2018, 228: 167-175. doi: 10.1016/j.apenergy.2018.06.035 [29] ZHAO W G, TIAN Y M, CHU X X, et al. Preparation and characteristics of a magnetic carbon nanotube adsorbent: Its efficient adsorption and recoverable performances [J]. Separation and Purification Technology, 2021, 257: 117917. doi: 10.1016/j.seppur.2020.117917 [30] ZHANG X, CUI C Y, WANG Y, et al. An efficient method for removal of pentachlorophenol using adsorption and microwave regeneration with different magnetic carbon nanotubes [J]. Water Science and Technology, 2020, 81(3): 585-595. doi: 10.2166/wst.2020.146 [31] 卢丽娟, 唐敏康, 陈瑛, 等. Fe2+负载颗粒活性炭去除水中全氟辛酸研究 [J]. 应用化工, 2017, 46(4): 614-619. LU L J, TANG M K, CHEN Y, et al. Removal of PFOA from aqueous solutions using Fe2+ salts supported on activated carbon [J]. Applied Chemical Industry, 2017, 46(4): 614-619(in Chinese).
[32] MALIMA N M, OWONUBI S J, LUGWISHA E H, et al. Thermodynamic, isothermal and kinetic studies of heavy metals adsorption by chemically modified Tanzanian Malangali Kaolin clay [J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2021, 18(10): 3153-3168. doi: 10.1007/s13762-020-03078-0 [33] CHEN G C, SHAN X Q, ZHOU Y Q, et al. Adsorption kinetics, isotherms and thermodynamics of atrazine on surface oxidized multiwalled carbon nanotubes [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 169(1/2/3): 912-918. [34] SHAHTALEBI A, SARRAFZADEH M H, MCKAY G. An adsorption diffusion model for removal of copper (Ⅱ) from aqueous solution by pyrolytic tyre char [J]. Desalination and Water Treatment, 2013, 51(28/29/30): 5664-5673. [35] ZHANG J H, ZHANG M, BAI B Q, et al. Studies on adsorption kinetics and thermodynamics of macroporous resin for rosmarinic acid [J]. Journal of Oleo Science, 2021, 70(3): 439-451. doi: 10.5650/jos.ess20305 [36] 杨海君, 邓蓉蓉, 易勇, 等. 加拿大一枝黄花茎秆生物炭的制备及其对吡啶的吸附 [J]. 环境化学, 2021, 40(6): 1922-1932. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020012701 YANG H J, DENG R R, YI Y, et al. Preparation of biochar from Solidago canadensis L. stalk and its pyridine adsorption performance [J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(6): 1922-1932(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020012701
[37] FAGBAYIGBO B O, OPEOLU B O, FATOKI O S, et al. Removal of PFOA and PFOS from aqueous solutions using activated carbon produced from Vitis vinifera leaf litter [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(14): 13107-13120. doi: 10.1007/s11356-017-8912-x [38] BEI Y, DENG S B, DU Z W, et al. Adsorption of perfluorooctane sulfonate on carbon nanotubes: Influence of pH and competitive ions [J]. Water Science and Technology, 2014, 69(7): 1489-1495. doi: 10.2166/wst.2014.049 [39] WANG F, SHIH K. Adsorption of perfluorooctanesulfonate (PFOS) and perfluorooctanoate (PFOA) on alumina: Influence of solution pH and cations [J]. Water Research, 2011, 45(9): 2925-2930. doi: 10.1016/j.watres.2011.03.007 [40] YU Q, ZHANG R Q, DENG S B, et al. Sorption of perfluorooctane sulfonate and perfluorooctanoate on activated carbons and resin: Kinetic and isotherm study [J]. Water Research, 2009, 43(4): 1150-1158. doi: 10.1016/j.watres.2008.12.001 [41] GUO P P, WANG Z P, ZHOU Y, et al. Study on the magnetic chitosan microspheres for removing the perfluorooctane sulfonate (PFOS) in water [J]. Advanced Materials Research, 2014, 1030/1031/1032: 326-329. [42] ZHANG Q Y, DENG S B, YU G, et al. Removal of perfluorooctane sulfonate from aqueous solution by crosslinked chitosan beads: Sorption kinetics and uptake mechanism [J]. Bioresource Technology, 2011, 102(3): 2265-2271. doi: 10.1016/j.biortech.2010.10.040 [43] 钟伟民. 磁性分子印迹材料对水中全氟辛烷磺酸的吸附研究[D]. 南京: 南京理工大学, 2014. ZHONG W M. Study on the magnetic molecularly imprinted materials for removing the perfluorooctane sulfonate (PFOS) in water[D]. Nanjing: Nanjing University of Science and Technology, 2014(in Chinese).
[44] 郭盼盼. 磁性壳聚糖的制备及其对水中全氟辛烷磺酸的吸附研究[D]. 南京: 南京理工大学, 2015. GUO P P. Preparation of magnetic chitosan and study on the adsorption of perfluorooctane sulfonate in water[D]. Nanjing: Nanjing University of Science and Technology, 2015(in Chinese).
[45] STEBEL E K, PIKE K A, NGUYEN H, et al. Absorption of short-chain to long-chain perfluoroalkyl substances using swellable organically modified silica [J]. Environmental Science:Water Research & Technology, 2019, 5(11): 1854-1866. [46] CAO F M, WANG L, YAO Y M, et al. Synthesis and application of a highly selective molecularly imprinted adsorbent based on multi-walled carbon nanotubes for selective removal of perfluorooctanoic acid [J]. Environmental Science:Water Research & Technology, 2018, 4(5): 689-700. 期刊类型引用(7)
1. 张紫涵，邓高峰，晁双双，张伟荣，关运龙，杨震，李永福. 考虑经济性的北方农村地区低碳清洁取暖策略研究. 建筑节能(中英文). 2024(10): 156-161 . 
百度学术
2. 陈传敏，刘春雨，刘松涛，张茹婷，周卫青. 天津市民用散煤燃烧大气污染物排放清单. 环境污染与防治. 2023(01): 35-39 . 百度学术
3. 祝彪炳，李洪强，刘丽芳，徐峰. 生物质烟气型农村住宅散热器供热性能研究. 科学技术与工程. 2022(14): 5828-5836 . 百度学术
4. 李志敏，焦铭泽，PRABIN Shrestha，刘诚，薛春瑜，刘广青. 民用方型蜂窝煤燃烧采暖的减排效果及经济性分析. 洁净煤技术. 2022(07): 88-95 . 百度学术
5. 单明，刘彦青，马荣江，邓梦思，丁星利，杨旭东，章永洁，叶建东. 北方农村煤改清洁能源不同技术的经济性和排放性能对比. 环境与可持续发展. 2020(03): 43-49 . 百度学术
6. 张熠晨，薛陈利，刘杰，钟连红，薛亦峰. 不同居民燃煤炉具大气污染物排放差异性及减排分析. 环境科学. 2020(10): 4462-4469 . 百度学术
7. 梁斌，白浩隆，冯强，宋华，蓝天，刘新华. 民用燃煤颗粒物及多环芳烃排放特性. 化工学报. 2019(08): 2888-2897+3212 . 百度学术
其他类型引用(7)
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 3689
- HTML全文浏览数: 3689
- PDF下载数: 105
- 施引文献: 14
