2023 Volume 17 Issue 4
Article Contents
Abstract
1.   材料与方法
2.   结果与讨论
3.   结论
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ZENG Hui, CHENG Fenglian, ZHANG Xuejun, WU Bo, GUO Shuhai. Effect of the approaching electrode on the soil arsenic migration and speciation transformation during electrokinetic remediation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(4): 1294-1302. doi: 10.12030/j.cjee.202301074
Citation: ZENG Hui, CHENG Fenglian, ZHANG Xuejun, WU Bo, GUO Shuhai. Effect of the approaching electrode on the soil arsenic migration and speciation transformation during electrokinetic remediation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(4): 1294-1302. doi: 10.12030/j.cjee.202301074
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Effect of the approaching electrode on the soil arsenic migration and speciation transformation during electrokinetic remediation

  • 1.

    School of Environment and Safety Engineering, Shenyang University of Chemical Technology, Shenyang 110142, China

  • 2.

    Institute of Applied Ecology, Chinese Academy of Sciences, Shenyang 110016, China

  • 3.

    National-Local Joint Engineering Laboratory of Contaminated Soil Remediation by Bio-physicochemical Synergistic Process, Shenyang 110016, China

  • Corresponding author: GUO Shuhai, shuhaiguo@iae.ac.cn
  • Received Date: 18/01/2023
    Available Online: 10/04/2023
  • The remediation effect of the approaching electrode technique coupled with a capture chamber was evaluated using soil contaminated with a high concentration of arsenic. Four treatments were set up in the experiment: fixed-electrode electrokinetic (FE-EK), approaching cathode electrokinetic (AC-EK), approaching anode electrokinetic (AA-EK), and approaching anode and cathode electrokinetic (AAC-EK) techniques. The results demonstrated that AC-EK, AA-EK, and AAC-EK techniques promoted the migration of total arsenic [As(T)]: the mass fraction of As(T) in their capture chambers was significantly higher than the initial value(p<0.05), while that in the capture chamber of FE-EK did not differ significantly from the initial value(p>0.05). The overall migration rates of As(T) in AAC-EK was the highest (31.50%), and that in FE-EK was the lowest (15.38%). The average mass fraction of trivalent arsenic in FE-EK, AC-EK, AA-EK, and AAC-EK techniques decreased by 9.78%, 7.81%, 13.65%, and 4.09%, respectively, compared with the initial value owing to an increase in the overall soil redox potential. Under the combined influence of Fe2O3 and electric-influence, the bioavailability of arsenic was continuously reduced, as evidenced by the conversion of exchangeable arsenic, aluminum-bound arsenic, and calcium-bound arsenic to iron-bound arsenic and residual arsenic. This study showed that AAC-EK was associated with the highest As(T) migration, lowest proportion of exchangeable arsenic, and lowest energy consumption per unit of remediation. Thus, the AAC-EK technique had good potential for remediating arsenic-contaminated soil.

  • 对农业废水中有机砷的去除是近年来的研究热点之一[1]。阿散酸p-ASA(p-arsanilic acid)，作为最常见的畜禽有机砷添加剂之一，常用于促进肉鸡肉鸭生长和抑制禽体内寄生虫病。然而，诸如p-ASA此类苯胂酸在动物食用后并非停留在其体内，大部分会经过动物的排泻行为释放到环境中，在外界环境的生物和化学作用下，p-ASA会转化为强毒性和强流动性的无机砷(As(V)和As(III))[2]，从而导致一系列砷污染的环境问题。其中，p-ASA通过直接排放或是淋溶作用进入附近地表水和地下水中，造成水体环境介质被破坏，且由于苯胂酸类物质具有微生物毒性，不易在水环境中自然降解，就会进一步因食物链富集作用进入人体造成更大的危害。

    为解决砷污染的源头问题，亟待探索高效去除有机砷的方法。目前，解决有机砷污染主流的2种方法是吸附及氧化降解[3]，尽管氧化法对有机砷具有高去除率的特点，然而存在无法妥善解决降解产物，即无机砷的释放问题[4]，而吸附法兼具使用成本低、可重复利用性好、生产方便高效、工艺简单、中间产物向环境释放风险低等优点，是一种应用前景较好的有机砷去除技术[5]。有机砷的吸附剂主要包括铁基材料、高分子吸附剂、碳材料以及金属有机框架(MOFs)[6]等材料。其中，已有较多研究表明，铁基材料(如MIL-100(Fe)和MIL-101(Fe)等铁基MOFs)对有机砷化合物具有良好的吸附性能[7-8]。GAO等[5]考察了苯胂酸在铁基金属-有机骨架(MIL-88A)上的吸附行为及机理，发现配位(Fe-O-As)和氢键在吸附过程中起了主要作用。而锆基材料作为一种阴离子污染物吸附剂，也被加以探究[9]。WANG等[10]率先采用UiO-66对As(V)进行吸附，发现Zr—O键与目标阴离子发生配位作用的过程是UiO-66吸附容量大的主要原因。此外，赵娜等[11]发现当Zn2+被引入Fe3O4水溶液体系时，Zn2+与As(V)发生络合反应并形成金属-配体络合物，其与Fe3O4的结合力增强，对As(V)的去除产生协同作用，去除率从66%增强至高达99%。综上所述，若能将3种金属有机结合，或能进一步促进MOFs对有机砷的吸附作用。

    因此，本研究选择铁、锌、锆3种吸附性能优良的金属为原料，通过水热法制备得到多元金属氧化物吸附剂(ZnFeZrOx)，采用FT-IR、XRD、XPS等分析手段对ZnFeZrOx的结构和面貌进行表征，拟研究其对有机砷中的典型代表—阿散酸(p-ASA)的吸附去除效率，并探究相关的吸附机理，本研究以期为有机砷废水的处理提供参考。

    1.   材料与方法

    1.1   实验材料

    本研究中主要试剂为：硝酸铁(Fe(NO3)3·9H2O)、硝酸锌(Zn(NO3)2·6H2O)、硝酸锆(Zr(NO3)4·5H2O)购自国药集团化学试剂有限公司；硝酸锆(Zr(NO3)4·5H2O)购自上海麦克林生化科技有限公司；氯化氢(HCl)购自上海沪试实验室器材股份有限公司；氢氧化钠(NaOH)、十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)、无水乙醇购自天津福晨化学试剂厂；对氨基苯胂酸(p-ASA)纯度98%，氯化钠(NaCl)、氯化镁(MgCl2)、氯化钙(CaCl2)、硫酸钠(Na2SO4)、硝酸钠(NaNO3)、磷酸二氢钾(KH2PO4)购自上海阿拉丁生化科技股份有限公司。以上试剂均为分析纯。

    1.2   吸附剂的制备

    在30 mL的0.2 mol·L−1 Zn(NO3)2 溶液中投加0.2 g CTAB，然后加入30 mL 0.4 mol·L−1 Fe(NO3)3溶液，再加入30 mL 0.1 mol·L−1 Zr(NO3)4。在常温度下进行磁力搅拌30 min，用0.6 mol·L−1 NaOH溶液将pH调节到12。再将其进行30 min的超声水浴预处理，而后通过500 mL高压釜在130 ℃下反应24 h。反应结束后冷却至室温，抽滤分离后水洗沉淀物，以减少产品中的杂质。最后，通过真空干燥箱(70 ℃，7 h以上)干燥所得吸附剂。

    1.3   等温吸附特征及动力学特征实验

    1)吸附特征及影响因素。称取50 mL 50 mg·L−1的p-ASA溶液，投加一定量自制ZnFeZrOx吸附剂粉末(平均粒径为42 nm)，并分别探究吸附剂投加量、pH、吸附时间、离子强度、共存离子的干扰等对吸附效果的影响，在一定温度和摇床转速条件下反应一定时间，达到吸附平衡后，通过紫外可见分光光度计在252 nm处测定上清液中p-ASA吸光度，计算p-ASA的去除率和ZnFeZrOx的平衡吸附容量以测定吸附剂对p-ASA的吸附效果。其中，事先测得的p-ASA标准曲线为y= 0.062 7 x+0.016 3 (R2=0.999 3)，其检测限为0.553 mg·L−1。

    吸附剂投加量对吸附效果的影响：在pH=4的条件下，改变ZnFeZrOx吸附剂粉末投加量(投加量分别为0.02、 0.05、0.08、0.11、0.14 g)，吸附15 h后测定不同含量的样品对p-ASA的吸附效果。pH对吸附效果的影响：分别调节反应体系的pH至1~12，投加0.11 g吸附剂，吸附15 h后测定不同pH对p-ASA的吸附效果。离子强度对吸附效果的影响：配置一系列以NaCl作为背景电解质成分的p-ASA溶液(NaCl浓度分别0、0.1、1、10、100 mmol·L−1)，调节体系pH=4，其余条件不变，测定不同离子强度对p-ASA吸附效果的影响。共存离子干扰对吸附效果的影响：选取不同浓度(0、1、10 mmol·L−1)的Cl−1、NO3−、SO42−、CO32−作为共存离子，保持其余条件不变，反应结束后，测定其对p-ASA吸附效果的影响。

    2)吸附等温线。改变温度和p-ASA溶液浓度，其余的条件相同，进行吸附平衡实验，采用Langmuir和Freundlich吸附等温线模型对ZnFeZrOx吸附p-ASA的过程进行研究。

    3)吸附动力学。在其他实验条件相同时，间隔一定时间进行取样，测定该时刻样品中p-ASA的去除率及ZnFeZrOx的吸附容量，采用Lagergren准一级和准二级动力学模型对ZnFeZrOx吸附p-ASA的过程进行吸附性能考察。

    1.4   表征分析

    X射线衍射分析(XRD)采用X射线衍射仪(MiniFlex600，Rigaku Corporation)对本实验吸附前后的ZnFeZrOx进行分析，扫描范围为10°~80°。傅里叶红外光谱分析(FT-IR)采用傅立叶红外光谱仪(AVAT-AR 360型)对吸附前后的ZnFeZrOx进行研究。样品粉末与KBr混合，混合比为1:100，测量范围为4 000~400 cm−1。采用 X射线光电子能谱分析(XPS) (Thermo Scientific ESCALAB 250 X)测定吸附前后的ZnFeZrOx的表面组成、化学状态以及元素成分。

    1.5   吸附剂解吸及回用性能实验

    称取8份已达饱和吸附量的ZnFeZrOx各0.05 g于锥形瓶中，分别加入10 mL质量浓度为1 mol·L−1的NaHCO3、NaOH、Na2CO3和NaCl溶液，每2份为1组做平行实验。通过恒温培养振荡器进行解吸实验，设置温度30 ℃，转速150 r·min−1，振荡12 h。反应结束后，采用紫外可见分光光度法测定p-ASA的浓度，计算解吸率和吸附容量。并探究解吸剂浓度对解吸效果的影响。称取8份已达饱和吸附量的ZnFeZrOx各0.05 g于锥形瓶中，分别加入质量浓度分别为0.1、0.5、1、2 mol·L−1最优解吸剂各10 mL，每2份为一组做平行实验。随后放入恒温培养振荡器中，以上述解吸条件进行同样操作，并计算解吸率。

    1.6   吸附剂的实际应用性能实验

    配置固体浓度为50 g·L−1的猪粪浸出液备用，测得pH为7.2，取部分浸出液调节pH至4。同时配置质量浓度为50 mg·L−1的p-ASA溶液，分别调节pH为4和7.2。称取pH=7.2的浸出液、pH=4的浸出液、pH=7.2的p-ASA溶液、pH=4的p-ASA溶液各50 mL，并分别投加0.11 g吸附剂，吸附15 h后通过紫外可见分光光度计测定不同pH下猪粪浸出液样品及p-ASA溶液的吸附效果。

    2.   结果与讨论

    2.1   等温吸附特征及影响因素

    1) ZnFeZrOx投加量对吸附p-ASA的影响。投加量对ZnFeZrOx吸附p-ASA的影响如图1(a)所示。从图1(a)可以看出，随着投加量的增加，ZnFeZrOx吸附p-ASA的去除率呈现先升高再降低的特征，当投加量由0.02 g增至0.11 g时，去除率由25.15%增至75.73%；当投加量增至0.14 g时，去除率降至71.23%。原因可能是当ZnFeZrOx吸附剂的投加量增加，会使吸附剂与p-ASA结合的活性位点增加，此时去除率升高；而当体系中吸附剂量进一步增加，造成溶液中p-ASA的相对浓度降低，此外，还可能会发生吸附剂之间互相团聚的现象，导致吸附剂内部空隙堵塞，比表面积降低，进而导致去除率略有所下降[12]。从整体上看，随ZnFeZrOx投加量的增加，平衡吸附容量Qe由31.43 mg·g−1降至12.72 mg·g−1。p-ASA的吸附平衡容量随ZnFeZrOx投加量的升高而降低。这可能是由于当体系中p-ASA的初始浓度和体积不变，随着吸附剂的增加，单位质量所吸附的p-ASA减少，造成吸附平衡容量的下降，这表明p-ASA的吸附过程是一个扩散主导的过程，包括吸附剂表面扩散和颗粒内扩散过程[13-15]。综上所述，选取0.11 g作为ZnFeZrOx对p-ASA进行吸附的最佳投加量。

    图 1  不同因素对ZnFeZrOx吸附p-ASA的影响
    Figure 1.  Effect of different factors on adsorption of p-ASA onto ZnFeZrOx
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    2) pH对ZnFeZrOx吸附p-ASA的影响。由图1(b)所示，当pH 在1~4时，吸附剂对p-ASA的去除率较高，均维持在 93% 以上，在pH=4时去除率最高达到95.15%；当pH>4 时，去除率逐步下降。以pH=4为转折点的去除率变化趋势与其他研究[14]结果一致。ZnFeZrOx吸附p-ASA的平衡吸附容量和p-ASA去除率的变化趋势趋于一致。在pH=4 时，Qe=21.63 mg·g−1。由此可见，该吸附受pH影响严重，可能因为该吸附是以物理吸附为主，配位体交换和表面配位作用为辅[14]。p-ASA的pKa为1.9、4.1和9.2，分别对应于p-ASA上对位-NH3+和2个胂酸基团(As-OH)的去质子化[16]。在pH<4 时，由于溶液中[H+]高，静电吸引力强，而p-ASA为阴离子污染物，因此，此时去除率高；当pH>4时，溶液pH升高会促进p-ASA被离子化而溶于水中，从而不易被吸附[17]；此时溶液中OH−的增多可增加ZnFeZrOx表面上的直接竞争吸附行为，导致去除率下降[18]。随着OH−被大量吸附，ZnFeZrOx表面的正电荷不断减少，而负电荷不断增多，进一步增加其表面静电斥力，静电作用被削弱，导致p-ASA去除率降低。在低pH条件下，吸附剂表面以OH2为主，可产生更多的配位体交换位点，也起到一定吸附作用[19]。此外，Fe离子与p-ASA可能发生表面配位作用形成Fe-O-As基团[20]，溶液pH的增大可能导致Fe离子从ZnFeZrOx中溶解，也会引起p-ASA去除率的降低。实验中虽然在pH=1时，平衡吸附容量和去除率最大，然而考虑到实际应用时满足相关条件的实施难度和成本问题以及强酸条件的潜在威胁，选取pH=4作为后续实验的最佳pH。

    3)离子强度对ZnFeZrOx吸附p-ASA的影响。如图1(c)所示，随着离子强度的增大，吸附行为受影响，p-ASA去除率由95.15%降至74.95%。这可能是因为Cl−与p-ASA共同竞争ZnFeZrOx上的吸附位点，说明ZnFeZrOx吸附p-ASA的过程是外层络合吸附和静电吸附[12, 21]。

    4)共存离子干扰对ZnFeZrOx吸附p-ASA的影响。在天然水体中往往存在多种离子，常见的阴离子有SO42−、CO32−、NO3−、PO43−等，在吸附除砷的过程中，他们可能同样与p-ASA间存在竞争机制。由图1(d)可知，不同共存离子对ZnFeZrOx吸附p-ASA的干扰程度不同，PO43−的干扰最强，NO3−次之，SO42−和Cl−的干扰作用较弱。当PO43−浓度由0 mmol·L−1增强到1 mmol·L−1和10 mmol·L−1时，ZnFeZrOx对p-ASA的去除率分别由95.15%降至15.26%和8.91%。这说明磷酸根与胂酸根之间存在极强的竞争机制，在高磷水体中，吸附剂ZnFeZrOx对p-ASA的吸附存在明显的空间位阻效应[22]。

    5)等温吸附特征研究及p-ASA初始浓度的影响。由图2(a)~(b)可知，当p-ASA加入初始质量浓度为10 mg·L−1时，p-ASA的去除率为76.16%。当初始浓度增至160 mg·L−1，去除率降至41.9%。总体来看，去除率与p-ASA初始浓度呈负相关，这可能是因为在p-ASA初始浓度较高时，ZnFeZrOx吸附位点有限，吸附趋于饱和后，吸附难以继续进行，从而造成去除率下降。

    图 2  不同温度下ZnFeZrOx吸附p-ASA的吸附等温线及线性拟合
    Figure 2.  Adsorption isotherms and linear fitting of p-ASA adsorbed by ZnFeZrOx at different temperatures
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    以Ce为横坐标、Ce/Qe为纵坐标和以lnCe为横坐标、lnQe为纵坐标进行作图，拟合结果如图2(b)和图2(c)所示。利用Langmuir以及Freundlich公式对拟合后的数据进行计算，得到Langmuir和Freundlich模型的相关参数如表1和表2所示。比较图2(c)和图2(d)可以明显看出，Langmuir吸附等温线模型的拟合程度明显低于Freundlich模型，结合表1可知，在3种温度下，Langmuir模型的R2均远小于0.9，且计算所得理论Qe远大于实际实验值(20.285 mg·g−1)。这表明Langmuir模型不适合用于描述该吸附过程。但由表2可以看出，Freundlich吸附等温线模型对该吸附过程拟合所得R2均大于0.98，表明拟合程度良好，说明p-ASA通过内置配位层与ZnFeZrOx中的ZnFe2O4、Fe3O4和Fe等结合。此外，由表2中KL值可见，该值随温度升高而略微增大，表明升温能促进吸附反应的进行。吸附强度系数n>1 (1/n<1)，表明吸附容易发生，说明p-ASA容易被ZnFeZrOx吸附。

    表 1  ZnFeZrOx吸附p-ASA的Langmuir吸附等温式
    Table 1.  The Langmuir adsorption isotherm equations for p-ASA onto ZnFeZrOx
    温度/KQm/(mg·g−1)KL/(L·mg−1)Langmuir吸附等温式R2
    298558.660.001 87Ce/Qe=0.001 8 Ce+0.959 50.459
    308595.230.001 80Ce/Qe=0.001 7 Ce+0.935 50.496
    318578.030.001 82Ce/Qe=0.001 7 Ce+0.949 60.565
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    表 2  ZnFeZrOx吸附p-ASA的Freundlich吸附等温式
    Table 2.  The Freundlich adsorption isotherm equations for p-ASA onto ZnFeZrOx
    温度/KKFnFreundlich吸附等温式R2
    2981.241.079lnQe=0.926 6 lnCe+0.212 40.982
    3081.291.083lnQe=0.923 3 lnCe+0.256 30.985
    3181.281.086lnQe=0.921 2 lnCe+0.248 30.987
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    2.2   吸附动力学特征

    对所得数据进行吸附动力学分析，结果如图3(a)所示。从图3(a)可以看出，ZnFeZrOx对的吸附过程可分为3个阶段。在0~3 h内，吸附去除率和平衡吸附量快速升高，表明该过程为快速吸附过程，此阶Qe段时，吸附剂表面吸附位点空缺较多且吸附剂表面与溶液之间浓度差较大，溶液中p-ASA分子与吸附剂碰撞，p-ASA分子被吸附剂吸附，物理吸附起主导作用，吸附速率快。在3~15 h内，去除率和Qe缓慢增加，表明该过程为慢速吸附过程。此时ZnFeZrOx表面吸附位点已被逐渐占用，溶液中p-ASA分子在接触过程中碰到空缺位点的概率减小，溶液浓度梯度也减小，从而导致吸附速率减缓。此外，ZnFeZrOx可能与吸附在表面的p-ASA分子发生电子转移、离子交换、配位体交换等反应，化学吸附为主导过程，去除速率减缓但去除率却保持上升。反应至15 h后，去除率和平衡吸附容量基本保持不变，此时吸附反应达到平衡。在15 h时去除率达到最高，为89.25%；在17 h时Qe达到最高，为20.28 mg·g−1。选取15 h为后续实验的最佳反应时间。

    图 3  吸附动力学
    Figure 3.  The adsorption kinetics
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    并分别以ln(Qe−Qt)对t、t/Qt对t、Qt对t1/2作图，对该反应的吸附动力学进行研究，结果如图3(b)、图3(c)、图3(d)和表3所示。如图3(b)~(c)所示，与准一级方程相比，准二级动力学方程曲线的拟合程度更好。结合表3可知，准二级动力学方程的R2值更接近于1 (0.997)。准一级动力学方程计算的理论Qe' (9.250 mg·g−1)与实验所得平衡吸附量Qe相比有很大差异，而准二级动力学方程的Qe' (20.008 mg·g−1)与实验Qe (20.285 mg·g−1)接近。说明准二级动力学方程更适用于ZnFeZrOx对p-ASA的吸附动力学过程，因此ZnFeZrOx对p-ASA吸附主要是化学吸附。由图3(d)可见，p-ASA在ZnFeZrOx上的吸附可被分为3个过程：液膜扩散过程、颗粒内扩散过程和吸附表面反应过程。3个过程的曲线斜率依次减小，说明吸附过程的速度依次减缓，第3阶段边界层对吸附效果的影响较大。另外，3个过程在图3(d)上都显示出较好的线性关系，但折线不通过原点，说明粒子内扩散反应影响了吸附速率。

    表 3  ZnFeZrOx吸附p-ASA的动力学参数
    Table 3.  Adsorption kinetic parameters of p-ASA onto ZnFeZrOx
    动力学方程K1/min−1K2/(g·(mg·min)−1)Qe'/(mg·g−1)R2
    准一级0.00292—9.2500.947
    准二级—0.0012120.0880.997
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    2.3   吸附剂再生性能分析

    1)解吸剂的选择。4种钠系解吸剂对饱和ZnFeZrOx的解吸效果如图4(a)所示。其中，NaOH表现出最优解吸效果，在第1次解吸实验后解吸率为92.60%，吸附容量为20.00 mg·g−1。Na2CO3溶液和NaHCO3溶液的解吸效果相对较好，而NaCl的解吸效果则相对较低。因此，后续实验选取NaOH作为最佳解吸剂。

    图 4  吸附剂的解吸及回用性能
    Figure 4.  The desorption and reused effect of absorbent
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    2)解吸剂浓度的影响。如图4(b)可知，随着NaOH浓度的增大，解吸率和ZnFeZrOx吸附容量先增大后保持几乎不变。当NaOH溶液为0.1 mol·L−1和0.5 mol·L−1时，解吸率相对较低；当NaOH浓度为1 mol·L−1时，解吸率为92.60%，吸附容量为20.00 mg·g−1；继续将NaOH浓度增加至2 mol·L−1后，对解吸率无进一步提高。因此，选取1 mol·L−1为NaOH的最佳解吸浓度。

    3) ZnFeZrOx的再生使用性能。如图4(c)所示，饱和ZnFeZrOx经过5次循环再生后，吸附容量由20.3 mg·g−1降至12.1 mg·g−1，去除率相应由89.32%降至53.24%。在循环再生到第3次时，去除率为72.60%。表明ZnFeZrOx再生3次后仍可对水体中大部分p-ASA进行吸附。此外，以上结果间接表明1 mol·L−1 NaOH可以成功将p-ASA从吸附剂表明解吸下来，且ZnFeZrOx再生效果较好。

    2.4   吸附前后材料的表征分析

    1) XRD分析。图5(a)为ZnFeZrOx吸附p-ASA前后的XRD对比图。如图5(a)所示，吸附前后ZnFeZrOx的XRD图几乎未有发生变化，表明吸附剂在吸附过程中能维持较稳定的化学形态，间接表明ZnFeZrOx的化学稳定性。

    图 5  ZnFeZrOx吸附p-ASA前后对比XRD和FT-IR图谱
    Figure 5.  Comparison of XRD and FT-IR spectra before and after adsorption of p-ASA onto ZnFeZrOx
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    2) FI-IR分析。由图5(b)可见，在3 100~3 700 cm−1处形成一个宽频带区域[23]，可能是由于H2O分子以及吸附剂中-OH官能团的吸收附带，并且比较吸附前和吸附后曲线观察到，-OH由3 550 cm−1 蓝移至 3 450 cm−1附近，说明吸附过程中-OH基团也参与吸附。1 642 cm−1为H2O和-OH的弯曲振动峰[24]。由吸附后的曲线可见，在837 cm−1处新出现一个峰。经查验为As-O的特征峰[16]，可能是As-O-M(M代表Zr、Fe)的振动吸收[14]，表明p-ASA通过配位体交换作用被吸附在三相金属氧化物吸附剂表面[25]。1 358 cm−1应为-OH结构伸缩振动的特征峰[26-27]，与吸附前相比，该峰在吸附后明显减弱，表明p-ASA在吸附过后才能中替代了部分-OH并与ZnFeZrOx相连，证明-OH参与反应且p-ASA并非单纯沉积而可能是发生了配位反应。1 095 cm−1应为C-As的弹性振动峰，1 215 cm−1和1 560 cm−1分别为p-ASA上的C-N伸缩振动特征峰和-NH2的剪切振动峰[28-29]。

    3) XPS分析。图6为ZnFeZrOx吸附p-ASA溶液的前后的XPS图谱。图6(a)~f)分别为元素As、C、O、Zn、Fe、Zr的高分辨图。在图6(a)中可以看出，在44.6 eV处出现新的吸收峰为As3d的特征峰。这表明吸附后的p-ASA中As元素主要以As(V)的形式存在，并已成功结合到ZnFeZrOx表面[27]。图6(b)中ZnFeZrOx样品吸附p-ASA前的C1s 谱图能够拟合出3个峰，分别为284.6 eV的C-C或C=C、288.5 eV的C-O以及289.0 eV的O-C=O。吸附后，原284.6 eV的峰蓝移至284.8 eV，且C-C与C=C二者占比由70.92%升至94.78%，这可能是因为p-ASA分子在吸附剂表面堆积。此外C-O和O-C=O的峰，在吸附p-ASA后，占比分别由17.02%和12.06%降至3.73%和1.49%，说明在p-ASA的吸附过程中，-COOH官能团发挥了重要作用[30]。

    图 6  ZnFeZrOx吸附p-ASA前后的XPS图谱
    Figure 6.  Comparison of XPS spectra before and after adsorption of p-ASA onto ZnFeZrOx
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    由图6(c)可见，吸附前样品中O信号较强，表明制备出的三相金属复合材料为含氧化合物[31]。O1s的3个原始峰为530.0、531.60、532.97 eV，分别代表由Fe、Zn、Zr和O的氧化物M-O(锌铁锆三种金属皆以M表示)、M-OH、C=O。在吸附p-ASA后，消耗了部分羧基，还形成了M-O-As、As-O、M-O-C等有机配体。此外，530.09 eV处的峰红移至529.89 eV，表明M-OH基团参与了p-ASA的吸附并在ZnFeZrOx表面形成M-O基团[24]，这与FT-IR的分析结果一致[8]。由图6(d)、图6(e)、图6(f)可以看出，ZnFeZrOx中Zn主要为二价，Fe主要为二价，而ZnFeZrOx中的Zr则主要为正四价。

    由图6(d)可见，吸附前，1 021.9 eV对应的是Zn2p3/2的Zn-O，1 045.0 eV对应于Zn2p1/2.吸附后，Zn-O和Zn2p1/2的特征峰分别红移至1 021.6 eV和1 044.8eV，表明Zn-O参与了p-ASA的配位。由图6(e)可见，吸附前，归属于Fe2p3/2的特征峰有709.6 eV和711.4 eV，而723.2 eV和725.6 eV则归属于Fe2p1/2[32]。吸附后，属于Fe2p3/2的峰移至709.7 eV和712.1 eV，归属于Fe2p1/2的峰移至723.3 eV和725.7 eV。吸附前后，Fe由二价转化为三价，表明Fe-OH是吸附阿散酸的活性位点[30]。由图6(f)可见，在吸附前XPS曲线上的182.4 eV对应Zr-O的结合能，而184.6 eV处对应Zr-Zr[33]；吸附后，Zr-O的结合能偏移至178.7 eV，同时Zr-Zr的结合能偏移至181.1 eV，二者均向结合能低的方向偏移。表明Zr-O参与了p-ASA的配位，并在吸附剂吸附p-ASA时起到一定的作用。

    2.5   吸附剂在牲畜养殖废水中的应用

    牲畜养殖废水对ZnFeZrOx吸附p-ASA的影响。实际牲畜养殖废水往往组分复杂，具有高COD的特点[34]。图7反映了ZnFeZrOx对猪粪浸出液中p-ASA的吸附效果。如图7所示，在未调节pH的浸出液中(pH=7.2)，ZnFeZrOx对p-ASA的去除率较低，仅有42.23%，而将其pH调节至4后，去除率却保持在较高的水平(84.92%)，与对照组的结果接近，说明ZnFeZrOx在实际处理高碳源的牲畜养殖废水时受废水pH影响较大。

    图 7  ZnFeZrOx在牲畜养殖废水中的应用
    Figure 7.  Application of ZnFeZrOx in livestock breeding wastewater treatment
    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    3.   结论

    1)三相金属氧化物吸附剂ZnFeZrOx 对典型的有机砷污染物p-ASA具有良好的吸附性能，最大去除率达95.15%，最大吸附容量为595.23 mg·g−1。

    2)三相金属氧化物材料ZnFeZrOx中，Fe、Zn、Zr主要以Fe3+、Zn2+及Zr4+的形式存在，Fe-OH为当中主要吸附活性点位，Zn-O和Zr-O起到一定的吸附作用。静态吸附实验结果表明，ZnFeZrOx吸附p-ASA的最佳条件为：吸附剂投加量为0.11 g，pH=4，吸附时间为15 h，在此条件下，吸附过程为吸热过程，其遵循准二级动力学方程动力学模型。

    3)在温度30 ℃，转速150 r·min−1，解吸时间12 h的条件下，选用1 mol·L−1的NaOH溶液作为解吸剂，材料的最佳解吸率达92.60%，重复再生3次后，对p-ASA的去除率仍达到70%以上。

    4)在调节牲畜养殖废水pH至4后，吸附剂对其的去除率仍能达到84.92%，具有实际应用前景。

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Effect of the approaching electrode on the soil arsenic migration and speciation transformation during electrokinetic remediation

  • Received Date: 18/01/2023
  • Available Online: 10/04/2023

Abstract: The remediation effect of the approaching electrode technique coupled with a capture chamber was evaluated using soil contaminated with a high concentration of arsenic. Four treatments were set up in the experiment: fixed-electrode electrokinetic (FE-EK), approaching cathode electrokinetic (AC-EK), approaching anode electrokinetic (AA-EK), and approaching anode and cathode electrokinetic (AAC-EK) techniques. The results demonstrated that AC-EK, AA-EK, and AAC-EK techniques promoted the migration of total arsenic [As(T)]: the mass fraction of As(T) in their capture chambers was significantly higher than the initial value(p<0.05), while that in the capture chamber of FE-EK did not differ significantly from the initial value(p>0.05). The overall migration rates of As(T) in AAC-EK was the highest (31.50%), and that in FE-EK was the lowest (15.38%). The average mass fraction of trivalent arsenic in FE-EK, AC-EK, AA-EK, and AAC-EK techniques decreased by 9.78%, 7.81%, 13.65%, and 4.09%, respectively, compared with the initial value owing to an increase in the overall soil redox potential. Under the combined influence of Fe2O3 and electric-influence, the bioavailability of arsenic was continuously reduced, as evidenced by the conversion of exchangeable arsenic, aluminum-bound arsenic, and calcium-bound arsenic to iron-bound arsenic and residual arsenic. This study showed that AAC-EK was associated with the highest As(T) migration, lowest proportion of exchangeable arsenic, and lowest energy consumption per unit of remediation. Thus, the AAC-EK technique had good potential for remediating arsenic-contaminated soil.

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  • 砷来源广泛，包括火山喷发、岩石风化等自然来源以及采矿、冶金等人为来源[1-2]。在全球范围内，土壤中砷的平均质量分数为1.8 mg·kg−1，而我国土壤中砷平均质量分数达到9.2 mg·kg−1，超过世界水平的5倍[3]。我国云南、贵州、四川等西南地区的土壤中砷背景值远超全国土壤背景值[4]。土壤中的砷通过食物链进入人体后，可引发色素沉着、慢性肺病、心血管疾病和神经系统紊乱等健康问题[5]。因此，对砷污染土壤的修复十分迫切。

    电动修复是常用的一种砷污染土壤修复方法，其利用电渗析、电迁移等电动效应使砷酸根和亚砷酸根定向迁移，从而降低土壤中砷的总量[6-7]。但常规电动修复技术对砷的修复效果有限，KARACA等[8]对沉积物中的砷进行电动修复时发现，运行18 d后砷几乎没有被去除。电极逼近法为电动修复的一种，其在电动过程中每隔一段时间将电极向某一方向移动一定距离，以此来影响土壤pH、氧化还原电位 (Eh) 等环境因子，而砷的溶解性和迁移性与环境因子密切相关。YAO等[9]发现，相比于固定电极法 (FE-EK) ，阴极逼近法 (AC-EK) 通过提高阴极区域pH可将砷的去除率提高4倍。付博等[10]发现，当pH<4时，随着pH的降低，粗砂和细砂中砷的溶出量不断增加。周一敏等[11]发现，当Eh较低时，五价砷[As(V)]会转化为移动性更高的三价砷[As(III)]，另外还能驱动土壤中砷的释放。由此可见，电动逼近技术对提高砷污染土壤修复效果具有很大潜力。

    目前，常采用向土壤中加入化学药剂[2,7]、增设渗透反应墙[6,12]等方式提高砷去除率，但基于电极逼近技术对砷污染土壤进行修复的研究尚很缺乏。基于此，本研究采用不同的电极逼近方式对砷污染土壤进行修复。研究不同逼近方式对总砷[As(T)]的分布以及As(III)、As(V)迁移转化的影响，探究捕集室土壤中砷赋存形态的转化，以期为砷污染场地修复提供技术参考和理论依据。

    • 1.   材料与方法

      1.1.   实验原料

    • 供试土壤采自辽宁大连某污染场地，经风干并研磨后过20目标准筛备用。供试土壤基本理化性质为：pH为7.17，Eh为273.5 mV，电导率为2 012.5 μS·cm−1，Al、Fe、Ca质量分数分别为40.13、44.17、102.55 g·kg−1，As(T)、As(III)、As(V)质量分数分别为355.08、120.32、234.76 mg·kg−1。其中，As(T)质量分数超过《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准 (试行) 》 (GB 36600-2018) [13]第一类用地筛选值 (20 mg·kg−1) 的17倍。

      • 1.2.   实验装置及取样点位置

    • 如图1(a)所示，实验装置主体由土壤室和捕集室组成，捕集室置于实验装置中部，可自由取出，2侧为土壤室。取样点位置如图1(b)所示，从阳极到阴极划分为阳极区 (S1~S3) 、捕集室 (S4) 、阴极区 (S5~S7) 3部分，S1~S7每个区域设置3个取样点，将3个取样点的土壤混合后作为该区域的代表性土壤。

      • 1.3.   实验方法

    • 实验共设置4个电动处理组，分别为FE-EK、AC-EK、阳极逼近处理组 (AA-EK) 、两极逼近处理组 (AAC-EK) 。其中，FE-EK处理组不移动电极；AC-EK处理组的阴极电极每隔10 d向阳极方向移动4 cm，共移动2次；AA-EK处理组的阳极电极每隔10 d向阴极方向移动4 cm，共移动2次；AAC-EK处理组的阳极电极和阴极电极每隔10 d相向各移动4 cm，共移动2次。各电动处理组土壤室内均填装1 600 g污染土壤，捕集室内填装400 g混有质量分数为20% Fe2O3的污染土壤。另取400 g混有Fe2O3的污染土壤，不通电，作为电动处理组的对照组 (CK) 。

      实验以不锈钢电极为电极，电压恒定为24 V，处理时间30 d。实验过程中每隔4~5 d采用重量法补充去离子水，保持土壤含水率为30%。取样间隔为10 d，移动电极后的无电场区域不再继续取样。

      • 1.4.   能量消耗

    • 本研究中总能耗和单位修复能耗的计算方法见式(1)和式(2)[14]。

      式中：E为总能耗，kWh；U为实验电压，V；I为电流，A；t为修复时间，h。

      式中：E0为单位修复能耗，kWh·mg−1；c0和c30为第0 天和第30天时捕集室中As(T)质量分数，mg·kg−1；m为捕集室中土壤质量，kg。

      • 1.5.   分析方法

    • 电流使用电流监控装置监测并记录。pH和电导率使用pH计 (PHS-3C型，上海仪电科学仪器股份有限公司) 和电导率仪 (CON700，美国Eutech公司) 测定[6]。Eh参考《土壤 氧化还原电位的测定 电位法》 (HJ 746—2015) [15]，使用便携式ORP测定仪 (TR-901型，上海仪电科学仪器股份有限公司) 测定。As(T)质量分数利用HNO3-HF-HClO4对土壤进行分步消解[16]，并用电感耦合等离子体质谱仪 (ICAPRQ，美国Thermo Fisher Scientific公司) 测定。As(III)质量分数参考ZHENG等[17]以及张静等[18]的提取方法，并用原子荧光光谱仪 (AFS-9700A，北京海光仪器有限公司) 测定[19]。As(V)质量分数为As(T)与As(III)的差值。砷赋存形态参考XU等[7]的方法依次提取可交换态砷 (Ex-As) 、铝结合态砷 (Al-As) 、铁结合态砷 (Fe-As) 以及钙结合态砷 (Ca-As) ，并用ICP-OES (Avio 220 Max，美国PerkinElmer公司) 测定。残渣态砷 (Res-As) 测定方法同As(T)。

    2.   结果与讨论

      2.1.   电流与电导率变化

    • 如图2所示，各处理组在移动电极前的电流值相似，表明各处理组间的平行性较好。通电后电流在短时间内即达到最大值，约为100 mA；随后电流值迅速下降，至第5 d时仅为9.42~14.04 mA；第5 d补水后电流值又迅速上升。这是因为，电动初始时土壤中含有大量可移动离子；而后电解水产生的H+和OH−被不断中和，孔隙水中的离子强度降低[9]；补水后土壤中的可移动离子数量又有所增加 [20-21]。电导率常用来表示土壤孔隙液中溶解离子的数量[22]。各处理组的电导率变化如图3所示，表现为两极高、中间低。这归因于阴离子和阳离子不断迁往两极[6]，降低了中间区域可溶性离子数量。各处理组电导率在S1、S4、S5区域存在显著差异 (p<0.05) 。

      运行10 d后，电极逼近处理组的电流值高于固定电极处理组，以第20 d为例，FE-EK、AC-EK、AA-EK以及AAC-EK的电流值分别为27.36、42.64、50.74、57.68 mA。这主要是因为，随着电极的移动，土壤有效长度缩短，提高了系统电流[9]。因AAC-EK的两极间距最短，所以AAC-EK的电流值又高于AC-EK和AA-EK。AC-EK的电流值低于AA-EK主要是因为AC-EK能提高阴极区pH，容易生成氢氧化物、碳酸盐等不溶性和非导电物质，降低系统电流[21]。

      • 2.2.   pH变化

    • 土壤室土壤初始pH为7.17，捕集室土壤初始pH为7.11。如图4所示，土壤pH从阳极至阴极呈逐渐增大趋势，且阴极区变化幅度高于阳极区。这是因为，在外加电场作用下，阳极和阴极因发生水解反应分别生成H+和OH−[9]。AA-EK能够促进阳极区pH降低，例如其S2区域在10~20 d降低0.47，高于FE-EK下降幅度，但AA-EK并未能阻止阴极区的pH升高，这可能是由于土壤的酸缓冲性能较高，向阴极移动的H+在到达阴极区前就被消耗殆尽。反之，AC-EK的阴极电极不断向阳极靠近，使其阴极区pH随时间的推移逐渐升高。由于AAC-EK电流值最高，导致其S2~S6区域的pH变化幅度一般高于AC-EK、AA-EK或FE-EK。

      • 2.3.   Eh变化

    • 如图5所示，土壤室土壤初始Eh为273.5 mV，捕集室土壤初始Eh为282.5 mV。电动结束后，土壤Eh表现为从阳极到阴极逐渐降低的分布趋势。其中，S1~S5区域的Eh一般高于初始值，S6~S7区域的Eh低于初始值。阳极Eh的升高主要源于水电解反应产生的氧气及活性自由基；而阴极Eh的降低主要源于水解反应产生氢气，使阴极土壤处于还原气氛。与FE-EK相比，阳极电极的移动促进阳极区Eh升高，而阴极电极的移动促进阴极区Eh降低。以AC-EK为例，其第30 d时S5区域的Eh比FE-EK低147 mV，与SHEN等[23]的研究结果一致。

      • 2.4.   As(T)质量分数变化及能量消耗

    • 如图6所示，土壤室土壤初始As(T)质量分数为355.08 mg·kg−1，捕集室土壤初始As(T)质量分数为283.97 mg·kg−1。修复过程中，土壤中As(T)从两极区域向中间区域聚集，并最终呈现两极低、中间高的分布趋势。As(T)分布的变化是因为，As(T)在电场作用下同时受到电迁移和电渗析作用，一方面，带负电荷的H2AsO4−、HAsO42−、H2AsO3−等随电迁移迁往阳极；另一方面，溶解于土壤孔隙水中的砷随电渗流迁往阴极[24]，导致两极及其附近区域As(T)质量分数降低。由于土壤中对砷吸附能力较强的铝、铁、钙等元素较多，可与砷形成不可移动的沉淀，导致砷移动性显著降低；此外，捕集室中Fe2O3对砷具有很强的吸附能力，迁移至此的砷难以继续向两极迁移，使得捕集室中As(T)质量分数不断升高。运行30 d后，AC-EK、AA-EK以及AAC-EK捕集室中As(T)质量分数与初始值相比显著升高 (p<0.05) ，S1、S7区域As(T)质量分数显著性降低 (p<0.05)，以AAC-EK处理组As(T)质量分数显著性降低点位最多 (S1、S2、S5、S6、S7) ，而FE-EK捕集室中As(T)质量分数与初始值相比无显著性差异 (p>0.05) ，仅S1区域As(T)显著性降低 (p<0.05) ，这表明电极逼近对As(T)的迁移具有显著促进作用。

      运行30 d后，FE-EK的As(T)整体迁移率最低 (15.38%) ，AAC-EK的As(T)整体迁移率最高 (31.50%) ，AC-EK与AA-EK居于2者之间 (27.25%、21.65%) 。AC-EK之所以能促进砷的迁移主要因为以下几个方面：首先，电极间距的缩短增大了系统电流，加速了砷的迁移；其次，阴极电极的移动增大了阴极区土壤pH，使土壤对带负电荷的砷酸根和亚砷酸根吸附能力减弱[2]，且OH−能置换出以含氧阴离子形式存在的砷[25]；此外，阴极电极的移动还降低了土壤Eh，使Fe(III)向Fe(II)转化，Fe(OH)3等铁系物因此发生溶解[26]，砷因失去吸附相被释放到土壤溶液中，有利于砷的迁移。AA-EK因电极间距的缩短增大了系统电流，同样能促进As(T)的迁移；但因为其阳极区域pH不断降低，增强了土壤对砷的吸附，导致促进效果不明显。虽然AAC-EK阳极区pH也较低，但它的电流值最高，且其阴极区pH最高，Eh最低，有利于砷的解吸，所以AAC-EK对As(T)的迁移效果优于AC-EK和AA-EK。

      如图7所示，FE-EK、AC-EK、AA-EK、AAC-EK的总电能耗依次为373.46、449.59、496.46、572.64 kWh，单位修复能耗依次为7.98、4.47、6.44、4.18 kWh·mg−1。可见，总电能耗最高的AAC-EK的单位修复能耗最低。这是因为，当电压一定时，单位修复能耗除了与电流强度有关还与污染物迁移量有关，AAC-EK捕集室中的As(T)的增加量为FE-EK的2.93倍。

      • 2.5.   砷价态分布

    • 初始土壤中，As(V)为无机砷的主要形式，约为As(III)的1.95倍。电动处理30 d后As(V)的分布如图8(a)所示。As(V)表现为中间高、两极低的分布趋势，FE-EK、AC-EK、AA-EK、AAC-EK捕集室中As(V)质量分数依次升高60.62%、120.61%、93.99%、162.86%。这是因为，阴极带负电荷的As(V)不断移向阳极，在迁移过程中，pH逐渐降低，As(V)迁移能力随之下降；且中间区域的Fe2O3对As(V)有强亲和力，导致As(V)移动至捕集室后难以继续移动，并最终停滞在捕集室；另外，由于电渗析流会带动部分溶解于土壤间隙液中As(V)向阴极迁移，导致阳极区的As(V)也有不同程度的降低。各处理组间As(V)分布差异主要集中在阴极区，AC-EK和AAC-EK能够升高阴极区pH，进而提高砷的移动性，所以这2个处理组阴极区的As(V)质量分数低于AA-EK和FE-EK；又因为AA-EK电流较大，所以其阴极区的As(V)质量分数又低于FE-EK。

      As(III)的分布如图8(b)所示。As(III)与As(V)分布趋势一致，为中间高、两极低。这是因为，阳极区土壤pH<9.2，As(III)以不带电的分子形式 (H3AsO3) 存在，主要受电渗析作用迁往阴极[27]；在阴极区，越接近阴极土壤pH越高，As(III)又以分子形式向含氧酸根形式转化，带负电荷的亚砷酸根 (H2AsO3−、HAsO32−、AsO33−) 逐渐增多，并随电迁移迁往阳极，导致S6、S7区域的As(III)质量分数低于S5区域。对比来看，各处理组阳极区As(III)质量分数从低到高依次为AAC-EK、AA-EK、AC-EK、FE-EK。处理组间的差异可能与电流强度有关，当电流较大时电渗析作用较强，更多的As(III)受电渗析作用迁移向阴极，所以电流越大阳极区的As(III)残留量越低，同时使得捕集室中As(III)质量分数越高。

      由于土壤Eh普遍升高，导致部分As(III)转化为As(V)。运行30 d后，FE-EK、AC-EK、AA-EK、AAC-EK各点位As(III)平均质量分数较初始值分别降低9.78%、7.81%、13.65%、4.09%。与此同时，As(V)质量分数随之升高。有研究指出，As(III)的毒性高于As(V)[3]，因此，经电动修复土壤中砷的毒性被降低。比较而言，AA-EK因能提高阳极区Eh，所以对As(III)的削减量最高；AAC-EK虽然也能提高阳极区Eh，但其阴极区Eh明显降低，所以对As(III)的总体削减效果较差。

      • 2.6.   捕集室中砷形态变化

    • 各处理组捕集室中砷的形态分布如图9所示。初始土壤中各形态砷占比从低到高依次为Ex-As (0.84%)、Al-As (5.16%)、Fe-As (9.05%)、Res-As (40.88%)、Ca-As (44.07%)。砷在电场的作用下不断向捕集室中迁移，并在Fe2O3的作用下发生赋存形态的明显转化，表现为Ex-As、Al-As、Ca-As占比下降，Fe-As和Res-As占比上升。对比各处理组砷赋存形态占比可知，FE-EK处理组的Ex-As最终占比最高，AA-EK、AAC-EK处理组的Ex-As最终占比较低，分别为0.44%和0.36%；FE-EK处理组的Res-As最终占比最低，AAC-EK处理组Res-As占比最终最高，达64.98%，为CK的1.42倍。

      Ex-As占比的降低是因为Fe2O3的加入为砷提供了更多的吸附位点，使Ex-As转化为Fe-As。由于AA-EK、AAC-EK的电流较大，且阳极区pH相对较低，电极腐蚀后产生的Fe2+/Fe3+在随电迁移迁往阴极的过程中因pH逐渐增大而被沉淀于捕集室中，进一步加强了对Ex-As的吸附，导致其Ex-As占比较低。Al-As占比的降低也可能是受Fe2O3的影响。胡丽琼等[28]研究发现，当向砷污染水稻土中加入Fe2O3的量达到0.5 mg·kg−1时，Al-As已降至检测限以下。Res-As占比的升高一方面是由于Al-As、Ca-As向Res-As转化；另一方面，砷被铁吸附后形成Fe-As双核或单基配体化合物，或通过发生化学反应使沉淀于铁氧化物表面的砷酸盐形成砷酸铁沉淀，进而生成Res-As [29-31]。不同赋存形态砷的生物有效性从大到小依次为Ex-As＞Ca-As＞Al-As＞Fe-As＞Res-As[29]。可见，经电动修复后，砷的生物有效性大幅度降低。因AAC-EK处理组Ex-As占比最低，Res-As占比最高，所以处理效果最好。

    3.   结论

    • 1) 相比于固定电极，3种电极逼近方式通过影响环境因子 (pH、Eh) 以及系统电流，对As(T)的迁移具有促进作用，以AAC-EK的As(T)整体迁移率最高 (31.50%) ，且单位修复能耗最低。

      2) 砷的价态转化受Eh影响，电动修复后，各处理组As(III)平均质量分数较初始值有所降低，As(V)平均质量分数较初始值有所升高。

      3) 电动联合Fe2O3施用可使砷的形态从Ex-As、Al-As、Ca-As向Fe-As、Res-As转化，降低捕集室中的砷的生物有效性，以AAC-EK的稳定化效果最佳。由此可见，AAC-EK在修复砷污染土壤方面具备很大潜力。

    Figure (9)  Reference (31)

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  • 1.   材料与方法

  • 1.1.   实验原料

  • 1.2.   实验装置及取样点位置

  • 1.3.   实验方法

  • 1.4.   能量消耗

  • 1.5.   分析方法

  • 2.1.   电流与电导率变化

  • 2.2.   pH变化

  • 2.3.   Eh变化

  • 2.4.   As(T)质量分数变化及能量消耗

  • 2.5.   砷价态分布

  • 2.6.   捕集室中砷形态变化

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  • 表 1  ZnFeZrOx吸附p-ASA的Langmuir吸附等温式
    Table 1.  The Langmuir adsorption isotherm equations for p-ASA onto ZnFeZrOx
    温度/KQm/(mg·g−1)KL/(L·mg−1)Langmuir吸附等温式R2
    298558.660.001 87Ce/Qe=0.001 8 Ce+0.959 50.459
    308595.230.001 80Ce/Qe=0.001 7 Ce+0.935 50.496
    318578.030.001 82Ce/Qe=0.001 7 Ce+0.949 60.565
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  • 表 2  ZnFeZrOx吸附p-ASA的Freundlich吸附等温式
    Table 2.  The Freundlich adsorption isotherm equations for p-ASA onto ZnFeZrOx
    温度/KKFnFreundlich吸附等温式R2
    2981.241.079lnQe=0.926 6 lnCe+0.212 40.982
    3081.291.083lnQe=0.923 3 lnCe+0.256 30.985
    3181.281.086lnQe=0.921 2 lnCe+0.248 30.987
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  • 表 3  ZnFeZrOx吸附p-ASA的动力学参数
    Table 3.  Adsorption kinetic parameters of p-ASA onto ZnFeZrOx
    动力学方程K1/min−1K2/(g·(mg·min)−1)Qe'/(mg·g−1)R2
    准一级0.00292—9.2500.947
    准二级—0.0012120.0880.997
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