王雅潔，羅迎春

（1.貴州民族大學(xué)生態(tài)環(huán)境工程學(xué)院，貴州貴陽(yáng)550025； 2.貴州民族大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，貴州貴陽(yáng)550025）

砷（As）廣泛存在于大氣、水體、土壤和巖石中，其平均地殼豐度為2 mg/kg[1].由于人類活動(dòng)，As化合物大量進(jìn)入地球表層與地表水中，帶來(lái)了嚴(yán)重的砷污染問(wèn)題[2].在水體中亞砷酸和砷酸是其主要存在形態(tài)，對(duì)于無(wú)機(jī)砷，三價(jià)砷（As（III））的毒性遠(yuǎn)大于五價(jià)砷（As（V））.另外，As（III）具有更強(qiáng)的移動(dòng)性和較弱的吸附性.因此，對(duì)水體As（III）的形態(tài)轉(zhuǎn)化及去除對(duì)評(píng)估水體中砷污染狀況及治理，具有積極作用.

鐵在地球地殼中是僅次于鋁的第二大金屬元素，且大部分以鐵氧化物或鐵氫氧化物的形式存在[3].針鐵礦禁帶寬度范圍為 2.0 ～ 2.3 eV[4].在太陽(yáng)光照射下具有明顯的光催化活性.Litter[5]研究表明，鐵氧化物在光源波長(zhǎng)小于400 nm即禁帶寬度小于3.1 eV時(shí)，具備光化學(xué)反應(yīng)條件，這時(shí)鐵氧化物表面形成空穴-電子對(duì)，與體系中其他化合物發(fā)生反應(yīng).當(dāng)鐵氧化物存在于水中時(shí)，它們可以與水中其他組分有許多復(fù)雜的相互作用，包括鐵氧化物與其他化合物的吸附作用、氧化還原作用等.

本文利用針鐵礦的吸附性和光活性，主要研究As（III）在合成針鐵礦懸浮體系中的吸附和光氧化行為，并考察了初始pH，針鐵礦投加量、As（III）濃度對(duì) As（III）光氧化的影響.另外，對(duì) As（III）在針鐵礦體系中的去除機(jī)制進(jìn)行初步探討，通過(guò)對(duì)比光暗反應(yīng)確定吸附的作用；分別以EDTA-2Na猝滅、叔丁醇和CCl4分別捕獲 HO·free和，對(duì) As（III）主要的氧化途徑進(jìn)行分析，提出針鐵礦懸浮體系中As（III）的去除機(jī)制.本文研究對(duì)As（III）在水體中的環(huán)境化學(xué)行為提供了基礎(chǔ)，對(duì)于砷污染的治理具有參考價(jià)值.

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 主要儀器及試劑硝酸鐵[Fe（NO3）3]、亞砷酸鈉（NaAsO2）、乙二胺四乙酸二鈉（C10H14N2Na2O8）、氫氧化鈉（NaOH）、鹽酸（HCl）、四氯化碳（CCl4）、叔丁醇（C4H10O）、磷酸（H3PO4）、醋酸（CH3COOH）、醋酸銨（CH3COONH4）、抗壞血酸（C6H8O6）、硫酸亞鐵銨[（NH4）2Fe（SO4）2·6H2O]、菲咯琳（C12H8N2）.

AFS-9700雙道原子熒光光度計(jì)、光反應(yīng)器（內(nèi)徑為95 mm，外徑為110 mm，內(nèi)高為115 mm，外接循環(huán)冷卻水，在反應(yīng)器四周放置4只熒光燈管，其最大波長(zhǎng)為365 nm，反應(yīng)液中心光能量為54.3 μW/cm2，底部置一磁力攪拌器）.

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 針鐵礦的制備 濃度2.5 mol/L NaOH溶液以 5 mL/min速度加入250 mL 0.5 mol/L Fe（NO3）3溶液.同時(shí)對(duì)混合液進(jìn)行攪拌，速度為300 rpm，滴加至混合溶液pH值到達(dá)12，懸濁液在干燥箱中干燥12 h，干燥箱溫度為60℃，然后冷卻至室溫，沉淀物反復(fù)離心水洗，洗至pH值小于8，獲得固體在60℃真空干燥4 h即得到針鐵礦[6].

1.2.2 針鐵礦的表征 制備所得針鐵礦樣品分別用X射線衍射儀（XRD，荷蘭PANalytical公司）、掃描電鏡（S-3400N型）、傅里葉變換紅外光譜（Nicolette 6700）、表面分析儀（ASAP2000 型，Micromeritics公司）、微型電泳儀（JS94H型）和激光粒度儀（S3500型，美國(guó)Microtrac公司）進(jìn)行表征.

1.2.3 光化學(xué)實(shí)驗(yàn) 配制250 mL質(zhì)量濃度100 μg/L As（III）溶液，用 HCl和 NaOH 溶液將 pH 值分別調(diào)至特定值，轉(zhuǎn)移到光反應(yīng)器中（自制），加入針鐵礦，打開(kāi)磁力攪拌器同時(shí)打開(kāi)紫外燈，開(kāi)始計(jì)時(shí).分別在 0、5、15、30、45、60、90 min 時(shí)取樣，過(guò)濾后上機(jī)測(cè)定.同時(shí)進(jìn)行暗反應(yīng)實(shí)驗(yàn)（吸附實(shí)驗(yàn)），步驟與光反應(yīng)一致.

1.2.4 自由基猝滅實(shí)驗(yàn) 在質(zhì)量濃度100 μg/L As（III），0.025 g/L針鐵礦中分別加入不同濃度的自由基猝滅劑，并將 pH值調(diào)至3.0、5.0、7.0和9.0，打開(kāi)磁力攪拌器同時(shí)開(kāi)燈計(jì)時(shí)，其余步驟與光化學(xué)實(shí)驗(yàn)一致.

1.2.5 溶出鐵的測(cè)定 分別在初始pH值為3.0和7.0時(shí)采用菲咯啉顯色法測(cè)定質(zhì)量濃度100 μg/L As（III），0.025 g/L 針鐵礦體系中反應(yīng)不同時(shí)間溶液中的總鐵含量[7].

2 結(jié)果與討論

2.1 針鐵礦的表征樣品的XRD分析如圖1（a），在 2θ為 22.17°、24.85°、32.38°、34.5°、38.6°、43.07°、51.27°和53.06°處分別出現(xiàn)了強(qiáng)弱不同的衍射峰.這些峰對(duì)應(yīng)的角度和相對(duì)強(qiáng)度與針鐵礦標(biāo)準(zhǔn)卡片29-0713對(duì)照結(jié)果表明制備材料為針鐵礦.圖1（b）為放大10萬(wàn)倍的SEM圖，可以看到形成了結(jié)晶程度好的針鐵礦.針鐵礦呈條柱狀分布，有團(tuán)聚現(xiàn)象，但團(tuán)聚程度疏松，較均勻地分布在整個(gè)視域內(nèi).這些晶體的長(zhǎng)度為300到400 nm.圖1（c）中FTIR表明3 123.42 cm-1處有很強(qiáng)的—OH的伸縮振動(dòng)，在1 642.85、889.38和794.13 cm-1處有—OH伸縮振動(dòng)，在634.31 cm-1處有 Fe—O鍵的彎曲振動(dòng).在多點(diǎn)N2-BET分析中得到，所得針鐵礦比表面積為38 m2/g.等電點(diǎn)（PZC）值為6.85.粒度分布測(cè)試結(jié)果表明，針鐵礦粒度分布為0.17 ～276.91 μm，平均粒度為9.43 μm.

圖1 針鐵礦表征結(jié)果Fig.1 Results on characterization of goethite

為了考察不同初始pH下As（III）在針鐵礦體系中的去除情況以及吸附和光氧化在其中的各自貢獻(xiàn)，在 As（III）初始質(zhì)量濃度為 100 μg/L，針鐵礦投加量為0.025 g/L時(shí)，調(diào)節(jié)初始pH值為 3.0、5.0、7.0 和 9.0，監(jiān)測(cè)溶液中 As（III）濃度變化情況，結(jié)果如圖2所示.在不同初始pH條件下，經(jīng)過(guò)90 min反應(yīng)后，As（III）的去除率在初始 pH 3.0、5.0、7.0和9.0分別為90.98%、98.17%、95.50%和 94.89%.相對(duì)而言，As（III）在暗反應(yīng)情況下（僅存在吸附作用）的去除率分別為12.48%、78.47%、88.98%和82.49%.光反應(yīng)在4種初始pH情況下對(duì)As（III）的去除均起到了促進(jìn)作用.

圖2 初始pH對(duì)As（III）去除的影響Fig.2 Effect of initial pH on arsenite removal

對(duì)于暗反應(yīng)，當(dāng)初始 pH值低于7.0時(shí)，As（III）的去除率隨著pH的增大而增大，當(dāng)初始pH值大于7.0后，隨著初始pH的增大而減小，這與文獻(xiàn)[9]中的報(bào)道一致.因?yàn)楫?dāng)初始pH＜7.0時(shí)，主要 As（III）以 H3AsO3的形式存在.As（III）的解離常數(shù)非常?。╬Ka=9.2），在低pH時(shí)主要以分子態(tài)存在而難以被針鐵礦吸附，而隨著pH升高，As（III）的解離度增加，生成 H2AsO-3，容易被帶正電荷的針鐵礦表面吸附，所以去除率增加.當(dāng)繼續(xù)增大pH值后，針鐵礦表面所帶可變負(fù)電荷隨著增加，對(duì)陰離子的排斥作用也增加，因此去除率隨之減小.針鐵礦表面帶有大量的—OH、等活性基團(tuán)且針鐵礦的PZC為6.85左右，由于As（III）存在形態(tài)和針鐵礦表面電荷的變化兩方面作用，在暗反應(yīng)中且初始pH 7.0時(shí)As（III）的去除率達(dá)到最大.

對(duì)于光反應(yīng)，光不同程度地促進(jìn)了As（III）的去除，在初始pH 3.0時(shí)尤為明顯，從12.48%增大到90.98%.這是因?yàn)樵诘统跏紁H時(shí)，針鐵礦中的自由鐵（處于表面配位吸附態(tài)和離子交換態(tài)）更易溶解進(jìn)入液相.對(duì)光照條件下液相中的鐵離子濃度進(jìn)行監(jiān)測(cè)，結(jié)果如表1所示.鐵的溶出量在初始pH 3.0時(shí)大于pH 7.0.Fe（III）在初始pH范圍為3.0～5.0主要以Fe（OH）2+形態(tài)存在，在UVA光照下，F(xiàn)e（OH）2+生成HO·free來(lái)氧化 As（III）.另外，針鐵礦光解產(chǎn)生水合電子，在溶解氧存在時(shí)生成，繼而轉(zhuǎn)化為HO2·和H2O2.因此HO·可以通過(guò)Fenton機(jī)制產(chǎn)生，而在低pH下超氧陰離子自由基以其酸性形態(tài)存在（HO2·），這有助于形成H2O2.但是在UVA照射下，F(xiàn)e（II）的低光量子吸收以及低濃度的H2O2，F(xiàn)enton反應(yīng)在本體系中的貢獻(xiàn)可以忽略.同時(shí)，針鐵礦在光照時(shí)能產(chǎn)生空穴電子對(duì).其中空穴可以直接氧化As（III），而電子對(duì)可以捕獲溶解氧產(chǎn)生繼而氧化As（III）.總之，針鐵礦體系中As（III）的光氧化涉及多個(gè)反應(yīng)且初始pH對(duì)其有很大影響.

表1 初始pH 3.0和初始pH 7.0時(shí)鐵的溶出Tab.1 Determination of dissolved iron at initial pH 3.0 and initial pH 7.0

初始pH值為7.0時(shí)溶出鐵量小于初始pH值為3.0 且其主要存在形態(tài)為Fe（OH）3，F(xiàn)e（OH）3沒(méi)有光活性.但是光照仍對(duì)As（III）的去除具有促進(jìn)作用，As（III）的去除率從88.98%上升到95.50%，這可能是由于光照條件下針鐵礦產(chǎn)生的空穴對(duì)As（III）直接氧化的結(jié)果.初始pH 9.0時(shí)也出現(xiàn)類似現(xiàn)象.因此本體系中低初始pH時(shí)As（III）的去除以光氧化為主，高初始pH時(shí)As（III）的去除以吸附作用為主.這一結(jié)果與天然針鐵礦的結(jié)果是有區(qū)別的，這主要是因?yàn)楹铣舍樿F礦具有更大的比表面積使得更多的As（III）與針鐵礦表面的空穴接觸繼而發(fā)生氧化反應(yīng)[10].

2.2 針鐵礦投加量的影響體系中針鐵礦的投加量也是影響As（III）去除的重要因素，因此在初始為 pH 3.0 和7.0，As（III）初始質(zhì)量濃度為100 μg/L時(shí)改變針鐵礦的投加量，對(duì)其影響進(jìn)行考察.本體系中考察了3個(gè)不同針鐵礦的投加量（0.012 5、0.025 0、0.100 0 g/L），同時(shí)考察了相同條件下的吸附暗反應(yīng)，結(jié)果如表2所示.表明在暗反應(yīng)時(shí)初始為pH 3.0和7.0條件下，針鐵礦的投加量都對(duì)As（III）的去除有影響，pH 7.0時(shí)尤為明顯，當(dāng)針鐵礦投加量為 0.100 0 g/L時(shí)，反應(yīng) 90 min后，As（III）的去除率達(dá)到了94.55%.

表2 不同針鐵礦投加量對(duì)As（III）的吸附（初始pH 3.0和初始pH 7.0）Tab.2 Adsorption of arsenite indifferent goethite dosage（initial pH 3.0 and initial pH 7.0）

光照下As（III）在不同針鐵礦投加量的去除率如圖3所示.針鐵礦投加量通過(guò)影響溶出鐵的濃度，空穴-電子對(duì)的產(chǎn)生以及光的吸收從而影響As（III）的光氧化.在非均相體系中，高濃度的針鐵礦顆粒影響光的吸收，降低光的有效強(qiáng)度從而能影響光氧化過(guò)程.在實(shí)驗(yàn)中，針鐵礦濃度的影響并不突出，這主要是因?yàn)閷?shí)驗(yàn)針鐵礦濃度的變化值較小導(dǎo)致的.但是過(guò)多顆粒物在體系中已顯出降低光的有效吸收.

圖3 針鐵礦投加量對(duì)As（III）去除的影響Fig.3 Effect of goethite dosage on arsenite removal

2.3 As（III）初始質(zhì)量濃度的影響在As（III）分別為50、100、150、200 μg/L，初始 pH 值為 3.0 和7.0條件下考察了As（III）的初始質(zhì)量濃度對(duì)其在針鐵礦體系中的影響，圖4可知As（III）初始質(zhì)量濃度越高，As（III）去除初始速率越高，而反應(yīng)90 min 后As（III）的去除率越低.

圖4 As（III）初始質(zhì)量濃度對(duì)As（III）去除的影響Fig.4 Effect of initial As（III）concentration on arsenite removal

對(duì)于As（III）在針鐵礦體系中的去除初始階段的動(dòng)力學(xué)，采用L-H模型擬合，L-H模型常用于處理非均相表面反應(yīng)[11].

其中，kLH代表L-H方程速率常數(shù)，K為底物在礦物質(zhì)表面的吸附常數(shù)，c表示底物初始質(zhì)量濃度.L-H模型對(duì)針鐵礦光氧化As（III）的數(shù)據(jù)非線性擬合（如圖4），當(dāng)初始 pH 值為3.0 時(shí)，As（III）在針鐵礦體系中的光氧化動(dòng)力方程表達(dá)為

其中，吸附常數(shù)為0.001 9 L/μg，擬合相關(guān)系數(shù)r2=0.988 4；當(dāng)初始 pH 值為 7.0時(shí)，As（III）在針鐵礦體系中的光氧化動(dòng)力方程表達(dá)為

其中吸附常數(shù)為0.003 5 L/μg，相關(guān)系數(shù) r2=0.989 8.當(dāng)初始pH 值為3.0時(shí)，c在50～200 μg/L范圍內(nèi)，As（III）在針鐵礦表面的吸附很弱，吸附量很低，As（III）在針鐵礦體系中光反應(yīng)動(dòng)力學(xué)吸附所占比重較小，以As（III）光反應(yīng)為主；而當(dāng)初始為pH 7.0時(shí)，As（III）在針鐵礦表面吸附增強(qiáng)，以As（III）吸附為主.

2.4 針鐵礦體系中As（III）去除機(jī)制在光-針鐵礦體系中，As（III）可以被針鐵礦吸附而從水中被去除；除了吸附作用，光氧化作用不可忽視.在As（III）氧化過(guò)程中，As（III）先被氧化成中間過(guò)渡態(tài)的As（IV），這是決定整個(gè)反應(yīng)速率的關(guān)鍵步驟，As（III）可以被 HO·氧化，如（2）式，其速率常數(shù)為8.5 ×109L/（mol·s）；也可以被氧化，如（3）式，其反應(yīng)速率常數(shù)為3.0 ×106L/（mol·s）；而與H2O2的反應(yīng)速率常數(shù)僅為5.5 ×10-3L/（mol·s）（pH 7.5）[12]，可基本忽略.另外，在pH 7時(shí)氧化還原電位為 EVB=+2.7[13]，As（III）可被直接氧化，如（4）式.

而對(duì)于 As（IV）氧化成 As（V），據(jù)文獻(xiàn)[12]報(bào)道，其與溶解氧的反應(yīng)速率常數(shù)為1.1×109L/（mol·s），As（IV）極易被其他氧化物如H2O2、Fe（III）氧化成 As（V）.

像TiO2一樣，針鐵礦具有半導(dǎo)體性質(zhì)，當(dāng)光輻射高于針鐵礦能帶隙針鐵礦表面可以產(chǎn)生導(dǎo)帶電子和價(jià)帶空穴對(duì).空穴電子對(duì)在聚集的催化劑中可以復(fù)合，或者是擴(kuò)散到催化劑顆粒表面與吸附在顆粒表面的分子發(fā)生反應(yīng).在針鐵礦懸浮體系中，通過(guò)界面電子的遷移和空穴捕獲，針鐵礦表面可以產(chǎn)生表面羥基自由基（HO·ad）.光生空穴可以直接氧化As（III），同時(shí)電子可以吸附并傳遞至O2，產(chǎn)生自由基氧化As（III）.另外，針鐵礦中部分鐵離子溶解在液相中，液相中自由態(tài)的Fe（III）亦可在光照射下光解產(chǎn)生羥基自由基（HO·free）氧化As（III）.因此，通過(guò)暗反應(yīng) As（III）的濃度變化來(lái)確定吸附作用的貢獻(xiàn)率（見(jiàn)圖（1）），加入EDTA-2Na來(lái)猝滅和HO·ad，加入叔丁醇（TBA）猝滅液相中HO·free，加入 CCl4來(lái)猝滅，來(lái)量化各個(gè)去除途徑在不同pH下對(duì)As（III）去除的貢獻(xiàn)率.

圖5 As（III）的不同去除途徑在不同初始pH值的貢獻(xiàn)率Fig.5 Contributions to arsenite removal from four pathways at different initial pH

2.4.2 HO·free貢獻(xiàn)率 確定HO·free在該體系中的作用，利用叔丁醇（TBA）為HO·free的猝滅劑，以確定 HO·free的貢獻(xiàn)[15].當(dāng) As（III）初始質(zhì)量濃度為100 μg/L、針鐵礦投加量為0.025 g/L時(shí)，加入133.34 μmol/LTBA來(lái)研究HO·free在該體系中的貢獻(xiàn)率，結(jié)果如圖5所示.當(dāng)初始pH值為 3.0和5.0時(shí)，As（III）的光氧化受到了部分抑制，通過(guò)計(jì)算可知 HO·free對(duì) As（III）去除的貢獻(xiàn)率分別為5.28%和3.54%.而在初始pH值為7.0和9.0，加入TBA反應(yīng)90 min后As（III）的去除率基本保持不變，變化僅為0.82%和0.45%，這說(shuō)明初始pH值為 7.0和9.0時(shí)，HO·free對(duì) As（III）的去除基本沒(méi)有貢獻(xiàn).

在低pH條件下，大量的鐵離子從針鐵礦表面進(jìn)入溶液中，在pH 3.0到 pH 5.0時(shí)，F(xiàn)e（III）通過(guò)水解作用主要生成 Fe（OH）2+，如（9）～（11）式[16]，而 Fe（OH）2+具 有 光 活 性 能 夠 產(chǎn) 生HO·free，如（7）式氧化 As（III）.

對(duì)溶出鐵的監(jiān)測(cè)可知初始pH值為7.0溶出鐵的量小于初始 pH 3.0，且當(dāng) pH≥7.0時(shí)，F(xiàn)e（III）主要以 Fe（OH）3的形式存在，F(xiàn)e（OH）3是不具備光活性，無(wú)法生成HO·.當(dāng)pH值為7.0時(shí)，大量的As（III）直接吸附在針鐵礦表面，當(dāng)針鐵礦得到能量產(chǎn)生空穴電子對(duì)時(shí)，產(chǎn)生的直接氧化As（III）.上述3種原因?qū)е鲁跏紁H 7.0和9.0時(shí)HO·free對(duì)As（III）的去除基本沒(méi)有作用.

當(dāng)體系中加入CCl4時(shí)，在初始pH值為3.0，加入 1.33、13.33 μmol/L CCl4時(shí)，As（III）的去除都沒(méi)有受到明顯抑制，而加入133.34 μmol/L CCl4后As（III）的去除受到了部分抑制，與不加CCl4相比在光照90 min后As（III）的平均質(zhì)量濃度分別相差4.20 μg/L.而當(dāng)初始 pH 值為5.0、7.0和9.0時(shí)，加入不同濃度CCl4對(duì)As（III）的去除都基本沒(méi)有影響.以初始pH 7.0為例，加入不同濃度的CCl4（0、1.33、13.33、133.34、1 333.35 μmol/L），反應(yīng) 90 min 后，As（III）的去除率分別為 4.48、4.58、4.50、4.52 和 4.63%.當(dāng)加入 1 333.35 μmol/L CCl4與不加CCl4相比在光照90 min后As（III）的平均質(zhì)量濃度相差僅為的 pKa為標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位為0.57 V，而的標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位更低為0.21 V[18]，在高 pH 下為主要存在形態(tài)，更難氧化As（III）.

2.4.4 液相反應(yīng)和表面反應(yīng)的貢獻(xiàn)率 為了研究As（III）的光反應(yīng)主要發(fā)生在液相還是固相表面，在體系中加入不同濃度的磷酸根對(duì)As（III）濃度進(jìn)行監(jiān)測(cè)，結(jié)果如圖6所示.在體系中加入133.34 μmol/L的時(shí)，在初始pH值分別為3.0和7.0的情況下As（III）的去除都受到嚴(yán)重抑制.在光反應(yīng)90 min后，初始pH值為 3.0時(shí)，As（III）的質(zhì)量濃度僅下降9.94%；初始pH值為 7.0時(shí)As（III）質(zhì)量濃度則基本維持在99.0 μg/L以上，沒(méi)有變化.磷酸根和（亞）砷酸根有類似的結(jié)構(gòu)，對(duì)于特定礦物有限的吸附點(diǎn)位，磷酸根作為1種與As（III）和As（V）競(jìng)爭(zhēng)吸附點(diǎn)位的陰離子可導(dǎo)致As（III）和As（V）在針鐵礦表面吸附量嚴(yán)重下降[19].當(dāng)初始pH值為3.0時(shí)，10.9%的As（III）的去除是通過(guò)液相反應(yīng)完成的，而89.1%As（III）的去除是由于吸附作用和光氧化導(dǎo)致.而當(dāng)初始pH值為7.0時(shí)，吸附和光氧化作用都基本上被完全抑制，表明此時(shí)As（III）的光氧化基本100%發(fā)生在針鐵礦表面.這與前面對(duì)自由基的猝滅實(shí)驗(yàn)結(jié)果是一致的.

圖6 磷酸根對(duì)As（III）去除的影響Fig.6 Effect of phosphate on arsenite removal

3 結(jié)論

1）光照射下，針鐵礦對(duì)As（III）的去除在實(shí)驗(yàn)范圍內(nèi)的初始pH都能達(dá)到很好效果，去除率均大于90%.初始pH值為3.0時(shí)As（III）的去除以光氧化為主，其他情況以吸附為主.在光照下，隨著針鐵礦投加量的增加，As（III）的去除率隨之增加.針鐵礦對(duì)As（III）的去除符合L-H反應(yīng)動(dòng)力學(xué)方程.

2）針鐵礦對(duì)As（III）的去除主要通過(guò)吸附和光氧化2條途徑.不同途徑對(duì)As（III）去除率的貢獻(xiàn)隨著初始pH的變化而改變.初始pH值為3.0時(shí)，As（III）的去除主要通過(guò)氧化完成，吸附貢獻(xiàn)次之，液相中 HO·free氧化的貢獻(xiàn)率僅為5.28%，氧化貢獻(xiàn)最??；初始pH值為5.0時(shí)，As（III）的去除主要通過(guò)吸附完成，和HO·ad氧化次之，HO·free所占比例最??；當(dāng)初始pH值大于7后，As（III）的去除主要依靠吸附完成，少部分通過(guò)氧化完成.

3）當(dāng)初始pH值為3.0時(shí)，小部分As（III）的去除發(fā)生在液相，大部分發(fā)生在針鐵礦表面；當(dāng)初始pH值為7.0時(shí)，As（III）的去除基本上發(fā)生在針鐵礦表面.