砷是一種有毒的類金屬元素, 被國際癌癥研究機(jī)構(gòu)(IARC)歸為A類致癌物.隨著人類活動和工業(yè)的發(fā)展, 水體砷污染已成為全球性的嚴(yán)重環(huán)境問題.為了降低砷對人類健康的威脅, 世界衛(wèi)生組織(WHO)、美國和歐盟環(huán)保局均規(guī)定飲用水中砷的濃度限值為10 μg·L-1 , 我國2007年1月1日起實施的《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749-2006)將砷濃度標(biāo)準(zhǔn)由50 μg·L-1降低到10 μg·L-1.
水體除砷方法目前主要包括吸附法、膜分離法、離子交換法和生物法等, 其中吸附法因操作簡單、綠色環(huán)保而受到廣泛關(guān)注, 常見吸附劑中的鐵錳基吸附劑除砷效果良好, 是當(dāng)前研究的熱點.水廠除鐵除錳生物濾池反沖洗泥(鐵錳泥)含有大量鐵錳氧化物, 直接隨反沖洗廢水排放易造成環(huán)境問題. Ociński等認(rèn)為鐵錳泥中含有的大量Fe(Ⅲ)(氫)氧化物和Mn(Ⅳ)氧化物, 擁有巨大的除砷潛力, 并使用其進(jìn)行吸附除砷實驗, 得到了很好的除砷效果.但粉末態(tài)鐵錳泥吸附除砷結(jié)束后, 產(chǎn)生的吸附廢料難以從水中回收, 帶來新的環(huán)境問題, 限制了其在實際除砷工程中的應(yīng)用.
因此本實驗采用在鐵錳泥中添加輔料制成顆粒并焙燒強(qiáng)化的工藝, 將粉末態(tài)鐵錳泥制成顆粒態(tài)吸附劑GA, 并對其吸附機(jī)制、性能進(jìn)行了初步探索, 以期為水體凈化除砷以及鐵錳泥回收利用提供綠色環(huán)保的新思路.
1 材料與方法 1.1 主要儀器和試劑
主要儀器：電子分析天平, THZ-82恒溫振蕩器, AFS-8230原子熒光分光光度計(北京吉天儀器有限公司), pHSJ-3F實驗室pH計(上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司), 陶瓷纖維馬弗爐(TL3014, 北京中科奧博科技有限公司)等.
主要試劑：硼氫化鉀(優(yōu)級純)、氫氧化鈉(優(yōu)級純)、硫脲(優(yōu)級純)、鹽酸(分析純)、Na2HAsO4·7H2O(分析純)、葡萄糖(分析純)、海藻酸鈉(生化純)、硝酸鈉(分析純)、硝酸(分析純).鐵錳泥來源于水廠穩(wěn)定運(yùn)行階段的生物除鐵除錳濾池, 該水廠進(jìn)水水質(zhì)為：總鐵14.9 mg·L-1、Fe2+ 10.0 mg·L-1、Mn2+ 0.8~1.0 mg·L-1.收集濾池的反沖洗廢水, 靜沉數(shù)日, 將沉積在底部的污泥取出, 自然風(fēng)干, 用研缽磨碎后過100目篩置于干燥處備用.
1.2 GA的制備
分別稱取質(zhì)量比為10:0.5:2的鐵錳泥粉末、海藻酸鈉與葡萄糖, 置于研缽中研磨混勻后取出, 加入適量去離子水混勻, 制成粒徑1.0~2.0 mm的顆粒, 置于陰涼通風(fēng)處24 h陳化晾干后放入馬弗爐中焙燒, 焙燒條件為：預(yù)熱溫度180℃, 預(yù)熱時間20 min, 焙燒溫度350℃, 焙燒時間60 min, 升溫速率10 ℃·min-1.待經(jīng)焙燒的顆粒冷卻后, 使用去離子水沖洗3次后于100℃烘干至恒重, 得到GA.
1.3 GA的性能 1.3.1 GA表征
使用日本Hitachi公司S-570型掃描電鏡對GA表面形貌進(jìn)行表征, 加速電壓20 kV.德國布魯克公司BRUCKER D8型X射線粉末衍射儀分析GA內(nèi)部物相組成, 衍射儀采用Co靶Kα射線, 管電壓50 kV, 管電流50 mA, 掃描速率6(°)·min-1, 掃描范圍2θ為10°~90°.使用瑞士梅特勒公司ASAP2020型物理吸附儀對GA進(jìn)行比表面積分析, 分析前將GA置于200℃下脫氣2 h.
1.3.2 GA的pHpzc測定
采用酸堿趨勢法測定GA的pHpzc.方法如下：各加入100 mL濃度為0.1 mol·L-1的NaNO3溶液于一系列250 mL具塞錐形瓶中, 使用0.1 mol·L-1的NaOH和0.1 mol·L-1的HNO3溶液調(diào)節(jié)初始pH至1.4~11.9之間, 分別加入0.1 g的GA, 25℃下, 以100 r·min-1的轉(zhuǎn)速恒溫振蕩24 h, 至溶液pH穩(wěn)定, 水樣經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過濾后, 測定最終的pH.
1.4 吸附實驗 1.4.1 吸附動力學(xué)實驗
稱取0.8 g的GA置于1 L聚乙烯瓶中, 各加入800 mL質(zhì)量濃度分別為1、10、25 mg·L-1的As(Ⅴ)溶液, 25℃下, 以100 r·min-1的轉(zhuǎn)速恒溫振蕩.自反應(yīng)開始至36 h, 間隔不同時間取5 mL水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過濾后, 使用原子熒光分光光度計測定砷的殘余量.
GA對As(Ⅴ)的吸附量計算公式為：
式中, q為振蕩結(jié)束時吸附量, mg·g-1; c0為As(Ⅴ)的初始質(zhì)量濃度, mg·L-1; c為振蕩結(jié)束時溶液中剩余As(Ⅴ)質(zhì)量濃度, mg·L-1; V為溶液的體積, L; m0為GA投加量, g.
1.4.2 等溫吸附實驗
稱取0.1 g的GA置于一系列250 mL具塞錐形瓶中, 分梯度分別加入100 mL質(zhì)量濃度范圍在0.1~50 mg·L-1內(nèi)的As(Ⅴ)溶液, 25℃下, 以100 r·min-1的轉(zhuǎn)速恒溫振蕩12 h后取水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過濾后, 測定砷的殘余量.
1.5 影響因素研究
(1) GA投加量對除砷效率的影響稱取0.02、0.05、0.1、0.2、0.5及0.8 g的GA置于一系列250 mL具塞錐形瓶中, 分別加入100 mL質(zhì)量濃度為10 mg·L-1的As(Ⅴ)溶液, 25℃下, 以100 r·min-1的轉(zhuǎn)速恒溫振蕩12 h后取水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過濾后, 測定砷的殘余量.
(2) 初始pH對除砷效率的影響稱取0.1 g的GA置于一系列250 mL具塞錐形瓶中, 分別加入100 mL質(zhì)量濃度為10 mg·L-1的As(Ⅴ)溶液, 控制pH于1.1~12.7之間, 25℃下, 以100 r·min-1的轉(zhuǎn)速恒溫振蕩12 h后取水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過濾后, 測定砷的殘余量.
(3) 共存陰離子對除砷效率的影響稱取0.1 g的GA置于一系列250 mL具塞錐形瓶中, 分別加入100 mL質(zhì)量濃度為10 mg·L-1的As(Ⅴ)溶液, 共存陰離子分別為：SO42-、HCO3-、SiO32-、H2PO4-, 各陰離子濃度均分為0.1、1和10 mmol·L-1這3個梯度. 25℃下, 以100 r·min-1的轉(zhuǎn)速恒溫振蕩12 h后取水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過濾后, 測定砷的殘余量.
1.6 再生實驗
吸附實驗中采用As(Ⅴ)質(zhì)量濃度為10 mg·L-1, GA投加量1 g·L-1, 置于具塞錐形瓶后以100 r·min-1的轉(zhuǎn)速恒溫振蕩吸附12 h.采用0.5 mol·L-1的NaOH溶液對吸附As(Ⅴ)后的GA進(jìn)行再生, 再生實驗條件為：投量10 g·L-1, 100 r·min-1轉(zhuǎn)速下恒溫振蕩6 h.脫附完成后對GA進(jìn)行去離子水沖洗和烘干, 進(jìn)入下一次吸附-循環(huán), 共循環(huán)3次, 循環(huán)中各階段結(jié)束后的水樣經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過濾后測定, 計算各個循環(huán)中GA的單位吸附量.
2 結(jié)果與討論 2.1 GA的表征
GA表面形貌特征如圖 1所示, 從中可見GA表面有數(shù)量眾多、大小不一的顆粒堆積團(tuán)簇在一起, 增大了GA的比表面積, 利于增強(qiáng)對砷的吸附; GA表面有明顯的孔隙分布, 孔結(jié)構(gòu)發(fā)達(dá), 且多為中孔(2~50 nm)和大孔(>50 nm), 孔道之間相互貫通連結(jié), 有利于內(nèi)部孔道的充分利用, 為砷的吸附提供有利條件.
GA的XRD圖譜如圖 2所示, 其中有明顯的石英衍射峰(JCPDS47-1301).在2θ為26°~43°之間出現(xiàn)了饅頭峰, 與王小明等得出的水鐵礦圖譜相一致, 說明GA中含有差結(jié)晶態(tài)的水鐵礦.在38°、41°處有微弱的赤鐵礦衍射峰(JCPDS 89-2810), 張杰等的研究表明, 鐵錳泥的物相組成主要為γ-FeOOH, 不具有X射線可檢出的完整的結(jié)晶構(gòu)造.赤鐵礦衍射峰的出現(xiàn)說明, 在焙燒過程中部分鐵(氫)氧化物脫水生成赤鐵礦, 該過程與鄒雪華等的針鐵礦熱分解成赤鐵礦實驗結(jié)果相似.
圖 3為GA的N2吸附-脫附曲線, GA的比表面積為43.8 m2·g-1, 平均孔容為0.1 cm3·g-1, 最可幾孔徑為3.8 nm, GA中的孔主要以介孔形式存在.
在溶液為某一特定pH時, 吸附劑解離成陰、陽離子的程度相當(dāng), 所帶電荷為零, 溶液呈電中性, 此時溶液pH為該物質(zhì)的等電點pHpzc.由于As(Ⅴ)的吸附過程常涉及化學(xué)吸附過程和離子交換反應(yīng), 因此, pHpzc在除砷過程中有重要作用.根據(jù)溶液的初始pH與最終pH作圖, 圖中與平臺出現(xiàn)位置對應(yīng)的最終pH即為GA的pHpzc.如圖 4所示, GA的pHpzc=6.5.
2.2 GA吸附動力學(xué)研究
采用準(zhǔn)一級動力學(xué)速率方程[式(2)]與準(zhǔn)二級動力學(xué)速率方程[式(3)]分別對GA吸附As(Ⅴ)的動力學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行非線性擬合, As(Ⅴ)初始濃度分別為1、10和25 mg·L-1.擬合曲線見圖 5, 擬合參數(shù)見表 1.
式中, t為反應(yīng)時間, h; qt為在t時刻GA的吸附量, mg·g-1; qe為吸附達(dá)到平衡時GA的吸附量, mg·g-1; k1和k2分別為準(zhǔn)一級和準(zhǔn)二級動力學(xué)方程的速率常數(shù), g·(mg·h)-1.
由圖 5可以看出, 較之準(zhǔn)一級動力學(xué)速率方程(R12=0.990, R102=0.864, R252=0.853), 準(zhǔn)二級動力學(xué)速率方程(R12=0.995, R102=0.944, R252=0.938)能更好地描述GA對As(Ⅴ)的吸附動力學(xué)過程, 即化學(xué)吸附是GA對As(Ⅴ)吸附的關(guān)鍵性因素.董一慧等采用涂鐵石英砂和Qi等采用鐵錳復(fù)合氧化物負(fù)載殼聚糖微珠等吸附材料吸附除砷時, 其吸附動力學(xué)結(jié)論均遵循Lagergren準(zhǔn)二級動力學(xué)模型.
以初始As(Ⅴ)濃度為10 mg·L-1時GA的吸附動力學(xué)曲線為例, 反應(yīng)開始的2 h內(nèi), 吸附速率較快, 之后隨著溶液中As(Ⅴ)濃度的降低, 導(dǎo)致吸附速率有所減緩, 反應(yīng)時間超過12 h后, 基本達(dá)到吸附平衡狀態(tài).
吸附過程一般包括以下3個步驟：①吸附質(zhì)從水相主體通過吸附劑表面的一層假想的流體介膜擴(kuò)散至顆粒外表面, 即膜擴(kuò)散階段; ②吸附質(zhì)從顆粒外表面進(jìn)入顆粒內(nèi)孔中向顆粒內(nèi)表面擴(kuò)散, 即內(nèi)擴(kuò)散階段; ③吸附質(zhì)在吸附位點被吸附劑吸附, 即吸附反應(yīng)階段; 吸附過程的總速率取決于上述過程最慢的階段.在整個吸附過程中, 吸附反應(yīng)階段的速率很快, 可迅速在微孔表面各點上建立吸附平衡, 因此總的吸附速率一般由膜擴(kuò)散、內(nèi)擴(kuò)散或由兩者共同控制.但準(zhǔn)二級動力學(xué)不能明確反應(yīng)各個吸附階段的速率, 為進(jìn)一步確定顆粒吸附劑對As(Ⅴ)的反應(yīng)速率控制過程, 采用Weber-Morris顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型方程[式(4)]對動力學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合：
式中, kid為內(nèi)擴(kuò)散速率常數(shù), mg·(g·h-0.5)-1; C為反應(yīng)邊界層效應(yīng)的常數(shù).
如果吸附量qt與t0.5呈線性關(guān)系并通過原點, 則表明吸附由內(nèi)擴(kuò)散控制, 若不通過原點, 截距C越大, 膜擴(kuò)散在速率控制步驟中的影響也越大. GA對As(Ⅴ)吸附動力學(xué)數(shù)據(jù)與內(nèi)擴(kuò)散模型擬合結(jié)果如圖 6所示, 擬合參數(shù)在表 2給出.由圖 6可看出, 總體上qt對t0.5呈多線段關(guān)系, 說明不同階段控制吸附速率的步驟不同:在最初的快速吸附階段, 吸附速率由顆粒內(nèi)擴(kuò)散步驟控制, 相關(guān)系數(shù)R2均在0.98以上.快速吸附階段中, 溶液As(Ⅴ)濃度較高, 單位GA吸附劑可接觸的吸附質(zhì)較多, 反應(yīng)速率主要受內(nèi)擴(kuò)散速率的影響, 此時, 液相與固相兩相界面濃度梯度大, 對應(yīng)較高的傳質(zhì)推動力, 因此吸附速率相對較快.同理, 初始As(Ⅴ)濃度越高, 傳質(zhì)推動力越高, 吸附越快(kid1, 1=0.067 GA的吸附動力學(xué)行為符合準(zhǔn)二級動力學(xué)方程與Weber-Morris顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型, 進(jìn)一步說明, GA的吸附過程的不同階段控制吸附速率的步驟不同.并且, GA吸附As(Ⅴ)的過程中包含化學(xué)吸附過程, 該化學(xué)反應(yīng)可能是As(Ⅴ)在GA表面發(fā)生專性吸附, 生成內(nèi)球形絡(luò)合物, 從得到吸附去除. 2.3 GA等溫吸附研究 Langmuir方程適合描述表面均勻的、吸附質(zhì)之間無相互作用的單分子層吸附; Freundlich方程適合描述非均質(zhì)、多層吸附.以Langmuir方程[式(5)]和Freundlich方程[式(6)]擬合得出吸附等溫線如圖 7所示, 其參數(shù)見表 3. Langmuir吸附等溫式： 式中, ce為達(dá)到平衡時溶液中砷的濃度, mg·L-1; Qe為達(dá)到飽和時的極限吸附量, mg·g-1; KL為吸附常數(shù), 與吸附能有關(guān). Freundlich吸附等溫式： 式中, KF為Freundlich吸附系數(shù); n為常數(shù). 由圖 7可知, GA對As(Ⅴ)的吸附容量隨平衡溶液中As(Ⅴ)濃度的增加而增加.相較于Langmuir方程, 使用Freundlich方程模擬吸附等溫線能更好地描述GA對As(Ⅴ)的吸附(RL2=0.984 由Freundlich方程不能直接得到GA對As(Ⅴ)的最大吸附量, 參考Langmuir方程擬合得出的Qe=5.05 mg·g-1, 發(fā)現(xiàn)其低于粉末態(tài)鐵錳泥吸附量, 造成這一結(jié)果的原因是制備過程中, 相較于原材料鐵錳泥, GA的比表面積發(fā)生了不可避免地降低, 內(nèi)部物相也發(fā)生了部分水鐵礦向赤鐵礦的轉(zhuǎn)變, 根據(jù)豆小敏等的研究結(jié)果, 水鐵礦除砷能力遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于赤鐵礦, 因此造成GA除砷效果下降. GA與其他吸附劑的對比如表 4所示, GA吸附量低于原料鐵錳泥, 顯著高于礦物吸附材料和磁性吸附材料, 略優(yōu)于生物炭/鐵錳氧化物復(fù)合吸附劑, 作為除砷吸附劑具有良好的實際應(yīng)用前景. 2.4 GA吸附去除As(Ⅴ)影響因素研究 2.4.1 GA投加量對GA去除As(Ⅴ)的影響 GA投加量對GA去除As(Ⅴ)的影響如圖 8所示.從中可見, 隨著GA投加量的上升, 總吸附As(Ⅴ)量也不斷上升, 但上升趨勢不斷減弱; 在0.2~1 g·L-1范圍內(nèi), 隨著GA投加量的增加, 單位吸附容量迅速下降, 當(dāng)投加量大于1 g·L-1時, 單位吸附量仍呈下降趨勢, 但降低速率變緩.在吸附過程中, 隨著GA投加量的增加, 可吸附As(Ⅴ)的活性位點增多, 使得被吸附As(Ⅴ)總量增多; 但是隨著吸GA投加量增加, 溶液中As(Ⅴ)與吸附劑的質(zhì)量比率逐漸降低, 導(dǎo)致單位質(zhì)量GA表面的利用率的降低, 進(jìn)而引起吸附劑的單位吸附容量下降.綜合考慮GA投加量對其去除As(Ⅴ)的影響與實驗條件后, 本文選擇1 g·L-1為最佳投加量. 2.4.2 pH對GA去除As(Ⅴ)的影響 溶液pH對吸附劑的吸附性能起著重要的作用, 它不但影響吸附劑的表面性質(zhì), 而且影響吸附質(zhì)在溶液中存在的物種形態(tài). pH對GA去除As(Ⅴ)的影響如圖 9所示.在較寬的pH范圍(1.1~9.5)內(nèi), 對As(Ⅴ)表現(xiàn)出較好的吸附性能, 且pH越低, 吸附效果越好. pH為6.8和9.5時, 單位吸附量分別為1.36 mg·g-1和1.30 mg·g-1, 而pH=12.7時, 單位吸附量僅為0.39 mg·g-1.經(jīng)測定GA的pHpzc=6.5, 當(dāng)溶液pH<6.5時, GA表面帶正電荷.而砷酸(H3AsO4)在pH為4~10的水質(zhì)條件下會發(fā)生解離, 生成H2AsO4-或HAsO42-, 因此在酸性條件下, 強(qiáng)烈的質(zhì)子化作用使GA表面正電荷增加, 強(qiáng)化了吸附劑與H2AsO4-或HAsO42-的靜電引力, 從而有利于GA對As(Ⅴ)的吸附; 當(dāng)pH>6.5后, GA表面負(fù)電荷累積, 與H2AsO4-或HAsO42-之間靜電斥力增強(qiáng), 導(dǎo)致吸附作用減弱.在pH升高至9.5時, 雖然GA表面帶負(fù)電, 與As(Ⅴ)之間靜電作用表現(xiàn)為斥力, 但仍保持較高的吸附能力, 從而可以推測GA對As(Ⅴ)的吸附是靜電非專性吸附和配位絡(luò)合專性吸附共同作用的結(jié)果. 天然水體的pH范圍為6.0~7.5, 此時GA對天然水體中As(Ⅴ)的吸附不受pH的影響. 《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749-2006)規(guī)定鐵和錳的最高濃度限值分別為0.3 mg·L-1和0.1 mg·L-1, 因此有必要考察吸附過程中有無發(fā)生鐵錳離子的溶出.實驗結(jié)果表明, pH在1.1~12.7范圍內(nèi)時, GA去除As(Ⅴ)過程中溶液鐵、錳離子濃度均低于0.05 mg·L-1, 始終嚴(yán)格滿足飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn).將吸附過程結(jié)束后的GA進(jìn)行沖洗和烘干后, 置于去離子水中24 h, 水樣中均未檢出砷、錳元素, 說明GA吸附性能穩(wěn)定. 2.4.3 共存陰離子對GA去除As(Ⅴ)的影響 本文還考察了天然含砷水體中常見的陰離子對GA吸附去除As(Ⅴ)的影響, 結(jié)果如圖 10所示. 當(dāng)SO42-濃度由0.1 mmol·L-1增加到1 mmol·L-1和10 mmol·L-1時, GA吸附對As(Ⅴ)的吸附去除效果影響不大, 單位As(Ⅴ)吸附量僅有微弱的增加.當(dāng)HCO3-濃度為0.1、1和10 mmol·L-1時, GA吸附對As(Ⅴ)的單位吸附量分別為1.27、1.14和0.89 mg·g-1, 說明HCO3-濃度越高對GA吸附除砷的抑制越明顯. pH檢測表明, 當(dāng)HCO3-為0.1、1和10 mmol·L-1時, 溶液pH分別為6.8、8.4和9.6.因此, HCO3-抑制GA吸附除砷的原因可能是由于HCO3-的加入引起了溶液pH的升高, 從而導(dǎo)致GA表面電負(fù)性增加, 靜電排斥作用導(dǎo)致GA對As(Ⅴ)吸附效果減弱. 由圖 10可知, H2PO4-與SiO32-的存在對GA的除砷效果有明顯的影響, 當(dāng)H2PO4-與SiO32-的濃度僅為0.1 mmol·L-1時, 單位吸附量僅為沒有這兩種陰離子存在時吸附量的42%和58%, 當(dāng)兩種共存離子濃度分別達(dá)到10 mmol·L-1時, 單位吸附量僅為0.06 mg·g-1和0.08 mg·g-1, GA幾乎完全喪失除砷能力.出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因可能是這兩種陰離子與砷酸根陰離子結(jié)構(gòu)相似, 可以與吸附劑表面的羥基或水合基進(jìn)行配位交換, 部分代替As(Ⅴ)在GA表面發(fā)生專性吸附, 同時還發(fā)生電正性吸附位點的競爭, 增強(qiáng)了GA表面的電負(fù)性, 最終導(dǎo)致了GA對As(Ⅴ)吸附效果的大幅下降. 2.5 GA脫附再生性能研究 為了考察GA的再生能力, 對其進(jìn)行了吸附-脫附循環(huán)實驗.結(jié)果表明, GA抗磨損與回收性能好, 每次再生循環(huán)中, 均保持95%以上的回收率. GA第一、二、三次再生后的吸附量分別為初始吸附量的97%、86%、82%.在中性及弱酸性條件下, GA表面質(zhì)子化變成OH2+的羥基在強(qiáng)堿性條件下發(fā)生去質(zhì)子化反應(yīng), 轉(zhuǎn)變?yōu)镺·, 失去對五價砷陰離子的靜電引力作用, 且大量氫氧根參與競爭吸附點位, GA表面電位變負(fù), 故而發(fā)生脫附. GA對五價砷的吸附原理不僅包含靜電作用, 還有砷與羥基鐵之間的專性絡(luò)合作用, 在種種原因影響下, 每次再生循環(huán)中, 均有部分As(Ⅴ)無法被洗脫.因此隨著再生循環(huán)次數(shù)的增加, GA對As(Ⅴ)的吸附能力不斷下降, 但在進(jìn)行3次再生后GA仍然保留了相當(dāng)于初始吸附量82%的除砷能力, 說明GA較易再生, 克服了其原材料粉末態(tài)鐵錳泥不易回收的缺點. 3 結(jié)論 (1) 以鐵錳泥、海藻酸鈉、葡萄糖為原料, 按照10:0.5:2的質(zhì)量配比, 在180℃條件下預(yù)熱20 min, 并在350℃條件下焙燒60 min后制備的除砷顆粒吸附劑(GA), 具有表面粗糙, 孔隙發(fā)達(dá), 內(nèi)部結(jié)晶較差和內(nèi)部多介孔等特征, 對As(Ⅴ)具有良好的吸附去除效果. (2) GA對As(Ⅴ)的吸附符合準(zhǔn)二級動力學(xué)方程.等溫吸附過程符合Freundlich方程模型, 最大吸附容量為5.05 mg·g-1.在pH為1.1~9.5范圍內(nèi), GA對As(Ⅴ)有較好去除能力, 當(dāng)pH > 12.7時, 吸附效果很差, 僅為0.39 mg·g-1; H2PO4-與SiO32-能顯著抑制GA對As(Ⅴ)的吸附, 而HCO3-、SO42-對吸附過程影響相對較小.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。 (3) GA的脫附再生性能好, 當(dāng)使用0.5 mol·L-1的NaOH溶液為再生液時, 3次再生后吸附量能保持初始吸附量的82%左右.
