砷是一種有毒的類(lèi)金屬元素, 被國際癌癥研究機構(IARC)歸為A類(lèi)致癌物.隨著(zhù)人類(lèi)活動(dòng)和工業(yè)的發(fā)展, 水體砷污染已成為全球性的嚴重環(huán)境問(wèn)題.為了降低砷對人類(lèi)健康的威脅, 世界衛生組織(WHO)、美國和歐盟環(huán)保局均規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(shí)施的《生活飲用水衛生標準》(GB 5749-2006)將砷濃度標準由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(jiǎn)單、綠色環(huán)保而受到廣泛關(guān)注, 常見(jiàn)吸附劑中的鐵錳基吸附劑除砷效果良好, 是當前研究的熱點(diǎn).水廠(chǎng)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(wèn)題. Ociński等認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(shí)驗, 得到了很好的除砷效果.但粉末態(tài)鐵錳泥吸附除砷結束后, 產(chǎn)生的吸附廢料難以從水中回收, 帶來(lái)新的環(huán)境問(wèn)題, 限制了其在實(shí)際除砷工程中的應用.
因此本實(shí)驗采用在鐵錳泥中添加輔料制成顆粒并焙燒強化的工藝, 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(shí)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(lái)源于水廠(chǎng)穩定運行階段的生物除鐵除錳濾池, 該水廠(chǎng)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, 靜沉數日, 將沉積在底部的污泥取出, 自然風(fēng)干, 用研缽磨碎后過(guò)100目篩置于干燥處備用.
1.2 GA的制備
分別稱(chēng)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：預熱溫度180℃, 預熱時(shí)間20 min, 焙燒溫度350℃, 焙燒時(shí)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(xiàn)粉末衍射儀分析GA內部物相組成, 衍射儀采用Co靶Kα射線(xiàn), 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溶液調節初始pH至1.4~11.9之間, 分別加入0.1 g的GA, 25℃下, 以100 r·min-1的轉速恒溫振蕩24 h, 至溶液pH穩定, 水樣經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過(guò)濾后, 測定最終的pH.
1.4 吸附實(shí)驗 1.4.1 吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗
稱(chēng)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的轉速恒溫振蕩.自反應開(kāi)始至36 h, 間隔不同時(shí)間取5 mL水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過(guò)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為振蕩結束時(shí)吸附量, mg·g-1; c0為As(Ⅴ)的初始質(zhì)量濃度, mg·L-1; c為振蕩結束時(shí)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(shí)驗
稱(chēng)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內的As(Ⅴ)溶液, 25℃下, 以100 r·min-1的轉速恒溫振蕩12 h后取水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過(guò)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(chēng)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的轉速恒溫振蕩12 h后取水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過(guò)濾后, 測定砷的殘余量.
(2) 初始pH對除砷效率的影響稱(chēng)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的轉速恒溫振蕩12 h后取水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過(guò)濾后, 測定砷的殘余量.
(3) 共存陰離子對除砷效率的影響稱(chēng)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(gè)梯度. 25℃下, 以100 r·min-1的轉速恒溫振蕩12 h后取水樣, 經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過(guò)濾后, 測定砷的殘余量.
1.6 再生實(shí)驗
吸附實(shí)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(shí)驗條件為：投量10 g·L-1, 100 r·min-1轉速下恒溫振蕩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)中各階段結束后的水樣經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過(guò)濾后測定, 計算各個(gè)循環(huán)中GA的單位吸附量.
2 結果與討論 2.1 GA的表征
GA表面形貌特征如圖 1所示, 從中可見(jiàn)GA表面有數量眾多、大小不一的顆粒堆積團簇在一起, 增大了GA的比表面積, 利于增強對砷的吸附; GA表面有明顯的孔隙分布, 孔結構發(fā)達, 且多為中孔(2~50 nm)和大孔(>50 nm), 孔道之間相互貫通連結, 有利于內部孔道的充分利用, 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°之間出現了饅頭峰, 與王小明等得出的水鐵礦圖譜相一致, 說(shuō)明GA中含有差結晶態(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(xiàn)可檢出的完整的結晶構造.赤鐵礦衍射峰的出現說(shuō)明, 在焙燒過(guò)程中部分鐵(氫)氧化物脫水生成赤鐵礦, 該過(guò)程與鄒雪華等的針鐵礦熱分解成赤鐵礦實(shí)驗結果相似.
圖 3為GA的N2吸附-脫附曲線(xiàn), 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(shí), 吸附劑解離成陰、陽(yáng)離子的程度相當, 所帶電荷為零, 溶液呈電中性, 此時(shí)溶液pH為該物質(zhì)的等電點(diǎn)pHpzc.由于A(yíng)s(Ⅴ)的吸附過(guò)程常涉及化學(xué)吸附過(guò)程和離子交換反應, 因此, pHpzc在除砷過(guò)程中有重要作用.根據溶液的初始pH與最終pH作圖, 圖中與平臺出現位置對應的最終pH即為GA的pHpzc.如圖 4所示, GA的pHpzc=6.5.
2.2 GA吸附動(dòng)力學(xué)研究
采用準一級動(dòng)力學(xué)速率方程[式(2)]與準二級動(dòng)力學(xué)速率方程[式(3)]分別對GA吸附As(Ⅴ)的動(dòng)力學(xué)數據進(jìn)行非線(xiàn)性擬合, As(Ⅴ)初始濃度分別為1、10和25 mg·L-1.擬合曲線(xiàn)見(jiàn)圖 5, 擬合參數見(jiàn)表 1.
式中, t為反應時(shí)間, h; qt為在t時(shí)刻GA的吸附量, mg·g-1; qe為吸附達到平衡時(shí)GA的吸附量, mg·g-1; k1和k2分別為準一級和準二級動(dòng)力學(xué)方程的速率常數, g·(mg·h)-1.
由圖 5可以看出, 較之準一級動(dòng)力學(xué)速率方程(R12=0.990, R102=0.864, R252=0.853), 準二級動(dòng)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(dòng)力學(xué)過(guò)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等采用鐵錳復合氧化物負載殼聚糖微珠等吸附材料吸附除砷時(shí), 其吸附動(dòng)力學(xué)結論均遵循Lagergren準二級動(dòng)力學(xué)模型.
以初始As(Ⅴ)濃度為10 mg·L-1時(shí)GA的吸附動(dòng)力學(xué)曲線(xiàn)為例, 反應開(kāi)始的2 h內, 吸附速率較快, 之后隨著(zhù)溶液中As(Ⅴ)濃度的降低, 導致吸附速率有所減緩, 反應時(shí)間超過(guò)12 h后, 基本達到吸附平衡狀態(tài).
吸附過(guò)程一般包括以下3個(gè)步驟：①吸附質(zhì)從水相主體通過(guò)吸附劑表面的一層假想的流體介膜擴散至顆粒外表面, 即膜擴散階段; ②吸附質(zhì)從顆粒外表面進(jìn)入顆粒內孔中向顆粒內表面擴散, 即內擴散階段; ③吸附質(zhì)在吸附位點(diǎn)被吸附劑吸附, 即吸附反應階段; 吸附過(guò)程的總速率取決于上述過(guò)程最慢的階段.在整個(gè)吸附過(guò)程中, 吸附反應階段的速率很快, 可迅速在微孔表面各點(diǎn)上建立吸附平衡, 因此總的吸附速率一般由膜擴散、內擴散或由兩者共同控制.但準二級動(dòng)力學(xué)不能明確反應各個(gè)吸附階段的速率, 為進(jìn)一步確定顆粒吸附劑對As(Ⅴ)的反應速率控制過(guò)程, 采用Weber-Morris顆粒內擴散模型方程[式(4)]對動(dòng)力學(xué)數據進(jìn)行擬合：
式中, kid為內擴散速率常數, mg·(g·h-0.5)-1; C為反應邊界層效應的常數.
如果吸附量qt與t0.5呈線(xiàn)性關(guān)系并通過(guò)原點(diǎn), 則表明吸附由內擴散控制, 若不通過(guò)原點(diǎn), 截距C越大, 膜擴散在速率控制步驟中的影響也越大. GA對As(Ⅴ)吸附動(dòng)力學(xué)數據與內擴散模型擬合結果如圖 6所示, 擬合參數在表 2給出.由圖 6可看出, 總體上qt對t0.5呈多線(xiàn)段關(guān)系, 說(shuō)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, 吸附速率由顆粒內擴散步驟控制, 相關(guān)系數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, 反應速率主要受內擴散速率的影響, 此時(shí), 液相與固相兩相界面濃度梯度大, 對應較高的傳質(zhì)推動(dòng)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(dòng)力越高, 吸附越快(kid1, 1=0.067 GA的吸附動(dòng)力學(xué)行為符合準二級動(dòng)力學(xué)方程與Weber-Morris顆粒內擴散模型, 進(jìn)一步說(shuō)明, GA的吸附過(guò)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(guò)程中包含化學(xué)吸附過(guò)程, 該化學(xué)反應可能是As(Ⅴ)在GA表面發(fā)生專(zhuān)性吸附, 生成內球形絡(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(wú)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L(fǎng)angmuir方程[式(5)]和Freundlich方程[式(6)]擬合得出吸附等溫線(xiàn)如圖 7所示, 其參數見(jiàn)表 3. Langmuir吸附等溫式： 式中, ce為達到平衡時(shí)溶液中砷的濃度, mg·L-1; Qe為達到飽和時(shí)的極限吸附量, mg·g-1; KL為吸附常數, 與吸附能有關(guān). Freundlich吸附等溫式： 式中, KF為Freundlich吸附系數; n為常數. 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(xiàn)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)現其低于粉末態(tài)鐵錳泥吸附量, 造成這一結果的原因是制備過(guò)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, 內部物相也發(fā)生了部分水鐵礦向赤鐵礦的轉變, 根據豆小敏等的研究結果, 水鐵礦除砷能力遠遠高于赤鐵礦, 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(zhù)高于礦物吸附材料和磁性吸附材料, 略?xún)?yōu)于生物炭/鐵錳氧化物復合吸附劑, 作為除砷吸附劑具有良好的實(shí)際應用前景. 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(jiàn), 隨著(zhù)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, 隨著(zhù)GA投加量的增加, 單位吸附容量迅速下降, 當投加量大于1 g·L-1時(shí), 單位吸附量仍呈下降趨勢, 但降低速率變緩.在吸附過(guò)程中, 隨著(zhù)GA投加量的增加, 可吸附As(Ⅴ)的活性位點(diǎn)增多, 使得被吸附As(Ⅴ)總量增多; 但是隨著(zhù)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(shí)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(zhù)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, 對As(Ⅴ)表現出較好的吸附性能, 且pH越低, 吸附效果越好. pH為6.8和9.5時(shí), 單位吸附量分別為1.36 mg·g-1和1.30 mg·g-1, 而pH=12.7時(shí), 單位吸附量?jì)H為0.39 mg·g-1.經(jīng)測定GA的pHpzc=6.5, 當溶液pH<6.5時(shí), GA表面帶正電荷.而砷酸(H3AsO4)在pH為4~10的水質(zhì)條件下會(huì )發(fā)生解離, 生成H2AsO4-或HAsO42-, 因此在酸性條件下, 強烈的質(zhì)子化作用使GA表面正電荷增加, 強化了吸附劑與H2AsO4-或HAsO42-的靜電引力, 從而有利于GA對As(Ⅴ)的吸附; 當pH>6.5后, GA表面負電荷累積, 與H2AsO4-或HAsO42-之間靜電斥力增強, 導致吸附作用減弱.在pH升高至9.5時(shí), 雖然GA表面帶負電, 與As(Ⅴ)之間靜電作用表現為斥力, 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(zhuān)性吸附和配位絡(luò )合專(zhuān)性吸附共同作用的結果. 天然水體的pH范圍為6.0~7.5, 此時(shí)GA對天然水體中As(Ⅴ)的吸附不受pH的影響. 《生活飲用水衛生標準》(GB 5749-2006)規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(guò)程中有無(wú)發(fā)生鐵錳離子的溶出.實(shí)驗結果表明, pH在1.1~12.7范圍內時(shí), GA去除As(Ⅴ)過(guò)程中溶液鐵、錳離子濃度均低于0.05 mg·L-1, 始終嚴格滿(mǎn)足飲用水衛生標準.將吸附過(guò)程結束后的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(shuō)明GA吸附性能穩定. 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(jiàn)的陰離子對GA吸附去除As(Ⅴ)的影響, 結果如圖 10所示. 當SO42-濃度由0.1 mmol·L-1增加到1 mmol·L-1和10 mmol·L-1時(shí), GA吸附對As(Ⅴ)的吸附去除效果影響不大, 單位As(Ⅴ)吸附量?jì)H有微弱的增加.當HCO3-濃度為0.1、1和10 mmol·L-1時(shí), 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(shuō)明HCO3-濃度越高對GA吸附除砷的抑制越明顯. pH檢測表明, 當HCO3-為0.1、1和10 mmol·L-1時(shí), 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, 從而導致GA表面電負性增加, 靜電排斥作用導致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H2PO4-與SiO32-的濃度僅為0.1 mmol·L-1時(shí), 單位吸附量?jì)H為沒(méi)有這兩種陰離子存在時(shí)吸附量的42%和58%, 當兩種共存離子濃度分別達到10 mmol·L-1時(shí), 單位吸附量?jì)H為0.06 mg·g-1和0.08 mg·g-1, GA幾乎完全喪失除砷能力.出現這種現象的原因可能是這兩種陰離子與砷酸根陰離子結構相似, 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(zhuān)性吸附, 同時(shí)還發(fā)生電正性吸附位點(diǎn)的競爭, 增強了GA表面的電負性, 最終導致了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(shí)驗.結果表明, 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+的羥基在強堿性條件下發(fā)生去質(zhì)子化反應, 轉變?yōu)镺·, 失去對五價(jià)砷陰離子的靜電引力作用, 且大量氫氧根參與競爭吸附點(diǎn)位, GA表面電位變負, 故而發(fā)生脫附. GA對五價(jià)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(zhuān)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(wú)法被洗脫.因此隨著(zhù)再生循環(huán)次數的增加, GA對As(Ⅴ)的吸附能力不斷下降, 但在進(jìn)行3次再生后GA仍然保留了相當于初始吸附量82%的除砷能力, 說(shuō)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(diǎn). 3 結論 (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, 內部結晶較差和內部多介孔等特征, 對As(Ⅴ)具有良好的吸附去除效果. (2) GA對As(Ⅴ)的吸附符合準二級動(dòng)力學(xué)方程.等溫吸附過(guò)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, GA對As(Ⅴ)有較好去除能力, 當pH > 12.7時(shí), 吸附效果很差, 僅為0.39 mg·g-1; H2PO4-與SiO32-能顯著(zhù)抑制GA對As(Ⅴ)的吸附, 而HCO3-、SO42-對吸附過(guò)程影響相對較小.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。 (3) GA的脫附再生性能好, 當使用0.5 mol·L-1的NaOH溶液為再生液時(shí), 3次再生后吸附量能保持初始吸附量的82%左右.
