第３２卷 第７期２０１９年７月环 境 科 学 研 究Ｒｅｓｅａｒｃｈ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ＳｃｉｅｎｃｅｓＶｏｌ.３２ꎬＮｏ.７Ｊｕｌｙꎬ２０１９收稿日期 ２０１８￣０５￣２３ 修订日期 ２０１８￣０９￣２８作者简介赵媛媛１９８７￣ꎬ女ꎬ湖北荆州人ꎬ助理研究员ꎬ博士ꎬ主要从事水环境科学研究ꎬｚｙｙｈｊｇｃ０６０１＠ １６３.ｃｏｍ.∗责任作者ꎬ许友泽１９８５￣ꎬ男ꎬ安徽合肥人ꎬ副研究员ꎬ硕士ꎬ主要从事水污染控制研究ꎬ７１７８００１９２＠ ｑｑ.ｃｏｍ基金项目湖南省环保科技专项Ｎｏ.[２０１７]８３Ｓｕｐｐｏｒｔｅｄ ｂｙ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｓｐｅｃｉａｌ Ｐｒｏｊｅｃｔ ｏｆ Ｈｕｎａｎ Ｐｒｏｖｉｎｃｅꎬ Ｃｈｉｎａ Ｎｏ.[２０１７]８３给水厂残泥免烧陶粒对Ｐｂ与Ｃｄ的吸附特征赵媛媛１ꎬ刘丹妮１ꎬ２ꎬ戴友芝２ꎬ陈跃辉２ꎬ付广义１ꎬ许友泽１∗１.湖南省环境保护科学研究院ꎬ湖南长沙 ４１０００４２.湘潭大学化工学院ꎬ湖南湘潭 ４１１１０５摘要针对高效低廉的吸附材料 ＷＴＲｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｒｅｓｉｄｕａｌｓꎬ给水厂残泥因颗粒细小在水处理工艺中难以应用的问题ꎬ利用免烧法制备出ＷＴＲ陶粒ꎬ研究其对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附特征.批量吸附试验结果表明ꎬ准二级动力学模型和Ｌａｎｇｍｕｉｒ等温吸附模型能较好地描述ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附动力学Ｒ２０􀆰 ９９５ ８与等温吸附过程Ｒ２０􀆰 ９９４ ８.在溶液ｐＨ为５、恒温２５ ℃、振荡２４ ｈ下ꎬＬａｎｇｍｕｉｒ等温吸附模型计算得到的ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的最大吸附容量分别为１３􀆰 ９７和１８􀆰 ６０ ｍｇ∕ｇ.单因素条件试验结果表明ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附量均随溶液初始ｐＨ的升高而增加ꎬ当ｐＨ由３升至９时ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附量分别增加了１􀆰 ４４和０􀆰 ９５倍ꎻ离子强度的增加不利于ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附.批量等温解吸试验结果表明ꎬ在ｐＨ为４８的溶液中ꎬＰｂ和Ｃｄ较难从ＷＴＲ免烧陶粒中解吸出来ꎬ解吸率均在３􀆰 ５％以内ꎻ当溶液ｐＨ为３时ꎬＰｂ和Ｃｄ的解吸率分别高达６５􀆰 ８８％和４５􀆰 ０１％. ＢＣＲ分级提取结果表明ꎬＰｂ和Ｃｄ均主要以酸提取态形式占比在６８􀆰 １８％以上存在于ＷＴＲ免烧陶粒中ꎻ同时ꎬ随着初始吸附量的增加ꎬ酸提取态比例显著减少ꎬ而还原态和残渣态比例显著增加.研究显示ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ具有较强的吸附能力ꎬ可作为一种高效的重金属吸附材料应用于水处理工艺中.关键词给水厂残泥ꎻ免烧陶粒ꎻ Ｐｂꎻ Ｃｄꎻ吸附特征中图分类号 Ｘ７０３ 文章编号 １００１￣６９２９２０１９０７￣１２５０￣０９文献标志码 Ａ ＤＯＩ １０􀆰 １３１９８∕ｊ􀆰 ｉｓｓｎ􀆰 １００１￣６９２９􀆰 ２０１８􀆰 １０􀆰 ０８Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ Ｌｅａｄ ａｎｄ Ｃａｄｍｉｕｍ Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｂｙ Ｄｒｉｎｋｉｎｇ Ｗａｔｅｒ ＴｒｅａｔｍｅｎｔＲｅｓｉｄｕａｌｓＺＨＡＯ Ｙｕａｎｙｕａｎ１ꎬ ＬＩＵ Ｄａｎｎｉ１ꎬ２ꎬ ＤＡＩ Ｙｏｕｚｈｉ２ꎬ ＣＨＥＮ Ｙｕｅｈｕｉ２ꎬ ＦＵ Ｇｕａｎｇｙｉ１ꎬ ＸＵ Ｙｏｕｚｅ１∗１.Ｈｕｎａｎ Ｒｅｓｅａｒｃｈ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓꎬ Ｃｈａｎｇｓｈａ ４１０００４ꎬ Ｃｈｉｎａ２.Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｃｈｅｍｉｃａｌ Ｉｎｄｕｓｔｒｙ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇꎬ Ｘｉａｎｇｔａｎ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬ Ｘｉａｎｇｔａｎ ４１１１０５ꎬ ＣｈｉｎａＡｂｓｔｒａｃｔ Ｒｅｕｓｉｎｇ ｄｒｉｎｋｉｎｇ ｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｒｅｓｉｄｕａｌｓ ＷＴＲ ａｓ ａｎ ｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ａｄｓｏｒｂｉｎｇ ｍａｔｅｒｉａｌ ｉｎ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｅｎｃｏｕｎｔｅｒｅｄ ｍａｎｙｐｒｏｂｌｅｍｓ ｄｕｅ ｔｏ ｔｈｅ ｆｉｎｅ ｐａｒｔｉｃｌｅｓ ｏｆ ＷＴＲ. Ｉｎ ｏｒｄｅｒ ｔｏ ｓｏｌｖｅ ｔｈｅ ＷＴＲ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｐｒｏｂｌｅｍｓꎬ ＷＴＲ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｗａｓ ｐｒｅｐａｒｅｄ ｂｙ ｎｏｎ￣ｂｕｒｎｉｎｇｍｅｔｈｏｄꎬ ａｎｄ ｔｈｅ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｂｙ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｗｅｒｅ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄ ｉｎ ｔｈｉｓ ｓｔｕｄｙ. Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｏｆ ｂａｔｃｈａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｋｉｎｅｔｉｃｓ ａｎｄ ｉｓｏｔｈｅｒｍａｌ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ｏｆ Ｐｂ∕Ｃｄ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｔｏ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｗｅｒｅ ｗｅｌｌｄｅｓｃｒｉｂｅｄ ｂｙ ｔｈｅ ｐｓｅｕｄｏ￣ｓｅｃｏｎｄ￣ｏｒｄｅｒ ｍｏｄｅｌ Ｒ２ ０􀆰 ９９５８ ａｎｄ ｔｈｅ Ｌａｎｇｍｕｉｒ ｍｏｄｅｌ Ｒ２ ０􀆰 ９９４８ꎬ ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ. Ｔｈｅ ｍａｘｉｍｕｍａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｃａｐａｃｉｔｉｅｓ ｕｎｄｅｒ ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ ｓｏｌｕｔｉｏｎ ｐＨ＝ ５ꎬ ｃｏｎｓｔａｎｔ ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ ２５ ℃ꎬ ｖｉｂｒａｔｉｎｇ ｔｉｍｅ ２４ ｈ ｅｓｔｉｍａｔｅｄ ｂｙ ｔｈｅＬａｎｇｍｕｉｒ ｍｏｄｅｌ ｗａｓ １３􀆰 ９７ ｍｇ∕ｇ ｆｏｒ Ｐｂ ａｎｄ １８􀆰 ６０ ｍｇ∕ｇ ｆｏｒ Ｃｄ. Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｏｆ ｔｈｅ ｓｉｎｇｌｅ￣ｆａｃｔｏｒ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ ｅｘｈｉｂｉｔｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎｑｕａｎｔｉｔｉｅｓ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｏｎ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇ ｉｎｉｔｉａｌ ｓｏｌｕｔｉｏｎ ｐＨ. Ｓｐｅｃｉｆｉｃａｌｌｙꎬ ａｓ ｔｈｅ ｐＨ ｒａｉｓｅｄ ｆｒｏｍ３ ｔｏ ９ꎬ ｔｈｅ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｑｕａｎｔｉｔｉｅｓ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｂｙ １􀆰 ４４ ａｎｄ ０􀆰 ９５ ｔｉｍｅｓꎬ ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ. Ｔｈｅ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｏｆ ｓｏｌｕｔｉｏｎ ｉｏｎｉｃ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ｉｓｎｏｔ ｆａｖｏｕｒａｂｌｅ ｆｏｒ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｂｙ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ. Ｒｅｓｕｌｔｓ ｏｆ ｔｈｅ ｉｓｏｔｈｅｒｍａｌ ｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ ｄｅｍｏｎｓｔｒａｔｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｂｙ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｗａｓ ｌｏｗｅｒ ｔｈａｎ ３􀆰 ５％ ｉｎ ｔｈｅ ｉｎｉｔｉａｌ ｓｏｌｕｔｉｏｎ ｐＨ ｒａｎｇｅ ｏｆ ４￣８ꎻ ａｎｄ ｔｈｅ ｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ ｒａｔｅｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｒｅａｃｈｅｄ ｕｐ ｔｏ ６５􀆰 ８８％ ａｎｄ ４５􀆰 ０１％ꎬ ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙꎬ ａｔ ｔｈｅ ａｃｉｄｉｃ ｓｏｌｕｔｉｏｎ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ ｗｉｔｈ ｐＨ ｏｆ ３. ＢＣＲ ｆｒａｃｔｉｏｎａｌ ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｉｎｄｉｃａｔｅｄ ｔｈａｔ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｗｅｒｅ ｍａｉｎｌｙ ｐｒｅｓｅｎｔ ｉｎ ｔｈｅ ａｃｉｄ￣ｓｏｌｕｂｌｅ ｆｏｒｍ ａｃｃｏｕｎｔｉｎｇ ｆｏｒ ｍｏｒｅ ｔｈａｎ ６８􀆰 １８％ ｏｆ ｔｈｅ ｔｏｔａｌ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ. Ｍｏｒｅｏｖｅｒꎬａｓ ｔｈｅ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｉｎｃｒｅａｓｅｄꎬ ｔｈｅ ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ａｃｉｄ￣ｓｏｌｕｂｌｅ ｆｏｒｍ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｄｅｃｒｅａｓｅｄꎬ ａｎｄ ｉｎｓｔｅａｄ ｔｈｅ ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎ ｏｆ ｒｅｓｉｄｕａｌ ｆｏｒｍｉｎｃｒｅａｓｅｄ. Ｆｒｏｍ ｔｈｅ ａｂｏｖｅ ｒｅｓｕｌｔｓꎬ ｉｔ ｃａｎ ｂｅ ｃｏｎｃｌｕｄｅｄ ｔｈａｔ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｈａｓ ｓｔｒｏｎｇ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｃａｐａｃｉｔｙ ｆｏｒ ｂｏｔｈ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄꎬ第７期赵媛媛等给水厂残泥免烧陶粒对Ｐｂ与Ｃｄ的吸附特征 ａｎｄ ｉｔ ｃａｎ ｂｅ ｕｓｅｄ ａｓ ａ ｈｉｇｈｌｙ ｅｆｆｉｃｉｅｎｔ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｍａｔｅｒｉａｌ ｉｎ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ ｄｒｉｎｋｉｎｇ ｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｒｅｓｉｄｕａｌｓꎻ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅꎻ ｌｅａｄꎻ ｃａｄｍｉｕｍꎻ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓＷＴＲｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｒｅｓｉｄｕａｌｓꎬ给水厂残泥是饮用水处理过程的副产物ꎬ主要由铁铝盐絮凝剂及原水中携带的胶体组成. ＷＴＲ中Ａｌ含量一般较高ꎬ许多研究已证实ＷＴＲ中的Ａｌ存在释放风险ꎬ特别是当环境溶液ｐＨ低于４时ꎬＡｌ会大量溶出[１]ꎬ对周围生物产生强毒害作用.随着我国人口的不断增加及城市化进程的不断推进ꎬＷＴＲ产生量呈指数型增长的态势[２]ꎬ２０１３年统计数据表明ꎬ我国每年ＷＴＲ的产生量为１５０１０４ ２４０１０４ ｔ以干泥量计[３].目前国内外针对ＷＴＲ的处置方法主要为填埋ꎬ随着土地资源日益紧缺ꎬ如何以既经济又环保的方式处理ＷＴＲꎬ成为当前亟需解决的环境问题之一. ＷＴＲ中无定形态铁铝含量高、比表面积大[４]ꎬ大量研究已证实其对Ｐｂ[５]、Ｃｄ[６]、Ｃｒ[７]、Ａｓ[８]等重金属以及氨氮[９]、磷[１０]等都具有强吸附能力ꎬ可作为高效廉价的吸附材料应用于废水处理工艺中.但由于ＷＴＲ为类似黏土的粉末状颗粒物ꎬ其在实际应用中存在沉降性能差、易堵塞等问题[１１].目前ꎬ针对ＷＴＲ在废水处理中的应用问题ꎬ现有研究主要集中于利用高温焙烧法将ＷＴＲ制备烧结为陶粒[１２￣１３]ꎬ但是高温焙烧法除能耗高以外ꎬ其烧结陶粒所需的１ ０００ ℃高温也会造成原料内部孔道坍塌ꎬ活性成分含量显著降低ꎬ导致其吸附性能降低ꎬ需进一步活化、强化其吸附能力ꎬ但活化后的陶粒对重金属和磷的吸附能力仍然相对较低[１４￣１５].已有研究表明ꎬ通过免烧法可制备具有一定吸附能力的陶粒ꎬ如粉煤灰免烧陶粒[１６￣１７]、污泥生物炭陶粒[１８]、疏浚底泥免烧陶粒[１９]等. ＷＴＲ中Ｓｉ、Ｆｅ和Ａｌ等氧化物成分含量基本满足免烧陶粒原料要求ꎬ具备制备免烧陶粒的可行性ꎬ但是至今仍鲜见利用ＷＴＲ制备免烧陶粒的相关研究报道.因此ꎬ该研究以ＷＴＲ为主要原料制备ＷＴＲ免烧陶粒ꎬ选取冶炼废水中常见污染物Ｐｂ、Ｃｄ为目标污染物ꎬ探究ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附特征ꎬ以期为ＷＴＲ作为吸附材料应用于重金属废水处理工艺提供理论基础和科学依据ꎬ达到“以废治废”的目的.１ 材料与方法１􀆰 １ ＷＴＲ免烧陶粒制备将质量比为８０％左右的ＷＴＲ过０􀆰 １５ ｍｍ筛、１０％左右的水泥、１０％的激发剂生石灰和粘结剂２％以内的水玻璃按照一定比例混合ꎬ搅拌均匀ꎬ制成浆状陶粒生料ꎬ利用造球机制成直径约为５ ｍｍ的陶粒胚料ꎬ室温陈化２ ｈꎬ再经过高温蒸汽蒸养成型.１􀆰 ２ 吸附动力学试验分别称取０􀆰 ５ ｇ ＷＴＲ免烧陶粒ꎬ置于一系列４０ｍＬ聚四氟乙烯样品瓶中ꎬ然后加入３０ ｍＬ实验室配制的ＰｂＮＯ３２和ＣｄＮＯ３２水溶液ꎬ溶液中ρＰｂ、ρＣｄ均为１ ０００ ｍｇ∕Ｌꎬ溶液初始ｐＨ均调至５ꎻ为保证一定的离子强度ꎬ在溶液中加入了０􀆰 ０１ ｍｏｌ∕Ｌ的ＫＣｌꎻ在２５ ℃、１５０ ｒ∕ｍｉｎ下ꎬ分别恒温振荡０、５、３０ｍｉｎ与２、４、６、１２、２４ ｈ.采用原子吸收光谱仪Ａｇｉｌｅｎｔ１２００ ｓｅｒｉｅｓꎬ Ａｇｉｌｅｎｔ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓꎬ Ｇｅｒｍａｎｙ测定溶液中ρＰｂ、ρＣｄꎬ设置３组平行试验ꎬ并做空白组对照.分别采用准一级和准二级动力学模型[２０]、颗粒内扩散模型[２１]拟合ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附动力学数据.准一级动力学模型ｌｎｑｔ － ｑｅ ＝ ｌｎ ｑｅ － ｋ１ｔ １式中ｑｅ为吸附平衡时ＷＴＲ免烧陶粒吸附量ꎬｍｇ∕ｇꎻｑｔ为ＷＴＲ免烧陶粒在时间ｔ时的吸附量ꎬｍｇ∕ｇꎻｋ１为准一级动力学吸附速率常数ꎬｍｉｎ－１.准二级反应动力学模型ｔｑｔ ＝１ｋ２ｑｅ２ ＋ｔｑｅ ２式中ꎬｋ２为准二级动力学吸附速率常数ꎬｇ∕ｇ􀅰 ｍｉｎ－１.颗粒内扩散模型ｑｔ ＝ ｋｓｔ１∕２ ＋ Ｃ ３式中ｋｓ为粉末内扩散模型的吸附速率常数ꎬｇ∕ｇ􀅰 ｍｉｎ１∕２ꎻＣ为常数.１􀆰 ３ 等温吸附试验分别称取０􀆰 ５ ｇ ＷＴＲ免烧陶粒ꎬ置于一系列４０ｍＬ聚四氟乙烯样品瓶中ꎬ然后加入３０ ｍＬ不同初始浓度的ＰｂＮＯ３２和ＣｄＮＯ３２水溶液ꎬ溶液初始ｐＨ均调至５ꎬ其中ｃＫＣｌ为０􀆰 ０１ ｍｏｌ∕Ｌ.根据ＯＥＣＤ批量等温吸附试验要求ꎬ结合该研究中原子吸收光谱仪对ρＰｂ和ρＣｄ的测定精度要求ꎬ确定等温吸附试验水溶液中Ｐｂ和Ｃｄ初始质量浓度范围为５０ １ ０００ ｍｇ∕Ｌꎬ该范围内Ｐｂ和Ｃｄ的吸附率均在２０％８５％以内.样品经混匀后在２５ ℃、１５０ ｒ∕ｍｉｎ下恒温１５２１环 境 科 学 研 究第３２卷振荡２４ ｈ.采用原子吸收光谱仪测定溶液中ρＰｂ、ρＣｄꎬ设置３组平行试验ꎬ并做空白组对照.分别采用Ｌａｎｇｍｕｉｒ和Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ等温吸附模型[２２￣２３]对吸附等温数据进行拟合.Ｌａｎｇｍｕｉｒ等温吸附模型Ｃｅｑｅ ＝１ｑｍａｘＫＬ ＋Ｃｅｑｍａｘ ４Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ等温吸附模型ｌｎ ｑｅ ＝ ｌｎ ＫＦ ＋ １ｎ ｌｎ Ｃｅ ５式中Ｃｅ为吸附平衡浓度ꎬｍｇ∕Ｌꎻｑｍａｘ为饱和时的吸附容量ꎬｍｇ∕ｇꎻＫＬ为Ｌａｎｇｍｕｉｒ等温吸附模型吸附平衡常数ꎬＬ∕ｍｇꎻＫＦ、ｎ为Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ等温吸附模型常数.１􀆰 ４ 影响因素试验１􀆰 ４􀆰 １ 溶液初始ｐＨ对Ｐｂ、Ｃｄ吸附的影响分别称取０􀆰 ５ ｇ ＷＴＲ免烧陶粒ꎬ置于一系列初始质量浓度为１００ ｍｇ∕Ｌ的Ｐｂ、Ｃｄ溶液３０ ｍＬꎬｐＨ＝５ꎬ离子强度为０􀆰 ０１ ｍｏｌ∕Ｌ的ＫＣｌ中ꎬ在２５ ℃、１５０ｒ∕ｍｉｎ下振荡８ ｈꎬ分别考察不同初始溶液ｐＨ３、４、５、６、７、８、９下ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附曲线.采用原子吸收光谱仪测定溶液中ρＰｂ、ρＣｄꎬ设置３组平行试验ꎬ并做空白组对照.１􀆰 ４􀆰 ２ 离子强度对Ｐｂ、Ｃｄ吸附的影响分别称取０􀆰 ５ ｇ ＷＴＲ免烧陶粒ꎬ置于一系列初始质量浓度１００ ｍｇ∕Ｌ的Ｐｂ、Ｃｄ溶液ꎬ为考察不同离子强度对陶粒吸附Ｐｂ、Ｃｄ的影响ꎬ溶液中ｃＫＣｌ分别设置为０、０􀆰 ００５、０􀆰 ０１０、０􀆰 ０２０、０􀆰 ０４０、０􀆰 ０８０、０􀆰 １６０ｍｏｌ∕Ｌꎬ初始溶液的ｐＨ为５􀆰 ０ꎬ在２５ ℃、１５０ ｒ∕ｍｉｎ下振荡８ ｈ.采用原子吸收光谱仪测定溶液中ρＰｂ、ρＣｄꎬ设置３组平行试验ꎬ并做空白组对照.１􀆰 ５ 解吸试验分别称取０􀆰 ５ ｇ ＷＴＲ免烧陶粒ꎬ置于一系列４０ｍＬ聚四氟乙烯样品瓶中ꎬ然后分别加入３０ ｍＬ实验室配置的ＰｂＮ０３２和ＣｄＮＯ３２水溶液ꎬ溶液中ρＰｂ、ρＣｄ分别为１００和５００ ｍｇ∕Ｌꎬ其余试验条件及步骤与１􀆰 ２􀆰 ３节相同.将吸附平衡后的陶粒过滤取出ꎬ分别得到两种不同Ｐｂ、Ｃｄ吸附量的陶粒.将滤出的陶粒置于４０ ｍＬ聚四氟乙烯样品瓶中ꎬ针对两种Ｐｂ、Ｃｄ吸附量的陶粒ꎬ分别加入ｐＨ为３、４、５、６、７、８的去离子水３０ ｍＬꎬ２５ ℃下连续振荡８ ｈꎬ离心１０ｍｉｎꎬ采用原子吸收光谱仪测定上层清液中ρＰｂ、ρＣｄꎬ设置３组平行试验ꎬ并做空白组对照ꎬ通过计算得到解吸量.１􀆰 ６ ＢＣＲ分级提取试验将１􀆰 ２􀆰 ３节中制备的陶粒取出ꎬ冷冻干燥后研磨混匀过０􀆰 １５ ｍｍ筛ꎬ采用改进的ＢＣＲ法[２４]对分别吸附Ｐｂ、Ｃｄ后的ＷＴＲ免烧陶粒进行分级提取.２ 结果与分析２􀆰 １ ＷＴＲ免烧陶粒理化特征分析由表１可见ꎬＷＴＲ及ＷＴＲ免烧陶粒的主要成分均为Ｓｉ、Ａｌꎬ其次是Ｆｅ、Ｃａ和Ｍｇꎬ这主要是由于水厂采用的混凝剂主要是Ａｌ２ＳＯ４３.从ＷＴＲ免烧陶粒的扫描电镜ＳＥＭ结果见图１可以看出ꎬＷＴＲ免烧陶粒表面疏松多孔ꎬ有利于吸附反应的发生. Ｘ射线能谱分析ＥＤＳ检测结果表明ꎬ陶粒表面颗粒较大物质的主要成分为Ｓｉ４０􀆰 ４４％和Ｏ３８􀆰 １８％ꎬ颗粒较小物质的主要成分为Ｓｉ１９􀆰 １６％、Ａｌ１０􀆰 ９４％、Ｆｅ１０􀆰 ０４％、Ｃａ８􀆰 ０９％以及Ｏ２３􀆰 ０１％.表１ Ｗ ＴＲ及其免烧陶粒基本理化性质Ｔａｂｌｅ １ Ｍａｉｎ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ ｏｆ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ样品ｐＨｗ∕％有机质Ｓｉ Ａｌ Ｆｅ Ｃａ Ｍｇ Ｎａ Ｋ Ｓ ＯＷＴＲ ７􀆰 ０２ １２􀆰 ４１ ２７􀆰 ３３ １３􀆰 ２１ ５􀆰 ７２ ０􀆰 ６５ ０􀆰 ８５ ０􀆰 １９２ １􀆰 ９７７ ０􀆰 ０８８ ４１􀆰 ７５ＷＴＲ免烧陶粒１０􀆰 ９６ １０􀆰 ６８ ２９􀆰 ６４ １０􀆰 ９６ ５􀆰 １２ ２􀆰 ０１ ０􀆰 ７５ １􀆰 ３２２ ２􀆰 ２８８ １􀆰 ２６９ ３６􀆰 ９５ＷＴＲ及ＷＴＲ免烧陶粒的Ｘ射线衍射ＸＲＤ分析结果如图２所示.由图２可见ꎬＷＴＲ及其免烧陶粒中的晶体主要为石英ꎬ无铁铝晶体存在ꎬ表明主要成分中的铁铝主要为无定型态ꎻ与ＷＴＲ相比ꎬ利用ＷＴＲ制成的陶粒中新生成了少量的钙镁晶体和钙铁晶体ꎬ这些矿物相性质稳定ꎬ有利于增强ＷＴＲ陶粒的强度.２􀆰 ２ 吸附动力学分析ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附动力学曲线见图３.由图３可见ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附过程呈现出快吸附慢吸附慢平衡３个阶段.在相同的Ｐｂ、Ｃｄ初始质量浓度１ ０００ ｍｇ∕Ｌ和水溶液环境条件下ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附量均在３０ ｍｉｎ内超过平衡吸附量的５５％ꎬ且分别在６和４ ｈ后趋于平衡.准一级和准二级动力学模型模拟结果见表２.由２５２１第７期赵媛媛等给水厂残泥免烧陶粒对Ｐｂ与Ｃｄ的吸附特征 图１ Ｗ ＴＲ免烧陶粒的ＳＥＭ图Ｆｉｇ.１ Ｔｈｅ ＳＥＭ ｐｈｏｔｏｇｒａｐｈｓ ｏｆ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ图２ Ｗ ＴＲ及其免烧陶粒的ＸＲＤ图谱Ｆｉｇ.２ ＸＲＤ ｐａｔｔｅｒｎｓ ｏｆ ＷＴＲ ａｎｄ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ表２可见ꎬ这两种动力学模型均能较好地描述ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的动力学吸附过程ꎬ且准二级动力学模型拟合结果更优ꎬ其拟合得到的Ｒ２均高于０􀆰 ９９ꎬ理论平衡吸附量ｑｅ与试验中吸附量Ｑｅ的误差最小.基于以上两种模型构建的基础理论ꎬ对比图３ Ｗ ＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附动力学曲线Ｆｉｇ.３ Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｋｉｎｅｔｉｃ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｏｎ ＷＴＲｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｉｎ ａｑｕｅｏｕｓ ｓｏｌｕｔｉｏｎ其拟合结果可知ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附动力学过程并不是简单的液膜扩散ꎬ还可能涉及颗粒内部扩散和表面吸附等过程.为进一步解析ＷＴＲ陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附动力表２ Ｗ ＴＲ免烧陶粒的动力学模型拟合参数Ｔａｂｌｅ ２ Ｋｉｎｅｔｉｃｓ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｂｙ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ重金属初始质量浓度Ｃ０∕ｍｇ∕Ｌ准一级动力学模型准二级动力学模型ｑｅ∕ｍｇ∕ｇ ｋ１∕ｈ－１ Ｒ２ ｑｅ∕ｍｇ∕ｇ ｋ２∕[ｋｇ∕ｍｇ􀅰 ｈ] Ｒ２Ｐｂ １ ０００ １１􀆰 ７７ ２􀆰 ２３ ０􀆰 ９７１ ４ １３􀆰 ４８ １３􀆰 ４８ ０􀆰 ９９７ ８Ｃｄ １ ０００ １６􀆰 ７０ １􀆰 ７８ ０􀆰 ９７５ ５ １７􀆰 ８８ １７􀆰 ８８ ０􀆰 ９９５ ８学机制ꎬ采用颗粒内扩散模型对动力学数据进行拟合分析.拟合结果见表３显示ꎬ颗粒内扩散模型将Ｐｂ和Ｃｄ的吸附动力学过程分为２个阶段第１阶段０６ ｈꎬｋｓ值较大ꎬ为溶液中Ｐｂ或Ｃｄ离子扩散到陶粒表面的过程ꎻ第２阶段６２４ ｈꎬｋｓ值远小于第１阶段ꎬ表明该阶段为主要控速步骤.颗粒内扩散模型常数Ｃ值大小与边界层效应成正比ꎬ当Ｃ值为０时ꎬ颗粒内扩散为吸附动力过程的唯一控制因素[２５￣２６].该研究中Ｃ值均大于０ꎬ表明ＷＴＲ陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附过程由液膜扩散、颗粒内扩散和活性点位吸附等共同主导.比较２个阶段的Ｃ值可知ꎬ膜扩散对第２阶段吸附速率的影响更大.２􀆰 ３ 吸附等温分析ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附等温线如图４所示ꎬＬａｎｇｍｕｉｒ和Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ等温吸附模型拟合结果见表４.由表４可知ꎬ两个等温吸附模型均可较好地３５２１环 境 科 学 研 究第３２卷表３ Ｗ ＴＲ免烧陶粒的颗粒内模型拟合结果Ｔａｂｌｅ ３ Ｆｉｔｔｉｎｇ ｒｅｓｕｌｔｓ ｏｆ ｉｎｔｒａ￣ｐａｒｔｉｃｌｅ ｄｉｆｆｕｓｉｏｎ ｋｉｎｅｔｉｃｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ重金属第１阶段第２阶段ｋｓ∕[ｇ∕ｇ􀅰 ｍｉｎ１∕２] Ｃ Ｒ２ ｋｓ∕[ｇ∕ｇ􀅰 ｍｉｎ１∕２] Ｃ Ｒ２Ｐｂ ０􀆰 ４６５ ０ ５􀆰 ２９３ ０􀆰 ９２９ ０ ０􀆰 ００３ ２６ １３􀆰 ６４ ０􀆰 ８３７ ７Ｃｄ ０􀆰 ６９３ ２ ６􀆰 ７０７ ０􀆰 ９４３ ３ ０􀆰 ００８ ３６ １８􀆰 ０９ ０􀆰 ５６６ ０图４ Ｗ ＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附等温线Ｆｉｇ.４ Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｉｓｏｔｈｅｒｍ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｏｎ ＷＴＲｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｉｎ ａｑｕｅｏｕｓ ｓｏｌｕｔｉｏｎ反映ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的等温吸附过程ꎬ对比分析拟合系数发现ꎬＬａｎｇｍｕｉｒ等温吸附模型拟合结果更优ꎬ表明ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ可能为单分子层吸附. Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ等温吸附模型中的ｎ可反映吸附反应发生的难易程度ꎬ当ｎ２时ꎬ吸附反应较易发生[２７].由表４可见ꎬ该研究中Ｐｂ和Ｃｄ对应的ｎ分别为２􀆰 ４２和２􀆰 ８９ꎬ由此可知ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附过程容易发生. Ｌａｎｇｍｕｉｒ等温吸附模型拟合得到的ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的最大吸附量分别为１３􀆰 ９７和１８􀆰 ６０ ｍｇ∕ｇ. Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ等温吸附模型中ＫＦ值可反映吸附容量ꎬＫＦ值越高ꎬ吸附剂对目标污染物的吸附容量也越高.与钢渣陶粒[２８]、纳米氧化铝改性赤泥陶粒[２９]、粉煤灰免烧陶粒[３０]等相比ꎬＷＴＲ免烧陶粒吸附过程对Ｐｂ和Ｃｄ的ＫＦ更高ꎬ表明ＷＴＲ免烧陶粒具有较高的Ｐｂ、Ｃｄ吸附容量.吸附后溶液ｐＨ随Ｐｂ、Ｃｄ平衡吸附量的变化情况如图５所示ꎬ可见ꎬＰｂ、Ｃｄ吸附量越高ꎬ溶液ｐＨ越低ꎬ表明Ｐｂ、Ｃｄ的吸附过程伴随着Ｈ＋的释放.２􀆰 ４ 影响因素分析表４ Ｌａｎｇｍｕｉｒ和Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ等温吸附模型拟合参数Ｔａｂｌｅ ４ Ｉｓｏｔｈｅｒｍ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｂｙ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ重金属Ｌａｎｇｍｕｉｒ等温吸附模型Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ等温吸附模型ｑｍａｘ∕ｍｇ∕ｇ ＫＬ∕Ｌ∕ｍｇ Ｒ２ ｎ ＫＦ Ｒ２Ｐｂ １３􀆰 ９７ ０􀆰 ３６ ０􀆰 ９９４ ８ ２􀆰 ４２ ３􀆰 ４７ ０􀆰 ９７９ ８Ｃｄ １８􀆰 ６０ ０􀆰 ２７ ０􀆰 ９９７ ３ ２􀆰 ８９ ６􀆰 ６３ ０􀆰 ９７６ ７图５ 溶液ｐＨ随Ｐｂ和Ｃｄ平衡吸附量的变化Ｆｉｇ.５ Ｖａｒｉａｔｉｏｎ ｏｆ ｓｏｌｕｔｉｏｎ ｐＨ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ａｍｏｕｎｔ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ２􀆰 ４􀆰 １ 溶液初始ｐＨ对Ｐｂ、Ｃｄ吸附的影响分析溶液初始ｐＨ对ＷＴＲ免烧陶粒吸附Ｐｂ和Ｃｄ的影响如图６所示.由图６可见ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附量随着溶液初始ｐＨ的升高而显著增加ꎬ当ｐＨ由３升至９时ꎬＰｂ吸附量从２􀆰 ５２ ｍｇ∕ｇ增至６􀆰 １５ ｍｇ∕ｇꎬ增加了１􀆰 ４４倍ꎻＣｄ吸附量从３􀆰 ０３ｍｇ∕ｇ升至５􀆰 ９１ ｍｇ∕ｇꎬ增加了０􀆰 ９５倍.可见ꎬ较高的溶液ｐＨ有利于促进ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附.２􀆰 ４􀆰 ２ 离子强度对Ｐｂ、Ｃｄ吸附的影响分析不同离子强度对ＷＴＲ免烧陶粒吸附Ｐｂ和Ｃｄ的影响见图７.由图７可见ꎬ离子强度对ＷＴＲ免烧陶粒吸附Ｐｂ和Ｃｄ的影响一致ꎬＰｂ和Ｃｄ的吸附量均随溶液离子强度的增加而降低.当ｃＫＣｌ由０增至０􀆰 １６ ｍｏｌ∕Ｌ时ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ的吸附量由３􀆰 ４５ｍｇ∕ｇ降至２􀆰 ４６ ｍｇ∕ｇꎬ减少了２８􀆰 ６９％ꎻ对Ｃｄ的吸附４５２１第７期赵媛媛等给水厂残泥免烧陶粒对Ｐｂ与Ｃｄ的吸附特征 图６ 溶液初始ｐＨ对Ｗ ＴＲ免烧陶粒吸附Ｐｂ、Ｃｄ的影响Ｆｉｇ.６ Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｐＨ ｏｎ Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｏｎ ＷＴＲｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｉｎ ａｑｕｅｏｕｓ ｓｏｌｕｔｉｏｎ量则由４􀆰 ３９ ｍｇ∕ｇ降至２􀆰 ４９ ｍｇ∕ｇꎬ减少了４３􀆰 ２８％.可见ꎬ溶液离子强度的增加不利于ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附.２􀆰 ５ 吸附稳定性分析２􀆰 ５􀆰 １ 解吸附试验分析不同初始吸附量条件下溶液ｐＨ对ＷＴＲ免烧陶粒中Ｐｂ和Ｃｄ解吸的影响如图８所示.由图８可见ꎬ溶液ｐＨ为４８时ꎬＷＴＲ免烧陶粒中Ｐｂ和Ｃｄ的解吸量均较低ꎻ两种初始吸附量条件下ꎬＰｂ和Ｃｄ的解吸率均在３􀆰 ５％以内.当溶液ｐＨ为３时ꎬＰｂ和Ｃｄ的解吸量显著增加ꎬ较低初始吸附量Ｐｂ、Ｃｄ初始吸附图７ 溶液体系离子强度对Ｗ ＴＲ免烧陶粒吸附Ｐｂ、Ｃｄ的影响Ｆｉｇ.７ Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｉｎｔｅｒｆｅｒｉｎｇ ｉｏｎｓ ｏｎ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄＣｄ ｏｎ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｉｎ ａｑｕｅｏｕｓ ｓｏｌｕｔｉｏｎ量分别为３􀆰 ８０、４􀆰 ７８ ｍｇ∕ｇ下ꎬＰｂ和Ｃｄ的解吸率分别达到３２􀆰 ２７％和２０􀆰 ３６％ꎻ较高吸附量Ｐｂ、Ｃｄ初始吸附量分别为１３􀆰 ３０、１５􀆰 ５３ ｍｇ∕ｇ下ꎬＰｂ和Ｃｄ的解吸率分别达到６５􀆰 ８８％和４５􀆰 ０１％.总体而言ꎬ溶液ｐＨ为４８时ꎬＷＴＲ免烧陶粒中Ｐｂ和Ｃｄ不易解吸ꎬ且初始吸附量对解吸的影响较小ꎻ溶液呈强酸性ｐＨ＝３时ꎬＷＴＲ免烧陶粒中大部分Ｐｂ和Ｃｄ被解吸到溶液中ꎬ且其解吸量和解吸率均随初始吸附量的增加而升高.２􀆰 ５􀆰 ２ 吸附赋存形态分析Ｐｂ初始吸附量∕ｍｇ∕ｇ １ ３􀆰 ８０ꎻ ２ １３􀆰 ３０.图８ 解吸溶液ｐＨ对Ｗ ＴＲ免烧陶粒中Ｐｂ、Ｃｄ解吸的影响Ｆｉｇ.８ Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｏｆ ｓｏｌｕｔｉｏｎ ｐＨ ｏｎ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ ｆｒｏｍ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅＷＴＲ免烧陶粒中Ｐｂ和Ｃｄ的ＢＣＲ分级提取结果如图９所示.由图９可见ꎬＢＣＲ法提取出的金属元素形态分为４种酸提取态离子交换态与碳酸盐结合态、还原态Ｆｅ∕Ｍｎ氧化物结合态、氧化态有机物结合态以及残渣态[３１]ꎬ其中ꎬ酸提取态最不稳定ꎬ较易释放ꎬ其他各形态稳定性依次增强[３２].由图９可见ꎬ不同吸附量下ＷＴＲ免烧陶粒中Ｐｂ和Ｃｄ均以酸提取态为主占比超过６８􀆰 １８％ꎬ其次是残渣态ꎻ同时ꎬ随着吸附量的增加ꎬＷＴＲ免烧陶粒中酸提取态Ｐｂ和Ｃｄ的占比显著降低ꎬ还原态和残渣态占比显著升高ꎬ氧化态占比变化相对较小.当Ｐｂ吸附量由０􀆰 ５１ ｍｇ∕ｇ增至１３􀆰 ５７ ｍｇ∕ｇ时ꎬ酸提取态Ｐｂ占比由９０􀆰 ６７％降至６８􀆰 １７％ꎬ还原态和残渣态Ｐｂ占比则分别由２􀆰 ６６％增至１１􀆰 ４８％、由１􀆰 ０３％增至１８􀆰 ７２％ꎬ氧化态Ｐｂ占比由２􀆰 ３０％降至１􀆰 ６２％ꎻ当Ｃｄ吸附量由０􀆰 ５４ ｍｇ∕ｇ增至１７􀆰 ４１ ｍｇ∕ｇ时ꎬ酸提取态Ｃｄ占比由７３􀆰 １５％降至５９􀆰 ８４％ꎬ还原态和残渣态Ｃｄ占比则分别由２􀆰 ５７％增至１０􀆰 ９８％、由１５􀆰 １１％增至２８􀆰 ５８％ꎬ５５２１环 境 科 学 研 究第３２卷图９ 不同吸附量下Ｗ ＴＲ免烧陶粒中Ｐｂ和Ｃｄ的赋存形态Ｆｉｇ.９ Ｔｈｅ ｆｏｒｍｓ ｏｆ Ｐｂ ａｎｄ Ｃｄ ｉｎ ＷＴＲ ｕｎｂｕｒｎｅｄ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｃａｐａｃｉｔｙ氧化态Ｃｄ占比由２􀆰 ５４％降至０􀆰 ９９％.总体而言ꎬＰｂ和Ｃｄ主要以不稳定的酸提取态形式存在于ＷＴＲ免烧陶粒中.３ 讨论ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的动力学吸附过程并不是由液膜扩散或颗粒内扩散唯一因素控制ꎬ而可能是由液膜扩散、颗粒内扩散和表面点位吸附联合主导ꎻ等温吸附数据模拟结果表明ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附可能以单分子层吸附为主ꎻＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的这些吸附特征与炭基吸附材料[３３￣３４]、粉煤灰[３５]及黏土矿物[３６￣３７]等相似.主成分分析结果显示ꎬＷＴＲ免烧陶粒含有大量的Ｓｉ、Ａｌ、Ｆｅ、Ｃａ、Ｍｇ、Ｎａ、Ｋ等组成的金属氧化物或水合氧化物ꎬ有研究[３８]表明ꎬ吸附剂颗粒表面上的金属氧化物可通过羟基与金属离子发生表面络合反应.笔者开展的等温吸附试验中ꎬ吸附后溶液ｐＨ呈现随Ｐｂ、Ｃｄ吸附量的增加而降低的趋势ꎬ即Ｐｂ、Ｃｄ吸附过程伴随着Ｈ＋的释放.综上ꎬ进一步结合等温吸附数据模拟、解吸特征与吸附形态等分析结果ꎬ可推断ＷＴＲ免烧陶粒表面上的Ｓｉ、Ａｌ、Ｆｅ、Ｃａ见２􀆰 １节ＥＤＳ分析结果等的氧化物可能通过羟基与金属离子发生表面络合反应ꎬ其反应方程可能如下Ｓｉꎬ Ａｌꎬ Ｆｅꎬ Ｃａ￣ＯＨ ＋ Ｐｂ２＋ 􀜩􀜨􀜑[Ｓｉꎬ Ａｌꎬ Ｆｅꎬ Ｃａ￣Ｏ]２Ｐｂ ＋ ２Ｈ２＋ ６Ｓｉꎬ Ａｌꎬ Ｆｅꎬ Ｃａ￣ＯＨ ＋ Ｃｄ２＋ 􀜩􀜨􀜑[Ｓｉꎬ Ａｌꎬ Ｆｅꎬ Ｃａ￣Ｏ]２Ｃｄ ＋ ２Ｈ２＋ ７随着溶液初始ｐＨ的升高ꎬＨ＋浓度的逐渐降低有利于反应向吸附方向进行ꎻ同时ꎬ在碱性条件下ꎬ部分Ｐｂ和Ｃｄ形成微溶的羟基化合物ꎬ以胶体的形式存在于溶液中ꎬ易在陶粒表面发生沉淀作用[３８]ꎬ因此ꎬ随着溶液初始ｐＨ的升高ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附量均呈逐渐增加的趋势.随着ｃＫＣｌ的增加ꎬ溶液离子强度不断增强ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ、Ｃｄ的吸附量逐渐减小ꎬ这可能是因为由于溶液中的Ｋ＋与Ｐｂ、Ｃｄ之间存在离子交换竞争[３９].在溶液ｐＨ≤ ３的强酸性条件下ꎬＷＴＲ免烧陶粒所吸附的Ｐｂ和Ｃｄ大量溶出ꎬ其解吸率高达６５％ꎬ这是由于强酸性条件下ꎬ平衡反应〔见式６７〕向解吸反应方向进行ꎻ吸附形态分析结果表明ꎬＷＴＲ免烧陶粒中Ｐｂ和Ｃｄ主要形态为酸提取态即离子交换态及碳酸盐结合态ꎬ其占比超过６８􀆰 １７％ꎬ这与解吸试验结果相一致.随着Ｐｂ、Ｃｄ吸附量的增加ꎬＷＴＲ免烧陶粒中Ｐｂ、Ｃｄ的酸提取态呈现向残渣态和还原态转化的趋势.这可能是因为 ①低吸附量条件下ꎬＰｂ、Ｃｄ可能优先通过静电吸附作用或水合氧化物羟基络合作用ꎬ以酸提取态存在于陶粒中ꎻ ②随着Ｐｂ、Ｃｄ吸附量的增加ꎬ陶粒表面吸附点位减少ꎬ溶液中Ｐｂ、Ｃｄ逐渐扩散至陶粒颗粒内部ꎬ与颗粒内部大量的铁铝氧化物及ＷＴＲ￣水泥水化产物Ｃ Ｓ Ｈ结合ꎬ分别生成较稳定的还原态及更稳定的残渣态ꎻ ③许多研究[３８ꎬ４０￣４３]已证实ꎬＰｂ和Ｃｄ可通过取代Ｃ Ｓ Ｈ晶格中的Ｃａ和Ａｌ等金属阳离子ꎬ生成难溶的结晶水合物ꎻ ④ Ｐｂ和Ｃｄ也可通过物理固封、沉淀反应和吸附等形式被固化在Ｃ Ｓ Ｈ结构中.４ 结论ａ ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附过程均呈现快吸附慢吸附慢平衡的特点ꎬ３０ ｍｉｎ内其吸附量即可超过平衡吸附量的５５％.准二级动力学模型Ｒ２ ０􀆰 ９９５ ８和Ｌａｎｇｍｕｉｒ等温吸附模型 Ｒ２ ０􀆰 ９９４ ８可分别较好地描述ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附动力学和吸附等温过程.在初始溶液ｐＨ为５时ꎬＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的最大吸附量可分别达１３􀆰 ４８和１７􀆰 ８８ ｍｇ∕ｇ.ｂ ＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附量均随ｐＨ６５２１第７期赵媛媛等给水厂残泥免烧陶粒对Ｐｂ与Ｃｄ的吸附特征 ３９的升高而增加ꎬ较高的溶液ｐＨ有利于Ｐｂ和Ｃｄ的吸附ꎻＷＴＲ免烧陶粒对Ｐｂ和Ｃｄ的吸附量均随离子强度的增加而减少.ｃ ｐＨ为４９时ꎬＰｂ和Ｃｄ均较难从ＷＴＲ免烧陶粒中解吸出来ꎬ解吸率均低于３􀆰 ５％ꎻ在溶液ｐＨ≤ ３的强酸性条件下ꎬＷＴＲ免烧陶粒所吸附的Ｐｂ和Ｃｄ大量溶出ꎬ其解吸率分别高达６５􀆰 ８８％和４５􀆰 ０１％.吸附形态分析结果进一步表明ꎬＰｂ和Ｃｄ主要以不稳定的酸提取态存在于ＷＴＲ免烧陶粒中ꎬ且随着吸附量的增加ꎬ部分酸提取态转化为较稳定的还原态和更稳定的残渣态.参考文献Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ[ １ ] ＷＡＮＧ ＣｈａｎｇｈｕｉꎬＹＵＡＮ ＮａｎａｎꎬＰＥＩ Ｙｕａｎｓｈｅｎｇ.Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｐＨ ｏｎｍｅｔａｌ ｌａｂｉｌｉｔｙ ｉｎ ｄｒｉｎｋｉｎｇ ｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｒｅｓｉｄｕａｌｓ[Ｊ].Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｑｕａｌｉｔｙꎬ２０１４ꎬ４３１３８９￣３９７.[ ２ ] 陈洋.给水厂污泥陶粒的制备及其在废水除磷中应用的研究[Ｄ].济南山东大学ꎬ２０１７.[ ３ ] ＬＩ ＺｉｆｕꎬＪＩＡＮＧ ＮａｎꎬＷＵ Ｆｅｎｇｆｕꎬｅｔ ａｌ.Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｏｎ ｏｆｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｃａｐａｃｉｔｙ ｏｆ ｔｈｅ ｗａｔｅｒｗｏｒｋｓ ｓｌｕｄｇｅｓ ｆｒｏｍ ｆｉｖｅｃｉｔｉｅｓ ｉｎ Ｃｈｉｎａ[Ｊ].Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇꎬ２０１３ꎬ５３１６５￣１７２.[ ４ ] ＢＡＢＡＴＵＮＤＥ Ａ Ｏꎬ ＺＨＡＯ Ｙａｑｉａｎꎬ ＹＡＮＧ Ｙꎬ ｅｔ ａｌ. Ｒｅｕｓｅ ｏｆｄｅｗａｔｅｒｅｄ ａｌｕｍｉｎｉｕｍ￣ｃｏａｇｕｌａｔｅｄ ｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｒｅｓｉｄｕａｌ ｔｏｉｍｍｏｂｉｌｉｚｅ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｂａｔｃｈ ａｎｄ ｃｏｌｕｍｎ ｔｒｉａｌｓ ｕｓｉｎｇ ａ ｃｏｎｄｅｎｓｅｄｐｈｏｓｐｈａｔｅ[Ｊ]. Ｃｈｅｍｉｃａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｊｏｕｒｎａｌꎬ２００８ꎬ１３６ ２∕３１０８￣１１５.[ ５ ] ＺＨＯＵ ＹａｆｅｎｇꎬＨＡＹＮＥＳ Ｒ Ｊ.Ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ ＰｂⅡ ꎬＣｒⅢ ａｎｄＣｒⅥ ｆｒｏｍ ａｑｕｅｏｕｓ ｓｏｌｕｔｉｏｎｓ ｕｓｉｎｇ ａｌｕｍ￣ｄｅｒｉｖｅｄ ｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔｓｌｕｄｇｅ[Ｊ].Ｗａｔｅｒ Ａｉｒ ａｎｄ Ｓｏｉｌ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎꎬ２０１１ꎬ２１５１∕２∕３∕４６３１￣６４３.[ ６ ] 焦健ꎬ裴元生.给水厂废弃铁铝泥对镉的吸附特征及影响因素[Ｊ