重金屬Pb2+和Cu2+是工業(yè)廢水中的主要有毒污染物之一，不能自行分解，毒性很大。當(dāng)排放到自然環(huán)境中時(shí)，它們會(huì)對(duì)動(dòng)物、植物和水生生物造成持久的傷害。吸附法去除水中重金屬離子具有操作簡單、效率高、處理量大等優(yōu)點(diǎn)，并且吸附的重金屬污染物可以通過解吸回收利用，是一種很有前途的水處理方法。目前已有學(xué)者利用活性炭、生物炭、石墨烯、氧化鋁等材料吸附處理水中的重金屬，但這些材料制造和處理成本較高。因此，尋找廉價(jià)、穩(wěn)定的吸附材料成為吸附法去除水中重金屬的主要研究方向。

凈水污泥是凈水廠水處理過程中產(chǎn)生的化學(xué)污泥。主要由無機(jī)成分組成，主要含有土壤顆粒、金屬氫氧化物、腐殖質(zhì)等物質(zhì)。由于凈水廠的污泥含有大量的鋁離子，污泥表面有各種形狀和大小的孔洞，孔隙豐富，活性強(qiáng)，有許多活性吸附點(diǎn)。如果凈水廠的污泥可以作為吸附材料，不僅可以節(jié)省凈水廠的運(yùn)行費(fèi)用，還可以實(shí)現(xiàn)凈水廠污泥的環(huán)保處置。近年來，有學(xué)者利用凈水廠污泥吸附水中的磷和重金屬Cd2+，但對(duì)重金屬Pb2+和Cu2+的吸附研究較少。研究了污泥用量、pH值、Pb2+和Cu2+初始濃度、吸附時(shí)間和溫度對(duì)吸附效果的影響，并通過吸附等溫線、吸附動(dòng)力學(xué)模型擬合和熱力學(xué)分析，探討了凈水廠干鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附特性。

一.材料和方法

1.1測試材料和儀器

實(shí)驗(yàn)污泥取自太原某凈水廠，是凈水工藝中使用聚合氯化鋁(PAC)后，加入陰離子聚丙烯酰胺(PAM)形成的干化鋁污泥。將自然干燥的鋁泥餅?zāi)玫綄?shí)驗(yàn)室，研磨后立即在105℃下干燥1h，然后通過0.25mm的篩子進(jìn)行深度研磨，然后裝入玻璃瓶中，密封并在室溫下保存?zhèn)溆谩?/p>

重金屬溶液的配制:將PbCl2(分析純)和CuCl2(分析純)分別溶解在超純水中，配制成一定濃度的Pb2+和Cu2+溶液。

測試儀器:DHZ-D恒溫振蕩器，蘇州培英實(shí)驗(yàn)設(shè)備有限公司..DHG-9145A鼓風(fēng)干燥箱、上海億恒科學(xué)儀器有限公司TAS-986原子吸收分光光度計(jì)、北京浦西通用儀器有限公司PHS-3EpH儀、上海儀電科學(xué)儀器有限公司BDPV-II-20P超級(jí)超純水機(jī)、南京全坤生物科技有限公司

1.2測試方法

將100毫升一定濃度的重金屬溶液置于250毫升錐形瓶中，并加入一定量的干燥鋁污泥。放入恒溫振蕩器中，控制一定的溫度。除非另有規(guī)定，溫度為(20±1)℃,以140轉(zhuǎn)/分鐘振蕩一定時(shí)間。取樣，用針式過濾器(0.45μm)過濾，測量濾液中重金屬的濃度。實(shí)驗(yàn)過程中，用稀鹽酸和稀NaOH溶液調(diào)節(jié)pH值。每個(gè)實(shí)驗(yàn)重復(fù)3次，取結(jié)果的平均值。

1.3分析方法

Pb2+和Cu2+的濃度通過直接注射火焰原子吸收光譜法測定[ASTM-D3559(Pb)，ASTM-D1688(Cu)]。

二。結(jié)果和討論

2.1干鋁污泥用量對(duì)吸附效果的影響

在Pb2+和Cu2+濃度分別為160 mg/L和100mg/L、溶液pH=4、吸附時(shí)間為6h的條件下，考察了干化鋁污泥投加量對(duì)吸附效果的影響。結(jié)果如圖1所示。

從圖1可以看出，隨著干化鋁污泥投加量的增加，Pb2+和Cu2+的去除率先逐漸增加，然后趨于平緩。污泥用量為0.14g時(shí)，Pb2+的去除率較高，達(dá)到83.57%，吸附量為95.51mg/g；污泥用量為0.10g時(shí)，Cu2+的去除率達(dá)到51.41%，吸附量為51.41mg/g。隨著污泥投加量的增加，吸附點(diǎn)的數(shù)量和表面積也同步增加，重金屬的去除率不斷提高，尤其是對(duì)Pb2+的吸附。隨著污泥用量的增加，污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附量逐漸降低。原因可能是隨著污泥投加量的增加，單位質(zhì)量污泥的有效表面積減小，吸附量降低。本研究中污泥對(duì)重金屬吸附量大的原因可能是所用污泥中含有PAC和PAM。研究表明，無機(jī)混凝劑PAC和PAM聯(lián)用時(shí)，無機(jī)混凝劑的靜電力和PAM的橋聯(lián)吸附作用使水中形成的絮體顆粒間距變小，體積變大變密，從而增強(qiáng)了對(duì)水中重金屬的吸附效果。

2.2 the值對(duì)吸附效果的影響

在Pb2+和Cu2+的質(zhì)量濃度分別為160 mg/L和100mg/L、干鋁污泥投加量為0.10g、吸附時(shí)間為6h的條件下，考察了pH對(duì)吸附效果的影響。結(jié)果如圖2所示。

從圖2中可以看出，隨著溶液pH值的增加，Pb2+和Cu2+的去除率和吸附量增加。當(dāng)pH值達(dá)到9.0時(shí)，Pb2+的去除率達(dá)到98.17%，吸附量為157.07mg/g . Cu2+的去除率達(dá)到98.24%，吸附量為98.24 mg/g .當(dāng)溶液pH值較低時(shí)，氫氧化鋁會(huì)在污泥表面發(fā)生質(zhì)子化，大量H+積累在污泥表面，會(huì)與溶液中的Pb2+和Cu2+產(chǎn)生靜電排斥，阻礙Pb2+的吸附和當(dāng)pH逐漸升高時(shí)，溶液中H+的濃度降低，污泥表面逐漸去質(zhì)子化，表面正電荷逐漸減少，負(fù)電荷增加，與Pb2+和Cu2+的靜電引力增加。此外，當(dāng)pH升高到一定程度時(shí)，溶液中的Pb2+和Cu2+以及OH-會(huì)生成氫氧化物沉淀，從而導(dǎo)致去除效率的提高。

2.3 Pb2+和Cu2+的初始濃度對(duì)吸附效果的影響

在干化鋁污泥投加量為0.10g、Pb2+和Cu2+溶液的pH值分別為5和4、吸附時(shí)間為6h的條件下，考察了Pb2+和Cu2+初始濃度對(duì)吸附效果的影響。結(jié)果如圖3所示。

從圖3可以看出，隨著Pb2+和Cu2+初始濃度的增加，Pb2+和Cu2+的去除率降低。當(dāng)干燥鋁污泥的劑量保持不變時(shí)，吸附點(diǎn)的數(shù)量保持不變。當(dāng)Pb2+和Cu2+的初始濃度較高時(shí)，吸附點(diǎn)不足，導(dǎo)致Pb2+和Cu2+的去除率下降。隨著Pb2+和Cu2+初始濃度的增加，吸附量先快速增加后緩慢下降。初始濃度是克服Pb2+和Cu2+在液相和固相之間傳質(zhì)阻力的驅(qū)動(dòng)力。當(dāng)Pb2+和Cu2+的初始濃度較高時(shí)，溶液中Pb2+和Cu2+與污泥表面的濃度差較大，促進(jìn)了溶液中Pb2+和Cu2+向污泥表面的移動(dòng)，導(dǎo)致單位質(zhì)量污泥的吸附量增加。

2.4吸附等溫線

當(dāng)干化鋁污泥的用量為0.10克，Pb2+初始濃度為120、160、200、260和380毫克/升，Cu2+初始濃度為60、80、100、120和140毫克/升，Pb2+和Cu2+溶液的pH值分別為5和4，溫度為4。

從表1可以看出，干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附更符合Langmuir方程，說明干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附是單層吸附，干化鋁污泥表面的吸附點(diǎn)分布均勻。干化鋁污泥對(duì)水中Pb2+和Cu2+的較大吸附量(qm)為Pb2+>: Cu2+，qm隨溫度的升高而增大，說明干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附是一個(gè)吸熱反應(yīng)。

2.5吸附動(dòng)力學(xué)

在Pb2+和Cu2+的質(zhì)量濃度分別為160 mg/L和100mg/L、干鋁污泥投加量為0.10g、Pb2+和Cu2+溶液的pH值分別為5和4、吸附時(shí)間為6h的條件下，考察了吸附量隨時(shí)間的變化。結(jié)果如圖4所示。采用Lagergren準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，相關(guān)參數(shù)見表2。

從圖4可以看出，干化鋁污泥對(duì)水中Pb2+和Cu2+的吸附速率在0~2h內(nèi)很快，2h后基本達(dá)到吸附平衡。平衡時(shí)Pb2+的吸附量為138.20mg/g，Cu2+的吸附量為56.76mg/g。從表2中可以看出，準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型能更準(zhǔn)確地描述干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附，說明干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附主要是化學(xué)吸附。通過計(jì)算和驗(yàn)證，平衡吸附量的理論值(qe)更接近實(shí)驗(yàn)值。準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型基于吸附速率受化學(xué)吸附機(jī)理控制的假設(shè)，涉及吸附劑和吸附質(zhì)之間的電子共享或電子轉(zhuǎn)移。因此，干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附過程可分為三步:(1)Pb2+和Cu2+通過液膜從溶液中擴(kuò)散到污泥顆粒表面。(2)Pb2+和Cu2+從污泥顆粒表面擴(kuò)散到污泥顆粒內(nèi)部。(3)Pb2+和Cu2+在污泥顆粒的活性部位發(fā)生化學(xué)反應(yīng)。

2.6吸附熱力學(xué)

在Pb2+和Cu2+的質(zhì)量濃度分別為160 mg/L和100mg/L，干鋁污泥投加量為0.10g，Pb2+和Cu2+溶液的pH值分別為5和4，溫度分別為20、30和40℃，吸附時(shí)間為6h的條件下，根據(jù)試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行熱力學(xué)分析。相關(guān)參數(shù)見表3。

從表3可以看出，分配系數(shù)Kd隨著溫度的升高而增大，說明溫度的升高有利于吸附反應(yīng)。在實(shí)驗(yàn)溫度下，污泥吸附Pb2+的△Gθ為-26.24~-21.16kJ/mol，污泥吸附Cu2+的△Gθ為-21.94~-17.24kJ/mol，均隨溫度的升高而逐漸降低，表明干鋁污泥吸附Pb2+和Cu2+的過程可以自發(fā)進(jìn)行?！鱤θ& gt；說明吸附過程是一個(gè)吸熱反應(yīng)。△sθ& gt；0，說明吸附反應(yīng)是一個(gè)熵增反應(yīng)，即吸附反應(yīng)增加了污泥與重金屬溶液之間固液平面的無序度。

三。結(jié)論

(1)凈水廠干化鋁污泥對(duì)重金屬Pb2+和Cu2+具有良好的吸附性能，Pb2+和Cu2+的去除率隨著污泥投加量和pH的增加而增加，但隨著重金屬初始濃度的增加而降低。

(2)干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附更符合Langmuir吸附等溫模型，qm為Pb2+>;Cu2+和qm隨著溫度的升高而增大，說明干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附過程是吸熱反應(yīng)。

(3)干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附動(dòng)力學(xué)過程可用準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型描述。吸附過程可分為液膜擴(kuò)散、顆粒內(nèi)擴(kuò)散和化學(xué)吸附反應(yīng)。

(4)吸附熱力學(xué)研究表明，干化鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附是一個(gè)自發(fā)的吸熱增熵反應(yīng)。

(5)干燥后的鋁污泥對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附量大，吸附速度快，可作為含重金屬離子廢水的吸附劑。(來源:太原理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院)

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