朱 健 ,王韜遠 ,王 平 *,雷明婧 ,李科林 (.中南林業(yè)科技大學環(huán)境科學與工程研究中心,湖南 長沙40004；.河北大學化學與環(huán)境科學學院, 河北 保定 0700)

硅藻土基多孔吸附填料的制備及其對Pb2+的吸附

朱 健1,王韜遠2,王 平1*,雷明婧1,李科林1(1.中南林業(yè)科技大學環(huán)境科學與工程研究中心,湖南 長沙410004；2.河北大學化學與環(huán)境科學學院, 河北 保定 071002)

以硅藻土為主要原料,添加超細碳粉、燒結助劑和粘結劑,按一定比例混合、攪拌、造粒,在設定程序下煅燒,制備了硅藻土基多孔吸附填料(DBPAF),探討了燒成溫度、造孔劑添加量、硅藻土粉體粒徑對DBPAF孔隙特征的影響,運用掃描電子顯微鏡(SEM)和X射線衍射儀(XRD)對 DBPAF的微觀形貌和物相組成進行了觀察和分析,采用動態(tài)吸附實驗研究了 DBPAF的可操作性,采用靜態(tài)吸附實驗研究了DBPAF吸附Pb2+的性能和機制.結果表明,最適燒成溫度范圍為900～1000℃,最適造孔劑添加量為7.0%,最適硅藻土粉體粒徑為2.40μm;與硅藻土原土(粉體)相比,DBPAF的可操作性明顯提高,孔隙結構得到了明顯改善,物相組成以方石英相為主.研究還表明,燒制過程升溫速率以2～5℃/min為宜以保證DBPAF氣孔分布均勻;DBPAF對Pb2+吸附容量較硅藻土原土(粉體)提高了78.0%,吸附過程速率控制步驟為Pb2+與DBPAF孔道內的基團發(fā)生的化學反應,吸附動力學符合擬二級動力學模型.

硅藻土；多孔吸附填料；孔隙特征；吸附；Pb2+

近年來,隨著采礦、冶煉等行業(yè)的迅猛發(fā)展,大量含重金屬離子工業(yè)廢水排入環(huán)境,造成了嚴重的水體和土壤污染,含重金屬離子廢水的處理引起了人們的高度重視.在眾多的處理方法中,利用黏土礦物對重金屬離子進行吸附不失為一種快捷、高效、低耗的處理技術,而硅藻土由于吸附能力強、儲量豐富、價格低廉被廣泛用于含重金屬離子廢水處理[1-4].但硅藻土由于呈粉體狀,在反應器中容易流失和堵塞,再生困難,這一缺陷使得硅藻土在含重金屬離子廢水處理上的應用受到了較大的限制.

因此,在保證硅藻土原有吸附性能的基礎上對其實施深度物理改形(造粒成形),以改善其可操作性,這對于提高硅藻土在含重金屬離子廢水處理上的應用水平具有非常重要的意義.本研究以硅藻土為主要原料采取成熟的成形和焙燒工藝制備了硅藻土基多孔吸附填料(簡稱 DBPAF),探討了硅藻土粉體粒徑、燒成溫度、造孔劑添加量對 DBPAF孔隙特征的影響,采用動態(tài)吸附實驗考查了 DBPAF的可操作性,采用靜態(tài)吸附實驗探明了DBPAF對Pb2+的吸附性能和吸附機制,為硅藻土基多孔吸附填料的制備及其在含鉛廢水處理上的應用提供有效的實驗依據(jù),并為同類研究提供借鑒與參考.

1 材料與方法

1.1 原料與試劑

選用浙江嵊州市華力硅藻土制品有限公司提供的粉體硅藻土作為原料,粉體中位粒徑7.5μm,比表面積58.0m2/g,體積密度0.57g/cm3,孔徑分布為 30～400nm,硅藻土中SiO2的質量分數(shù)為64.80%,Al2O3為16.40%,Fe2O3為2.91%;超細碳粉(經(jīng)球磨機研磨后過180目篩);以長石、膨潤土為燒結助劑,以硅酸鈉溶液為粘結劑.含鉛廢水采用分析純硝酸鉛與超純水配制而成,硝酸鉛由株洲金源化工有限公司提供;鹽酸、氫氧化鈉均由上海實驗試劑有限公司提供.以上試劑均為分析純.

1.2 DBPAF的制備

造粒:以粉體硅藻土為主要原料,將硅藻土、超細碳粉(造孔劑)和燒結助劑按照一定比例均勻混合后加水和粘結劑反復攪拌制得泥料,陳化24h,采用球磨成形制得大小均勻的球形 DBPAF.煅燒:將裝有一定質量 DBPAF的陶瓷坩堝置于高溫電阻爐中,按照設定的程序進行煅燒,先升溫至 300℃,保溫 120min,繼續(xù)升溫至 500℃,保溫60min以便使造孔劑充分燃燒,形成需要的微孔,最后升溫至燒成溫度,并在燒成溫度下保溫30min ,以增加DBPAF的強度.

1.3 動態(tài)吸附實驗

將制備得到的DBPAF和硅藻土原土填入尺寸型號相同的兩個吸附柱中,吸附柱上端接入預先配制好的含鉛廢水,下端接一清水池,連續(xù)運行15d,觀察清水池中因流失而沉淀下來的 DBPAF和硅藻土原土的量,分析 DBPAF和硅藻土原土的流失率(以流失量占填充量的百分比計),同時觀察吸附柱的堵塞情況.

1.4 靜態(tài)吸附實驗

250mL具塞錐形瓶中,加入一定體積已知濃度含鉛廢水,用稀HCl和NaOH調節(jié)pH值至一定值,加入一定量的 DBPAF后放入恒溫振蕩器中在設定的轉速下恒溫振蕩120min,吸附完成后用離心機將 DBPAF與吸附殘液進行分離,取上清液用原子吸收分光光度計測其殘余重金屬離子濃度,按下式計算其吸附量.

式中: C0為起始點Pb2+濃度,mg/L; Ce為平衡點Pb2+濃度, mg/L; q為單位DBPAF吸附量, mg/g; V為吸附溶液體積, mL; m為DBPAF投加量, g.

1.5 鉛離子的測定

用AA-7000型火焰原子吸收分光光度儀測定溶液中 Pb2+的含量,詳見國家標準 GB7475-87[5].

1.6 DBPAF的表征

用 JSM-6380LV型掃描電鏡(SEM)觀察DBPAF的微觀形貌,用Phlip-X’-PerPro型X射線衍射儀(X-ray diffraction, XRD)測定 DBPAF的物相組成, 用美國康塔公司的 Pore Master GT60測定DBPAF的孔徑分布和比表面積,用阿基米德懸水重法(Archimedes法)測定DBPAF的顯氣孔率及體積密度.

2 結果與討論

2.1 燒成溫度對DBPAF孔隙特征的影響

由圖1 可知,顯氣孔率和比表面積均隨著燒成溫度的升高而不斷下降,但變化規(guī)律卻不盡相同,在燒成溫度由 700℃升至 800℃這一過程中,顯氣孔率和比表面積均變化不大,而當燒成溫度升至 800℃以后時,顯氣孔率隨著溫度的升高緩慢下降,比表面積則由800℃時的40.12m2/g迅速下降至900℃時的10.59m2/g,而后趨于平緩.體積密度和平均孔徑都隨著燒成溫度的升高而不斷增大,700～800℃,體積密度和平均孔徑都沒有明顯變化,當燒成溫度超過800 ℃, DBPAF 平均孔徑迅速增大,由 800℃時的 0.29μm 迅速增加至1000℃的1.02μm,增加了3倍多,而體積密度增加并不大,由800℃時的0.67g/cm3增至1100℃時的0.90 g/cm3,增加了34%.

圖1 燒成溫度對DBPAFs孔隙特征的影響Fig.1 Effect of sintering temperature on porosity characteristic of DBPAFs

研究結果表明,燒成溫度是孔隙特征的重要影響因素之一.大量研究表明燒成溫度主要是通過改變多孔材料的物相組成進而改變多孔材料孔隙特征的[6-10].在燒結過程中,隨著溫度的升高,DBPAF的物粒之間反應生成了更多的液相,這些液相不斷流向在低溫條件下形成的微孔,從而使得 DBPAF致密度增加,微孔數(shù)量減小,這就導致體積密度增加,顯氣孔率下降,比表面積減小,平均孔徑增大,當燒成溫度超過 1100℃,燒結會使得硅藻土孔間結構坍塌,徹底破壞 DBPAF的孔隙結構,而 DBPAF吸附性能與孔隙特征及硅藻土孔間結構密切相關,孔間結構的坍塌和孔隙結構的惡化將無法保證 DBPAF的吸附性能.因此,在進行DBPAF制備過程中,為了保證DBPAF具備較好的孔隙結構和吸附性能,同時也為了保證 DBPAF具有一定的結構強度,燒成溫度設在900～1000℃之間.

2.2 造孔劑添加量對DBPAF孔隙特征的影響

由圖 2可知,隨著碳粉添加量的不斷增加,體積密度和比表面積不斷減小,而顯氣孔率和平均孔徑不斷增大.當碳粉添加量由2%增加到10%時,體積密度由0.76g/cm3下降至0.57g/cm3,下降了 25.0%,下降幅度不大,比表面積由56.72m2/g驟降至27.96m2/g,下降了50.7%,下降幅度較體積密度要大.顯氣孔率由原來的74.01%緩慢升至 81.34%,上升了 9.0%,上升幅度很小,而DBPAF平均孔徑則由0.22μm迅速增至0.68μm,增加約3倍,增加幅度較大.實驗結果表明碳粉添加量的變化對DBPAF平均孔徑和比表面積影響明顯,而對體積密度和顯氣孔率影響不大.造孔劑添加量對DBPAF的孔隙結構影響較為復雜,這主要是因為其影響機制不僅與造孔劑的比例和性質有關,同時還與硅藻土的性質以及燒結過程有關.本次研究造孔劑為碳粉,隨著碳粉添加量的不斷增加,碳粉可以消除大量硅藻土顆粒堆積的狀態(tài),使得顆粒之間相互接觸的幾率增加,導致孔隙增多,顯氣孔率提高,平均孔徑增大,同時,碳粉燃盡所形成的孔隙使硅藻土原有的孔道相連通,這也會導致孔徑增大,孔徑增大在一定程度上會引起比表面積和體積密度的下降.隨著碳粉添加量的進一步增大,其與硅藻土混合的均勻程度會有所下降,而碳粉自身的堆積會使得孔徑分布不均, DBPAF出現(xiàn)較多較大孔徑的孔洞,導致DBPAF孔隙結構惡化,進而降低 DBPAF的吸附性能.因此,在進行 DBPAF的制備過程中,為了保證DBPAF的吸附性能,造孔劑(碳粉)添加量選擇為7.0%.

圖2 碳粉添加量對DBPAFs孔隙特征的影響Fig.2 Effect of carbon dose on porosity characteristic of DBPAFs

2.3 硅藻土粉體粒徑對 DBPAF孔隙特征的影響

由圖3可知,隨著硅藻土粉體粒徑的不斷減小,DBPAF比表面積先增大后又稍有減小,當粉體粒徑為 3.57μm 時,DBPAF比表面積為30.14m2/g,隨著粉體粒徑的減小 DBPAF比表面積逐步升至59.32 m2/g,而后降至57.81m2/g,此時硅藻土粉體粒徑為1.03μm.在一定粉體粒徑范圍內,粉體粒徑越小,所制得的 DBPAF的比表面積就越大,但根據(jù)微觀機械化學基本理論,顆粒超細粉碎過程不能看作是一個由粗粒向細粒轉變的簡單過程,而是顆粒細化與團聚的復雜過程,且這一過程是可逆的.一方面,機械作用使得粉體粒徑不斷減小,進而導致 DBPAF比表面積增大;另一方面,機械作用也促使粉體發(fā)生聚集,形成大顆粒,導致 DBPAF比表面積下降.故當硅藻土粉體粒徑研磨至1.17μm以下時,DBPAF的比表面積反而有所下降.

圖3 硅藻土粉體粒徑對DBPAFs孔隙特征的影響Fig.3 Effect of diatomite particle size on porosity characteristic of DBPAFs

如圖3所示,DBPAF平均孔徑隨著硅藻土粉體粒徑的減小而先減小后增大,由粉體粒徑為3.57μm時的0.55μm逐步降至0.36μm,而后稍有上升.有研究表明,多孔材料平均孔徑與原料粉體粒徑成正相關[11],故 DBPAF平均孔徑隨著硅藻土粉體粒徑的減小而減小,但當硅藻土粉體粒徑＜1.17μm,由于粉體“團聚”作用形成大顆粒,導致DBPAF平均孔徑有所增大.硅藻土粉體粒徑對顯氣孔率的影響也是顯而易見的,隨著硅藻土粉體粒徑的不斷變小,顯氣孔率也隨之不斷下降.有研究表明,顯氣孔率與硅藻土粉體粒徑無關,只與顆粒堆積狀態(tài)和硅藻土原始孔洞大小有關[12].隨著粉體粒徑的不斷變小,顆粒之間越容易呈現(xiàn)堆積狀態(tài),這就導致了 DBPAF的顯氣孔率下降.當粉體粒徑＜1.17μm時,顆粒會發(fā)生“團聚”現(xiàn)象,顯氣孔率進一步下降,一般情況下,體積密度與顯氣孔率成反比,當顯氣孔率不斷下降時,體積密度表現(xiàn)為不斷增大.綜合考慮,在進行 DBPAF制備過程中,硅藻土粉體粒徑選擇為2.40μm.

2.4 DBPAF制備前后理化性狀變化

選擇粉體粒徑為 2.40μm的硅藻土,加入一定量的碳粉,使碳粉占原料的比例為 7.0%左右,與水、燒結助劑、粘結劑一起,攪拌、造粒后于950℃燒成溫度下按照設定程度焙燒制得DBPAF.圖4和圖5分別為DBPAF制備前后的SEM圖和XRD圖.由圖4可知,與硅藻土原土相比, DBPAF孔隙結構得到了明顯改善,這主要是由于煅燒過程使硅藻土本身所攜帶的雜質得到了清除;同時,DBPAF出現(xiàn)了大量微孔,且孔徑有所增大,這可能是造孔劑作用的結果.孔隙結構的改善可以明顯提高DBPAF的吸附能力.

圖4 硅藻土原土與DBPAF的SEM照片F(xiàn)ig.4 Scanning electron microscope (SEM) photographs of natural diatomite and DBPAF

由圖5可知,硅藻土原土含有晶態(tài)石英和一定量非晶態(tài)SiO2,而DBPAF中非晶態(tài)SiO2逐步消失,取而代之的是方石英.焙燒過程產(chǎn)生的液相物質主要來自于非晶質SiO2,隨著煅燒工序的結束,非晶質SiO2逐漸消失,方石英逐步顯現(xiàn).

圖5 硅藻土原土與DBPAF的X射線衍射圖Fig.5 X-ray diffraction (XRD) patterns of natural diatomite and DBPAF

2.5 DBPAF氣孔形成機制

圖6為DBPAF燒制過程組織結構變化示意.當煅燒溫度達到 950℃時,蛋白石(SiO2)、長石(K2O)、高鋁礦物(DBPAF骨架 Al2O3)三元共熔體系出現(xiàn),但實際共熔點溫度要比圖6所示溫度低50℃以上,原因在于硅藻土含有一定量的雜質.故當煅燒溫度達到 900℃時,三元共熔體系就已出現(xiàn),接觸部分產(chǎn)生液相熔滴(如圖6a中的3),而后液相量隨著溫度的上升不斷增加,顆粒之間界面逐漸模糊(如圖6b中的3),當溫度超過1000℃時,顆粒中長石、蛋白石明顯被熔融,界面消失.蛋白石、長石隨著溫度的升高不斷熔融,液相繼續(xù)增多,而Al2O3因熔點較高被保留,這與DBPAF的XRD表征結果一致,燒制后DBPAF中物相以方石英相為主.

圖7為氣孔形成過程示意.DBPAF燒制過程可分為低溫和高溫 2個階段,低溫階段時(300～900℃),超細碳粉及硅藻土顆粒攜帶的水分分別轉化成CO2和水蒸氣,水蒸氣一部分滯留于液相中形成閉孔,另一部分透過液相形成通孔,而此時CO2剛剛形成.隨著溫度的繼續(xù)升高,燒制過程進入高溫階段(900～1000℃),液相大量生成,此時CO2一部分以溶解態(tài)溶解于液相,另一部分以游離態(tài)存在,并形成氣泡核.氣泡核形成后在液相中不斷長大并慢慢上浮,最后脫離液相.氣泡的形成過程及脫離能力與現(xiàn)成表面和液相、氣相之間的表面張力密切相關[13-14].液相的黏度決定著氣泡大小與氣孔體積,升溫速率過快會導致液相黏度迅速下降,氣泡核數(shù)量增多,氣泡上浮速度加快,進而導致氣孔質量下降,影響最終產(chǎn)品吸附性能.故升溫速度不宜過快,以2～5℃/min為宜.

圖6 高溫燒制過程DBPAF組織結構變化Fig.6 Microstructure variation of DBPAF in the calcining process

圖7 氣孔形成過程示意Fig.7 Pore formation process

2.6 DBPAF制備前后吸附性能變化

已有研究表明硅藻土基多孔材料對有機氣體甲醛、染料孔雀石綠有吸附和降解能力[15-16],其實硅藻土多孔材料對重金屬離子同樣具有較強的吸附能力.鑒于此,筆者開展了硅藻土多孔吸附填料對Pb2+的吸附研究,以此了解DBPAF的吸附能力,以及深度物理改形過程對硅藻土原有吸附性能的影響.由圖 8可知,恒定離子初始濃度和DBPAF投加量,改變吸附作用時間,在吸附過程最開始的 30min內,Pb2+能夠很快被硅藻土原土和DBPAF吸附,在前30min內,硅藻土原土對Pb2+的吸附能力略高于DBPAF,這是因為,硅藻土原土能充分與溶液發(fā)生接觸,有利于 Pb2+快速與硅藻土原土發(fā)生吸附反應,但隨著吸附作用時間的延長,DBPAF的孔隙結構優(yōu)勢逐漸顯現(xiàn)出來,DBPAF對Pb2+的吸附量逐漸高于硅藻土原土.

圖8 硅藻土原土與DBPAFs對Pb2+的吸附能力Fig.8 Adsorption property of Pb2+ on natural diatomite and DBPAFs

吸附反應進行60min后,硅藻土原土和DBPAF逐漸達到吸附平衡,在 180min時吸附能力分別達到最大值,DBPAF對Pb2+的吸附能力為7.38mg/g,而硅藻土原土為 4.17mg/g,DBPAF比硅藻土原土提高了 78.0%,這說明深度物理改形過程并沒有破壞硅藻土原有的孔隙結構,反而使其孔隙結構在一定程度上得到了改善,所制備到的DBPAF與原土相比吸附能力有顯著提高.采用原土與DBPAF投入吸附柱進行動態(tài)吸附實驗時,發(fā)現(xiàn)DBPAF的流失率及對反應器的堵塞次數(shù)明顯低于原土(表 1),硅藻土的可操作性得到較大的改善,這與本次研究的初衷是一致的,即在保證硅藻土原有吸附性能的基礎上明顯改善其應用可操作性.

表1 DBPAFs可操作性檢驗Table 1 Maneuverability test of DBPAFs

2.7 DBPAF對Pb2+吸附機制及動力學

圖9 DBPAF對Pb2+吸附過程Fig.9 Adsorption process of Pb2+ on DBPAF

圖9為DBPAF對Pb2+的吸附過程擬合曲線.多孔材料對重金屬離子的吸附過程一般可分為3個步驟:重金屬離子由溶液經(jīng)液膜擴散到多孔材料表面;離子由多孔材料表面向其內部擴散;離子在多孔材料內部與活性基團發(fā)生化學反應[17].由此可見,DBPAF對 Pb2+的吸附過程受液膜擴散、顆粒擴散和化學反應3個步驟速率的影響,其中速度最慢的一步就是吸附過程的速率控制步驟.動邊界模型是目前廣泛用于確定吸附速率控制步驟的模型[18].動邊界模型的膜擴散、顆粒擴散和化學反應控制過程方程可分別表示為[19]:

式中: F=qt/qe,為離子交換度,代表t時刻的吸附分數(shù); qt為t時刻DBPAF對Pb2+的吸附量,mg/g;qe為達到吸附平衡時的吸附量,mg/g;k為速率常數(shù).

由圖9可知,膜擴散、顆粒擴散和化學反應3種動邊界模型對DBPAF吸附Pb2+擬合優(yōu)度R2分別為 0.8453,0.8894,0.9856,這說明化學反應是DBPAF吸附Pb2+的控制步驟,即DBPAF對Pb2+的吸附機制主要是發(fā)生在DBPAF孔道內部的復雜化學吸附,而不是簡單的表面物理吸附.

圖10 DBPAFs對Pb2+的吸附動力學Fig.10 Kinetics of Pb2+ adsorption on DBPAFs

液/固吸附體系中,擬一級動力學方程和擬二級動力學方程常被用于描述吸附動力學過程[20-21],圖10為二者對DBPAF吸附Pb2+的線性擬合,表2為動力學方程參數(shù)值.由圖10和表2可知,擬一級動力學和擬二級動力學模型對DBPAF吸附 Pb2+的擬合優(yōu)度 R2分別為 0.9886和 0.9984,說明擬二級動力學模型可以更好地描述DBPAF對Pb2+的吸附動力學屬性.

表2 動力學方程參數(shù)值Table 2 Fit value of parameters for the kinetic equation

3 結論

3.1 以硅藻土為主要原料,以超細碳粉為造孔劑,加入一定比例的水、燒結助劑和粘結劑制備了 DBPAF.實驗結果表明,最適燒成溫度范圍為900～1000℃,最適造孔劑添加量為 7.0%,最適硅藻土粉體粒徑為2.40μm.

3.2 SEM研究發(fā)現(xiàn)DBPAF與硅藻土原土相比,孔隙結構得到了明顯改善; XRD分析表明DBPAF的物相組成由非晶質SiO2向方石英相轉變;形成機制研究發(fā)現(xiàn),DBPAF的形成過程包括液相形成和氣孔形成,燒制過程升溫速度以2～5℃/min為宜.

3.3 靜態(tài)吸附實驗表明, DBPAF對Pb2+具有較好的吸附性能,與硅藻土原土相比, DBPAF對Pb2+吸附容量提高了 78.0%;動態(tài)吸附實驗發(fā)現(xiàn), DBPAF可操作性明顯優(yōu)于硅藻土原土.

3.4 吸附機制研究表明, DBPAF對Pb2+吸附過程速率控制步驟為Pb2+與DBPAF孔道內的基團發(fā)生的化學反應; DBPAF對 Pb2+的吸附更符合擬二級動力學模型.

[1] Panayotova M I. Kinetics and thermodynamics of copper ions removal from wastewater by use of zeolite [J]. Waste Management, 2001,21(7):671-676.

[2] 譚凌智,祁士華,嚴春杰,等.改性硅藻土去除水中4種HCH的性能研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2011,31(6):916-920.

[3] 郭曉芳,劉云國,樊 霆,等.改性新型 Mn-硅藻土吸附電鍍廢水中鉛鋅的研究 [J]. 非金屬礦, 2006,29(6):42-45.

[4] 向紅霞,羅 琳,敖曉奎.改性硅藻土與細菌復合體對 Mn(Ⅱ)的吸附特性及動力學研究 [J]. 非金屬礦, 2008,31(1):15-18.

[5] GB7475-87 水質銅、鋅、鉛、鎘的測定:原子吸收分光光度法 [S].

[6] 鄭水林,王利劍,舒 鋒,等.酸浸和焙燒對硅藻土性能的影響[J]. 硅酸鹽學報, 2006,34(11):1382-1386.

[7] Calacal E L I, Whittemore O J. The sintering of diatomite [J]. American Ceramic Society Bulletin, 1987,66(5):790-793.

[8] 吳建鋒,楊學華,徐曉虹,等.硅藻土基輕質多孔陶瓷濾球的研制[J]. 武漢理工大學學報, 2007,29(5):17-19.

[9] 巫紅平,吳任平,于 巖,等.硅藻土基多孔陶瓷的制備及研究[J]. 硅酸鹽通報, 2009,28(4):641-645.

[10] 王 萍,李國昌.焙燒溫度對硅藻土陶?？紫短卣鞯挠绊?[J].金屬礦山, 2008,381:133-137.

[11] 王連星,寧青菊,姚治才,等.多孔陶瓷材料 [J]. 硅酸鹽通報, 1998(1):41-45.

[12] 高如琴,鄭水林,許 輝,等.粉體粒度對硅藻土基微孔陶瓷結構和性能的影響 [J]. 人工晶體學報, 2008,37(4):890-894.

[13] 劉媛媛,肖 慧,李壽德.鐵尾礦燒結多孔保溫材料氣孔形成的機理研究 [J]. 新型建筑材料, 2010,4:47-49.

[14] 劉邦武,李惠琪,張麗民.等離子表面冶金層中氣孔形成機理 [J].金屬熱處理, 2005,30(2):17-20.

[15] 鄭水林,高如琴,王健東,等.TiO2/硅藻土基多孔陶瓷復合材料的制備及降解甲醛性能 [J]. 硅酸鹽學報, 2008,36(11):1633-1637.

[16] 高如琴,鄭水林,劉 月,等.硅藻土基多孔陶瓷的制備及其對孔雀石綠的吸附和降解 [J]. 硅酸鹽學報, 2008,36(1):21-29.

[17] 王春峰,李健生,王連軍,等.粉煤灰合成NaA型沸石對重金屬離子的吸附動力學 [J]. 中國環(huán)境科學, 2009,29(1):36-41.

[18] Hui K S, Chao C Y H, Kot S C. Removal of mixed heavy metal ions in wastewater by zeolite 4A and residual products from recycled coal fly ash [J]. Journal of Hazardous Materials, 2005, 127(1-3):89-101.

[19] 馬紅梅,朱志良,張榮華,等.弱堿性環(huán)氧陰離子交換樹脂去除水中銅的動力學研究 [J]. 離子交換與吸附, 2006,22(6):519-526.

[20] 張新艷,王起超,張少慶,等.天然和巰基改性沸石吸附水溶液中重金屬 Hg2+的特征研究 [J]. 環(huán)境工程學報, 2009,3(1):455-460.

[21] 雒和敏,曹國璞.活性炭對含鉛廢水吸附特性研究 [J]. 環(huán)境工程學報, 2010,4(2):373-376.

Preparation of diatomite-based porous adsorption filler and adsorption on Pb2+.

ZHU Jian1, WANG Tao-yuan2, WANG Ping1*, LEI Ming-jing1, LI Ke-lin1(1.Institute of Environmental Science and Engineering Research, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China；2.College of Chemistry and Environmental Science, Hebei University, Baoding 071002, China). China Environmental Science, 2012,32(12)：2205～2212

Diatomite-based porous adsorption filler (DBPAF) was prepared by the addition of superfine carbon, sintered additive and binder into the diatomite through a established process in which these materials above were mixed, stirred and granulated with a particular ratio. In this paper, the effects of sintering temperature, carbon dose and diatomite particle size on the porosity characteristic of DBPAF were studied. Micro-morphology and phase composition of DBPAF were observed and analyzed by SEM and XRD. Further more, DBPAF’s maneuverability, adsorption property and relative adsorption mechanism of Pb2+were studied by dynamic and static adsorption experiment, respectively. As the results indicated, the optimal value of sintering temperature, carbon addition and diatomite particle size were 900～1000℃, 7.0%, 2.40μm, respectively. The maneuverability of DBPAF was significantly improved compared with natural diatomite and the porosity characteristic of DBPAF, whose the main phase was cristobalite, also obtained a certain degree of improvement. The results also illustrated that the optimum rate of temperature increase should be 2-5℃/min to ensure the pores distributing uniformly in DBPAF. In other side, the adsorption capacity of DBPAF increased by 78.0% compared with natural diatomite. Elementary mechanism studies implied that the key procedure of adsorption on Pb2+of DBPAF was the chemical reaction happened in the channels of DBPAF where Pb2+and active groups might react mutually. Further, the kinetic mode of Pb2+adsorption on DBPAF followed Pseudo-second-order.

diatomite；porous adsorption filler；porosity characteristic；adsorption；Pb2+

2012-04-10

湖南省自然科學省市聯(lián)合基金重點項目(12JJ8016);湖南省研究生科研創(chuàng)新項目(CX2012B317);湖南省環(huán)境科學重點學科建設基金資助項目(2006180)

* 責任作者, 教授, csfuwp@163.com

X703

A

1000-6923(2012)12-2208-08

朱 健(1983-),男,安徽池州人,博士研究生,主要從事水體和土壤重金屬污染的治理和修復研究.發(fā)表論文10余篇.