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爐渣去除廢水中重金屬離子的研究

文檔作者：鐘宇		點(diǎn) 擊數(shù)：	更新時(shí)間： 2021年03月05日
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江蘇科技大學(xué)
碩士學(xué)位論文
爐渣去除廢水中重金屬離子的研究
姓名：鐘宇
申請(qǐng)學(xué)位級(jí)別：碩士
專業(yè)：材料物理與化學(xué)
指導(dǎo)教師：陳芳艷
20080125
大摘要
爐渣去除廢水中重金屬離子的研究
大摘要
隨著工業(yè)的發(fā)展，重金屬廢水的排放量越來越大。鑒于其對(duì)環(huán)境的持久污染及對(duì)
人體和其他生物生長(zhǎng)的危害，對(duì)重金屬廢水污染進(jìn)行有效治理成為環(huán)境污染治理工作
中的難點(diǎn)和熱點(diǎn)，需要投入大量的時(shí)間和精力去研究和探索。由于吸附法具有吸附劑
來源廣泛、選擇性高、易回收、節(jié)能等優(yōu)點(diǎn)，目前成為重金屬廢水的一種有效處理方
法被廣泛應(yīng)用。爐渣是一種有效、廉價(jià)、具有潛在作用的吸附凈化劑。用其處理廢水，
可實(shí)現(xiàn)以廢治廢，污染控制與廢棄物資源化并行的目的，能在實(shí)現(xiàn)變廢為寶、充分利
用資源的同時(shí)改善生態(tài)環(huán)境，應(yīng)積極推廣使用。
本論文綜述了重金屬廢水污染特點(diǎn)、國內(nèi)外處理重金屬廢水污染研究現(xiàn)狀及爐渣
在廢水處理方面的應(yīng)用，介紹了一些具體有代表性的實(shí)例，并介紹了吸附理論的基本
概念。論文以廢棄鍋爐爐渣制備了平均粒徑為0.125mm 的爐渣顆粒，采用掃描電鏡及
X 射線衍射儀對(duì)其進(jìn)行了形貌觀察和元素分析。考察了爐渣對(duì)水中重金屬離子Cr(Ⅵ)、
Cr3+、Pb2+的處理性能和溶液初始pH 值、爐渣投加量、溶液初始濃度、溫度等因素對(duì)
爐渣處理效果的影響，研究了爐渣處理Cr(Ⅵ)的機(jī)理及吸附Cr3+、Pb2+的熱力學(xué)、動(dòng)
力學(xué)參數(shù)，探討了對(duì)爐渣動(dòng)態(tài)吸附Pb2+的性能。結(jié)果表明：
1. 爐渣顆粒為典型的蜂窩狀構(gòu)造，具有非常發(fā)達(dá)的微孔結(jié)構(gòu)和較高的比表面積。
經(jīng)掃描電鏡/能量色散譜的元素分析，爐渣中含有C、O、Si、Al、K、Ca、Fe、Ti 等
元素，各種金屬元素及硅元素主要以氧化物形式存在。
2. 爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)具有較高的去除效率，室溫下，在廢水初始pH=1、爐渣投加量為
8g/L、反應(yīng)時(shí)間為240min的條件下，初始濃度為10mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，去除率可達(dá)
99.2%。對(duì)于初始濃度低于50mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，投加適量的爐渣，均可使處理后出水
中Cr(Ⅵ)濃度降低到排放標(biāo)準(zhǔn)以下。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的去除主要是由于酸性條件下爐渣中
溶出的Fe2+對(duì)Cr(Ⅵ)的還原作用所致，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附作用很小。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的
還原反應(yīng)符合一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律，反應(yīng)速率較慢，且反應(yīng)速率常數(shù)隨pH的降低而增
大，在pH為0.55 、1.00 和2.00 的條件下，反應(yīng)速率常數(shù)分別6.0?0-3 、3.3?0-3 、
4.0?0-4min-1。
3. 爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+均有較好的去除效果。在初始pH=2，爐渣投加量為12g/L，
震蕩時(shí)間為180min的條件下，初始濃度為50mg/L的Cr3+和Pb2+的去除率分別可達(dá)97.3%
和99.0%，殘余的Cr3+和Pb2+濃度分別為1.34mg/L和0.49mg/L，可到到國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+的去除由于爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附所致。吸附等溫線可用
Freundlich吸附模式和Langmuir吸附模式較好地描述。在初始pH=2.4的條件下，Cr3+及
大摘要
Pb2+的極限吸附量分別為25.25mg/g和42.55mg/g。Freundlich吸附常數(shù)1/n<0.5，吸附過
程易于進(jìn)行。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可很好地用準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬
合。在pH=2的條件下，Cr3+及Pb2+的速率常數(shù)分別為0.022 g 譵g -1 譵in -1和0.011
g 譵g -1 譵in -1。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速度主要受孔擴(kuò)散過程控制。
4. 爐渣吸附重金屬離子機(jī)理：(1)重金屬離子與爐渣之間由于范德華力、偶極間力
和氫鍵力等的作用，被吸附到爐渣表面，進(jìn)而進(jìn)入爐渣孔道內(nèi)部。(2)氧化物礦物質(zhì)對(duì)
重金屬離子存在專性吸附，這種吸附作用與離子水化自由能大小有關(guān)。水化自由能越
大，水合離子越難脫水，則離子越不易與表面位反應(yīng)。(3)重金屬離子可以與爐渣中
Ca2+、K+進(jìn)行離子交換，從而被爐渣束縛固定，但爐渣Ca2+、K+含量很小，這種作用
可以忽略。
5. 爐渣對(duì)Pb2+的動(dòng)態(tài)吸附性能良好，在廢水初始pH值為2、廢水流速為4mL/min
的條件下，動(dòng)態(tài)吸附容量為5.06mg/g，吸附柱效率為62.1%。吸附飽和的爐渣可用
1.0mol/L的鹽酸溶液較好地再生。再生后的爐渣動(dòng)態(tài)吸附容量為4.77mg/g，可達(dá)原爐渣
動(dòng)態(tài)吸附容量的94.4%。
通過以上研究，我們初步確定了爐渣處理水中重金屬離子 Cr(Ⅵ)、Cr3+、Pb2+的性
能、處理機(jī)理及處理過程中熱力學(xué)、動(dòng)力學(xué)參數(shù)，這為工業(yè)上使用廢棄爐渣處理重金
屬廢水，從而達(dá)到污染控制與廢棄物資源化并行的目的提供了實(shí)驗(yàn)證據(jù)，具有一定的
理論指導(dǎo)意義和實(shí)際應(yīng)用價(jià)值。
關(guān)鍵詞：吸附；重金屬；爐渣；鉻；鉛
摘要
摘 要
利用廢棄鍋爐爐渣制備了平均粒徑為0.125mm的爐渣顆粒凈水劑，采用掃描電鏡
及X射線衍射儀對(duì)其進(jìn)行了形貌觀察和元素分析。結(jié)果表明，本實(shí)驗(yàn)所得爐渣為典型
的蜂窩狀構(gòu)造，具有非常發(fā)達(dá)的微孔結(jié)構(gòu)和較高的比表面積。爐渣中含有C、O、Si、
Al、K、Ca、Fe、Ti等元素，各種金屬元素主要以氧化物形式存在。
采用制備的爐渣顆粒去除廢水中的重金屬離子Cr(Ⅵ)、Cr3+和Pb2+?？疾炝藦U水的
初始pH值、爐渣投加量、重金屬離子的初始濃度、溫度等因素對(duì)處理效果的影響，對(duì)
爐渣去除Cr(Ⅵ)的機(jī)理及爐渣吸附Cr3+、Pb2+的熱力學(xué)、動(dòng)力學(xué)進(jìn)行了初步探討。結(jié)果
表明，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)具有較高的去除效率。室溫下，在廢水初始pH=1、爐渣投加量為
8g/L、反應(yīng)時(shí)間為4h的條件下，初始濃度為10mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，去除率可達(dá)99.2%。
對(duì)于初始濃度低于50mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，投加適量的爐渣，均可使處理后出水中Cr(Ⅵ)
濃度降低到排放標(biāo)準(zhǔn)以下。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的去除主要是由于酸性條件下爐渣中溶出的
Fe2+對(duì)Cr(Ⅵ)的還原作用所致，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附作用很小。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的還原反
應(yīng)符合一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律，反應(yīng)速率較慢，且反應(yīng)速率常數(shù)隨pH的降低而增大，在
pH=0.55、pH=1.00和pH=2.00的條件下，反應(yīng)速率常數(shù)分別6.0?0-3 min-1、3.3?0-3 min-1、
4.0?0-4min-1。
爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+均有較好的去除效果。在初始pH=2，爐渣投加量為12g/L，
振蕩時(shí)間為180min的條件下，初始濃度為50mg/L的Cr3+和Pb2+的去除率分別可達(dá)97.3%
和99.0%，殘余的Cr3+和Pb2+濃度分別為1.34mg/L和0.49mg/L，可到到國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+的去除由于爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附所致。吸附等溫線可用
Freundlich吸附模式和Langmuir吸附模式較好地描述。在初始pH=2.4的條件下，Cr3+及
Pb2+的極限吸附量分別為25.25mg/g和42.55mg/g。Freundlich吸附常數(shù)1/n<0.5，吸附過
程易于進(jìn)行。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可很好地用準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬
合。在pH=2的條件下，Cr3+及Pb2+的速率常數(shù)分別為0.022 g 譵g -1 譵in -1和0.011
g 譵g -1 譵in -1。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速度主要受孔擴(kuò)散過程控制。
又探討了爐渣對(duì)Pb2+的動(dòng)態(tài)吸附性能。結(jié)果表明，爐渣對(duì)Pb2+的動(dòng)態(tài)吸附性能良好，
在廢水初始pH值為2、廢水流速為4mL/min的條件下，動(dòng)態(tài)吸附容量為5.06mg/g，吸附
柱效率為62.1%。吸附飽和的爐渣可用1.0mol/L的鹽酸溶液較好地再生。再生后的爐渣
動(dòng)態(tài)吸附容量為4.77mg/g，可達(dá)原爐渣動(dòng)態(tài)吸附容量的94.4%。
關(guān)鍵詞：吸附；重金屬；爐渣；鉻；鉛
ABSTRACT
Study on Removal of Heavy Metal Irons
In Wastewater by slag
ABSTRACT
With the development of industry, the discharge amount of wastewater with heavy metal
irons is becoming lager and lager. In view of its protracted pollution on environment and damage
to human being and other living things, how to handle it effectively become to be the difficult
point and hot spot in environmental disposal work, which need plenty of time and energy. As
adsorption process possesses a lot of advantages such as extensive sources of adsorbing materials,
high selectivity, easiness of reclamation, energy conversation and so on, it has become an effective
way to deal with heavy metal iron pollutions. Slag is one of effective, cheap, possessing potential
function adsorbing materials. With applying in dealing with wastewater, it can control the
pollution, make full use of waste resources and improve ecological environment. So it should be
extended actively.
The research about heavy metal iron wastewater disposal and usage of slag in wastewater
deposal was summed up, some representative cases were introduced and some basic concepts of
adsorption were introduced. The slag particles were prepared by boiler wasted slag, whose average
particle size is 0.125mm. SEM and XRD were used to observe the morphologic characteristics and
analyzed elements. The disposal effect of the slag partic les was investigated. The effects of initial
pH, slag dosage, initial concentration of heavy metal irons and temperature were also inspected.
The mechanism of slag disposing Cr(Ⅵ) and parameters of kinetics and thermodynamics of slag
adsorbing Cr3+and Pb2+ were studied. The property of slag dynamically absorbing Pb2+ was
discussed. The results show that:
1. The structure of slag is typically beehive in possession of developed microspores and large
specific surface area. The slag contains elements such as C, O, Si, Al, K, Ca, Fe, Ti and so on in
forms of oxides.
2. The results show that the removal efficiency of Cr(Ⅵ) disposed by slag is very high. When
the initial pH is 1, the dosage of slag is 8g/L, reactive time is 4 hours and initial concentration of
Cr(Ⅵ) is 10mg/L, the removal rate is 99.2% under the ambient temperature. If the initial
concentration of Cr(Ⅵ) is less than 50mg/L, the water treated by slag can reach the national
standard for wastewater discharge by adding suitable amount of slag. The removal mechanism of
Cr(Ⅵ) is that Cr(Ⅵ) is reduced by Fe2+ dissolved from slag under acidic condition rather than
Cr(Ⅵ) is adsorbed onto slag. The kinetics of Cr(Ⅵ) reduced by slag conforms to the first-order
reaction kinetic laws. The rate constant increases with the decreasing of pH. The rate constant is
separately 6.0?0-3, 3.3?0-3 and 4.0?0-4min-1 under the condition of initial pH of 0.55, 1.00 and
ABSTRACT
2.00.
3. The adsorption capacity of Cr3+ and Pb2+ onto slag is very well. When the initial pH is 2,
concentration is 50mg/L, the dosage of slag is 8mg/L, the removal efficiency of Cr3+ and Pb2+ are
97.3% and 99.0%,respectively. The residual concentration of Cr3+ and Pb2+ are 1.34mg/L and
0.49mg/L, respectively, which can reach the national standard for wastewater discharge. The
removal mechanism of Cr3+ and Pb2+ are that they are adsorbed onto slag. The adsorption
isotherms conform to Freundlich and Langmuir adsorption models. The ultimate adsorption
capacity of Cr3+ and Pb2+ are 25.25mg/g or 42.55mg/g, respectively under the condition of pH of
2.4. The Fereundlich adsorption constant 1/n is less than 0.5 so that the adsorption of Cr3+ and
Pb2+ onto slag is easily performed. The adsorption kinetics of Cr3+ and Pb2+ accord with the
quasi-second order kinetic equation. Adsorption rate constant of Cr3+ and Pb2+ are
0.022 g 譵g -1 譵in -1 and 0.011 g 譵g -1 譵in -1 , respectively. The adsorption velocity is
controlled by porous diffusion step.
4. The mechanism of slag adsorbing heavy metal irons includes following concepts. (1) There
exist Van der Waals force, dipolar forces and hydrogen bonding forces between heavy metal irons
and slag. So the heavy metal irons are adsorbed by slag and than enter into the inner slag pores. (2)
The oxides in slag possess obligate adsorption on irons which is related to the hydrated free
energies of irons. The hydrated free energies become lager, water removal in hydrated ions
become more diffic ult and the heavy metal irons are more difficult to act with surface pots. (3)
Heavy metal irons can exchange irons with Ca2+, K+ in slag and then are adsorbed by slag. But as
the content of Ca2+, K+ in slag is very small, this activity can be ignored.
5. The dynamic absorption of Pb2+ onto slag was also discussed. The results show that the
dynamic absorption capacity and adsorption column efficiency of Pb2+ are respectively 5.06 mg/g
or 62.1% under pH of 2 and flow velocity of 4mL/min. Saturated slag adsorbed by Pb2+ can be
well regenerated by 1.0 mol/L HCl solution. The dynamic adsorption capacity of the regenerated
slag is 4.77mg/g, which accounts for 94.4% of the initial adsorption capacity of slag.
Based on above studies, the properties of slag disposing Cr6+, Cr3+, Pb2+ were preliminarily
determined and the mechanism, parameters of kinetics and thermodynamics were discussed,
which provide experimental data of slag disposing heavy metal irons in industry. The article
provides some theoretical directions and has some practical values for the future researchers.
Keywords: adsorption, heavy metals, slag, chromium, lead
Abstract
Abstract
The slag particles were prepared by wasted slag from boiler. SEM and XRD were used
to observe the morphologic characteristics and analyze composition of slag. The results
show that structure of slag is typically beehive in possession of developed microspores and
large specific surface area. The slag contains elements such as C, O, Si, Al, K, Ca, Fe, Ti
and so on in forms of oxides.
The slag was empolyed to dispose heavy metal such as Cr(Ⅵ), Cr3+ and Pb2+. The
effects of initial pH, slag dosage, initial concentration of heavy metal irons and temperature
on removal rate of heavy metal were also inspected. The mechanism of Cr(Ⅵ) disposed by
slag and parameters of kinetics and thermodynamics of Cr3+and Pb2+ adsorbrd onto slag
were primarily studied. The results show that the removal efficiency of Cr(Ⅵ) disposed by
slag is very high. When the initial pH is 1, the dosage of slag is 8g/L, reactive time is 4
hours and initial concentration of Cr(Ⅵ) is 10mg/L, the removal rate is 99.2% under the
ambient temperature. If the initial concentration of Cr(Ⅵ) is less than 50mg/L, the water
treated by slag can reach the national standard for wastewater discharge by adding suiTable
le amount of slag. The removal mechanism of Cr(Ⅵ) is that Cr(Ⅵ) is reduced by Fe2+
dissolved from slag under acidic condition rather than Cr(Ⅵ) is adsorbed onto slag. The
kinetics of Cr(Ⅵ) reduced by slag conforms to the first-order reaction kinetic laws. The rate
constant increases with the decreasing of pH. The rate constant is separately 6.0?0-3 min-1,
3.3?0-3 min-1 and 4.0?0-4min-1 under the condition of initial pH of 0.55, 1.00 and 2.00.
The adsorption capacity of Cr3+ and Pb2+ onto slag is very well. When the initial pH is
2, concentration is 50mg/L, the dosage of slag is 8mg/L, the removal efficiency of Cr3+ and
Pb2+ are 97.3% and 99.0%, respectively. The residual concentration of Cr3+ and Pb2+ are
1.34mg/L and 0.49mg/L, respectively, which can reach the national standard for wastewater
discharge. The removal mechanism of Cr3+ and Pb2+ are that they are adsorbed onto slag.
The adsorption isotherms conform to Freundlich and Langmuir adsorption models. The
ultimate adsorption capacity of Cr3+ and Pb2+ are 25.25mg/g or 42.55mg/g, respectively
under the condition of pH of 2.4. The Fereundlich adsorption constant 1/n is less than 0.5 so
that the adsorption of Cr3+ and Pb2+ onto slag is easily performed. The adsorption kinetics of
Cr3+ and Pb2+ accord with the quasi-second order kinetic equation. Adsorption rate constant
of Cr3+ and Pb2+ are 0.022 g 譵g -1 譵in -1 and 0.011 g 譵g -1 譵in -1 , respectively. The
Abstract
adsorption velocity is controlled by porous diffusion step.
The dynamic absorption of Pb2+ onto slag was also discussed. The results show that the
dynamic absorption capacity and adsorption column efficiency of Pb2+ are respectively 5.06
mg/g or 62.1% under pH of 2 and flow velocity of 4mL/min. Saturated slag adsorbed by
Pb2+ can be well regenerated by 1.0 mol/L HCl solution. The dynamic adsorption capacity
of the regenerated slag is 4.77mg/g, which accounts for 94.4% of the initial adsorption
capacity of slag.
Key words: adsorption, heavy metals, slag, chromium, lead
論 文 獨(dú) 創(chuàng) 性 聲 明
本人聲明所呈交的學(xué)位論文是我本人在導(dǎo)師指導(dǎo)下進(jìn)行的研究工作及取得的研
究成果。盡我所知，除了文中特別加以標(biāo)注和致謝的地方外，論文中不包含其他人已
經(jīng)發(fā)表或撰寫過的研究成果，也不包含為獲得江蘇科技大學(xué)或其它教育機(jī)構(gòu)的學(xué)位或
證書而使用過的材料。與我一同工作的同志對(duì)本研究所做的任何貢獻(xiàn)均已在論文中作
了明確的說明并表示謝意。
學(xué)位論文作者簽名： 日 期：
學(xué) 位 論 文 使 用 授 權(quán) 聲 明
江蘇科技大學(xué)有權(quán)保存本人所送交的學(xué)位論文的復(fù)印件和電子文稿，可以將學(xué)位
論文的全部或部分上網(wǎng)公布，有權(quán)向國家有關(guān)部門或機(jī)構(gòu)送交并授權(quán)其保存、上網(wǎng)公
布本學(xué)位論文的復(fù)印件或電子文稿。本人電子文稿的內(nèi)容和紙質(zhì)論文的內(nèi)容一致。除
在保密期內(nèi)的保密論文外，允許論文被查閱和借閱。
研究生簽名： 導(dǎo)師簽名：
日 期：
第一章 緒論
1
第一章 緒論
1.1 重金屬污染及治理技術(shù)研究進(jìn)展
重金屬是指比重大于或等于 5.0 的金屬，如Fe、Mn、 Cu、 Zn、 Cd、 Hg、 Ni、
Co 等[1]。自然環(huán)境未受人類活動(dòng)影響時(shí)，各種重金屬都有其自然存在量或濃度，稱為
本底值。通常，各環(huán)境介質(zhì)中各種重金屬的本底值都是很低的。
1.1.1 重金屬廢水來源
含重金屬的工業(yè)廢水來源很廣，金屬礦山、有色冶煉、鋼鐵、電鍍、石油化工、
制革、照相等行業(yè)都有重金屬廢水產(chǎn)生。廢水中重金屬的種類及存在形態(tài)隨不同生產(chǎn)
種類而異，變化很大[2-3]。
金屬礦山廢水主要來自采礦的礦山坑內(nèi)排水、廢石廠的淋浸水和選礦廠排出的洗
礦、尾礦廢水。在采礦過程中往往伴生多種金屬硫化物，這些礦物在空氣、水和細(xì)菌
的共同作用下，形成硫酸鹽，使礦石中的多種金屬離子溶出，產(chǎn)生含銅、鐵、鉛、鎘、
砷等重金屬離子的酸性廢水；選礦廠的洗礦、尾礦廢水一般呈堿性，不僅含有固體金
屬和金屬離子，而且含有選礦藥劑。礦山廢水的水量較大，廢水水質(zhì)隨礦石的性質(zhì)、
生產(chǎn)條件及水文地質(zhì)情況不同而不同，是重金屬廢水的主要來源之一。
在有色金屬冶煉廠，重金屬廢水主要來自濕法除塵和煙氣凈化。如精礦干燥、燒
結(jié)、熔煉等煙氣的濕法除塵，以及二氧化硫制酸的洗滌系統(tǒng)排出的廢水；濕法冶煉和
電解車間的跑、冒、滴、漏和生產(chǎn)廢水；沖渣、設(shè)備和地面沖洗廢水等。
鋼鐵企業(yè)的軋鋼酸洗，尤其是不銹鋼表面酸洗除垢，也產(chǎn)生鐵、鎳、鉻、鋅、鈷
等重金屬廢水。
電鍍廢水主要來自鍍件的漂洗及少量的廢氣液。電鍍廢水的水質(zhì)按鍍種和工藝的
不同而異。一般來說，電鍍廢水的重金屬種類比較單一，雖然水量小，但其濃度往往
較高，毒性很大，主要含有酸和銅、鉻、鋅、鎘、鎳等金屬離子。
環(huán)境中鉛的主要污染來源于鉛蓄電池工業(yè)、礦山開采、金屬冶煉、汽車尾氣、燃
煤、油漆涂料等。但最主要的污染源是兩個(gè)，即燃油和鉛冶煉、蓄電池等工業(yè)性污染
[4]。
鉻主要以含鉻灰塵方式排向大氣，含鉻灰塵擴(kuò)散面廣，污染面寬，產(chǎn)生的危害最
大。堆放的鉻渣也是重要的污染源，經(jīng)雨水沖刷對(duì)地下水、土壤、地表水造成污染。
向水體中排放的鉻主要來自電鍍、金屬酸洗、皮革揉制、動(dòng)物膠制造、城市公共設(shè)施。
各行業(yè)鉻排放量見表1-1 所示[5]。
第一章 緒論
2
表 1.1 各行業(yè)鉻排放量
Table 1.1 The amount of chromium discharge in different industry
工業(yè)類型 未經(jīng)處理的廢水含鉻量(mg/L) 鉻的價(jià)態(tài)
電鍍 ≤600 Cr(Ⅵ)
金屬酸洗 600 Cr(Ⅵ)
皮革揉制 40 Cr3+
動(dòng)物膠制造 475-600 Cr(Ⅵ)
紡織印染 1 Cr3+
皮毛處理和染色 20 Cr3+
1.1.2 重金屬廢水污染特點(diǎn)
重金屬廢水污染具有如下特點(diǎn)[6-9]：
(1) 天然水體中的重金屬濃度雖低，但其毒性長(zhǎng)期持續(xù)。水體中某些重金屬可在
微生物作用下，轉(zhuǎn)化為毒性更強(qiáng)的金屬有機(jī)化合物。
(2) 生物富集濃縮，構(gòu)成食物鏈，危及人類。生物從環(huán)境中攝取重金屬，并在體
內(nèi)或某些器官中富集，其富集倍數(shù)可高達(dá)成千上萬倍，水生動(dòng)植物、陸生農(nóng)作物都有
這種現(xiàn)象。然后作為食物進(jìn)入人體，在人體的某些器官中積蓄起來構(gòu)成慢性中毒，嚴(yán)
重危害人體健康。這種生物富集的特性是重金屬廢水污染的突出特點(diǎn)。
(3) 重金屬無論用何種處理方法或微生物都不可能降解，只能轉(zhuǎn)移其存在位置和
改變其物理、化學(xué)形態(tài)，是一種“永久性”的污染物。
(4) 在天然水體中只要有微量重金屬，即可產(chǎn)生毒性反應(yīng)，一般重金屬產(chǎn)生毒性
的范圍大約在1.0～10mg/L之間，毒性較強(qiáng)的重金屬如汞、鎘等毒性濃度范圍在0.001～
0.1mg/L。日本發(fā)生的水俁?。ü廴荆┖凸峭床。ㄦk污染）等公害病，都是由重金屬
污染引起的。
因此必須嚴(yán)格控制重金屬廢水的污染。
1.1.3 重金屬的環(huán)境化學(xué)性質(zhì)
1.1.3.1 鉛的環(huán)境化學(xué)性質(zhì)
鉛可生成+2 和+4 價(jià)態(tài)的化合物，環(huán)境中的鉛通常以+2 存在。鉛在水中存在的最
主要的形態(tài)是PbOH+，還有一定數(shù)量的多核配合物，如Pb2(OH)3
+和Pb(OH)4
2-。鉛在
天然水體中的含量和形態(tài)受CO3
2-、SO4
2-、OH-等的影響。在中性和弱堿性溶液中，鉛
的濃度為氫氧化物所限制，在酸性溶液中，鉛的濃度為硫酸鹽所限制。酸性水中鉛離
子(Pb2+)的含量遠(yuǎn)高于堿性水中鉛離子(Pb2+)的含量。一般而言，由于鉛離子(Pb2+)易與
天然水中的一些陰離子形成難溶性化合物，如PbCO3、PbSO4、Pb(OH)2 等，使鉛在受
污染水體中的濃度不可能超過20mg/L[10]。
第一章 緒論
3
1.1.3.2 鉻的環(huán)境化學(xué)性質(zhì)
鉻通常有+2、+3 和+6 形式，Cr2+能被空氣迅速氧化成Cr3+。在水體中，鉻主要是
三價(jià)鉻( Cr3+ , CrO2
-)和六價(jià)鉻( Cr2O7
2-、CrO4
2-)的形式存在。三價(jià)鉻和六價(jià)鉻在一定條
件下可以互相轉(zhuǎn)化，六價(jià)鉻的離子可被二價(jià)鐵離子、溶解性硫化物和某些帶羥基的有
機(jī)化合物還原。三價(jià)鉻可被二氧化錳氧化，也可被水中的溶解氧低速氧化。水體中的
三價(jià)鉻與帶負(fù)電荷的有機(jī)或無機(jī)物質(zhì)生成非常穩(wěn)定的配合物。因此，天然水中就不會(huì)
有明顯未配合的三價(jià)鉻存在。水溶液中的六價(jià)鉻幾乎全以陰離子形式Cr2O7
2-和CrO4
2-
存在，不與顆粒中的陽離子配合，因此，在天然水中六價(jià)鉻遠(yuǎn)比三價(jià)鉻活潑，并能維
持一個(gè)較長(zhǎng)的時(shí)期?，F(xiàn)在，世界各國都以Cr(Ⅵ)在水中的含量作為水質(zhì)衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)之一
[11]。鉻普遍存在于各類水體中，一般是海水含鉻量小于井水，井水含鉻量小于河水。
土壤中鉻的自然含量范圍一般小于100mg/kg[12-13]。
1.1.4 重金屬在水體中的遷移與轉(zhuǎn)化
重金屬在水體中的轉(zhuǎn)化是通過一系列化學(xué)反應(yīng)(水解、配合、氧化還原以及膠體化
學(xué)效應(yīng)等)來實(shí)現(xiàn)。在這些反應(yīng)中，重金屬發(fā)生著形態(tài)和價(jià)態(tài)等變化[14-16]。
(1) 配合、水解和沉淀反應(yīng)
重金屬離子往往與一定數(shù)量的水分子配合在一起，形成以水分子為配體的配離子。
另外，水體的陰離子，如OH-、Cl-、SO4
2-等，會(huì)取代水分子，與金屬離子形成配位體。
水體的各種陰離子中，OH-有較強(qiáng)的轉(zhuǎn)換性，可以置換配離子中的水，生成羥基
配合物，即水解反應(yīng)。高價(jià)金屬離子如Fe3+、Al3+、Cr3+都趨向于強(qiáng)烈水解，而二價(jià)離
子如Cu2+、Pb2+、Zn2+、Hg2+、等，在天然水體pH 值范圍內(nèi)可發(fā)生不同程度的水解反
應(yīng)。在不同水質(zhì)的條件下，重金屬還可以生成碳酸鹽、硫化物等沉淀。
(2) 膠體化學(xué)反應(yīng)
在水體中，以膠體狀態(tài)存在的物質(zhì)種類很多，它們都可以產(chǎn)生各種膠體化學(xué)效應(yīng)，
影響重金屬污染物在水體中的遷移轉(zhuǎn)化過程。
① 無機(jī)膠體的吸附
天然水體中含有一定的鐵、鋁、錳、硅等，通過溶液化學(xué)反應(yīng)，可形成氫氧化物
或水合氧化物溶膠體和凝膠體，懸浮分散在水中。它們具有配合吸附能力，可以把重
金屬離子吸附在膠體表面，一起懸浮或沉淀。
② 有機(jī)高分子的螯合
水體中的有機(jī)高分子含有各種含氧、氮、磷的羥基、酚基、醇基官能團(tuán)，可以與
重金屬離子生成多配位的環(huán)狀結(jié)構(gòu)螯合物，螯合后的重金屬在一定程度上失去了獨(dú)立
活動(dòng)的能力。
③ 礦物微粒
第一章 緒論
4
天然水體中含有大量的礦物微粒，在水中形成膠體環(huán)懸浮體系，能長(zhǎng)時(shí)間地分散
在水中而不沉淀，對(duì)重金屬有較強(qiáng)的吸附能力。以礦物微粒為中心，吸附水中各種無
機(jī)和有機(jī)膠體（包括重金屬離子）構(gòu)成各種綜合聚集體的過程，在水體底泥形成和沉
淀中起重要作用。
④ 沉淀和重新溶入水中
重金屬化合物被吸附在有機(jī)膠體、無機(jī)膠體和礦物微粒上以后，就隨它們?cè)谒?
運(yùn)動(dòng)。當(dāng)這些膠體微粒能夠相互聚集到一起，形成比較粗大的絮狀物時(shí)，就可能在水
體中沉降下來，進(jìn)入水體底層，最終成為沉積物。
隨膠體物質(zhì)沉入底泥的重金屬在水體條件變化時(shí)還可以重新進(jìn)入水中，再次產(chǎn)生
污染。因此，被重金屬嚴(yán)重污染的水體底泥可以看成是一種危險(xiǎn)的二次污染源。
(3) 氧化還原反應(yīng)
重金屬在水體中還會(huì)發(fā)生氧化還原反應(yīng)，隨著這種反應(yīng)的進(jìn)行，重金屬元素的價(jià)
態(tài)也發(fā)生變化。在水體中重金屬元素是升價(jià)還是降價(jià)，與水體中的氧和有機(jī)物的情況
有關(guān)。此外，還往往同pH 值有密切的關(guān)系。
1.1.5 重金屬污染的危害
污染水、氣、土壤等環(huán)境介質(zhì)的重金屬及其在介質(zhì)的物理因素、化學(xué)因素、生物
因素的作用下轉(zhuǎn)化形成的次生污染物，能夠以多種方式進(jìn)入各種生物，達(dá)到一定水平
后，就會(huì)影響生物的生理活動(dòng)、種群發(fā)展，甚至破壞生態(tài)平衡。因此，必須對(duì)其加以
嚴(yán)格控制。
各國的環(huán)境排放標(biāo)準(zhǔn)較接近，我國在GB38978-1996 污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)中，對(duì)重
金屬最高允許排放濃度作了明確限制，見表1.2。
表 1.2 第一類污染物最高允許排放濃度
Table 1.2 The highest permissible discharge consistency of the first pollutions
(mg/L)
序號(hào) 1 2 3 4
污染物 總鉻 六價(jià)鉻 總鉛 總鎘
最高允許排放濃度 1.5 0.5 1.0 0.1
1.1.5.1 鉛污染的危害
鉛可隨飲水、食物等進(jìn)入消化道，經(jīng)汽車尾氣排入大氣中的有機(jī)鉛，可以隨空氣
進(jìn)入呼吸道。進(jìn)入人體的鉛，隨血液循環(huán)流至全身，主要分布于肝、腎、脾、膽、腦
中，尤以肝、腎中的濃度最高。健康者血鉛的正常范圍為0.483～1.45mol/L。當(dāng)血鉛
含量達(dá)2.72～3.84mol/L 時(shí)，即可發(fā)生鉛中毒。鉛對(duì)神經(jīng)系統(tǒng)的損害是引起末梢神經(jīng)炎，
出現(xiàn)運(yùn)動(dòng)和感覺障礙；鉛可損害骨髓造血系統(tǒng)，引起貧血；急、慢性鉛中毒可有腸胃
第一章 緒論
5
絞痛的癥狀，排泄、解毒功能障礙。失眠、麻痹、惡心、疲倦、血細(xì)胞減少等，是鉛
中毒的常見病癥[8,17-18]。
1.1.5.2 鉻污染的危害
金屬鉻在生物學(xué)上是非活動(dòng)性的，所以無害。三價(jià)鉻也有固定于組織的性質(zhì)，對(duì)
生物膜的透過作用很少。而六價(jià)鉻具有強(qiáng)氧化作用，特別是在酸性溶液中與有機(jī)物能
夠發(fā)生強(qiáng)烈反應(yīng)。因此，引起健康障礙的主要是六價(jià)鉻，其毒性比三價(jià)鉻高100倍[8]。
六價(jià)鉻的化合物常以溶液、粉塵或蒸汽的形式污染環(huán)境，危害人體健康，可通過
消化道、呼吸道、皮膚和粘膜侵人體。六價(jià)鉻對(duì)皮膚粘膜有刺激作用，會(huì)引起皮炎、
濕疹、氣管炎和鼻炎、并有致癌作用，如可以誘發(fā)肺癌和鼻咽癌。空氣中鉻酸酐濃度
為0.15～0.3 mg/m3時(shí)，可使鼻中隔穿孔。飲用水中含鉻濃度在0.1mg/L以上時(shí)，就會(huì)使
人嘔吐，侵害腸道和腎臟[13,19]。
鉻的化合物對(duì)農(nóng)作物也有致害作用。低濃度鉻對(duì)數(shù)種農(nóng)作物的生長(zhǎng)均有刺激作用，
如濃度為15～50 mg/L的Cr3+培養(yǎng)液會(huì)抑制玉米的生長(zhǎng)；若鉻與鎳協(xié)同作用時(shí)，含鉻僅
2.0mg/L即對(duì)作物產(chǎn)生危害[20-21]。
鉻的化合物還對(duì)水體中的植物區(qū)系和動(dòng)物區(qū)系有致死作用，從而抑制水體的自凈
作用。此外，鉻化合物還影響水體的感觀指標(biāo)，使水體出現(xiàn)異味和混濁。
1.1.6 重金屬廢水的處理方法研究進(jìn)展
1.1.6.1 重金屬廢水的處理原則
重金屬廢水無論采用何種方法處理都不能使其中的重金屬分解破壞，只能轉(zhuǎn)移其
存在的位置和轉(zhuǎn)移其物理和化學(xué)形態(tài)。因此，最根本的是改革生產(chǎn)工藝，不用或少用
毒性大的重金屬；其次是采用合理的工藝流程、科學(xué)的管理和操作，減少重金屬用量
和隨廢水流失量，盡量減少外排廢水量。重金屬廢水應(yīng)當(dāng)在產(chǎn)生地點(diǎn)就地處理，不同
其他廢水混合，以免使處理復(fù)雜化；更不應(yīng)當(dāng)不經(jīng)處理直接排入城市下水道，以免擴(kuò)
大重金屬污染[22]。
1.1.6.2 重金屬廢水的處理方法
按照重金屬廢水處理原則，將重金屬廢水的處理方法分為兩類：一是使廢水中呈
溶解狀態(tài)的重金屬轉(zhuǎn)變成不溶的金屬化合物或元素，經(jīng)沉淀和上浮從廢水中去除，具
體方法有：氫氧化物沉淀法、硫化物沉淀法、還原法、鐵氧體法、凝聚電解法、隔膜
電解法、離子交換法、離子浮上法等；二是將廢水中的重金屬在不改變其化學(xué)形態(tài)的
條件下進(jìn)行濃縮和分離，具體方法有：膜分離法、蒸發(fā)濃縮法等。在實(shí)際生產(chǎn)中，通
常根據(jù)廢水的水質(zhì)、水量等情況，可選擇一種或幾種處理方法組合使用[8,22-23]。
第一章 緒論
6
(1) 氫氧化物沉淀法
此法利用重金屬離子與堿性溶液中的OH-發(fā)生反應(yīng)，生成難溶的金屬氫氧化物沉
淀而予以分離。由于重金屬氫氧化物的溶度積都比較小，它們?cè)谒械娜芙舛扰c溶液
的pH 值有密切關(guān)系。隨溶液pH 值的升高，它們的金屬氫氧化物在水中的溶解度減小，
不同金屬氫氧化物在不同的pH 值下溶解度不同。利用這一特性，可以分別在不同pH
值下沉淀不同的重金屬。因此利用氫氧化物沉淀法處理重金屬廢水實(shí)際上是調(diào)整、控
制pH 值的方法[24-25]。
氫氧化物沉淀法有一次沉淀和分步沉淀法兩種。前者為一次投加沉淀劑到額定的
pH 值，使廢水中的各種金屬離子同時(shí)以氫氧化物沉淀析出。而后者分段投加沉淀劑，
利用不同金屬氫氧化物在不同pH 值下沉淀析出的特性，依次沉淀回收各種金屬氫氧
化物。
常用的沉淀劑有石灰、石灰石、電石渣、碳酸鈉、氫氧化鈉等。其中以石灰應(yīng)用
最廣，它可同時(shí)起到中和與混凝作用，并且價(jià)格比較便宜，來源廣，處理效果好，幾
乎可以使除汞以外的所有重金屬離子共沉淀除去。因此它是國內(nèi)外重金屬廢水處理的
主要藥劑。而石灰石價(jià)格最便宜，具有中和生成的沉淀物沉降性能好、污泥脫水性好
等優(yōu)點(diǎn)。但其中和能力弱，故僅常用與去除鐵、鋁等離子。在水量小的情況下，為減
少泥渣量，也可考慮采用氫氧化鈉或碳酸鈉做沉淀劑，但是費(fèi)用較高，目前國內(nèi)采用
不多。
氫氧化物沉淀法處理重金屬廢水具有流程簡(jiǎn)單，處理效果好，操作管理方便，處
理成本低的優(yōu)點(diǎn)。但渣量大，含水率高，脫水困難。
(2) 硫化物沉淀法
此法向廢水中投加Na2S 或H2S 等硫化物，使重金屬生成難溶的金屬硫化物沉淀
從而得到分離。
根據(jù)重金屬硫化物容積度的大小，溶液中各重金屬的離子沉淀次序依次為：
Hg2+瓵g+瓵s3+瓹u2+甈b2+瓹d2+甖n2+瓹o2+甆i2+瓼e2+甅n2+，位置
越靠前的金屬硫化物，其溶度積越小，處理越容易。
由于金屬硫化物的溶度積比金屬氫氧化物小得多，因此，用硫化物沉淀法更為有
效，渣量少，易脫水，沉渣品位高，有利于金屬的回收。但硫化物價(jià)格高，且易造成
H2S 的二次污染，處理后的水中含硫量超標(biāo)，需進(jìn)一步處理，金屬硫化物結(jié)晶較細(xì)，
難以沉降，因而應(yīng)用不廣。
(3) 還原法
此法向廢水中投加還原劑，使金屬離子還原為金屬或低價(jià)金屬離子，再投加石灰，
使其成為金屬氫氧化物沉淀。還原法可用于銅、汞等金屬離子的回收，常用于含鉻廢
水的處理[24],。
第一章 緒論
7
根據(jù)投加還原劑的不同，可分為硫酸亞鐵法、亞硫酸氫鈉法、二氧化硫法、鐵粉
或鐵屑法等。
夏清[26]研究了用七水硫酸鐵、亞硫酸氫鈉、鐵屑3種還原劑達(dá)標(biāo)處理較低濃度含
鉻廢水的適宜工藝條件和懸浮液絮凝體沉降底流的最佳回流率。結(jié)果表明：3種還原劑
在適宜工藝條件下均可使廢水中的Cr(Ⅵ)處理達(dá)標(biāo)；使用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為8%～10%的石灰
乳，控制pH=8.1～8.5，中和時(shí)間10min，攪拌速度為60～80r/min，沉降時(shí)間1h，可使
沉降分離清液的總鉻處理達(dá)標(biāo)；適量的懸浮物底流回流，可以起到絮凝的作用，運(yùn)用
于實(shí)際工程，可以不用投加絮凝劑而使懸浮液有效澄清分離，節(jié)約處理工程的運(yùn)行費(fèi)
用。
湯清家[27]采用二氧化硫作還原劑處理高濃度、大流量含鉻廢水，在進(jìn)水Cr(Ⅵ)含
量為90.0～430.8mg/L時(shí)，經(jīng)還原、沉淀處理后，出水中Cr(Ⅵ)含量均可達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。
該工藝基本實(shí)現(xiàn)了二氧化硫的閉路循環(huán)，排放尾氣中二氧化硫含量<15mg/L，起到以
廢制廢的效果。
(4) 鐵氧體法
鐵氧體是由鐵離子、氧離子以及其他金屬離子所組成的氧化物，是一種具有鐵磁
性的半導(dǎo)體。采用鐵氧體法處理重金屬廢水是根據(jù)鐵氧體的制造原理，利用鐵氧體反
應(yīng)，把廢水中的二價(jià)或三價(jià)金屬離子，充填到鐵氧體尖晶石的晶格中去，從而得到沉
淀分離[24]。
金焰等[28]研究了鐵氧體沉淀法對(duì)模擬廢水中Pb2+的去除。實(shí)驗(yàn)表明：常溫下，在
pH=8 時(shí)，對(duì)濃度為小于400mg/L 的含鉛廢水，采用鐵氧體沉淀法均可將廢水中的鉛
有效去除，去除率達(dá)99%以上。
Fafael 等[29]用電偶-鐵氧體法處理印刷廠含鉛廢水。處理的流程是：將FeCl3 投加
到含Pb2+廢水中，待FeCl3 溶解后，將三分之一廢水打入電偶還原塔(塔內(nèi)裝有鐵屑)
進(jìn)行還原，即把Fe3+還原為Fe2+。再與原溶液進(jìn)行混合，在常溫下加NaOH 溶液，使
酸堿度在pH=10 左右，數(shù)分鐘后即生成黑棕色鐵氧體，分離鐵氧體沉渣后，水中含鉛
量遠(yuǎn)低于排放標(biāo)準(zhǔn)。鉛進(jìn)入鐵氧體晶格后，結(jié)合得很牢固，甚至不會(huì)返溶在酸、堿溶
液中。
鐵氧體法處理重金屬廢水具有凈化效果好、投資省、設(shè)備簡(jiǎn)單、沉渣帶磁性、容
易分離且可綜合利用等優(yōu)點(diǎn)。但需投加較多的硫酸亞鐵和氫氧化鈉，處理出水含硫酸
鈉量較高，沉渣需加溫曝氣，運(yùn)行費(fèi)用較高，不適用于大水量廢水的處理。
(5) 電解法
此法利用鋁（或鐵）作為可溶性陽極，以不銹鋼或鋁、鐵作為陰極，在直流電場(chǎng)
下對(duì)廢水進(jìn)行電解。通電后，陽極金屬（鋁或鐵）放電成為金屬離子溶入廢水中，水
解形成氫氧化鐵或氫氧化鋁膠體，同時(shí)廢水中的重金屬離子與在陰極產(chǎn)生的氫氧根結(jié)
第一章 緒論
8
合形成金屬氫氧化物，并吸附在陽極處形成的氫氧化物膠體上，一并沉淀除去。此外，
廢水中的金屬離子還可直接在陰極上獲得電子，還原為金屬，沉積在陰極上[30-31]。
R.C.Widener 等[32]使用網(wǎng)狀玻璃炭電極對(duì)酸性含Pb2+廢水進(jìn)行了研究，在-0.8
V( vs.SCE)的電位下，使用0.5 mol/L硼酸作緩沖溶液，當(dāng)陰極孔隙率80 ppi，流速240L/h
時(shí)，可使初始濃度為50 mg/L 的含鉛廢水降至0.1mg/L，電流效率還可達(dá)到14％。
該法運(yùn)行可靠，操作簡(jiǎn)單，勞動(dòng)條件好，但消耗大量的鋼材。
(6) 離子交換法
此法利用離子交換劑的交換基團(tuán)與廢水中的金屬離子進(jìn)行交換反應(yīng)，將金屬離子
置換到交換劑上，予以除去。
湯麗鴛等[33]考察了各種離子交換纖維對(duì)Cr3+和Cr(Ⅵ)的靜態(tài)和動(dòng)態(tài)吸附性能，試驗(yàn)
結(jié)果表明：所制備的磺酸型和羧酸型功能纖維對(duì)Cr3+的靜態(tài)吸附量在25mg/g～45mg/g
的范圍，動(dòng)態(tài)吸附穿透曲線比相應(yīng)的樹脂好，但穿連點(diǎn)之前出口液中Cr3+濃度偏高。
所制五種堿性功能纖維對(duì)Cr(Ⅵ)的交換吸附量比較高，最高可達(dá)293mg/g，最佳吸附pH
值都在l～2。
劉建[34]等用離子交換蒸濃法處理電鍍含鉻廢水，其主要工藝過程包括廢水均質(zhì)、
過濾、陰離子樹脂吸附、負(fù)載樹脂淋洗、陰離子樹脂轉(zhuǎn)型、陽離子樹脂脫鈉、稀鉻酸
蒸發(fā)濃縮、濃鉻酸除SO4
2-和吸附尾液中和排放。通過3個(gè)月的運(yùn)行，經(jīng)該流程處理后
的廢水，各種污染物指標(biāo)均符合國家排放標(biāo)準(zhǔn)，回收鉻酸的質(zhì)量能滿足電鍍工藝要求，
實(shí)現(xiàn)了鉻酐閉路循環(huán)利用，消除了Cr(Ⅵ)對(duì)環(huán)境的污染。
離子交換法的優(yōu)點(diǎn)是，可以除去其他方法難以分離的重金屬離子，既可去除廢水
中的金屬陽離子，又可去除廢水中的陰離子，使廢水凈化到較高的純度。并且可以從
含有多種金屬離子的廢水中，選擇性的回收貴重金屬。這種方法的缺點(diǎn)是，離子交換
樹脂的價(jià)格較高，樹脂再生時(shí)需用酸、堿或鹽，運(yùn)行費(fèi)用較高，再生液需要進(jìn)一步處
理[35-37]。
(7) 膜分離法
膜分離法包括反滲透法、電滲析法、擴(kuò)散滲析法、液膜法和超濾法等[38-40]。
反滲透法是在反滲透裝置中，利用半滲透膜將水和金屬離子分離。對(duì)利用此法處
理金屬廢水研究很多，進(jìn)展較快。特別是在電鍍廢水處理中，常用于處理鍍鎳、鍍鋅、
鍍銅、鍍鎘廢水。該方法具有設(shè)備簡(jiǎn)單、操作方便、能同時(shí)去除多種金屬離子、脫除
效率高等優(yōu)點(diǎn)。但目前采用的反滲透膜的強(qiáng)度、壽命有待提高；膜易被廢水中污染物
質(zhì)的堵塞問題，有待解決。
電滲析法將只能選擇性地通過某種陽、陰離子的陽離子交換膜和陰離子交換膜，
互相交替排列，使之構(gòu)成多室電滲析槽。膜堆兩端分別設(shè)有陰、陽電極，進(jìn)入電滲析
器的溶液在外加直流電場(chǎng)的作用下，陰、陽離子各自向相反電極方向移動(dòng)，因而形成
第一章 緒論
9
濃室和稀室相間的格局。將濃縮液和稀凈液分別引出，便可達(dá)到重金屬濃縮分離和淡
化的目的。由電滲析器排出的處理水由于除去了重金屬，因此能夠直接進(jìn)行排放或重
復(fù)利用。電滲析法進(jìn)行費(fèi)用較高。我國常用于處理水量小、有回收利用價(jià)值的廢水(如
電鍍等)。
陳浚等[41]對(duì)蓄電池廠的含Pb2+廢水用電滲析法進(jìn)行了處理研究。結(jié)果表明：在常
溫、工作電流密度為3A/cm2、物料流量為300L/h的實(shí)驗(yàn)條件下，含鉛廢水經(jīng)5～6次循
環(huán)處理，出水的電導(dǎo)率在l0μm/cm 以下，處理后的廢水可作為純水回用到蓄電池的配
酸工藝，可望實(shí)現(xiàn)廢水的“零排放”，具有較好的經(jīng)濟(jì)效益和社會(huì)效益。
液膜分離法是一種新型的、類似溶劑萃取的膜分離技術(shù)。液膜法是將按一定比例
配制的有機(jī)溶劑(有機(jī)相)與膜內(nèi)試劑混合制成乳液微滴。微滴表面形成一層極薄的(1～
10μm)液膜，膜內(nèi)為內(nèi)相試劑。在混合柱內(nèi)，將這種表面積極大的乳液微滴與廢水接
觸，廢水中待除的金屬離子便通過選擇性滲透、萃取、吸附等穿過液膜，進(jìn)入內(nèi)相，
與內(nèi)相試劑進(jìn)行化學(xué)反應(yīng)，從而得到分離去除。廢乳液破乳分離后，可回收內(nèi)相中的
金屬離子，有機(jī)相可循環(huán)使用。
液膜法具有分離效率高，速度快等特點(diǎn)。選擇適當(dāng)?shù)挠袡C(jī)溶劑和載體可以處理含
鉻、銅、鎘、鋅、汞、鎳、鈷、鉛廢水。但藥劑有損耗，要求操作水平高，適用的處
理水量小，目前工程應(yīng)用尚不多見。
(8) 吸附法
吸附劑具有來源廣泛、選擇性高、易回收、節(jié)能、成本低廉等優(yōu)點(diǎn)，被廣泛用于
重金屬廢水的處理中?；钚蕴?、含腐殖酸煤、硅酸鈣、沸石、經(jīng)堿處理的鋸末、生物
吸附劑等對(duì)不同重金屬均良好吸附效果，成為近年的研究熱點(diǎn)[42-47]。
施平平等[48]用水熱法合成了納米級(jí)X-型沸石分子篩并研究了其對(duì)實(shí)驗(yàn)室Pb2+的吸
附。結(jié)果表明，在50mL質(zhì)量濃度為25mg/L的含鉛水樣中，納米X-型沸石分子篩用量
為0.03g，pH=4.0，溫度為20℃條件下，吸附5min去除率即達(dá)到99.52%，最大吸附量可
達(dá)150mg/g以上。
胡恭任[49]等用硫酸對(duì)提純膨潤土進(jìn)行活化改性，研究了用其吸附含Pb2+廢水的適
宜條件。結(jié)果表明：室溫下，當(dāng)Pb2+初始濃度為l0m/L時(shí)，用土量為8g/L，pH=7，振速
80r/min，吸附時(shí)間15min，酸改性膨潤土對(duì)Pb2+的去除率可達(dá)99.6%。
胡巧開等[50]用雞蛋殼-粉煤灰混合物處理酸性含鉛廢水。結(jié)果表明：將雞蛋殼于
500℃鍛燒2h，過篩后與粉煤灰配合使用，在300r/min 的條件下，攪拌30min 能有效
處理pH 值為1.5，鉛離子質(zhì)量濃度小于20mg/L 的模擬廢水。處理后的pH 值約為7，
鉛質(zhì)量濃度小于1mg/L，達(dá)到了含鉛廢水的國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
白紅娟[51]等采用沼澤紅假單胞菌(Rhodopseudomonas pa lustris) N菌株進(jìn)行了去除
鉛的研究。結(jié)果表明：菌株生長(zhǎng)及去除Pb2+的最優(yōu)條件是pH值為7，厭氧光照，溫度為
第一章 緒論
10
30℃，接種量為0.6g/L ，此時(shí)Pb2+的去除率可達(dá)95%以上。
1.2 爐渣及其在廢水處理中的應(yīng)用研究進(jìn)展
爐渣是電廠鍋爐、各種工業(yè)及民用鍋爐，爐窯燃燒煤炭后排出的固體廢棄物。經(jīng)
高溫作用產(chǎn)生的爐渣，具有很多優(yōu)良特性：由于煤炭在燃燒過程中進(jìn)入大量空氣，冷
卻后又逃逸，導(dǎo)致生成的爐渣形成多孔結(jié)構(gòu)；爐渣的主要成分是多種堿性氧化物質(zhì)
(SiO2 、Al2O3 、CaO、MgO 等)，在與工業(yè)廢水接觸后能溶出部分溶出。因此爐渣對(duì)
工業(yè)廢水中的有機(jī)物、重金屬、懸浮物均有一定的吸附、過濾、中和及絮凝作用[52-53]。
(1) 吸附過濾作用
爐渣具有多孔結(jié)構(gòu)，孔隙率達(dá)50%～60%，比表面積較大，表面能高；爐渣中含
有10%～30%的殘?zhí)迹@些殘?zhí)烤哂谢钚蕴康男再|(zhì)，因此爐渣對(duì)工業(yè)廢水中的有機(jī)物、
重金屬、懸浮物具有強(qiáng)的物理和化學(xué)吸附作用。
(2) 中和作用
爐渣中含有的CaO 、MgO、Fe2O3 、Al2O3、K2O、Na2O等堿性氧化物被水浸泡
后進(jìn)入廢水中，能提高廢水的堿度，可用來中和酸性廢水的酸度，這在處理酸性除塵
廢水，酸性礦井廢水以及某些酸性重金屬廢水方面有較好的效果。
(3) 絮凝沉降作用
爐渣在被中性水浸泡35～65min后，溶出的鋁可達(dá)22.5～53mg/L。鋁在水中形成的
氫氧化物是良好的絮凝劑，能對(duì)廢水中有機(jī)物、重金屬、懸浮物起絮凝作用，加強(qiáng)其
澄清沉降效果，此外爐渣中的部分無機(jī)粉塵對(duì)廢水也有混凝作用。
1.2.1 爐渣處理有機(jī)廢水
朗咸明[54]等利用爐渣吸附硝基廢水，研究得出吸附機(jī)理主要是多孔物質(zhì)和靜電的
共同作用。影響爐渣吸附處理效果的主要因素為pH值，攪拌速度、爐渣量及停留時(shí)間，
其中以pH值的影響最為顯著。進(jìn)水pH值為3，停留時(shí)間為80min，爐渣投入量為10g，
攪拌轉(zhuǎn)數(shù)為15n/min，是實(shí)驗(yàn)的最佳工藝參數(shù)組合。廢水經(jīng)爐渣吸附處理后可提高廢水
的可生化性，有利于后續(xù)生化處理。
普煜[55]將爐渣用于處理煤氣廢水。結(jié)果表明：爐渣具有和活性炭相類似的性能，
對(duì)煤氣廢水中的COD、酚具有明顯的去除效果，去除率分別達(dá)到47.9%及77.2%；廢水
pH值對(duì)處理效果有較大影響，適宜的pH值范圍為6～8。吸附有機(jī)物后的爐渣可作為循
環(huán)流化床鍋爐的燃料，避免了二次污染問題。
李學(xué)忠等[56]采用高溫爐渣過濾，再用大孔樹脂吸附處理蒸氨廢水。結(jié)果表明：室
溫下以4BV/h流速，吸附處理含酚520mg/L、COD3200mg/L蒸氨廢水， 調(diào)節(jié)廢水pH=6，
第一章 緒論
11
處理體積為60BV，樹脂吸酚量為42mg/L。處理出水酚含量0.5mg/L，COD達(dá)到國家排
放標(biāo)準(zhǔn)。選用0.5BV甲醇做脫附劑，室溫以2 BV/h流速進(jìn)行洗脫再生，脫附率達(dá)98%以
上，經(jīng)100次循環(huán)使用，樹脂性能不變。脫附劑脫附達(dá)飽和后，可通過蒸餾回收甲醇和
其中的酚。
倪曉斌等[57]采用煤氣爐的爐渣進(jìn)行了含渣有機(jī)廢水的處理試驗(yàn)，結(jié)果表明：采用
粒徑較小的爐渣pH值較低的酸性廢水，控制廢水流經(jīng)爐渣時(shí)間在35～50min，吸附效
果良好。處理后廢水中COD削減70%以上，SS削減84%以上，在一定程度上能夠代替
活性炭。
王有樂[58]采用微電解-爐渣吸附工藝處理地毯廢水。流程如下：過濾→均質(zhì)沉淀→
微電解→爐渣吸附→排放，經(jīng)處理后，廢水COD由1039mg/L降到53.4mg/L，懸浮物由
336mg/L降到42mg/L，硫化物由8.99mg/L降到0.63mg/L，色度由189倍降到39倍。
郭志亮等[59]利用爐渣吸附蘭州市城市垃圾滲瀝液，考察了各種不同因素對(duì)爐渣去
除垃圾滲瀝液中TOC和色度的影響。結(jié)果表明：最佳應(yīng)用條件為爐渣投加量300g/L，
pH值8.33(原液)、粒徑0.10～0.25mm、處理時(shí)間35min，此時(shí)爐渣對(duì)滲瀝液的TOC和色
度的去除率分別達(dá)到54.13%和48.58%，從而得出爐渣是相對(duì)經(jīng)濟(jì)可行的吸附劑。
1.2.2 爐渣吸附處理含磷廢水
L Johansson等[60]的研究認(rèn)為，爐渣能有效地吸附磷。磷的去除與較強(qiáng)的堿性條件
(pH > 9) 和大量的可溶鈣有關(guān)系，主要的去除磷的機(jī)理是羥基磷灰石沉淀的形成。
鄧雁希等[61]以爐渣作為吸附劑，用靜態(tài)吸附實(shí)驗(yàn)方法研究了爐渣對(duì)模擬含磷廢水
脫磷的一般規(guī)律，結(jié)果表明：爐渣是一種有效的吸附劑，對(duì)廢水中的磷有較強(qiáng)的吸附
去除性能。影響爐渣除磷的主要因素有吸附時(shí)間、爐渣用量、pH值和原水含磷濃度。
在含磷濃度2～13mg/L、爐渣用量5g/L、中性、吸附時(shí)間為2h的實(shí)驗(yàn)條件下，磷的去除
率可高達(dá)99%以上。
1.2.3 爐渣處理重金屬廢水
爐渣對(duì)重金屬離子有很好的吸附去除效果。Dimit [62]研究了高爐爐渣對(duì)Cu2+、Zn2+、
Ni2+ 的去除效果，結(jié)果表明，爐渣的多種礦物成分和特殊的特征決定了其在金屬鹽溶
液中具有較高的吸附能力和行為；爐渣在很寬的離子濃度和pH值范圍內(nèi)是Cu2+、Zn2+、
Ni2+ 的有效的吸附劑，其較高的吸附能力與爐渣表面微溶物質(zhì)(如硅酸鹽) 的形成有
關(guān)；溫度提高，吸附行為增強(qiáng)，有利于這些離子的去除。
VK Gupta[63]等的研究結(jié)果表明，爐渣是去除水溶液和廢水中的Zn2+ 、Cd2+的有效
吸附劑，而且在很寬的濃度范圍內(nèi)都適用。
第一章 緒論
12
1.3 吸附理論
1.3.1 吸附機(jī)理
吸附是一種表面化學(xué)現(xiàn)象[64]，溶質(zhì)從水中移向固體顆粒表面發(fā)生吸附，是水、溶
質(zhì)和固體顆粒三者相互作用的結(jié)果。引起吸附的主要原因在于溶質(zhì)對(duì)水的疏水特性和
溶質(zhì)對(duì)固體顆粒的高度親和力。溶質(zhì)的溶解程度是確定第一種原因的重要因素。溶質(zhì)
的溶解度越大，則向表面運(yùn)動(dòng)的可能性越小。相反，溶質(zhì)的憎水性越大，向吸附界面
移動(dòng)的可能性越大。吸附作用的第二種原因主要由溶質(zhì)與吸附劑之間的靜電力、范德
華力或化學(xué)鍵力所引起的。與此相對(duì)應(yīng)，可將吸附分為三種基本類型。
(1) 物理吸附
物理吸附是吸附質(zhì)與吸附劑之間通過分子引力（即范德華力）所產(chǎn)生的吸附，其
特點(diǎn)是沒有選擇性，吸附質(zhì)并不固定在吸附劑表面的特定位置上，而多少能在界面范
圍內(nèi)自由移動(dòng)，因而其吸附的牢固程度不如化學(xué)吸附。物理吸附主要發(fā)生在低溫狀態(tài)
下，過程放熱較小，一般小于20kJ/mol，可以是單分子層或多分子層吸附。吸附是可
逆的，在吸附的同時(shí)，吸附在吸附劑表面的吸附質(zhì)分子會(huì)因熱運(yùn)動(dòng)而離開吸附劑表面。
因此物理吸附較易脫附，吸附飽和后的吸附劑容易再生。影響物理吸附的主要因素是
吸附劑的比表面積和細(xì)孔分布。
(2) 化學(xué)吸附
化學(xué)吸附是指吸附至于吸附劑之間通過化學(xué)鍵力所產(chǎn)生的吸附，其主要特點(diǎn)是：
吸附時(shí)放熱量較大，與化學(xué)反應(yīng)的反應(yīng)熱相近，約84-420kJ/mol?；瘜W(xué)吸附有選擇性，
即一種吸附劑只對(duì)某種或特定幾種物質(zhì)有吸附作用，一般為單分子層吸附。通常需要
一定的活化能，在低溫時(shí)，吸附速度較小。吸附后吸附質(zhì)與吸附劑之間結(jié)合較為牢固，
因而不易脫附，即吸附劑的再生比較困難。這種吸附與吸附劑的表面化學(xué)性質(zhì)和吸附
質(zhì)的化學(xué)性質(zhì)有密切的關(guān)系。
(3) 交換吸附
交換吸附是指離子態(tài)的吸附質(zhì)與吸附劑表面的帶電點(diǎn)之間通過靜電引力而產(chǎn)生的
吸附。在交換吸附過程中，吸附質(zhì)離子將原先固定在帶電點(diǎn)上的離子（可交換離子）
等量地置換出來，因此這一過程由稱為離子交換過程。
在水或廢水處理中，絕大多數(shù)吸附現(xiàn)象通常是上述三種吸附作用協(xié)同作用的結(jié)果，
只不過由于吸附質(zhì)和吸附劑性質(zhì)的不同，其中某種吸附起主要作用。
1.3.2 吸附平衡與等溫吸附模型
在一定的溫度條件下，將一定量的吸附劑與一定體積的初始濃度已知的吸附質(zhì)溶
液混合，并使吸附劑與吸附質(zhì)充分接觸，經(jīng)過一定時(shí)間后，吸附質(zhì)在吸附劑表面上的
第一章 緒論
13
吸附速度與已知被吸附的吸附質(zhì)從吸附劑表面脫附的速度相等，固體吸附劑表面及溶
液中的吸附質(zhì)的量不再發(fā)生變化，吸附過程達(dá)到了動(dòng)態(tài)平衡，這種動(dòng)態(tài)平衡稱為吸附
平衡[70]。
描述平衡吸附量隨平衡濃度的變化規(guī)律的數(shù)學(xué)表達(dá)式，稱為吸附等溫式或等溫吸
附模型。常用的有Freudlich 模型、Langmuir 模型和BET 模型。
(1) Freundlich 等溫吸附模型
Freundlich 模型建立基礎(chǔ)是吸附劑表面為一不均勻表面，并假定吸附熱隨覆蓋度增
加而成指數(shù)下降。
吸附等溫式是指數(shù)形式的經(jīng)驗(yàn)公式，其表達(dá)式為：
1/ n
e q
= kCe (1.1)
式中，Ce為平衡濃度(mg/L)，qe為吸附平衡時(shí)的吸附容量(mg/g)。
將式(1.1)兩邊取對(duì)數(shù)得：
(1.2)
該模型有兩個(gè)擬合參數(shù) k 與n 。k 為與吸附容量有關(guān)的參數(shù)，k 值越大，表明所選
吸附劑越好；n 代表吸附強(qiáng)度，反映吸附劑對(duì)吸附質(zhì)束縛能力強(qiáng)弱，1/n 越小，吸附性
能越好。一般認(rèn)為，1/n 值介于0.1-0.5 之間時(shí)易于吸附，1/n＞2 時(shí)，則難以吸附。通
常根據(jù)平衡吸附實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，以lg e q 對(duì)lgCe 作圖，得一直線，由直線的斜率和截距可求
出常數(shù)n、k 值。
(2) Langmuir等溫吸附模型
Langmuir等溫吸附模型的數(shù)學(xué)表達(dá)式為：
(1.3)
式中，Ce為平衡濃度(mg/L)，qe為吸附平衡時(shí)的吸附容量(mg/g)，q0為極限吸附容
量(mg/g)。
式(1.3)可轉(zhuǎn)化為下面的線性形式：
(1.4)
該模型有兩個(gè)擬合參數(shù)q 0與b。q 0為極限吸附量，可用來比較同一吸附劑對(duì)不同
吸附質(zhì)的吸附能力相對(duì)大小。q 0越大，吸附能力越強(qiáng)。b指示了吸附質(zhì)和吸附劑之間
的親合強(qiáng)度， b 值越大，親合力越大。根據(jù)吸附平衡實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，以e Ce / q 對(duì) Ce 作圖，
得一條直線，其斜率和截距求出q 0和b的值。
(3) BET 等溫吸附模型
Brunauer、Emmet、Teller 三人在Langmuir 單分子層吸附理論基礎(chǔ)上發(fā)展建立了
bCe
q q bCe e +
=
1
0
0 0
1
q
Ce
q q b
Ce
e
= +
Ce
n
q k e lg
1
lg = lg +
第一章 緒論
14
多分子層吸附理論，簡(jiǎn)稱BET 理論。BET 等溫吸附模型如下：
(1.5)
式中，B 為吸附常數(shù)；CS為吸附質(zhì)的飽和濃度(mg/L)；q 0為 Langmuir 吸附的極
限吸附量(mg/g)。當(dāng)吸附質(zhì)濃度較低時(shí)， S Ce << C ，式(1.5)可簡(jiǎn)化為
(1.6)
令 ，則 BET 等溫吸附模型可簡(jiǎn)化為L(zhǎng)angmuir 等溫吸附模型，這說明當(dāng)吸
附質(zhì)濃度較低時(shí)只能發(fā)生單分子層吸附。
在應(yīng)用平衡吸附實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)求取吸附常數(shù) B和q 0時(shí)，通常將式(1.5)轉(zhuǎn)化為下列線性
形式
(1.7)
按式(1.7)，以對(duì) 作圖，得一直線，由直線的斜率和截距可求得 B
和q 0。
1.3.3 吸附反應(yīng)熱力學(xué)
吸附反應(yīng)熱力學(xué)主要表現(xiàn)在等溫吸附規(guī)律和吸附熱上。
熱力學(xué)參數(shù)吸附焓由式(1.8)求解得到[66]
(1.8)
式中，T為熱力學(xué)溫度(K)，Ce 為在熱力學(xué)溫度T時(shí)特定吸附量q(mmol/g)下溶質(zhì)的
平衡濃度(mmol/L)， 0 K 為常數(shù)，R為理想氣體常數(shù)。
按照實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)以 對(duì) 作圖，利用斜率求出DH 。
吸附自由能變DG可以通過Gibbs方程求得[66]：
(1.9)
式中，X 為溶質(zhì)在溶液中的摩爾分?jǐn)?shù)，q 為吸附劑的吸附量(mmol/L)，R為理想氣
體常數(shù)。
用Freundlich方程中的qe取代式中的q，推導(dǎo)出DG與q無關(guān)[67]，即
(1?0)
式中，n為Freundlich方程的系數(shù)。
吸附熵可以通過Gibbs-Helmholtz方程求得：
( )[1 ( 1) ]
0
S
S
e
C
Ce
C Ce B
q BCe
q
- + -
=
(1 )
0
S
S
e
C
BCe
C
q BCe
q
+
=
S C
B
b =
1 ( 1) ( )
( ) 0 0
e S S C
Ce
q B
B
q C Ce q B
Ce = + -
-
( ) e S
Ce
q C -Ce S C
Ce
RT
H
K
Ce
- D
= + 0 ln
1
ln
Ce
1
ln
0
( / ) x DG = -RT?q X dX
T
1
DG = -nRT
第一章 緒論
15
(1?1)
1.3.4 吸附反應(yīng)動(dòng)力學(xué)
吸附反應(yīng)動(dòng)力學(xué)主要由吸附速度衡量，吸附速度是指單位吸附劑在單位時(shí)間內(nèi)所
吸附的吸附質(zhì)的量。它因吸附質(zhì)和吸附劑的種類以及吸附劑表面積狀況的不同而不同。
在廢水處理過程中，吸附質(zhì)的性質(zhì)、吸附劑的性質(zhì)以及吸附操作條件(溫度、廢水濃度、
pH 值等)都會(huì)對(duì)吸附過程產(chǎn)生重要影響。
一般地，吸附過程要經(jīng)歷四個(gè)步驟：(1) 外擴(kuò)散，即吸附質(zhì)在溶液中進(jìn)行擴(kuò)散；(2)
膜擴(kuò)散，即吸附質(zhì)從溶液主體中通過吸附劑顆粒周圍的液膜擴(kuò)散到達(dá)吸附劑外表面；
(3) 孔擴(kuò)散或內(nèi)擴(kuò)散，即吸附質(zhì)從吸附劑的外表面向吸附劑內(nèi)部孔隙內(nèi)擴(kuò)散；(4) 吸附
反應(yīng)，即吸附質(zhì)吸著在吸附劑表面的活性中心位上。在吸附體系試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，可通過
快速混合消除外擴(kuò)散對(duì)吸附速率的影響；又由于吸附反應(yīng)速度通常比膜擴(kuò)散和孔擴(kuò)散
兩個(gè)階段的速度要快得多。因此，吸附速度取決于膜擴(kuò)散和孔擴(kuò)散兩個(gè)步驟，其中慢
者為吸附全過程速率控制步驟。操作中，若提高較慢擴(kuò)散步驟速率則可提高整個(gè)吸附
速率。
表 1.3 常見吸附動(dòng)力模型
Table 1.3 Some kinetic equations (models) in common use
模型名稱 模型方程
Lagergren 一級(jí)速率方程式[68]
動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)模型[68]
Bangham 動(dòng)力學(xué)模式[69]
Elovich方程[69] q = a + 2.303b lg t
拋物線擴(kuò)散方程[69]
指數(shù)函數(shù)方程[69]
表中各模型中，t 為吸附時(shí)間；q 為t 時(shí)間內(nèi)的吸附量，(mg/g)； e q 為平衡吸附量，
(mg/g)；k 為速率常數(shù)；a、b、c 為常數(shù)；
若吸附過程中發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，則速率常數(shù)與溫度的關(guān)系符合Arrhenius 公式[70]，
(1.12)
式中，T為熱力學(xué)溫度，R為理想氣體常數(shù)，Ea為活化能，A為特征常數(shù)。
t
k
q q qe e 2.303
lg( - ) = lg -
e e q
t
q kq
t = + 2
1
t
a
q k lg
1
lg = lg +
kt c
q
q
e
1- = - 1/ 2 +
A
RT
Ea
ln k = - + ln
q = a exp( b / t)
DS = (DH - DG) /T
第一章 緒論
16
以 lnk 對(duì)1/T 作圖，可求得吸附反應(yīng)活化能。
1.4 本論文的研究目的及主要研究?jī)?nèi)容
隨著工業(yè)的發(fā)展，金屬礦山、有色冶煉、鋼鐵、電鍍、石油化工、制革等行業(yè)規(guī)
模的擴(kuò)大，含有重金屬的工業(yè)廢水被大量排出。一般來說，水體中重金屬含量在1.0～
10mg/L之間時(shí)，即可產(chǎn)生毒性反應(yīng)，對(duì)生物生長(zhǎng)造成危害。若經(jīng)生物富集濃縮作用，
重金屬毒性將成倍增大，被人體吸收后，將會(huì)嚴(yán)重危害人體健康。重金屬是一種撚讕?
性斘廴疚錚暈蘼鄄捎煤沃址椒ù碇亟鶚舴纖?，都不纳愋M渲械鬧亟鶚舴紙餛蘋擔(dān)?
只能轉(zhuǎn)移其存在的位置和轉(zhuǎn)變其物理和化學(xué)形態(tài)。鑒于重金屬廢水污染對(duì)環(huán)境的持久
污染及對(duì)人體健康和其他生物的危害性，重金屬廢水的治理顯得日益重要。重金屬廢
水的處理方法主要分為兩類，一是使廢水中呈溶解狀態(tài)的重金屬轉(zhuǎn)變成不溶的金屬化
合物或元素，經(jīng)沉淀和上浮從廢水中去除，具體方法有：氫氧化物沉淀法、硫化物沉
淀法、還原法、鐵氧體法、凝聚電解法、隔膜電解法、離子交換法、離子浮上法等；
二是將廢水中的重金屬在不改變其化學(xué)形態(tài)的條件下進(jìn)行濃縮和分離，具體方法有：
膜分離法、蒸發(fā)濃縮法等。目前，各種方法均取得一定研究成果，有些已被用于實(shí)際
處理工程中。
爐渣是電廠鍋爐、各種工業(yè)及民用鍋爐，爐窯燃燒煤炭后排出的固體廢棄物。經(jīng)
高溫作用產(chǎn)生的爐渣，具有很多優(yōu)良特性，對(duì)工業(yè)廢水有一定的吸附、過濾、中和及
絮凝作用。國內(nèi)外研究表明，爐渣對(duì)廢水中的有機(jī)物、磷、Cu2+、Zn2+、Ni2+ 、Cd2+
等重金屬均具有良好的處理效果。因此，將爐渣用于處理工業(yè)廢水，可實(shí)現(xiàn)以廢治廢、
污染控制與廢棄物資源化并行的目的，在實(shí)現(xiàn)變廢為寶、充分利用資源的同時(shí)，改善
生態(tài)環(huán)境。因此，應(yīng)被積極推廣使用。
目前關(guān)于爐渣處理Cr(Ⅵ)、Cr3+、Pb2+等重金屬廢水的研究，國內(nèi)研究的還非常少，
即使在國外，用爐渣處理重金屬廢水這項(xiàng)技術(shù)也還很少得到工業(yè)化應(yīng)用。因此，進(jìn)一
步研究開發(fā)爐渣的環(huán)境凈化功能，促進(jìn)爐渣在廢水處理領(lǐng)域的應(yīng)用具有十分重要的意
義。本研究利用爐渣去除廢水中的Cr(Ⅵ)、Cr3+和Pb2+，確定爐渣去除這三種重金屬離
子的最佳實(shí)驗(yàn)條件及去除機(jī)理，并對(duì)爐渣吸附Cr3+和Pb2+的吸附平衡、吸附動(dòng)力學(xué)及吸
附熱力學(xué)規(guī)律進(jìn)行探討，以期能為爐渣在種金屬廢水處理方面的應(yīng)用提供參考。
本研究的主要內(nèi)容包括：
(1) 制備爐渣粉末，觀察其形貌特征并測(cè)定其組成；
(2) 利用爐渣處理模擬含Cr(Ⅵ)廢水，考察初始pH值、爐渣用量、初始Cr(Ⅵ)濃度
及溫度對(duì)去除效率的影響，并探討爐渣去除Cr(Ⅵ)的機(jī)理；
(3) 利用爐渣吸附處理模擬含Cr3+及含Pb2+廢水，考察反應(yīng)時(shí)間、初始pH值、爐渣
第一章 緒論
17
用量及溫度對(duì)去除效率的影響；
(4) 測(cè)定爐渣對(duì)廢水中Cr3+和Pb2+的吸附等溫線，采用吸附平衡模型對(duì)等溫吸附數(shù)
據(jù)進(jìn)行擬合，求取吸附平衡常數(shù)及吸附熱力學(xué)參數(shù)；
(5) 采用吸附動(dòng)力學(xué)模型擬合爐渣對(duì)廢水中Cr3+和Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，求取
吸附速率常數(shù)及吸附活化能。
(6) 利用爐渣對(duì)模擬含Pb2+廢水進(jìn)行連續(xù)吸附，考察爐渣對(duì)重金屬廢水的連續(xù)吸附
性能及爐渣的再生效果。
第二章實(shí)驗(yàn)部分
18
第二章 實(shí)驗(yàn)部分
2.1 主要實(shí)驗(yàn)儀器與試劑
2.1.1 主要實(shí)驗(yàn)儀器
AA320 原子吸收分光光度計(jì)(上海精密科學(xué)儀器有限公司)；721 可見分光光度計(jì)
(上海欣茂儀器有限公司)；THZ-82 恒溫振蕩器(國華企業(yè))；PHS-3C 精密pH 計(jì)(上海精
密科學(xué)儀器有限公司)；FA2004N 電子天平(上海精密科學(xué)儀器有限公司)；DHG?123A
型電熱恒溫鼓風(fēng)干燥箱(上海?恒科學(xué)儀器有限公司)
2.1.2 試劑
本實(shí)驗(yàn)使用主要儀器試劑見表 2.1。
表 2.1 實(shí)驗(yàn)試劑
Table 2.2 Experimental reagents
名稱 規(guī)格 生產(chǎn)廠家
重鉻酸鉀 AR 天津市大茂化學(xué)試劑廠
二苯基碳酰二肼 AR 天津市大茂化學(xué)試劑廠
硫酸亞鐵銨 AR 天津市北方天醫(yī)化學(xué)試劑廠
鹽酸羥胺 AR 天津市恒興化學(xué)試劑制造有限公司
氯化銨 AR 天津市恒興化學(xué)試劑制造有限公司
無水亞硫酸鈉 AR 天津市大茂化學(xué)試劑廠
乙酸胺 AR 南京化學(xué)試劑一廠
鄰菲啰啉 AR 北京北化精細(xì)化學(xué)品有限責(zé)任公司
氯化鉻 AR 上海潤捷化學(xué)試劑有限公司
乙酸鉛 AR 國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司
乙酸鈉 AR 上?；瘜W(xué)試劑公司
丙酮 AR 浙江衢州市花園化工試劑廠
冰乙酸 AR 開封市振源試劑廠
磺基水楊酸 AR 中國醫(yī)藥集團(tuán)上?；瘜W(xué)試劑公司
硫酸 AR 無錫市展望化工試劑有限公司
磷酸 AR 天津市廣成化學(xué)試劑有限公司
硝酸 AR 無錫市展望化學(xué)試劑有限公司
氫氧化鈉 AR 上海化學(xué)試劑公司
第二章實(shí)驗(yàn)部分
19
2.2 實(shí)驗(yàn)方法
2.2.1 爐渣粉末的制備
將爐渣（取自江蘇科技大學(xué)西校區(qū)鍋爐房）用清水洗滌數(shù)次后自然風(fēng)干。將干燥
爐渣粉碎并研磨，過120 目篩。將爐渣粉末用蒸餾水浸泡洗滌4 次后于110℃烘干，
冷卻后得平均粒徑為0.125mm 的爐渣顆粒，放入干燥器中備用。
2.2.2 爐渣處理重金屬廢水實(shí)驗(yàn)方法
(1) 靜態(tài)實(shí)驗(yàn)：稱取一定量爐渣置于250mL 的碘量瓶中，加入一定體積某一濃度
的重金屬模擬廢水，放入恒溫振蕩器中振蕩一定時(shí)間后取樣，過濾，測(cè)定濾液中殘留
的重金屬離子濃度。
(2) 動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)
① 動(dòng)態(tài)吸附：取一定質(zhì)量浸泡一段時(shí)間的爐渣填充于直徑為2.2cm的吸附柱中(徑
高比為2.2:5)。實(shí)驗(yàn)時(shí)先通入一定量自來水，以排除柱內(nèi)殘存氣泡，然后將初始濃度
為50mg/L 的含鉛水樣連續(xù)注入吸附柱，控制一定過柱速率，定時(shí)測(cè)定流出液中Pb2+
濃度。
② 動(dòng)態(tài)解吸：用濃度為1mol/L 的鹽酸，控制一定流速，正向沖淋吸附柱中吸附
飽和的爐渣，定時(shí)收集洗脫液，測(cè)定洗脫液中Pb2+濃度。
2.3 分析測(cè)試方法
2.3.1 催化劑的表征
采用日本島津公司XRD-6000（輻射源CuKa，工作條件為40kV/30mA，掃描速度
4?min）測(cè)定催化劑樣品表面的XRD 譜圖；
采用日本電子公司JSM-6480 掃描電子顯微鏡觀察催化劑的表面形貌。
2.3.2 Cr(Ⅵ)濃度的測(cè)定
Cr(Ⅵ)濃度采用二苯碳酰二肼分光光度法測(cè)定。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
準(zhǔn)確移取濃度為10mg/L 的鉻標(biāo)準(zhǔn)使用液0.00mL、0.50mL、1.00mL、1.50mL、
2.00mL、2.50mL 于50mL 容量瓶中，用水稀釋至標(biāo)線，加入1+1 硫酸5mL 和1+1 磷
酸0.5mL，搖勻。加入2mL 顯色劑溶液，搖勻。5-10min 后，于540nm 波長(zhǎng)處，用1cm
比色皿，以水為參比，測(cè)定吸光度。標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.1 所示。
第二章實(shí)驗(yàn)部分
20
圖 2.1 Cr(Ⅵ)溶液標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. 2.1 The standard curve of Cr(Ⅵ) concentration versus absorbency
(2) 水樣的測(cè)定
取適量水樣于 50mL 比色管中，用水稀釋至標(biāo)線，加入1+1 硫酸0.5mL 和1+1 磷
酸0.5mL，搖勻。加入2mL 顯色劑，搖勻后顯色、測(cè)定吸光度。根據(jù)所測(cè)吸光度從標(biāo)
準(zhǔn)曲線上查得Cr(Ⅵ)濃度。
2.3.3 Fe2+濃度的測(cè)定
Fe2+濃度采用鄰菲啰啉分光光度法測(cè)定。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
依次移取濃度為50mg/L 的鐵標(biāo)準(zhǔn)使用液0.00mL、1.00mL、2.00mL、3.00mL、
4.00mL、5.00mL 置于150mL 錐形中，加入蒸餾水至50mL，再加(1+3)鹽酸1mL，
10%(m/V)鹽酸羥胺溶液1mL。加熱煮沸至溶液剩15mL 左右，冷卻至室溫，定量轉(zhuǎn)移
至50mL 比色管中。加一小片剛果紅試紙，滴加飽和乙酸鈉溶液至試紙剛剛變紅，加
入5mL 緩沖溶液(40g 乙酸銨加50mL 冰乙酸用水稀釋至100mL)、0.5%鄰菲啰啉水溶
液2mL，加水至標(biāo)線，搖勻。顯色15min 后用1cm 比色皿，以水為參比于510nm 處
測(cè)定吸光度。標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.2 所示。
(2) 水樣測(cè)定
將 0.5mL 鹽酸加入比色管，取5-10 mL 水樣(依樣品含量高低適當(dāng)增減)，置于比
色管中，加水至標(biāo)線。加入5mL 緩沖溶液、0.5%鄰菲啰啉水溶液2mL，加水至標(biāo)線，
搖勻，進(jìn)行顯色、測(cè)定。根據(jù)所測(cè)吸光度從標(biāo)準(zhǔn)曲線上查得Fe2+濃度。
y = 1.1014x + 0.0085
R2 = 0.9999
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6
濃度(mg/L)
吸光度(A)
第二章實(shí)驗(yàn)部分
21
圖 2.2 Fe2+標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. 2.2 The standard curve of Fe2+ concentration versus absorbency
2.3.4 總鐵濃度的測(cè)定
總鐵濃度采用磺基水楊酸分光光度法測(cè)定。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
依次移取濃度為50mg/L 的鐵標(biāo)準(zhǔn)使用液0.5mL、1mL、2mL、3mL、4mL、5mL
于25mL 比色管中，加入10%磺基水楊酸1.5mL，1:1 氨水2.5mL，搖勻。10 min 后，
用1cm 比色皿，以水為參比于430nm 處測(cè)定吸光度。標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.3 所示。
圖 2.3 總鐵濃度的標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. .2.3 The standard curve of total Fe irons concentration versus absorbency
(2) 水樣測(cè)定
取 5-10 mL 水樣(依樣品含量高低適當(dāng)增減)，置于比色管中，加水至標(biāo)線。加入
10%磺基水楊酸1.5mL，1:1 氨水2.5mL，搖勻。進(jìn)行顯色、測(cè)定。根據(jù)所測(cè)吸光度從
標(biāo)準(zhǔn)曲線上查得總鐵濃度。
y = 0.1003x + 0.0221
R2 = 0.9998
0
0.2
0.4
0.6
0 1 2 3 4 5 6
濃度(mg/L)
吸光度(A)
y = 0.0827x - 0.0378
R2 = 0.9999
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
0 2 4 6 8 10 12
濃度(mg/L)
吸光度(A)
第二章實(shí)驗(yàn)部分
22
2.3.5 Pb2+濃度的測(cè)定
Pb2+濃度采用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定。測(cè)定條件為：WL：283.3nm；SBW：
0.7nm；Flame：AIR-C2H2；H：5mm；AIR：6.0L/min，0.30Mpa；C2H2：1.5L/min，
0.07Mpa。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
準(zhǔn)確移取濃度為100mg/L 的鉛標(biāo)準(zhǔn)使用液0.00mL、0.50mL、1.00mL、2.00mL、
3.00mL、4.00mL 于50mL 容量瓶中，用水定容至標(biāo)線，搖勻，測(cè)定標(biāo)準(zhǔn)溶液的吸光度。
按上述儀器工作條件，吸入1%硝酸溶液，將儀器調(diào)零，吸入水樣，記錄吸光度值。標(biāo)
準(zhǔn)曲線如圖2.4 所示。
圖 2.4 Pb2+濃度的標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. .2.4 The standard curve of Pb2+concentration versus absorbency
(2) 水樣的測(cè)定
取適量水樣于 50mL 小燒杯中，在儀器最佳工作狀態(tài)下測(cè)定吸光度。根據(jù)所測(cè)吸
光度從標(biāo)準(zhǔn)曲線上查得Pb2+濃度。
2.3.6 Cr3+及總鉻濃度的測(cè)定
Cr3+及總鉻濃度采用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定。測(cè)定條件為：WL：357.9nm；
SBW：0.7nm；Flame：AIR-C2H2；H：10mm；AIR：6.0L/min，0.30Mpa；C2H2：1.5L/min，
0.07Mpa。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
準(zhǔn)確移取濃度為50mg/L 的鉻標(biāo)準(zhǔn)使用液0.00mL、1.00mL、2.00mL、3.00mL、
4.00mL、5.00mL 于50mL 容量瓶中，然后，分別加入5mL10%NH4Cl溶液，3mL(1+1)
鹽酸溶液，用水定容至標(biāo)線，搖勻，測(cè)定吸光度。
y = 0.0143x + 0.0124
R2 = 0.9992
0
0.05
0.1
0.15
0.2
0.25
0.3
0.35
0.4
0 5 10 15 20 25 30
濃度(mg/L)
吸光度(A)
第二章實(shí)驗(yàn)部分
23
Cr3+標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.5 所示。
圖 2.5 Cr3+濃度的標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. .2.5 The standard curve of Cr3+ concentration versus absorbency
總鉻標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.6 所示
圖 2.6 總鉻濃度的標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. .2.6 The standard curve of total Cr concentration versus absorbency
(2) 水樣的測(cè)定
取適量水樣于 50mL 小燒杯中，在儀器最佳工作狀態(tài)下測(cè)定吸光度。進(jìn)行空白校
正后根據(jù)所測(cè)吸光度從標(biāo)準(zhǔn)曲線上查得Cr3+及總鉻濃度。
2.3.7 pH 值測(cè)定
采用pHs-2F型精密pH計(jì)測(cè)定。
y = 0.1021x + 0.0068
R2 = 0.9995
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 1 2 3 4 5 6
濃度(mg/L)
吸光度(A)
y = 0.0974x + 0.005
R2 = 0.999
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 1 2 3 4 5 6
濃度(mg/L)
吸光度(A)
第二章實(shí)驗(yàn)部分
24
2.4 計(jì)算
去除率按式(2.1)計(jì)算：
(2.1)
式中：E?去除率；
C0?吸附前重金屬廢水的濃度；
C?吸附后重金屬水的濃度。
不同平衡濃度下爐渣的吸附量根據(jù)式(2.2)計(jì)算:
(2.2)
式中：qe?爐渣的平衡吸附量，mg/g；
C0?吸附前爐渣溶液的初始濃度，mg/L；
Ce?吸附后爐渣溶液的平衡濃度，mg/L；
V?重金屬溶液的體積，L；
W?爐渣的質(zhì)量，g。
W
q V C Ce
e
= ( 0 - )
100 %
0
0 ?
-
=
C
C C
E
第三章結(jié)果與討論
25
第三章 結(jié)果與討論
3.1 爐渣形貌及元素組成分析
用掃描電鏡觀察爐渣形貌，其結(jié)果見圖3.1。
圖3.1 爐渣的SEM掃描圖
Fig. 3.1 The image of the slag by SEM
由圖可知，爐渣成扁平型，顆粒表面凹凸不平，大顆粒上附著小顆粒，有大量突
起和凹陷，為典型的蜂窩狀構(gòu)造。這使得爐渣有非常發(fā)達(dá)的微孔結(jié)構(gòu)和較高的比表面
積，孔隙發(fā)育完全，具有極強(qiáng)的吸附性能。
圖 3.2 為爐渣表面能量色散譜的元素分析圖譜。由圖3.2 可見，爐渣表面含有C、
O、Si、Al、K、Ca、Fe、Ti 等元素。各元素的定量組成見表3.1。
圖3.2 爐渣的EDS圖
Fig. 3.2 Images of the slag by EDS
第三章結(jié)果與討論
26
表3.1 爐渣的元素組成及含量
Table 3.1 Composition of elements of slag
元素 C O Si Al K Fe Ca Ti
質(zhì)量百分含量(%) 52.71 20.13 16.23 8.11 1.07 0.88 0.6 0.28
由表3.1所列結(jié)果可知，爐渣中碳元素含量最高，氧元素含量次之。結(jié)合各元素百
分含量可知金屬元素及硅元素在爐渣中主要以氧化物形式存在，碳元素主要以碳單質(zhì)
形式存在。
對(duì)爐渣做XRD衍射分析，結(jié)果見圖3.3。
0
100
200
300
400
500
600
10 20 30 40 50 60 70 80
2θ
I
圖3.3 爐渣的XRD圖
Fig. 3.3 XRD diffraction of slag
將爐渣XRD圖比照J(rèn)CPDS標(biāo)準(zhǔn)卡片可知，碳元素主要以碳單質(zhì)形式存在。JCPDS
標(biāo)準(zhǔn)卡片中FeO三強(qiáng)峰的2?分別為41.725啊?5.927昂?60.482埃黊RD譜圖上這三
個(gè)角度附近都有衍射峰，證明爐渣中含有FeO。
3.2 爐渣去除廢水中Cr(Ⅵ)
3.2.1 反應(yīng)時(shí)間的確定
室溫時(shí)，在初始Cr(Ⅵ)濃度為10mg/L、初始pH=1、爐渣用量為4g/L的條件下，考
察反應(yīng)時(shí)間對(duì)處理效果的影響，結(jié)果見圖3.4。
由圖 3.4 可知，Cr(Ⅵ)去除率隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)而增大。反應(yīng)240min 后，Cr(Ⅵ)
去除率基本保持不變，Cr(Ⅵ)與爐渣的反應(yīng)達(dá)到平衡。在后面的實(shí)驗(yàn)中均取反應(yīng)時(shí)間
第三章結(jié)果與討論
27
為 240min。由圖 3.4 還可看出，總鉻去除率隨時(shí)間變化趨勢(shì)與Cr(Ⅵ)去除率隨時(shí)間變
化趨勢(shì)相同，但總鉻去除率明顯低于 Cr(Ⅵ)去除率。這預(yù)示著 Cr(Ⅵ)的去除可能不是
由于吸附的原因。
圖3.4 反應(yīng)時(shí)間對(duì)處理效果影響
Fig. 3.4 Effect of time on removal
3.2.2 初始 pH值對(duì) Cr(Ⅵ)去除效果的影響
室溫時(shí)，在Cr(Ⅵ)初始濃度為10mg/L、爐渣用量為4g/L、反應(yīng)時(shí)間為240min的條
件下，考察Cr(Ⅵ)廢水初始pH值對(duì)處理效果的影響，結(jié)果見表3.2。
表3.2 初始pH值對(duì)Cr(VI)去除效果的影響
Table 3.2 Effect of initial pH on Cr (Ⅵ) removal efficiency
廢水的初始pH值 Cr(Ⅵ)去除率（%） 出水pH值
0.55 65.4 0.58
1.00 63.6 1.04
1.50 55.0 1.61
2.00 15.8 3.43
3.00 7.1 7.59
5.00 3.8 7.96
7.00 3.5 8.13
由表 3.2 可知，Cr(Ⅵ)溶液的初始 pH值對(duì)去除率影響顯著。在 pH值介于 0.55~1.00
之間時(shí)，Cr(Ⅵ)去除效率較高，平均為 64%左右；當(dāng) pH>1.00 時(shí)，隨著 pH值的升高，
去除率迅速下降。從表3.2 還可看出，達(dá)到反應(yīng)平衡后，出水pH 值高于廢水的初始
pH值，這說明爐渣中有某些堿性物質(zhì)經(jīng)水浸泡后進(jìn)入廢水中，或者爐渣與Cr(Ⅵ)的反
0
10
20
30
40
50
60
70
0 60 120 180 240 300 360 420 480
反應(yīng)時(shí)間(min)
去除率(%)
Cr(Ⅵ)
總Cr
第三章結(jié)果與討論
28
應(yīng)需消耗酸。若廢水的初始 pH值過高，調(diào)節(jié)pH值需消耗大量的酸，因此兼顧C(jī)r(Ⅵ)
的去除率和處理成本，確定適宜的pH 值為1.00。
3.2.3 爐渣投加量對(duì) Cr(Ⅵ)去除效果的影響
室溫時(shí)，在初始pH值為1、反應(yīng)時(shí)間為240min的條件下，考察爐渣投加量對(duì)不同
初始濃度的Cr(Ⅵ)廢水處理效果的影響，結(jié)果見圖3.5。
圖3.5 爐渣投加量對(duì)Cr(VI)去除效果影響
Fig. 3.5 Effect of dosage on Cr(VI) removal efficiency
由圖 3.5 可知，Cr(Ⅵ)初始濃度一定時(shí)，Cr(Ⅵ)去除效率隨爐渣投加量的增加而提
高。當(dāng)爐渣投加量增至一定值時(shí)，Cr(Ⅵ)去除率趨于穩(wěn)定。對(duì)于初始濃度分別為10mg/L、
20mg/L、30mg/L、40mg/L、50mg/L 的Cr(Ⅵ)廢水，適宜的爐渣投加量分別為8 g/L、
16 g/L、20 g/L、24 g/L、28g/L，Cr(Ⅵ)去除率分別為99.2%、99.6%、99.3%、99.7%、
98.3%，出水中殘余的Cr(Ⅵ)濃度分別為0.08 mg/L、0.09 mg/L、0.22 mg/L、0.13 mg/L、
0.85mg/L?？梢姰?dāng)Cr(Ⅵ)初始濃度低于50mg/L 時(shí)，投加適量的爐渣，均可使出水達(dá)到
國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
3.2.4 溫度對(duì) Cr(Ⅵ)去除效果的影響
在Cr(Ⅵ)初始濃度為10mg/L、初始pH值為1、爐渣投加量為4g/L、反應(yīng)時(shí)間為240min
的條件下，考察溫度對(duì)處理效果的影響，結(jié)果見圖3.6。
由圖3.6可知，Cr(Ⅵ)去除率隨溫度的升高而增大，但增幅較小，這說明溫度對(duì)Cr(Ⅵ)
去除效果的影響不大，因此在室溫下反應(yīng)即可。
0
20
40
60
80
100
0 4 8 12 16 20 24 28
投加量(g/L)
去除率(%)
10mg/L
20mg/L
30mg/L
40mg/L
50mg/L
第三章結(jié)果與討論
29
圖3.6 溫度對(duì)去除效果影響
Fig. 3.6 Effect of temperature on Cr(VI) removal
3.2.5 爐渣去除 Cr(Ⅵ)的機(jī)理探討
由前述實(shí)驗(yàn)可知，反應(yīng)過程中，總鉻的去除效率總是遠(yuǎn)小于Cr(Ⅵ)的去除率，當(dāng)
反應(yīng)達(dá)平衡時(shí)，Cr(Ⅵ)和總鉻的去除率分別為63.6%和5.1%。這說明反應(yīng)過程中，Cr(Ⅵ)
去除的主要原因并非是由于爐渣的吸附，而是Cr(Ⅵ)轉(zhuǎn)化成了Cr3+，致使總鉻去除率
很低[71]。由圖3.3 可知，爐渣中含有FeO，在酸性條件下，可溶出Fe2+。故分別在蒸
餾水和濃度為10mg/L 的Cr(Ⅵ)廢水中投加8g/L 的爐渣，調(diào)節(jié)溶液pH=1，進(jìn)行振蕩，
測(cè)定反應(yīng)過程中溶液中Fe2+和殘余的Cr(Ⅵ)濃度，結(jié)果見表3.3。
表 3.3 爐渣中 Fe2+的溶出及其對(duì)Cr(VI)的去除
Table 3.3 The dissolved amount of Fe2+ and removal of Cr(VI)
反應(yīng)時(shí)間 爐渣+蒸餾水 爐渣+ Cr(Ⅵ)廢水
(min) Fe2+ (mg/L) Fe2+ (mg/L) Cr(VI) (mg/L)
5 10.0 未檢出 6.7
10 12.2 未檢出 5.8
30 18.3 未檢出 3.9
60 21.3 未檢出 2.7
120 28.1 未檢出 0.7
240 32.7 4.4 0.04
由表 3.3 可以看出，酸性條件下，爐渣在蒸餾水中會(huì)溶出Fe2+，且Fe2+溶出量隨
時(shí)間的延長(zhǎng)而增大。當(dāng)爐渣與Cr(VI)廢水接觸時(shí)，隨反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，溶液中Cr(Ⅵ)
逐漸被去除，而在120min 之前，廢水中未檢出Fe2+，直到反應(yīng)240min，廢水中Cr(Ⅵ)
幾乎完全被去除時(shí)，才在廢水中檢測(cè)到Fe2+。這說明爐渣中溶出的Fe2+參與了與Cr(Ⅵ)
的反應(yīng)。綜上所述，酸性條件下爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的去除主要是由爐渣中溶出的Fe2+對(duì)Cr(Ⅵ)
的還原作用所致，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附作用很小。毒性很大的Cr(Ⅵ)被還原成毒性較
0
20
40
60
80
100
20 25 30 35 40 45 50
溫度(℃)
去除率(%)
第三章結(jié)果與討論
30
小的 Cr3+，Cr3+可通過加堿生成Cr(OH)3 沉淀而被去除，而且酸性水溶液還可通過加堿
得到中和。
3.2.6 反應(yīng)動(dòng)力學(xué)
在固液反應(yīng)體系中，主要涉及5個(gè)步驟：溶液中鉻離子向固體表面的質(zhì)量傳遞；鉻
離子吸附在爐渣表面；吸附的鉻離子與爐渣之間的化學(xué)反應(yīng)；還原產(chǎn)物的脫附；產(chǎn)物
向主體溶液的擴(kuò)散。通過對(duì)反應(yīng)體系進(jìn)行有效的攪拌，來排除質(zhì)量傳遞的限制，可以
認(rèn)為質(zhì)量傳遞不是速率控制步驟。所以，固體表面的化學(xué)反應(yīng)是速率控制步驟。
大多數(shù)表面反應(yīng)可以用Langmuir-Hinshelwood 動(dòng)力學(xué)模型來描述。根據(jù)多相催化
理論，發(fā)生在固體表面的反應(yīng)速度(n )與反應(yīng)物的表面覆蓋度(q )成正比：
n = kq (3.1)
通常反應(yīng)物在表面上的覆蓋度(q )很難測(cè)得，可以利用Langmuir 吸附等溫線把反
應(yīng)物的表面濃度用其在液相中的濃度表示出來。
(3.2)
式中：b為與吸附熱和溫度有關(guān)的常數(shù)。則
(3.3)
本反應(yīng)體系中，反應(yīng)物的濃度很小，1+bC<<1，可以簡(jiǎn)化為：
(3.4)
式中：K = kb
此時(shí)，反應(yīng)簡(jiǎn)化為一級(jí)反應(yīng)。
對(duì)式(3.4)積分，得：
(3.5)
室溫時(shí)，在Cr(Ⅵ)初始濃度為10mg/L，爐渣投加量為4g/L條件下，對(duì)不同pH值條
件下得到的反應(yīng)速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，按照一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行擬合，結(jié)果見表3.4。
表3.4 不同pH值下反應(yīng)動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果
Table 3.4 Fitted results for kinetics model under different pH
pH值動(dòng)力學(xué)方程 相關(guān)系數(shù)R 反應(yīng)速率常數(shù)(min-1)
0.55 ln(C/C0)=-0.006t-0.3507 0.965 6.0?0-3
1.00 ln(C/C0)=-0.0033t-0.2663 0.979 3.3?0-3
2.00 ln(C/C0)=-0.0004t-0.0725 0.966 4.0?0-4
bC
bC
+
=
1
q
bC
bC
+
= =
1
n kq k
kbC KC
dt
dC
n = - = =
0
ln
C
Kt
C
= -
第三章結(jié)果與討論
31
由表3.4可知，在不同pH值條件下，ln(C/C0)與反應(yīng)時(shí)間t均呈現(xiàn)良好的線性相關(guān)性，
說明爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的還原反應(yīng)速率可用一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)方程描述。反應(yīng)速率常數(shù)隨pH
值的增大而降低，這與Cr(Ⅵ)去除率隨pH值的變化規(guī)律一致。
在Cr(Ⅵ)初始濃度為10mg/L，初始pH值為1，爐渣投加量為4g/L條件下，對(duì)不同溫
度條件下得到的反應(yīng)速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，按照一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行擬合，結(jié)果見表3.5。
表3.5 不同溫度下反應(yīng)動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果
Table 3.5 Fitted results for kinetics model under different temperature
溫度(℃) 動(dòng)力學(xué)方程 相關(guān)系數(shù)R 反應(yīng)速率常數(shù)(min-1)
25 ln(C/C0)=-0.0033t-0.2663 0.979 3.3?0-3
50 ln(C/C0)=-0.0136t-0.2990 0.992 13.6?0-3
由表3.5可知，在不同溫度條件下，ln(C/C0)與反應(yīng)時(shí)間t均呈現(xiàn)良好的線性相關(guān)性，
說明爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的還原反應(yīng)速率可用一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)方程描述。反應(yīng)速率常數(shù)隨溫
度升高而增大，這與Cr(Ⅵ)去除率隨溫度的變化規(guī)律一致。
3.3 爐渣吸附水中 Cr3+及Pb2+
3.3.1 振蕩時(shí)間對(duì)吸附效果的影響
室溫時(shí)，在Cr3+及Pb2+初始濃度為50mg/L、初始pH值為2、爐渣用量為10g/L的條件
下，考察振蕩時(shí)間對(duì)吸附效果的影響，結(jié)果見圖3.7。
圖3.7 振蕩時(shí)間值對(duì)吸附效果的影響
Fig. 3.7 Effect of time on adsorption efficiency
由圖3.7可知，在前60min內(nèi)，Cr3+及Pb2+去除率隨時(shí)間的延長(zhǎng)而迅速上升；60min～
120min期間，Cr3+及Pb2+去除率增加十分緩慢。這是因?yàn)樵谖匠跗谟捎跔t渣的比表面
積大，內(nèi)部孔隙多，Cr3+及Pb2+吸附速率較快，去除率隨時(shí)間延長(zhǎng)迅速增加。當(dāng)顆粒外
0
20
40
60
80
100
0 50 100 150 200
時(shí)間(min) 去
除
率
(%)
Pb
Cr
Pb2+
Cr3+
第三章結(jié)果與討論
32
0
20
40
60
80
100
1 2 3 4 5 6 7
初始pH
去除率(%)
系列1
系列2
層吸附接近飽和后，Cr3+及Pb2+進(jìn)一步向內(nèi)部擴(kuò)散，由于擴(kuò)散阻力的存在，進(jìn)一步的吸
附變得困難，吸附速率減慢。120min后，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附基本達(dá)到平衡，為了
保證各種條件下的吸附充分達(dá)到平衡，確定吸附平衡時(shí)間為180min。
3.3.2 初始pH 值對(duì)吸附效果的影響
室溫時(shí)，在Cr3+及Pb2+初始濃度為50mg/L、爐渣用量為10g/L、反應(yīng)時(shí)間180min的
條件下，考察初始pH值對(duì)吸附效果的影響，結(jié)果見圖3.8。
圖3.8 初始pH值對(duì)吸附效果的影響
Fig. 3.8 Effect of the initial pH value on adsorption efficiency
由圖3.8可知，溶液初始pH值對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附效果有較大影響，當(dāng)初始pH＜2
時(shí)，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附效果較差，當(dāng)初始pH≥2時(shí)，吸附效果顯著增加，Cr3+及
Pb2+的去除率均達(dá)95%以上。
爐渣中含有SiO2 、Al2O3 、CaO、K2O等堿性氧化物，能顯著提高水溶液的pH值。
所以實(shí)驗(yàn)過程中測(cè)定了爐渣吸附Cr3+及Pb2+前后廢水pH值的變化，結(jié)果見表3.6。
表3.6 吸附前后溶液pH值變化
Table 3.6 Changes of pH before and after adsorbing
吸附前pH值1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 2.4 5 7
Cr3+ 1.69 2.22 3.88 6.69 7.54 7.81 8.07 8.26
吸附后
Pb2+ 1.74 2.23 3.82 7.14 7.67 7.85 8.14 8.36
由表3.6可知，在初始pH＜1.8時(shí)，投加爐渣后溶液仍呈酸性環(huán)境，初始pH≥2，投
加爐渣后溶液呈偏堿性環(huán)境。結(jié)合圖3.8可知，爐渣在堿性環(huán)境下對(duì)Cr3+及Pb2+具有良
好的吸附性能。這是因?yàn)镠+和Cr3+及Pb2+同為帶正電荷的離子，它們?cè)诒粻t渣表面吸附
的過程中存在著競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)。當(dāng)pH值較低時(shí)，溶液中的H+濃度較高，H+會(huì)與Cr3+及Pb2+
競(jìng)爭(zhēng)爐渣表面有限的活性位，降低了爐渣與Cr3+及Pb2+的結(jié)合能力，Cr3+及Pb2+的吸附
Pb2+
Cr3+
第三章結(jié)果與討論
33
量就會(huì)減小。同時(shí)，己經(jīng)被吸附在爐渣表面的H+由于同性電荷相斥的原理，使溶液中
的Cr3+及Pb2+更難以接觸到爐渣表面；隨著pH值的升高，OH-濃度增大，H+的競(jìng)爭(zhēng)交換
能力減弱，同時(shí)OH-還能與爐渣表面吸附了H+的基團(tuán)結(jié)合，使吸附在爐渣表面的H+轉(zhuǎn)
移到溶液中，從而使其表面的活性位點(diǎn)數(shù)增加，有利于Cr3+及Pb2+的吸附[72-73]。pH值
對(duì)爐渣吸附Cr3+及Pb2+的影響還可能與吸附表面靜電位和表面電荷的變化有關(guān)。爐渣主
要成分為金屬氧化物，在水溶液中，如鐵、鋁等會(huì)形成無定形水合氧化物和氫氧化物，
其表面由金屬離子和羥基組成，這是一種親水性表面，具有路易斯(Lewis)酸堿行為，
暴露在表面上的羥基會(huì)通過解離和締合H+而使其帶有一定量的表面電荷[74]。根據(jù)
Barrow等[75-76]的研究，可變電荷表面的靜電位隨pH值的增大而降低，從而使表面電荷
越來越負(fù)，對(duì)正離子的吸附能力增強(qiáng)。另外，在堿性條件下，由于有Cr(OH)3及Pb(OH)2
沉淀的產(chǎn)生，亦可使Cr3+及Pb2+的去除效率提高。
該實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)亦可幫助進(jìn)一步解釋上一節(jié)爐渣處理Cr(Ⅵ)溶液的實(shí)驗(yàn)研究中，pH值
對(duì)處理效果影響的實(shí)驗(yàn)現(xiàn)象。在低pH值條件下，爐渣中FeO溶出，將Cr(Ⅵ)還原成為
Cr3+，但此時(shí)，爐渣對(duì)Cr3+的吸附性能較差，故雖然溶液中Cr(Ⅵ)得到很大去除，但總
鉻去除率不高；而在pH值較高的條件下，Cr(Ⅵ)不能被還原，爐渣對(duì)以陰離子形式存
在的Cr(Ⅵ)吸附能力較差，此時(shí)Cr(Ⅵ)的去除率很低。因此，在實(shí)際應(yīng)用中對(duì)含鉻廢水
的處理可以采用兩步法，即首先在酸性條件下用爐渣將廢水中Cr(Ⅵ)還原成Cr3+，再將
廢水與堿性廢水混合，使生成的Cr3+在堿性條件下被爐渣吸附去除。
3.3.3 爐渣投加量對(duì)吸附效果的影響
室溫時(shí)，在初始pH值為2、反應(yīng)時(shí)間180min的條件下，考察爐渣投加量對(duì)不同初始
濃度的Cr3+溶液和Pb2+溶液吸附效果的影響，結(jié)果見圖3.9和圖3.10。
由圖3.9和圖3.10可知，Cr3+及Pb2+初始濃度一定時(shí)，隨著爐渣投加量增加，Cr3+及
Pb2+去除率不斷提高。這是因?yàn)槿芤篊r3+及Pb2+初始濃度一定時(shí)，增加爐渣用量，即增
加了吸附可用的總表面積，吸附作用增強(qiáng)，從而有利于提高平衡時(shí)的去除率。爐渣投
加量一定時(shí)，隨著Cr3+及Pb2+初始濃度的增大，Cr3+及Pb2+的去除率降低，但單位爐渣
的吸附量明顯增大。這是因?yàn)闋t渣投加量一定時(shí)，其表面積一定，故吸附能力一定，
在未達(dá)到吸附飽和之前，爐渣的吸附容量隨著Cr3+及Pb2+初始濃度的增加而增加。在
Cr3+初始濃度分別為10mg/L，20mg/L、30mg/L、40mg/L、50mg/L，爐渣投加量分別為
4g/L、6g/L、10g/L、10g/L、12g/L時(shí)，Cr3+去除率分別為93.5%、93.5%、97.3%、96.9%、
97.3%，殘余Cr3+濃度為0.65 mg/L、1.31 mg/L、0.81 mg/L、1.24 mg/L、1.34mg/L。Pb2+
初始濃度分別為20mg/L和50mg/L，爐渣投加量分別為4g/L、12g/L時(shí)，Pb2+去除率分別
為95.6%、99.0%，殘余Pb2+濃度為0.87 mg/L、0.49mg/L?？梢娫贑r3+及Pb2+初始濃度小
于50mg/L時(shí)，投加適量的爐渣，均可使處理后出水達(dá)到國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
第三章結(jié)果與討論
34
圖3.9 爐渣投加量對(duì)Cr3+ 吸附效果影響
Fig. 3.9 Effect of dosage of slag on adsorption for Cr3+
圖3.10 爐渣投加量對(duì)Pb2+ 吸附效果影響
Fig. 3.10 Effect of dosage of slag on adsorption for Pb2+
3.3.4 溫度對(duì)吸附效果的影響
在初始Cr3+及Pb2+濃度為50mg/L、初始pH值為2、爐渣用量為10g/L、反應(yīng)時(shí)間180min
的條件下，考察溫度對(duì)吸附效果的影響，結(jié)果見圖3.11。
由圖3.11可知，隨著吸附溫度的增加，Cr3+及Pb2+去除率略有升高，但升高幅度不
大。因此，在實(shí)際廢水處理中，不需要對(duì)含Cr3+及Pb2+廢水水溫進(jìn)行加熱或冷卻，可節(jié)
約能源，減少運(yùn)行成本。
0
20
40
60
80
100
2 4 6 8 10 12 14
投加量(g/L)
去除率(%)
10mg/L
20mg/L
30mg/l
40mg/L
50mg/L
0
20
40
60
80
100
2 4 6 8 10 12 14
投加量(g)
去除率(%)
20mg/L
50mg/L
第三章結(jié)果與討論
35
圖3.11 溫度對(duì)去除效果影響
Fig. 3.11 Effect of temperature on adsorption efficiency
3.3.5 吸附熱力學(xué)
3.3.5.1 吸附等溫線的測(cè)定
(1) 不同pH值條件下的吸附等溫線
室溫時(shí)，分別配制濃度為50mg/L、100mg/L、200mg/L、300mg/L、400mg/L、500mg/L
的Cr3+及Pb2+模擬廢水各50mL，投加質(zhì)量濃度為10g/L的爐渣，在不同pH值條件下恒溫
振蕩180min后取樣測(cè)定吸光度，得到不同pH值下的吸附等溫線，如圖3.12和圖3.13所
示。
圖3.12 不同pH值條件下Cr3+的等溫吸附線
Fig. 3.12 Isotherms of Cr3+ under different pH
50
60
70
80
90
100
30 35 40 45 50 55
溫度(℃)
去除率(%)
系列1
系列2
Pb2+
Cr3+
0
5
10
15
20
25
30
0 50 100 150 200 250 300 350
平衡濃度(mg/L) 吸
附
量
(
mg/g)
pH=1.6
pH=2
pH=2.4
第三章結(jié)果與討論
36
圖3.13 不同pH值條件下Pb2+的等溫吸附線
Fig. 3.13 Isotherms of Pb2+ under different pH
由圖3.12和圖3.13可知，Cr3+及Pb2+的平衡吸附量隨溶液濃度的增大而增大，這是
因?yàn)槿芤簼舛仍龃笫谷芤褐形劫|(zhì)的離子數(shù)量增加，導(dǎo)致吸附平衡向減少吸附質(zhì)離子
的方向移動(dòng)。圖3.12和圖3.13所示的等溫線形狀按照Giles等人對(duì)液相吸附等溫線的分
類應(yīng)屬于L2型[77]，可以用Langmuir吸附模型及Freundlich吸附模型進(jìn)行擬合。
將數(shù)據(jù)按Langmuir吸附模型擬合，結(jié)果見表3.7和表3.8。
表3.7 不同pH值下Cr3+的Langmuir線性擬合結(jié)果
Table 3.7 Fitted results of Cr3+ by Langmuir model under different pH
初始pH值線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R q0 b
1.6 Ce/q=0.0486Ce+4.211 0.997 20.58 0.012
2.0 Ce/q=0.047Ce+1.2295 0.993 21.28 0.038
2.4 Ce/q=0.0396Ce+0.5685 0.996 25.25 0.070
表3.8 不同pH值下Pb2+的Langmuir線性擬合結(jié)果
Table 3.8 Fitted results of Pb2+ by Langmuir model under different pH
初始pH值線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R q0 b
1.6 Ce/q=0.0891Ce+15.26 0.998 11.22 0.0058
2.0 Ce/q=0.029Ce+0.7754 0.982 34.48 0.037
2.4 Ce/q=0.0235Ce+0.2802 0.983 42.55 0.084
由表3.7和表3.8可知，在不同pH值條件下，Cr3+及Pb2+的Ce/q與Ce擬合直線的線性
相關(guān)性良好，證明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附符合Langmuir模式。式中吸附系數(shù)b指示了
吸附質(zhì)和吸附劑之間的親合強(qiáng)度，該數(shù)值越大，親合力越大。表3.7和表3.8中的極限吸
附容量q0及b都隨pH值的增大而增大，說明pH值升高對(duì)吸附有利。從表3.7和表3.8還可
以看出，在pH=2.0和pH=2.4的條件下，爐渣對(duì)Pb2+的極限吸附容量遠(yuǎn)大于Cr3+。這說明
0
10
20
30
40
50
0 100 200 300 400 500
平衡濃度Ce(mg/L)
吸附量(mg/g)
pH=1.6
pH=2
pH=2.4
第三章結(jié)果與討論
37
該爐渣對(duì)Pb2+的吸附性能優(yōu)于Cr3+。
將數(shù)據(jù)按Freundlich吸附模型擬合，結(jié)果見表3.9和表3.10。
表3.9 不同pH值下Cr3+的Freundlich線性擬合結(jié)果
Table 3.9 Fitted results of Cr3+by Freundlich model under different pH
初始pH值線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R k 1/n
1.6 lgq=0.4997lgCe-0.0114 0.997 1.03 0.50
2.0 lgq=0.3038lgCe+0.5635 0.997 3.66 0.30
2.4 lgq=0.2859lgCe+0.7271 0.997 5.34 0.29
表3.10 不同pH值下Pb2+的Freundlich線性擬合結(jié)果
Table 3.10 Fitted results of Pb2+ by Freundlich model under different pH
初始pH值線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R k 1/n
1.6 lgq=0.5817lgCe-0.5865 0.990 0.26 0.58
2.0 lgq=0.4061lgCe+0.5878 0.997 3.87 0.46
2.4 lgq=0.3357lgCe+0.9071 0.992 9.34 0.34
由表3.9和表3.10可知，在不同pH值條件下，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附符合Freundlich
模式。1/n＜0.5，說明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附容易進(jìn)行。隨著pH值增加，1/n值減小，
反映吸附強(qiáng)度的k值增大，證明pH值升高對(duì)吸附有利。
(2)不同溫度下的吸附等溫線
分別配制濃度為50mg/L、100mg/L、200mg/L、300mg/L、400mg/L、500mg/L，初
始pH=2的Cr3+及Pb2+模擬廢水各50mL，投加質(zhì)量濃度為10g/L的爐渣，在不同溫度下恒
溫振蕩180min后取樣測(cè)定吸光度，得到不同溫度下的吸附等溫線，見圖3.14和圖3.15。
圖3.14 不同溫度下Cr3+的等溫吸附線
Fig. 3.14 Isotherms of Cr3+ under different temperature
0
5
10
15
20
25
0 50 100 150 200 250 300 350
平衡濃度(mg/L)
吸附量(mg/g)
25℃
30℃
35℃
40℃
45℃
50℃
第三章結(jié)果與討論
38
圖3.15 不同溫度下Pb2+的等溫吸附線
Fig. 3.15 Isotherms of Pb2+ under different temperature
將圖3.14和圖3.15對(duì)應(yīng)的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)按Langmuir吸附模型擬合，結(jié)果見表3.11和表
3.12。
表3.11 不同溫度下Cr3+的Langmuir線性擬合結(jié)果
Table 3.11 Fitted results of Cr3+ by Langmuir model under different temperatures
溫度(℃) 線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R q0 b
25 Ce/q=0.047Ce+1.2295 0.993 21.28 0.038
30 Ce/q=0.0459Ce+1.1972 0.992 21.79 0.038
35 Ce/q=0.0448Ce+1.1658 0.991 22.32 0.039
40 Ce/q=0.0439Ce+1.136 0.990 22.78 0.039
45 Ce/q=0.0432Ce+1.1177 0.988 23.15 0.039
50 Ce/q=0.0424Ce+1.0871 0.988 23.59 0.039
表3.12 不同溫度下Pb2+的Langmuir線性擬合結(jié)果
Table 3.12 Fitted results of Pb2+by Langmuir model under different temperatures
溫度(℃) 線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R q0 b
30 Ce/q=0.029Ce+0.7754 0.982 34.48 0.037
35 Ce/q=0.0284Ce+0.6893 0.984 35.21 0.041
40 Ce/q=0.0278Ce+0.6561 0.983 35.97 0.042
45 Ce/q=0.0275Ce+0.5911 0.981 36.36 0.047
50 Ce/q=0.0272Ce+0.5276 0.982 36.77 0.052
由表3.11和表3.12可知，在不同溫度下，Cr3+及Pb2+的Ce/q與Ce擬合直線的線性相
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0 50 100 150 200
平衡濃度(mg/L)
吸附容量(mg/g)
30℃
35℃
40℃
45℃
50℃
第三章結(jié)果與討論
39
RL
關(guān)性良好，證明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附符合Langmuir模式。q0及b隨溫度的升高僅有
小幅度增大，說明溫度對(duì)吸附效果的影響不大。
根據(jù)文獻(xiàn)[78]可知，平衡參數(shù)(RL)的大小能夠在一定程度上指示吸附過程是否是有
利的，其計(jì)算公式為：
(3.6)
式中，RL為平衡參數(shù)，b為L(zhǎng)angmuir等溫模型中的常數(shù)，C0為初始濃度。
分別計(jì)算不同溫度下Cr3+及Pb2+的RL值，并以RL值對(duì)溫度作圖，得到圖3.16和圖
3.17。
圖3.16 不同溫度下Cr3+的RL
Fig. 3.16 The value of Cr3+ RL under different temperatures
圖3.17 不同溫度下Pb2+的RL
Fig. 3.17 The value of Pb2+ RL under different temperatures
由圖3.16和圖3.17可知，在同一溫度條件下， RL值隨Cr3+及Pb2+初始濃度的升高而
0 1
1
bC
RL +
=
0.04
0.08
0.12
0.16
0.2
0.24
20 30 40 50 60
溫度(℃)
100mg/L
200mg/L
300mg/L
400mg/L
500mg/L
0.036
0.076
0.116
0.156
0.196
0.236
25 30 35 40 45 50 55
溫度(℃)
100mg/L
200mg/L
300mg/L
400mg/L
500mg/L
RL
第三章結(jié)果與討論
40
迅速減小，RL值降低幅度隨初始濃度增大而減??；對(duì)于同一初始濃度，不同溫度下Cr3+
的RL值變化不大，而Pb2+的RL值隨溫度升高而降低，說明溫度對(duì)爐渣吸附Cr3+的影響小
于其對(duì)Pb2+的影響。不同溫度下的RL值都處于0～1之間，說明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附
性能較好[83]。
將數(shù)據(jù)按Freundlich吸附模型擬合，結(jié)果見表3.13和表3.14。
表3.13 不同溫度下Cr3+的Freundlich線性擬合結(jié)果
Table 3.13 Fitted results of Cr3+for Freundlich model under different temperatures
溫度(℃) 線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R k 1/n
25 lgq=0.3038lgCe+0.5635 0.997 3.66 0.30
30 lgq=0.3036lgCe+0.5748 0.998 3.76 0.30
35 lgq=0.3035lgCe+0.5854 0.998 3.85 0.30
40 lgq=0.3031lgCe+0.5965 0.998 3.95 0.30
45 lgq=0.3029lgCe+0.6039 0.996 4.02 0.30
50 lgq=0.3029lgCe+0.6133 0.996 4.11 0.30
表3.14 不同溫度下Pb2+的Freundlich線性擬合結(jié)果
Table 3.14 Fitted results of Pb2+ for Freundlich model under different temperatures
溫度(℃) 線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R k 1/n
30 lgq=0.4061lgCe+0.5878 0.997 3.87 0.41
35 lgq=0.4056lgCe+0.6110 0.997 4.08 0.41
40 lgq=0.4051lgCe+0.6259 0.990 4.23 0.40
45 lgq=0.405lgCe+0.6453 0.991 4.42 0.40
50 lgq=0.3986lgCe+0.6751 0.991 4.73 0.40
由表3.13和表3.14可知，在不同溫度下，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附符合Freundlich模
式。1/n＜0.5，說明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附容易進(jìn)行。隨著溫度升高，1/n值減小，k
值增大。說明吸附能力隨溫度的升高而增大，這與Langmuir模型對(duì)數(shù)據(jù)擬合的結(jié)果是
一致的。
由 表3.11至表3.14所示的相關(guān)系數(shù)可以看出，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+吸附更符合
Freundlich模式。說明爐渣表面是不均勻的，其交換吸附平衡常數(shù)與表面覆蓋度有關(guān)[82]。
3.3.5.2 熱力學(xué)參數(shù)求取
熱力學(xué)參數(shù)吸附焓變 、吸附自由能變 、吸附熵變 分別按公式(1.8)、(1.10)、
(1.11)求取。不同吸附量下Cr3+及Pb2+等量吸附焓變、吸附自由能變、吸附熵變的計(jì)算
DH DG DS
第三章結(jié)果與討論
41
結(jié)果見表3.15和表3.16。
表3.15 爐渣吸附Cr3+的熱力學(xué)參數(shù)
Table 3.15 Thermodynamic properties of the Cr3+ adsotption
DG(kJ 譵ol -1) DS (J 譵ol -1 譑)
吸附量q(mg/g) DH(kJ 譵ol-1)
303K 323K 303K 323K
10 13.55 72.09 69.39
20 13.26 -8.30 -8.87 71.15 68.50
30 13.10 70.60 67.98
表3.16 爐渣吸附Pb2+的熱力學(xué)參數(shù)
Table 3.16 Thermodynamic properties of the Pb2+ adsotption
DG(kJ 譵ol -1) DS (J 譵ol -1 譑)
吸附量q(mg/g) DH(kJ 譵ol-1)
303K 323K 303K 323K
10 18.09 80.19 76.87
20 17.03 -6.20 -6.74 76.67 73.57
30 16.40 74.60 71.64
由表3.15和表3.16可知，Cr3+及Pb2+在爐渣上的等量吸附焓變 為正值，表明吸附
是吸熱過程，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附為化學(xué)吸附。隨著吸附量的增加， 的值減小。
這是因?yàn)殚_始吸附時(shí)液相中Cr3+及Pb2+的濃度比較高，爐渣相中的Cr3+及Pb2+的濃度比
較低，化學(xué)勢(shì)比較大，表現(xiàn)為 的值較大；隨著吸附的進(jìn)行，液相中Cr3+及Pb2+的濃
度減小，爐渣相中的Cr3+及Pb2+的濃度增大，化學(xué)勢(shì)變小，表現(xiàn)為 值減小。但是整
個(gè)吸附過程 的絕對(duì)值小于40 kJ穖ol-1，表明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+存在物理吸附 [82]。因
此，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附是由物理吸附和化學(xué)吸附共同作用引起的，但以化學(xué)吸附
為主。吸附自由能變 是的體現(xiàn)了吸附驅(qū)動(dòng)力的大小。 為負(fù)值，表明爐渣對(duì)Cr3+
及Pb2+吸附是自發(fā)過程。對(duì)于液相吸附，在固體表面上溶質(zhì)和溶劑同時(shí)被吸附，吸附
過程總熵變是溶質(zhì)的吸附(伴隨熵減少即自由度減少)與溶劑的脫附(導(dǎo)致熵增加即自由
度增加)的總合，它取決于溶質(zhì)和溶劑與固體表面作用的強(qiáng)弱及它們的分子體積[79]。本
試驗(yàn)吸附熵變 為正值，表明Cr3+及Pb2+在爐渣表面的吸附能力較強(qiáng)，分子體積較大，
吸附時(shí)占據(jù)的吸附位點(diǎn)較多，而溶劑水分子脫附引起的熵增加大于Cr3+及Pb2+吸附引起
的熵減少，因此Cr3+及Pb2+被吸附到爐渣上比它在水溶液中運(yùn)動(dòng)有更大的自由度[80]。
3.3.6 吸附動(dòng)力學(xué)
3.3.6.1 吸附動(dòng)力學(xué)模型
DH
DH
DH
DH
DG
DS
DG
DH
第三章結(jié)果與討論
42
分別在30℃、40℃和50℃下，取50mL，pH=2、初始濃度為50mg/L的Cr3+溶液及Pb2+
溶液，投加質(zhì)量濃度為10g/L的爐渣進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，所得的爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率曲
線，如圖3.18和圖3.19所示。
由圖3.18和圖3.19可知，吸附過程分為三個(gè)階段：(1) 吸附時(shí)間小于15min時(shí)，Cr3+
及Pb2+濃度隨吸附時(shí)間的延長(zhǎng)而迅速降低；(2) 15min到60min期間，Cr3+及Pb2+濃度繼
續(xù)降低，但降低幅度變緩；(3) 60min后，Cr3+及Pb2+濃度緩慢降低直至吸附達(dá)到平衡。
這是因?yàn)?，在吸附的初始階段，吸附劑表面有大量剩余吸附位，主要發(fā)生外層吸附作
用，吸附速率較快；隨著吸附的繼續(xù)進(jìn)行，吸附劑表面的吸附位被占據(jù)，吸附劑內(nèi)部
分配作用對(duì)吸附量的貢獻(xiàn)增大，吸附速率變慢[81]。
圖3.18 爐渣對(duì)Cr3+的吸附速率曲線
Fig. 3.18 Adsorption rate curves of Cr3+
圖3.19 爐渣對(duì)Pb2+的吸附速率曲線
Fig. 3.19 Adsorption rate curves of Pb2+
分別將30℃下的爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用幾種常見的動(dòng)力學(xué)模
0
10
20
30
40
50
60
0 50 100 150 200
時(shí)間(min)
濃度(mg/L)
30℃
40℃
50℃
0
10
20
30
40
50
60
0 50 100 150 200
時(shí)間(min)
濃度(mg/L)
30℃
40℃
50℃
第三章結(jié)果與討論
43
型擬合，結(jié)果見表3.17和表3.18。
表3.17 Cr3+動(dòng)力學(xué)模型擬合結(jié)果
Table 3.17 Fitted results of Cr3+ for some kinetic models
模型名稱 模型方程 擬合方程 相關(guān)系數(shù)R
Lagergren一級(jí)率方程式lg(qe-q)=0.6099-0.0288t 0.982
動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程 t/q=1.7536+0.1948t 0.999
Bangham動(dòng)力學(xué)方程lgq=0.0115+0.3848lgt 0.928
Elovich方程 q = a + 2.303b lg t q=0.1224+2.5477lgt 0.964
拋物線擴(kuò)散方程 1-qt/qe=-0.1207t1/2+0.8892 0.948
指數(shù)函數(shù)方程
q = a exp(b / t)
ln q = ln a + b / t lnq=0.6926-2.47/t 0.997
表3.18 Pb2+動(dòng)力學(xué)模型擬合結(jié)果
Table 3.18 Fitted results of Pb2+ for some kinetic models
模型名稱 模型方程 擬合方程 相關(guān)系數(shù)R
Lagergren一級(jí)率方程式lg(qe-q)=0.6081-0.0177t 0.993
動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程 t/q=2.8802+0.1809t 0.998
Bangham動(dòng)力學(xué)方程lgq=-0.1632+0.4544lgt 0.945
Elovich方程 q = a + 2.303b lg t q=-0.661+2.8243lgt 0.984
拋物線擴(kuò)散方程1-qt/qe=-0.0981t1/2+0.8911 0.945
指數(shù)函數(shù)方程
q = a exp(b / t)
ln q = ln a + b / t lnq=1.593-7.7443/t 0.995
由表3.17和表3.18可知，動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程和指數(shù)函數(shù)方程為最優(yōu)模型，擬合相關(guān)
系數(shù)在0.99以上，各種擬合分析的優(yōu)劣次序?yàn)椋簞?dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程＞指數(shù)函數(shù)方程＞
Lagergren一級(jí)速率方程＞Elovich方程＞Bangham動(dòng)力學(xué)方程＞拋物線擴(kuò)散方程。從微
粒吸附過程的機(jī)理看，首先是被吸附離子以擴(kuò)散的方式，到達(dá)爐渣顆粒的外表面，而
后由外表面經(jīng)顆粒的表面孔穴，進(jìn)入其內(nèi)表面，這一階段以物理吸附為主，能較好地
滿足一級(jí)速率方程；隨著物理吸附的進(jìn)行，被吸附離子部分與爐渣顆粒內(nèi)外表面的某
t
k
q q qe e 2.303
lg( - ) = lg - 1
e e q
t
q kq
t = + 2
1
t
m
q k lg
1
lg = lg +
kt c
q
q
e
1- t = - 1/ 2 +
t
k
q q qe e 2.303
lg( - ) = lg - 1
e e q
t
q kq
t
= + 2
1
t
m
q k lg
1
lg = lg +
k t c
q
q
e
1- t = - 1/ 2 +
第三章結(jié)果與討論
44
些基團(tuán)結(jié)合，發(fā)生化學(xué)吸附。因此，從整體上說，吸附動(dòng)力學(xué)最符合準(zhǔn)二級(jí)方程[82]。
將不同溫度下爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)按動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程擬合，結(jié)
果見表3.19和表3.20。
表3.19 Cr3+動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)模型擬合結(jié)果
Table 3.19 Fitted results of Cr3+ for pseudo-second-order adsorption model
溫度(℃) 擬合方程 k(g·mg-1·min-1) 相關(guān)系數(shù)R
30 t/q=1.7536+0.1948t 0.02 0.999
40 t/q=1.5053+0.1881t 0.03 0.998
50 t/q=0.8795+0.1979t 0.04 0.999
表3.20 Pb2+動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)模型擬合結(jié)果
Table 3.20 Fitted results of Pb2+ for pseudo-second-order adsorption model
溫度(℃) 擬合方程 k(g·mg-1·min-1) 相關(guān)系數(shù)R
30 t/q=2.8802+0.1809t 0.01 0.998
40 t/q=2.2235+0.1846t 0.02 0.998
50 t/q=1.8492+0.1857t 0.02 0.999
由表3.19和表3.20可知，在不同溫度條件下，吸附動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型
線性相關(guān)性非常良好，進(jìn)一步說明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附接近于準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)。速率常
數(shù)k隨溫度升高增大，這是由于隨著溫度的升高，溶質(zhì)分子運(yùn)動(dòng)加快，從而使得速率常
數(shù)增大。
由于吸附受到化學(xué)反應(yīng)控制，所以吸附速率與溫度應(yīng)符合Arrhenius公式，
即 ，lnk與1/T成線性關(guān)系。將不同溫度下lnk對(duì)1/T作圖，得到圖3.20。
1/T×10-3(1/K)
圖3.20 lnk 與1/T 的關(guān)系曲線
Fig. 3.20 Curve of lnk versus 1/T
0
1
2
3
4
5
3.05 3.1 3.15 3.2 3.25 3.3 3.35
系列1
系列2
-(lnk)
Cr3+
Pb2+
A
RT
Ea
ln k = - + ln
第三章結(jié)果與討論
45
分別對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，得到Cr3+的回歸方程為：-lnK=3.53161/T-7.7962，其線性相
關(guān)系數(shù)為0.992。Pb2+的回歸方程：-lnK =2.42921/T-3.5536，其線性相關(guān)系數(shù)為0.995。
與Arrhenius公式比較得Cr3+的吸附活化能為：Ea=29.36J/mol，Pb2+的吸附活化能為：
Ea=20.20J/mol。
3.3.6.2 吸附速度控制步驟研究
一般地，吸附過程要經(jīng)歷四個(gè)步驟：(1)外擴(kuò)散，即吸附質(zhì)在溶液中進(jìn)行擴(kuò)散；(2)
膜擴(kuò)散，即吸附質(zhì)從溶液主體中通過吸附劑顆粒周圍的液膜擴(kuò)散到達(dá)吸附劑外表面；
(3)孔擴(kuò)散或內(nèi)擴(kuò)散，即吸附質(zhì)從吸附劑的外表面向吸附劑內(nèi)部孔隙內(nèi)擴(kuò)散；(4)吸附反
應(yīng)，即吸附質(zhì)吸著在吸附劑表面的活性中心位上。在吸附體系試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，可通過快
速混合消除外擴(kuò)散對(duì)吸附速率的影響；又由于吸附反應(yīng)速度通常比膜擴(kuò)散和孔擴(kuò)散兩
個(gè)階段的速度要快得多。因此，吸附速度取決于膜擴(kuò)散和孔擴(kuò)散兩個(gè)步驟，其中吸附
速度較慢者為吸附全過程的速率控制步驟。操作中，若提高較慢擴(kuò)散步驟速率則可提
高整個(gè)吸附速率。
一般來說，液相中球狀表面的擴(kuò)散過程，可通過菲克第二定律的變換形式進(jìn)行描
述[83]，
(3.7)
式中，t為吸附時(shí)間，(min)；r為爐渣半徑，(cm)；D為擴(kuò)散系數(shù)，(cm2·s-1)； t q 為
t時(shí)刻的吸附量，(mg/g)； ?q 為極限吸附量，實(shí)際常用飽和吸附量e q 代替，(mg/g)。
由于爐渣己過120目篩，故可假定爐渣顆粒的半徑大致相等，以 對(duì) 作圖，
結(jié)果見圖3.21和圖3.22。
t1/2(min)
圖3.21 Cr3+的 ~ t1/2曲線
Fig. 3.21 Curve of versus t1/2for Cr3+
p
Dt
q r
qt 6
=
?
A
B
C
D
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
0 4 8 12 16
qt/qe
/ t e q q
/ t e q q
/ t e q q
t1/ 2
第三章結(jié)果與討論
46
t1/2(min)
圖3.22 Pb2+的 ~ t1/2曲線
Fig. 3.22 Curve of versus t1/2for Pb2+
由圖3.21和圖3.22可知，此吸附過程分為三個(gè)階段：A-B段為膜擴(kuò)散階段，在此階
段爐渣吸附劑被液膜包裹，吸附質(zhì)必須透過液膜才能進(jìn)行吸附。B-C段線性部分為孔
擴(kuò)散階段。C-D段為吸附-解吸平衡階段，此時(shí)溶液組成已不再發(fā)生變化，對(duì)整個(gè)吸附
過程影響甚微。B-C段的吸附速率比A-B段的吸附速率慢，所以孔擴(kuò)散為吸附過程的控
制步驟。因此，用孔擴(kuò)散模式對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合。
孔擴(kuò)散模式為：
(3.8)
式中：D為顆粒內(nèi)有效擴(kuò)散系數(shù)，在實(shí)驗(yàn)條件下為一常數(shù)；R為吸附劑顆粒半徑，
(m)，前已述及，為一常數(shù)；qe為與吸附劑顆粒表面上的吸附質(zhì)濃度相平衡的吸附量，
(mg/g)。
令 ，則 (3.9)
由吸附動(dòng)力學(xué)擬合方程知，q = aeb / t，代入(3.8)可得：
(3.10)
故 (3.11)
其中，
以 (即 )對(duì) 作圖得一直線，擬合直線如圖3.23和圖3.24所示。
A
C
B
D
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
0 4 8 12 16
( )
15
2 q q
R
D
dt
dq
e = -
k
R
D
= 2
15 k(q q)
dt
dq
e = -
t2
bq
dt
dq
= -
( ) 2 k q q
t
q
e = ?-
b
k
k ?= -
dt
dq
(q q) e - t2
q
qt/qe
/ t e q q
/ t e q q
第三章結(jié)果與討論
47
(qe-q) (mg/L)
圖3.23 Cr3+的dq/dt 與(qe-q) 關(guān)系曲線
Fig. 3.23 Curve of dq/dt versus (qe-q) for Cr3+
(qe-q) (mg/g)
圖3.24 Pb2+的dq/dt 與(qe-q) 關(guān)系曲線
Fig. 3.24 Curve of dq/dt versus (qe-q) for Pb2+
圖3.23和圖3.24中兩回歸直線相關(guān)系數(shù)分別為0.986和0.971，說明爐渣對(duì)Cr3+和Pb2+
的吸附過程可較好的采用孔擴(kuò)散模式來描述，即爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率主要受孔
擴(kuò)散過程控制。
小結(jié)：
由本節(jié)的討論可知，在相同實(shí)驗(yàn)條件下，爐渣對(duì)Cr3+的平衡吸附量＜爐渣對(duì)Pb2+
的平衡吸附量，而爐渣對(duì)Cr3+的吸附速率＞爐渣對(duì)Pb2+的吸附速率。例如，在初始pH=2，
初始離子濃度為50mg/L，溫度為30℃條件下， =4.78mg/g， =4.84mg/g，此時(shí)，
=0.022g·mg-1·min-1， =0.011g·mg-1·min-1。這一現(xiàn)象可由爐渣對(duì)重金屬離
子的吸附機(jī)理解釋。爐渣是一種氧化物礦物，由于自身結(jié)構(gòu)和性質(zhì)特點(diǎn)，其對(duì)重金屬
離子的吸附受物理吸附和化學(xué)吸附共同影響，吸附機(jī)理復(fù)雜。其可能機(jī)理有：(1) 重
-0.005
0
0.005
0.01
0.015
0.02
0.025
0 0.5 1 1.5 2 2.5 3
-0.005
0
0.005
0.01
0.015
0.02
0.025
0.03
0 0.5 1 1.5 2 2.5
e,C r 3 q + e,P b 2 q +
dq/dt(mg-1·min-1) dq/dt(mg-1·min-1)
Cr3 k + Pb 2 k +
第三章結(jié)果與討論
48
金屬離子與爐渣之間由于范德華力、偶極間力和氫鍵力等的作用，被吸附到爐渣表面，
進(jìn)而進(jìn)入爐渣孔道內(nèi)部。由于Cr3+離子半徑小，所帶電荷高，因此能更快被爐渣吸附；
(2) 氧化物礦物質(zhì)對(duì)重金屬離子存在專性吸附，爐渣中鐵、鋁等無定形水合氧化物和
氫氧化物的表面是由金屬離子和羥基組成，這是一種親水性表面，具有路易斯(Lewis)
酸堿行為，暴露在表面上的羥基會(huì)通過解離和締合H+使其帶有一定量的表面電荷，從
而對(duì)重金屬離子有吸附作用。這種吸附作用與離子水化自由能大小有關(guān)。水化自由能
越大，水合離子越難脫水，則離子越不易與表面位反應(yīng)[84]。由于Cr3+水化熱＞Pb2+水
化熱[85]，所以，Cr3+吸附量＜Pb2+吸附量；(3) 重金屬離子可以與爐渣中Ca2+、K+進(jìn)行
離子交換，從而被爐渣束縛固定，但爐渣Ca2+、K+含量很小，這種作用可以忽略。
3.4 爐渣處理含Pb2+廢水的動(dòng)態(tài)試驗(yàn)
3.4.1 流速對(duì)穿透曲線的影響
室溫時(shí)，在Pb2+初始濃度為50mg/L、初始pH值為2的條件下，改變廢水的過柱速
度，所得吸附穿透曲線如圖3.25。
圖3.25 不同流速動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)結(jié)果
Fig. 3.25 Experimental results of dynamic adsorption at different flow velocities
由圖3.25可知，廢水流速越大，穿透時(shí)間越短，且穿透曲線越陡。這是因?yàn)榱魉?
增加，單位時(shí)間內(nèi)進(jìn)入吸附柱的廢水量增加，使Pb2+溶液與爐渣的接觸時(shí)間縮短，從
而縮短穿透時(shí)間。而流速增加使液相與爐渣之間的膜擴(kuò)散阻力減小，所以透過曲線較
陡。
動(dòng)態(tài)吸附的吸附容量q動(dòng)由兩部分組成，動(dòng)態(tài)穿透吸附容量q穿和由穿透點(diǎn)到耗竭點(diǎn)
時(shí)的吸附容量q耗。
動(dòng) 穿 耗 (3.12) q = q + q
0
10
20
30
40
50
0 4 8 12 16 20 24
時(shí)間(h)
流出液濃度(mg/L)
u=2mL/min
u=4mL/min
u=6mL/min
第三章結(jié)果與討論
49
其中， (3.13)
(3.14)
式中，Vb為穿透點(diǎn)對(duì)應(yīng)的流出液體積，(L)；Vs為耗竭點(diǎn)對(duì)應(yīng)的流出液體積，(L)；
C0為初始濃度，(mg/L)；Cb為允許排放濃度，(mg/L)；Cs為耗竭點(diǎn)對(duì)應(yīng)的流出液濃度，
(mg/L)；M為吸附劑用量，(g)[86-87]。
(3.15)
而動(dòng)態(tài)穿透吸附容量q穿、靜態(tài)吸附容量q靜，吸附帶高度h，吸附床層高度H之間存
在如下關(guān)系[86-8,7]：
(3.16)
由公式(3.15)、(3.16)可得
(3.17)
將不同流速下的動(dòng)態(tài)吸附數(shù)據(jù)按上述公式計(jì)算，結(jié)果見表3.21。
表3.21 不同流速下的動(dòng)態(tài)吸附實(shí)驗(yàn)結(jié)果
Table 3.21 Results of dynamic adsorption under different flow velocities
過柱流速
(mL/min)
穿透體積
(mL)
q穿(mg/g) q耗(mg/g) q動(dòng)(mg/g)
吸附柱效率
(%)
吸附帶高度
(cm)
2 1080 3.76 1.34 5.11 77.89 2.21
4 1200 3.00 2.06 5.06 62.06 3.79
6 1440 2.23 0.98 3.21 46.12 5.39
由表3.21可知，廢水過柱流速越快，爐渣處理水量越大，處理能力越強(qiáng)；但廢水
過柱流速增大，爐渣的動(dòng)態(tài)吸附容量減小，吸附帶高度增加，吸附柱效率下降，爐渣
的利用率降低。這是因?yàn)榱魉僭龃螅芤涸跔t渣層內(nèi)停留時(shí)間減小，還未被充分吸附
就已離開爐渣層，致使?fàn)t渣吸附性能減弱。另外，增大過柱速率，還會(huì)使樹脂層的壓
頭損失增大，從而增大能耗。由于爐渣是廢物利用，在不明顯降低其吸附性能的基礎(chǔ)
上，應(yīng)選取較大流速，以適當(dāng)增大處理水量。故以下實(shí)驗(yàn)選取流速4mL/min。
3.4.2 初始pH 值對(duì)穿透曲線的影響
室溫時(shí)，在Pb2+初始濃度為50mg/L、溶液過柱速度為4mL/min條件下，改變?nèi)芤撼?
始pH值，所得吸附穿透曲線如圖3.26。
由圖3.26可知，溶液初始pH值越大，穿透時(shí)間越長(zhǎng)，而透過曲線越陡。由靜態(tài)實(shí)
驗(yàn)吸附研究可知，溶液初始pH值增大，爐渣對(duì)Pb2+的吸附性能提高。另外，Pb2+溶液
緩慢流經(jīng)爐渣層，會(huì)使溶液顯堿性，Pb2+形成Pb(OH)2沉淀得以去除，因此穿透時(shí)間延
長(zhǎng)。而大量Pb(OH)2沉淀的形成會(huì)堵住爐渣層，縮短耗竭時(shí)間，所以透過曲線較陡。
q V C C M b b ( ) / 0 = - 穿
穿 靜 h = q / q
h = 2H (1 -h )
s
b
V
V s b
1
C C )dV
M
q穿 = ?- （
q = q (1- h/2H) 穿靜
第三章結(jié)果與討論
50
圖3.26 不同初始pH值動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)結(jié)果
Fig. 3.26 Experimental results of dynamic adsorption under different pH
3.4.3 爐渣的再生
用濃度為1.0mol/L的鹽酸，以4mL/min的流速正向淋洗吸附柱中吸附飽和的爐渣得
到的脫附曲線如圖3.27所示。
圖3.27 脫附曲線
Fig. 3.27 Desorption curve
由圖3.27可知，吸附飽和的爐渣較易被鹽酸溶液脫附。20min時(shí)，流出液中Pb2+濃
度已經(jīng)達(dá)到峰值；60min后，已基本洗脫完全。由于用酸洗脫之前未用清水對(duì)爐渣進(jìn)行
洗滌，故脫附曲線上最大流出峰出現(xiàn)的時(shí)間推遲。
將脫附后的爐渣再次進(jìn)行動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)，結(jié)果見圖3.28。
由圖3.28可知，爐渣吸附飽和后再生率較高，經(jīng)計(jì)算其動(dòng)態(tài)飽和吸附量為
4.778mg/g，為原始爐渣動(dòng)態(tài)吸附量的94.4%。說明再生后的爐渣仍具有良好的吸附能
力，可重復(fù)使用。
0
200
400
600
800
1000
0 20 40 60 80 100
時(shí)間(min)
出水濃度(mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
0 5 10 15 20
時(shí)間(h)
出水濃度(mg/L)
pH=2
pH=5
第三章結(jié)果與討論
51
圖3.28 爐渣再生
Fig. 3.28 Regeneration of slag
0
10
20
30
40
50
60
0 2 4 6 8 10 12 14
時(shí)間(h)
出水濃度(mg/L)
再生后的爐渣
爐渣
第四章結(jié)論與建議
52
第四章 結(jié)論與建議
4.1 結(jié)論
(1) 本研究利用廢棄爐渣制備了平均粒徑為0.125mm 的爐渣顆粒，經(jīng)掃描電鏡觀
察形貌，為典型的蜂窩狀構(gòu)造，具有非常發(fā)達(dá)的微孔結(jié)構(gòu)和較高的比表面積。經(jīng)掃描
電鏡/能量色散譜的元素分析，爐渣中含有C、O、Si、Al、K、Ca、Fe、Ti 等元素，
各種金屬元素及硅元素主要以氧化物形式存在。
(2) 爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)具有較高的去除效率，室溫下，在廢水初始pH=1、爐渣投加量
為8g/L、反應(yīng)時(shí)間為240min的條件下，初始濃度為10mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，去除率可達(dá)
99.2%。對(duì)于初始濃度低于50mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，投加適量的爐渣，均可使處理后出水
中Cr(Ⅵ)濃度降低到排放標(biāo)準(zhǔn)以下。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的去除主要是由于酸性條件下爐渣中
溶出的Fe2+對(duì)Cr(Ⅵ)的還原作用所致，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附作用很小。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的
還原反應(yīng)符合一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律，反應(yīng)速率較慢，且反應(yīng)速率常數(shù)隨pH的降低而增
大，在pH=0.55、pH=1.00和pH=2.00的條件下，反應(yīng)速率常數(shù)分別6.0?0-3 min-1、3.3?0-3
min-1、4.0?0-4min-1。
(3) 爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+均有較好的去除效果。在初始pH=2，爐渣投加量為
12g/L，振蕩時(shí)間為180min的條件下，初始濃度為50mg/L的Cr3+和Pb2+的去除率分別可
達(dá)97.3%和99.0%，殘余的Cr3+和Pb2+濃度分別為1.34mg/L和0.49mg/L，可達(dá)到國家排放
標(biāo)準(zhǔn)。
(4) 爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+的去除由于爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附所致。吸附等溫
線可用Freundlich 吸附模式和Langmuir 吸附模式較好地描述。初始pH=2.4 的條件下，
Cr3+及Pb2+的極限吸附量分別為25.25mg/g 和42.55mg/g。Freundlich 吸附常數(shù)1/n<0.5，
吸附過程易于進(jìn)行。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可很好地用準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)
方程擬合。在 pH=2 的條件下，Cr3+及 Pb2+的速率常數(shù)分別為 0.022 g 譵g -1 譵in -1和
0.011 g 譵g -1 譵in -1。爐渣對(duì) Cr3+及 Pb2+的吸附速度主要受孔擴(kuò)散過程控制。
(5) 爐渣對(duì)Pb2+的動(dòng)態(tài)吸附性能良好，在廢水初始pH 值為2、廢水流速為4mL/min
的條件下，動(dòng)態(tài)吸附容量為5.06mg/g，吸附柱效率為62.1%。吸附飽和的爐渣可用
1.0mol/L 的鹽酸溶液較好地再生。再生后的爐渣動(dòng)態(tài)吸附容量為4.77mg/g，達(dá)原爐渣
動(dòng)態(tài)吸附容量的94.4%。
4.2 建議
重金屬廢水污染的治理是環(huán)境污染治理工作中的難點(diǎn)和熱點(diǎn)，吸附法具有原料來
第四章結(jié)論與建議
53
源廣泛、選擇性高、易回收、節(jié)能等優(yōu)點(diǎn)，被廣泛用于重金屬廢水的處理中。爐渣是
一種有效、廉價(jià)、具有潛在作用的吸附凈化劑。用其處理廢水，可在實(shí)現(xiàn)變廢為寶、
充分利用資源的同時(shí)，改善生態(tài)環(huán)境，應(yīng)積極推廣使用。本論文的研究工作雖然取得
了一定的成果，為使用廢棄爐渣處理重金屬廢水，從而達(dá)到污染控制與廢棄物資源化
并行的目的提供了科學(xué)依據(jù)，但仍然有下列工作有待進(jìn)一步研究和探索。
(1) 本研究只使用爐渣對(duì)各種重金屬離子分別進(jìn)行處理研究，對(duì)各種重金屬離子
共存條件下的吸附規(guī)律未作探討。雖然爐渣對(duì)重金屬陽離子的吸附機(jī)理基本相同，但
在吸附過程中重金屬陽離子存在競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)，需作進(jìn)一步的研究。
(2) 本研究未對(duì)爐渣進(jìn)行改性處理，今后可在采用適當(dāng)方法對(duì)爐渣進(jìn)行改性以提
高其吸附性能這方面作進(jìn)一步研究和探討。
(3) 爐渣處理重金屬離子受pH影響較大，如何提高其pH適用范圍亦是今后的研究
方向。
致謝
59
致 謝
本論文是在導(dǎo)師陳芳艷副教授的悉心指導(dǎo)下完成的，無論是論文的選題、試驗(yàn)的
設(shè)計(jì)，還是文章的構(gòu)思及論文的撰寫，無不飽含陳老師的心血和汗水。陳老師精湛的
分析能力和敏銳的洞察力給了我很多啟迪；嚴(yán)謹(jǐn)?shù)目茖W(xué)態(tài)度，創(chuàng)新的學(xué)術(shù)思維必將對(duì)
我未來的工作和學(xué)習(xí)產(chǎn)生深遠(yuǎn)的影響，使我終身受益。兩年半以來，陳老師在學(xué)習(xí)和
科研業(yè)務(wù)上所給予的悉心教誨和指導(dǎo)，以及在生活上無私的關(guān)懷和幫助，在此謹(jǐn)向陳
老師表示深厚的敬意和衷心的感謝！
在課題研究中，唐玉斌老師給予我試驗(yàn)設(shè)計(jì)方面指導(dǎo)和幫助，使我這這些方面受
益匪淺，在此向唐老師深表感謝！
在畢業(yè)課題研究工作中，還得到了環(huán)境實(shí)驗(yàn)室葉琳老師，曹福老師在課題研究方
面的悉心指導(dǎo)和幫助，在此向二位老師表示感謝！
此外，對(duì)宋夏萍同學(xué)、吳偉同學(xué)在課題研究過程中所給予的協(xié)作和幫助深表感謝！
同時(shí)，研究生呂華、倪建玲兩位同學(xué)也給予了很多幫助，在此向他們深表謝意！
攻讀碩士期間論文發(fā)表情況
60
攻讀碩士期間論文發(fā)表情況
1. 陳芳艷，鐘宇，何軍，唐玉斌，倪建玲. 鐵屑/焦炭/H2O2 法預(yù)處理焦化廢水的
試驗(yàn)研究. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2007，30（8）：90-92.
2. 陳芳艷，鐘宇，唐玉斌. 爐渣去除廢水中六價(jià)鉻. 化工環(huán)保，2008，（3）（已錄
用，待發(fā)表）.
爐渣去除廢水中重金屬離子的研究
作者： 鐘宇
學(xué)位授予單位： 江蘇科技大學(xué)
相似文獻(xiàn)(10條)
1.學(xué)位論文李曉星 錳礦石脫硫（H<,2>S）及其產(chǎn)物處理含重金屬廢水的研究 2008
錳氧化物和氫氧化物是具有層狀和孔道結(jié)構(gòu)的錳礦物，在一定條件下有較強(qiáng)的吸附和催化氧化作用，具有優(yōu)越的環(huán)境屬性。國內(nèi)外對(duì)錳礦物的研究工作已在多個(gè)領(lǐng)域展開，但對(duì)
錳礦物在實(shí)際污染治理中應(yīng)用較少。
本文研究了安徽青陽縣氧化型錳礦石的成分和礦物學(xué)特性，對(duì)錳礦石處理硫化氫氣體的脫除容量、產(chǎn)物、機(jī)理及再生效果進(jìn)行了探討。并首次對(duì)脫硫產(chǎn)物處理含重金屬廢水進(jìn)行
了動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)研究，重點(diǎn)考察了幾個(gè)不同的影響因數(shù)，采用了XRD,SEM和EDS等現(xiàn)代分析技術(shù)對(duì)處理機(jī)理進(jìn)行了研究，并分析了重金屬的回收價(jià)值，為氧化型錳礦石在環(huán)境保護(hù)中的應(yīng)用
奠定基礎(chǔ)。
實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，該錳礦石中主要含有鋇鎂錳礦、鈣硬錳礦及石英等礦物，總錳含量、MnO2含量、比表面積和氧化度均較高。錳礦石脫硫效果較好，粒徑為0.45～9.9mm的青陽錳
礦石脫硫容量為334mgS2-/g，錳礦石粒徑對(duì)脫硫容量影響較大，再生效果不甚理想，再生效果隨再生次數(shù)逐漸下降。錳礦石脫硫產(chǎn)物對(duì)含重金屬廢水(銅，鎘，汞)的處理效果顯著
，處理率達(dá)99％以上。減小進(jìn)水流速、降低進(jìn)水濃度、提高進(jìn)水pH值、減小錳礦石脫硫產(chǎn)物粒徑均有利于提高處理容量。該處理方法對(duì)重金屬有較高回收價(jià)值，以實(shí)現(xiàn)資源的循環(huán)利
用。
2.會(huì)議論文介曉坤.姚杰淺述現(xiàn)代生物技術(shù)在環(huán)境污染治理中的發(fā)展及應(yīng)用
在環(huán)境污染治理中,作為一種技術(shù)手段,生物技術(shù)具有效率高、成本低、反應(yīng)條件溫和以及無二次污染等顯著優(yōu)點(diǎn),它在對(duì)環(huán)境進(jìn)行監(jiān)控、治理或修復(fù),清潔生產(chǎn)、污染物資源化以
及生物材料和能源開發(fā)等方面發(fā)揮了巨大作用,為重金屬廢水、石油廢水、印染廢水、油脂廢水、農(nóng)藥廢水以及城市生活垃圾、生活污水等污染治理提供了一條十分有效的途徑.本文
就近年來生物技術(shù)在環(huán)境污染治理中的發(fā)展及應(yīng)用作一介紹。
3.期刊論文鄭玉建.張杰.依不拉音.ZHENG Yu-jian.ZHANG Jie.YI Bu-la-yin 微生物在水體重金屬污染治理中的應(yīng)用 -國外醫(yī)學(xué)（醫(yī)學(xué)
地理分冊(cè)）2006,27(1)
介紹重金屬廢水微生物處理技術(shù)的一般原理、研究現(xiàn)狀及應(yīng)用前景,指出了微生物處理技術(shù)的特點(diǎn)和優(yōu)越性.
4.學(xué)位論文岳志新 水體重金屬去除技術(shù)研究——以唐山市開灤礦區(qū)南湖為例 2007
目前，水體重金屬污染日益受到人們的共同關(guān)注，這也成為研究國內(nèi)外水環(huán)境污染治理的難題和焦點(diǎn)。對(duì)于我國這樣一個(gè)礦業(yè)資源豐富的大國，在礦區(qū)進(jìn)行水體重金屬修復(fù)是一
項(xiàng)新的課題。
實(shí)驗(yàn)通過實(shí)驗(yàn)室模擬重金屬廢水，用重金屬螯合劑NDTC和農(nóng)作物種苗(玉米、高粱)進(jìn)行去除和吸收，分析討論了NDTC投加量、pH值、沉淀時(shí)間、反應(yīng)溫度對(duì)重金屬去除率的影響
，考察了玉米、高粱分別對(duì)不同重金屬的吸收效應(yīng)，結(jié)果表明：重金屬螯合劑NDTC處理含Cu2+、Pb2+、Zn2+、Cd2+10mg/L的100mL模擬廢水，去除率平均值都達(dá)到了94％以上，剩余
濃度都降低到1 mg/L以下，分別為0.118 mg/L，0.205 mg/L，0.512 mg/L和0.404mg/L，Cu和zn到達(dá)國家排放標(biāo)準(zhǔn)，而Pb和Cd接近國家排放標(biāo)準(zhǔn)。NDTC能夠有效去除廢水中的重金屬
，處理方法簡(jiǎn)單，沉淀穩(wěn)定；玉米、高粱對(duì)同一重金屬表現(xiàn)出不同選擇性和差異性，且玉米、高粱不同部分對(duì)同一重金屬的積累效應(yīng)也不同，表現(xiàn)為：根＞莖＞葉。
實(shí)驗(yàn)還在唐山市開灤礦區(qū)南湖現(xiàn)場(chǎng)，利用美人蕉、鳶尾、旱傘草和千屈菜四種濕生植物做浮床種植實(shí)驗(yàn)，去除水中重金屬，選擇蘆葦、荷花和香蒲做挺水種植實(shí)驗(yàn)，去除底泥中
重金屬。通過對(duì)植物體進(jìn)行測(cè)定分析得出：所選植物對(duì)水體中重金屬的去除能力和對(duì)環(huán)境的適應(yīng)能力總體表現(xiàn)為美人蕉、旱傘草大于鳶尾、千屈菜；對(duì)底泥中重金屬的去除是香蒲優(yōu)
于蘆葦、荷花。
實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，植物吸收的重金屬大都貯存在根系中，只有極少一部分被傳輸轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部分的莖、葉中。研究結(jié)果能為我國礦區(qū)進(jìn)行水體中金屬修復(fù)提供有實(shí)際價(jià)值的參數(shù)。
5.學(xué)位論文侯曉龍 城市垃圾滲濾液重金屬污染特征及修復(fù)研究 2006
隨著城市規(guī)模的不斷擴(kuò)大，城市垃圾產(chǎn)量劇增，垃圾污染日趨嚴(yán)重。特別是城市垃圾中的重金屬污染因具有積累性、滯后性、隱蔽性的特點(diǎn)，可通過食物鏈在人體中積累，給人
類帶來很多疾病，這些疾病不易被察覺，一旦被發(fā)現(xiàn)就很難治愈，因此城市垃圾中重金屬污染及其治理受到世界各國的普遍關(guān)注。雖然國內(nèi)外對(duì)城市垃圾的污染問題上已進(jìn)行過不少
研究，但多是對(duì)垃圾處理場(chǎng)BOD、COD、NH3-N等指標(biāo)的研究監(jiān)測(cè)，對(duì)垃圾及其滲濾液中的重金屬監(jiān)測(cè)研究較少，而且目前采用的重金屬污染治理方法存在投資大、治理成本高和治理
效果差等問題。因此如何篩選出治理成本低和效果好的城市垃圾滲濾液重金屬污染修復(fù)技術(shù)已成為當(dāng)前城市發(fā)展過程中急需解決的重大課題。
有鑒于此，本研究采用全面踏查和典型調(diào)查相結(jié)合的方法，對(duì)福建省主要城市(包括福州、廈門、泉州、漳州、龍巖、三明、南平)垃圾處理場(chǎng)的垃圾污染現(xiàn)狀進(jìn)行詳細(xì)調(diào)查，分
別從垃圾產(chǎn)量、物理組成、垃圾滲濾液中BOD、COD、NH3-N及重金屬污染等方面分析了福建省主要城市垃圾的處理、污染及其治理現(xiàn)狀。并在對(duì)福建省主要城市生活垃圾的處理現(xiàn)狀
全面了解基礎(chǔ)上，通過室內(nèi)模擬試驗(yàn)，分別利用7種物理吸附劑(沸石、焚燒灰、爐灰、草木灰、木炭、赭石、活性炭)、4種化學(xué)絮凝劑(FeSO4、AlCl3、FeCl3、Al2(SO4)3)和3種水
生植物進(jìn)行垃圾滲濾液中重金屬的污染去除研究，比較不同物理吸附劑、化學(xué)絮凝劑和水生植物對(duì)垃圾滲濾液重金屬污染的去除效果，試圖從中篩選出治理成本低和治理效果好的城
市垃圾滲濾液重金屬污染修復(fù)技術(shù)，供南方城市垃圾處理場(chǎng)推廣應(yīng)用。主要研究結(jié)果如下：
(1)福建不同城市的垃圾產(chǎn)量均呈逐年迅速增長(zhǎng)趨勢(shì)，垃圾產(chǎn)量與城市人口、經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平明顯相關(guān)。福建不同城市垃圾產(chǎn)量的增長(zhǎng)速度大約在10％-20％之間，其中福州和廈門
的增長(zhǎng)比較快。福建主要城市垃圾處理場(chǎng)的垃圾處理方式比較單一，以垃圾填埋為主；垃圾多未經(jīng)分類處理，對(duì)電子垃圾和垃圾中重金屬污染處理重視不夠；福州、廈門、三明、南
平主要采取垂直防滲措施進(jìn)行垃圾場(chǎng)滲濾液防滲處理，防滲效果較差，有些城市垃圾場(chǎng)滲濾液根本沒有防滲處理就直接排放；而泉州、龍巖、漳州則采取水平防滲措施，防滲效果比
較好。
(2)對(duì)福建省七個(gè)城市垃圾處理場(chǎng)垃圾滲濾液的分析發(fā)現(xiàn)：根據(jù)國家《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB8978-1996)中的三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，福建省七個(gè)城市垃圾滲濾液中的BOD、COD、NH3-N等指
標(biāo)均遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過該標(biāo)準(zhǔn)，三明、漳州、龍巖、福州、廈門垃圾處理場(chǎng)垃圾滲濾液中錳的含量都超標(biāo)，福州垃圾滲濾液的鎳和鎘、廈門垃圾滲濾液的鎳均超標(biāo)，其中福州市垃圾滲濾液的
錳超標(biāo)15.6倍。與國家地面水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)V類標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-88)相比，福建省七個(gè)城市圾滲濾液只有鋅未超標(biāo)，其它五種重金屬(Cd、Cr、Pb、Mn、Ni)均超標(biāo)，其中福州垃圾滲濾液
中錳、鉛、鎘超標(biāo)32.2、1.3、18.0倍，廈門垃圾滲濾液中鎳超標(biāo)1.7倍，泉州垃圾滲濾液中鉻超標(biāo)13.3倍。
(3)不同填埋時(shí)間垃圾填埋場(chǎng)垃圾滲濾液中的重金屬污染存在明顯差異。隨填埋時(shí)間的增加，垃圾滲濾液的pH值和重金屬含量均呈增加趨勢(shì)，其中填埋11年垃圾場(chǎng)滲濾液的Mn、
Zn、Pb、Cd、Cr和Ni分別比填埋2年的增加3.6倍、19.0倍、1.0倍、11.0倍、3.0倍和1.3倍。對(duì)福州垃圾填埋場(chǎng)滲濾液的月動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)表明：不同月份垃圾滲濾液中不同重金屬含量變
化較大，沒有一定的規(guī)律性，但滲濾液中的pH值有逐月增大的趨勢(shì)。
(4)福建不同城市垃圾處理場(chǎng)滲濾液浸蝕土壤的重金屬污染存在明顯差異。三明、漳州、泉州、龍巖、福州、廈門、南平垃圾處理場(chǎng)滲濾液浸蝕土壤中的Pb、Cr、Zn、Mn、Ni分
別是當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸档?.0-3.9倍、1.1-36.6倍、1.5-3.1倍、1.2-9.6倍、1.2-5.8倍。與國家城鎮(zhèn)垃圾農(nóng)用控制標(biāo)準(zhǔn)(GB8172-87)相比，福建不同城市垃圾滲濾液浸蝕土壤中的Zn、
Mn、Ni均超標(biāo)，其中龍巖、漳州的Pb超標(biāo)，福州Cr超標(biāo)。垃圾滲濾液浸蝕土壤中的重金屬污染程度表現(xiàn)為：Cr＞Zn＞Mn＞Ni＞Pb＞Cd。
(5)福建七個(gè)城市垃圾處理場(chǎng)滲濾液浸蝕土壤的污染評(píng)價(jià)結(jié)果表明：福州、南平、三明、和泉州Zn的單項(xiàng)污染指數(shù)達(dá)重度污染標(biāo)準(zhǔn)，廈門Zn為輕度污染；漳州的Zn和Ni為重度污
染；龍巖的Pb為輕度污染，Zn達(dá)到中度污染。從綜合污染指數(shù)上看，福州、南平、泉州、漳州、三明五個(gè)城市垃圾處理場(chǎng)滲濾液浸蝕土壤的復(fù)合污染均達(dá)到重度污染水平，龍巖和廈
門為輕度污染。
(6)赭石、活性炭、木炭、人造沸石、草木灰、垃圾焚燒灰、爐灰七種物理吸附劑對(duì)不同重金屬的去除研究發(fā)現(xiàn)：七種物理吸附劑對(duì)不同重金屬均有較好的去除效果。在試驗(yàn)的
不同物理吸附劑中，赭石對(duì)重金屬去除效果最好，經(jīng)赭石處理的重金屬廢水均未超出國家地面水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)V類標(biāo)準(zhǔn)，因此赭石非常適合在南方垃圾滲濾液中重金屬污染治理上應(yīng)
用。赭石對(duì)鉛的最佳吸附條件為加入量20g/L、pH為8-8.5和振蕩時(shí)間120min；對(duì)錳的最佳去除條件為加入量40g/L、pH為10-10.5、振蕩時(shí)間120min；對(duì)鎳最佳去除條件為加入量
20g/L、pH為2-2.5、振蕩時(shí)間120min；對(duì)鎘的最佳去除條件為加入量40g/L、pH為10-10.5、振蕩時(shí)間60min；對(duì)鋅去除最佳去除條件為加入量40g/L、pH為10-10.5、振蕩時(shí)間
120min；對(duì)鉻最佳去除條件為加入量20g/L、pH為4-4.5、振蕩時(shí)間120min。木炭、草木灰和爐灰對(duì)Mn的去除效果均比活性炭的去除效果好，可以代替活性炭。垃圾焚燒灰吸附重金屬
后的廢水達(dá)到了污水排放標(biāo)準(zhǔn)，可考慮作為垃圾滲濾液污染治理的吸附劑。
(7)pH對(duì)物理吸附劑吸附重金屬效果有很大影響。爐灰和草木灰對(duì)六種重金屬去除效果影響最大的因素是pH。除活性炭對(duì)Cr和Pb、焚燒灰對(duì)Cr、木炭對(duì)Ni、赭石對(duì)Ni與Cd、沸石
對(duì)Pb、Mn、Cd、Zn的去除效果受吸附劑加入量的影響較大外，其它實(shí)驗(yàn)的去除效果均是pH的影響最大。因此pH是影響重金屬去除效果的主要因素。同時(shí)振蕩時(shí)間對(duì)吸附效果也有顯著
影響，但不是主要影響因素。
(8)四種化學(xué)絮凝劑AL2(SO4)3、ALCL3、FeSO4·7H2O、FeCL3對(duì)模擬垃圾滲濾液的六種重金屬進(jìn)行的絮凝實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：不同化學(xué)絮凝劑對(duì)重金屬均有一定的去除效果，其中FeCl3對(duì)
Pb、Mn、Cd、和Zn的去除率最大，對(duì)Ni和Cr也有較好的去除效果，對(duì)Pb、Mn、Ni、Cd、Zn、Cr的最大去除率分別可達(dá)96.55％、100％、97.77％、100％、98.48％、76.26％，處理后
的廢水達(dá)到污染排放的標(biāo)準(zhǔn)，因此FeCl3在四種絮凝劑中最適合應(yīng)用于廢水重金屬的治理。Al2(SO4)3對(duì)Ni的去除效果最好，適用于Ni含量高廢水的處理；FeSO4對(duì)Cr的去除率最高
，適合用于Cr含量較高廢水的處理。FeCl3對(duì)鉛的去除最好條件為加入量為0.80g/L、pH為11；對(duì)錳去除最好條件為加入量為0.20g/L、pH為11；對(duì)鎳的去除最好條件為加入量為
0.20g/L、pH為11；對(duì)鎘的去除最好條件為加入量為0.20g/L、pH為11；對(duì)鋅的去除最好條件為加入量為0.20g/L、pH為11；對(duì)鉻去除的最好條件為加入量為0.80g/L、pH為9。
(9)水浮蓮、水葫蘆、浮萍3種水生植物吸附垃圾滲濾液中重金屬的研究表明：3種水生植物在垃圾滲濾液中生長(zhǎng)適應(yīng)能力較差，最多能成活72h，72h后基本上枯萎死亡。3種水生
植物對(duì)垃圾滲濾液中重金屬有一定吸附效果，其中水浮蓮的吸附效果最好，對(duì)Ni、Zn、Cr、Cd、Pb、Mn的最高去除率分別可達(dá)50.21％、50.92％、100％、73.27％、89.99％、
88.52％，適合應(yīng)用于垃圾滲濾液中重金屬的治理。但不同重金屬達(dá)最大去除率所需要的時(shí)間各不相同，最佳吸附時(shí)間還需進(jìn)一步的實(shí)驗(yàn)來確定。浮萍對(duì)鉻和鉛的去除率最大，適用
于鉻與鉛含量較大重金屬廢水的處理；水葫蘆對(duì)鋅的去除率最大，適用于鋅含量較大重金屬廢水的處理，水葫蘆對(duì)鉛的富集轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大于1，已具備了鉛超富集植物的部分標(biāo)準(zhǔn)。
6.期刊論文陳楷翰.陳莎莎.林建.陳在城.張奕添.Chen Kaihan.Chen Shasha.Lin Jian.Chen Zaicheng.Zhang Yitian FeS/高嶺土片層
復(fù)合材料的合成及對(duì)重金屬廢水反應(yīng)性能研究-工業(yè)水處理2009,29(4)
采用南方高嶺土(紅壤)為原料合成FeS/高嶺土片層復(fù)合材料,同時(shí)提出懸袋法天然水體污染治理工藝.初步探討該復(fù)合材料在懸袋狀況下對(duì)鉛污染水體的吸附凈化能力,實(shí)驗(yàn)表明
在常溫、中性、吸附時(shí)間60 min、復(fù)合材料投加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2%的條件下,可使被鉛污染的水體中鉛質(zhì)量濃度從20 mg/L下降到0.25 mg/L,低于含鉛廢水工業(yè)排放標(biāo)準(zhǔn).生物試驗(yàn)表明該
復(fù)合材料無毒,可以作為天然水體重金屬污染初步修復(fù)材料而與生物修復(fù)組合使用,以減少生物修復(fù)壓力.
7.學(xué)位論文李雪芳 電分析技術(shù)對(duì)微生物處理重金屬廢水的特性研究 2007
微生物治理重金屬廢水是目前環(huán)境污染治理研究的一個(gè)重要領(lǐng)域。這一領(lǐng)域研究的不斷深入對(duì)分析化學(xué)提出了越來越高的要求。壓電體聲波傳感技術(shù)因具有靈敏度高、響應(yīng)譜廣
、易于實(shí)現(xiàn)數(shù)字化、結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單和成本低廉等獨(dú)特優(yōu)點(diǎn)而廣泛應(yīng)用于分析化學(xué)、生物化學(xué)、環(huán)境監(jiān)測(cè)、生命科學(xué)及分子生物學(xué)等眾多領(lǐng)域。電化學(xué)方法，尤其是溶出伏安法，由于其具
有使用費(fèi)用低，易于操作，選擇性良好、靈敏度高的優(yōu)點(diǎn)，被廣泛用于金屬離子的痕量分析。本文將壓電體聲波傳感技術(shù)及溶出伏安法用于研究重金屬廢水的微生物治理，主要開展
了以下幾方面的工作：
1.率先建立了壓電體聲波阻抗-紫外可見分光光度聯(lián)用新技術(shù)，用于研究銅綠假單胞菌（P. Aeruginosa）還原Cr(VI)的動(dòng)力學(xué)過程。紫外可見分光光度技術(shù)檢測(cè)還原過程中
Cr(VI)濃度的變化，同時(shí)壓電體聲波阻抗技術(shù)檢測(cè)該過程中細(xì)菌生長(zhǎng)下的傳感器響應(yīng)信號(hào)。結(jié)果表明細(xì)菌的生長(zhǎng)對(duì)Cr(VI)的還原有重要的影響。基于這種聯(lián)用技術(shù)所得結(jié)果，提出了
一個(gè)新的Cr(VI) 還原的動(dòng)力學(xué)模型，通過非線性擬合，獲得了還原過程的動(dòng)力學(xué)參數(shù)。
2.進(jìn)一步研究大腸桿菌與銅綠假單胞菌混合微生物體系中兩種細(xì)菌之間的生長(zhǎng)關(guān)系及其對(duì)Cr(VI)還原的動(dòng)力學(xué)。結(jié)果表明：在混合微生物體系中，銅綠假單胞菌為優(yōu)勢(shì)菌種，其
生長(zhǎng)嚴(yán)重地抑制了大腸桿菌的生長(zhǎng)。同時(shí)對(duì)Cr(VI)的還原過程進(jìn)行非線性擬合，得到了混合微生物體系對(duì)Cr(VI)還原的動(dòng)力學(xué)參數(shù)。
3.使用巰基乙磺酸鈉（MES）修飾金電極結(jié)合溶出伏安法實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)銅綠假單胞菌對(duì)Cu2+的生物吸附過程。用MES修飾金電極，在金電極表面形成了無序的多孔單層膜，這層膜可以
在細(xì)菌存在的情況下選擇性的讓Cu2+通過，從而實(shí)時(shí)、準(zhǔn)確的檢測(cè)菌液中自由Cu2+的濃度?；陔娀瘜W(xué)檢測(cè)結(jié)果，研究了吸附的動(dòng)力學(xué)過程和吸附平衡。通過非線性擬合，得到了
Cu2+與銅綠假單胞菌結(jié)合的動(dòng)力學(xué)參數(shù)和最大吸附量。
4.首次利用聚丙烯酰胺與殼聚糖形成的半互穿聚合物網(wǎng)絡(luò)凝膠固定非活性的銅綠假單胞菌，并研究了這種新型的固定化微生物對(duì)Cu2+的吸附特性。該固定化微生物吸附劑表現(xiàn)出
較好的吸附性能，對(duì)Cu2+的吸附很迅速，在40分鐘內(nèi)吸附基本達(dá)到平衡。對(duì)吸附動(dòng)力學(xué)及平衡的研究表明，Cu2+在固定化微生物吸附劑上的吸附過程符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，吸附平
衡符合Langmuir模型。
8.期刊論文藏磊.江元汝.何盈盈.黃永萱硫精礦處理電鍍鉻、鎳廢水 -化學(xué)世界2008,49(8)
天然鐵硫化礦物能夠處理多種重金屬波水[1～5],礦物法處理重金屬廢水是環(huán)境污染治理的第四類方法[6].隨著重金屬污染工業(yè)園區(qū)化建設(shè)進(jìn)程[7],重金屬廢水的綜合處理成為
研究工作的重點(diǎn).
9.學(xué)位論文律文智 采煤塌陷區(qū)水體重金屬去除技術(shù)研究——以唐山市南部塌陷區(qū)為例 2007
目前，水體的重金屬污染以及造成的危害日益受到世界人民的共同關(guān)注，這也成為研究國內(nèi)外水環(huán)境污染治理的難題和焦點(diǎn)。對(duì)于我國這樣一個(gè)煤炭資源豐富的大國，在采煤塌
陷區(qū)進(jìn)行水體重金屬修復(fù)是一項(xiàng)新的課題。
實(shí)驗(yàn)通過實(shí)驗(yàn)室模擬重金屬廢水，用重金屬螯合劑NDTC和農(nóng)作物種苗(玉米、高粱)進(jìn)行去除和吸收，分析討論了NDTC投加量、pH值、沉淀時(shí)間、反應(yīng)溫度對(duì)重金屬去除率的影響
，考察了玉米、高粱分別對(duì)不同重金屬的吸收效應(yīng)，結(jié)果表明：重金屬螯合劑NDTC處理含Cu<'2+>、pb<'2+>、Zn<'2+>、Cd<'2+>10mg/L的100mL，模擬廢水，去除率平均值都達(dá)到了
94﹪以上，剩余濃度都降低到1 mg/L以下，分別為0.118 mg/L，0.205 mg/L，0.512mg/L和0.404mg/L，Cu和Zn到達(dá)國家排放標(biāo)準(zhǔn)，而Pb和Cd接近國家排放標(biāo)準(zhǔn)。NDTC能夠有效去除廢
水中的重金屬，處理方法簡(jiǎn)單，沉淀穩(wěn)定；玉米、高粱對(duì)同一重金屬表現(xiàn)出不同選擇性和差異性，且玉米、高粱不同部分對(duì)同一重金屬的積累效應(yīng)也不同，表現(xiàn)為：根>莖>葉。
實(shí)驗(yàn)還在唐山市南部采煤塌陷區(qū)現(xiàn)場(chǎng)，利用美人蕉、鳶尾、旱傘草和千屈菜四種濕生植物做浮床種植實(shí)驗(yàn)，去除水中重金屬，選擇蘆葦、荷花和香蒲做挺水種植實(shí)驗(yàn)，去除底泥
中重金屬。通過對(duì)植物體進(jìn)行測(cè)定分析得出：所選植物對(duì)水體中重金屬的去除能力和對(duì)環(huán)境的適應(yīng)能力總體表現(xiàn)為美人蕉、旱傘草大于鳶尾、千屈菜；對(duì)底泥中重金屬的去除是香蒲
優(yōu)于蘆葦、荷花。
實(shí)驗(yàn)結(jié)果還表明，植物吸收的重金屬大都貯存在根系中，只有極少一部分被傳輸轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部分的莖、葉中。
10.期刊論文張建梅.韓志萍.王亞軍重金屬廢水的生物處理技術(shù) -環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備2003,4(4)
介紹了重金屬廢水生物處理技術(shù)的一般原理,主要分析了微生物絮凝法、生物吸附法和植物修復(fù)技術(shù)的研究現(xiàn)狀及應(yīng)用前景.指出了利用生物化學(xué)方法處理重金屬廢水是一種長(zhǎng)期
、高效、經(jīng)濟(jì)、可靠的方法.
本文鏈接：http://d.g.wanfangdata.com.cn/Thesis_D068191.aspx
授權(quán)使用：上海海事大學(xué)(wflshyxy)，授權(quán)號(hào)：d1c9b97d-b229-474b-b4a9-9de200e1232a
下載時(shí)間：2010年8月30日江蘇科技大學(xué)
碩士學(xué)位論文
爐渣去除廢水中重金屬離子的研究
姓名：鐘宇
申請(qǐng)學(xué)位級(jí)別：碩士
專業(yè)：材料物理與化學(xué)
指導(dǎo)教師：陳芳艷
20080125
大摘要
爐渣去除廢水中重金屬離子的研究
大摘要
隨著工業(yè)的發(fā)展，重金屬廢水的排放量越來越大。鑒于其對(duì)環(huán)境的持久污染及對(duì)
人體和其他生物生長(zhǎng)的危害，對(duì)重金屬廢水污染進(jìn)行有效治理成為環(huán)境污染治理工作
中的難點(diǎn)和熱點(diǎn)，需要投入大量的時(shí)間和精力去研究和探索。由于吸附法具有吸附劑
來源廣泛、選擇性高、易回收、節(jié)能等優(yōu)點(diǎn)，目前成為重金屬廢水的一種有效處理方
法被廣泛應(yīng)用。爐渣是一種有效、廉價(jià)、具有潛在作用的吸附凈化劑。用其處理廢水，
可實(shí)現(xiàn)以廢治廢，污染控制與廢棄物資源化并行的目的，能在實(shí)現(xiàn)變廢為寶、充分利
用資源的同時(shí)改善生態(tài)環(huán)境，應(yīng)積極推廣使用。
本論文綜述了重金屬廢水污染特點(diǎn)、國內(nèi)外處理重金屬廢水污染研究現(xiàn)狀及爐渣
在廢水處理方面的應(yīng)用，介紹了一些具體有代表性的實(shí)例，并介紹了吸附理論的基本
概念。論文以廢棄鍋爐爐渣制備了平均粒徑為0.125mm 的爐渣顆粒，采用掃描電鏡及
X 射線衍射儀對(duì)其進(jìn)行了形貌觀察和元素分析?？疾炝藸t渣對(duì)水中重金屬離子Cr(Ⅵ)、
Cr3+、Pb2+的處理性能和溶液初始pH 值、爐渣投加量、溶液初始濃度、溫度等因素對(duì)
爐渣處理效果的影響，研究了爐渣處理Cr(Ⅵ)的機(jī)理及吸附Cr3+、Pb2+的熱力學(xué)、動(dòng)
力學(xué)參數(shù)，探討了對(duì)爐渣動(dòng)態(tài)吸附Pb2+的性能。結(jié)果表明：
1. 爐渣顆粒為典型的蜂窩狀構(gòu)造，具有非常發(fā)達(dá)的微孔結(jié)構(gòu)和較高的比表面積。
經(jīng)掃描電鏡/能量色散譜的元素分析，爐渣中含有C、O、Si、Al、K、Ca、Fe、Ti 等
元素，各種金屬元素及硅元素主要以氧化物形式存在。
2. 爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)具有較高的去除效率，室溫下，在廢水初始pH=1、爐渣投加量為
8g/L、反應(yīng)時(shí)間為240min的條件下，初始濃度為10mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，去除率可達(dá)
99.2%。對(duì)于初始濃度低于50mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，投加適量的爐渣，均可使處理后出水
中Cr(Ⅵ)濃度降低到排放標(biāo)準(zhǔn)以下。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的去除主要是由于酸性條件下爐渣中
溶出的Fe2+對(duì)Cr(Ⅵ)的還原作用所致，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附作用很小。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的
還原反應(yīng)符合一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律，反應(yīng)速率較慢，且反應(yīng)速率常數(shù)隨pH的降低而增
大，在pH為0.55 、1.00 和2.00 的條件下，反應(yīng)速率常數(shù)分別6.0×10-3 、3.3×10-3 、
4.0×10-4min-1。
3. 爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+均有較好的去除效果。在初始pH=2，爐渣投加量為12g/L，
震蕩時(shí)間為180min的條件下，初始濃度為50mg/L的Cr3+和Pb2+的去除率分別可達(dá)97.3%
和99.0%，殘余的Cr3+和Pb2+濃度分別為1.34mg/L和0.49mg/L，可到到國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+的去除由于爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附所致。吸附等溫線可用
Freundlich吸附模式和Langmuir吸附模式較好地描述。在初始pH=2.4的條件下，Cr3+及
大摘要
Pb2+的極限吸附量分別為25.25mg/g和42.55mg/g。Freundlich吸附常數(shù)1/n<0.5，吸附過
程易于進(jìn)行。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可很好地用準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬
合。在pH=2的條件下，Cr3+及Pb2+的速率常數(shù)分別為0.022 g ×mg -1 ×min -1和0.011
g ×mg -1 ×min -1。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速度主要受孔擴(kuò)散過程控制。
4. 爐渣吸附重金屬離子機(jī)理：(1)重金屬離子與爐渣之間由于范德華力、偶極間力
和氫鍵力等的作用，被吸附到爐渣表面，進(jìn)而進(jìn)入爐渣孔道內(nèi)部。(2)氧化物礦物質(zhì)對(duì)
重金屬離子存在專性吸附，這種吸附作用與離子水化自由能大小有關(guān)。水化自由能越
大，水合離子越難脫水，則離子越不易與表面位反應(yīng)。(3)重金屬離子可以與爐渣中
Ca2+、K+進(jìn)行離子交換，從而被爐渣束縛固定，但爐渣Ca2+、K+含量很小，這種作用
可以忽略。
5. 爐渣對(duì)Pb2+的動(dòng)態(tài)吸附性能良好，在廢水初始pH值為2、廢水流速為4mL/min
的條件下，動(dòng)態(tài)吸附容量為5.06mg/g，吸附柱效率為62.1%。吸附飽和的爐渣可用
1.0mol/L的鹽酸溶液較好地再生。再生后的爐渣動(dòng)態(tài)吸附容量為4.77mg/g，可達(dá)原爐渣
動(dòng)態(tài)吸附容量的94.4%。
通過以上研究，我們初步確定了爐渣處理水中重金屬離子 Cr(Ⅵ)、Cr3+、Pb2+的性
能、處理機(jī)理及處理過程中熱力學(xué)、動(dòng)力學(xué)參數(shù)，這為工業(yè)上使用廢棄爐渣處理重金
屬廢水，從而達(dá)到污染控制與廢棄物資源化并行的目的提供了實(shí)驗(yàn)證據(jù)，具有一定的
理論指導(dǎo)意義和實(shí)際應(yīng)用價(jià)值。
關(guān)鍵詞：吸附；重金屬；爐渣；鉻；鉛
摘要
摘 要
利用廢棄鍋爐爐渣制備了平均粒徑為0.125mm的爐渣顆粒凈水劑，采用掃描電鏡
及X射線衍射儀對(duì)其進(jìn)行了形貌觀察和元素分析。結(jié)果表明，本實(shí)驗(yàn)所得爐渣為典型
的蜂窩狀構(gòu)造，具有非常發(fā)達(dá)的微孔結(jié)構(gòu)和較高的比表面積。爐渣中含有C、O、Si、
Al、K、Ca、Fe、Ti等元素，各種金屬元素主要以氧化物形式存在。
采用制備的爐渣顆粒去除廢水中的重金屬離子Cr(Ⅵ)、Cr3+和Pb2+。考察了廢水的
初始pH值、爐渣投加量、重金屬離子的初始濃度、溫度等因素對(duì)處理效果的影響，對(duì)
爐渣去除Cr(Ⅵ)的機(jī)理及爐渣吸附Cr3+、Pb2+的熱力學(xué)、動(dòng)力學(xué)進(jìn)行了初步探討。結(jié)果
表明，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)具有較高的去除效率。室溫下，在廢水初始pH=1、爐渣投加量為
8g/L、反應(yīng)時(shí)間為4h的條件下，初始濃度為10mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，去除率可達(dá)99.2%。
對(duì)于初始濃度低于50mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，投加適量的爐渣，均可使處理后出水中Cr(Ⅵ)
濃度降低到排放標(biāo)準(zhǔn)以下。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的去除主要是由于酸性條件下爐渣中溶出的
Fe2+對(duì)Cr(Ⅵ)的還原作用所致，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附作用很小。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的還原反
應(yīng)符合一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律，反應(yīng)速率較慢，且反應(yīng)速率常數(shù)隨pH的降低而增大，在
pH=0.55、pH=1.00和pH=2.00的條件下，反應(yīng)速率常數(shù)分別6.0×10-3 min-1、3.3×10-3 min-1、
4.0×10-4min-1。
爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+均有較好的去除效果。在初始pH=2，爐渣投加量為12g/L，
振蕩時(shí)間為180min的條件下，初始濃度為50mg/L的Cr3+和Pb2+的去除率分別可達(dá)97.3%
和99.0%，殘余的Cr3+和Pb2+濃度分別為1.34mg/L和0.49mg/L，可到到國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+的去除由于爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附所致。吸附等溫線可用
Freundlich吸附模式和Langmuir吸附模式較好地描述。在初始pH=2.4的條件下，Cr3+及
Pb2+的極限吸附量分別為25.25mg/g和42.55mg/g。Freundlich吸附常數(shù)1/n<0.5，吸附過
程易于進(jìn)行。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可很好地用準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬
合。在pH=2的條件下，Cr3+及Pb2+的速率常數(shù)分別為0.022 g ×mg -1 ×min -1和0.011
g ×mg -1 ×min -1。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速度主要受孔擴(kuò)散過程控制。
又探討了爐渣對(duì)Pb2+的動(dòng)態(tài)吸附性能。結(jié)果表明，爐渣對(duì)Pb2+的動(dòng)態(tài)吸附性能良好，
在廢水初始pH值為2、廢水流速為4mL/min的條件下，動(dòng)態(tài)吸附容量為5.06mg/g，吸附
柱效率為62.1%。吸附飽和的爐渣可用1.0mol/L的鹽酸溶液較好地再生。再生后的爐渣
動(dòng)態(tài)吸附容量為4.77mg/g，可達(dá)原爐渣動(dòng)態(tài)吸附容量的94.4%。
關(guān)鍵詞：吸附；重金屬；爐渣；鉻；鉛
ABSTRACT
Study on Removal of Heavy Metal Irons
In Wastewater by slag
ABSTRACT
With the development of industry, the discharge amount of wastewater with heavy metal
irons is becoming lager and lager. In view of its protracted pollution on environment and damage
to human being and other living things, how to handle it effectively become to be the difficult
point and hot spot in environmental disposal work, which need plenty of time and energy. As
adsorption process possesses a lot of advantages such as extensive sources of adsorbing materials,
high selectivity, easiness of reclamation, energy conversation and so on, it has become an effective
way to deal with heavy metal iron pollutions. Slag is one of effective, cheap, possessing potential
function adsorbing materials. With applying in dealing with wastewater, it can control the
pollution, make full use of waste resources and improve ecological environment. So it should be
extended actively.
The research about heavy metal iron wastewater disposal and usage of slag in wastewater
deposal was summed up, some representative cases were introduced and some basic concepts of
adsorption were introduced. The slag particles were prepared by boiler wasted slag, whose average
particle size is 0.125mm. SEM and XRD were used to observe the morphologic characteristics and
analyzed elements. The disposal effect of the slag partic les was investigated. The effects of initial
pH, slag dosage, initial concentration of heavy metal irons and temperature were also inspected.
The mechanism of slag disposing Cr(Ⅵ) and parameters of kinetics and thermodynamics of slag
adsorbing Cr3+and Pb2+ were studied. The property of slag dynamically absorbing Pb2+ was
discussed. The results show that:
1. The structure of slag is typically beehive in possession of developed microspores and large
specific surface area. The slag contains elements such as C, O, Si, Al, K, Ca, Fe, Ti and so on in
forms of oxides.
2. The results show that the removal efficiency of Cr(Ⅵ) disposed by slag is very high. When
the initial pH is 1, the dosage of slag is 8g/L, reactive time is 4 hours and initial concentration of
Cr(Ⅵ) is 10mg/L, the removal rate is 99.2% under the ambient temperature. If the initial
concentration of Cr(Ⅵ) is less than 50mg/L, the water treated by slag can reach the national
standard for wastewater discharge by adding suitable amount of slag. The removal mechanism of
Cr(Ⅵ) is that Cr(Ⅵ) is reduced by Fe2+ dissolved from slag under acidic condition rather than
Cr(Ⅵ) is adsorbed onto slag. The kinetics of Cr(Ⅵ) reduced by slag conforms to the first-order
reaction kinetic laws. The rate constant increases with the decreasing of pH. The rate constant is
separately 6.0×10-3, 3.3×10-3 and 4.0×10-4min-1 under the condition of initial pH of 0.55, 1.00 and
ABSTRACT
2.00.
3. The adsorption capacity of Cr3+ and Pb2+ onto slag is very well. When the initial pH is 2,
concentration is 50mg/L, the dosage of slag is 8mg/L, the removal efficiency of Cr3+ and Pb2+ are
97.3% and 99.0%,respectively. The residual concentration of Cr3+ and Pb2+ are 1.34mg/L and
0.49mg/L, respectively, which can reach the national standard for wastewater discharge. The
removal mechanism of Cr3+ and Pb2+ are that they are adsorbed onto slag. The adsorption
isotherms conform to Freundlich and Langmuir adsorption models. The ultimate adsorption
capacity of Cr3+ and Pb2+ are 25.25mg/g or 42.55mg/g, respectively under the condition of pH of
2.4. The Fereundlich adsorption constant 1/n is less than 0.5 so that the adsorption of Cr3+ and
Pb2+ onto slag is easily performed. The adsorption kinetics of Cr3+ and Pb2+ accord with the
quasi-second order kinetic equation. Adsorption rate constant of Cr3+ and Pb2+ are
0.022 g ×mg -1 ×min -1 and 0.011 g ×mg -1 ×min -1 , respectively. The adsorption velocity is
controlled by porous diffusion step.
4. The mechanism of slag adsorbing heavy metal irons includes following concepts. (1) There
exist Van der Waals force, dipolar forces and hydrogen bonding forces between heavy metal irons
and slag. So the heavy metal irons are adsorbed by slag and than enter into the inner slag pores. (2)
The oxides in slag possess obligate adsorption on irons which is related to the hydrated free
energies of irons. The hydrated free energies become lager, water removal in hydrated ions
become more diffic ult and the heavy metal irons are more difficult to act with surface pots. (3)
Heavy metal irons can exchange irons with Ca2+, K+ in slag and then are adsorbed by slag. But as
the content of Ca2+, K+ in slag is very small, this activity can be ignored.
5. The dynamic absorption of Pb2+ onto slag was also discussed. The results show that the
dynamic absorption capacity and adsorption column efficiency of Pb2+ are respectively 5.06 mg/g
or 62.1% under pH of 2 and flow velocity of 4mL/min. Saturated slag adsorbed by Pb2+ can be
well regenerated by 1.0 mol/L HCl solution. The dynamic adsorption capacity of the regenerated
slag is 4.77mg/g, which accounts for 94.4% of the initial adsorption capacity of slag.
Based on above studies, the properties of slag disposing Cr6+, Cr3+, Pb2+ were preliminarily
determined and the mechanism, parameters of kinetics and thermodynamics were discussed,
which provide experimental data of slag disposing heavy metal irons in industry. The article
provides some theoretical directions and has some practical values for the future researchers.
Keywords: adsorption, heavy metals, slag, chromium, lead
Abstract
Abstract
The slag particles were prepared by wasted slag from boiler. SEM and XRD were used
to observe the morphologic characteristics and analyze composition of slag. The results
show that structure of slag is typically beehive in possession of developed microspores and
large specific surface area. The slag contains elements such as C, O, Si, Al, K, Ca, Fe, Ti
and so on in forms of oxides.
The slag was empolyed to dispose heavy metal such as Cr(Ⅵ), Cr3+ and Pb2+. The
effects of initial pH, slag dosage, initial concentration of heavy metal irons and temperature
on removal rate of heavy metal were also inspected. The mechanism of Cr(Ⅵ) disposed by
slag and parameters of kinetics and thermodynamics of Cr3+and Pb2+ adsorbrd onto slag
were primarily studied. The results show that the removal efficiency of Cr(Ⅵ) disposed by
slag is very high. When the initial pH is 1, the dosage of slag is 8g/L, reactive time is 4
hours and initial concentration of Cr(Ⅵ) is 10mg/L, the removal rate is 99.2% under the
ambient temperature. If the initial concentration of Cr(Ⅵ) is less than 50mg/L, the water
treated by slag can reach the national standard for wastewater discharge by adding suiTable
le amount of slag. The removal mechanism of Cr(Ⅵ) is that Cr(Ⅵ) is reduced by Fe2+
dissolved from slag under acidic condition rather than Cr(Ⅵ) is adsorbed onto slag. The
kinetics of Cr(Ⅵ) reduced by slag conforms to the first-order reaction kinetic laws. The rate
constant increases with the decreasing of pH. The rate constant is separately 6.0×10-3 min-1,
3.3×10-3 min-1 and 4.0×10-4min-1 under the condition of initial pH of 0.55, 1.00 and 2.00.
The adsorption capacity of Cr3+ and Pb2+ onto slag is very well. When the initial pH is
2, concentration is 50mg/L, the dosage of slag is 8mg/L, the removal efficiency of Cr3+ and
Pb2+ are 97.3% and 99.0%, respectively. The residual concentration of Cr3+ and Pb2+ are
1.34mg/L and 0.49mg/L, respectively, which can reach the national standard for wastewater
discharge. The removal mechanism of Cr3+ and Pb2+ are that they are adsorbed onto slag.
The adsorption isotherms conform to Freundlich and Langmuir adsorption models. The
ultimate adsorption capacity of Cr3+ and Pb2+ are 25.25mg/g or 42.55mg/g, respectively
under the condition of pH of 2.4. The Fereundlich adsorption constant 1/n is less than 0.5 so
that the adsorption of Cr3+ and Pb2+ onto slag is easily performed. The adsorption kinetics of
Cr3+ and Pb2+ accord with the quasi-second order kinetic equation. Adsorption rate constant
of Cr3+ and Pb2+ are 0.022 g ×mg -1 ×min -1 and 0.011 g ×mg -1 ×min -1 , respectively. The
Abstract
adsorption velocity is controlled by porous diffusion step.
The dynamic absorption of Pb2+ onto slag was also discussed. The results show that the
dynamic absorption capacity and adsorption column efficiency of Pb2+ are respectively 5.06
mg/g or 62.1% under pH of 2 and flow velocity of 4mL/min. Saturated slag adsorbed by
Pb2+ can be well regenerated by 1.0 mol/L HCl solution. The dynamic adsorption capacity
of the regenerated slag is 4.77mg/g, which accounts for 94.4% of the initial adsorption
capacity of slag.
Key words: adsorption, heavy metals, slag, chromium, lead
論 文 獨(dú) 創(chuàng) 性 聲 明
本人聲明所呈交的學(xué)位論文是我本人在導(dǎo)師指導(dǎo)下進(jìn)行的研究工作及取得的研
究成果。盡我所知，除了文中特別加以標(biāo)注和致謝的地方外，論文中不包含其他人已
經(jīng)發(fā)表或撰寫過的研究成果，也不包含為獲得江蘇科技大學(xué)或其它教育機(jī)構(gòu)的學(xué)位或
證書而使用過的材料。與我一同工作的同志對(duì)本研究所做的任何貢獻(xiàn)均已在論文中作
了明確的說明并表示謝意。
學(xué)位論文作者簽名： 日 期：
學(xué) 位 論 文 使 用 授 權(quán) 聲 明
江蘇科技大學(xué)有權(quán)保存本人所送交的學(xué)位論文的復(fù)印件和電子文稿，可以將學(xué)位
論文的全部或部分上網(wǎng)公布，有權(quán)向國家有關(guān)部門或機(jī)構(gòu)送交并授權(quán)其保存、上網(wǎng)公
布本學(xué)位論文的復(fù)印件或電子文稿。本人電子文稿的內(nèi)容和紙質(zhì)論文的內(nèi)容一致。除
在保密期內(nèi)的保密論文外，允許論文被查閱和借閱。
研究生簽名： 導(dǎo)師簽名：
日 期：
第一章 緒論
1
第一章 緒論
1.1 重金屬污染及治理技術(shù)研究進(jìn)展
重金屬是指比重大于或等于 5.0 的金屬，如Fe、Mn、 Cu、 Zn、 Cd、 Hg、 Ni、
Co 等[1]。自然環(huán)境未受人類活動(dòng)影響時(shí)，各種重金屬都有其自然存在量或濃度，稱為
本底值。通常，各環(huán)境介質(zhì)中各種重金屬的本底值都是很低的。
1.1.1 重金屬廢水來源
含重金屬的工業(yè)廢水來源很廣，金屬礦山、有色冶煉、鋼鐵、電鍍、石油化工、
制革、照相等行業(yè)都有重金屬廢水產(chǎn)生。廢水中重金屬的種類及存在形態(tài)隨不同生產(chǎn)
種類而異，變化很大[2-3]。
金屬礦山廢水主要來自采礦的礦山坑內(nèi)排水、廢石廠的淋浸水和選礦廠排出的洗
礦、尾礦廢水。在采礦過程中往往伴生多種金屬硫化物，這些礦物在空氣、水和細(xì)菌
的共同作用下，形成硫酸鹽，使礦石中的多種金屬離子溶出，產(chǎn)生含銅、鐵、鉛、鎘、
砷等重金屬離子的酸性廢水；選礦廠的洗礦、尾礦廢水一般呈堿性，不僅含有固體金
屬和金屬離子，而且含有選礦藥劑。礦山廢水的水量較大，廢水水質(zhì)隨礦石的性質(zhì)、
生產(chǎn)條件及水文地質(zhì)情況不同而不同，是重金屬廢水的主要來源之一。
在有色金屬冶煉廠，重金屬廢水主要來自濕法除塵和煙氣凈化。如精礦干燥、燒
結(jié)、熔煉等煙氣的濕法除塵，以及二氧化硫制酸的洗滌系統(tǒng)排出的廢水；濕法冶煉和
電解車間的跑、冒、滴、漏和生產(chǎn)廢水；沖渣、設(shè)備和地面沖洗廢水等。
鋼鐵企業(yè)的軋鋼酸洗，尤其是不銹鋼表面酸洗除垢，也產(chǎn)生鐵、鎳、鉻、鋅、鈷
等重金屬廢水。
電鍍廢水主要來自鍍件的漂洗及少量的廢氣液。電鍍廢水的水質(zhì)按鍍種和工藝的
不同而異。一般來說，電鍍廢水的重金屬種類比較單一，雖然水量小，但其濃度往往
較高，毒性很大，主要含有酸和銅、鉻、鋅、鎘、鎳等金屬離子。
環(huán)境中鉛的主要污染來源于鉛蓄電池工業(yè)、礦山開采、金屬冶煉、汽車尾氣、燃
煤、油漆涂料等。但最主要的污染源是兩個(gè)，即燃油和鉛冶煉、蓄電池等工業(yè)性污染
[4]。
鉻主要以含鉻灰塵方式排向大氣，含鉻灰塵擴(kuò)散面廣，污染面寬，產(chǎn)生的危害最
大。堆放的鉻渣也是重要的污染源，經(jīng)雨水沖刷對(duì)地下水、土壤、地表水造成污染。
向水體中排放的鉻主要來自電鍍、金屬酸洗、皮革揉制、動(dòng)物膠制造、城市公共設(shè)施。
各行業(yè)鉻排放量見表1-1 所示[5]。
第一章 緒論
2
表 1.1 各行業(yè)鉻排放量
Table 1.1 The amount of chromium discharge in different industry
工業(yè)類型 未經(jīng)處理的廢水含鉻量(mg/L) 鉻的價(jià)態(tài)
電鍍 ≤600 Cr(Ⅵ)
金屬酸洗 600 Cr(Ⅵ)
皮革揉制 40 Cr3+
動(dòng)物膠制造 475-600 Cr(Ⅵ)
紡織印染 1 Cr3+
皮毛處理和染色 20 Cr3+
1.1.2 重金屬廢水污染特點(diǎn)
重金屬廢水污染具有如下特點(diǎn)[6-9]：
(1) 天然水體中的重金屬濃度雖低，但其毒性長(zhǎng)期持續(xù)。水體中某些重金屬可在
微生物作用下，轉(zhuǎn)化為毒性更強(qiáng)的金屬有機(jī)化合物。
(2) 生物富集濃縮，構(gòu)成食物鏈，危及人類。生物從環(huán)境中攝取重金屬，并在體
內(nèi)或某些器官中富集，其富集倍數(shù)可高達(dá)成千上萬倍，水生動(dòng)植物、陸生農(nóng)作物都有
這種現(xiàn)象。然后作為食物進(jìn)入人體，在人體的某些器官中積蓄起來構(gòu)成慢性中毒，嚴(yán)
重危害人體健康。這種生物富集的特性是重金屬廢水污染的突出特點(diǎn)。
(3) 重金屬無論用何種處理方法或微生物都不可能降解，只能轉(zhuǎn)移其存在位置和
改變其物理、化學(xué)形態(tài)，是一種“永久性”的污染物。
(4) 在天然水體中只要有微量重金屬，即可產(chǎn)生毒性反應(yīng)，一般重金屬產(chǎn)生毒性
的范圍大約在1.0～10mg/L之間，毒性較強(qiáng)的重金屬如汞、鎘等毒性濃度范圍在0.001～
0.1mg/L。日本發(fā)生的水俁病（汞污染）和骨痛?。ㄦk污染）等公害病，都是由重金屬
污染引起的。
因此必須嚴(yán)格控制重金屬廢水的污染。
1.1.3 重金屬的環(huán)境化學(xué)性質(zhì)
1.1.3.1 鉛的環(huán)境化學(xué)性質(zhì)
鉛可生成+2 和+4 價(jià)態(tài)的化合物，環(huán)境中的鉛通常以+2 存在。鉛在水中存在的最
主要的形態(tài)是PbOH+，還有一定數(shù)量的多核配合物，如Pb2(OH)3
+和Pb(OH)4
2-。鉛在
天然水體中的含量和形態(tài)受CO3
2-、SO4
2-、OH-等的影響。在中性和弱堿性溶液中，鉛
的濃度為氫氧化物所限制，在酸性溶液中，鉛的濃度為硫酸鹽所限制。酸性水中鉛離
子(Pb2+)的含量遠(yuǎn)高于堿性水中鉛離子(Pb2+)的含量。一般而言，由于鉛離子(Pb2+)易與
天然水中的一些陰離子形成難溶性化合物，如PbCO3、PbSO4、Pb(OH)2 等，使鉛在受
污染水體中的濃度不可能超過20mg/L[10]。
第一章 緒論
3
1.1.3.2 鉻的環(huán)境化學(xué)性質(zhì)
鉻通常有+2、+3 和+6 形式，Cr2+能被空氣迅速氧化成Cr3+。在水體中，鉻主要是
三價(jià)鉻( Cr3+ , CrO2
-)和六價(jià)鉻( Cr2O7
2-、CrO4
2-)的形式存在。三價(jià)鉻和六價(jià)鉻在一定條
件下可以互相轉(zhuǎn)化，六價(jià)鉻的離子可被二價(jià)鐵離子、溶解性硫化物和某些帶羥基的有
機(jī)化合物還原。三價(jià)鉻可被二氧化錳氧化，也可被水中的溶解氧低速氧化。水體中的
三價(jià)鉻與帶負(fù)電荷的有機(jī)或無機(jī)物質(zhì)生成非常穩(wěn)定的配合物。因此，天然水中就不會(huì)
有明顯未配合的三價(jià)鉻存在。水溶液中的六價(jià)鉻幾乎全以陰離子形式Cr2O7
2-和CrO4
2-
存在，不與顆粒中的陽離子配合，因此，在天然水中六價(jià)鉻遠(yuǎn)比三價(jià)鉻活潑，并能維
持一個(gè)較長(zhǎng)的時(shí)期?，F(xiàn)在，世界各國都以Cr(Ⅵ)在水中的含量作為水質(zhì)衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)之一
[11]。鉻普遍存在于各類水體中，一般是海水含鉻量小于井水，井水含鉻量小于河水。
土壤中鉻的自然含量范圍一般小于100mg/kg[12-13]。
1.1.4 重金屬在水體中的遷移與轉(zhuǎn)化
重金屬在水體中的轉(zhuǎn)化是通過一系列化學(xué)反應(yīng)(水解、配合、氧化還原以及膠體化
學(xué)效應(yīng)等)來實(shí)現(xiàn)。在這些反應(yīng)中，重金屬發(fā)生著形態(tài)和價(jià)態(tài)等變化[14-16]。
(1) 配合、水解和沉淀反應(yīng)
重金屬離子往往與一定數(shù)量的水分子配合在一起，形成以水分子為配體的配離子。
另外，水體的陰離子，如OH-、Cl-、SO4
2-等，會(huì)取代水分子，與金屬離子形成配位體。
水體的各種陰離子中，OH-有較強(qiáng)的轉(zhuǎn)換性，可以置換配離子中的水，生成羥基
配合物，即水解反應(yīng)。高價(jià)金屬離子如Fe3+、Al3+、Cr3+都趨向于強(qiáng)烈水解，而二價(jià)離
子如Cu2+、Pb2+、Zn2+、Hg2+、等，在天然水體pH 值范圍內(nèi)可發(fā)生不同程度的水解反
應(yīng)。在不同水質(zhì)的條件下，重金屬還可以生成碳酸鹽、硫化物等沉淀。
(2) 膠體化學(xué)反應(yīng)
在水體中，以膠體狀態(tài)存在的物質(zhì)種類很多，它們都可以產(chǎn)生各種膠體化學(xué)效應(yīng)，
影響重金屬污染物在水體中的遷移轉(zhuǎn)化過程。
① 無機(jī)膠體的吸附
天然水體中含有一定的鐵、鋁、錳、硅等，通過溶液化學(xué)反應(yīng)，可形成氫氧化物
或水合氧化物溶膠體和凝膠體，懸浮分散在水中。它們具有配合吸附能力，可以把重
金屬離子吸附在膠體表面，一起懸浮或沉淀。
② 有機(jī)高分子的螯合
水體中的有機(jī)高分子含有各種含氧、氮、磷的羥基、酚基、醇基官能團(tuán)，可以與
重金屬離子生成多配位的環(huán)狀結(jié)構(gòu)螯合物，螯合后的重金屬在一定程度上失去了獨(dú)立
活動(dòng)的能力。
③ 礦物微粒
第一章 緒論
4
天然水體中含有大量的礦物微粒，在水中形成膠體環(huán)懸浮體系，能長(zhǎng)時(shí)間地分散
在水中而不沉淀，對(duì)重金屬有較強(qiáng)的吸附能力。以礦物微粒為中心，吸附水中各種無
機(jī)和有機(jī)膠體（包括重金屬離子）構(gòu)成各種綜合聚集體的過程，在水體底泥形成和沉
淀中起重要作用。
④ 沉淀和重新溶入水中
重金屬化合物被吸附在有機(jī)膠體、無機(jī)膠體和礦物微粒上以后，就隨它們?cè)谒?
運(yùn)動(dòng)。當(dāng)這些膠體微粒能夠相互聚集到一起，形成比較粗大的絮狀物時(shí)，就可能在水
體中沉降下來，進(jìn)入水體底層，最終成為沉積物。
隨膠體物質(zhì)沉入底泥的重金屬在水體條件變化時(shí)還可以重新進(jìn)入水中，再次產(chǎn)生
污染。因此，被重金屬嚴(yán)重污染的水體底泥可以看成是一種危險(xiǎn)的二次污染源。
(3) 氧化還原反應(yīng)
重金屬在水體中還會(huì)發(fā)生氧化還原反應(yīng)，隨著這種反應(yīng)的進(jìn)行，重金屬元素的價(jià)
態(tài)也發(fā)生變化。在水體中重金屬元素是升價(jià)還是降價(jià)，與水體中的氧和有機(jī)物的情況
有關(guān)。此外，還往往同pH 值有密切的關(guān)系。
1.1.5 重金屬污染的危害
污染水、氣、土壤等環(huán)境介質(zhì)的重金屬及其在介質(zhì)的物理因素、化學(xué)因素、生物
因素的作用下轉(zhuǎn)化形成的次生污染物，能夠以多種方式進(jìn)入各種生物，達(dá)到一定水平
后，就會(huì)影響生物的生理活動(dòng)、種群發(fā)展，甚至破壞生態(tài)平衡。因此，必須對(duì)其加以
嚴(yán)格控制。
各國的環(huán)境排放標(biāo)準(zhǔn)較接近，我國在GB38978-1996 污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)中，對(duì)重
金屬最高允許排放濃度作了明確限制，見表1.2。
表 1.2 第一類污染物最高允許排放濃度
Table 1.2 The highest permissible discharge consistency of the first pollutions
(mg/L)
序號(hào) 1 2 3 4
污染物 總鉻 六價(jià)鉻 總鉛 總鎘
最高允許排放濃度 1.5 0.5 1.0 0.1
1.1.5.1 鉛污染的危害
鉛可隨飲水、食物等進(jìn)入消化道，經(jīng)汽車尾氣排入大氣中的有機(jī)鉛，可以隨空氣
進(jìn)入呼吸道。進(jìn)入人體的鉛，隨血液循環(huán)流至全身，主要分布于肝、腎、脾、膽、腦
中，尤以肝、腎中的濃度最高。健康者血鉛的正常范圍為0.483～1.45mol/L。當(dāng)血鉛
含量達(dá)2.72～3.84mol/L 時(shí)，即可發(fā)生鉛中毒。鉛對(duì)神經(jīng)系統(tǒng)的損害是引起末梢神經(jīng)炎，
出現(xiàn)運(yùn)動(dòng)和感覺障礙；鉛可損害骨髓造血系統(tǒng)，引起貧血；急、慢性鉛中毒可有腸胃
第一章 緒論
5
絞痛的癥狀，排泄、解毒功能障礙。失眠、麻痹、惡心、疲倦、血細(xì)胞減少等，是鉛
中毒的常見病癥[8,17-18]。
1.1.5.2 鉻污染的危害
金屬鉻在生物學(xué)上是非活動(dòng)性的，所以無害。三價(jià)鉻也有固定于組織的性質(zhì)，對(duì)
生物膜的透過作用很少。而六價(jià)鉻具有強(qiáng)氧化作用，特別是在酸性溶液中與有機(jī)物能
夠發(fā)生強(qiáng)烈反應(yīng)。因此，引起健康障礙的主要是六價(jià)鉻，其毒性比三價(jià)鉻高100倍[8]。
六價(jià)鉻的化合物常以溶液、粉塵或蒸汽的形式污染環(huán)境，危害人體健康，可通過
消化道、呼吸道、皮膚和粘膜侵人體。六價(jià)鉻對(duì)皮膚粘膜有刺激作用，會(huì)引起皮炎、
濕疹、氣管炎和鼻炎、并有致癌作用，如可以誘發(fā)肺癌和鼻咽癌。空氣中鉻酸酐濃度
為0.15～0.3 mg/m3時(shí)，可使鼻中隔穿孔。飲用水中含鉻濃度在0.1mg/L以上時(shí)，就會(huì)使
人嘔吐，侵害腸道和腎臟[13,19]。
鉻的化合物對(duì)農(nóng)作物也有致害作用。低濃度鉻對(duì)數(shù)種農(nóng)作物的生長(zhǎng)均有刺激作用，
如濃度為15～50 mg/L的Cr3+培養(yǎng)液會(huì)抑制玉米的生長(zhǎng)；若鉻與鎳協(xié)同作用時(shí)，含鉻僅
2.0mg/L即對(duì)作物產(chǎn)生危害[20-21]。
鉻的化合物還對(duì)水體中的植物區(qū)系和動(dòng)物區(qū)系有致死作用，從而抑制水體的自凈
作用。此外，鉻化合物還影響水體的感觀指標(biāo)，使水體出現(xiàn)異味和混濁。
1.1.6 重金屬廢水的處理方法研究進(jìn)展
1.1.6.1 重金屬廢水的處理原則
重金屬廢水無論采用何種方法處理都不能使其中的重金屬分解破壞，只能轉(zhuǎn)移其
存在的位置和轉(zhuǎn)移其物理和化學(xué)形態(tài)。因此，最根本的是改革生產(chǎn)工藝，不用或少用
毒性大的重金屬；其次是采用合理的工藝流程、科學(xué)的管理和操作，減少重金屬用量
和隨廢水流失量，盡量減少外排廢水量。重金屬廢水應(yīng)當(dāng)在產(chǎn)生地點(diǎn)就地處理，不同
其他廢水混合，以免使處理復(fù)雜化；更不應(yīng)當(dāng)不經(jīng)處理直接排入城市下水道，以免擴(kuò)
大重金屬污染[22]。
1.1.6.2 重金屬廢水的處理方法
按照重金屬廢水處理原則，將重金屬廢水的處理方法分為兩類：一是使廢水中呈
溶解狀態(tài)的重金屬轉(zhuǎn)變成不溶的金屬化合物或元素，經(jīng)沉淀和上浮從廢水中去除，具
體方法有：氫氧化物沉淀法、硫化物沉淀法、還原法、鐵氧體法、凝聚電解法、隔膜
電解法、離子交換法、離子浮上法等；二是將廢水中的重金屬在不改變其化學(xué)形態(tài)的
條件下進(jìn)行濃縮和分離，具體方法有：膜分離法、蒸發(fā)濃縮法等。在實(shí)際生產(chǎn)中，通
常根據(jù)廢水的水質(zhì)、水量等情況，可選擇一種或幾種處理方法組合使用[8,22-23]。
第一章 緒論
6
(1) 氫氧化物沉淀法
此法利用重金屬離子與堿性溶液中的OH-發(fā)生反應(yīng)，生成難溶的金屬氫氧化物沉
淀而予以分離。由于重金屬氫氧化物的溶度積都比較小，它們?cè)谒械娜芙舛扰c溶液
的pH 值有密切關(guān)系。隨溶液pH 值的升高，它們的金屬氫氧化物在水中的溶解度減小，
不同金屬氫氧化物在不同的pH 值下溶解度不同。利用這一特性，可以分別在不同pH
值下沉淀不同的重金屬。因此利用氫氧化物沉淀法處理重金屬廢水實(shí)際上是調(diào)整、控
制pH 值的方法[24-25]。
氫氧化物沉淀法有一次沉淀和分步沉淀法兩種。前者為一次投加沉淀劑到額定的
pH 值，使廢水中的各種金屬離子同時(shí)以氫氧化物沉淀析出。而后者分段投加沉淀劑，
利用不同金屬氫氧化物在不同pH 值下沉淀析出的特性，依次沉淀回收各種金屬氫氧
化物。
常用的沉淀劑有石灰、石灰石、電石渣、碳酸鈉、氫氧化鈉等。其中以石灰應(yīng)用
最廣，它可同時(shí)起到中和與混凝作用，并且價(jià)格比較便宜，來源廣，處理效果好，幾
乎可以使除汞以外的所有重金屬離子共沉淀除去。因此它是國內(nèi)外重金屬廢水處理的
主要藥劑。而石灰石價(jià)格最便宜，具有中和生成的沉淀物沉降性能好、污泥脫水性好
等優(yōu)點(diǎn)。但其中和能力弱，故僅常用與去除鐵、鋁等離子。在水量小的情況下，為減
少泥渣量，也可考慮采用氫氧化鈉或碳酸鈉做沉淀劑，但是費(fèi)用較高，目前國內(nèi)采用
不多。
氫氧化物沉淀法處理重金屬廢水具有流程簡(jiǎn)單，處理效果好，操作管理方便，處
理成本低的優(yōu)點(diǎn)。但渣量大，含水率高，脫水困難。
(2) 硫化物沉淀法
此法向廢水中投加Na2S 或H2S 等硫化物，使重金屬生成難溶的金屬硫化物沉淀
從而得到分離。
根據(jù)重金屬硫化物容積度的大小，溶液中各重金屬的離子沉淀次序依次為：
Hg2+.Ag+.As3+.Cu2+.Pb2+.Cd2+.Zn2+.Co2+.Ni2+.Fe2+.Mn2+，位置
越靠前的金屬硫化物，其溶度積越小，處理越容易。
由于金屬硫化物的溶度積比金屬氫氧化物小得多，因此，用硫化物沉淀法更為有
效，渣量少，易脫水，沉渣品位高，有利于金屬的回收。但硫化物價(jià)格高，且易造成
H2S 的二次污染，處理后的水中含硫量超標(biāo)，需進(jìn)一步處理，金屬硫化物結(jié)晶較細(xì)，
難以沉降，因而應(yīng)用不廣。
(3) 還原法
此法向廢水中投加還原劑，使金屬離子還原為金屬或低價(jià)金屬離子，再投加石灰，
使其成為金屬氫氧化物沉淀。還原法可用于銅、汞等金屬離子的回收，常用于含鉻廢
水的處理[24],。
第一章 緒論
7
根據(jù)投加還原劑的不同，可分為硫酸亞鐵法、亞硫酸氫鈉法、二氧化硫法、鐵粉
或鐵屑法等。
夏清[26]研究了用七水硫酸鐵、亞硫酸氫鈉、鐵屑3種還原劑達(dá)標(biāo)處理較低濃度含
鉻廢水的適宜工藝條件和懸浮液絮凝體沉降底流的最佳回流率。結(jié)果表明：3種還原劑
在適宜工藝條件下均可使廢水中的Cr(Ⅵ)處理達(dá)標(biāo)；使用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為8%～10%的石灰
乳，控制pH=8.1～8.5，中和時(shí)間10min，攪拌速度為60～80r/min，沉降時(shí)間1h，可使
沉降分離清液的總鉻處理達(dá)標(biāo)；適量的懸浮物底流回流，可以起到絮凝的作用，運(yùn)用
于實(shí)際工程，可以不用投加絮凝劑而使懸浮液有效澄清分離，節(jié)約處理工程的運(yùn)行費(fèi)
用。
湯清家[27]采用二氧化硫作還原劑處理高濃度、大流量含鉻廢水，在進(jìn)水Cr(Ⅵ)含
量為90.0～430.8mg/L時(shí)，經(jīng)還原、沉淀處理后，出水中Cr(Ⅵ)含量均可達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。
該工藝基本實(shí)現(xiàn)了二氧化硫的閉路循環(huán)，排放尾氣中二氧化硫含量<15mg/L，起到以
廢制廢的效果。
(4) 鐵氧體法
鐵氧體是由鐵離子、氧離子以及其他金屬離子所組成的氧化物，是一種具有鐵磁
性的半導(dǎo)體。采用鐵氧體法處理重金屬廢水是根據(jù)鐵氧體的制造原理，利用鐵氧體反
應(yīng)，把廢水中的二價(jià)或三價(jià)金屬離子，充填到鐵氧體尖晶石的晶格中去，從而得到沉
淀分離[24]。
金焰等[28]研究了鐵氧體沉淀法對(duì)模擬廢水中Pb2+的去除。實(shí)驗(yàn)表明：常溫下，在
pH=8 時(shí)，對(duì)濃度為小于400mg/L 的含鉛廢水，采用鐵氧體沉淀法均可將廢水中的鉛
有效去除，去除率達(dá)99%以上。
Fafael 等[29]用電偶-鐵氧體法處理印刷廠含鉛廢水。處理的流程是：將FeCl3 投加
到含Pb2+廢水中，待FeCl3 溶解后，將三分之一廢水打入電偶還原塔(塔內(nèi)裝有鐵屑)
進(jìn)行還原，即把Fe3+還原為Fe2+。再與原溶液進(jìn)行混合，在常溫下加NaOH 溶液，使
酸堿度在pH=10 左右，數(shù)分鐘后即生成黑棕色鐵氧體，分離鐵氧體沉渣后，水中含鉛
量遠(yuǎn)低于排放標(biāo)準(zhǔn)。鉛進(jìn)入鐵氧體晶格后，結(jié)合得很牢固，甚至不會(huì)返溶在酸、堿溶
液中。
鐵氧體法處理重金屬廢水具有凈化效果好、投資省、設(shè)備簡(jiǎn)單、沉渣帶磁性、容
易分離且可綜合利用等優(yōu)點(diǎn)。但需投加較多的硫酸亞鐵和氫氧化鈉，處理出水含硫酸
鈉量較高，沉渣需加溫曝氣，運(yùn)行費(fèi)用較高，不適用于大水量廢水的處理。
(5) 電解法
此法利用鋁（或鐵）作為可溶性陽極，以不銹鋼或鋁、鐵作為陰極，在直流電場(chǎng)
下對(duì)廢水進(jìn)行電解。通電后，陽極金屬（鋁或鐵）放電成為金屬離子溶入廢水中，水
解形成氫氧化鐵或氫氧化鋁膠體，同時(shí)廢水中的重金屬離子與在陰極產(chǎn)生的氫氧根結(jié)
第一章 緒論
8
合形成金屬氫氧化物，并吸附在陽極處形成的氫氧化物膠體上，一并沉淀除去。此外，
廢水中的金屬離子還可直接在陰極上獲得電子，還原為金屬，沉積在陰極上[30-31]。
R.C.Widener 等[32]使用網(wǎng)狀玻璃炭電極對(duì)酸性含Pb2+廢水進(jìn)行了研究，在-0.8
V( vs.SCE)的電位下，使用0.5 mol/L硼酸作緩沖溶液，當(dāng)陰極孔隙率80 ppi，流速240L/h
時(shí)，可使初始濃度為50 mg/L 的含鉛廢水降至0.1mg/L，電流效率還可達(dá)到14％。
該法運(yùn)行可靠，操作簡(jiǎn)單，勞動(dòng)條件好，但消耗大量的鋼材。
(6) 離子交換法
此法利用離子交換劑的交換基團(tuán)與廢水中的金屬離子進(jìn)行交換反應(yīng)，將金屬離子
置換到交換劑上，予以除去。
湯麗鴛等[33]考察了各種離子交換纖維對(duì)Cr3+和Cr(Ⅵ)的靜態(tài)和動(dòng)態(tài)吸附性能，試驗(yàn)
結(jié)果表明：所制備的磺酸型和羧酸型功能纖維對(duì)Cr3+的靜態(tài)吸附量在25mg/g～45mg/g
的范圍，動(dòng)態(tài)吸附穿透曲線比相應(yīng)的樹脂好，但穿連點(diǎn)之前出口液中Cr3+濃度偏高。
所制五種堿性功能纖維對(duì)Cr(Ⅵ)的交換吸附量比較高，最高可達(dá)293mg/g，最佳吸附pH
值都在l～2。
劉建[34]等用離子交換蒸濃法處理電鍍含鉻廢水，其主要工藝過程包括廢水均質(zhì)、
過濾、陰離子樹脂吸附、負(fù)載樹脂淋洗、陰離子樹脂轉(zhuǎn)型、陽離子樹脂脫鈉、稀鉻酸
蒸發(fā)濃縮、濃鉻酸除SO4
2-和吸附尾液中和排放。通過3個(gè)月的運(yùn)行，經(jīng)該流程處理后
的廢水，各種污染物指標(biāo)均符合國家排放標(biāo)準(zhǔn)，回收鉻酸的質(zhì)量能滿足電鍍工藝要求，
實(shí)現(xiàn)了鉻酐閉路循環(huán)利用，消除了Cr(Ⅵ)對(duì)環(huán)境的污染。
離子交換法的優(yōu)點(diǎn)是，可以除去其他方法難以分離的重金屬離子，既可去除廢水
中的金屬陽離子，又可去除廢水中的陰離子，使廢水凈化到較高的純度。并且可以從
含有多種金屬離子的廢水中，選擇性的回收貴重金屬。這種方法的缺點(diǎn)是，離子交換
樹脂的價(jià)格較高，樹脂再生時(shí)需用酸、堿或鹽，運(yùn)行費(fèi)用較高，再生液需要進(jìn)一步處
理[35-37]。
(7) 膜分離法
膜分離法包括反滲透法、電滲析法、擴(kuò)散滲析法、液膜法和超濾法等[38-40]。
反滲透法是在反滲透裝置中，利用半滲透膜將水和金屬離子分離。對(duì)利用此法處
理金屬廢水研究很多，進(jìn)展較快。特別是在電鍍廢水處理中，常用于處理鍍鎳、鍍鋅、
鍍銅、鍍鎘廢水。該方法具有設(shè)備簡(jiǎn)單、操作方便、能同時(shí)去除多種金屬離子、脫除
效率高等優(yōu)點(diǎn)。但目前采用的反滲透膜的強(qiáng)度、壽命有待提高；膜易被廢水中污染物
質(zhì)的堵塞問題，有待解決。
電滲析法將只能選擇性地通過某種陽、陰離子的陽離子交換膜和陰離子交換膜，
互相交替排列，使之構(gòu)成多室電滲析槽。膜堆兩端分別設(shè)有陰、陽電極，進(jìn)入電滲析
器的溶液在外加直流電場(chǎng)的作用下，陰、陽離子各自向相反電極方向移動(dòng)，因而形成
第一章 緒論
9
濃室和稀室相間的格局。將濃縮液和稀凈液分別引出，便可達(dá)到重金屬濃縮分離和淡
化的目的。由電滲析器排出的處理水由于除去了重金屬，因此能夠直接進(jìn)行排放或重
復(fù)利用。電滲析法進(jìn)行費(fèi)用較高。我國常用于處理水量小、有回收利用價(jià)值的廢水(如
電鍍等)。
陳浚等[41]對(duì)蓄電池廠的含Pb2+廢水用電滲析法進(jìn)行了處理研究。結(jié)果表明：在常
溫、工作電流密度為3A/cm2、物料流量為300L/h的實(shí)驗(yàn)條件下，含鉛廢水經(jīng)5～6次循
環(huán)處理，出水的電導(dǎo)率在l0μm/cm 以下，處理后的廢水可作為純水回用到蓄電池的配
酸工藝，可望實(shí)現(xiàn)廢水的“零排放”，具有較好的經(jīng)濟(jì)效益和社會(huì)效益。
液膜分離法是一種新型的、類似溶劑萃取的膜分離技術(shù)。液膜法是將按一定比例
配制的有機(jī)溶劑(有機(jī)相)與膜內(nèi)試劑混合制成乳液微滴。微滴表面形成一層極薄的(1～
10μm)液膜，膜內(nèi)為內(nèi)相試劑。在混合柱內(nèi)，將這種表面積極大的乳液微滴與廢水接
觸，廢水中待除的金屬離子便通過選擇性滲透、萃取、吸附等穿過液膜，進(jìn)入內(nèi)相，
與內(nèi)相試劑進(jìn)行化學(xué)反應(yīng)，從而得到分離去除。廢乳液破乳分離后，可回收內(nèi)相中的
金屬離子，有機(jī)相可循環(huán)使用。
液膜法具有分離效率高，速度快等特點(diǎn)。選擇適當(dāng)?shù)挠袡C(jī)溶劑和載體可以處理含
鉻、銅、鎘、鋅、汞、鎳、鈷、鉛廢水。但藥劑有損耗，要求操作水平高，適用的處
理水量小，目前工程應(yīng)用尚不多見。
(8) 吸附法
吸附劑具有來源廣泛、選擇性高、易回收、節(jié)能、成本低廉等優(yōu)點(diǎn)，被廣泛用于
重金屬廢水的處理中。活性炭、含腐殖酸煤、硅酸鈣、沸石、經(jīng)堿處理的鋸末、生物
吸附劑等對(duì)不同重金屬均良好吸附效果，成為近年的研究熱點(diǎn)[42-47]。
施平平等[48]用水熱法合成了納米級(jí)X-型沸石分子篩并研究了其對(duì)實(shí)驗(yàn)室Pb2+的吸
附。結(jié)果表明，在50mL質(zhì)量濃度為25mg/L的含鉛水樣中，納米X-型沸石分子篩用量
為0.03g，pH=4.0，溫度為20℃條件下，吸附5min去除率即達(dá)到99.52%，最大吸附量可
達(dá)150mg/g以上。
胡恭任[49]等用硫酸對(duì)提純膨潤土進(jìn)行活化改性，研究了用其吸附含Pb2+廢水的適
宜條件。結(jié)果表明：室溫下，當(dāng)Pb2+初始濃度為l0m/L時(shí)，用土量為8g/L，pH=7，振速
80r/min，吸附時(shí)間15min，酸改性膨潤土對(duì)Pb2+的去除率可達(dá)99.6%。
胡巧開等[50]用雞蛋殼-粉煤灰混合物處理酸性含鉛廢水。結(jié)果表明：將雞蛋殼于
500℃鍛燒2h，過篩后與粉煤灰配合使用，在300r/min 的條件下，攪拌30min 能有效
處理pH 值為1.5，鉛離子質(zhì)量濃度小于20mg/L 的模擬廢水。處理后的pH 值約為7，
鉛質(zhì)量濃度小于1mg/L，達(dá)到了含鉛廢水的國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
白紅娟[51]等采用沼澤紅假單胞菌(Rhodopseudomonas pa lustris) N菌株進(jìn)行了去除
鉛的研究。結(jié)果表明：菌株生長(zhǎng)及去除Pb2+的最優(yōu)條件是pH值為7，厭氧光照，溫度為
第一章 緒論
10
30℃，接種量為0.6g/L ，此時(shí)Pb2+的去除率可達(dá)95%以上。
1.2 爐渣及其在廢水處理中的應(yīng)用研究進(jìn)展
爐渣是電廠鍋爐、各種工業(yè)及民用鍋爐，爐窯燃燒煤炭后排出的固體廢棄物。經(jīng)
高溫作用產(chǎn)生的爐渣，具有很多優(yōu)良特性：由于煤炭在燃燒過程中進(jìn)入大量空氣，冷
卻后又逃逸，導(dǎo)致生成的爐渣形成多孔結(jié)構(gòu)；爐渣的主要成分是多種堿性氧化物質(zhì)
(SiO2 、Al2O3 、CaO、MgO 等)，在與工業(yè)廢水接觸后能溶出部分溶出。因此爐渣對(duì)
工業(yè)廢水中的有機(jī)物、重金屬、懸浮物均有一定的吸附、過濾、中和及絮凝作用[52-53]。
(1) 吸附過濾作用
爐渣具有多孔結(jié)構(gòu)，孔隙率達(dá)50%～60%，比表面積較大，表面能高；爐渣中含
有10%～30%的殘?zhí)?，這些殘?zhí)烤哂谢钚蕴康男再|(zhì)，因此爐渣對(duì)工業(yè)廢水中的有機(jī)物、
重金屬、懸浮物具有強(qiáng)的物理和化學(xué)吸附作用。
(2) 中和作用
爐渣中含有的CaO 、MgO、Fe2O3 、Al2O3、K2O、Na2O等堿性氧化物被水浸泡
后進(jìn)入廢水中，能提高廢水的堿度，可用來中和酸性廢水的酸度，這在處理酸性除塵
廢水，酸性礦井廢水以及某些酸性重金屬廢水方面有較好的效果。
(3) 絮凝沉降作用
爐渣在被中性水浸泡35～65min后，溶出的鋁可達(dá)22.5～53mg/L。鋁在水中形成的
氫氧化物是良好的絮凝劑，能對(duì)廢水中有機(jī)物、重金屬、懸浮物起絮凝作用，加強(qiáng)其
澄清沉降效果，此外爐渣中的部分無機(jī)粉塵對(duì)廢水也有混凝作用。
1.2.1 爐渣處理有機(jī)廢水
朗咸明[54]等利用爐渣吸附硝基廢水，研究得出吸附機(jī)理主要是多孔物質(zhì)和靜電的
共同作用。影響爐渣吸附處理效果的主要因素為pH值，攪拌速度、爐渣量及停留時(shí)間，
其中以pH值的影響最為顯著。進(jìn)水pH值為3，停留時(shí)間為80min，爐渣投入量為10g，
攪拌轉(zhuǎn)數(shù)為15n/min，是實(shí)驗(yàn)的最佳工藝參數(shù)組合。廢水經(jīng)爐渣吸附處理后可提高廢水
的可生化性，有利于后續(xù)生化處理。
普煜[55]將爐渣用于處理煤氣廢水。結(jié)果表明：爐渣具有和活性炭相類似的性能，
對(duì)煤氣廢水中的COD、酚具有明顯的去除效果，去除率分別達(dá)到47.9%及77.2%；廢水
pH值對(duì)處理效果有較大影響，適宜的pH值范圍為6～8。吸附有機(jī)物后的爐渣可作為循
環(huán)流化床鍋爐的燃料，避免了二次污染問題。
李學(xué)忠等[56]采用高溫爐渣過濾，再用大孔樹脂吸附處理蒸氨廢水。結(jié)果表明：室
溫下以4BV/h流速，吸附處理含酚520mg/L、COD3200mg/L蒸氨廢水， 調(diào)節(jié)廢水pH=6，
第一章 緒論
11
處理體積為60BV，樹脂吸酚量為42mg/L。處理出水酚含量0.5mg/L，COD達(dá)到國家排
放標(biāo)準(zhǔn)。選用0.5BV甲醇做脫附劑，室溫以2 BV/h流速進(jìn)行洗脫再生，脫附率達(dá)98%以
上，經(jīng)100次循環(huán)使用，樹脂性能不變。脫附劑脫附達(dá)飽和后，可通過蒸餾回收甲醇和
其中的酚。
倪曉斌等[57]采用煤氣爐的爐渣進(jìn)行了含渣有機(jī)廢水的處理試驗(yàn)，結(jié)果表明：采用
粒徑較小的爐渣pH值較低的酸性廢水，控制廢水流經(jīng)爐渣時(shí)間在35～50min，吸附效
果良好。處理后廢水中COD削減70%以上，SS削減84%以上，在一定程度上能夠代替
活性炭。
王有樂[58]采用微電解-爐渣吸附工藝處理地毯廢水。流程如下：過濾→均質(zhì)沉淀→
微電解→爐渣吸附→排放，經(jīng)處理后，廢水COD由1039mg/L降到53.4mg/L，懸浮物由
336mg/L降到42mg/L，硫化物由8.99mg/L降到0.63mg/L，色度由189倍降到39倍。
郭志亮等[59]利用爐渣吸附蘭州市城市垃圾滲瀝液，考察了各種不同因素對(duì)爐渣去
除垃圾滲瀝液中TOC和色度的影響。結(jié)果表明：最佳應(yīng)用條件為爐渣投加量300g/L，
pH值8.33(原液)、粒徑0.10～0.25mm、處理時(shí)間35min，此時(shí)爐渣對(duì)滲瀝液的TOC和色
度的去除率分別達(dá)到54.13%和48.58%，從而得出爐渣是相對(duì)經(jīng)濟(jì)可行的吸附劑。
1.2.2 爐渣吸附處理含磷廢水
L Johansson等[60]的研究認(rèn)為，爐渣能有效地吸附磷。磷的去除與較強(qiáng)的堿性條件
(pH > 9) 和大量的可溶鈣有關(guān)系，主要的去除磷的機(jī)理是羥基磷灰石沉淀的形成。
鄧雁希等[61]以爐渣作為吸附劑，用靜態(tài)吸附實(shí)驗(yàn)方法研究了爐渣對(duì)模擬含磷廢水
脫磷的一般規(guī)律，結(jié)果表明：爐渣是一種有效的吸附劑，對(duì)廢水中的磷有較強(qiáng)的吸附
去除性能。影響爐渣除磷的主要因素有吸附時(shí)間、爐渣用量、pH值和原水含磷濃度。
在含磷濃度2～13mg/L、爐渣用量5g/L、中性、吸附時(shí)間為2h的實(shí)驗(yàn)條件下，磷的去除
率可高達(dá)99%以上。
1.2.3 爐渣處理重金屬廢水
爐渣對(duì)重金屬離子有很好的吸附去除效果。Dimit [62]研究了高爐爐渣對(duì)Cu2+、Zn2+、
Ni2+ 的去除效果，結(jié)果表明，爐渣的多種礦物成分和特殊的特征決定了其在金屬鹽溶
液中具有較高的吸附能力和行為；爐渣在很寬的離子濃度和pH值范圍內(nèi)是Cu2+、Zn2+、
Ni2+ 的有效的吸附劑，其較高的吸附能力與爐渣表面微溶物質(zhì)(如硅酸鹽) 的形成有
關(guān)；溫度提高，吸附行為增強(qiáng)，有利于這些離子的去除。
VK Gupta[63]等的研究結(jié)果表明，爐渣是去除水溶液和廢水中的Zn2+ 、Cd2+的有效
吸附劑，而且在很寬的濃度范圍內(nèi)都適用。
第一章 緒論
12
1.3 吸附理論
1.3.1 吸附機(jī)理
吸附是一種表面化學(xué)現(xiàn)象[64]，溶質(zhì)從水中移向固體顆粒表面發(fā)生吸附，是水、溶
質(zhì)和固體顆粒三者相互作用的結(jié)果。引起吸附的主要原因在于溶質(zhì)對(duì)水的疏水特性和
溶質(zhì)對(duì)固體顆粒的高度親和力。溶質(zhì)的溶解程度是確定第一種原因的重要因素。溶質(zhì)
的溶解度越大，則向表面運(yùn)動(dòng)的可能性越小。相反，溶質(zhì)的憎水性越大，向吸附界面
移動(dòng)的可能性越大。吸附作用的第二種原因主要由溶質(zhì)與吸附劑之間的靜電力、范德
華力或化學(xué)鍵力所引起的。與此相對(duì)應(yīng)，可將吸附分為三種基本類型。
(1) 物理吸附
物理吸附是吸附質(zhì)與吸附劑之間通過分子引力（即范德華力）所產(chǎn)生的吸附，其
特點(diǎn)是沒有選擇性，吸附質(zhì)并不固定在吸附劑表面的特定位置上，而多少能在界面范
圍內(nèi)自由移動(dòng)，因而其吸附的牢固程度不如化學(xué)吸附。物理吸附主要發(fā)生在低溫狀態(tài)
下，過程放熱較小，一般小于20kJ/mol，可以是單分子層或多分子層吸附。吸附是可
逆的，在吸附的同時(shí)，吸附在吸附劑表面的吸附質(zhì)分子會(huì)因熱運(yùn)動(dòng)而離開吸附劑表面。
因此物理吸附較易脫附，吸附飽和后的吸附劑容易再生。影響物理吸附的主要因素是
吸附劑的比表面積和細(xì)孔分布。
(2) 化學(xué)吸附
化學(xué)吸附是指吸附至于吸附劑之間通過化學(xué)鍵力所產(chǎn)生的吸附，其主要特點(diǎn)是：
吸附時(shí)放熱量較大，與化學(xué)反應(yīng)的反應(yīng)熱相近，約84-420kJ/mol?；瘜W(xué)吸附有選擇性，
即一種吸附劑只對(duì)某種或特定幾種物質(zhì)有吸附作用，一般為單分子層吸附。通常需要
一定的活化能，在低溫時(shí)，吸附速度較小。吸附后吸附質(zhì)與吸附劑之間結(jié)合較為牢固，
因而不易脫附，即吸附劑的再生比較困難。這種吸附與吸附劑的表面化學(xué)性質(zhì)和吸附
質(zhì)的化學(xué)性質(zhì)有密切的關(guān)系。
(3) 交換吸附
交換吸附是指離子態(tài)的吸附質(zhì)與吸附劑表面的帶電點(diǎn)之間通過靜電引力而產(chǎn)生的
吸附。在交換吸附過程中，吸附質(zhì)離子將原先固定在帶電點(diǎn)上的離子（可交換離子）
等量地置換出來，因此這一過程由稱為離子交換過程。
在水或廢水處理中，絕大多數(shù)吸附現(xiàn)象通常是上述三種吸附作用協(xié)同作用的結(jié)果，
只不過由于吸附質(zhì)和吸附劑性質(zhì)的不同，其中某種吸附起主要作用。
1.3.2 吸附平衡與等溫吸附模型
在一定的溫度條件下，將一定量的吸附劑與一定體積的初始濃度已知的吸附質(zhì)溶
液混合，并使吸附劑與吸附質(zhì)充分接觸，經(jīng)過一定時(shí)間后，吸附質(zhì)在吸附劑表面上的
第一章 緒論
13
吸附速度與已知被吸附的吸附質(zhì)從吸附劑表面脫附的速度相等，固體吸附劑表面及溶
液中的吸附質(zhì)的量不再發(fā)生變化，吸附過程達(dá)到了動(dòng)態(tài)平衡，這種動(dòng)態(tài)平衡稱為吸附
平衡[70]。
描述平衡吸附量隨平衡濃度的變化規(guī)律的數(shù)學(xué)表達(dá)式，稱為吸附等溫式或等溫吸
附模型。常用的有Freudlich 模型、Langmuir 模型和BET 模型。
(1) Freundlich 等溫吸附模型
Freundlich 模型建立基礎(chǔ)是吸附劑表面為一不均勻表面，并假定吸附熱隨覆蓋度增
加而成指數(shù)下降。
吸附等溫式是指數(shù)形式的經(jīng)驗(yàn)公式，其表達(dá)式為：
1/ n
e q
= kCe (1.1)
式中，Ce為平衡濃度(mg/L)，qe為吸附平衡時(shí)的吸附容量(mg/g)。
將式(1.1)兩邊取對(duì)數(shù)得：
(1.2)
該模型有兩個(gè)擬合參數(shù) k 與n 。k 為與吸附容量有關(guān)的參數(shù)，k 值越大，表明所選
吸附劑越好；n 代表吸附強(qiáng)度，反映吸附劑對(duì)吸附質(zhì)束縛能力強(qiáng)弱，1/n 越小，吸附性
能越好。一般認(rèn)為，1/n 值介于0.1-0.5 之間時(shí)易于吸附，1/n＞2 時(shí)，則難以吸附。通
常根據(jù)平衡吸附實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，以lg e q 對(duì)lgCe 作圖，得一直線，由直線的斜率和截距可求
出常數(shù)n、k 值。
(2) Langmuir等溫吸附模型
Langmuir等溫吸附模型的數(shù)學(xué)表達(dá)式為：
(1.3)
式中，Ce為平衡濃度(mg/L)，qe為吸附平衡時(shí)的吸附容量(mg/g)，q0為極限吸附容
量(mg/g)。
式(1.3)可轉(zhuǎn)化為下面的線性形式：
(1.4)
該模型有兩個(gè)擬合參數(shù)q 0與b。q 0為極限吸附量，可用來比較同一吸附劑對(duì)不同
吸附質(zhì)的吸附能力相對(duì)大小。q 0越大，吸附能力越強(qiáng)。b指示了吸附質(zhì)和吸附劑之間
的親合強(qiáng)度， b 值越大，親合力越大。根據(jù)吸附平衡實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，以e Ce / q 對(duì) Ce 作圖，
得一條直線，其斜率和截距求出q 0和b的值。
(3) BET 等溫吸附模型
Brunauer、Emmet、Teller 三人在Langmuir 單分子層吸附理論基礎(chǔ)上發(fā)展建立了
bCe
q q bCe e +
=
1
0
0 0
1
q
Ce
q q b
Ce
e
= +
Ce
n
q k e lg
1
lg = lg +
第一章 緒論
14
多分子層吸附理論，簡(jiǎn)稱BET 理論。BET 等溫吸附模型如下：
(1.5)
式中，B 為吸附常數(shù)；CS為吸附質(zhì)的飽和濃度(mg/L)；q 0為 Langmuir 吸附的極
限吸附量(mg/g)。當(dāng)吸附質(zhì)濃度較低時(shí)， S Ce << C ，式(1.5)可簡(jiǎn)化為
(1.6)
令 ，則 BET 等溫吸附模型可簡(jiǎn)化為L(zhǎng)angmuir 等溫吸附模型，這說明當(dāng)吸
附質(zhì)濃度較低時(shí)只能發(fā)生單分子層吸附。
在應(yīng)用平衡吸附實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)求取吸附常數(shù) B和q 0時(shí)，通常將式(1.5)轉(zhuǎn)化為下列線性
形式
(1.7)
按式(1.7)，以對(duì) 作圖，得一直線，由直線的斜率和截距可求得 B
和q 0。
1.3.3 吸附反應(yīng)熱力學(xué)
吸附反應(yīng)熱力學(xué)主要表現(xiàn)在等溫吸附規(guī)律和吸附熱上。
熱力學(xué)參數(shù)吸附焓由式(1.8)求解得到[66]
(1.8)
式中，T為熱力學(xué)溫度(K)，Ce 為在熱力學(xué)溫度T時(shí)特定吸附量q(mmol/g)下溶質(zhì)的
平衡濃度(mmol/L)， 0 K 為常數(shù)，R為理想氣體常數(shù)。
按照實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)以 對(duì) 作圖，利用斜率求出DH 。
吸附自由能變DG可以通過Gibbs方程求得[66]：
(1.9)
式中，X 為溶質(zhì)在溶液中的摩爾分?jǐn)?shù)，q 為吸附劑的吸附量(mmol/L)，R為理想氣
體常數(shù)。
用Freundlich方程中的qe取代式中的q，推導(dǎo)出DG與q無關(guān)[67]，即
(1·10)
式中，n為Freundlich方程的系數(shù)。
吸附熵可以通過Gibbs-Helmholtz方程求得：
( )[1 ( 1) ]
0
S
S
e
C
Ce
C Ce B
q BCe
q
- + -
=
(1 )
0
S
S
e
C
BCe
C
q BCe
q
+
=
S C
B
b =
1 ( 1) ( )
( ) 0 0
e S S C
Ce
q B
B
q C Ce q B
Ce = + -
-
( ) e S
Ce
q C -Ce S C
Ce
RT
H
K
Ce
- D
= + 0 ln
1
ln
Ce
1
ln
0
( / ) x DG = -RTò q X dX
T
1
DG = -nRT
第一章 緒論
15
(1·11)
1.3.4 吸附反應(yīng)動(dòng)力學(xué)
吸附反應(yīng)動(dòng)力學(xué)主要由吸附速度衡量，吸附速度是指單位吸附劑在單位時(shí)間內(nèi)所
吸附的吸附質(zhì)的量。它因吸附質(zhì)和吸附劑的種類以及吸附劑表面積狀況的不同而不同。
在廢水處理過程中，吸附質(zhì)的性質(zhì)、吸附劑的性質(zhì)以及吸附操作條件(溫度、廢水濃度、
pH 值等)都會(huì)對(duì)吸附過程產(chǎn)生重要影響。
一般地，吸附過程要經(jīng)歷四個(gè)步驟：(1) 外擴(kuò)散，即吸附質(zhì)在溶液中進(jìn)行擴(kuò)散；(2)
膜擴(kuò)散，即吸附質(zhì)從溶液主體中通過吸附劑顆粒周圍的液膜擴(kuò)散到達(dá)吸附劑外表面；
(3) 孔擴(kuò)散或內(nèi)擴(kuò)散，即吸附質(zhì)從吸附劑的外表面向吸附劑內(nèi)部孔隙內(nèi)擴(kuò)散；(4) 吸附
反應(yīng)，即吸附質(zhì)吸著在吸附劑表面的活性中心位上。在吸附體系試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，可通過
快速混合消除外擴(kuò)散對(duì)吸附速率的影響；又由于吸附反應(yīng)速度通常比膜擴(kuò)散和孔擴(kuò)散
兩個(gè)階段的速度要快得多。因此，吸附速度取決于膜擴(kuò)散和孔擴(kuò)散兩個(gè)步驟，其中慢
者為吸附全過程速率控制步驟。操作中，若提高較慢擴(kuò)散步驟速率則可提高整個(gè)吸附
速率。
表 1.3 常見吸附動(dòng)力模型
Table 1.3 Some kinetic equations (models) in common use
模型名稱 模型方程
Lagergren 一級(jí)速率方程式[68]
動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)模型[68]
Bangham 動(dòng)力學(xué)模式[69]
Elovich方程[69] q = a + 2.303b lg t
拋物線擴(kuò)散方程[69]
指數(shù)函數(shù)方程[69]
表中各模型中，t 為吸附時(shí)間；q 為t 時(shí)間內(nèi)的吸附量，(mg/g)； e q 為平衡吸附量，
(mg/g)；k 為速率常數(shù)；a、b、c 為常數(shù)；
若吸附過程中發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，則速率常數(shù)與溫度的關(guān)系符合Arrhenius 公式[70]，
(1.12)
式中，T為熱力學(xué)溫度，R為理想氣體常數(shù)，Ea為活化能，A為特征常數(shù)。
t
k
q q qe e 2.303
lg( - ) = lg -
e e q
t
q kq
t = + 2
1
t
a
q k lg
1
lg = lg +
kt c
q
q
e
1- = - 1/ 2 +
A
RT
Ea
ln k = - + ln
q = a exp( b / t)
DS = (DH - DG) /T
第一章 緒論
16
以 lnk 對(duì)1/T 作圖，可求得吸附反應(yīng)活化能。
1.4 本論文的研究目的及主要研究?jī)?nèi)容
隨著工業(yè)的發(fā)展，金屬礦山、有色冶煉、鋼鐵、電鍍、石油化工、制革等行業(yè)規(guī)
模的擴(kuò)大，含有重金屬的工業(yè)廢水被大量排出。一般來說，水體中重金屬含量在1.0～
10mg/L之間時(shí)，即可產(chǎn)生毒性反應(yīng)，對(duì)生物生長(zhǎng)造成危害。若經(jīng)生物富集濃縮作用，
重金屬毒性將成倍增大，被人體吸收后，將會(huì)嚴(yán)重危害人體健康。重金屬是一種“永久
性”污染物，所以無論采用何種方法處理重金屬廢水，都不能使其中的重金屬分解破壞，
只能轉(zhuǎn)移其存在的位置和轉(zhuǎn)變其物理和化學(xué)形態(tài)。鑒于重金屬廢水污染對(duì)環(huán)境的持久
污染及對(duì)人體健康和其他生物的危害性，重金屬廢水的治理顯得日益重要。重金屬廢
水的處理方法主要分為兩類，一是使廢水中呈溶解狀態(tài)的重金屬轉(zhuǎn)變成不溶的金屬化
合物或元素，經(jīng)沉淀和上浮從廢水中去除，具體方法有：氫氧化物沉淀法、硫化物沉
淀法、還原法、鐵氧體法、凝聚電解法、隔膜電解法、離子交換法、離子浮上法等；
二是將廢水中的重金屬在不改變其化學(xué)形態(tài)的條件下進(jìn)行濃縮和分離，具體方法有：
膜分離法、蒸發(fā)濃縮法等。目前，各種方法均取得一定研究成果，有些已被用于實(shí)際
處理工程中。
爐渣是電廠鍋爐、各種工業(yè)及民用鍋爐，爐窯燃燒煤炭后排出的固體廢棄物。經(jīng)
高溫作用產(chǎn)生的爐渣，具有很多優(yōu)良特性，對(duì)工業(yè)廢水有一定的吸附、過濾、中和及
絮凝作用。國內(nèi)外研究表明，爐渣對(duì)廢水中的有機(jī)物、磷、Cu2+、Zn2+、Ni2+ 、Cd2+
等重金屬均具有良好的處理效果。因此，將爐渣用于處理工業(yè)廢水，可實(shí)現(xiàn)以廢治廢、
污染控制與廢棄物資源化并行的目的，在實(shí)現(xiàn)變廢為寶、充分利用資源的同時(shí)，改善
生態(tài)環(huán)境。因此，應(yīng)被積極推廣使用。
目前關(guān)于爐渣處理Cr(Ⅵ)、Cr3+、Pb2+等重金屬廢水的研究，國內(nèi)研究的還非常少，
即使在國外，用爐渣處理重金屬廢水這項(xiàng)技術(shù)也還很少得到工業(yè)化應(yīng)用。因此，進(jìn)一
步研究開發(fā)爐渣的環(huán)境凈化功能，促進(jìn)爐渣在廢水處理領(lǐng)域的應(yīng)用具有十分重要的意
義。本研究利用爐渣去除廢水中的Cr(Ⅵ)、Cr3+和Pb2+，確定爐渣去除這三種重金屬離
子的最佳實(shí)驗(yàn)條件及去除機(jī)理，并對(duì)爐渣吸附Cr3+和Pb2+的吸附平衡、吸附動(dòng)力學(xué)及吸
附熱力學(xué)規(guī)律進(jìn)行探討，以期能為爐渣在種金屬廢水處理方面的應(yīng)用提供參考。
本研究的主要內(nèi)容包括：
(1) 制備爐渣粉末，觀察其形貌特征并測(cè)定其組成；
(2) 利用爐渣處理模擬含Cr(Ⅵ)廢水，考察初始pH值、爐渣用量、初始Cr(Ⅵ)濃度
及溫度對(duì)去除效率的影響，并探討爐渣去除Cr(Ⅵ)的機(jī)理；
(3) 利用爐渣吸附處理模擬含Cr3+及含Pb2+廢水，考察反應(yīng)時(shí)間、初始pH值、爐渣
第一章 緒論
17
用量及溫度對(duì)去除效率的影響；
(4) 測(cè)定爐渣對(duì)廢水中Cr3+和Pb2+的吸附等溫線，采用吸附平衡模型對(duì)等溫吸附數(shù)
據(jù)進(jìn)行擬合，求取吸附平衡常數(shù)及吸附熱力學(xué)參數(shù)；
(5) 采用吸附動(dòng)力學(xué)模型擬合爐渣對(duì)廢水中Cr3+和Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，求取
吸附速率常數(shù)及吸附活化能。
(6) 利用爐渣對(duì)模擬含Pb2+廢水進(jìn)行連續(xù)吸附，考察爐渣對(duì)重金屬廢水的連續(xù)吸附
性能及爐渣的再生效果。
第二章實(shí)驗(yàn)部分
18
第二章 實(shí)驗(yàn)部分
2.1 主要實(shí)驗(yàn)儀器與試劑
2.1.1 主要實(shí)驗(yàn)儀器
AA320 原子吸收分光光度計(jì)(上海精密科學(xué)儀器有限公司)；721 可見分光光度計(jì)
(上海欣茂儀器有限公司)；THZ-82 恒溫振蕩器(國華企業(yè))；PHS-3C 精密pH 計(jì)(上海精
密科學(xué)儀器有限公司)；FA2004N 電子天平(上海精密科學(xué)儀器有限公司)；DHG?C9123A
型電熱恒溫鼓風(fēng)干燥箱(上?！?恒科學(xué)儀器有限公司)
2.1.2 試劑
本實(shí)驗(yàn)使用主要儀器試劑見表 2.1。
表 2.1 實(shí)驗(yàn)試劑
Table 2.2 Experimental reagents
名稱 規(guī)格 生產(chǎn)廠家
重鉻酸鉀 AR 天津市大茂化學(xué)試劑廠
二苯基碳酰二肼 AR 天津市大茂化學(xué)試劑廠
硫酸亞鐵銨 AR 天津市北方天醫(yī)化學(xué)試劑廠
鹽酸羥胺 AR 天津市恒興化學(xué)試劑制造有限公司
氯化銨 AR 天津市恒興化學(xué)試劑制造有限公司
無水亞硫酸鈉 AR 天津市大茂化學(xué)試劑廠
乙酸胺 AR 南京化學(xué)試劑一廠
鄰菲啰啉 AR 北京北化精細(xì)化學(xué)品有限責(zé)任公司
氯化鉻 AR 上海潤捷化學(xué)試劑有限公司
乙酸鉛 AR 國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司
乙酸鈉 AR 上?；瘜W(xué)試劑公司
丙酮 AR 浙江衢州市花園化工試劑廠
冰乙酸 AR 開封市振源試劑廠
磺基水楊酸 AR 中國醫(yī)藥集團(tuán)上?；瘜W(xué)試劑公司
硫酸 AR 無錫市展望化工試劑有限公司
磷酸 AR 天津市廣成化學(xué)試劑有限公司
硝酸 AR 無錫市展望化學(xué)試劑有限公司
氫氧化鈉 AR 上海化學(xué)試劑公司
第二章實(shí)驗(yàn)部分
19
2.2 實(shí)驗(yàn)方法
2.2.1 爐渣粉末的制備
將爐渣（取自江蘇科技大學(xué)西校區(qū)鍋爐房）用清水洗滌數(shù)次后自然風(fēng)干。將干燥
爐渣粉碎并研磨，過120 目篩。將爐渣粉末用蒸餾水浸泡洗滌4 次后于110℃烘干，
冷卻后得平均粒徑為0.125mm 的爐渣顆粒，放入干燥器中備用。
2.2.2 爐渣處理重金屬廢水實(shí)驗(yàn)方法
(1) 靜態(tài)實(shí)驗(yàn)：稱取一定量爐渣置于250mL 的碘量瓶中，加入一定體積某一濃度
的重金屬模擬廢水，放入恒溫振蕩器中振蕩一定時(shí)間后取樣，過濾，測(cè)定濾液中殘留
的重金屬離子濃度。
(2) 動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)
① 動(dòng)態(tài)吸附：取一定質(zhì)量浸泡一段時(shí)間的爐渣填充于直徑為2.2cm的吸附柱中(徑
高比為2.2:5)。實(shí)驗(yàn)時(shí)先通入一定量自來水，以排除柱內(nèi)殘存氣泡，然后將初始濃度
為50mg/L 的含鉛水樣連續(xù)注入吸附柱，控制一定過柱速率，定時(shí)測(cè)定流出液中Pb2+
濃度。
② 動(dòng)態(tài)解吸：用濃度為1mol/L 的鹽酸，控制一定流速，正向沖淋吸附柱中吸附
飽和的爐渣，定時(shí)收集洗脫液，測(cè)定洗脫液中Pb2+濃度。
2.3 分析測(cè)試方法
2.3.1 催化劑的表征
采用日本島津公司XRD-6000（輻射源CuKa，工作條件為40kV/30mA，掃描速度
4°/min）測(cè)定催化劑樣品表面的XRD 譜圖；
采用日本電子公司JSM-6480 掃描電子顯微鏡觀察催化劑的表面形貌。
2.3.2 Cr(Ⅵ)濃度的測(cè)定
Cr(Ⅵ)濃度采用二苯碳酰二肼分光光度法測(cè)定。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
準(zhǔn)確移取濃度為10mg/L 的鉻標(biāo)準(zhǔn)使用液0.00mL、0.50mL、1.00mL、1.50mL、
2.00mL、2.50mL 于50mL 容量瓶中，用水稀釋至標(biāo)線，加入1+1 硫酸5mL 和1+1 磷
酸0.5mL，搖勻。加入2mL 顯色劑溶液，搖勻。5-10min 后，于540nm 波長(zhǎng)處，用1cm
比色皿，以水為參比，測(cè)定吸光度。標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.1 所示。
第二章實(shí)驗(yàn)部分
20
圖 2.1 Cr(Ⅵ)溶液標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. 2.1 The standard curve of Cr(Ⅵ) concentration versus absorbency
(2) 水樣的測(cè)定
取適量水樣于 50mL 比色管中，用水稀釋至標(biāo)線，加入1+1 硫酸0.5mL 和1+1 磷
酸0.5mL，搖勻。加入2mL 顯色劑，搖勻后顯色、測(cè)定吸光度。根據(jù)所測(cè)吸光度從標(biāo)
準(zhǔn)曲線上查得Cr(Ⅵ)濃度。
2.3.3 Fe2+濃度的測(cè)定
Fe2+濃度采用鄰菲啰啉分光光度法測(cè)定。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
依次移取濃度為50mg/L 的鐵標(biāo)準(zhǔn)使用液0.00mL、1.00mL、2.00mL、3.00mL、
4.00mL、5.00mL 置于150mL 錐形中，加入蒸餾水至50mL，再加(1+3)鹽酸1mL，
10%(m/V)鹽酸羥胺溶液1mL。加熱煮沸至溶液剩15mL 左右，冷卻至室溫，定量轉(zhuǎn)移
至50mL 比色管中。加一小片剛果紅試紙，滴加飽和乙酸鈉溶液至試紙剛剛變紅，加
入5mL 緩沖溶液(40g 乙酸銨加50mL 冰乙酸用水稀釋至100mL)、0.5%鄰菲啰啉水溶
液2mL，加水至標(biāo)線，搖勻。顯色15min 后用1cm 比色皿，以水為參比于510nm 處
測(cè)定吸光度。標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.2 所示。
(2) 水樣測(cè)定
將 0.5mL 鹽酸加入比色管，取5-10 mL 水樣(依樣品含量高低適當(dāng)增減)，置于比
色管中，加水至標(biāo)線。加入5mL 緩沖溶液、0.5%鄰菲啰啉水溶液2mL，加水至標(biāo)線，
搖勻，進(jìn)行顯色、測(cè)定。根據(jù)所測(cè)吸光度從標(biāo)準(zhǔn)曲線上查得Fe2+濃度。
y = 1.1014x + 0.0085
R2 = 0.9999
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6
濃度(mg/L)
吸光度(A)
第二章實(shí)驗(yàn)部分
21
圖 2.2 Fe2+標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. 2.2 The standard curve of Fe2+ concentration versus absorbency
2.3.4 總鐵濃度的測(cè)定
總鐵濃度采用磺基水楊酸分光光度法測(cè)定。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
依次移取濃度為50mg/L 的鐵標(biāo)準(zhǔn)使用液0.5mL、1mL、2mL、3mL、4mL、5mL
于25mL 比色管中，加入10%磺基水楊酸1.5mL，1:1 氨水2.5mL，搖勻。10 min 后，
用1cm 比色皿，以水為參比于430nm 處測(cè)定吸光度。標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.3 所示。
圖 2.3 總鐵濃度的標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. .2.3 The standard curve of total Fe irons concentration versus absorbency
(2) 水樣測(cè)定
取 5-10 mL 水樣(依樣品含量高低適當(dāng)增減)，置于比色管中，加水至標(biāo)線。加入
10%磺基水楊酸1.5mL，1:1 氨水2.5mL，搖勻。進(jìn)行顯色、測(cè)定。根據(jù)所測(cè)吸光度從
標(biāo)準(zhǔn)曲線上查得總鐵濃度。
y = 0.1003x + 0.0221
R2 = 0.9998
0
0.2
0.4
0.6
0 1 2 3 4 5 6
濃度(mg/L)
吸光度(A)
y = 0.0827x - 0.0378
R2 = 0.9999
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
0 2 4 6 8 10 12
濃度(mg/L)
吸光度(A)
第二章實(shí)驗(yàn)部分
22
2.3.5 Pb2+濃度的測(cè)定
Pb2+濃度采用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定。測(cè)定條件為：WL：283.3nm；SBW：
0.7nm；Flame：AIR-C2H2；H：5mm；AIR：6.0L/min，0.30Mpa；C2H2：1.5L/min，
0.07Mpa。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
準(zhǔn)確移取濃度為100mg/L 的鉛標(biāo)準(zhǔn)使用液0.00mL、0.50mL、1.00mL、2.00mL、
3.00mL、4.00mL 于50mL 容量瓶中，用水定容至標(biāo)線，搖勻，測(cè)定標(biāo)準(zhǔn)溶液的吸光度。
按上述儀器工作條件，吸入1%硝酸溶液，將儀器調(diào)零，吸入水樣，記錄吸光度值。標(biāo)
準(zhǔn)曲線如圖2.4 所示。
圖 2.4 Pb2+濃度的標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. .2.4 The standard curve of Pb2+concentration versus absorbency
(2) 水樣的測(cè)定
取適量水樣于 50mL 小燒杯中，在儀器最佳工作狀態(tài)下測(cè)定吸光度。根據(jù)所測(cè)吸
光度從標(biāo)準(zhǔn)曲線上查得Pb2+濃度。
2.3.6 Cr3+及總鉻濃度的測(cè)定
Cr3+及總鉻濃度采用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定。測(cè)定條件為：WL：357.9nm；
SBW：0.7nm；Flame：AIR-C2H2；H：10mm；AIR：6.0L/min，0.30Mpa；C2H2：1.5L/min，
0.07Mpa。
(1) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制
準(zhǔn)確移取濃度為50mg/L 的鉻標(biāo)準(zhǔn)使用液0.00mL、1.00mL、2.00mL、3.00mL、
4.00mL、5.00mL 于50mL 容量瓶中，然后，分別加入5mL10%NH4Cl溶液，3mL(1+1)
鹽酸溶液，用水定容至標(biāo)線，搖勻，測(cè)定吸光度。
y = 0.0143x + 0.0124
R2 = 0.9992
0
0.05
0.1
0.15
0.2
0.25
0.3
0.35
0.4
0 5 10 15 20 25 30
濃度(mg/L)
吸光度(A)
第二章實(shí)驗(yàn)部分
23
Cr3+標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.5 所示。
圖 2.5 Cr3+濃度的標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. .2.5 The standard curve of Cr3+ concentration versus absorbency
總鉻標(biāo)準(zhǔn)曲線如圖2.6 所示
圖 2.6 總鉻濃度的標(biāo)準(zhǔn)曲線
Fig. .2.6 The standard curve of total Cr concentration versus absorbency
(2) 水樣的測(cè)定
取適量水樣于 50mL 小燒杯中，在儀器最佳工作狀態(tài)下測(cè)定吸光度。進(jìn)行空白校
正后根據(jù)所測(cè)吸光度從標(biāo)準(zhǔn)曲線上查得Cr3+及總鉻濃度。
2.3.7 pH 值測(cè)定
采用pHs-2F型精密pH計(jì)測(cè)定。
y = 0.1021x + 0.0068
R2 = 0.9995
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 1 2 3 4 5 6
濃度(mg/L)
吸光度(A)
y = 0.0974x + 0.005
R2 = 0.999
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 1 2 3 4 5 6
濃度(mg/L)
吸光度(A)
第二章實(shí)驗(yàn)部分
24
2.4 計(jì)算
去除率按式(2.1)計(jì)算：
(2.1)
式中：E— 去除率；
C0— 吸附前重金屬廢水的濃度；
C— 吸附后重金屬水的濃度。
不同平衡濃度下爐渣的吸附量根據(jù)式(2.2)計(jì)算:
(2.2)
式中：qe— 爐渣的平衡吸附量，mg/g；
C0— 吸附前爐渣溶液的初始濃度，mg/L；
Ce— 吸附后爐渣溶液的平衡濃度，mg/L；
V— 重金屬溶液的體積，L；
W— 爐渣的質(zhì)量，g。
W
q V C Ce
e
= ( 0 - )
100 %
0
0 ′
-
=
C
C C
E
第三章結(jié)果與討論
25
第三章 結(jié)果與討論
3.1 爐渣形貌及元素組成分析
用掃描電鏡觀察爐渣形貌，其結(jié)果見圖3.1。
圖3.1 爐渣的SEM掃描圖
Fig. 3.1 The image of the slag by SEM
由圖可知，爐渣成扁平型，顆粒表面凹凸不平，大顆粒上附著小顆粒，有大量突
起和凹陷，為典型的蜂窩狀構(gòu)造。這使得爐渣有非常發(fā)達(dá)的微孔結(jié)構(gòu)和較高的比表面
積，孔隙發(fā)育完全，具有極強(qiáng)的吸附性能。
圖 3.2 為爐渣表面能量色散譜的元素分析圖譜。由圖3.2 可見，爐渣表面含有C、
O、Si、Al、K、Ca、Fe、Ti 等元素。各元素的定量組成見表3.1。
圖3.2 爐渣的EDS圖
Fig. 3.2 Images of the slag by EDS
第三章結(jié)果與討論
26
表3.1 爐渣的元素組成及含量
Table 3.1 Composition of elements of slag
元素 C O Si Al K Fe Ca Ti
質(zhì)量百分含量(%) 52.71 20.13 16.23 8.11 1.07 0.88 0.6 0.28
由表3.1所列結(jié)果可知，爐渣中碳元素含量最高，氧元素含量次之。結(jié)合各元素百
分含量可知金屬元素及硅元素在爐渣中主要以氧化物形式存在，碳元素主要以碳單質(zhì)
形式存在。
對(duì)爐渣做XRD衍射分析，結(jié)果見圖3.3。
0
100
200
300
400
500
600
10 20 30 40 50 60 70 80
2θ
I
圖3.3 爐渣的XRD圖
Fig. 3.3 XRD diffraction of slag
將爐渣XRD圖比照J(rèn)CPDS標(biāo)準(zhǔn)卡片可知，碳元素主要以碳單質(zhì)形式存在。JCPDS
標(biāo)準(zhǔn)卡片中FeO三強(qiáng)峰的2?分別為41.725°、35.927°和 60.482°，爐渣XRD譜圖上這三
個(gè)角度附近都有衍射峰，證明爐渣中含有FeO。
3.2 爐渣去除廢水中Cr(Ⅵ)
3.2.1 反應(yīng)時(shí)間的確定
室溫時(shí)，在初始Cr(Ⅵ)濃度為10mg/L、初始pH=1、爐渣用量為4g/L的條件下，考
察反應(yīng)時(shí)間對(duì)處理效果的影響，結(jié)果見圖3.4。
由圖 3.4 可知，Cr(Ⅵ)去除率隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)而增大。反應(yīng)240min 后，Cr(Ⅵ)
去除率基本保持不變，Cr(Ⅵ)與爐渣的反應(yīng)達(dá)到平衡。在后面的實(shí)驗(yàn)中均取反應(yīng)時(shí)間
第三章結(jié)果與討論
27
為 240min。由圖 3.4 還可看出，總鉻去除率隨時(shí)間變化趨勢(shì)與Cr(Ⅵ)去除率隨時(shí)間變
化趨勢(shì)相同，但總鉻去除率明顯低于 Cr(Ⅵ)去除率。這預(yù)示著 Cr(Ⅵ)的去除可能不是
由于吸附的原因。
圖3.4 反應(yīng)時(shí)間對(duì)處理效果影響
Fig. 3.4 Effect of time on removal
3.2.2 初始 pH值對(duì) Cr(Ⅵ)去除效果的影響
室溫時(shí)，在Cr(Ⅵ)初始濃度為10mg/L、爐渣用量為4g/L、反應(yīng)時(shí)間為240min的條
件下，考察Cr(Ⅵ)廢水初始pH值對(duì)處理效果的影響，結(jié)果見表3.2。
表3.2 初始pH值對(duì)Cr(VI)去除效果的影響
Table 3.2 Effect of initial pH on Cr (Ⅵ) removal efficiency
廢水的初始pH值 Cr(Ⅵ)去除率（%） 出水pH值
0.55 65.4 0.58
1.00 63.6 1.04
1.50 55.0 1.61
2.00 15.8 3.43
3.00 7.1 7.59
5.00 3.8 7.96
7.00 3.5 8.13
由表 3.2 可知，Cr(Ⅵ)溶液的初始 pH值對(duì)去除率影響顯著。在 pH值介于 0.55~1.00
之間時(shí)，Cr(Ⅵ)去除效率較高，平均為 64%左右；當(dāng) pH>1.00 時(shí)，隨著 pH值的升高，
去除率迅速下降。從表3.2 還可看出，達(dá)到反應(yīng)平衡后，出水pH 值高于廢水的初始
pH值，這說明爐渣中有某些堿性物質(zhì)經(jīng)水浸泡后進(jìn)入廢水中，或者爐渣與Cr(Ⅵ)的反
0
10
20
30
40
50
60
70
0 60 120 180 240 300 360 420 480
反應(yīng)時(shí)間(min)
去除率(%)
Cr(Ⅵ)
總Cr
第三章結(jié)果與討論
28
應(yīng)需消耗酸。若廢水的初始 pH值過高，調(diào)節(jié)pH值需消耗大量的酸，因此兼顧C(jī)r(Ⅵ)
的去除率和處理成本，確定適宜的pH 值為1.00。
3.2.3 爐渣投加量對(duì) Cr(Ⅵ)去除效果的影響
室溫時(shí)，在初始pH值為1、反應(yīng)時(shí)間為240min的條件下，考察爐渣投加量對(duì)不同
初始濃度的Cr(Ⅵ)廢水處理效果的影響，結(jié)果見圖3.5。
圖3.5 爐渣投加量對(duì)Cr(VI)去除效果影響
Fig. 3.5 Effect of dosage on Cr(VI) removal efficiency
由圖 3.5 可知，Cr(Ⅵ)初始濃度一定時(shí)，Cr(Ⅵ)去除效率隨爐渣投加量的增加而提
高。當(dāng)爐渣投加量增至一定值時(shí)，Cr(Ⅵ)去除率趨于穩(wěn)定。對(duì)于初始濃度分別為10mg/L、
20mg/L、30mg/L、40mg/L、50mg/L 的Cr(Ⅵ)廢水，適宜的爐渣投加量分別為8 g/L、
16 g/L、20 g/L、24 g/L、28g/L，Cr(Ⅵ)去除率分別為99.2%、99.6%、99.3%、99.7%、
98.3%，出水中殘余的Cr(Ⅵ)濃度分別為0.08 mg/L、0.09 mg/L、0.22 mg/L、0.13 mg/L、
0.85mg/L?？梢姰?dāng)Cr(Ⅵ)初始濃度低于50mg/L 時(shí)，投加適量的爐渣，均可使出水達(dá)到
國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
3.2.4 溫度對(duì) Cr(Ⅵ)去除效果的影響
在Cr(Ⅵ)初始濃度為10mg/L、初始pH值為1、爐渣投加量為4g/L、反應(yīng)時(shí)間為240min
的條件下，考察溫度對(duì)處理效果的影響，結(jié)果見圖3.6。
由圖3.6可知，Cr(Ⅵ)去除率隨溫度的升高而增大，但增幅較小，這說明溫度對(duì)Cr(Ⅵ)
去除效果的影響不大，因此在室溫下反應(yīng)即可。
0
20
40
60
80
100
0 4 8 12 16 20 24 28
投加量(g/L)
去除率(%)
10mg/L
20mg/L
30mg/L
40mg/L
50mg/L
第三章結(jié)果與討論
29
圖3.6 溫度對(duì)去除效果影響
Fig. 3.6 Effect of temperature on Cr(VI) removal
3.2.5 爐渣去除 Cr(Ⅵ)的機(jī)理探討
由前述實(shí)驗(yàn)可知，反應(yīng)過程中，總鉻的去除效率總是遠(yuǎn)小于Cr(Ⅵ)的去除率，當(dāng)
反應(yīng)達(dá)平衡時(shí)，Cr(Ⅵ)和總鉻的去除率分別為63.6%和5.1%。這說明反應(yīng)過程中，Cr(Ⅵ)
去除的主要原因并非是由于爐渣的吸附，而是Cr(Ⅵ)轉(zhuǎn)化成了Cr3+，致使總鉻去除率
很低[71]。由圖3.3 可知，爐渣中含有FeO，在酸性條件下，可溶出Fe2+。故分別在蒸
餾水和濃度為10mg/L 的Cr(Ⅵ)廢水中投加8g/L 的爐渣，調(diào)節(jié)溶液pH=1，進(jìn)行振蕩，
測(cè)定反應(yīng)過程中溶液中Fe2+和殘余的Cr(Ⅵ)濃度，結(jié)果見表3.3。
表 3.3 爐渣中 Fe2+的溶出及其對(duì)Cr(VI)的去除
Table 3.3 The dissolved amount of Fe2+ and removal of Cr(VI)
反應(yīng)時(shí)間 爐渣+蒸餾水 爐渣+ Cr(Ⅵ)廢水
(min) Fe2+ (mg/L) Fe2+ (mg/L) Cr(VI) (mg/L)
5 10.0 未檢出 6.7
10 12.2 未檢出 5.8
30 18.3 未檢出 3.9
60 21.3 未檢出 2.7
120 28.1 未檢出 0.7
240 32.7 4.4 0.04
由表 3.3 可以看出，酸性條件下，爐渣在蒸餾水中會(huì)溶出Fe2+，且Fe2+溶出量隨
時(shí)間的延長(zhǎng)而增大。當(dāng)爐渣與Cr(VI)廢水接觸時(shí)，隨反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，溶液中Cr(Ⅵ)
逐漸被去除，而在120min 之前，廢水中未檢出Fe2+，直到反應(yīng)240min，廢水中Cr(Ⅵ)
幾乎完全被去除時(shí)，才在廢水中檢測(cè)到Fe2+。這說明爐渣中溶出的Fe2+參與了與Cr(Ⅵ)
的反應(yīng)。綜上所述，酸性條件下爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的去除主要是由爐渣中溶出的Fe2+對(duì)Cr(Ⅵ)
的還原作用所致，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附作用很小。毒性很大的Cr(Ⅵ)被還原成毒性較
0
20
40
60
80
100
20 25 30 35 40 45 50
溫度(℃)
去除率(%)
第三章結(jié)果與討論
30
小的 Cr3+，Cr3+可通過加堿生成Cr(OH)3 沉淀而被去除，而且酸性水溶液還可通過加堿
得到中和。
3.2.6 反應(yīng)動(dòng)力學(xué)
在固液反應(yīng)體系中，主要涉及5個(gè)步驟：溶液中鉻離子向固體表面的質(zhì)量傳遞；鉻
離子吸附在爐渣表面；吸附的鉻離子與爐渣之間的化學(xué)反應(yīng)；還原產(chǎn)物的脫附；產(chǎn)物
向主體溶液的擴(kuò)散。通過對(duì)反應(yīng)體系進(jìn)行有效的攪拌，來排除質(zhì)量傳遞的限制，可以
認(rèn)為質(zhì)量傳遞不是速率控制步驟。所以，固體表面的化學(xué)反應(yīng)是速率控制步驟。
大多數(shù)表面反應(yīng)可以用Langmuir-Hinshelwood 動(dòng)力學(xué)模型來描述。根據(jù)多相催化
理論，發(fā)生在固體表面的反應(yīng)速度(n )與反應(yīng)物的表面覆蓋度(q )成正比：
n = kq (3.1)
通常反應(yīng)物在表面上的覆蓋度(q )很難測(cè)得，可以利用Langmuir 吸附等溫線把反
應(yīng)物的表面濃度用其在液相中的濃度表示出來。
(3.2)
式中：b為與吸附熱和溫度有關(guān)的常數(shù)。則
(3.3)
本反應(yīng)體系中，反應(yīng)物的濃度很小，1+bC<<1，可以簡(jiǎn)化為：
(3.4)
式中：K = kb
此時(shí)，反應(yīng)簡(jiǎn)化為一級(jí)反應(yīng)。
對(duì)式(3.4)積分，得：
(3.5)
室溫時(shí)，在Cr(Ⅵ)初始濃度為10mg/L，爐渣投加量為4g/L條件下，對(duì)不同pH值條
件下得到的反應(yīng)速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，按照一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行擬合，結(jié)果見表3.4。
表3.4 不同pH值下反應(yīng)動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果
Table 3.4 Fitted results for kinetics model under different pH
pH值動(dòng)力學(xué)方程 相關(guān)系數(shù)R 反應(yīng)速率常數(shù)(min-1)
0.55 ln(C/C0)=-0.006t-0.3507 0.965 6.0×10-3
1.00 ln(C/C0)=-0.0033t-0.2663 0.979 3.3×10-3
2.00 ln(C/C0)=-0.0004t-0.0725 0.966 4.0×10-4
bC
bC
+
=
1
q
bC
bC
+
= =
1
n kq k
kbC KC
dt
dC
n = - = =
0
ln
C
Kt
C
= -
第三章結(jié)果與討論
31
由表3.4可知，在不同pH值條件下，ln(C/C0)與反應(yīng)時(shí)間t均呈現(xiàn)良好的線性相關(guān)性，
說明爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的還原反應(yīng)速率可用一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)方程描述。反應(yīng)速率常數(shù)隨pH
值的增大而降低，這與Cr(Ⅵ)去除率隨pH值的變化規(guī)律一致。
在Cr(Ⅵ)初始濃度為10mg/L，初始pH值為1，爐渣投加量為4g/L條件下，對(duì)不同溫
度條件下得到的反應(yīng)速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，按照一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行擬合，結(jié)果見表3.5。
表3.5 不同溫度下反應(yīng)動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果
Table 3.5 Fitted results for kinetics model under different temperature
溫度(℃) 動(dòng)力學(xué)方程 相關(guān)系數(shù)R 反應(yīng)速率常數(shù)(min-1)
25 ln(C/C0)=-0.0033t-0.2663 0.979 3.3×10-3
50 ln(C/C0)=-0.0136t-0.2990 0.992 13.6×10-3
由表3.5可知，在不同溫度條件下，ln(C/C0)與反應(yīng)時(shí)間t均呈現(xiàn)良好的線性相關(guān)性，
說明爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的還原反應(yīng)速率可用一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)方程描述。反應(yīng)速率常數(shù)隨溫
度升高而增大，這與Cr(Ⅵ)去除率隨溫度的變化規(guī)律一致。
3.3 爐渣吸附水中 Cr3+及Pb2+
3.3.1 振蕩時(shí)間對(duì)吸附效果的影響
室溫時(shí)，在Cr3+及Pb2+初始濃度為50mg/L、初始pH值為2、爐渣用量為10g/L的條件
下，考察振蕩時(shí)間對(duì)吸附效果的影響，結(jié)果見圖3.7。
圖3.7 振蕩時(shí)間值對(duì)吸附效果的影響
Fig. 3.7 Effect of time on adsorption efficiency
由圖3.7可知，在前60min內(nèi)，Cr3+及Pb2+去除率隨時(shí)間的延長(zhǎng)而迅速上升；60min～
120min期間，Cr3+及Pb2+去除率增加十分緩慢。這是因?yàn)樵谖匠跗谟捎跔t渣的比表面
積大，內(nèi)部孔隙多，Cr3+及Pb2+吸附速率較快，去除率隨時(shí)間延長(zhǎng)迅速增加。當(dāng)顆粒外
0
20
40
60
80
100
0 50 100 150 200
時(shí)間(min) 去
除
率
(%)
Pb
Cr
Pb2+
Cr3+
第三章結(jié)果與討論
32
0
20
40
60
80
100
1 2 3 4 5 6 7
初始pH
去除率(%)
系列1
系列2
層吸附接近飽和后，Cr3+及Pb2+進(jìn)一步向內(nèi)部擴(kuò)散，由于擴(kuò)散阻力的存在，進(jìn)一步的吸
附變得困難，吸附速率減慢。120min后，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附基本達(dá)到平衡，為了
保證各種條件下的吸附充分達(dá)到平衡，確定吸附平衡時(shí)間為180min。
3.3.2 初始pH 值對(duì)吸附效果的影響
室溫時(shí)，在Cr3+及Pb2+初始濃度為50mg/L、爐渣用量為10g/L、反應(yīng)時(shí)間180min的
條件下，考察初始pH值對(duì)吸附效果的影響，結(jié)果見圖3.8。
圖3.8 初始pH值對(duì)吸附效果的影響
Fig. 3.8 Effect of the initial pH value on adsorption efficiency
由圖3.8可知，溶液初始pH值對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附效果有較大影響，當(dāng)初始pH＜2
時(shí)，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附效果較差，當(dāng)初始pH≥2時(shí)，吸附效果顯著增加，Cr3+及
Pb2+的去除率均達(dá)95%以上。
爐渣中含有SiO2 、Al2O3 、CaO、K2O等堿性氧化物，能顯著提高水溶液的pH值。
所以實(shí)驗(yàn)過程中測(cè)定了爐渣吸附Cr3+及Pb2+前后廢水pH值的變化，結(jié)果見表3.6。
表3.6 吸附前后溶液pH值變化
Table 3.6 Changes of pH before and after adsorbing
吸附前pH值1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 2.4 5 7
Cr3+ 1.69 2.22 3.88 6.69 7.54 7.81 8.07 8.26
吸附后
Pb2+ 1.74 2.23 3.82 7.14 7.67 7.85 8.14 8.36
由表3.6可知，在初始pH＜1.8時(shí)，投加爐渣后溶液仍呈酸性環(huán)境，初始pH≥2，投
加爐渣后溶液呈偏堿性環(huán)境。結(jié)合圖3.8可知，爐渣在堿性環(huán)境下對(duì)Cr3+及Pb2+具有良
好的吸附性能。這是因?yàn)镠+和Cr3+及Pb2+同為帶正電荷的離子，它們?cè)诒粻t渣表面吸附
的過程中存在著競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)。當(dāng)pH值較低時(shí)，溶液中的H+濃度較高，H+會(huì)與Cr3+及Pb2+
競(jìng)爭(zhēng)爐渣表面有限的活性位，降低了爐渣與Cr3+及Pb2+的結(jié)合能力，Cr3+及Pb2+的吸附
Pb2+
Cr3+
第三章結(jié)果與討論
33
量就會(huì)減小。同時(shí)，己經(jīng)被吸附在爐渣表面的H+由于同性電荷相斥的原理，使溶液中
的Cr3+及Pb2+更難以接觸到爐渣表面；隨著pH值的升高，OH-濃度增大，H+的競(jìng)爭(zhēng)交換
能力減弱，同時(shí)OH-還能與爐渣表面吸附了H+的基團(tuán)結(jié)合，使吸附在爐渣表面的H+轉(zhuǎn)
移到溶液中，從而使其表面的活性位點(diǎn)數(shù)增加，有利于Cr3+及Pb2+的吸附[72-73]。pH值
對(duì)爐渣吸附Cr3+及Pb2+的影響還可能與吸附表面靜電位和表面電荷的變化有關(guān)。爐渣主
要成分為金屬氧化物，在水溶液中，如鐵、鋁等會(huì)形成無定形水合氧化物和氫氧化物，
其表面由金屬離子和羥基組成，這是一種親水性表面，具有路易斯(Lewis)酸堿行為，
暴露在表面上的羥基會(huì)通過解離和締合H+而使其帶有一定量的表面電荷[74]。根據(jù)
Barrow等[75-76]的研究，可變電荷表面的靜電位隨pH值的增大而降低，從而使表面電荷
越來越負(fù)，對(duì)正離子的吸附能力增強(qiáng)。另外，在堿性條件下，由于有Cr(OH)3及Pb(OH)2
沉淀的產(chǎn)生，亦可使Cr3+及Pb2+的去除效率提高。
該實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)亦可幫助進(jìn)一步解釋上一節(jié)爐渣處理Cr(Ⅵ)溶液的實(shí)驗(yàn)研究中，pH值
對(duì)處理效果影響的實(shí)驗(yàn)現(xiàn)象。在低pH值條件下，爐渣中FeO溶出，將Cr(Ⅵ)還原成為
Cr3+，但此時(shí)，爐渣對(duì)Cr3+的吸附性能較差，故雖然溶液中Cr(Ⅵ)得到很大去除，但總
鉻去除率不高；而在pH值較高的條件下，Cr(Ⅵ)不能被還原，爐渣對(duì)以陰離子形式存
在的Cr(Ⅵ)吸附能力較差，此時(shí)Cr(Ⅵ)的去除率很低。因此，在實(shí)際應(yīng)用中對(duì)含鉻廢水
的處理可以采用兩步法，即首先在酸性條件下用爐渣將廢水中Cr(Ⅵ)還原成Cr3+，再將
廢水與堿性廢水混合，使生成的Cr3+在堿性條件下被爐渣吸附去除。
3.3.3 爐渣投加量對(duì)吸附效果的影響
室溫時(shí)，在初始pH值為2、反應(yīng)時(shí)間180min的條件下，考察爐渣投加量對(duì)不同初始
濃度的Cr3+溶液和Pb2+溶液吸附效果的影響，結(jié)果見圖3.9和圖3.10。
由圖3.9和圖3.10可知，Cr3+及Pb2+初始濃度一定時(shí)，隨著爐渣投加量增加，Cr3+及
Pb2+去除率不斷提高。這是因?yàn)槿芤篊r3+及Pb2+初始濃度一定時(shí)，增加爐渣用量，即增
加了吸附可用的總表面積，吸附作用增強(qiáng)，從而有利于提高平衡時(shí)的去除率。爐渣投
加量一定時(shí)，隨著Cr3+及Pb2+初始濃度的增大，Cr3+及Pb2+的去除率降低，但單位爐渣
的吸附量明顯增大。這是因?yàn)闋t渣投加量一定時(shí)，其表面積一定，故吸附能力一定，
在未達(dá)到吸附飽和之前，爐渣的吸附容量隨著Cr3+及Pb2+初始濃度的增加而增加。在
Cr3+初始濃度分別為10mg/L，20mg/L、30mg/L、40mg/L、50mg/L，爐渣投加量分別為
4g/L、6g/L、10g/L、10g/L、12g/L時(shí)，Cr3+去除率分別為93.5%、93.5%、97.3%、96.9%、
97.3%，殘余Cr3+濃度為0.65 mg/L、1.31 mg/L、0.81 mg/L、1.24 mg/L、1.34mg/L。Pb2+
初始濃度分別為20mg/L和50mg/L，爐渣投加量分別為4g/L、12g/L時(shí)，Pb2+去除率分別
為95.6%、99.0%，殘余Pb2+濃度為0.87 mg/L、0.49mg/L?？梢娫贑r3+及Pb2+初始濃度小
于50mg/L時(shí)，投加適量的爐渣，均可使處理后出水達(dá)到國家排放標(biāo)準(zhǔn)。
第三章結(jié)果與討論
34
圖3.9 爐渣投加量對(duì)Cr3+ 吸附效果影響
Fig. 3.9 Effect of dosage of slag on adsorption for Cr3+
圖3.10 爐渣投加量對(duì)Pb2+ 吸附效果影響
Fig. 3.10 Effect of dosage of slag on adsorption for Pb2+
3.3.4 溫度對(duì)吸附效果的影響
在初始Cr3+及Pb2+濃度為50mg/L、初始pH值為2、爐渣用量為10g/L、反應(yīng)時(shí)間180min
的條件下，考察溫度對(duì)吸附效果的影響，結(jié)果見圖3.11。
由圖3.11可知，隨著吸附溫度的增加，Cr3+及Pb2+去除率略有升高，但升高幅度不
大。因此，在實(shí)際廢水處理中，不需要對(duì)含Cr3+及Pb2+廢水水溫進(jìn)行加熱或冷卻，可節(jié)
約能源，減少運(yùn)行成本。
0
20
40
60
80
100
2 4 6 8 10 12 14
投加量(g/L)
去除率(%)
10mg/L
20mg/L
30mg/l
40mg/L
50mg/L
0
20
40
60
80
100
2 4 6 8 10 12 14
投加量(g)
去除率(%)
20mg/L
50mg/L
第三章結(jié)果與討論
35
圖3.11 溫度對(duì)去除效果影響
Fig. 3.11 Effect of temperature on adsorption efficiency
3.3.5 吸附熱力學(xué)
3.3.5.1 吸附等溫線的測(cè)定
(1) 不同pH值條件下的吸附等溫線
室溫時(shí)，分別配制濃度為50mg/L、100mg/L、200mg/L、300mg/L、400mg/L、500mg/L
的Cr3+及Pb2+模擬廢水各50mL，投加質(zhì)量濃度為10g/L的爐渣，在不同pH值條件下恒溫
振蕩180min后取樣測(cè)定吸光度，得到不同pH值下的吸附等溫線，如圖3.12和圖3.13所
示。
圖3.12 不同pH值條件下Cr3+的等溫吸附線
Fig. 3.12 Isotherms of Cr3+ under different pH
50
60
70
80
90
100
30 35 40 45 50 55
溫度(℃)
去除率(%)
系列1
系列2
Pb2+
Cr3+
0
5
10
15
20
25
30
0 50 100 150 200 250 300 350
平衡濃度(mg/L) 吸
附
量
(
mg/g)
pH=1.6
pH=2
pH=2.4
第三章結(jié)果與討論
36
圖3.13 不同pH值條件下Pb2+的等溫吸附線
Fig. 3.13 Isotherms of Pb2+ under different pH
由圖3.12和圖3.13可知，Cr3+及Pb2+的平衡吸附量隨溶液濃度的增大而增大，這是
因?yàn)槿芤簼舛仍龃笫谷芤褐形劫|(zhì)的離子數(shù)量增加，導(dǎo)致吸附平衡向減少吸附質(zhì)離子
的方向移動(dòng)。圖3.12和圖3.13所示的等溫線形狀按照Giles等人對(duì)液相吸附等溫線的分
類應(yīng)屬于L2型[77]，可以用Langmuir吸附模型及Freundlich吸附模型進(jìn)行擬合。
將數(shù)據(jù)按Langmuir吸附模型擬合，結(jié)果見表3.7和表3.8。
表3.7 不同pH值下Cr3+的Langmuir線性擬合結(jié)果
Table 3.7 Fitted results of Cr3+ by Langmuir model under different pH
初始pH值線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R q0 b
1.6 Ce/q=0.0486Ce+4.211 0.997 20.58 0.012
2.0 Ce/q=0.047Ce+1.2295 0.993 21.28 0.038
2.4 Ce/q=0.0396Ce+0.5685 0.996 25.25 0.070
表3.8 不同pH值下Pb2+的Langmuir線性擬合結(jié)果
Table 3.8 Fitted results of Pb2+ by Langmuir model under different pH
初始pH值線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R q0 b
1.6 Ce/q=0.0891Ce+15.26 0.998 11.22 0.0058
2.0 Ce/q=0.029Ce+0.7754 0.982 34.48 0.037
2.4 Ce/q=0.0235Ce+0.2802 0.983 42.55 0.084
由表3.7和表3.8可知，在不同pH值條件下，Cr3+及Pb2+的Ce/q與Ce擬合直線的線性
相關(guān)性良好，證明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附符合Langmuir模式。式中吸附系數(shù)b指示了
吸附質(zhì)和吸附劑之間的親合強(qiáng)度，該數(shù)值越大，親合力越大。表3.7和表3.8中的極限吸
附容量q0及b都隨pH值的增大而增大，說明pH值升高對(duì)吸附有利。從表3.7和表3.8還可
以看出，在pH=2.0和pH=2.4的條件下，爐渣對(duì)Pb2+的極限吸附容量遠(yuǎn)大于Cr3+。這說明
0
10
20
30
40
50
0 100 200 300 400 500
平衡濃度Ce(mg/L)
吸附量(mg/g)
pH=1.6
pH=2
pH=2.4
第三章結(jié)果與討論
37
該爐渣對(duì)Pb2+的吸附性能優(yōu)于Cr3+。
將數(shù)據(jù)按Freundlich吸附模型擬合，結(jié)果見表3.9和表3.10。
表3.9 不同pH值下Cr3+的Freundlich線性擬合結(jié)果
Table 3.9 Fitted results of Cr3+by Freundlich model under different pH
初始pH值線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R k 1/n
1.6 lgq=0.4997lgCe-0.0114 0.997 1.03 0.50
2.0 lgq=0.3038lgCe+0.5635 0.997 3.66 0.30
2.4 lgq=0.2859lgCe+0.7271 0.997 5.34 0.29
表3.10 不同pH值下Pb2+的Freundlich線性擬合結(jié)果
Table 3.10 Fitted results of Pb2+ by Freundlich model under different pH
初始pH值線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R k 1/n
1.6 lgq=0.5817lgCe-0.5865 0.990 0.26 0.58
2.0 lgq=0.4061lgCe+0.5878 0.997 3.87 0.46
2.4 lgq=0.3357lgCe+0.9071 0.992 9.34 0.34
由表3.9和表3.10可知，在不同pH值條件下，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附符合Freundlich
模式。1/n＜0.5，說明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附容易進(jìn)行。隨著pH值增加，1/n值減小，
反映吸附強(qiáng)度的k值增大，證明pH值升高對(duì)吸附有利。
(2)不同溫度下的吸附等溫線
分別配制濃度為50mg/L、100mg/L、200mg/L、300mg/L、400mg/L、500mg/L，初
始pH=2的Cr3+及Pb2+模擬廢水各50mL，投加質(zhì)量濃度為10g/L的爐渣，在不同溫度下恒
溫振蕩180min后取樣測(cè)定吸光度，得到不同溫度下的吸附等溫線，見圖3.14和圖3.15。
圖3.14 不同溫度下Cr3+的等溫吸附線
Fig. 3.14 Isotherms of Cr3+ under different temperature
0
5
10
15
20
25
0 50 100 150 200 250 300 350
平衡濃度(mg/L)
吸附量(mg/g)
25℃
30℃
35℃
40℃
45℃
50℃
第三章結(jié)果與討論
38
圖3.15 不同溫度下Pb2+的等溫吸附線
Fig. 3.15 Isotherms of Pb2+ under different temperature
將圖3.14和圖3.15對(duì)應(yīng)的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)按Langmuir吸附模型擬合，結(jié)果見表3.11和表
3.12。
表3.11 不同溫度下Cr3+的Langmuir線性擬合結(jié)果
Table 3.11 Fitted results of Cr3+ by Langmuir model under different temperatures
溫度(℃) 線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R q0 b
25 Ce/q=0.047Ce+1.2295 0.993 21.28 0.038
30 Ce/q=0.0459Ce+1.1972 0.992 21.79 0.038
35 Ce/q=0.0448Ce+1.1658 0.991 22.32 0.039
40 Ce/q=0.0439Ce+1.136 0.990 22.78 0.039
45 Ce/q=0.0432Ce+1.1177 0.988 23.15 0.039
50 Ce/q=0.0424Ce+1.0871 0.988 23.59 0.039
表3.12 不同溫度下Pb2+的Langmuir線性擬合結(jié)果
Table 3.12 Fitted results of Pb2+by Langmuir model under different temperatures
溫度(℃) 線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R q0 b
30 Ce/q=0.029Ce+0.7754 0.982 34.48 0.037
35 Ce/q=0.0284Ce+0.6893 0.984 35.21 0.041
40 Ce/q=0.0278Ce+0.6561 0.983 35.97 0.042
45 Ce/q=0.0275Ce+0.5911 0.981 36.36 0.047
50 Ce/q=0.0272Ce+0.5276 0.982 36.77 0.052
由表3.11和表3.12可知，在不同溫度下，Cr3+及Pb2+的Ce/q與Ce擬合直線的線性相
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0 50 100 150 200
平衡濃度(mg/L)
吸附容量(mg/g)
30℃
35℃
40℃
45℃
50℃
第三章結(jié)果與討論
39
RL
關(guān)性良好，證明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附符合Langmuir模式。q0及b隨溫度的升高僅有
小幅度增大，說明溫度對(duì)吸附效果的影響不大。
根據(jù)文獻(xiàn)[78]可知，平衡參數(shù)(RL)的大小能夠在一定程度上指示吸附過程是否是有
利的，其計(jì)算公式為：
(3.6)
式中，RL為平衡參數(shù)，b為L(zhǎng)angmuir等溫模型中的常數(shù)，C0為初始濃度。
分別計(jì)算不同溫度下Cr3+及Pb2+的RL值，并以RL值對(duì)溫度作圖，得到圖3.16和圖
3.17。
圖3.16 不同溫度下Cr3+的RL
Fig. 3.16 The value of Cr3+ RL under different temperatures
圖3.17 不同溫度下Pb2+的RL
Fig. 3.17 The value of Pb2+ RL under different temperatures
由圖3.16和圖3.17可知，在同一溫度條件下， RL值隨Cr3+及Pb2+初始濃度的升高而
0 1
1
bC
RL +
=
0.04
0.08
0.12
0.16
0.2
0.24
20 30 40 50 60
溫度(℃)
100mg/L
200mg/L
300mg/L
400mg/L
500mg/L
0.036
0.076
0.116
0.156
0.196
0.236
25 30 35 40 45 50 55
溫度(℃)
100mg/L
200mg/L
300mg/L
400mg/L
500mg/L
RL
第三章結(jié)果與討論
40
迅速減小，RL值降低幅度隨初始濃度增大而減??；對(duì)于同一初始濃度，不同溫度下Cr3+
的RL值變化不大，而Pb2+的RL值隨溫度升高而降低，說明溫度對(duì)爐渣吸附Cr3+的影響小
于其對(duì)Pb2+的影響。不同溫度下的RL值都處于0～1之間，說明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附
性能較好[83]。
將數(shù)據(jù)按Freundlich吸附模型擬合，結(jié)果見表3.13和表3.14。
表3.13 不同溫度下Cr3+的Freundlich線性擬合結(jié)果
Table 3.13 Fitted results of Cr3+for Freundlich model under different temperatures
溫度(℃) 線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R k 1/n
25 lgq=0.3038lgCe+0.5635 0.997 3.66 0.30
30 lgq=0.3036lgCe+0.5748 0.998 3.76 0.30
35 lgq=0.3035lgCe+0.5854 0.998 3.85 0.30
40 lgq=0.3031lgCe+0.5965 0.998 3.95 0.30
45 lgq=0.3029lgCe+0.6039 0.996 4.02 0.30
50 lgq=0.3029lgCe+0.6133 0.996 4.11 0.30
表3.14 不同溫度下Pb2+的Freundlich線性擬合結(jié)果
Table 3.14 Fitted results of Pb2+ for Freundlich model under different temperatures
溫度(℃) 線性回歸方程 相關(guān)系數(shù)R k 1/n
30 lgq=0.4061lgCe+0.5878 0.997 3.87 0.41
35 lgq=0.4056lgCe+0.6110 0.997 4.08 0.41
40 lgq=0.4051lgCe+0.6259 0.990 4.23 0.40
45 lgq=0.405lgCe+0.6453 0.991 4.42 0.40
50 lgq=0.3986lgCe+0.6751 0.991 4.73 0.40
由表3.13和表3.14可知，在不同溫度下，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附符合Freundlich模
式。1/n＜0.5，說明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附容易進(jìn)行。隨著溫度升高，1/n值減小，k
值增大。說明吸附能力隨溫度的升高而增大，這與Langmuir模型對(duì)數(shù)據(jù)擬合的結(jié)果是
一致的。
由 表3.11至表3.14所示的相關(guān)系數(shù)可以看出，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+吸附更符合
Freundlich模式。說明爐渣表面是不均勻的，其交換吸附平衡常數(shù)與表面覆蓋度有關(guān)[82]。
3.3.5.2 熱力學(xué)參數(shù)求取
熱力學(xué)參數(shù)吸附焓變 、吸附自由能變 、吸附熵變 分別按公式(1.8)、(1.10)、
(1.11)求取。不同吸附量下Cr3+及Pb2+等量吸附焓變、吸附自由能變、吸附熵變的計(jì)算
DH DG DS
第三章結(jié)果與討論
41
結(jié)果見表3.15和表3.16。
表3.15 爐渣吸附Cr3+的熱力學(xué)參數(shù)
Table 3.15 Thermodynamic properties of the Cr3+ adsotption
DG(kJ ×mol -1) DS (J ×mol -1 ×K)
吸附量q(mg/g) DH(kJ ×mol-1)
303K 323K 303K 323K
10 13.55 72.09 69.39
20 13.26 -8.30 -8.87 71.15 68.50
30 13.10 70.60 67.98
表3.16 爐渣吸附Pb2+的熱力學(xué)參數(shù)
Table 3.16 Thermodynamic properties of the Pb2+ adsotption
DG(kJ ×mol -1) DS (J ×mol -1 ×K)
吸附量q(mg/g) DH(kJ ×mol-1)
303K 323K 303K 323K
10 18.09 80.19 76.87
20 17.03 -6.20 -6.74 76.67 73.57
30 16.40 74.60 71.64
由表3.15和表3.16可知，Cr3+及Pb2+在爐渣上的等量吸附焓變 為正值，表明吸附
是吸熱過程，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附為化學(xué)吸附。隨著吸附量的增加， 的值減小。
這是因?yàn)殚_始吸附時(shí)液相中Cr3+及Pb2+的濃度比較高，爐渣相中的Cr3+及Pb2+的濃度比
較低，化學(xué)勢(shì)比較大，表現(xiàn)為 的值較大；隨著吸附的進(jìn)行，液相中Cr3+及Pb2+的濃
度減小，爐渣相中的Cr3+及Pb2+的濃度增大，化學(xué)勢(shì)變小，表現(xiàn)為 值減小。但是整
個(gè)吸附過程 的絕對(duì)值小于40 kJ·mol-1，表明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+存在物理吸附 [82]。因
此，爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附是由物理吸附和化學(xué)吸附共同作用引起的，但以化學(xué)吸附
為主。吸附自由能變 是的體現(xiàn)了吸附驅(qū)動(dòng)力的大小。 為負(fù)值，表明爐渣對(duì)Cr3+
及Pb2+吸附是自發(fā)過程。對(duì)于液相吸附，在固體表面上溶質(zhì)和溶劑同時(shí)被吸附，吸附
過程總熵變是溶質(zhì)的吸附(伴隨熵減少即自由度減少)與溶劑的脫附(導(dǎo)致熵增加即自由
度增加)的總合，它取決于溶質(zhì)和溶劑與固體表面作用的強(qiáng)弱及它們的分子體積[79]。本
試驗(yàn)吸附熵變 為正值，表明Cr3+及Pb2+在爐渣表面的吸附能力較強(qiáng)，分子體積較大，
吸附時(shí)占據(jù)的吸附位點(diǎn)較多，而溶劑水分子脫附引起的熵增加大于Cr3+及Pb2+吸附引起
的熵減少，因此Cr3+及Pb2+被吸附到爐渣上比它在水溶液中運(yùn)動(dòng)有更大的自由度[80]。
3.3.6 吸附動(dòng)力學(xué)
3.3.6.1 吸附動(dòng)力學(xué)模型
DH
DH
DH
DH
DG
DS
DG
DH
第三章結(jié)果與討論
42
分別在30℃、40℃和50℃下，取50mL，pH=2、初始濃度為50mg/L的Cr3+溶液及Pb2+
溶液，投加質(zhì)量濃度為10g/L的爐渣進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，所得的爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率曲
線，如圖3.18和圖3.19所示。
由圖3.18和圖3.19可知，吸附過程分為三個(gè)階段：(1) 吸附時(shí)間小于15min時(shí)，Cr3+
及Pb2+濃度隨吸附時(shí)間的延長(zhǎng)而迅速降低；(2) 15min到60min期間，Cr3+及Pb2+濃度繼
續(xù)降低，但降低幅度變緩；(3) 60min后，Cr3+及Pb2+濃度緩慢降低直至吸附達(dá)到平衡。
這是因?yàn)?，在吸附的初始階段，吸附劑表面有大量剩余吸附位，主要發(fā)生外層吸附作
用，吸附速率較快；隨著吸附的繼續(xù)進(jìn)行，吸附劑表面的吸附位被占據(jù)，吸附劑內(nèi)部
分配作用對(duì)吸附量的貢獻(xiàn)增大，吸附速率變慢[81]。
圖3.18 爐渣對(duì)Cr3+的吸附速率曲線
Fig. 3.18 Adsorption rate curves of Cr3+
圖3.19 爐渣對(duì)Pb2+的吸附速率曲線
Fig. 3.19 Adsorption rate curves of Pb2+
分別將30℃下的爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用幾種常見的動(dòng)力學(xué)模
0
10
20
30
40
50
60
0 50 100 150 200
時(shí)間(min)
濃度(mg/L)
30℃
40℃
50℃
0
10
20
30
40
50
60
0 50 100 150 200
時(shí)間(min)
濃度(mg/L)
30℃
40℃
50℃
第三章結(jié)果與討論
43
型擬合，結(jié)果見表3.17和表3.18。
表3.17 Cr3+動(dòng)力學(xué)模型擬合結(jié)果
Table 3.17 Fitted results of Cr3+ for some kinetic models
模型名稱 模型方程 擬合方程 相關(guān)系數(shù)R
Lagergren一級(jí)率方程式lg(qe-q)=0.6099-0.0288t 0.982
動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程 t/q=1.7536+0.1948t 0.999
Bangham動(dòng)力學(xué)方程lgq=0.0115+0.3848lgt 0.928
Elovich方程 q = a + 2.303b lg t q=0.1224+2.5477lgt 0.964
拋物線擴(kuò)散方程 1-qt/qe=-0.1207t1/2+0.8892 0.948
指數(shù)函數(shù)方程
q = a exp(b / t)
ln q = ln a + b / t lnq=0.6926-2.47/t 0.997
表3.18 Pb2+動(dòng)力學(xué)模型擬合結(jié)果
Table 3.18 Fitted results of Pb2+ for some kinetic models
模型名稱 模型方程 擬合方程 相關(guān)系數(shù)R
Lagergren一級(jí)率方程式lg(qe-q)=0.6081-0.0177t 0.993
動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程 t/q=2.8802+0.1809t 0.998
Bangham動(dòng)力學(xué)方程lgq=-0.1632+0.4544lgt 0.945
Elovich方程 q = a + 2.303b lg t q=-0.661+2.8243lgt 0.984
拋物線擴(kuò)散方程1-qt/qe=-0.0981t1/2+0.8911 0.945
指數(shù)函數(shù)方程
q = a exp(b / t)
ln q = ln a + b / t lnq=1.593-7.7443/t 0.995
由表3.17和表3.18可知，動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程和指數(shù)函數(shù)方程為最優(yōu)模型，擬合相關(guān)
系數(shù)在0.99以上，各種擬合分析的優(yōu)劣次序?yàn)椋簞?dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程＞指數(shù)函數(shù)方程＞
Lagergren一級(jí)速率方程＞Elovich方程＞Bangham動(dòng)力學(xué)方程＞拋物線擴(kuò)散方程。從微
粒吸附過程的機(jī)理看，首先是被吸附離子以擴(kuò)散的方式，到達(dá)爐渣顆粒的外表面，而
后由外表面經(jīng)顆粒的表面孔穴，進(jìn)入其內(nèi)表面，這一階段以物理吸附為主，能較好地
滿足一級(jí)速率方程；隨著物理吸附的進(jìn)行，被吸附離子部分與爐渣顆粒內(nèi)外表面的某
t
k
q q qe e 2.303
lg( - ) = lg - 1
e e q
t
q kq
t = + 2
1
t
m
q k lg
1
lg = lg +
kt c
q
q
e
1- t = - 1/ 2 +
t
k
q q qe e 2.303
lg( - ) = lg - 1
e e q
t
q kq
t
= + 2
1
t
m
q k lg
1
lg = lg +
k t c
q
q
e
1- t = - 1/ 2 +
第三章結(jié)果與討論
44
些基團(tuán)結(jié)合，發(fā)生化學(xué)吸附。因此，從整體上說，吸附動(dòng)力學(xué)最符合準(zhǔn)二級(jí)方程[82]。
將不同溫度下爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)按動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)方程擬合，結(jié)
果見表3.19和表3.20。
表3.19 Cr3+動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)模型擬合結(jié)果
Table 3.19 Fitted results of Cr3+ for pseudo-second-order adsorption model
溫度(℃) 擬合方程 k(g·mg-1·min-1) 相關(guān)系數(shù)R
30 t/q=1.7536+0.1948t 0.02 0.999
40 t/q=1.5053+0.1881t 0.03 0.998
50 t/q=0.8795+0.1979t 0.04 0.999
表3.20 Pb2+動(dòng)力學(xué)準(zhǔn)二級(jí)模型擬合結(jié)果
Table 3.20 Fitted results of Pb2+ for pseudo-second-order adsorption model
溫度(℃) 擬合方程 k(g·mg-1·min-1) 相關(guān)系數(shù)R
30 t/q=2.8802+0.1809t 0.01 0.998
40 t/q=2.2235+0.1846t 0.02 0.998
50 t/q=1.8492+0.1857t 0.02 0.999
由表3.19和表3.20可知，在不同溫度條件下，吸附動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型
線性相關(guān)性非常良好，進(jìn)一步說明爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附接近于準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)。速率常
數(shù)k隨溫度升高增大，這是由于隨著溫度的升高，溶質(zhì)分子運(yùn)動(dòng)加快，從而使得速率常
數(shù)增大。
由于吸附受到化學(xué)反應(yīng)控制，所以吸附速率與溫度應(yīng)符合Arrhenius公式，
即 ，lnk與1/T成線性關(guān)系。將不同溫度下lnk對(duì)1/T作圖，得到圖3.20。
1/T×10-3(1/K)
圖3.20 lnk 與1/T 的關(guān)系曲線
Fig. 3.20 Curve of lnk versus 1/T
0
1
2
3
4
5
3.05 3.1 3.15 3.2 3.25 3.3 3.35
系列1
系列2
-(lnk)
Cr3+
Pb2+
A
RT
Ea
ln k = - + ln
第三章結(jié)果與討論
45
分別對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，得到Cr3+的回歸方程為：-lnK=3.53161/T-7.7962，其線性相
關(guān)系數(shù)為0.992。Pb2+的回歸方程：-lnK =2.42921/T-3.5536，其線性相關(guān)系數(shù)為0.995。
與Arrhenius公式比較得Cr3+的吸附活化能為：Ea=29.36J/mol，Pb2+的吸附活化能為：
Ea=20.20J/mol。
3.3.6.2 吸附速度控制步驟研究
一般地，吸附過程要經(jīng)歷四個(gè)步驟：(1)外擴(kuò)散，即吸附質(zhì)在溶液中進(jìn)行擴(kuò)散；(2)
膜擴(kuò)散，即吸附質(zhì)從溶液主體中通過吸附劑顆粒周圍的液膜擴(kuò)散到達(dá)吸附劑外表面；
(3)孔擴(kuò)散或內(nèi)擴(kuò)散，即吸附質(zhì)從吸附劑的外表面向吸附劑內(nèi)部孔隙內(nèi)擴(kuò)散；(4)吸附反
應(yīng)，即吸附質(zhì)吸著在吸附劑表面的活性中心位上。在吸附體系試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，可通過快
速混合消除外擴(kuò)散對(duì)吸附速率的影響；又由于吸附反應(yīng)速度通常比膜擴(kuò)散和孔擴(kuò)散兩
個(gè)階段的速度要快得多。因此，吸附速度取決于膜擴(kuò)散和孔擴(kuò)散兩個(gè)步驟，其中吸附
速度較慢者為吸附全過程的速率控制步驟。操作中，若提高較慢擴(kuò)散步驟速率則可提
高整個(gè)吸附速率。
一般來說，液相中球狀表面的擴(kuò)散過程，可通過菲克第二定律的變換形式進(jìn)行描
述[83]，
(3.7)
式中，t為吸附時(shí)間，(min)；r為爐渣半徑，(cm)；D為擴(kuò)散系數(shù)，(cm2·s-1)； t q 為
t時(shí)刻的吸附量，(mg/g)； ￥ q 為極限吸附量，實(shí)際常用飽和吸附量e q 代替，(mg/g)。
由于爐渣己過120目篩，故可假定爐渣顆粒的半徑大致相等，以 對(duì) 作圖，
結(jié)果見圖3.21和圖3.22。
t1/2(min)
圖3.21 Cr3+的 ~ t1/2曲線
Fig. 3.21 Curve of versus t1/2for Cr3+
p
Dt
q r
qt 6
=
￥
A
B
C
D
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
0 4 8 12 16
qt/qe
/ t e q q
/ t e q q
/ t e q q
t1/ 2
第三章結(jié)果與討論
46
t1/2(min)
圖3.22 Pb2+的 ~ t1/2曲線
Fig. 3.22 Curve of versus t1/2for Pb2+
由圖3.21和圖3.22可知，此吸附過程分為三個(gè)階段：A-B段為膜擴(kuò)散階段，在此階
段爐渣吸附劑被液膜包裹，吸附質(zhì)必須透過液膜才能進(jìn)行吸附。B-C段線性部分為孔
擴(kuò)散階段。C-D段為吸附-解吸平衡階段，此時(shí)溶液組成已不再發(fā)生變化，對(duì)整個(gè)吸附
過程影響甚微。B-C段的吸附速率比A-B段的吸附速率慢，所以孔擴(kuò)散為吸附過程的控
制步驟。因此，用孔擴(kuò)散模式對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合。
孔擴(kuò)散模式為：
(3.8)
式中：D為顆粒內(nèi)有效擴(kuò)散系數(shù)，在實(shí)驗(yàn)條件下為一常數(shù)；R為吸附劑顆粒半徑，
(m)，前已述及，為一常數(shù)；qe為與吸附劑顆粒表面上的吸附質(zhì)濃度相平衡的吸附量，
(mg/g)。
令 ，則 (3.9)
由吸附動(dòng)力學(xué)擬合方程知，q = aeb / t，代入(3.8)可得：
(3.10)
故 (3.11)
其中，
以 (即 )對(duì) 作圖得一直線，擬合直線如圖3.23和圖3.24所示。
A
C
B
D
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
0 4 8 12 16
( )
15
2 q q
R
D
dt
dq
e = -
k
R
D
= 2
15 k(q q)
dt
dq
e = -
t2
bq
dt
dq
= -
( ) 2 k q q
t
q
e = ￠ -
b
k
k ￠ = -
dt
dq
(q q) e - t2
q
qt/qe
/ t e q q
/ t e q q
第三章結(jié)果與討論
47
(qe-q) (mg/L)
圖3.23 Cr3+的dq/dt 與(qe-q) 關(guān)系曲線
Fig. 3.23 Curve of dq/dt versus (qe-q) for Cr3+
(qe-q) (mg/g)
圖3.24 Pb2+的dq/dt 與(qe-q) 關(guān)系曲線
Fig. 3.24 Curve of dq/dt versus (qe-q) for Pb2+
圖3.23和圖3.24中兩回歸直線相關(guān)系數(shù)分別為0.986和0.971，說明爐渣對(duì)Cr3+和Pb2+
的吸附過程可較好的采用孔擴(kuò)散模式來描述，即爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率主要受孔
擴(kuò)散過程控制。
小結(jié)：
由本節(jié)的討論可知，在相同實(shí)驗(yàn)條件下，爐渣對(duì)Cr3+的平衡吸附量＜爐渣對(duì)Pb2+
的平衡吸附量，而爐渣對(duì)Cr3+的吸附速率＞爐渣對(duì)Pb2+的吸附速率。例如，在初始pH=2，
初始離子濃度為50mg/L，溫度為30℃條件下， =4.78mg/g， =4.84mg/g，此時(shí)，
=0.022g·mg-1·min-1， =0.011g·mg-1·min-1。這一現(xiàn)象可由爐渣對(duì)重金屬離
子的吸附機(jī)理解釋。爐渣是一種氧化物礦物，由于自身結(jié)構(gòu)和性質(zhì)特點(diǎn)，其對(duì)重金屬
離子的吸附受物理吸附和化學(xué)吸附共同影響，吸附機(jī)理復(fù)雜。其可能機(jī)理有：(1) 重
-0.005
0
0.005
0.01
0.015
0.02
0.025
0 0.5 1 1.5 2 2.5 3
-0.005
0
0.005
0.01
0.015
0.02
0.025
0.03
0 0.5 1 1.5 2 2.5
e,C r 3 q + e,P b 2 q +
dq/dt(mg-1·min-1) dq/dt(mg-1·min-1)
Cr3 k + Pb 2 k +
第三章結(jié)果與討論
48
金屬離子與爐渣之間由于范德華力、偶極間力和氫鍵力等的作用，被吸附到爐渣表面，
進(jìn)而進(jìn)入爐渣孔道內(nèi)部。由于Cr3+離子半徑小，所帶電荷高，因此能更快被爐渣吸附；
(2) 氧化物礦物質(zhì)對(duì)重金屬離子存在專性吸附，爐渣中鐵、鋁等無定形水合氧化物和
氫氧化物的表面是由金屬離子和羥基組成，這是一種親水性表面，具有路易斯(Lewis)
酸堿行為，暴露在表面上的羥基會(huì)通過解離和締合H+使其帶有一定量的表面電荷，從
而對(duì)重金屬離子有吸附作用。這種吸附作用與離子水化自由能大小有關(guān)。水化自由能
越大，水合離子越難脫水，則離子越不易與表面位反應(yīng)[84]。由于Cr3+水化熱＞Pb2+水
化熱[85]，所以，Cr3+吸附量＜Pb2+吸附量；(3) 重金屬離子可以與爐渣中Ca2+、K+進(jìn)行
離子交換，從而被爐渣束縛固定，但爐渣Ca2+、K+含量很小，這種作用可以忽略。
3.4 爐渣處理含Pb2+廢水的動(dòng)態(tài)試驗(yàn)
3.4.1 流速對(duì)穿透曲線的影響
室溫時(shí)，在Pb2+初始濃度為50mg/L、初始pH值為2的條件下，改變廢水的過柱速
度，所得吸附穿透曲線如圖3.25。
圖3.25 不同流速動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)結(jié)果
Fig. 3.25 Experimental results of dynamic adsorption at different flow velocities
由圖3.25可知，廢水流速越大，穿透時(shí)間越短，且穿透曲線越陡。這是因?yàn)榱魉?
增加，單位時(shí)間內(nèi)進(jìn)入吸附柱的廢水量增加，使Pb2+溶液與爐渣的接觸時(shí)間縮短，從
而縮短穿透時(shí)間。而流速增加使液相與爐渣之間的膜擴(kuò)散阻力減小，所以透過曲線較
陡。
動(dòng)態(tài)吸附的吸附容量q動(dòng)由兩部分組成，動(dòng)態(tài)穿透吸附容量q穿和由穿透點(diǎn)到耗竭點(diǎn)
時(shí)的吸附容量q耗。
動(dòng) 穿 耗 (3.12) q = q + q
0
10
20
30
40
50
0 4 8 12 16 20 24
時(shí)間(h)
流出液濃度(mg/L)
u=2mL/min
u=4mL/min
u=6mL/min
第三章結(jié)果與討論
49
其中， (3.13)
(3.14)
式中，Vb為穿透點(diǎn)對(duì)應(yīng)的流出液體積，(L)；Vs為耗竭點(diǎn)對(duì)應(yīng)的流出液體積，(L)；
C0為初始濃度，(mg/L)；Cb為允許排放濃度，(mg/L)；Cs為耗竭點(diǎn)對(duì)應(yīng)的流出液濃度，
(mg/L)；M為吸附劑用量，(g)[86-87]。
(3.15)
而動(dòng)態(tài)穿透吸附容量q穿、靜態(tài)吸附容量q靜，吸附帶高度h，吸附床層高度H之間存
在如下關(guān)系[86-8,7]：
(3.16)
由公式(3.15)、(3.16)可得
(3.17)
將不同流速下的動(dòng)態(tài)吸附數(shù)據(jù)按上述公式計(jì)算，結(jié)果見表3.21。
表3.21 不同流速下的動(dòng)態(tài)吸附實(shí)驗(yàn)結(jié)果
Table 3.21 Results of dynamic adsorption under different flow velocities
過柱流速
(mL/min)
穿透體積
(mL)
q穿(mg/g) q耗(mg/g) q動(dòng)(mg/g)
吸附柱效率
(%)
吸附帶高度
(cm)
2 1080 3.76 1.34 5.11 77.89 2.21
4 1200 3.00 2.06 5.06 62.06 3.79
6 1440 2.23 0.98 3.21 46.12 5.39
由表3.21可知，廢水過柱流速越快，爐渣處理水量越大，處理能力越強(qiáng)；但廢水
過柱流速增大，爐渣的動(dòng)態(tài)吸附容量減小，吸附帶高度增加，吸附柱效率下降，爐渣
的利用率降低。這是因?yàn)榱魉僭龃?，溶液在爐渣層內(nèi)停留時(shí)間減小，還未被充分吸附
就已離開爐渣層，致使?fàn)t渣吸附性能減弱。另外，增大過柱速率，還會(huì)使樹脂層的壓
頭損失增大，從而增大能耗。由于爐渣是廢物利用，在不明顯降低其吸附性能的基礎(chǔ)
上，應(yīng)選取較大流速，以適當(dāng)增大處理水量。故以下實(shí)驗(yàn)選取流速4mL/min。
3.4.2 初始pH 值對(duì)穿透曲線的影響
室溫時(shí)，在Pb2+初始濃度為50mg/L、溶液過柱速度為4mL/min條件下，改變?nèi)芤撼?
始pH值，所得吸附穿透曲線如圖3.26。
由圖3.26可知，溶液初始pH值越大，穿透時(shí)間越長(zhǎng)，而透過曲線越陡。由靜態(tài)實(shí)
驗(yàn)吸附研究可知，溶液初始pH值增大，爐渣對(duì)Pb2+的吸附性能提高。另外，Pb2+溶液
緩慢流經(jīng)爐渣層，會(huì)使溶液顯堿性，Pb2+形成Pb(OH)2沉淀得以去除，因此穿透時(shí)間延
長(zhǎng)。而大量Pb(OH)2沉淀的形成會(huì)堵住爐渣層，縮短耗竭時(shí)間，所以透過曲線較陡。
q V C C M b b ( ) / 0 = - 穿
穿 靜 h = q / q
h = 2H (1 -h )
s
b
V
V s b
1
C C )dV
M
q穿 = ò - （
q = q (1- h/2H) 穿靜
第三章結(jié)果與討論
50
圖3.26 不同初始pH值動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)結(jié)果
Fig. 3.26 Experimental results of dynamic adsorption under different pH
3.4.3 爐渣的再生
用濃度為1.0mol/L的鹽酸，以4mL/min的流速正向淋洗吸附柱中吸附飽和的爐渣得
到的脫附曲線如圖3.27所示。
圖3.27 脫附曲線
Fig. 3.27 Desorption curve
由圖3.27可知，吸附飽和的爐渣較易被鹽酸溶液脫附。20min時(shí)，流出液中Pb2+濃
度已經(jīng)達(dá)到峰值；60min后，已基本洗脫完全。由于用酸洗脫之前未用清水對(duì)爐渣進(jìn)行
洗滌，故脫附曲線上最大流出峰出現(xiàn)的時(shí)間推遲。
將脫附后的爐渣再次進(jìn)行動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)，結(jié)果見圖3.28。
由圖3.28可知，爐渣吸附飽和后再生率較高，經(jīng)計(jì)算其動(dòng)態(tài)飽和吸附量為
4.778mg/g，為原始爐渣動(dòng)態(tài)吸附量的94.4%。說明再生后的爐渣仍具有良好的吸附能
力，可重復(fù)使用。
0
200
400
600
800
1000
0 20 40 60 80 100
時(shí)間(min)
出水濃度(mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
0 5 10 15 20
時(shí)間(h)
出水濃度(mg/L)
pH=2
pH=5
第三章結(jié)果與討論
51
圖3.28 爐渣再生
Fig. 3.28 Regeneration of slag
0
10
20
30
40
50
60
0 2 4 6 8 10 12 14
時(shí)間(h)
出水濃度(mg/L)
再生后的爐渣
爐渣
第四章結(jié)論與建議
52
第四章 結(jié)論與建議
4.1 結(jié)論
(1) 本研究利用廢棄爐渣制備了平均粒徑為0.125mm 的爐渣顆粒，經(jīng)掃描電鏡觀
察形貌，為典型的蜂窩狀構(gòu)造，具有非常發(fā)達(dá)的微孔結(jié)構(gòu)和較高的比表面積。經(jīng)掃描
電鏡/能量色散譜的元素分析，爐渣中含有C、O、Si、Al、K、Ca、Fe、Ti 等元素，
各種金屬元素及硅元素主要以氧化物形式存在。
(2) 爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)具有較高的去除效率，室溫下，在廢水初始pH=1、爐渣投加量
為8g/L、反應(yīng)時(shí)間為240min的條件下，初始濃度為10mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，去除率可達(dá)
99.2%。對(duì)于初始濃度低于50mg/L的Cr(Ⅵ)廢水，投加適量的爐渣，均可使處理后出水
中Cr(Ⅵ)濃度降低到排放標(biāo)準(zhǔn)以下。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的去除主要是由于酸性條件下爐渣中
溶出的Fe2+對(duì)Cr(Ⅵ)的還原作用所致，爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附作用很小。爐渣對(duì)Cr(Ⅵ)的
還原反應(yīng)符合一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律，反應(yīng)速率較慢，且反應(yīng)速率常數(shù)隨pH的降低而增
大，在pH=0.55、pH=1.00和pH=2.00的條件下，反應(yīng)速率常數(shù)分別6.0×10-3 min-1、3.3×10-3
min-1、4.0×10-4min-1。
(3) 爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+均有較好的去除效果。在初始pH=2，爐渣投加量為
12g/L，振蕩時(shí)間為180min的條件下，初始濃度為50mg/L的Cr3+和Pb2+的去除率分別可
達(dá)97.3%和99.0%，殘余的Cr3+和Pb2+濃度分別為1.34mg/L和0.49mg/L，可達(dá)到國家排放
標(biāo)準(zhǔn)。
(4) 爐渣顆粒對(duì)Cr3+及Pb2+的去除由于爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附所致。吸附等溫
線可用Freundlich 吸附模式和Langmuir 吸附模式較好地描述。初始pH=2.4 的條件下，
Cr3+及Pb2+的極限吸附量分別為25.25mg/g 和42.55mg/g。Freundlich 吸附常數(shù)1/n<0.5，
吸附過程易于進(jìn)行。爐渣對(duì)Cr3+及Pb2+的吸附速率實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可很好地用準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)
方程擬合。在 pH=2 的條件下，Cr3+及 Pb2+的速率常數(shù)分別為 0.022 g ×mg -1 ×min -1和
0.011 g ×mg -1 ×min -1。爐渣對(duì) Cr3+及 Pb2+的吸附速度主要受孔擴(kuò)散過程控制。
(5) 爐渣對(duì)Pb2+的動(dòng)態(tài)吸附性能良好，在廢水初始pH 值為2、廢水流速為4mL/min
的條件下，動(dòng)態(tài)吸附容量為5.06mg/g，吸附柱效率為62.1%。吸附飽和的爐渣可用
1.0mol/L 的鹽酸溶液較好地再生。再生后的爐渣動(dòng)態(tài)吸附容量為4.77mg/g，達(dá)原爐渣
動(dòng)態(tài)吸附容量的94.4%。
4.2 建議
重金屬廢水污染的治理是環(huán)境污染治理工作中的難點(diǎn)和熱點(diǎn)，吸附法具有原料來
第四章結(jié)論與建議
53
源廣泛、選擇性高、易回收、節(jié)能等優(yōu)點(diǎn)，被廣泛用于重金屬廢水的處理中。爐渣是
一種有效、廉價(jià)、具有潛在作用的吸附凈化劑。用其處理廢水，可在實(shí)現(xiàn)變廢為寶、
充分利用資源的同時(shí)，改善生態(tài)環(huán)境，應(yīng)積極推廣使用。本論文的研究工作雖然取得
了一定的成果，為使用廢棄爐渣處理重金屬廢水，從而達(dá)到污染控制與廢棄物資源化
并行的目的提供了科學(xué)依據(jù)，但仍然有下列工作有待進(jìn)一步研究和探索。
(1) 本研究只使用爐渣對(duì)各種重金屬離子分別進(jìn)行處理研究，對(duì)各種重金屬離子
共存條件下的吸附規(guī)律未作探討。雖然爐渣對(duì)重金屬陽離子的吸附機(jī)理基本相同，但
在吸附過程中重金屬陽離子存在競(jìng)爭(zhēng)效應(yīng)，需作進(jìn)一步的研究。
(2) 本研究未對(duì)爐渣進(jìn)行改性處理，今后可在采用適當(dāng)方法對(duì)爐渣進(jìn)行改性以提
高其吸附性能這方面作進(jìn)一步研究和探討。
(3) 爐渣處理重金屬離子受pH影響較大，如何提高其pH適用范圍亦是今后的研究
方向。
致謝
59
致 謝
本論文是在導(dǎo)師陳芳艷副教授的悉心指導(dǎo)下完成的，無論是論文的選題、試驗(yàn)的
設(shè)計(jì)，還是文章的構(gòu)思及論文的撰寫，無不飽含陳老師的心血和汗水。陳老師精湛的
分析能力和敏銳的洞察力給了我很多啟迪；嚴(yán)謹(jǐn)?shù)目茖W(xué)態(tài)度，創(chuàng)新的學(xué)術(shù)思維必將對(duì)
我未來的工作和學(xué)習(xí)產(chǎn)生深遠(yuǎn)的影響，使我終身受益。兩年半以來，陳老師在學(xué)習(xí)和
科研業(yè)務(wù)上所給予的悉心教誨和指導(dǎo)，以及在生活上無私的關(guān)懷和幫助，在此謹(jǐn)向陳
老師表示深厚的敬意和衷心的感謝！
在課題研究中，唐玉斌老師給予我試驗(yàn)設(shè)計(jì)方面指導(dǎo)和幫助，使我這這些方面受
益匪淺，在此向唐老師深表感謝！
在畢業(yè)課題研究工作中，還得到了環(huán)境實(shí)驗(yàn)室葉琳老師，曹福老師在課題研究方
面的悉心指導(dǎo)和幫助，在此向二位老師表示感謝！
此外，對(duì)宋夏萍同學(xué)、吳偉同學(xué)在課題研究過程中所給予的協(xié)作和幫助深表感謝！
同時(shí)，研究生呂華、倪建玲兩位同學(xué)也給予了很多幫助，在此向他們深表謝意！
攻讀碩士期間論文發(fā)表情況
60
攻讀碩士期間論文發(fā)表情況
1. 陳芳艷，鐘宇，何軍，唐玉斌，倪建玲. 鐵屑/焦炭/H2O2 法預(yù)處理焦化廢水的
試驗(yàn)研究. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2007，30（8）：90-92.
2. 陳芳艷，鐘宇，唐玉斌. 爐渣去除廢水中六價(jià)鉻. 化工環(huán)保，2008，（3）（已錄
用，待發(fā)表）.
爐渣去除廢水中重金屬離子的研究
作者： 鐘宇
學(xué)位授予單位： 江蘇科技大學(xué)
相似文獻(xiàn)(10條)
1.學(xué)位論文李曉星 錳礦石脫硫（H<,2>S）及其產(chǎn)物處理含重金屬廢水的研究 2008
錳氧化物和氫氧化物是具有層狀和孔道結(jié)構(gòu)的錳礦物，在一定條件下有較強(qiáng)的吸附和催化氧化作用，具有優(yōu)越的環(huán)境屬性。國內(nèi)外對(duì)錳礦物的研究工作已在多個(gè)領(lǐng)域展開，但對(duì)
錳礦物在實(shí)際污染治理中應(yīng)用較少。
本文研究了安徽青陽縣氧化型錳礦石的成分和礦物學(xué)特性，對(duì)錳礦石處理硫化氫氣體的脫除容量、產(chǎn)物、機(jī)理及再生效果進(jìn)行了探討。并首次對(duì)脫硫產(chǎn)物處理含重金屬廢水進(jìn)行
了動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)研究，重點(diǎn)考察了幾個(gè)不同的影響因數(shù)，采用了XRD,SEM和EDS等現(xiàn)代分析技術(shù)對(duì)處理機(jī)理進(jìn)行了研究，并分析了重金屬的回收價(jià)值，為氧化型錳礦石在環(huán)境保護(hù)中的應(yīng)用
奠定基礎(chǔ)。
實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，該錳礦石中主要含有鋇鎂錳礦、鈣硬錳礦及石英等礦物，總錳含量、MnO2含量、比表面積和氧化度均較高。錳礦石脫硫效果較好，粒徑為0.45～9.9mm的青陽錳
礦石脫硫容量為334mgS2-/g，錳礦石粒徑對(duì)脫硫容量影響較大，再生效果不甚理想，再生效果隨再生次數(shù)逐漸下降。錳礦石脫硫產(chǎn)物對(duì)含重金屬廢水(銅，鎘，汞)的處理效果顯著
，處理率達(dá)99％以上。減小進(jìn)水流速、降低進(jìn)水濃度、提高進(jìn)水pH值、減小錳礦石脫硫產(chǎn)物粒徑均有利于提高處理容量。該處理方法對(duì)重金屬有較高回收價(jià)值，以實(shí)現(xiàn)資源的循環(huán)利
用。
2.會(huì)議論文介曉坤.姚杰淺述現(xiàn)代生物技術(shù)在環(huán)境污染治理中的發(fā)展及應(yīng)用
在環(huán)境污染治理中,作為一種技術(shù)手段,生物技術(shù)具有效率高、成本低、反應(yīng)條件溫和以及無二次污染等顯著優(yōu)點(diǎn),它在對(duì)環(huán)境進(jìn)行監(jiān)控、治理或修復(fù),清潔生產(chǎn)、污染物資源化以
及生物材料和能源開發(fā)等方面發(fā)揮了巨大作用,為重金屬廢水、石油廢水、印染廢水、油脂廢水、農(nóng)藥廢水以及城市生活垃圾、生活污水等污染治理提供了一條十分有效的途徑.本文
就近年來生物技術(shù)在環(huán)境污染治理中的發(fā)展及應(yīng)用作一介紹。
3.期刊論文鄭玉建.張杰.依不拉音.ZHENG Yu-jian.ZHANG Jie.YI Bu-la-yin 微生物在水體重金屬污染治理中的應(yīng)用 -國外醫(yī)學(xué)（醫(yī)學(xué)
地理分冊(cè)）2006,27(1)
介紹重金屬廢水微生物處理技術(shù)的一般原理、研究現(xiàn)狀及應(yīng)用前景,指出了微生物處理技術(shù)的特點(diǎn)和優(yōu)越性.
4.學(xué)位論文岳志新 水體重金屬去除技術(shù)研究——以唐山市開灤礦區(qū)南湖為例 2007
目前，水體重金屬污染日益受到人們的共同關(guān)注，這也成為研究國內(nèi)外水環(huán)境污染治理的難題和焦點(diǎn)。對(duì)于我國這樣一個(gè)礦業(yè)資源豐富的大國，在礦區(qū)進(jìn)行水體重金屬修復(fù)是一
項(xiàng)新的課題。
實(shí)驗(yàn)通過實(shí)驗(yàn)室模擬重金屬廢水，用重金屬螯合劑NDTC和農(nóng)作物種苗(玉米、高粱)進(jìn)行去除和吸收，分析討論了NDTC投加量、pH值、沉淀時(shí)間、反應(yīng)溫度對(duì)重金屬去除率的影響
，考察了玉米、高粱分別對(duì)不同重金屬的吸收效應(yīng)，結(jié)果表明：重金屬螯合劑NDTC處理含Cu2+、Pb2+、Zn2+、Cd2+10mg/L的100mL模擬廢水，去除率平均值都達(dá)到了94％以上，剩余
濃度都降低到1 mg/L以下，分別為0.118 mg/L，0.205 mg/L，0.512 mg/L和0.404mg/L，Cu和zn到達(dá)國家排放標(biāo)準(zhǔn)，而Pb和Cd接近國家排放標(biāo)準(zhǔn)。NDTC能夠有效去除廢水中的重金屬
，處理方法簡(jiǎn)單，沉淀穩(wěn)定；玉米、高粱對(duì)同一重金屬表現(xiàn)出不同選擇性和差異性，且玉米、高粱不同部分對(duì)同一重金屬的積累效應(yīng)也不同，表現(xiàn)為：根＞莖＞葉。
實(shí)驗(yàn)還在唐山市開灤礦區(qū)南湖現(xiàn)場(chǎng)，利用美人蕉、鳶尾、旱傘草和千屈菜四種濕生植物做浮床種植實(shí)驗(yàn)，去除水中重金屬，選擇蘆葦、荷花和香蒲做挺水種植實(shí)驗(yàn)，去除底泥中
重金屬。通過對(duì)植物體進(jìn)行測(cè)定分析得出：所選植物對(duì)水體中重金屬的去除能力和對(duì)環(huán)境的適應(yīng)能力總體表現(xiàn)為美人蕉、旱傘草大于鳶尾、千屈菜；對(duì)底泥中重金屬的去除是香蒲優(yōu)
于蘆葦、荷花。
實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，植物吸收的重金屬大都貯存在根系中，只有極少一部分被傳輸轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部分的莖、葉中。研究結(jié)果能為我國礦區(qū)進(jìn)行水體中金屬修復(fù)提供有實(shí)際價(jià)值的參數(shù)。
5.學(xué)位論文侯曉龍 城市垃圾滲濾液重金屬污染特征及修復(fù)研究 2006
隨著城市規(guī)模的不斷擴(kuò)大，城市垃圾產(chǎn)量劇增，垃圾污染日趨嚴(yán)重。特別是城市垃圾中的重金屬污染因具有積累性、滯后性、隱蔽性的特點(diǎn)，可通過食物鏈在人體中積累，給人
類帶來很多疾病，這些疾病不易被察覺，一旦被發(fā)現(xiàn)就很難治愈，因此城市垃圾中重金屬污染及其治理受到世界各國的普遍關(guān)注。雖然國內(nèi)外對(duì)城市垃圾的污染問題上已進(jìn)行過不少
研究，但多是對(duì)垃圾處理場(chǎng)BOD、COD、NH3-N等指標(biāo)的研究監(jiān)測(cè)，對(duì)垃圾及其滲濾液中的重金屬監(jiān)測(cè)研究較少，而且目前采用的重金屬污染治理方法存在投資大、治理成本高和治理
效果差等問題。因此如何篩選出治理成本低和效果好的城市垃圾滲濾液重金屬污染修復(fù)技術(shù)已成為當(dāng)前城市發(fā)展過程中急需解決的重大課題。
有鑒于此，本研究采用全面踏查和典型調(diào)查相結(jié)合的方法，對(duì)福建省主要城市(包括福州、廈門、泉州、漳州、龍巖、三明、南平)垃圾處理場(chǎng)的垃圾污染現(xiàn)狀進(jìn)行詳細(xì)調(diào)查，分
別從垃圾產(chǎn)量、物理組成、垃圾滲濾液中BOD、COD、NH3-N及重金屬污染等方面分析了福建省主要城市垃圾的處理、污染及其治理現(xiàn)狀。并在對(duì)福建省主要城市生活垃圾的處理現(xiàn)狀
全面了解基礎(chǔ)上，通過室內(nèi)模擬試驗(yàn)，分別利用7種物理吸附劑(沸石、焚燒灰、爐灰、草木灰、木炭、赭石、活性炭)、4種化學(xué)絮凝劑(FeSO4、AlCl3、FeCl3、Al2(SO4)3)和3種水
生植物進(jìn)行垃圾滲濾液中重金屬的污染去除研究，比較不同物理吸附劑、化學(xué)絮凝劑和水生植物對(duì)垃圾滲濾液重金屬污染的去除效果，試圖從中篩選出治理成本低和治理效果好的城
市垃圾滲濾液重金屬污染修復(fù)技術(shù)，供南方城市垃圾處理場(chǎng)推廣應(yīng)用。主要研究結(jié)果如下：
(1)福建不同城市的垃圾產(chǎn)量均呈逐年迅速增長(zhǎng)趨勢(shì)，垃圾產(chǎn)量與城市人口、經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平明顯相關(guān)。福建不同城市垃圾產(chǎn)量的增長(zhǎng)速度大約在10％-20％之間，其中福州和廈門
的增長(zhǎng)比較快。福建主要城市垃圾處理場(chǎng)的垃圾處理方式比較單一，以垃圾填埋為主；垃圾多未經(jīng)分類處理，對(duì)電子垃圾和垃圾中重金屬污染處理重視不夠；福州、廈門、三明、南
平主要采取垂直防滲措施進(jìn)行垃圾場(chǎng)滲濾液防滲處理，防滲效果較差，有些城市垃圾場(chǎng)滲濾液根本沒有防滲處理就直接排放；而泉州、龍巖、漳州則采取水平防滲措施，防滲效果比
較好。
(2)對(duì)福建省七個(gè)城市垃圾處理場(chǎng)垃圾滲濾液的分析發(fā)現(xiàn)：根據(jù)國家《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB8978-1996)中的三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，福建省七個(gè)城市垃圾滲濾液中的BOD、COD、NH3-N等指
標(biāo)均遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過該標(biāo)準(zhǔn)，三明、漳州、龍巖、福州、廈門垃圾處理場(chǎng)垃圾滲濾液中錳的含量都超標(biāo)，福州垃圾滲濾液的鎳和鎘、廈門垃圾滲濾液的鎳均超標(biāo)，其中福州市垃圾滲濾液的
錳超標(biāo)15.6倍。與國家地面水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)V類標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-88)相比，福建省七個(gè)城市圾滲濾液只有鋅未超標(biāo)，其它五種重金屬(Cd、Cr、Pb、Mn、Ni)均超標(biāo)，其中福州垃圾滲濾液
中錳、鉛、鎘超標(biāo)32.2、1.3、18.0倍，廈門垃圾滲濾液中鎳超標(biāo)1.7倍，泉州垃圾滲濾液中鉻超標(biāo)13.3倍。
(3)不同填埋時(shí)間垃圾填埋場(chǎng)垃圾滲濾液中的重金屬污染存在明顯差異。隨填埋時(shí)間的增加，垃圾滲濾液的pH值和重金屬含量均呈增加趨勢(shì)，其中填埋11年垃圾場(chǎng)滲濾液的Mn、
Zn、Pb、Cd、Cr和Ni分別比填埋2年的增加3.6倍、19.0倍、1.0倍、11.0倍、3.0倍和1.3倍。對(duì)福州垃圾填埋場(chǎng)滲濾液的月動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)表明：不同月份垃圾滲濾液中不同重金屬含量變
化較大，沒有一定的規(guī)律性，但滲濾液中的pH值有逐月增大的趨勢(shì)。
(4)福建不同城市垃圾處理場(chǎng)滲濾液浸蝕土壤的重金屬污染存在明顯差異。三明、漳州、泉州、龍巖、福州、廈門、南平垃圾處理場(chǎng)滲濾液浸蝕土壤中的Pb、Cr、Zn、Mn、Ni分
別是當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸档?.0-3.9倍、1.1-36.6倍、1.5-3.1倍、1.2-9.6倍、1.2-5.8倍。與國家城鎮(zhèn)垃圾農(nóng)用控制標(biāo)準(zhǔn)(GB8172-87)相比，福建不同城市垃圾滲濾液浸蝕土壤中的Zn、
Mn、Ni均超標(biāo)，其中龍巖、漳州的Pb超標(biāo)，福州Cr超標(biāo)。垃圾滲濾液浸蝕土壤中的重金屬污染程度表現(xiàn)為：Cr＞Zn＞Mn＞Ni＞Pb＞Cd。
(5)福建七個(gè)城市垃圾處理場(chǎng)滲濾液浸蝕土壤的污染評(píng)價(jià)結(jié)果表明：福州、南平、三明、和泉州Zn的單項(xiàng)污染指數(shù)達(dá)重度污染標(biāo)準(zhǔn)，廈門Zn為輕度污染；漳州的Zn和Ni為重度污
染；龍巖的Pb為輕度污染，Zn達(dá)到中度污染。從綜合污染指數(shù)上看，福州、南平、泉州、漳州、三明五個(gè)城市垃圾處理場(chǎng)滲濾液浸蝕土壤的復(fù)合污染均達(dá)到重度污染水平，龍巖和廈
門為輕度污染。
(6)赭石、活性炭、木炭、人造沸石、草木灰、垃圾焚燒灰、爐灰七種物理吸附劑對(duì)不同重金屬的去除研究發(fā)現(xiàn)：七種物理吸附劑對(duì)不同重金屬均有較好的去除效果。在試驗(yàn)的
不同物理吸附劑中，赭石對(duì)重金屬去除效果最好，經(jīng)赭石處理的重金屬廢水均未超出國家地面水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)V類標(biāo)準(zhǔn)，因此赭石非常適合在南方垃圾滲濾液中重金屬污染治理上應(yīng)
用。赭石對(duì)鉛的最佳吸附條件為加入量20g/L、pH為8-8.5和振蕩時(shí)間120min；對(duì)錳的最佳去除條件為加入量40g/L、pH為10-10.5、振蕩時(shí)間120min；對(duì)鎳最佳去除條件為加入量
20g/L、pH為2-2.5、振蕩時(shí)間120min；對(duì)鎘的最佳去除條件為加入量40g/L、pH為10-10.5、振蕩時(shí)間60min；對(duì)鋅去除最佳去除條件為加入量40g/L、pH為10-10.5、振蕩時(shí)間
120min；對(duì)鉻最佳去除條件為加入量20g/L、pH為4-4.5、振蕩時(shí)間120min。木炭、草木灰和爐灰對(duì)Mn的去除效果均比活性炭的去除效果好，可以代替活性炭。垃圾焚燒灰吸附重金屬
后的廢水達(dá)到了污水排放標(biāo)準(zhǔn)，可考慮作為垃圾滲濾液污染治理的吸附劑。
(7)pH對(duì)物理吸附劑吸附重金屬效果有很大影響。爐灰和草木灰對(duì)六種重金屬去除效果影響最大的因素是pH。除活性炭對(duì)Cr和Pb、焚燒灰對(duì)Cr、木炭對(duì)Ni、赭石對(duì)Ni與Cd、沸石
對(duì)Pb、Mn、Cd、Zn的去除效果受吸附劑加入量的影響較大外，其它實(shí)驗(yàn)的去除效果均是pH的影響最大。因此pH是影響重金屬去除效果的主要因素。同時(shí)振蕩時(shí)間對(duì)吸附效果也有顯著
影響，但不是主要影響因素。
(8)四種化學(xué)絮凝劑AL2(SO4)3、ALCL3、FeSO4·7H2O、FeCL3對(duì)模擬垃圾滲濾液的六種重金屬進(jìn)行的絮凝實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：不同化學(xué)絮凝劑對(duì)重金屬均有一定的去除效果，其中FeCl3對(duì)
Pb、Mn、Cd、和Zn的去除率最大，對(duì)Ni和Cr也有較好的去除效果，對(duì)Pb、Mn、Ni、Cd、Zn、Cr的最大去除率分別可達(dá)96.55％、100％、97.77％、100％、98.48％、76.26％，處理后
的廢水達(dá)到污染排放的標(biāo)準(zhǔn)，因此FeCl3在四種絮凝劑中最適合應(yīng)用于廢水重金屬的治理。Al2(SO4)3對(duì)Ni的去除效果最好，適用于Ni含量高廢水的處理；FeSO4對(duì)Cr的去除率最高
，適合用于Cr含量較高廢水的處理。FeCl3對(duì)鉛的去除最好條件為加入量為0.80g/L、pH為11；對(duì)錳去除最好條件為加入量為0.20g/L、pH為11；對(duì)鎳的去除最好條件為加入量為
0.20g/L、pH為11；對(duì)鎘的去除最好條件為加入量為0.20g/L、pH為11；對(duì)鋅的去除最好條件為加入量為0.20g/L、pH為11；對(duì)鉻去除的最好條件為加入量為0.80g/L、pH為9。
(9)水浮蓮、水葫蘆、浮萍3種水生植物吸附垃圾滲濾液中重金屬的研究表明：3種水生植物在垃圾滲濾液中生長(zhǎng)適應(yīng)能力較差，最多能成活72h，72h后基本上枯萎死亡。3種水生
植物對(duì)垃圾滲濾液中重金屬有一定吸附效果，其中水浮蓮的吸附效果最好，對(duì)Ni、Zn、Cr、Cd、Pb、Mn的最高去除率分別可達(dá)50.21％、50.92％、100％、73.27％、89.99％、
88.52％，適合應(yīng)用于垃圾滲濾液中重金屬的治理。但不同重金屬達(dá)最大去除率所需要的時(shí)間各不相同，最佳吸附時(shí)間還需進(jìn)一步的實(shí)驗(yàn)來確定。浮萍對(duì)鉻和鉛的去除率最大，適用
于鉻與鉛含量較大重金屬廢水的處理；水葫蘆對(duì)鋅的去除率最大，適用于鋅含量較大重金屬廢水的處理，水葫蘆對(duì)鉛的富集轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大于1，已具備了鉛超富集植物的部分標(biāo)準(zhǔn)。
6.期刊論文陳楷翰.陳莎莎.林建.陳在城.張奕添.Chen Kaihan.Chen Shasha.Lin Jian.Chen Zaicheng.Zhang Yitian FeS/高嶺土片層
復(fù)合材料的合成及對(duì)重金屬廢水反應(yīng)性能研究-工業(yè)水處理2009,29(4)
采用南方高嶺土(紅壤)為原料合成FeS/高嶺土片層復(fù)合材料,同時(shí)提出懸袋法天然水體污染治理工藝.初步探討該復(fù)合材料在懸袋狀況下對(duì)鉛污染水體的吸附凈化能力,實(shí)驗(yàn)表明
在常溫、中性、吸附時(shí)間60 min、復(fù)合材料投加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2%的條件下,可使被鉛污染的水體中鉛質(zhì)量濃度從20 mg/L下降到0.25 mg/L,低于含鉛廢水工業(yè)排放標(biāo)準(zhǔn).生物試驗(yàn)表明該
復(fù)合材料無毒,可以作為天然水體重金屬污染初步修復(fù)材料而與生物修復(fù)組合使用,以減少生物修復(fù)壓力.
7.學(xué)位論文李雪芳 電分析技術(shù)對(duì)微生物處理重金屬廢水的特性研究 2007
微生物治理重金屬廢水是目前環(huán)境污染治理研究的一個(gè)重要領(lǐng)域。這一領(lǐng)域研究的不斷深入對(duì)分析化學(xué)提出了越來越高的要求。壓電體聲波傳感技術(shù)因具有靈敏度高、響應(yīng)譜廣
、易于實(shí)現(xiàn)數(shù)字化、結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單和成本低廉等獨(dú)特優(yōu)點(diǎn)而廣泛應(yīng)用于分析化學(xué)、生物化學(xué)、環(huán)境監(jiān)測(cè)、生命科學(xué)及分子生物學(xué)等眾多領(lǐng)域。電化學(xué)方法，尤其是溶出伏安法，由于其具
有使用費(fèi)用低，易于操作，選擇性良好、靈敏度高的優(yōu)點(diǎn)，被廣泛用于金屬離子的痕量分析。本文將壓電體聲波傳感技術(shù)及溶出伏安法用于研究重金屬廢水的微生物治理，主要開展
了以下幾方面的工作：
1.率先建立了壓電體聲波阻抗-紫外可見分光光度聯(lián)用新技術(shù)，用于研究銅綠假單胞菌（P. Aeruginosa）還原Cr(VI)的動(dòng)力學(xué)過程。紫外可見分光光度技術(shù)檢測(cè)還原過程中
Cr(VI)濃度的變化，同時(shí)壓電體聲波阻抗技術(shù)檢測(cè)該過程中細(xì)菌生長(zhǎng)下的傳感器響應(yīng)信號(hào)。結(jié)果表明細(xì)菌的生長(zhǎng)對(duì)Cr(VI)的還原有重要的影響?；谶@種聯(lián)用技術(shù)所得結(jié)果，提出了
一個(gè)新的Cr(VI) 還原的動(dòng)力學(xué)模型，通過非線性擬合，獲得了還原過程的動(dòng)力學(xué)參數(shù)。
2.進(jìn)一步研究大腸桿菌與銅綠假單胞菌混合微生物體系中兩種細(xì)菌之間的生長(zhǎng)關(guān)系及其對(duì)Cr(VI)還原的動(dòng)力學(xué)。結(jié)果表明：在混合微生物體系中，銅綠假單胞菌為優(yōu)勢(shì)菌種，其
生長(zhǎng)嚴(yán)重地抑制了大腸桿菌的生長(zhǎng)。同時(shí)對(duì)Cr(VI)的還原過程進(jìn)行非線性擬合，得到了混合微生物體系對(duì)Cr(VI)還原的動(dòng)力學(xué)參數(shù)。
3.使用巰基乙磺酸鈉（MES）修飾金電極結(jié)合溶出伏安法實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)銅綠假單胞菌對(duì)Cu2+的生物吸附過程。用MES修飾金電極，在金電極表面形成了無序的多孔單層膜，這層膜可以
在細(xì)菌存在的情況下選擇性的讓Cu2+通過，從而實(shí)時(shí)、準(zhǔn)確的檢測(cè)菌液中自由Cu2+的濃度。基于電化學(xué)檢測(cè)結(jié)果，研究了吸附的動(dòng)力學(xué)過程和吸附平衡。通過非線性擬合，得到了
Cu2+與銅綠假單胞菌結(jié)合的動(dòng)力學(xué)參數(shù)和最大吸附量。
4.首次利用聚丙烯酰胺與殼聚糖形成的半互穿聚合物網(wǎng)絡(luò)凝膠固定非活性的銅綠假單胞菌，并研究了這種新型的固定化微生物對(duì)Cu2+的吸附特性。該固定化微生物吸附劑表現(xiàn)出
較好的吸附性能，對(duì)Cu2+的吸附很迅速，在40分鐘內(nèi)吸附基本達(dá)到平衡。對(duì)吸附動(dòng)力學(xué)及平衡的研究表明，Cu2+在固定化微生物吸附劑上的吸附過程符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，吸附平
衡符合Langmuir模型。
8.期刊論文藏磊.江元汝.何盈盈.黃永萱硫精礦處理電鍍鉻、鎳廢水 -化學(xué)世界2008,49(8)
天然鐵硫化礦物能夠處理多種重金屬波水[1～5],礦物法處理重金屬廢水是環(huán)境污染治理的第四類方法[6].隨著重金屬污染工業(yè)園區(qū)化建設(shè)進(jìn)程[7],重金屬廢水的綜合處理成為
研究工作的重點(diǎn).
9.學(xué)位論文律文智 采煤塌陷區(qū)水體重金屬去除技術(shù)研究——以唐山市南部塌陷區(qū)為例 2007
目前，水體的重金屬污染以及造成的危害日益受到世界人民的共同關(guān)注，這也成為研究國內(nèi)外水環(huán)境污染治理的難題和焦點(diǎn)。對(duì)于我國這樣一個(gè)煤炭資源豐富的大國，在采煤塌
陷區(qū)進(jìn)行水體重金屬修復(fù)是一項(xiàng)新的課題。
實(shí)驗(yàn)通過實(shí)驗(yàn)室模擬重金屬廢水，用重金屬螯合劑NDTC和農(nóng)作物種苗(玉米、高粱)進(jìn)行去除和吸收，分析討論了NDTC投加量、pH值、沉淀時(shí)間、反應(yīng)溫度對(duì)重金屬去除率的影響
，考察了玉米、高粱分別對(duì)不同重金屬的吸收效應(yīng)，結(jié)果表明：重金屬螯合劑NDTC處理含Cu<'2+>、pb<'2+>、Zn<'2+>、Cd<'2+>10mg/L的100mL，模擬廢水，去除率平均值都達(dá)到了
94??以上，剩余濃度都降低到1 mg/L以下，分別為0.118 mg/L，0.205 mg/L，0.512mg/L和0.404mg/L，Cu和Zn到達(dá)國家排放標(biāo)準(zhǔn)，而Pb和Cd接近國家排放標(biāo)準(zhǔn)。NDTC能夠有效去除廢
水中的重金屬，處理方法簡(jiǎn)單，沉淀穩(wěn)定；玉米、高粱對(duì)同一重金屬表現(xiàn)出不同選擇性和差異性，且玉米、高粱不同部分對(duì)同一重金屬的積累效應(yīng)也不同，表現(xiàn)為：根>莖>葉。
實(shí)驗(yàn)還在唐山市南部采煤塌陷區(qū)現(xiàn)場(chǎng)，利用美人蕉、鳶尾、旱傘草和千屈菜四種濕生植物做浮床種植實(shí)驗(yàn)，去除水中重金屬，選擇蘆葦、荷花和香蒲做挺水種植實(shí)驗(yàn)，去除底泥
中重金屬。通過對(duì)植物體進(jìn)行測(cè)定分析得出：所選植物對(duì)水體中重金屬的去除能力和對(duì)環(huán)境的適應(yīng)能力總體表現(xiàn)為美人蕉、旱傘草大于鳶尾、千屈菜；對(duì)底泥中重金屬的去除是香蒲
優(yōu)于蘆葦、荷花。
實(shí)驗(yàn)結(jié)果還表明，植物吸收的重金屬大都貯存在根系中，只有極少一部分被傳輸轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部分的莖、葉中。
10.期刊論文張建梅.韓志萍.王亞軍重金屬廢水的生物處理技術(shù) -環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備2003,4(4)
介紹了重金屬廢水生物處理技術(shù)的一般原理,主要分析了微生物絮凝法、生物吸附法和植物修復(fù)技術(shù)的研究現(xiàn)狀及應(yīng)用前景.指出了利用生物化學(xué)方法處理重金屬廢水是一種長(zhǎng)期
、高效、經(jīng)濟(jì)、可靠的方法.
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下載時(shí)間：2010年8月30日

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