四種吸附劑材料對鎘去除及硬水軟化的研究

彭琴, 石光友, 楊艷, 王彤彤, 楊和山, 范劍平, 謝志剛,*

四種吸附劑材料對鎘去除及硬水軟化的研究

彭琴1, 石光友1, 楊艷1, 王彤彤2,3, 楊和山1, 范劍平1, 謝志剛1,*

1. 環(huán)境材料與修復技術重慶市重點實驗室, 重慶文理學院化學與環(huán)境工程學院, 永川 402160 2. 長江水利委員會長江科學院重慶分院, 重慶 400026 3. 西北農林科技大學資源環(huán)境學院, 楊凌 712100

以核桃殼和杏仁殼為原料, 經高溫熱解成生物炭再利用酸、堿修飾對其進行改性制備成吸附劑材料, 同時以礦物吸附劑(蛭石)和竹炭作為對比材料, 比較了四種改性吸附劑對鎘(Cd), 以及對硬水中鈣(Ca2+)、鎂(Mg2+)的吸附性能, 考察了吸附劑投加量對Cd去除和硬水軟化處理效果的影響, 初步探討了吸附機制。結果表明: 果殼生物炭經酸堿改性后吸附能力顯著提升。竹炭和杏仁殼炭對Cd的吸附效果相當(去除率分別為99.2%, 99.1%), 核桃殼炭次之(93.8%), 蛭石對Cd的去除受Cd濃度影響較大, 而杏仁殼可以凈化不同程度Cd污染廢水。核桃殼和杏仁殼炭對Ca2+和Mg2+的吸附能力強, 二者在最小投加量(1 g)時即可將水的硬度降至飲用水標準值(450 mg·L?1, 以CaCO3計)以下, 對Ca2+、Mg2+的去除率最高可達83.6%, 而竹炭和蛭石對硬水基本沒有軟化效果。因此, 改性果殼生物炭可用于低濃度污染飲用水深度凈化處理, 在實際工藝設計時應根據參考水質標準特別考慮生物炭吸附劑的使用量。

鎘; 硬水軟化; 生物炭; 改性; 吸附

0 前言

水是綠色生態(tài)發(fā)展的重要自然資源, 而重金屬在水體中不能降解, 是有毒有害的污染物。國際癌癥研究署(IARC)把鎘(Cd)歸為第一類人類致癌物, 低劑量Cd環(huán)境暴露即可引起腎功能損傷、骨密度降低、鈣排泄增加及生殖毒性[1]。全世界Cd的產量已達約一億噸, 排放量達一千多萬噸, 環(huán)境Cd污染及其引起的疾病不時可見報道[2]。近年來亞洲地區(qū)水田重金屬Cd污染面積不斷擴大[3], 2012年廣西龍江河段Cd濃度超標最高約達80倍[4]。目前已有的降低水溶液中Cd2+的方法有化學沉淀法、氧化法、電解法、膜分離法和吸附法[5-6]。其中, 吸附法是凈水技術常用的處理方式, 采用吸附法來實現對Cd的去除較為理想[7-8]。鈣鎂磷肥用于農業(yè)改土和Cd污染土壤修復長期會造成地下水礦化度高、硬度大, 同時伴有重金屬微污染風險, 最終導致飲用水質量不達標, 威脅人類生命健康[9-11]。水的總硬度超標是造成地下水水質不達標的主要原因之一, 我國《生活飲用水衛(wèi)生標準》(GB5749—2006)規(guī)定總硬度應不超過450mg·L?1(以CaCO3計), 以100—250 mg·L?1為宜。飲用高硬度水易使人患暫時性胃腸不適、腹脹、瀉肚、排氣多, 甚至引起腎結石等疾病[12]。用硬水燒開水易使水壺結垢, 浪費燃料1/3以上, 水硬度過高還會影響工業(yè)的生產[13]。已有的硬水軟化方法有藥劑軟化法、加熱法、膜分離法、陽離子交換法[14-15]。藥劑軟化法處理硬水, 出水水質不好, 而且產生大量化學廢棄物, 容易引發(fā)二次環(huán)境污染; 加熱法只是對暫時性硬水有一定的軟化作用, 所以對降低Ca2+, Mg2+等離子的效果不佳; 膜分離法軟化硬水則需要較先進的膜分離技術和設備, 成本太高[16]。陽離子交換法雖然解決了降低Ca2+, Mg2+等離子帶來的問題, 但是處理后的水中Na+離子濃度升高, 特別不適合患高血壓病的人群飲用[17]。因此, 可以考慮用吸附方法去除飲用水中過多的Ca2+、Mg2+, 達到硬水軟化的目的。用吸附法可以同步去除重金屬和鈣鎂離子, 實現微污染水源的高效深度凈化。

生物炭(Biochar)是指生物質在限氧或絕氧條件下, 經過加熱慢速熱解(≤ 700℃)制得的比表面積大、芳香化程度高、穩(wěn)定的富碳顆粒[18]。生物炭作為農林廢棄物資源化利用的環(huán)境友好型材料, 來源廣、成本低、易于生產, 作為碳基吸附劑在環(huán)境污染修復技術應用中潛力巨大[19-20]。為了提高生物炭的吸附性能, 往往要對其進行改性, 利用酸堿改性生物炭可以增加表面含氧官能團的種類和數量, 并且生物炭表面的酸堿性對吸附重金屬影響甚大, 重金屬通過與生物炭表面的官能團結合形成金屬配合物或者通過靜電作用吸附固定, 從而降低目標金屬離子的濃度[21]。趙潔等[22]發(fā)現硝酸改性的松木屑生物炭對Cr(VI)的吸附量顯著提升74.1%, 但是堿的改性效果不理想。果殼類生物質結構致密且含較多固定碳, 是制備生物炭的優(yōu)良原料, 經酸堿改性后結構和性能優(yōu)化, 可用于處理重金屬污染水體。蛭石是一種重要的粘土礦物, 具有吸附金屬陽離子及有機分子基團的性能, 在工業(yè)上可用來處理被重金屬污染的水體, 竹炭也是一種受歡迎的市售吸附劑材料。本研究選擇高溫無氧干餾法制成的竹炭和礦物吸附材料蛭石作為對比材料, 以核桃殼和杏仁殼為原料燒制成生物炭后再改性制成吸附劑, 探究不同投加量對高低濃度污染水中Cd的去除效果以及硬水軟化效果, 旨在為重金屬污染飲用水的深度處理提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

杏仁殼(L.)和核桃殼(L.)均取自陜西楊凌, 經自來水和蒸餾水沖洗三遍去除表面雜質, 晾干后作為生物炭制備的原材料。用市售蛭石(楊凌當地化玻站)和竹炭作為對比材料, 蛭石采用育苗基質金黃膨脹蛭石, 粒徑為0.5—1 mm, 主要成分含SiO2含量37%—42%, MgO 含量11%—23%, Al2O3含量9%—17%, Fe2O3含量3.5%—15%, CaO含量1%—11%。竹炭由生長5年以上毛竹()高溫無氧燒制而成, 固定碳含量85%, 灰分含量4%, 揮發(fā)分6%。蛭石和竹炭作為對比材料。

1.2 炭化

取適量粉碎后的核桃殼和杏仁殼置于坩堝中, 壓實加蓋, 放置于馬弗爐內, 調溫至300 ℃低溫慢速熱解3 h后再冷卻至室溫后取出。用鐵錘敲碎燒制好的核桃殼和杏仁殼炭過18目篩備用, 作為原炭。

1.3 改性活化

將1.2炭化燒制的核桃殼生物炭放入25％ KOH溶液中連續(xù)攪拌1 h后過濾, 用蒸餾水反復洗滌核桃殼生物炭至濾液呈中性, 將堿液改性后的核桃殼生物炭置于105 ℃烘箱內烘干至恒重, 冷卻后裝入樣品袋備用。

取過篩后的杏仁殼生物炭顆粒放入2 L燒杯中, 加入7 mol·L?1的HNO3溶液, 連續(xù)攪拌1 h, 過濾, 用蒸餾水多次沖洗直至洗液近中性。將杏殼生物炭置于105 ℃烘箱中烘干至恒重, 裝入樣品袋密封保存。

將竹炭用鐵錘敲碎, 過18目篩, 按固液比1:10置于大燒杯中加入蒸餾水在SX2-4-10型箱式電阻爐煮沸30 min, 洗滌數次之后放入烘箱中用105 ℃溫度烘干, 冷卻, 保存至密封袋。

取適量蛭石用50％乙醇溶液浸泡, 先攪拌10 min,放置1h, 如此重復3次。將蛭石過濾, 用蒸餾水沖洗干凈, 將洗凈的蛭石置于干燥箱中烘干, 取出后用0.5 mol·L?1NaCl溶液浸泡, 攪拌10 min后放置30 min, 如此重復4次。將蛭石過濾, 用蒸餾水沖洗干凈, 在烘箱中烘干至恒重, 裝袋密封。

1.4 Cd吸附效果實驗

用CdCl2·H2O和蒸餾水配置成含Cd質量濃度為5.7884 mg·L?1的高Cd溶液和0.2000 mg·L?1的低Cd溶液。

準確量取100 mL配置好的高Cd水于250 mL錐形瓶中, 分別加入經改性過的4種吸附劑, 每種吸附劑用量梯度均為0 g, 1 g, 2 g, 3 g, 4 g, 5 g, 低Cd溶液相同處理。調節(jié)被吸附溶液pH值為中性, 放入25 ℃恒溫振蕩器中連續(xù)振蕩2 h, 每個處理3次重復。經振蕩吸附后的混合溶液, 過濾, 取濾液用石墨爐原子吸收分光光度計測定。

1.5 硬水軟化效果實驗

取用一定量CaCl2和MgCl2·6H2O合并溶解于4000 mL蒸餾水中, 用EDTA滴定得水硬度為636 mg·L?1(以CaCO3計)。吸附實驗設計同1.4, 吸附后溶液剩余Ca, Mg含量用EDTA滴定法測定。

1.6 數據分析與處理

吸附量的計算方法如下:

式中,e為吸附劑對金屬離子的吸附量, mg·g?1;0為吸附前溶液中金屬離子的起始濃度, mg·L?1;e為吸附后溶液中金屬離子的剩余濃度, mg·L?1;為吸附實驗中所加溶液的體積, L;為投加的吸附劑量, g。

采用SPSS 20.0統(tǒng)計軟件進行不同投加量處理間單因素方差分析, 用Duncan法進行多重比較, 對吸附量與投加量之間進行相關性分析。

2 結果與分析

2.1 四種吸附劑對Cd的吸附量

隨著吸附劑投加量增加, 四種吸附劑材料對高鎘和低鎘溶液中鎘的吸附量均呈下降趨勢(表1)。在高Cd溶液中, 2—5 g投加量的吸附劑對Cd的吸附較1 g用量分別下降1.80—4.29倍(蛭石), 1.85—4.57倍(竹炭), 1.98—4.80倍(核桃殼), 2.00—4.95倍(杏仁殼); 而低Cd溶液中, 高投加量吸附劑對Cd的吸附量較0.2 g用量分別下降1.98—4.68倍(蛭石), 1.96—4.74倍(竹炭), 1.93—4.83倍(核桃殼), 1.98—4.37倍(杏仁殼)。說明當吸附劑材料使用量分別為1 g(高Cd), 0.2 g(低Cd)時, 吸附劑的利用率最高。對比四種吸附劑材料, 可以發(fā)現當Cd濃度較高時, 生物炭對Cd的吸附量比蛭石高4.7%—28.7%, 并且投加量越小越明顯。然而, 當Cd濃度較低時, 本研究選擇的四種吸附劑材料的吸附量相差不大。

表2給出了各吸附劑材料對Cd的去除率, 四種吸附劑對兩種Cd溶液中Cd離子的去除效率均隨著投加量增加而增加(表2)。值得一提的是, 蛭石的去除效果與水溶液中Cd的濃度有關, 高濃度時對Cd的去除率明顯比生物炭低4.7%—29.5%, 而在低濃度時可以達到與生物炭相當的效果。此外, 等投加量的核桃殼和杏仁殼生物炭與竹炭相比, 對Cd的去除率基本沒有差別, 尤以杏仁殼明顯。

表1 不同吸附劑對溶液中Cd的吸附量q

表2 不同投加量吸附劑對溶液中Cd的去除率

2.2 四種吸附劑對硬水的軟化

四種吸附劑材料對硬水中Ca2+, Mg2+的吸附量與投加量關系不同, 隨著蛭石投加量增大吸附量呈現先升后降的趨勢, 而其余三種生物質炭材料對Ca2+, Mg2+的吸附量隨吸附劑量增大而逐漸下降(表3)。同等投加量核桃殼生物炭對Ca2+, Mg2+的吸附量分別比蛭石和竹炭高4.0—15.1倍, 4.3—7.4倍, 比杏仁殼生物炭高29.4%—53.9%。

與吸附量不同, 溶液中Ca2+, Mg2+的去除率均隨投加量逐漸上升, 在投加量 ≥4 g時, 基本保持平穩(wěn)(表4)。核桃殼和杏仁殼生物炭對硬水的軟化處理效果好, 尤以核桃殼突出, 去除率最高達83.8%, 比蛭石和竹炭分別高4.08倍, 4.30倍, 比杏仁殼高29.3%。

表3 不同吸附劑對溶液中Ca2+, Mg2+的吸附量q

2.3 吸附后溶液中剩余吸附質含量

吸附后溶液中Cd剩余量隨著投加量均有顯著下降(圖1, 圖2)。蛭石和核桃殼生物炭吸附高Cd溶液后剩余Cd含量隨著投加量增加顯著下降, 竹炭和杏仁殼生物炭當投加量大于2 g后基本趨于平穩(wěn), 與此時竹炭和杏仁殼炭對Cd的吸附已經達到99%左右, 剩余Cd濃度保持在0.20 mg·L?1以下, 基本達到吸附平衡(圖1)。進一步按照低Cd的處理方式加入1g生物炭進行再吸附, 可使得Cd濃度降至近0.01 mg·L?1(圖2)。

核桃殼和杏仁殼生物炭為1 g投加量時, 水溶液硬度低于我國現行水質標準(≤ 450 mg·L–1), 而礦物類的蛭石吸附劑和竹炭始終沒有將高硬度水軟化至標準(圖2)。隨著投加量增大, 蛭石和竹炭對硬水的軟化效果變化不明顯, 而核桃殼和杏仁殼生物炭對水中Ca2+, Mg2+離子的吸附顯著增大, 當投加量達到4 g后再增加生物炭用量去除率變化不明顯(表4), 硬水軟化處理效果基本保持穩(wěn)定(圖2)。

表4 不同吸附劑對溶液中Ca2+, Mg2+的去除率

Figure 1 Residual Cd concentration after adsorption by adsorbent with different dosages in high- (a) and low-Cd (b) contaminated solution

2.4 吸附劑投加量與吸附前后Cd和硬度改變量的相關性分析

投加量與吸附前后溶液Cd濃度和硬度改變量相關性分析表明, Cd濃度改變量與四種吸附劑材料均有顯著正相關關系(< 0.05)(表5)。對高濃度Cd溶液, 核桃殼和杏仁殼生物炭投加量與Cd去除量相關性強(< 0.01), 而對于低濃度Cd溶液, 則為竹炭和杏仁殼生物炭有最佳的正相關關系。綜合來看, 高低Cd污染水均與杏仁殼生物炭投加量有最高的相關系數。除了蛭石投加量與硬水軟化效果相關性不顯著以外, 其余三種生物炭均表現有顯著相關性(< 0.01), 其中杏仁殼生物炭投加量與硬水軟化關系最明顯。因此, 杏仁殼適合于微污染Cd廢水的凈化, 是一種很有前景的生物碳基功能材料。

圖2 不同投加量吸附劑吸附后水的硬度

Figure 2 Water hardness after adsorption by adsorbent with different dosages

表5 不同吸附劑投加量與Cd、硬度改變量的相關分析1)

注:= 15, * 表示在5%水平顯著(< 0.05)** 表示在1% 水平顯著(< 0.01)。

3 討論

本研究分別對制備的核桃殼生物炭、杏仁殼生物炭、竹炭、蛭石進行了KOH堿改性活化, HNO3酸改性活化, 物理洗滌活化和乙醇-鹽法活化, 這些活化過程在不同程度上增加了吸附劑表面的孔隙和比表面積, 尤其是酸堿活化過程, 會腐蝕生物炭表面, 發(fā)生造孔現象使生物炭能提供更多的吸附點位, 這與Wang等[7]的報道相互印證。我們發(fā)現杏仁殼生物炭和竹炭對重金屬的去除率高達99%, 明顯高于其他礦物或合成材料。相關研究表明中性條件下珍珠巖對Cd的去除率僅有55%[23], 交聯(lián)殼聚糖/聚乙烯醇混合玻璃粉對廢水中Cd(pH 6.0)的吸附效率最大為73.8%[24]。本研究的蛭石吸附劑僅對低濃度Cd溶液有較好的去除效果, 當Cd濃度升高時, 其吸附能力遠不如生物炭。類似地, Park等[8]研究發(fā)現芝麻秸稈來源的生物炭對Cd的吸附效率達到94.0%。Wang等[7]的研究發(fā)現, 用KMnO4改性的核桃木生物炭對Cd去除率最高達95.9%。酸改性生物炭表面酚羥基、羰基、羧基等含氧官能團的增加為吸附劑表面提供了更多的吸附點位, 有利于化學吸附機理進行[25]。因此, 改性后的果殼類炭吸附過程存在多種吸附機理協(xié)同作用, 大大增強了吸附能力。本研究還發(fā)現高Cd和低Cd溶液中均是最低投加量的吸附劑對Cd的去除率最高, 這與本研究處理溶液為微量污染有關, 很有可能還沒有達到吸附劑的理論最大吸附量。

生物炭表面帶有大量負電荷, 重金屬離子會以靜電吸引的方式被吸附于生物炭表面[18]。核桃殼生物炭對硬水軟化處理效果最佳可能與其改性活化方法密切相關, KOH處理的生物炭可以增加生物炭表面游離碳、含氧群和負電荷量, 以靜電作用和螯合金屬離子的形式固定Ca2+, Mg2+[26], 增加核桃殼生物炭的吸附能力, 降低飲用水硬度。殼聚糖同樣通過化學反應螯合作用去除飲用水硬度, 但其對鈣鎂離子的去除率僅有60%左右[27]。這充分說明果殼生物炭作為硬水軟化的吸附劑材料更具有實用價值。工業(yè)生產飲料用水硬度一般不得超過100 mg·L?1, 且世界衛(wèi)生組織推薦的生活用水硬度不超過100 mg·L?1[27]。在實際應用中, 可以考慮用果殼生物炭進行二級或多級吸附處理工藝, 以達到深度凈化的目的。

研究發(fā)現生物炭表面富含各種官能團, 能促使重金屬離子以離子/配體交換, 或金屬離子與生物炭上的官能團相互作用生成沉淀或絡合物等化學吸附過程[21-22]。王彤彤等[20]關于木材類生物炭的研究發(fā)現生物炭表面與銅離子直接發(fā)生了配體(酚羥基)/離子(H+)交換和陽離子-π鍵等化學作用, 筆者關于果殼類生物炭的表征也發(fā)現大量相同的官能團。本研究中改性杏仁殼和核桃殼生物炭對Cd和硬水中的Ca2+、Mg2+等重金屬陽離子吸附量較大, 硬水軟化效果好, 可以初步推斷出該過程的吸附機制也存在化學吸附, 具體的化學吸附作用機制有待未來更深入的研究。姚詠歌等[28]報道天然蛭石中富含Mg2+和鐵離子(Fe2+、Fe3+), 有較強的陽離子交換能力, 因此也屬于化學吸附; 但是蛭石硬水軟化效果較差的原因也可能是由于蛭石自身含有大量的Mg2+占據吸附點位, 對Mg2+吸附量較小, 加之也可能發(fā)生Mg2+的解吸現象, 吸附能力較差。綜上, 本研究中生物炭與污染水溶液的固液比偏高, 后期研究應該考慮固液比較小時生物炭的吸附效果, 探討不同吸附劑材料對重金屬的吸附機制, 對于推導和制定新型環(huán)保吸附材料的合成路線具有重要意義。

4 結論

(1)果殼生物炭經酸堿改性后可高效去除微量污染水中的Cd, 并且低投加量即可將硬水軟化處理, 可作為水資源深度凈化處理劑, 是固體廢棄物資源化利用的有效途徑。

(2)相關分析表明生物炭的投加量與微量Cd污染和硬度超標水中污染元素的去除呈顯著正相關關系。

[1] SATARUG S, BAKER J R, URBENJAPOL S, et al. A global perspective on cadmium pollution and toxicity in non-occupationally exposed population[J]. Toxicology Letters, 2003, 137(1/2): 65.

[2] SEZGIN N, OZCAN H K, DEMIR G, et al. Determination of heavy metal concentrations in street dusts in Istanbul E-5 highway[J]. Environment international, 2004, 29(7): 979– 985.

[3] 文炯, 李祖勝, 許望龍,等. 生石灰和鈣鎂磷肥對晚稻生長及稻米鎘含量的影響[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 2019, 291(11): 64–70.

[4] 劉搖, 群搖芳. 從Cd污染析環(huán)境安全保護管理策略[J]. 南華大學學報(社會科學版), 2013, 14(3): 65–67.

[5] MOHAN D, SINGH K P. Single- and multi-component adsorption of cadmium and zinc using activated carbon derived from bagasse--an agricultural waste[J]. Water Research, 2002, 36(9): 2304–2318.

[6] MEUNIER N, DROGUI P, MONTANé C, et al. Comparison between electrocoagulation and chemical precipitation for metals removal from acidic soil leachate[J]. Journal of hazardous materials, 2006, 137(1): 581–590.

[7] WANG Hongyu, GAO Bin, WANG Shenseng, et al. Removal of Pb (II), Cu (II), and Cd (II) from aqueous solutions by biochar derived from KMnO4treated hickory wood[J]. Bioresource technology, 2015, 197: 356–362.

[8] PARK J H, OK Y S, KIM S H, et al. Competitive adsorption of heavy metals onto sesame straw biochar in aqueous solutions.[J]. Chemosphere, 2016, 142: 77–83.

[9] 何贏, 杜平, 石靜, 等. 土壤重金屬鈍化效果評估——基于大田試驗的研究[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 2020(8): 1734–1740.

[10] 黃慶, 張建文, 黃連喜, 等. 生物炭+堿渣鈣鎂肥對鎘污染土壤、花生產量和品質的影響[J]. 廣東農業(yè)科學, 2019, 46(10): 48–55.

[11] 李梅, 嚴銳釗, 洪家興, 等. PRB技術同步去除地下水中硝酸鹽和鎘[J]. 環(huán)境工程學報, 2019, 13(04): 144–151.

[12] SENGUPTA P. Potential health impacts of hard water[J]. International journal of preventive medicine, 2013, 4(8): 866.

[13] YANG Yong, KIM H, STARIKOVSKIY A, et al. Application of pulsed spark discharge for calcium carbonate precipitation in hard water[J]. Water research, 2010, 44(12): 3659–3668.

[14] BARUAH U, KONWAR A, CHOWDHURY D. A sulphonated carbon dot-chitosan hybrid hydrogel nanocom-posite as an efficient ion-exchange film for Ca2+and Mg2+removal[J]. Nanoscale, 2016, 8(16): 8542.

[15] SEO S J, JEON H, LEE J K, et al. Investigation on removal of hardness ions by capacitive deionization (CDI) for water softening applications[J]. Water Research, 2010, 44(7): 2267.

[16] LI J, KONER S, GERMAN M, et al. Aluminum-cycle ion exchange process for hardness removal: a new approach for sustainable softening[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(21): 11943.

[17] KANNAN D, MANI N. Removal of hardness (Ca2+, Mg2+) and alkalinity from ground water by low cost adsorbent usingwood[J]. International Journal of Chemical & Pharmaceutical Analysis, 2014, 1(4): 208– 212.

[18] INYANG M I, GAO Bin, YAO Ying, et al. A review of biochar as a low-cost adsorbent for aqueous heavy metal removal[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2016, 46(4): 406–433.

[19] LIU Wujun, JIANG Hong, YU Hanqing. Development of biochar- based functional materials: toward a sustainable platform carbon material[J]. Chemical Reviews, 2015, 115(22): 12251–12285.

[20] 王彤彤, 馬江波, 曲東, 等. 兩種木材生物炭對銅離子的吸附特性及其機制[J]. 環(huán)境科學, 2017, 38(5): 2161–2171.

[21] 李蕊寧, 王兆煒, 郭家磊, 等. 酸堿改性生物炭對水中磺胺噻唑的吸附性能研究[J]. 環(huán)境科學學報, 2017, 37(11): 4119–4128.

[22] 趙潔, 賀宇宏, 張曉明,等. 酸堿改性對生物炭吸附Cr(Ⅵ)性能的影響[J]. 環(huán)境工程, 2020(6): 28–34.

[23] MATHIALAGAN T, VIRARAGHAVAN T. Adsorption of cadmium from aqueous solutions by perlite[J]. Journal of Hazardous Materials, 2002, 94(3): 291–303.

[24] KUMAR M, TRIPATHI B P, SHAHI V K. Crosslinked chitosan/polyvinyl alcohol blend beads for removal and recovery of Cd (II) from wastewater[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 172(2-3): 1041–1048.

[25] GONZáLEZ P G, PLIEGO-CUERVO Y B. Adsorption of Cd (II), Hg (II) and Zn (II) from aqueous solution using mesoporous activated carbon produced fromstriata[J]. Chemical Engineering Research and Design, 2014, 92(11): 2715–2724.

[26] WANG Shengsen, GAO Bin, ZIMMERMAN A R, et al. Removal of arsenic by magnetic biochar prepared from pinewood and natural hematite[J]. Bioresource Technology, 2015, 175: 391–395.

[27] 葉盛權, 吳暉, 賴富饒, 等. 亮聚糖軟化硬水的研究[J]. 食品工業(yè)科技, 2009, (7): 74–76.

[28] 姚詠歌, 李蕓, 彭婧, 等. 天然沸石和蛭石的離子吸附性能研究[J]. 中南林業(yè)科技大學學報, 2012, 32(12): 83–87.

Study on effect of four adsorbents on removal of cadmium and hard water softening

PENG Qin1, SHI Guangyou1, YANG Yan1, WANG Tongtong2, 3, YANG Heshan1, FAN Jianping1, XIE Zhigang1, *

1. Chongqing Key Laboratory of Environmental Materials & Remediation Technologies, Chongqing University of Arts and Sciences, Yongchuan 402160, China 2. Changjiang River Scientific Research Institute of Changjiang Water Resources Commission, Chongqing Branch, Chongqing 400026, China 3. College of Resources and Environment, Northwest A&F University, Yangling 712100, China

In this study, walnut shell and almond shell were pyrolyzed into biochar and modified with acid or alkali to prepare adsorbent materials. At the same time, mineral adsorbent (vermiculite) and bamboo charcoal were used as comparative materials. The adsorption performance of four modified adsorbents on cadmium (Cd), calcium (Ca2+) and magnesium (Mg2+) in hard water was compared. The effect of adsorbent dosage on Cd removal and hard water softening was investigated, and the adsorption mechanism was discussed. The results showed that the adsorption capacity of the nutshell biochar modified by acid or alkali was significantly improved. The adsorption effect of bamboo charcoal and almond shell charcoal on Cd was comparable (removal rates of 99.2% and 99.1% respectively), followed by walnut shell charcoal (93.8%). The removal of Cd by vermiculite was greatly affected by the Cd concentration, while almond shell could purify wastewater polluted by Cd in different degrees. Walnut shell and almond shell charcoal had strong adsorption capacity for Ca2+and Mg2+. Both of them reduced the hardness of water to the drinking water standard value (450 mg·L?1, calculated as CaCO3) at the minimum dosage (1 g), and the removal rate of Ca2+and Mg2+reached up to 83.6%, while bamboo charcoal and vermiculite had no softening effect on hard water basically. Therefore, the modified nutshell biochar can be used for the deep purification of low-concentration polluted drinking water. In the actual process design, the amount of biochar adsorbent should be specially considered according to the reference water quality standard.

cadmium; water softening; biochar; modification; adsorption

10.14108/j.cnki.1008-8873.2022.06.003

X703

A

1008-8873(2022)06-019-07

2020-09-01;

2020-11-23

重慶市科技局項目資助(cstc2019jcyj-msxmX0389, cstc2019jscx-msxmX0308); 重慶市永川區(qū)自然科學基金項目(Ycstc, 2018nb0301); 環(huán)境材料與修復技術重慶市重點實驗室開放課題項目資助(CEK1706; CEK1805); 中央級公益性科研院所基本科研業(yè)務費資助(CKSF2017018/CQ)

彭琴(1992—), 女, 四川南充市人, 碩士, 實驗師, 主要從事環(huán)境化學研究, E-mail: pengqin2016@126.com

通信作者:謝志剛, 男, 博士, 教授, 主要從事水環(huán)境污染治理研究, E-mail: Xinghu2200@163.com

彭琴, 石光友, 楊艷, 等. 四種吸附劑材料對鎘去除及硬水軟化的研究[J]. 生態(tài)科學, 2022, 41(6): 19–25.

PENG Qin, SHI Guangyou, YANG Yan, et al. Study on effect of four adsorbents on removal of cadmium and hard water softening[J]. Ecological Science, 2022, 41(6): 19–25.