活性炭濾料3-5mm生產廠家不同制備溫度下污泥生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附特性

　　活性炭濾料3-5mm廠家不同制備溫度下污泥生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附特性。研究背景：鉻(Cr)主要來源于鉻礦開采、皮革鞣制、電鍍等行業，以Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)存在于環境中。Cr(Ⅵ)是世界公認的致癌物質，因具有毒性高、遷移性強、易生物富集等特點而備受關注。生物炭對Cr(Ⅵ)、Zn(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)等重金屬有較好的吸附性能，具備來源廣泛(作物秸稈、木質垃圾、市政污泥等)、性能穩定、制作成本低等顯著特點，在重金屬污染治理中得到了深入研究。

　　近年來，我國污水處理設施不斷完善，預計到2020年污泥年產量將突破6000萬t(含水率80%)，污泥富含大量不穩定有機物、病原體、重金屬等物質，若處理不當將造成嚴重的二次污染。但污泥也是一種潛在資源，將其熱解制備成生物炭能夠實現污泥的減量化、穩定化、無害化，且可回收具有能源價值的生物油、生物氣，同時生物炭可作為吸附劑處理污水中的重金屬。因此，將污泥熱解制備生物炭具備可觀的經濟與環境效益，近年來已成為該領域的研究熱點。大量研究表明，制備溫度會造成生物炭的表面空隙結構、官能團的數量、種類等特性的不同，是影響生物炭對重金屬吸附性能的重要因素之一。但對于城市污泥控制熱解溫度制備生物炭對重金屬Cr(Ⅵ)的吸附特性研究仍較少。本文針對不同熱解溫度制備污泥生物炭對重金屬Cr(Ⅵ)的吸附特性進行系統研究，以污泥為原料，不同溫度梯度熱解制備生物炭，對其性質進行表征分析，在不同pH值、初始Cr(Ⅵ)濃度、吸附時間的條件下，研究熱解溫度對生物炭吸附Cr(Ⅵ)的影響，以期為生物炭對重金屬的吸附特性提供參考。

　　摘 要

　　以城市剩余污泥為原料，于300,400,500,600 ℃溫度條件下制備生物炭，通過單因素靜態吸附實驗探討制備溫度對生物炭吸附Cr(Ⅵ)的影響。結果表明：在500 ℃以內隨著溫度上升制備的生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附量增加，制備溫度高于500 ℃后變化不明顯;掃描電鏡(SEM)、比表面積(BET)、傅里葉紅外光譜(FTIR)表征結果顯示，熱解溫度對生物炭表面形貌和官能團組成有顯著影響;等溫模型及動力學擬合結果表明，生物炭吸附Cr(Ⅵ)為單分子層吸附、物理-化學復合吸附。熱解溫度對污泥制備生物炭吸附Cr(Ⅵ)的性能有顯著影響，最佳制備溫度為500 ℃，在此條件制備的生物炭對Cr(Ⅵ)的理論吸附量可達7.93 mg/g。

　　01

　　結果與討論

　　1.材料的表征

　　1)污泥生物炭的基本性質。

　　生物炭的基本理化性質見表2。結果顯示：隨著制備溫度的升高，生物炭產率下降，pH值增大。這是因為在>300 ℃條件下，熱解過程以解聚、分解、脫氣反應為主，大量揮發性物質排出，隨著熱解溫度增加，反應越徹底，因此產率逐步下降。當制備溫度>400 ℃，產率變化趨勢減緩，變化不大。同時，因為溫度升高，生物炭中的無機離子會結合形成更多的無機碳酸鹽等堿性物質。此外，隨著制備溫度的升高，生物炭的比表面積增大，SB400的BET值相較SB300增加僅為2.7倍，而SB500的BET值相較SB300卻增加了36. 6倍，因為500 ℃時，污泥中的微生物殘體等有機質迅速分解，揮發性物質快速釋放和氣體的產生引起孔道大量生成，使BET值急劇增加。

　　表 2 污泥生物炭的產率和基本性質

　　2)污泥生物炭電鏡掃描(SEM)分析。

　　生物炭的掃描電鏡見圖1。可知：隨著熱解溫度升高，形貌、尺寸越發均勻，孔道結構更加疏松，比表面積增加，有利于Cr(Ⅵ)擴散到內部，增加吸附量。

　　圖1 污泥生物炭的電鏡掃描圖(×1000倍)

　　3)污泥生物炭紅外光譜(FTIR)分析。

　　生物炭的紅外(FTIR)圖譜見圖2。可知：生物炭的制備溫度對表面官能團的種類和數量存在一定影響。①生物炭表面羥基(—OH)吸收峰(3250～3200 cm-1)伸縮振動峰變弱，羥基數量減少，因為溫度升高結合水的脫離和氫鍵結合的羥基逐漸斷裂;②烷烴中的—C—H(甲基—CH3和亞甲基—CH2)吸收峰(2960～2850 cm-1)減弱或消失，說明溫度升高，烷烴基團流失，生物炭芳香性變強;③1650～1580 cm-1為芳烴上CC的伸縮振動峰變弱，1450～1370 cm-1為C—H彎曲振動峰變弱或消失，基團芳香化程度提高，材料更加穩定，增加更多的吸附點位提高吸附性能。

　　圖2 生物炭傅里葉紅外光譜

　　2.pH值對吸附性能的影響

　　溶液pH值影響生物炭的表面性質和吸附質的化學形態，是影響其吸附性能的重要因素之一。圖3為不同pH值下生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附性能。可知：吸附量隨著pH值降低，這與Park等的研究結論一致，低pH時生物炭表面帶正電荷吸附高pH時帶負電荷排斥且OH-和競爭吸附位點，導致吸附能力下降;在pH為4.0～10.0時SB500吸附能力最強，SB300吸附能力最差，可能是因為SB500具有較大比表面積，吸附位點充足，雖然SB600擁有更大的比表面積和空隙率，但熱解溫度越高，表面羥基、羧基等含氧官能團減少，氫鍵斷裂，導致SB600吸附能力減弱。

　　圖3 不同pH值下生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附性能

　　3.吸附等溫模型

　　不同初始濃度條件下生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附量見圖4a。可知：吸附量隨著初始濃度增加而逐漸增加，當初始濃度達到100 mg/L以上，吸附逐漸趨于飽和。對比可知，在實驗初始濃度范圍內，SB500和SB600對Cr(Ⅵ)的吸附量均高于SB300和SB400，說明隨著制備溫度的升高，制得的生物炭對Cr(Ⅵ)吸附能力增強。采用Langmuir和Freundlich方程對實驗結果進行擬合，結果見圖4b、c和表3。無論是哪種生物炭，Langmuir模型相關性系數均高于Freundlich模型，表明Langmuir模型能更好地描述該吸附過程，可推斷此吸附為單分子層吸附。而對比Langmuir模型計算得到的理論吸附量(Qe)可知，SB500具有較高的理論吸附量(7.93 mg/g)，這是因為相較于SB300和SB400，SB500擁有較大比表面積;而與SB600相比，SB500含有更豐富的含氧官能團，可通過氧化還原、絡合作用增加對Cr(Ⅵ)吸附量。由Freundlich模型擬合參數得出，幾種生物炭的1/n值均>0.5，說明污泥生物炭對Cr(Ⅵ)為“優惠型”吸附。

　　圖4 等溫曲線和擬合結果

 

　　表 3 等溫擬合參數對比

　　4.吸附動力學實驗

　　吸附速率實驗及吸附動力學擬合結果如圖5所示。可知：污泥生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附量均為初期迅速增加，隨后緩慢增加，最后達到動態平衡。SB500、SB600達到動態平衡時間更長。這是因為2種生物炭具有更為發達的孔道結構，孔內擴散時間較長。同時對比幾種生物炭的最終吸附量，能看出500 ℃制備的污泥生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附量最高，這與等溫模型的結論一致。

　　圖5 動力學、顆粒內擴散模型擬合結果對比

       準一階、二階動力學和顆粒內擴散模型擬合實驗參數見表4。準二階動力學模型擬合結果更好(R2>0.994)，其理論最大吸附量Qe(3.90, 4.22, 6.72, 6.48 mg/g)更接近實際吸附量(3.77, 4.21, 6.61, 6.24 mg/g)，說明此吸附過程受化學吸附的影響。顆粒內擴散模型表明生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附過程并非受顆粒內擴散唯一控制，還受其他步驟共同影響。K1>K2，表明此吸附過程主要為表面單層吸附。

　　表4 動力學、顆粒內擴散模型模型參數對比

　　02

　　結 論

　　1)在制備溫度為300～500 ℃內生物炭的Cr(Ⅵ)吸附能力隨著熱解溫度升高顯著增強;但繼續升高制備溫度，500～600 ℃內變化不明顯，500 ℃是制備污泥生物炭的最佳溫度。

　　2)Langmuir等溫模型和準二級動力學模型能夠更好地描述生物炭對Cr(Ⅵ)的吸附過程，均為“優惠型”吸附。

　　3)表征結果表明：隨著熱解溫度的升高，生物炭的BET增大，表面異構化程度增強，含氧團能團減少，芳香化增強。這些變化是生物炭吸附Cr(Ⅵ)差異的主要原因。

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