趙佐平,段 敏,劉智峰,湯 波,同延安

(1.陜西理工大學(xué)化學(xué)與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,陜西 漢中 723001;2.陜南秦巴山區(qū)生物資源綜合開發(fā)協(xié)同創(chuàng)新中心,陜西 漢中 723001;3.西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,陜西 楊凌 712100)

殼聚糖活性污泥復(fù)合吸附劑處理鉛、鎘廢水研究

趙佐平1,2,段 敏1,2,劉智峰1,2,湯 波1,2,同延安3①

(1.陜西理工大學(xué)化學(xué)與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,陜西 漢中 723001;2.陜南秦巴山區(qū)生物資源綜合開發(fā)協(xié)同創(chuàng)新中心,陜西 漢中 723001;3.西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,陜西 楊凌 712100)

研究了殼聚糖活性污泥復(fù)合吸附劑(SCTS)對廢水中Pb2+和Cd2+的吸附性能,通過單因素試驗分析了溫度、SCTS投加量、pH值、攪拌轉(zhuǎn)速和重金屬離子濃度對SCTS吸附性能的影響,正交試驗確定了影響因素的主次順序及最優(yōu)組合水平。結(jié)果表明:影響 SCTS 吸附廢水中Pb2+的因素從大到小依次為 pH值、SCTS投加量、Pb2+初始濃度和攪拌轉(zhuǎn)速,吸附 Pb2+的最優(yōu)組合為 pH值=2、SCTS 投加量為10 g·L-1、ρ(Pb2+)初始值為50 mg·L-1、攪拌轉(zhuǎn)速130 r·min-1,Pb2+去除率達(dá)95.76%。影響 SCTS 吸附廢水中Cd2+的因素作用力大小依次為pH值、Cd2+初始濃度、轉(zhuǎn)速和SCTS投加量,吸附Cd2+的最優(yōu)組合為 pH值2、SCTS 投加量2.5 g·L-1、ρ(Cd2+)初始值60 mg·L-1、轉(zhuǎn)速130 r·min-1,此時Cd2+的去除率為96.08%。

殼聚糖;復(fù)合吸附劑;鎘;鉛;廢水;吸附

由于鉛和鎘被廣泛應(yīng)用于電鍍等領(lǐng)域,已成為污水中的重要污染物,對人體健康和生態(tài)環(huán)境構(gòu)成了嚴(yán)重威脅[1]。鉛在自然界中難以轉(zhuǎn)化,易在土壤及動植物體內(nèi)累積,致人體急性或慢性中毒[2];鎘能夠牢固地累積在生物體內(nèi),導(dǎo)致腎功能衰竭、骨傷害、癌癥和高血壓等疾病的產(chǎn)生[3]。

目前,對含鉛和鎘廢水的處理方法主要有:電解法、化學(xué)沉淀法、活性炭吸附法、離子交換法、生物吸附法、反滲透法、電滲析法等[3],但均具有處理量小、選擇性差、易造成二次污染等缺點[4]。目前在剩余污泥資源化方面的研究報道較多[5]。王士龍等[6]研究表明,在廢水pH值為4～9、ρ(Pb2+)≤100 mg·L-1時,投加活性污泥進(jìn)行處理,Pb2+去除率達(dá)99%以上。彭立鳳[7]研究發(fā)現(xiàn),ρ(Cd2+)為20～40 mg·L-1時,在電解液中采用脫乙酰度為66%的殼聚糖,去除率達(dá)99.9%。敖曉奎等[8]研究表明,在活性污泥微生物細(xì)胞的表面含有大量羥基、羧基等基團(tuán),它們對重金屬離子形成絡(luò)合物有著非常重要的作用。由此可見,污泥對去除鉛和鎘有很好的效果,是一個具有可行性和發(fā)展前景的研究方向。

殼聚糖是甲殼素在脫乙酰化反應(yīng)下得到的一種天然高分子有機物[9-10]。甲殼類動物的外殼和很多植物的細(xì)胞壁內(nèi)都含有甲殼素,因而資源比較豐富,屬于廉價易得的材料[11]。殼聚糖具有耐堿、耐腐蝕、無毒、無味以及對環(huán)境友好等特點[12],在其分子內(nèi)含有大量氨基、羥基和氫鍵等[13],易與重金屬離子形成比較穩(wěn)定的螯合物[14],從而達(dá)到去除重金屬離子的目的。使用殼聚糖處理重金屬離子副作用較小且處理效果較好,故殼聚糖可以作為包埋固定活性污泥的載體以達(dá)到提高污泥細(xì)胞吸附重金屬離子能力的目的[15]。筆者采用殼聚糖活性污泥復(fù)合吸附劑(SCTS)為載體,探尋其對廢水中Pb2+和Cd2+的吸附性能,以期為城市污水廠剩余污泥的資源化利用和工業(yè)廢水的處理提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 主要試劑

殼聚糖(上海藍(lán)季生物,RT)、活性污泥(取自陜西省漢中市污水處理廠)、冰乙酸(CH3COOH)、碳酸氫銨(NH4HCO3)、氫氧化鈉(NaOH)、環(huán)氧氯丙烷(ECH)、硝酸鉛〔Pb(NO3)2〕、硝酸(HNO3)、磷酸二氫鉀(KH2PO4)、磷酸氫二鈉(Na2HPO4)、硝酸鎘〔Cd(NO3)2·4H2O〕、硫酸(H2SO4)和鹽酸(HCl)。

1.2 主要儀器

SHB-Ⅲ循環(huán)水式多用真空泵、WGLL-230BE電熱鼓風(fēng)干燥箱、SHA-C水浴恒溫振蕩器、pH計、火焰原子吸收光譜儀(島津AA-6880,日本)、電子天平。

1.3 殼聚糖活性污泥復(fù)合吸附劑(SCTS)的制備

(1)殼聚糖溶液的制備:稱取3.0 g殼聚糖粉末,溶于體積分?jǐn)?shù)為1%醋酸溶液中,配制成質(zhì)量分?jǐn)?shù)為3%的殼聚糖溶液。殼聚糖溶解時可在低溫水浴鍋里適當(dāng)加熱,加熱過程中不斷攪拌直到完全溶解,此時溶液呈現(xiàn)淡黃色且均勻透明,有一定黏度。

(2)試驗污泥的制備:活性污泥取自陜西省漢中市污水處理廠,經(jīng)淘洗除去臟雜物,再自配營養(yǎng)液在室溫下培養(yǎng),試驗期間污泥性質(zhì)穩(wěn)定。污泥活性指標(biāo)為:污泥沉降比VS30min=34%,污泥容積指數(shù)ISV=118 mL·g-1,混合液揮發(fā)性懸浮固體/混合液懸浮固體(MLVSS/MLSS)=0.71。使用時污泥經(jīng)清水淘洗3次,抽濾濃縮,使得污泥干重占總質(zhì)量的85%,試驗活性污泥用量均以干重計。

(3)發(fā)泡劑的添加:稱取1 g發(fā)泡劑NH4HCO3加入步驟(2)所得的泥漿中攪拌均勻。

(4)SCTS的制備:取適量的泥漿與殼聚糖均勻混合后,將其滴加到含有交聯(lián)劑(環(huán)氧氯丙烷)的固化液NaOH溶液中,滴加過程中要不斷地攪拌,一方面可以加快固化速度,另一方面可以防止吸附劑沉于燒杯底部。滴加完成后,將燒杯置于水浴鍋中加熱,加熱過程中不斷攪拌,將水溫設(shè)置為45 ℃,交聯(lián)4 h,最終獲得SCTS固體小球[15]。

(5)復(fù)合吸附劑的干燥:將得到的固體小球用大量清水反復(fù)沖洗直至中性,再用純水浸泡1 h。浸泡后將小球平鋪于培養(yǎng)皿中,置于60 ℃條件下烘烤,烘干一段時間后稱質(zhì)量,再放在烘箱中烘,直至恒重;由于水分流失,吸附劑體積將會減小,此時將會得到粒徑較小的復(fù)合吸附劑。烘干后將小球置于100 ℃環(huán)境中受熱,使小球內(nèi)部的發(fā)泡劑受熱分解產(chǎn)生氣體,從而得到帶孔的復(fù)合吸附劑。

1.4 試驗設(shè)計

1.4.1 殼聚糖活性污泥復(fù)合吸附劑(SCTS)吸附Pb2+和Cd2+單因素試驗設(shè)計

(1)pH值對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

分別稱取0.75和0.5 g SCTS 置于150 mL錐形瓶中,再分別取100 mL初始ρ(Pb2+)為 100 mg·L-1和ρ(Cd2+)為60 mg·L-1的溶液,調(diào)節(jié) pH值分別為 2.0、3.0、4.0和5.0,溫度40 ℃,轉(zhuǎn)速 130 r·min-1,振蕩吸附 20 h。

(2)初始濃度對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

分別稱取0.75和0.5 g SCTS置于150 mL錐形瓶中,再分別取 100 mL初始ρ(Pb2+)分別為 10、50、100、150和200 mg·L-1和初始ρ(Cd2+)分別為 20、40、60、80和100 mg·L-1的溶液置于5組錐形瓶中,用緩沖溶液調(diào)節(jié) pH 值為3.0,溫度 40 ℃,轉(zhuǎn)速130 r·min-1,振蕩吸附20 h。

(3)溫度對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

分別稱取0.75和0.5 g SCTS置于150 mL錐形瓶中,再分別取100 mL初始ρ(Pb2+)為 100 mg·L-1和ρ(Cd2+)為60 mg·L-1的溶液,調(diào)節(jié)pH值為 3.0,設(shè)定溫度分別為 30、40、50和60 ℃,轉(zhuǎn)速130 r·min-1,振蕩吸附 20 h。

(4)吸附劑投加量對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

分別取100 mL初始ρ(Pb2+)為 100 mg·L-1和ρ(Cd2+)為60 mg·L-1的溶液置于錐形瓶中,調(diào)節(jié) pH值為 3.0,設(shè)定 SCTS 用量分別為 0.25、0.5、0.75、1.0、1.25 g,溫度40 ℃,轉(zhuǎn)速 130 r·min-1,振蕩吸附 20 h。

(5)攪拌轉(zhuǎn)速對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

稱取 0.75和0.5 g SCTS置于150 mL錐形瓶中,分別取100 mL初始ρ(Pb2+)為 100 mg·L-1和ρ(Cd2+)為60 mg·L-1的溶液,調(diào)節(jié) pH值為3.0,溫度 40 ℃,轉(zhuǎn)速分別設(shè)置為 110、130、150和170 r·min-1,振蕩吸附 20 h。

1.4.2 正交試驗

通過單因素試驗結(jié)果分析,選擇4個主要因素進(jìn)行3水平的正交試驗,確定4個因素對SCTS吸附廢水中重金屬離子能力的影響次序并給出最優(yōu)水平組合。

1.5 吸附性能評價標(biāo)準(zhǔn)

用火焰原子吸收光譜儀測定處理后廢水中Pb2+和Cd2+濃度,計算去除率。

(1)

(2)

式(1)～(2)中，ω為重金屬離子的去除率,%;ρ0為溶液的初始濃度,mg·L-1;ρ為吸附后的溶液濃度,mg·L-1;q為吸附劑吸附量,mg·g-1;V0為溶液體積,100 mL;m為吸附劑質(zhì)量,g。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同因素對殼聚糖活性污泥復(fù)合吸附劑(SCTS)吸附廢水中Pb2+和Cd2+的影響

2.1.1 pH值對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

pH值對殼聚糖和微生物細(xì)胞吸附重金屬的影響較大[16-17]。改變?nèi)芤簆H值,Pb2+和Cd2+的去除率如圖1所示。當(dāng)pH值在2～3之間時,去除率呈上升趨勢,對Pb2+的去除率較高且均在80%以上,這與KATSUTOSHI等[18]用 EDTA 改性殼聚糖對重金屬的吸附發(fā)生在pH值為0～2范圍內(nèi)的研究結(jié)果相一致。當(dāng)pH值=3 時出現(xiàn)極大值,去除率高達(dá) 93.76%。而當(dāng)pH值>3時,隨著pH值的增大吸附率逐漸降低,然后穩(wěn)定在82%～83%。

王林[19]研究發(fā)現(xiàn)在較低 pH值條件下,EDTA 改性殼聚糖(ETC)對水溶液中重金屬Pb2+和Cd2+都有較好的吸附效果。pH值對Cd2+去除率的影響總體呈下降趨勢。當(dāng)pH值<3時,去除率小幅上升并穩(wěn)定在93%～94%。當(dāng)pH值=3 時出現(xiàn)極大值,去除率最高達(dá)到 94.32%。而當(dāng)pH值>3時,去除率呈明顯下降趨勢。因而,pH值是影響SCTS吸附性能的主要因素之一。該試驗pH值對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的最佳試驗條件均為3。

圖1 pH值對吸附Pb2+和Cd2+的影響

2.1.2 初始濃度對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

重金屬離子的初始濃度也是影響吸附的主要因素之一[20]。改變重金屬離子初始濃度后Pb2+和Cd2+的去除率如表1所示。隨著Pb2+初始濃度的增大,吸附量也增加,但是當(dāng)ρ(Pb2+)>150 mg·L-1時吸附量的增長明顯變緩。由圖2可知,SCTS對Pb2+的去除率隨著Pb2+初始濃度的增大呈下降趨勢。當(dāng)ρ(Pb2+)≤100 mg·L-1時去除率緩慢下降,而當(dāng)ρ(Pb2+)≥150 mg·L-1時去除率明顯下降,最低達(dá)53.61%。當(dāng)ρ(Pb2+)為100 mg·L-1時,吸附量為9.93 mg·g-1,去除率達(dá)74.88%,此時為最佳去除濃度。

表1 初始濃度對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

Table 1 The influence of initial concentration of Pb2+and Cd2+on SCTS adsorption

重金屬離子初始ρ/(mg·L-1)吸附量/(mg·g-1)最終ρ/(mg·L-1)去除率/%Pb2+101.0602.0779.34505.04012.2177.381009.93025.5274.8815013.82646.3069.1320014.29692.7853.61Cd2+203.0214.9075.52406.6226.8982.786010.1829.0984.858013.22113.9082.6310013.86930.6569.35

圖2 初始濃度對吸附劑吸附Pb2+的影響

隨著初始ρ(Cd2+)的增加,SCTS對Cd2+的吸附量也增加,但是當(dāng)ρ(Cd2+)>80 mg·L-1時吸附量增長變緩。如圖3所示,去除率隨ρ(Cd2+)的增長呈階梯性變化,ρ(Cd2+)≤40 mg·L-1時緩慢上升;而當(dāng)40<ρ(Cd2+)<80 mg·L-1時較為穩(wěn)定,維持在82%～84%之間;當(dāng)ρ(Cd2+)≥80 mg·L-1時去除率迅速下降。這與處理含Pb2+廢水結(jié)果相似。究其原因可能是因為重金屬離子初始濃度增大,使其跟活性基團(tuán)接觸的概率增加,有利于對重金屬離子的吸附,但是吸附劑的量是一定的,所以溶液中活性吸附位點也一定,當(dāng)溶液中Pb2+、Cd2+與活性位點充分結(jié)合后,Pb2+和Cd2+的初始濃度越高,溶液中殘留的越多,導(dǎo)致其去除率下降[20-22]。因此,該試驗選擇60 mg·L-1為Cd2+去除率的最佳濃度。

圖3 初始濃度對吸附劑吸附Cd2+的影響

2.1.3 溫度對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

溫度不同對重金屬的吸附效果也不一樣[23]。改變溫度,Pb2+和Cd2+的去除率如圖4所示。在整個試驗過程中Pb2+去除率一直保持在 87%～92%之間,隨著溫度的增加去除率上升,當(dāng)溫度為30～40 ℃ 時上升速度較快,40 ℃后上升速度緩慢。

圖4 溫度對吸附Pb2+和Cd2+的影響

Cd2+去除率一直保持在 87%～91%之間,隨著溫度的不斷增加去除率緩慢上升,之后達(dá)到穩(wěn)定。當(dāng)溫度為30～40 ℃時去除率上升速度較快,40 ℃后小幅下降，隨即恢復(fù)平緩。因而，溫度對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響并不明顯,這說明溫度并不是影響SCTS吸附性能的主要因素。后續(xù)試驗溫度選取40 ℃。

2.1.4 SCTS投加量對其吸附Pb2+和Cd2+的影響

吸附劑的投加量一般要考慮經(jīng)濟(jì)效益,不僅要達(dá)到預(yù)期效果還要用量最省[16]。改變吸附劑的投加量,廢水中重金屬離子的去除率如圖5所示。隨著 SCTS 投加量的增加,Pb2+去除率也呈逐漸增加趨勢。這是因為吸附劑投加量的增加導(dǎo)致反應(yīng)體系中的活性基團(tuán)數(shù)量增加,有更多的活性位點與重金屬離子相結(jié)合,最終使得吸附劑對重金屬離子的吸附率提高,這和王林[19]用 EDTA 改性殼聚糖吸附重金屬離子的研究結(jié)果相一致。SCTS對Pb2+的吸附在投加量為2.5～7.5 g·L-1內(nèi)增加迅速,隨后趨于平穩(wěn),因此SCTS投加量選取7.5 g·L-1。

隨著 SCTS 投加量的增加,Cd2+去除率呈階梯性變化。當(dāng)SCTS投加量為2.5～7.5 g·L-1時去除率大幅上升,之后去除率的變化有下降趨勢，但趨于穩(wěn)定,去除率在84%～87%之間。這同樣可能是因為吸附劑投加量的增加導(dǎo)致反應(yīng)體系中活性基團(tuán)數(shù)量增加,有更多的活性位點與重金屬離子相結(jié)合,使去除率提高。從經(jīng)濟(jì)角度出發(fā),SCTS投加量在處理含Cd2+廢水時選取5 g·L-1為宜。

圖5 SCTS投加量對吸附Pb2+和Cd2+的影響

2.1.5 攪拌轉(zhuǎn)速對SCTS吸附Pb2+和Cd2+的影響

李永明等[13]研究表明攪拌會對重金屬離子的吸附產(chǎn)生影響。改變試驗過程中的攪拌轉(zhuǎn)速,廢水中重金屬離子的去除率如圖6所示。

隨著轉(zhuǎn)速的增加，Pb2+去除率有一個明顯的先升后降的過程。當(dāng)轉(zhuǎn)速<130 r·min-1時,去除率隨著轉(zhuǎn)速增大而緩慢上升,達(dá)到85%以上。在轉(zhuǎn)速為130 r·min-1時出現(xiàn)極大值,去除率最高,達(dá) 94.93%。轉(zhuǎn)速>130 r·min-1時去除率迅速下降。

圖6 攪拌轉(zhuǎn)速對吸附Pb2+和Cd2+的影響

攪拌轉(zhuǎn)速對Cd2+去除率見圖6。當(dāng)轉(zhuǎn)速較小時去除率緩慢上升,達(dá)84%以上。在轉(zhuǎn)速為130 r·min-1時出現(xiàn)極大值,達(dá)95.51%。而當(dāng)轉(zhuǎn)速超過130 r·min-1時去除率緩慢下降并趨于穩(wěn)定。這可能是由于轉(zhuǎn)速增加提高了溶液中重金屬離子與活性基團(tuán)碰撞的機會,有利于吸附的進(jìn)行,然而吸附固定在吸附劑表面的重金屬離子Pb2+和Cd2+并非全都是牢固的,轉(zhuǎn)速過高會導(dǎo)致Pb2+和Cd2+重新釋放到溶液中,進(jìn)而導(dǎo)致去除率降低。因而可以判定轉(zhuǎn)速是影響SCTS吸附性能的主要因素之一。控制轉(zhuǎn)速為130 r·min-1時效果最好。

2.2 SCTS吸附Pb2+和Cd2+的正交試驗

2.2.1 SCTS吸附Pb2+的正交試驗

根據(jù)各單因素試驗結(jié)果,同時考慮到實際經(jīng)濟(jì)因素,分別取適當(dāng)條件做4因素3水平正交試驗,試驗結(jié)果見表2～3。

表2 SCTS吸附Pb2+的正交試驗設(shè)計及試驗結(jié)果

Table 2 The orthogonal experiment design and test results of SCTS adsorption on Pb2+

試驗號pH值投加量/(g·100mL-1)轉(zhuǎn)速/(r·min-1)ρ(Pb2+)/(mg·L-1)去除率/%120.501105089.80220.7513010095.76321.0015015091.13430.5013015060.66530.751505083.84631.0011010091.79740.5015010035.50840.7511015042.12941.001305076.56

表3 各因素對SCTS吸附Pb2+的正交試驗結(jié)果極差分析

Table 3 The orthogonal test results and range analysis of SCTS adsorption on Pb2+

因素代碼K1K2K3k1k2k3RA276.69236.29153.1892.2378.7651.0641.17B185.96221.72259.4861.9973.9186.4924.50C223.71232.98210.4774.5777.6670.167.50D250.20223.05193.9183.4074.3564.6418.76

K為因素試驗結(jié)果之和；k為因素試驗結(jié)果之和的均值。

以上研究證實了外界因素對SCTS吸附 Pb2+的過程存在著不同程度的影響,影響 SCTS 吸附的因素作用力大小依次為pH值、SCTS投加量、Pb2+初始濃度和轉(zhuǎn)速。SCTS吸附Pb2+的最佳條件是pH值為2,SCTS投加量為10 g·L-1,轉(zhuǎn)速為130 r·min-1,ρ(Pb2+)初始值為50 mg·L-1,此時Pb2+的去除率為95.76%。

2.2.2 SCTS吸附Cd2+的正交試驗

根據(jù)各單因素試驗結(jié)果,取適當(dāng)條件做4因素3水平正交試驗,試驗結(jié)果見表4～5。

由表中極差項可知,影響SCTS吸附能力的因素作用力大小依次為pH值、Cd2+初始濃度、轉(zhuǎn)速和SCTS投加量。其中，pH值的影響是最大的,是吸附的主要控制條件,Cd2+初始濃度、轉(zhuǎn)速和投加量是次要控制條件。SCTS吸附Cd2+的最佳條件是 pH值為2,SCTS 投加量為2.5 g·L-1,ρ(Cd2+)為 60 mg·L-1,轉(zhuǎn)速為130 r·min-1,Cd2+去除率為96.08%。

表4 SCTS吸附Cd2+正交設(shè)計及試驗結(jié)果

Table 4 The orthogonal experiment design and test results of SCTS adsorption on Cd2+

試驗號pH值投加量/(g·100mL-1)轉(zhuǎn)速/(r·min-1)ρ(Pb2+)/(mg·L-1)去除率/%120.251104087.84220.501306096.08320.751508087.29430.251308075.72530.501504053.98630.751106077.78740.251506086.33840.501108074.39940.751304082.65

表5 各因素對SCTS吸附Cd2+的正交試驗結(jié)果極差分析

Table 5 The orthogonal test results and range analysis of SCTS adsorption on Cd2+

因素代碼K1K2K3k1k2k3RA271.21207.48243.3790.4069.1681.1221.12B249.89224.45247.7283.3074.8282.578.48C240.01254.45227.6080.0084.8275.878.95D224.47260.19237.4074.8286.7379.1311.91

K為因素試驗結(jié)果之和；k為因素試驗結(jié)果之和的均值。

3 討論

正交試驗結(jié)果顯示,不論是SCTS處理廢水中Pb2+還是Cd2+,pH值是影響SCTS吸附重金屬離子過程中最主要因素。ZHOU等[2]研究發(fā)現(xiàn),pH值可以影響微生物分子的結(jié)構(gòu)、表面特征和重金屬離子在水中的存在形態(tài)。FABRIS等[16]發(fā)現(xiàn),pH值會對殼聚糖和金屬離子的絡(luò)合產(chǎn)生影響。張艷雅等[23]研究表明,殼聚糖的糖殘基上官能團(tuán)的特殊結(jié)構(gòu)使它們在一定的 pH 值條件下對具有一定離子半徑的金屬離子形成螯合作用。

重金屬離子初始濃度、轉(zhuǎn)速和SCTS投加量均顯著影響其吸附能力。王菲等[5]研究表明,污泥對廢水具有一定的處理效果,且可以得到很好的經(jīng)濟(jì)效益。王嵐等[24]研究了用活性污泥制備的顆粒污泥對廢水中鉛的吸附,發(fā)現(xiàn)這種吸附劑對低濃度Pb2+的吸附平衡時間為 30 min。孫勝玲等[10]用從蠶蛹中提取的殼聚糖作為吸附劑,其對重金屬Pb2+離子有良好的吸附效果,在殼聚糖脫乙酰度為55%、pH值為4～4.5的條件下,吸附率高達(dá)99%。程珊珊等[20]研究了殼聚糖對廢水中Pb2+的吸附特性,在吸附時間為30 min、pH值為5～6、Pb2+濃度為10-4mol·L-1條件下,去除率達(dá)98%。但是這種由活性污泥或殼聚糖單獨處理含鉛、鎘廢水后,吸附劑無法回收再利用,從一定程度上增加了處理成本,故復(fù)合吸附劑的制備勢在必行。向文英等[15]在0.4 g·L-1STPP 固化溶液、w為10%的NH4HCO4、污泥與殼聚糖用量比值0.5、發(fā)泡溫度100 ℃條件下制得SCTS,處理ρ為10 mg·L-1的含鉻廢水,吸附率達(dá)97.3%。

綜上所述,盡管處理廢水中Pb2+和Cd2+的方法很多,但各方法或多或少存在著這樣或那樣的缺點[25],如果在提高SCTS吸附Pb2+和Cd2+等重金屬離子吸附率的同時提高復(fù)合吸附劑的重復(fù)使用率,那么SCTS 處理含重金屬離子廢水將是一種較為理想的且有發(fā)展前景的方法之一[26]。

4 結(jié)論

(1)試驗中制得的SCTS 吸附廢水中Pb2+的影響因素作用力大小依次為 pH值、SCTS投加量、Pb2+初始濃度和攪拌轉(zhuǎn)速,在廢水pH值為2、SCTS 投加量為10 g·L-1、初始ρ(Pb2+)為 50 mg·L-1、攪拌轉(zhuǎn)速130 r·min-1條件下，Pb2+去除率可達(dá)95.76%。

(2)SCTS 吸附廢水中Cd2+的影響因素作用力大小依次為pH值、初始ρ(Cd2+)、攪拌轉(zhuǎn)速和SCTS投加量,當(dāng)含Cd2+廢水pH值為2、SCTS 投加量為2.5 g·L-1、ρ(Cd2+)初始值為60 mg·L-1、轉(zhuǎn)速為130 r·min-1時,Cd2+去除率可達(dá)96.08%。

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(責(zé)任編輯： 陳 昕)

Research on Adsorption Performance of Chitosan-Activated Sludge Composite Adsorbent to Cadmium and Lead in Wastewater.

ZHAOZuo-ping1,2,DUANMin1,2,LIUZhi-feng1,2,TANGBo1,2,TONGYan-an3

(1.College of Chemical and Environment Science, Shaanxi University of Technology, Hanzhong 723001, China;2.Qinba Mountains Bio-Resource Collaborative Innovation Center of Southern Shaanxi Province, Hanzhong 723001, China;3.College of Natural Resources and Environment, Northwest A&F University, Yangling 712100, China)

The adsorption performance of the chitosan-activated sludge composite adsorbent on cadmium and lead in wastewater was examined, and the influencing factors, such as temperature, SCTS addition, pH, rotate speed and the concentration of heavy metals were investigated in a single factor experiment, thus the order of influencing factors and the optimal combination were determined in an orthogonal experiment. The results show that the factors affecting the adsorption of lead followed the order of pH > SCTS addition > initial concentration of Pb2+> rotate speed. The optimal adsorption of Pb2+could be reached with the pH of 2, SCTS addition of 10 g·L-1, Pb2+initial concentration of 50 mg·L-1, and rotate speed of 130 r·min-1, and the removal rate of Pb2+reached 95.76%. The factors influencing the adsorption of cadmium followed the order of pH > initial concentration of Cd2+>rotate speed > SCTS addition. The optimal adsorption of Cd2+could be reached with the pH of 2, SCTS addition of 2.5 g·L-1, Cd2+initial concentration of 60 mg·L-1, and rotate speed of 130 r·min-1, and the removal rate of Cd2+reached 96.08%. The composite adsorbent explores a new way for reutilization of sludge and provides a new method for wastewater treatment.

chitosan; composite adsorbent; cadmium; lead; wastewater; adsorption

2016-08-19

國家公益性行業(yè)科研專項(201203045);陜西省2011協(xié)同創(chuàng)新中心項目〔QBXT-Z(P)-15-5〕;2016年國家級大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓(xùn)練計劃(201610720009)

X2

A

1673-4831(2017)08-0730-07

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.08.008

趙佐平(1982—),男,陜西旬陽人,博士,主要從事環(huán)境監(jiān)測等方面的研究。E-mail: zhaozuoping@126.com

① 通信作者E-mail: tongyanan@nwsuaf.edu.cn