靳科研，白 璞，4，李小龍，張佳楠，閆文付

（1.吉林大學(xué)無機(jī)合成與制備化學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,化學(xué)學(xué)院,長(zhǎng)春 130012；2.生態(tài)環(huán)境部核與輻射安全中心,北京 100082；3.鄭州大學(xué)材料科學(xué)與工程學(xué)院,鄭州 450002；4.洛陽建龍微納新材料股份有限公司,洛陽 471900）

硼是工、農(nóng)等行業(yè)不可缺少的元素，已被廣泛用于生產(chǎn)玻璃、瓷器、皮革、地毯、化妝品、醫(yī)藥和感光化學(xué)品等.例如，硼化合物是某些肥料的重要組分，常被用于缺硼土壤的處理；硼酸有溫和的抑菌和殺菌作用，被用作消毒劑和防腐劑；硼砂被廣泛用于金屬的焊接等［1~3］.因天然硼的同位素10B對(duì)熱中子的吸收截面較大，其化合物硼酸已被廣泛用于控制壓水堆核電廠反應(yīng)堆的反應(yīng)性［4］.

硼是維持植物和動(dòng)物正常生命活動(dòng)所必需的微量元素，參與動(dòng)植物某些基本代謝，如植物的光合作用、核酸合成、花粉發(fā)芽和細(xì)胞壁交聯(lián)，動(dòng)物的骨骼發(fā)育、腦功能、礦物質(zhì)代謝、能量利用、免疫系統(tǒng)和胰島素分泌等［5，6］，然而過量的硼卻對(duì)植物和動(dòng)物有害.在農(nóng)業(yè)環(huán)境中硼的允許濃度范圍非常窄，對(duì)于大多數(shù)植物而言，如果灌溉用水中的硼濃度超過2 mg/L（對(duì)于一些敏感植物則為0.3 mg/L），植物就會(huì)表現(xiàn)出硼中毒現(xiàn)象，在葉子和果實(shí)上出現(xiàn)微黃斑點(diǎn)，果實(shí)會(huì)加速腐爛，最終導(dǎo)致植株死亡［7，8］.用含硼量為5.4～11 mg/L的井水澆灌番茄5次，番茄將會(huì)全株萎蔫［9］.此外，根據(jù)攝入量的多少，硼酸對(duì)動(dòng)物也有毒性作用，分為急性毒性、慢性毒性和生殖毒性［6］.長(zhǎng)期攝入過量的硼會(huì)導(dǎo)致人體和動(dòng)物的腹瀉、濕疹、胃痛、腎臟損傷甚至循環(huán)衰竭［10］.2007年11月，中美科學(xué)家聯(lián)合發(fā)布了科技合作項(xiàng)目“硼污染對(duì)男性生殖健康的影響”研究結(jié)果，發(fā)現(xiàn)對(duì)于發(fā)生不良生殖健康的事件，硼暴露組顯著高于對(duì)照組［11］.我國(guó)《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》和《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》規(guī)定硼的含量不高于0.5 mg/L，《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》規(guī)定對(duì)硼敏感作物、硼耐受性較強(qiáng)及強(qiáng)的作物，農(nóng)田灌溉用水中硼的含量分別不高于1，2和3 mg/L［12］.

我國(guó)在建和在運(yùn)行的核電廠基本都采用壓水堆技術(shù)，主要堆型有CPR1000和AP1000等，目前都建在沿海地帶.在壓水堆核電廠，硼是與放射性廢水一起排放的特征化學(xué)污染物，而且排放量較大.CPR1000和AP1000反應(yīng)堆工藝廢水中硼的濃度可高達(dá)2000 mg/L，每臺(tái)機(jī)組每年向環(huán)境排放的硼酸量分別可達(dá)2.4 t和5.2 t，最高排放量甚至可達(dá)11.4 t［11］.采用壓水堆技術(shù)的核電廠的含硼廢水處理和排放過程如Scheme 1所示，含硼廢水在虹吸井內(nèi)與冷卻水混合稀釋后排入環(huán)境.沿海核電廠有大量海水作為冷卻水，可將廢水的硼濃度稀釋至0.5 mg/L以下.對(duì)于內(nèi)陸核電廠，其含硼廢水被排入內(nèi)陸江河湖泊前只能與少量冷卻塔排污水混合稀釋，因此如果不加處理，內(nèi)陸核電廠總排口處硼的排放濃度將是硼排放限值的20~60倍（根據(jù)冷卻塔排污水量估算）［11］.根據(jù)國(guó)家發(fā)展和改革委員會(huì)制定的《核電中長(zhǎng)期發(fā)展規(guī)劃》（2005~2020年），我國(guó)擬于“十三五”和“十四五”期間在一次能源缺乏的內(nèi)陸省份開工建設(shè)內(nèi)陸核電廠.因此，能否將核電廠硼濃度高達(dá)2000 mg/L的含硼廢水處理達(dá)標(biāo)，是決定能否在內(nèi)陸建核電廠的關(guān)鍵問題之一.

Scheme 1 Schematic diagram of the treatment and discharge of the boron?containing waste water generat?ed from pressurized water reactor nuclear power plant

目前研究較多的除硼技術(shù)有以下幾種：(1)絮凝-沉淀[13,14];(2)活性炭、黏土礦物、水滑石或氧化物吸附[15~17];(3)纖維素吸附[18];(4)溶劑萃取[19];(5)膜過濾[20,21];(6)使用硼選擇性樹脂(Amberlite XE 243,Am?berlite IRA 743)處理[1,22].其中活性炭、黏土礦物、氧化物以及水滑石等無機(jī)吸附材料因易制備、價(jià)格低且環(huán)境友好而受到廣泛關(guān)注和研究.Kluczka及其他研究組[23~28]研究了活性炭以及由不同試劑(酒石酸、甘露醇、檸檬酸、姜黃素以及氯化鈣等)浸漬改性的活性炭的硼吸附性能.未改性的活性炭在初始硼濃度為50 mg/L、pH=6條件下的硼吸附量為0.4 mg/g,而分別在甘露醇和酒石酸中浸漬后的活性炭,在相同條件下的吸附量都達(dá)到1.1 mg/g[23];磁性碳納米管浸漬酒石酸后,在初始硼濃度為40 mg/L、pH=6的條件下,硼吸附量為1.90 mg/g[27].2007年,Seyhan等[29]采用富鐵天然膨潤(rùn)土對(duì)水中的硼進(jìn)行吸附,在初始硼濃度為10 mg/L、pH=10時(shí),硼的吸附量為0.65 mg/g.同年,Cengeloglu等[30]研究了中性赤泥的硼吸附性能,在初始硼濃度為43 mg/L、pH=7條件下,硼的吸附量達(dá)到9.68 mg/g.Kameda及其他研究組[31~41]研究了不同初始硼濃度、不同pH值條件下Mg/Al型和Zn/Al型水滑石的硼吸附性能.Mg/Al型水滑石在初始硼濃度為220 mg/L、pH=10條件下的硼吸附容量可達(dá)到35 mg/g[31];Zn/Al水滑石在初始硼濃度為600 mg/L、pH=9條件下的硼吸附容量為8 mg/g[39],而經(jīng)焙燒處理后,在相同pH值、初始硼濃度為200 mg/L的條件下,硼的吸附容量達(dá)到33 mg/g[41].García等[42,43]和Dionisiou等[44]研究了不同形貌氧化鎂的硼吸附性能,在室溫、初始硼濃度為500 mg/L、pH=10條件下,硼的吸附量達(dá)到41 mg/g[42].Seki等[45]和Bouguerra等[46]研究了氧化鋁的硼吸附性能,在初始硼濃度為50 mg/L、pH=8.5的條件下,硼的吸附量為0.75 mg/g[46].Zhang等[7,47]研究了氧化鋯的硼吸附性能,在初始硼濃度為5 mg/L、pH=9的條件下,硼的吸附量為1.8 mg/g[47].上述的材料能在一定程度上實(shí)現(xiàn)硼的去除,但研究都未涉及硼濃度高達(dá)2000 mg/L的含硼廢水的處理.為了解決內(nèi)陸建設(shè)核電廠的硼排放問題,需要開發(fā)高硼濃度(2000 mg/L)廢水的處理方法.

本文通過特定的升溫程序焙燒水滑石,然后采用水解的方法制備了Mg-Al-OH型層狀雙金屬氫氧化物,并對(duì)其去除壓水堆核電廠廢水中高濃度硼的性能進(jìn)行了系統(tǒng)研究.詳細(xì)討論了吸附劑中間氧化物形成以及中間氧化物水解生成雙金屬氫氧化物的機(jī)理,并探討了pH值、初始硼濃度、吸附劑用量、攪拌時(shí)間等對(duì)吸附劑吸附硼性能的影響,發(fā)現(xiàn)通過四級(jí)串聯(lián)處理可以將模擬核電廠含硼廢水的硼濃度由初始的2000 mg/L顯著降低至10 mg/L,從而滿足在內(nèi)陸建核電廠需要將含硼廢水中的硼濃度處理至30 mg/L以下的技術(shù)要求,打通了將壓水堆核電廠高濃度含硼廢水處理成達(dá)標(biāo)排放廢水的技術(shù)路線.

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 試劑與儀器

Mg-AL水滑石（LDH）購(gòu)自邵陽天堂助劑化工有限公司，分子式為［Mg4Al2（OH）12］CO3·3H2O，粉末的粒度分布為D50=2.91 μm，堆重為0.4~0.5 g/mL；硼酸購(gòu)自北京化工廠，分析純，含量≥99.5%.

Sartorius公司PB-10型pH計(jì)；Perkin-Elmer 3300 DV型電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP）；Rigaku D/max-III A 2500型X射線衍射分析儀，銅靶（Kα射線，λ=0.15418 nm），工作電壓50 kV，工作電流200 mA，掃描步長(zhǎng)0.02°；Bruker公司VERTEX 80 V型傅里葉變換紅外光譜儀，溴化鉀壓片，掃描范圍4000~400 cm?1.

1.2 實(shí)驗(yàn)過程

1.2.1 Mg-Al型層狀雙金屬氧化物的制備 用馬弗爐以程序升溫的方式焙燒n（Mg）/n（Al）=2的水滑石原料，制備Mg-Al型層狀雙金屬氧化物（以下簡(jiǎn)稱中間氧化物）.焙燒時(shí)，先從室溫以4℃/min的速率升溫至480℃，再在480°C保持3 h，然后自然冷卻至室溫.

1.2.2 模擬核電廠含硼廢水的配制 由Scheme 1可知，工藝廢水槽（Waste liquid holdup tanks）中的含硼放射性廢水經(jīng)離子交換樹脂床處理后，可去除絕大多數(shù)陽離子，故監(jiān)測(cè)排放槽（Monitor tanks）廢水中剩余的陽離子主要是Na+和Li+，而陰離子主要是OH?和硼酸根離子.由于Na+和Li+對(duì)吸附除硼基本無影響，因此在配制核電廠模擬含硼廢水時(shí)，暫不考慮雜質(zhì)陽離子的干擾.采用分析純硼酸試劑以及去離子水配制硼濃度為2000 mg/L的模擬廢水.

1.2.3 硼吸附性能研究 在批次實(shí)驗(yàn)中，首先將40 mL初始硼濃度2000 mg/L的含硼溶液置于250 mL塑料燒杯中，使用稀HNO3溶液（1 mol/L）或NaOH溶液（1 mol/L）調(diào)節(jié)初始pH值，隨后將一定質(zhì)量的中間氧化物（1.0 g）加入到上述溶液中，以300 r/min的轉(zhuǎn)速攪拌，在20℃吸附24 h.待吸附完成后，將樣品離心處理5 min，分析上清液中的硼濃度.

用吸附率（A，%）和吸附量（Q，mg/g）評(píng)價(jià)吸附劑的吸附性能：

式中：A（%）表示任意吸附周期內(nèi)對(duì)硼的吸附率；c0（mg/L）表示初始硼濃度；ct（mg/L）表示任意時(shí)刻溶液中的硼濃度；V（L）表示固-液吸附體系的體積；m（g）表示固-液吸附體系中所用吸附劑的質(zhì)量.

2 結(jié)果與討論

2.1 硼吸附前后吸附劑的結(jié)構(gòu)和形貌

2.1.1 硼吸附前后吸附劑的結(jié)構(gòu) 圖1（A）為原料Mg-Al LDH、焙燒后形成的中間氧化物以及硼吸附后吸附劑的X射線衍射（XRD）譜圖.可見，在原料中含有少量CaCO3（PDF#72-1937）和氧化鋁（PDF#75-0278），高溫焙燒后，原料LDH的特征峰消失，同時(shí)出現(xiàn)了氧化鎂結(jié)構(gòu)的特征峰（PDF#75-1525），這個(gè)變化符合先前的報(bào)道［48］.將吸附劑置于含硼溶液中，通過XRD可以看出其又恢復(fù)為原本的二維層狀結(jié)構(gòu).圖1（B）是前驅(qū)體（a），焙燒后中間氧化物（b）及吸附后材料（c）的紅外光譜.在圖1（B）譜線a上3471 cm?1附近有較強(qiáng)的層板間羥基的伸縮振動(dòng)吸收峰，1543 cm?1附近出現(xiàn)的是結(jié)晶水羥基的彎曲振動(dòng)峰，1370 cm?1處是碳酸根的振動(dòng)吸收峰，1000~400 cm?1處是M—O—M和M—OH的相關(guān)振動(dòng)吸收峰［49］，2919和2849 cm?1處為樣品中少量含碳酸鈣雜質(zhì)的吸收峰［50］.焙燒后材料的紅外譜圖中的主吸收峰變窄［圖1（B）譜線b］，結(jié)晶水的彎曲振動(dòng)峰和碳酸根的對(duì)稱伸縮峰分別出現(xiàn)在1634和1425 cm?1附近，相較于譜線a均發(fā)生藍(lán)移且峰形鈍化，表明層板間仍有少量結(jié)晶水［51］.XRD結(jié)果［圖1（A）譜線b］顯示焙燒后的產(chǎn)物中仍有少量碳酸鈣，因此仍能觀察到碳酸根的峰.吸附后材料紅外譜圖中的主吸收峰再次變強(qiáng)并且半峰寬明顯增大［圖1（B）譜線c］，表明層狀結(jié)構(gòu)恢復(fù).1430和1371 cm?1處的峰可歸屬為BO3的反對(duì)稱伸縮振動(dòng)振動(dòng)，971和877 cm?1處的峰可歸屬為BO3的面外伸縮振動(dòng)，說明層間陰離子為B3O3（OH）4?［49］.

Fig.1 Experimental XRD patterns(A)and FTIR spectra(B)of raw Mg?Al LDH(a),intermediate oxide from the calcination of LDH(b),and layered double hydroxide after B?anions adsorption(c)

根據(jù)基本的化學(xué)反應(yīng)原理,對(duì)焙燒過程中的物種演化作了合理的化學(xué)推斷,并繪制出了中間氧化物可能的結(jié)構(gòu)演化示意圖（Scheme 2）.可見,在焙燒制備中間氧化物的過程中,原料LDH層間原用以平衡骨架正電荷的CO32?會(huì)釋放CO2分子,層間水分子也會(huì)脫出(A,B間的過程)[52],分 子式由[Mg4Al2(OH)12]CO3·3H2O變?yōu)閇Mg4Al2(OH)12]2+O2?;繼 續(xù) 加 熱,CO32?釋 放CO2后剩余的O2?會(huì)結(jié)合層板上的2個(gè)H,然后以H2O的形式脫出(B、C間的過程),分子式變?yōu)閇Mg4Al2(OH)10·O2].Sasaki等[53]對(duì)水滑石焙燒產(chǎn)物吸附含硼離子過程的研究表明,相鄰無機(jī)層板上的2個(gè)氫氧根會(huì)發(fā)生縮合反應(yīng),脫除1個(gè)H2O分子,形成類似氧化鎂(Mg4O4)的Mg-O-Mg金屬橋氧結(jié)構(gòu)(D1).但需要注意的是,在脫除釋放CO2分子而剩余的O2?的過程中,層板上的2個(gè)H會(huì)被一起脫掉,而層板隨之產(chǎn)生的2個(gè)Mg-O結(jié)構(gòu)將無法進(jìn)一步形成Mg-O-Mg結(jié)構(gòu),因此中間氧化物的骨架中還應(yīng)該包含類似D2的結(jié)構(gòu)(C,D間的過程).最后產(chǎn)物的分子式為[Mg4Al2O7].

Scheme 2 Structural evolution of Mg?Al LDH upon calcination

Goh等［54］認(rèn)為，這種焙燒后的中間氧化物吸附溶液中陰離子是通過水解和離子交換的共同作用.將這種中間氧化物置于含硼溶液中后，將發(fā)生水解反應(yīng)，中間氧化物會(huì)從溶液中吸收H+和OH?，生成［Mg4Al2（OH）10·O2］，并額外吸收H+以彌補(bǔ)O2?脫除時(shí)從層板上結(jié)合的2個(gè)H+，再產(chǎn)生額外的OH?以平衡骨架的正電荷，此時(shí)的分子式為［Mg4Al2（OH）12］2+（OH）2?，溶液中的含硼陰離子同OH?發(fā)生離子交換而進(jìn)入層間，從而將含硼陰離子固定到吸附材料中，降低含硼廢水中的硼濃度.D2結(jié)構(gòu)的存在對(duì)于焙燒制得的中間氧化物水解恢復(fù)LDH層狀結(jié)構(gòu)具有重要的推動(dòng)作用［53］.

2.1.2 硼吸附前后吸附劑的形貌 圖2（A）~（C）分別為原料Mg-Al LDH、焙燒后形成的中間氧化物以及硼吸附后吸附劑的SEM照片.由圖2（A）可見，Mg-Al水滑石樣品呈清晰的片狀結(jié)構(gòu)，樣品呈六邊形［55］，尺寸為1~3 μm［56］，外層邊緣厚度約為30 nm.圖2（B）是高溫灼燒后樣品的SEM照片，可以看出樣品形狀殘缺，部分片狀結(jié)構(gòu)分解為更小的片狀結(jié)構(gòu).圖2（C）為飽和吸附硼陰離子后的Mg-Al LDH的SEM照片，可以看到簇?fù)碓谝黄鸬钠瑺罱Y(jié)構(gòu)，表明將中間氧化物置入含硼溶液中后發(fā)生了水解反應(yīng)，還原了Mg-Al-OH的層狀結(jié)構(gòu).SEM形貌分析從一定程度上解釋了Mg-Al LDH吸附硼陰離子的原理.

Fig.2 SEM images of the raw Mg?Al LDH(A),intermediate oxide from the calcination of LDH(B),and layered double hydroxide after B?anions adsorption(C)

2.2 pH值對(duì)吸附容量的影響

圖3 示出了含硼廢水的pH值對(duì)經(jīng)焙燒-水解制得的Mg-Al氫氧化物吸附容量的影響.可以看出，含硼廢水的pH值對(duì)吸附劑的吸附容量有很大的影響，當(dāng)含硼廢水的pH值為10.61時(shí)，吸附劑的吸附容量最大，為39.64 mg/g.

以往的研究及前面的結(jié)構(gòu)分析表明，將該中間氧化物置于溶液中時(shí)，其在恢復(fù)LDH層狀結(jié)構(gòu)的過程中會(huì)從溶液中獲取額外的H+，因此在溶液中會(huì)存在額外的OH?以平衡無機(jī)層板的正電荷，從而使溶液顯堿性.在初始pH值由偏酸性調(diào)為偏堿性后，溶液中的硼將主要以硼酸根陰離子的形式存在，從而使其可以與層板間的OH?發(fā)生離子交換而進(jìn)入層板間.如果進(jìn)一步增大體系的pH值，會(huì)對(duì)金屬氧化物恢復(fù)LDH層狀結(jié)構(gòu)不利，同時(shí)溶液中過多的OH?會(huì)與硼酸根陰離子在層板上產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng)吸附，不利于硼酸根的去除.

2.3 初始硼濃度對(duì)硼去除性能的影響

研究了含硼廢水中硼的初始濃度為50，200，500，1000和2000 mg/L時(shí)吸附劑的硼吸附性能，平衡時(shí)B濃度、去除效率以及吸附容量的具體結(jié)果見表1.

Fig.3 Influence of pH value on the removal of boron at an initial boron concentration of 2000 mg/L

Table 1 Boron adsorption on intermediate oxide from aqueous solution with various initial B concentra?tions(Adsorbent dose/solution volume ratio:1/40 g/mL,pH=7.43,contact time:24 h)

采用Langmuir和Freundlich吸附模型對(duì)吸附數(shù)據(jù)進(jìn)行分析.Langmuir線性方程和Freundlich線性方程分別如式（3）和式（4）所示：

式中：ce（mg/L）表示吸附平衡時(shí)液相中B濃度；qe（mg/g）表示吸附劑對(duì)B的吸附量；kF（mg/g）和n是Freundlich常數(shù)，分別與吸附容量和吸附強(qiáng)度有關(guān)；qm（mg/g）表示吸附劑對(duì)B的最大吸附量；b（L/mg）表示Langmuir平衡常數(shù).

擬合曲線見圖4，相關(guān)參數(shù)見表2.

Fig.4 Linear fitting with the Langmuir model(A)and Freundlich model(B)for intermediate oxide

Table 2 Langmuir and Freundlich isotherm parameters of B adsorption on intermediate oxide

由表2中的吸附熱力學(xué)常數(shù)可以看出，吸附過程與Langmuir模型有較高的相關(guān)系數(shù)（R2>0.98），說明Langmuir模型更適用于吸附劑對(duì)B的吸附過程，吸附過程是單層吸附.在內(nèi)陸核電廠廢水排放過程中，冷卻塔排污水對(duì)含硼廢水的稀釋能力保守估算為60倍［10］.若要保證核電廠總排口處硼排放濃度不高于0.5 mg/L的國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)，則需將含硼廢水的硼濃度由初始的2000 mg/L處理至30 mg/L以下.由圖5的ct-c0曲線可以看出，在未經(jīng)優(yōu)化固液比、pH值等條件的情況下，第一次處理可將含硼廢水的硼濃度由初始的2000 mg/L降至1277 mg/L，第二次處理可以將硼濃度從1000 ml/L降到453 mg/L，第三次處理可將硼濃度從500 mg/L降至69 mg/L，第四次處理可將硼廢水的硼濃度從50 mg/L降到11 mg/L（圖中箭頭所指的點(diǎn)），滿足在內(nèi)陸建核電廠需將含硼廢水硼濃度處理至30 mg/L以下的要求.

2.4 固液比對(duì)硼去除性能的影響

研究了吸附劑與含硼溶液的固液比分別為1/10，1/20，1/50以及1/100 g/mL時(shí)吸附劑的吸附性能，結(jié)果如圖6所示.可見，單位質(zhì)量吸附劑的吸附量隨著溶液中可被吸附硼酸根離子的增多而增加，但吸附效率卻隨之下降.當(dāng)固液比為1/100 g/mL時(shí)，吸附劑對(duì)硼的吸附量高達(dá)39.78 mg/g.

Fig.5 Influence of initial boron concentration(c0)on the removal of boron at pH of 7.43

Fig.6 Influence of adsorbent dose/solution volume ratio on the removal of boron at an initial boron con?centration of 2000 mg/L,pH=7.43,temperature of 20℃,and reaction time of 24 h

2.5 攪拌時(shí)間對(duì)硼去除性能的影響

在pH=7.43、初始硼濃度為2000 mg/L、20℃、固液比為1/40 g/mL條件下，測(cè)定了吸附劑的吸附量，結(jié)果如圖7（A）所示.可以看出，吸附劑的吸附量隨著攪拌時(shí)間的延長(zhǎng)而增加，當(dāng)攪拌時(shí)間達(dá)到24 h后，吸附量不再變化，達(dá)到吸附平衡，因此在實(shí)際應(yīng)用中可將處理時(shí)間限定為24 h.

圖7（B）是在pH=7.43、初始硼濃度為2000 mg/L、固液比為1/100 g/mL、20℃條件下未焙燒水滑石的對(duì)比實(shí)驗(yàn)結(jié)果.在達(dá)到吸附平衡時(shí)，其吸附容量?jī)H為12.5 mg/g，遠(yuǎn)低于相同吸附條件下焙燒后的水滑石，表明焙燒導(dǎo)致的碳酸根脫除顯著提高了吸附劑對(duì)硼酸根的吸附容量.

Fig.7 Influence of agitation time on the removal of boron of calcined Mg?Al LDH(A)and un?calcined Mg?Al LDH(B)

2.6 競(jìng)爭(zhēng)離子對(duì)硼去除性能的影響

Fig.8 Influence of competition ion on the removal of boron at an initial boron concentration of 2000 mg/L,pH of 7.43,adsorbent dose/solu?tion volume of 1/100 g/mL,and temperature of 20℃

3 結(jié) 論

Mg/Al摩爾比為2的水滑石經(jīng)焙燒改性后可水解生成Mg-Al-OH型層狀雙金屬氫氧化物.其在pH=10.61、吸附劑與含硼溶液的固液比為1/40 g/mL、20℃條件下，對(duì)初始硼濃度為2000 mg/L的含硼溶液的硼吸附量高達(dá)39.64 mg/g.經(jīng)過CO2脫出、O2?奪取層內(nèi)OH基團(tuán)中的H生成水以及層間OH基團(tuán)縮合脫水的過程，生成了2種MgO結(jié)構(gòu).以焙燒改性后的水滑石為吸附劑，通過四級(jí)串聯(lián)處理的方式可將模擬核電廠含硼廢水的硼濃度由初始的2000 mg/L顯著降低至約10 mg/L，滿足在內(nèi)陸建核電廠需將含硼廢水硼濃度處理至30 mg/L以下的技術(shù)要求.