唐 彪， 吳 安， 李 彪， 吳亭亭

（ 華東理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院能源化工系，上海 200237）

隨著我國(guó)社會(huì)經(jīng)濟(jì)的飛速發(fā)展與城市化進(jìn)程的不斷提高，城市生活垃圾持續(xù)高速增長(zhǎng)，2009年至2019年，生活垃圾清運(yùn)量由1.57×108t增加至2.38×108t，增幅達(dá)51.10%[1]。城市生活垃圾無(wú)害化處理的主要方式有：衛(wèi)生填埋、焚燒以及堆肥處理[2]，其中通過(guò)焚燒的方式處理城市生活垃圾不僅能起到“減容減量”的效果，同時(shí)還能將焚燒產(chǎn)生的熱能進(jìn)行二次利用。但是在焚燒過(guò)程中，垃圾中的有毒重金屬如Pb、Cd、Cu和Zn等及其化合物會(huì)隨著焚燒溫度的不斷升高而相應(yīng)發(fā)生變化，最后富集到焚燒產(chǎn)生的固體殘留物、飛灰或煙氣中，若不對(duì)其進(jìn)行妥善處理，將會(huì)對(duì)人體和自然環(huán)境造成巨大的傷害[3～8]。硅藻土作為一種天然礦物，具有獨(dú)特的高重復(fù)性三維微納米構(gòu)造[9]，且具有相對(duì)較多的活性吸附位點(diǎn)及硅羥基，其主要成分為蛋白石（SiO2·H2O），在我國(guó)儲(chǔ)量與資源量均高達(dá)世界第二[10]，是一種物美價(jià)廉的天然吸附劑。

眾多學(xué)者對(duì)硅藻土在垃圾焚燒中的應(yīng)用進(jìn)行了研究，盧歡亮等[11]利用管式爐系統(tǒng)研究垃圾焚燒中礦物吸附劑對(duì)Cd遷移分布特性的影響，結(jié)果表明硅藻土的吸附能力低于氧化鋁與輕質(zhì)碳酸鈣。石德智等[12]選取硅藻土等作為硅鋁調(diào)理劑進(jìn)行硅鋁調(diào)控，在與晶種誘導(dǎo)的協(xié)同影響下實(shí)現(xiàn)了對(duì)飛灰中重金屬的固定化。同時(shí)許多學(xué)者運(yùn)用熱力學(xué)模擬進(jìn)行了相關(guān)的研究[13-17]，但是鮮有研究是將熱力學(xué)模擬與實(shí)驗(yàn)相結(jié)合。本文在前人研究基礎(chǔ)上，考察硅藻土在不同溫度（600、700、800、900 ℃）以及添加量（質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1%、2%、3%、4%）的條件下對(duì)垃圾焚燒過(guò)程中重金屬Pb、Cd、Cu和Zn遷移分布的影響，探討硅藻土對(duì)重金屬的最佳吸附效率以及對(duì)應(yīng)的最佳吸附溫度，同時(shí)參考熱力學(xué)模擬研究結(jié)果，與實(shí)驗(yàn)結(jié)果相結(jié)合并加以分析和驗(yàn)證，從而為垃圾焚燒中重金屬污染控制提供技術(shù)依據(jù)。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 原料和試劑

硅藻土，分析純，上海九鼎化學(xué)股份有限公司；醋酸鋅（Zn(CH3COO)2·2H2O）、醋酸鎘（Cd(CH3COO)2·2H2O）、醋酸銅（Cu(CH3COO)2·H2O）、醋酸鉛（Pb(CH3COO)2·3H2O），高錳酸鉀（KMnO4），均為分析純，上海泰坦科技股份有限公司；鹽酸（HCl）、氫氟酸（HF）、硝酸（HNO3）、高氯酸（HClO4）、硫酸（H2SO4），均為化學(xué)純，上海泰坦科技股份有限公司；雙氧水（H2O2），質(zhì)量分?jǐn)?shù)30%，上海凌峰化學(xué)試劑有限公司；氫氧化鈉（NaOH），分析純，國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。

實(shí)驗(yàn)選用上海市城市生活垃圾樣品，將歸類好的預(yù)處理樣品參照上海市城市生活垃圾組分配比，以織物（5.67%, 質(zhì)量分?jǐn)?shù)，余同）、 塑料（19.61%）、 木屑（2.78%）、 紙類（12.59%）、 廚余垃圾（59.35%）進(jìn)行均勻混合，樣品的元素分析和工業(yè)分析結(jié)果如表1所示。

表1 垃圾樣品的元素分析與工業(yè)分析Table 1 Ultimate and proximate analysis of waste sample

1.2 實(shí)驗(yàn)儀器

管式電阻爐（SK2-4-12型），KSGD型溫度控制器及熱電偶，上海實(shí)研電爐有限公司；DESRAN壓縮機(jī)（DSR-30A型），德斯蘭壓縮機(jī)（上海）有限公司；電子天平（AL204型），梅特勒-托利多儀器（上海）有限公司；儲(chǔ)氣罐，上海申江壓力容器有限公司；玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)（LZB-10型），常州盛之源儀器儀表有限公司；電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-AES），北京達(dá)豐瑞儀器儀表有限公司；場(chǎng)發(fā)射環(huán)境真空掃描電鏡（FESEM，Quattro C型），煜輝興業(yè)控股有限公司；激光粒度分布儀（Mastersizer 2000型），英國(guó)馬爾文儀器有限公司；元素分析儀（Elementar Vario ELⅢ型），德國(guó)Elementar公司。

1.3 實(shí)驗(yàn)步驟

實(shí)驗(yàn)裝置系統(tǒng)如圖1所示。稱取（2.0000 ± 0.0010）g樣品置于剛玉舟中，通氣量為4.0 L/min，加熱至實(shí)驗(yàn)所需的溫度后，將剛玉舟迅速推入爐膛，停留時(shí)間為15 min。實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，將剛玉舟中的收集物作為底灰；將濾筒中的殘留物作為飛灰；將吸收裝置中的吸收液移至燒杯，視為煙氣。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置系統(tǒng)示意圖Fig. 1 Schematic diagram of experimental device system

底灰和飛灰消解完畢后[18]，采用ICP-AES對(duì)底灰、飛灰和煙氣消解液中重金屬的濃度進(jìn)行測(cè)試。

在焚燒過(guò)程中揮發(fā)出的重金屬極易在飛灰收集處冷凝[19]，又由于重金屬的痕量特性，因此在對(duì)煙氣中的重金屬進(jìn)行ICP-AES檢測(cè)時(shí)，發(fā)現(xiàn)其含量低于檢測(cè)下限。因此在分析過(guò)程時(shí)，將重金屬在煙氣中的分布視為0，將其在飛灰和底灰中的分布視為1。下文均以重金屬在底灰中的分布率來(lái)分析討論其遷移分布規(guī)律。

在對(duì)實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行分析討論時(shí)，采用歸一化分布（式1）來(lái)表征Pb在底灰、飛灰和煙氣中的分布：

式中：Mi（Mass distribution）為歸一化分布值；mbi為底灰中重金屬質(zhì)量；mti為底灰、飛灰和煙氣中的重金屬質(zhì)量總和。

引入吸附效率的概念，分析硅藻土添加后相對(duì)于未添加時(shí)對(duì)重金屬的吸附效果，公式如下：

式中： η 為吸附效率；m0為未添加硅藻土吸附劑焚燒后底灰中重金屬質(zhì)量（g）；ma為添加硅藻土吸附劑焚燒后底灰中重金屬質(zhì)量（g）。

利用HSC Chemistry 6.0中的Equilibrium Composition模塊進(jìn)行熱力學(xué)平衡計(jì)算，其主要原理為Gibbs最小自由能法，Gibbs函數(shù)定義如式（3）所示：

式中：H表示焓；T表示溫度；S表示熵。

熱力學(xué)模擬工況為：標(biāo)準(zhǔn)大氣壓，100～1000 ℃。模擬初始值見(jiàn)表2。

表2 熱力學(xué)模擬初始值Table 2 Thermodynamic simulation initial value

2 結(jié)果與討論

2.1 硅藻土的微觀表征

2.1.1 硅藻土的粒徑分析 本實(shí)驗(yàn)采用馬爾文2000型激光粒徑分析儀測(cè)量純硅藻土的體積粒徑，結(jié)果如圖2所示。由圖可得，硅藻土體積粒徑分布范圍為0.724～138.038 μm，體積平均粒徑為23.556 μm，表面積平均粒徑為7.827 μm，比表面積為56.70 m2/g。

圖2 硅藻土粒徑分布Fig. 2 Distribution of diatomite particle size

2.1.2 硅藻土的表面形貌分析 利用場(chǎng)發(fā)射掃描電子顯微鏡（FE-SEM）對(duì)實(shí)驗(yàn)所用硅藻土進(jìn)行表面形貌分析，結(jié)果見(jiàn)圖3和圖4。由圖3可以看出，硅藻土樣品由于包含有機(jī)質(zhì)與石英等雜質(zhì)，表面上的孔道被堵塞，表現(xiàn)為孔數(shù)量很少且孔徑很小。

圖3 焚燒前硅藻土表面形貌的FE-SEM圖Fig. 3 FE-SEM diagram of diatomite surface morphology before incineration

由焚燒后硅藻土的表面形貌（圖4）可以看出，高溫使得硅藻土中的雜質(zhì)含量降低，經(jīng)高溫煅燒后硅藻土的比表面積相對(duì)有所增大，同時(shí)孔徑也有所增大。硅藻土主要是利用自身較大的比表面積與天然的多孔結(jié)構(gòu)對(duì)重金屬進(jìn)行物理吸附。一般來(lái)說(shuō)，比表面積越大，硅藻土對(duì)重金屬的吸附量就越大，同時(shí)孔徑越大，越有助于重金屬向硅藻土內(nèi)部擴(kuò)散，多孔結(jié)構(gòu)在一定程度上也能提升吸附能力。隨著溫度的升高，在硅藻土的表面出現(xiàn)了一定的熔融現(xiàn)象[20]，可以看出，有許多的顆粒物黏附在硅藻土的表面以及孔道附近。進(jìn)一步放大后發(fā)現(xiàn)在表面黏附的大顆粒上還黏附了許多小顆粒物，同時(shí)熔融物經(jīng)由硅藻土的多孔結(jié)構(gòu)不斷向內(nèi)擴(kuò)散，最終被硅藻土固化。除此之外硅藻土表面的硅羥基及氫鍵是硅藻土重金屬進(jìn)行化學(xué)吸附的關(guān)鍵，硅羥基具有一定的活性，在高溫條件下能夠與重金屬氧化物發(fā)生反應(yīng)[21]。硅藻土內(nèi)部的微孔中也有硅羥基與氫鍵，在垃圾焚燒過(guò)程中，硅藻土內(nèi)部的孔隙增加，孔道得以打開(kāi)，使得硅羥基能夠更多地與重金屬氧化物或氯化物結(jié)合。

圖4 焚燒后硅藻土表面形貌的FE-SEM圖Fig. 4 FE-SEM diagram of diatomite surface morphology after incineration

2.2 硅藻土對(duì)重金屬遷移分布的影響

本文分別考察了添加不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)硅藻土后Pb、Cd、Cu、Zn在底灰中的歸一化分布，結(jié)果見(jiàn)圖5～圖8所示。

圖5 添加不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)硅藻土后Pb在底灰中的歸一化分布Fig. 5 Normalized distribution of Pb in bottom ash after adding diatomite with different mass fractions

圖6 添加不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)硅藻土后Cd在底灰中的歸一化分布Fig. 6 Normalized distribution of Cd in bottom ash after adding diatomite with different mass fractions

圖7 添加不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)硅藻土后Cu在底灰中的歸一化分布Fig. 7 Normalized distribution of Cu in bottom ash after adding diatomite with different mass fractions

圖8 添加不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)硅藻土后Zn在底灰中的歸一化分布Fig. 8 Normalized distribution of Zn in bottom ash after adding diatomite with different mass fraction

2.2.1 硅藻土對(duì)Pb遷移分布的影響 圖5中橫坐標(biāo)為硅藻土添加量（質(zhì)量分?jǐn)?shù)），縱坐標(biāo)為重金屬的歸一化分布率。在未添加硅藻土、溫度由600 ℃上升至900 ℃時(shí)，Pb在底灰中的分布依次為37.47%、32.33%、25.99%、18.18%。添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1%的硅藻土后，Pb在底灰中的分布分別增加至43.13%、36.73%、28.66%、22.28%。同時(shí)隨著硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加，Pb在底灰中分布進(jìn)一步提高，當(dāng)硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4%時(shí)，Pb在底灰中的分布分別為53.94%、47.10%、38.50%、28.40%。同一溫度條件下，Pb在底灰中的分布趨勢(shì)基本符合隨著硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而增加的趨勢(shì)。當(dāng)硅藻土的質(zhì)量分?jǐn)?shù)一定時(shí)，隨著溫度的升高，Pb在底灰中的分布則是逐漸減少。表3示出了硅藻土對(duì)Pb的吸附效率。由表3可知，當(dāng)硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4%時(shí)，硅藻土對(duì)Pb的吸附效率隨著溫度的升高而上升。

表3 硅藻土對(duì)Pb的吸附效率Table 3 Adsorption efficiency of diatomite to Pb

2.2.2 硅藻土對(duì)Cd遷移分布的影響 從圖6中可以看出，在未添加硅藻土、溫度由600 ℃上升至900 ℃時(shí)，Cd在底灰中的分布依次為10.15%、4.19%、3.01%、1.25%。添加1%硅藻土后，Cd在底灰中的分布分別增加至16.49%、8.86%、5.15%、1.67%。同時(shí)隨著硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加，Cd在底灰中的分布進(jìn)一步提高，當(dāng)硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4%時(shí)，Cd在底灰中的分布分別為25.76%、16.05%、9.55%、4.21%，且由表4看出硅藻土對(duì)Cd的吸附效率此時(shí)也分別達(dá)到153.83%、283.10%、217.11%、210.40%。同一溫度條件下，Cd在底灰中的分布隨著硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而增加；同一硅藻土的添加分?jǐn)?shù)的條件下，Cd在底灰中的分布隨著溫度的升高而減少；在實(shí)驗(yàn)溫度范圍內(nèi)，硅藻土均表現(xiàn)出對(duì)Cd良好的吸附作用。由表4可以看出，硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4%、溫度為700 ℃時(shí)，硅藻土對(duì)Cd的吸附效率達(dá)到最高，但是隨著溫度的進(jìn)一步上升硅藻土對(duì)Cd的吸附效率有所下降。

表4 硅藻土對(duì)Cd的吸附效率Table 4 Adsorption efficiency of diatomite to Cd

2.2.3 硅藻土對(duì)Cu遷移分布的影響 由圖7可知，在未添加硅藻土、溫度由600 ℃上升至900 ℃時(shí)，Cu在底灰中的分布依次為72.78%、69.42%、66.89%、65.76%；添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1%的硅藻土后，Cu在底灰中分布分別為76.15%、72.61%、67.41%、65.39%。隨著硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加，Cu在底灰中并無(wú)顯著增加的趨勢(shì)。表5示出了硅藻土對(duì)Cu的吸附效率，由表5可以看出，硅藻土對(duì)Cu的吸附效率也并未呈現(xiàn)規(guī)律性變化。

表5 硅藻土對(duì)Cu的吸附效率Table 5 Adsorption efficiency of diatomite to Cu

2.2.4 硅藻土對(duì)Zn遷移分布的影響 從圖8中可以看出，在未添加硅藻土、溫度由600 ℃上升至900 ℃時(shí)，Zn在底灰中的分布依次為51.47%、45.73%、40.58%、38.34%。添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1%的硅藻土后，Zn在底灰中的分布分別增加至64.75%、56.76%、47.72%、45.85%，表明硅藻土對(duì)Zn具有一定的吸附作用。隨著硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加，Zn在底灰中分布進(jìn)一步提高，當(dāng)硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4%時(shí)，由表6可以看出，此時(shí)吸附效率也分別達(dá)到51.20%、58.28%、59.77%、46.60%，吸附效果較為明顯。由圖8中可以看出，同一溫度條件下，Zn在底灰中的分布隨著硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而增加；同一硅藻土添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)的條件下，Zn在底灰中的分布隨著溫度的升高而減少；在600～900 ℃內(nèi)，硅藻土對(duì)Zn均表現(xiàn)出良好的吸附效果。

表6 硅藻土對(duì)Zn的吸附效率Table 6 Adsorption efficiency of diatomite to Zn

2.3 硅藻土對(duì)重金屬遷移分布影響的熱力學(xué)模擬

硅藻土對(duì)Pb、Cd、Cu、Zn遷移分布影響的熱力學(xué)模擬分別如圖9～圖12所示。

2.3.1 硅藻土對(duì)Pb遷移分布影響的熱力學(xué)平衡模擬

如圖9所示，當(dāng)溫度在200 ℃以內(nèi)時(shí)，Pb基本上以PbSiO3的形式存在，隨著溫度逐漸升高，PbSiO3開(kāi)始逐漸減少，系統(tǒng)內(nèi)的PbO逐漸增多。700 ℃后，PbSiO3又開(kāi)始少量增加，這與實(shí)驗(yàn)中添加w= 4%的硅藻土對(duì)Pb的吸附效率隨著溫度的升高而逐步提高、以及在900 ℃時(shí)吸附效率達(dá)到最高相一致。與此同時(shí)，系統(tǒng)中PbO開(kāi)始減少。整個(gè)溫度區(qū)間內(nèi)，系統(tǒng)內(nèi)PbSiO3的摩爾分?jǐn)?shù)保持在70%以上，主要是由于Pb的氧化物和氯化物易與SiO2反應(yīng)生成不易揮發(fā)的金屬硅酸鹽，推測(cè)發(fā)生下列反應(yīng)[22]：

圖9 硅藻土對(duì)Pb分布影響的熱力學(xué)平衡模擬Fig. 9 Thermodynamic equilibrium simulation of the effect of diatomite on Pb distribution

2.3.2 硅藻土對(duì)Cd遷移分布影響的熱力學(xué)平衡模擬

從圖10可以看出，當(dāng)溫度在200 ℃以內(nèi)時(shí)，系統(tǒng)中的Cd主要以CdSiO3的形式存在，當(dāng)溫度到達(dá)900 ℃時(shí)，CdSiO3的摩爾分?jǐn)?shù)約為86%，CdO摩爾分?jǐn)?shù)約為14%。SiO2與Cd能夠發(fā)生如式（7）所示的反應(yīng)，但隨著溫度的升高，系統(tǒng)中的CdSiO3逐漸減少，而CdO的量在逐漸增加，推測(cè)可能是由于溫度的升高，導(dǎo)致部分CdSiO3分解。

圖10 硅藻土對(duì)Cd遷移分布的熱力學(xué)平衡模擬Fig. 10 Thermodynamic equilibrium simulation of the effect of diatomite on Cd distribution

實(shí)驗(yàn)結(jié)果也表明，在溫度超過(guò)700 ℃后，隨著溫度的升高，硅藻土對(duì)Cd的吸附能力也在逐漸減弱。另一方面，在700 ℃之前，推測(cè)Cd與硅藻土主要發(fā)生物理吸附，在溫度上升至700 ℃左右時(shí)，硅藻土具有了足夠的活化能，二者發(fā)生化學(xué)吸附，從而在700 ℃時(shí)吸附效率達(dá)到最高。

2.3.3 硅藻土對(duì)Cu遷移分布影響的熱力學(xué)平衡模擬

如圖11所示，系統(tǒng)中的Cu主要以CuO與Cu2O的形式存在，SiO2并未與Cu反應(yīng)生成硅酸鹽。模擬結(jié)果與溫度對(duì)Cu的熱力學(xué)平衡模擬相同，說(shuō)明通過(guò)熱力學(xué)平衡計(jì)算，SiO2并未對(duì)Cu的形態(tài)轉(zhuǎn)化起到作用，實(shí)驗(yàn)結(jié)果也表明硅藻土對(duì)Cu的吸附效果并不明顯。

圖11 硅藻土對(duì)Cu遷移分布的熱力學(xué)平衡模擬Fig. 11 Thermodynamic equilibrium simulation of the effect of diatomite on Cu distribution

2.3.4 硅藻土對(duì)Zn遷移分布影響的熱力學(xué)平衡模擬

從圖12中可以看出，低溫下Zn大多都以Zn2SiO4形式存在，系統(tǒng)中的ZnO與ZnCl2可以與SiO2發(fā)生如式（8）、（9）所示的反應(yīng)。隨著溫度的不斷升高，Zn2SiO4開(kāi)始逐漸減少，而ZnO和ZnSiO3的摩爾分?jǐn)?shù)不斷升高。推測(cè)是由于Zn2SiO4不穩(wěn)定，在高溫下發(fā)生分解生成ZnO和ZnSiO3。800 ℃時(shí)，ZnSiO3的摩爾分?jǐn)?shù)為20.38%，Zn2SiO4的摩爾分?jǐn)?shù)為51.24%，隨著溫度的進(jìn)一步上升，Zn2SiO4仍舊逐漸減少，ZnSiO3基本不變，而ZnO增幅變大。

圖12 硅藻土對(duì)Zn遷移分布的熱力學(xué)平衡模擬Fig. 12 Thermodynamic equilibrium simulation of the effect of diatomite on Zn distribution

由表6表明，硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4%時(shí)，硅藻土在800 ℃對(duì)Zn達(dá)到最佳吸附效果，熱力學(xué)模擬也驗(yàn)證了這一結(jié)果。而硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2%、3%情況下，硅藻土均在700 ℃對(duì)Zn的吸附效果最好。推測(cè)由于添加量和焚燒溫度共同影響最終吸附效果，當(dāng)硅藻土添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4%時(shí)，添加量對(duì)吸附效果的影響程度得到了較大增強(qiáng)，對(duì)最終吸附效果占據(jù)主要影響。

3 結(jié) 論

（1）硅藻土對(duì)Pb、Cd、Cu和Zn均具有一定的吸附能力，使重金屬更多地分布于底灰中，其中對(duì)Pb、Cd、Zn的吸附效果較為明顯，且隨著硅藻土質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加，硅藻土對(duì)重金屬的吸附作用逐步提升。600～800 ℃范圍內(nèi)硅藻土對(duì)重金屬的最佳吸附效率依次為Cd > Zn > Pb > Cu；900 ℃時(shí)硅藻土對(duì)重金屬的最佳吸附效率依次為Cd > Pb > Zn > Cu。硅藻土對(duì)Pb最佳吸附效率的對(duì)應(yīng)溫度為900 ℃，對(duì)Zn最佳吸附效率的對(duì)應(yīng)溫度為800 ℃，對(duì)Cd、Cu最佳吸附效率的對(duì)應(yīng)溫度為700 ℃。

（2）通過(guò)熱力學(xué)平衡計(jì)算模擬硅藻土對(duì)重金屬遷移分布的影響，發(fā)現(xiàn)硅藻土能夠與Pb、Cd、Zn生成不易揮發(fā)的硅酸鹽，對(duì)Cu的形態(tài)轉(zhuǎn)化則未起到作用。

（3）通過(guò)熱力學(xué)模擬探究以及硅藻土的表面形貌研究了硅藻土在垃圾焚燒過(guò)程中對(duì)重金屬的吸附機(jī)理，發(fā)現(xiàn)硅藻土對(duì)Pb、Cd、Zn的吸附中物理吸附與化學(xué)吸附并存，對(duì)Cu主要為物理吸附。