膨潤土在廢水處理中的應(yīng)用及研究現(xiàn)狀

羅雄兵，馮 燕

（昆明理工大學(xué)建筑工程學(xué)院，云南 昆明 650500）

在污水處理中吸附法是較好的一種方法，具有特殊的地位。目前用于污水處理的吸附材料主要有活性炭、沸石、硅藻土、粘土礦物類、高分子類及廉價廢棄物等[1]。而粘土礦物憑借其原料易得、成本低、吸附性能好等優(yōu)點成為研究較多的吸附劑，其中膨潤土是研究熱點之一。本文主要對膨潤土在工業(yè)、生活廢水處理中的應(yīng)用現(xiàn)狀進行了綜述和總結(jié)。

1 膨潤土的特性

膨潤土是由蒙脫石為主要成分的粘土礦物組成的，常含少量伊利石、高嶺石、埃洛石、綠泥石、沸石、石英、長石、方解石等；一般為白色、淡黃色，因含鐵量變化又呈淺灰、淺綠、粉紅、褐紅、磚紅、灰黑色等；具蠟狀、土狀或油脂光澤；膨潤土有的松散如土，有的致密堅硬。主要化學(xué)成分是SiO2、Al2O3和H2O，還含有Fe、Mg、Ca、Na、K等元素，Na2O和CaO含量對膨潤土的物理化學(xué)性質(zhì)和工藝技術(shù)性能影響頗大。

膨潤土可分為鈉基膨潤土(堿性土)、鈣基膨潤土(堿土性土)和天然漂白土(酸性土或酸性白土)，其中鈣基膨潤土又包括鈣鈉基和鈣鎂基等。膨潤土具有強吸濕性和膨脹性，可吸附8～15倍于自身體積的水量，體積膨脹可達(dá)數(shù)倍至30倍；在水介質(zhì)中能分散成膠凝狀和懸浮狀，這種介質(zhì)溶液具有一定的粘滯性、能變性和潤滑性；有較強的陽離子交換能力；對各種氣體、液體、有機物質(zhì)有一定的吸附能力，最大吸附量可達(dá)5倍于自身的重量；它與水、泥或細(xì)沙的摻和物具有可塑性和粘結(jié)性；具有表面活性的酸性漂白土(活性白土、天然漂白土—酸性白土)能吸附有色離子。

膨潤土中的主要成分蒙脫石屬2∶1型硅酸鹽礦物，蒙脫石晶體結(jié)構(gòu)由兩層硅氧四面體晶片中間夾一層鋁氧八面體晶片組成，其中Si-O四面體中的Si4+和Al-O八面體中的Al3+可被Fe2+、Ca2+、Mg2+、K+、Na+、Li+等低價離子取代，從而造成電價不飽和，使層間產(chǎn)生負(fù)電荷。此外，蒙脫石礦物晶粒細(xì)小，具有較大的比表面積；同時由于層間作用力較弱，在溶劑作用下，可發(fā)生層間剝離、膨脹，分離成更薄的單晶片，這又使膨潤石具有更大的比表面積，所以膨潤土具有較強的吸附能力，可有效去除水中的有機和無機污染物，具有較高的化學(xué)和生物穩(wěn)定性。因此，膨潤土具有良好的離子交換性和吸附性[2]。

2 膨潤土處理廢水國內(nèi)外研究現(xiàn)狀

2.1 膨潤土對含重金屬廢水的吸附

膨潤土是一類具有多孔結(jié)構(gòu)的粘土巖，由于膨潤土具有良好的離子交換性和吸附性，近年來膨潤土及改性膨潤土也被廣泛用在重金屬離子處理的試驗性研究上。

杜秀娟等[3]采用鈉化改性及水溶液聚合連續(xù)工藝合成了系列復(fù)合膨潤土，并考察了丙烯酰胺的溶出量和對Pb2+的吸附性能。結(jié)果表明，復(fù)合膨潤土對Pb2+的吸附量高于粉末膨潤土和鈣基復(fù)合膨潤土，且吸附量隨膨潤土含量增加而增加，膨潤土含量為90%的鈉基復(fù)合膨潤土對Pb2+的吸附量可達(dá)118.35mg/g，吸附符合Lagergren二級動力學(xué)模型。熊瓊仙等[4]研究了自制巰基功能化膨潤土(TFB)對Pb2+的吸附行為，考察了溶液的pH值、離子強度、吸附時間和溫度對吸附平衡的影響，并對吸附過程進行了動力學(xué)與熱力學(xué)研究。結(jié)果表明，常溫下吸附時間為60min、0.1mol/L的KNO3、pH值=6.0、5.09g/L TFB對200mg/L的Pb2+的吸附率達(dá)到85.4%以上，TFB對Pb2+的吸附動力學(xué)符合準(zhǔn)二級動力學(xué)方程；TFB對Pb2+的吸附熱力學(xué)符合Langrnuir等溫線方程和Dubinin-Radushkevich(D-R)等溫線方程。張金利等[5]深入研究成本低廉的膨潤土對水溶液中Pb(Ⅱ)的吸附特性，采用Batch試驗方法，分析了土水比、pH值、離子強度、反應(yīng)時間、溫度及Pb(Ⅱ)的初始濃度對Pb(Ⅱ)在膨潤土上吸附性能的影響，并對吸附動力學(xué)和吸附平衡試驗進行了探討。Pb(Ⅱ)在膨潤土上去除率與pH值、離子強度有很強的依賴性。當(dāng)pH值＜7時，膨潤土對Pb(Ⅱ)的吸附主要是離子交換，而當(dāng)7＜pH值＜10時，內(nèi)表面絡(luò)合是主要的吸附機理。膨潤土對Pb(Ⅱ)的吸附非常迅速，15min去除率就達(dá)到50%，120min內(nèi)可達(dá)到平衡。動力學(xué)數(shù)據(jù)符合偽二級動力學(xué)模型，吸附速率常數(shù)均隨Pb(Ⅱ)的濃度增加而減小。Langmuir模型可成功的擬合等溫吸附數(shù)據(jù)，膨潤土對Pb(Ⅱ)的吸附量可達(dá)27.45mg/g，升溫有利于膨潤土對Pb(Ⅱ)的吸附。試驗結(jié)果表明：膨潤土可作為防污屏障和降低水環(huán)境中重金屬污染物的吸附劑。

潘嘉芬[6]用山東濰坊涌泉某膨潤土廠生產(chǎn)的膨潤土對Cu2+、Zn2+、Cr3+模擬合一的廢水進行了試驗研究。結(jié)果表明，該膨潤土對廢水中的Cu2+、Zn2+、Cr3+有較高的去除率，并且吸附速度快、時間短，可作為廢水中重金屬Cu2+、Zn2+、Cr3+的吸附劑使用。吸附后的膨潤土，可用作抗菌材料。孟慶梅等[7]研究了邯鄲鈣基膨潤土及其鈉化土對Zn2+的吸附行為，考察了溶液中Zn2+的初始濃度、液固比、pH值、吸附時間、攪拌速度、溫度、膨潤土粒度等因素對膨潤土吸附的影響。結(jié)果表明：鈣基膨潤土及其鈉化土對Zn2+的吸附在2h時都基本達(dá)到平衡；提高溶液的pH值、吸附溫度和攪拌速度，延長吸附時間，降低膨潤土的粒度、Zn2+的初始濃度和液固比，都能不同程度地提高膨潤土對Zn2+的吸附率；在混合體系中，共存離子Pb2+對兩種膨潤土吸附Zn2+的效果都幾乎沒有影響，而Cr6+卻會降低兩種膨潤土對Zn2+的吸附率。

楊瑩琴等[8]研究了以鈉基膨潤土為原料制備的插層膨潤土復(fù)合吸附材料對Cu2+的吸附性能。結(jié)果表明：羧甲基殼聚糖成功插入膨潤土層間。插層土對Cu2+有良好吸附性能，當(dāng)羧甲基殼聚糖與有機膨潤土質(zhì)量比1∶15、吸附時間2h、銅離子濃度為100mg/L時，吸附率達(dá)99.6%。楊萃娜等[9]研究了鈣基膨潤土和鈉基膨潤土對廢水中銅離子的吸附特性。結(jié)果表明，鈉基膨潤土和鈣基膨潤土的吸附行為都依賴于溶液的pH值，初始離子濃度和吸附劑用量。在低pH值時主要是H+與Cu2+競爭吸附位；pH值=3～7時基本的吸附機制是離子交換的過程；在pH值＞8.3時，在膨潤土顆粒表面形成氫氧化銅的吸附或沉淀。隨初始金屬離子濃度的增加去除率降低，而吸附劑的單位吸附量迅速增加。Cu2+濃度為40mg/L時，鈉基膨潤土和鈣基膨潤土的去除率分別達(dá)98.4%和81.2%。鈉基膨潤土和鈣基膨潤土的最大吸附容量分別為26mg/g和12mg/g。

李虎杰等[10]研究了鹽亭鈣基膨潤土的理化性質(zhì)及其對Cd2+的吸附作用。試驗結(jié)果表明，該膨潤土對重金屬離子Cd2+有較好的吸附作用，吸附作用受溶液pH值影響明顯。膨潤土對重金屬離子的吸附主要通過離子交換作用進行，增加膨潤土吸附劑添加量或加大溶液中Cd2+濃度，均有利于提高膨潤土對Cd2+的吸附總量。膨潤土對Cd2+的吸附模式符合Frendlish方程。Banfalvi等[11]將膨潤土與Na2S混合后用于廢水中Cd2+的處理，當(dāng)廢水中Cd2+濃度在10-4～10-6mol/L時，其去除率接近90%。Gaspar[12]利用改性之后的膨潤土對含有Cd2+的廢水進行研究，研究結(jié)果表明，Cd2+的去除率達(dá)到90%。

姚樂等[13]用硫酸和高分子絮凝劑聚二甲基二烯丙基氯化銨(PDMDAAC)對膨潤土進行改性，研究改性膨潤土吸附處理含砷廢水。在較佳條件下廢水中砷的去除率可達(dá)97%以上，處理后砷的剩余濃度達(dá)到國家第一類污染物排放標(biāo)準(zhǔn)。Su等[14]利用多種陽離子表明活性劑對膨潤土進行有機改性，研究了其對水溶液中的As3+及As5+的吸附行為。結(jié)果表明，十八烷基二甲基芐基銨(SMB3)對As3+的吸附量為0.288mg/g，對As5+的吸附量為0.102mg/g，動力學(xué)符合偽二階擬合模型，吸附等溫線符合Langrnuir方程。

李琛等[15]以FeCl3、AlCl3和Na2CO3配制柱化劑，以鈉基膨潤土為原料，制備了羥基鐵鋁柱撐膨潤土，并研究了其作為絮凝劑對含Cr(VI)廢水的處理效果。結(jié)果表明：羥基鐵鋁柱撐膨潤土對Cr(VI)有很好的去除效果，羥基鐵鋁柱撐膨潤土投加量、pH值及攪拌時間對Cr(VI)的吸附有較明顯的影響，其中羥基鐵鋁柱撐膨潤土投加量的影響最為顯著。由正交試驗分析得出的最佳試驗條件為：絮凝劑投加量15g/L、pH值=4、攪拌時間45min，此時，Cr(VI)的去除率為99.35%。曹福等[16]用陽離子表面活性劑十六烷基三甲基溴化銨(CTMAB)對膨潤土進行活化改性，用微波干法制備有機膨潤土，并用制備的改性膨潤土對含Cr(VI)模擬廢水進行吸附試驗。結(jié)果表明，用5%的CTMAB溶液改性后的膨潤土去除Cr(VI)效果較好，當(dāng)改性膨潤土用量為1.5g/L、pH值=4、攪拌30min時，有機膨潤土對含Cr(VI)廢水的去除率超過98%；有機改性膨潤土對含Cr(VI)廢水的吸附符合Freundlich等溫吸附方程。

于瑞蓮等[17]將膨潤土、海藻酸鈉、PVA和水，按一定的比例在加熱的條件下，進行混合并制得小球，用于處理含鎳廢水。結(jié)果表明：Ni2+的初始濃度為10mg/L時，投加5g(濕重)的膨潤土小球，調(diào)節(jié)pH值為5、吸附時間為25min、振蕩速度為110r/min、振蕩溫度為25℃的條件下，去除率可達(dá)到97.6%。含鎳廢水處理后鎳的濃度，可低于國家規(guī)定的排放標(biāo)準(zhǔn)(GB8978-1996)。使用后的小球經(jīng)過再生，在最佳處理條件下仍有較好的處理效果。

李寧波等[18]采用間歇法研究在不同環(huán)境條件下(濃度、固液比、溫度、pH值、介質(zhì))，新疆膨潤土(簡稱XJ)對Sr2+、Cs+的吸附性能影響。結(jié)果表明：XJ對Sr2+、Cs+的吸附性能比較好，當(dāng)Sr2+、Cs+濃度為0.01mol/L時，XJ對Sr2+、Cs+的吸附平衡時間約在7天左右，平衡吸附量分別為40mg/g、129mg/g。Sr2+、Cs+的濃度和不同固液比對XJ的吸附性能影響比較大，其次是不同介質(zhì)、溶液的pH值和溶液的溫度。

劉艷等[19]采用間歇法研究了膨潤土對鈾的吸附性能。結(jié)果表明：膨潤土對鈾的吸附量隨鈾初始濃度的升高而增大，吸附比與吸附率卻隨鈾初始濃度的升高而逐漸降低；溶液在接近中性時對的鈾的吸附效果最好；當(dāng)初始濃度一定時，吸附量隨膨潤土加入量的增加而減少，吸附率隨膨潤土加入量的增加而增加。

2.2 膨潤土處理廢水中有機化合物

有機物廢水對人類生存環(huán)境造成嚴(yán)重影響，現(xiàn)在工業(yè)焦化、煉油、合成纖維等工廠排出的大量含有有機物廢水，會造成細(xì)胞蛋白質(zhì)變性，損害神經(jīng)、肝臟和腎臟等。因此，對含有有物廢水的處理十分重要的。

Zhu等[20]用芐基三甲基銨離子(BTMA)改性負(fù)電荷膨潤土，制得有機膨潤土(65BTMA)，并研究了其對水溶性芳香類有機物的吸附。其對質(zhì)量濃度為20mg/L的苯酚、苯胺和甲苯的去除效率分別為83.3%，89.2%和97.3%，表明65BTMA芳香類化合物具有較高的吸附性能。張斌等[21]以兩性表面活性荊十八烷基二甲基甜菜堿(BS-18)為修飾劑，制得兩性修飾膨潤土，研究了不同修飾比例、溫度及pH值等條件下，兩性修飾土對苯酚的吸附反應(yīng)和動力學(xué)特征，并對吸附機制進行探討。結(jié)果表明，不同修飾比例的兩性修飾土對苯酚的吸附速度參數(shù)均大于未修飾膨潤土，且均隨著修飾比例的增加而增大。表明修飾可以顯著加快膨潤土對苯酚的吸附速率；低溫有利于吸附；吸附量在pH值為4～8的范圍內(nèi)較穩(wěn)定，pH值＞8后，吸附量迅速降低。兩性修飾土對苯酚的吸附動力學(xué)曲線符合偽二級動力學(xué)模型。

李金雄等[22]采用膨潤土對水中的PAM進行吸附處理。試驗研究了膨潤土和非離子聚丙烯酰胺的質(zhì)量比為10∶1的情況下，PAM在膨潤土上的吸附行為。探討了吸附時間、溫度、pH值對吸附效果的影響。結(jié)果表明：在溫度為30℃、pH值＜9、吸附時間為1h的條件下，0.1g膨潤土對100mg/LPAM的吸附量為59mg/g。其吸附行為符合Langmuir吸附等溫模型和HO準(zhǔn)二級動力學(xué)方程式。吸附焓變Δ=23.62kJ/mol，該吸附過程是吸熱的自發(fā)過程。

凌輝等[23]提出一套不同于傳統(tǒng)工藝的有機化膨潤土制備方法，并首次采用COD(化學(xué)需氧量)與XRD(X射線衍射)雙重指標(biāo)衡量有機化膨潤土的合成效果。COD測試表明，選擇合適的改性劑種類和用量，是制備廢水處理用有機化膨潤土的兩個前提。XRD分析說明，新工藝制備的有機化膨潤土中蒙脫石的d001明顯增大，有機改性劑長鏈分子已經(jīng)插入蒙脫石礦物層間，合成效果良好。新的有機化膨潤土合成工藝省去了過濾、洗滌、烘干、粉碎等步驟，能耗大大降低，成本優(yōu)勢明顯，能夠有力地促進有機化膨潤土在廢水處理領(lǐng)域的規(guī)模化應(yīng)用。

郭海霞等[24]對遼寧省黑山鈣基膨潤土進行有機—無機復(fù)合改性，開發(fā)了一種高效、廉價的吸附劑，并將其用于焦化廢水的深度處理，考察了膨潤土粒徑、反應(yīng)溫度、吸附劑投量、反應(yīng)時間、pH值等因素的影響。結(jié)果表明，經(jīng)5g/L的Al2(SO4)3及0.02moL/L的十六烷基三甲基溴化銨(CTMAB)復(fù)合改性的膨潤土，能同時去除焦化廢水二級生化出水中殘留的氨氮和COD，在投量為40g/L、反應(yīng)時間為30min、反應(yīng)溫度為25℃、pH值=9的條件下，對氨氮和COD的去除率可分別達(dá)75%和47%，處理出水的氨氮和COD可分別降至25mg/L和150mg/L以下，為焦化廢水的再生回用創(chuàng)造了條件。

王雨紅等[25]探討粉煤灰、活性炭和膨潤土等吸附劑對硫酸錳溶液中殘余少量有機物的吸附效果，并以膨潤土為吸附劑進行單因素試驗，考察了膨潤土用量、吸附時間、pH值和溫度對吸附效果的影響。結(jié)果表明，使用膨潤土吸附劑，在溶液pH值＝7.0，溫度25℃，吸附時間30min，膨潤土用量10.0g的條件下，硫酸錳溶液的COD去除率可達(dá)32.4%；改性膨潤土較未改性原土脫除溶液中有機物的效果更好，且酸化改性膨潤土優(yōu)于熱化改性膨潤土，COD去除率達(dá)到40.8%。

2.3 膨潤土對印染廢水的吸附

紡織印染行業(yè)每年產(chǎn)生大量的染料廢水，這些廢水降低了光的透射性、大大抑制了植物的光合作用，染料廢水的去除逐漸引起廣泛的關(guān)注。

聶景旭等[26]用Fe鹽改性膨潤土處理燃料廢水，在溶液pH值=4.0、振蕩時間30min、改性膨潤土投加量0.1g/L時，F(xiàn)e2+、Fe3+改性膨潤土對20mg/L亞甲基藍(lán)的去除率分別達(dá)到85.7%和95.2%，效果很好。

Zohra等[27]用溴化十六烷基三甲銨對硼潤土進行改性，對染料苯紅紫4B進行了吸附研究，發(fā)現(xiàn)當(dāng)溫度在20～60℃變化時，改性膨潤土的吸附容量從109.89mg/g增加到153.84mg/g。

劉桂萍等[28]利用殼聚糖/鈉基膨潤土復(fù)合絮凝劑對活性艷紅X3B等11種染料模擬廢水及實際印染廢水進行絮凝脫色處理?？疾炝藦?fù)合絮凝劑投加量、pH值、攪拌速率、攪拌時間等因素對模擬染料廢水絮凝脫色的影響。結(jié)果表明，在染料濃度為100mg/L、pH值=5的條件下，復(fù)合絮凝劑投加量為1.25g/L時，3種質(zhì)量比的復(fù)合絮凝劑對活性艷紅X3B的脫色率分別達(dá)到75%、90%和97%以上；質(zhì)量比為1∶10的殼聚糖/鈉基膨潤土復(fù)合絮凝劑，對其他活性、還原性、分散性、水溶性等8種印染廠常用染料也具有很好的絮凝脫色作用，脫色率均可達(dá)94%以上。對印染廢水處理廠進水口廢水和經(jīng)過A/O處理后廢水的色度去除率和COD去除率分別可以達(dá)到81.05%、83.74%、53.21%和41.22%，具有一定的應(yīng)用前景。

韋科陸等[29]微波輔助制備鋯鋁柱撐膨潤土，考察其對廢水中剛果紅染料的吸附行為，并對吸附前后柱撐膨潤土進行表征，以探索吸附機理。結(jié)果表明，在原始溶液pH值和室溫條件下，初始濃度為50mg/L的剛果紅溶液，吸附劑用量為4g/L時，吸附45min后即能達(dá)到吸附平衡，柱撐膨潤土的吸附容量為12.17mg/g，脫色率達(dá)97.64%；其吸附過程符合準(zhǔn)二級動力學(xué)方程，粒子擴散不是唯一的速率控制步驟；鋯鋁柱撐膨潤土對剛果紅的等溫吸附符合Langmuir方程；XRD與FT-IR表征結(jié)果表明，吸附過程主要以物理吸附為主。

羅陽春等[30]研究有機—無機復(fù)合膨潤土吸附—催化處理金橙Ⅱ染料。利用羥基鐵和表面活性劑同時改性膨潤土。制得有機—無機復(fù)合膨潤土。以陰離子染料金橙II為染料廢水的代表，研究了時間、pH值等因素對有機—無機復(fù)合膨潤土吸附和催化過程的影響。結(jié)果表明，有機—無機復(fù)合膨潤土吸附荊對金橙II染料的吸附效果明顯，最大吸附量為76.1mg/g。吸附劑的吸附效果受吸附時間影響較為明顯。當(dāng)吸附時間在140min左右時，去除率最高，可達(dá)96.22%。吸附過程符合準(zhǔn)二級動力學(xué)方程。吸附效果也受到廢水自身pH值的影響。在不同pH值條件下，去除率均能達(dá)到85.00%以上。當(dāng)pH值=4左右時，得到最大去除率97.57%。此外，有機—無機復(fù)合膨潤土在有H2O2存在下，可以催化降解所吸附的污染物，有機物降解率達(dá)到87.13%，避免了二次污染，并重復(fù)使用膨潤土。當(dāng)pH值=4左右時，降解效果達(dá)到最佳，但降解時間較長。該研究為染料廢水處理提供了新思路。

李慧茹等[31]研究了黃原酸化膨潤土(XB)對甲基橙的吸附性能，考察了甲基橙初始濃度、吸附時間、溫度、pH值、吸附劑用量對其吸附性能的影響。結(jié)果表明：在15～25℃、[甲基橙]起始=300mg/L、pH值=5～6、XB用量0.59、吸附時間80min時，XB對甲基橙的去除率最高達(dá)98.5%，處理后染料廢水可達(dá)標(biāo)排放。吸附動力學(xué)研究表明，吸附過程符合準(zhǔn)二級動力學(xué)吸附模型，以化學(xué)吸附為主。

2.4 膨潤土對氨氮和磷的處理

近年來，我國湖泊和水庫的富營養(yǎng)化程度相當(dāng)高，藍(lán)藻水華頻發(fā)。氮、磷是藻類生長的主要限制因素，如何高效的去除富營養(yǎng)化水體中的氮磷是一個迫切需要解決的問題。

聶錦旭等[32]利用微波強化改性膨潤土對廢水中的氨氮進行了吸附研究，結(jié)果表明，制備微波強化鋁改性膨潤土吸附劑的適宜條件為Al2(SO4)3濃度4%、微波輻照功率480W、輻照時間10min。在溶液pH值＝10、吸附劑用量為0.4g/L、吸附時間為20min條件下，對濃度為100mg/L氨氮廢水的去除率可達(dá)96.8%。

吳奇等[33]采用內(nèi)蒙古某地產(chǎn)膨潤土處理氨氮模擬廢水，在廢水體積為100mL，膨潤土用量為5g的條件下，利用靜態(tài)吸附試驗考察了吸附時間、溶液pH值、溶液中Ca2+，Mg2+濃度及氨氮初始濃度對氨氮去除率的影響，并采用改性液對膨潤土進行了鹽改性。結(jié)果表明，最佳吸附時間為60min、溶液pH值＝7.92，此時氨氮去除率最大，為63.38%；隨著Ca2+，Mg2+濃度的增大，氨氮去除率降低，且Mg2+比Ca2+的影響程度大；當(dāng)氨氮初始濃度為0～200mg/L時，Langmuir等溫線的相關(guān)系數(shù)達(dá)0.9962；在改性液質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4%時，鹽改性膨潤土的氨氮去除率最高，為90.18%。

王峰等[34]用鹽酸和煅燒兩種方法對膨潤土分別進行酸改性和熱改性，研究了不同濃度酸改性及不同溫度熱改性對膨潤土磷吸附的影響，并探討了熱改性膨潤土的最佳溫度及pH值。結(jié)果表明，在廢水濃度20mg/L、膨潤土投加量2%(重量比)時，對磷的吸附效果隨著酸用量的增加而增加，9%鹽酸改性后磷去除率由18.14%提高到45.59%；熱改后磷去除率上升為41.17%，最佳熱改性溫度為500℃，在弱酸及弱堿性條件下有利于500℃熱改性膨潤土吸附除磷，pH值=9時，10mg/L磷溶液中磷的去除率可達(dá)92.77%，磷剩余濃度為0.47mg/L，達(dá)到國家城鎮(zhèn)污水處理廠一級A排放標(biāo)準(zhǔn)。酸改性和熱改性均可顯著提高膨潤土的磷吸附效果。

肖利萍等[35]用殼聚糖負(fù)載膨潤土吸附處理含磷廢水，考察了吸附劑投加量、吸附時間、振蕩強度、pH值等對磷去除率的影響。結(jié)果表明：投加量為0.5g、吸附90min、振蕩強度為100r/min、pH值＝7，溫度25℃條件下對25mL質(zhì)量濃度為2mg/L的磷溶液去除率為78.25%。殼聚糖負(fù)載膨潤土對磷的吸附符合Langmuir等溫吸附模式。

干方群等[36]比較了不同天然膨潤土共7個樣品對不同程度磷污染水體的吸附凈化性能，通過等溫吸附試驗，探討了膨潤土對磷的吸附機制。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，供試膨潤土對水體磷均有一定的吸附凈化潛力，但針對不同程度磷污染水體存在一定差異，且同一屬型膨潤土的吸附凈化能力因礦物組成差異而不同。針對模擬V類水(P 0.4mg/L)和劣V類水(P 1.0m/L)，BN-2的吸附凈化能力最強，BN-6的吸附凈化能力較差，而其余膨潤土對磷的吸附凈化能力稍顯差異。天然膨潤土對磷的吸附等溫曲線符合Freundlich方程，說明膨潤土對磷的吸附可能屬于不均勻介質(zhì)的多分子層吸附。結(jié)果表明，在針對不同程度磷污染水體時，需根據(jù)膨潤土的礦物特性，使各具特殊性質(zhì)的不同天然膨潤土礦樣得到有效的應(yīng)用。

2.5 膨潤土處理其他廢水

龍敏等[37]用微波輔助制備鋯鋁柱撐膨潤土(MAZPB)作為吸附劑，研究其對水中F-的去除性能，探討了MAZPB投加量、溶液pH值、水中共存離子、再生能力等對氟吸附的影響。結(jié)果表明，在較寬的pH值范圍(3.5～10)內(nèi)，MAZPB有較好的除氟效果，去除率均達(dá)89%以上。高濃度的Fe3+及CO32-共存能明顯抑制MAZPB對氟的吸附。該吸附過程遵循Lagergren擬二級反應(yīng)動力學(xué)。MAZPB吸附F-符合Freundlich吸附等溫模型。在試驗條件下的吸附體系中，吸附機制主要為物理吸附。采用明礬對吸附F-飽和的MAZPB進行再生后，其對F-的去除率仍達(dá)81.93%。

王勛來等[38]介紹了內(nèi)蒙古高廟子膨潤土的EDXRF分析，得到了內(nèi)蒙古高廟子膨潤土的元素構(gòu)成，并論述了近幾年膨潤土對核素的吸附行為研究，主要影響因素包括：pH值、吸附時間、溫度、離子強度、無機離子、腐殖酸等。并對每種影響因素對不同核素的影響效果進行了總結(jié)。

吳雷等[39]以O(shè)H-Fe-Al為柱化劑制備了OHFe-Al柱撐膨潤土，研究其對陜南某皂素生產(chǎn)企業(yè)廢水中化學(xué)耗氧量(CODCr)和色度的去除性能。試驗結(jié)果表明，OH-Fe-A1柱撐膨潤土對廢水中CODCr和色度都有很好的去除效果。通過正交試驗確定了最佳反應(yīng)條件為：OH-Fe-A1柱撐膨潤土投加量為20g/L、pH值＝7.0、攪拌時間30min，廢水中CODCr去除率為79.4%，色度去除率為86.5%。

3 結(jié)語

綜上所述，我國學(xué)者對天然及改性后的膨潤土在廢水處理中的應(yīng)用及其機理等進行了大量的研究報道，但都處于試驗研究階段，還未見用于大規(guī)模實際廢水處理的報道。提高改性膨潤土吸附劑對特定污染物吸附的選擇性，找到合適的再生方法是需要進一步解決的問題。盡管如此，目前的研究已經(jīng)表明膨潤土作為污水處理劑，具有諸多優(yōu)點：儲量豐富，價廉易得；活化改性方法簡單；可去除水中無機、有機污染物；具有較高的化學(xué)和生物穩(wěn)定性。通過對膨潤土改性方法、其與絮凝劑以及其他吸附材料相互組合處理廢水的研究，深入探討膨潤土處理廢水的吸附機理和吸附動力學(xué)機制、影響因素及其影響規(guī)律的研究，以滿足不同類型污水處理的需要；同時研究膨潤土水處理劑的再生方法及條件，防止二次污染，對于擴大膨潤土水處理劑的應(yīng)用范圍和提高其在廢水處理中的應(yīng)用效果是非常必要的。

[1]劉轉(zhuǎn)，金奇庭，周安寧.廢水的吸附法處理[J].水處理技術(shù)，2003，29(6)：318-322.

[2]姜桂蘭，張培萍.膨潤土加工與應(yīng)用[M].北京：化學(xué)工業(yè)出版社，2005：192-193.

[3]杜秀娟，曹吉林，陳學(xué)青，等.聚丙烯酰胺—鈉基復(fù)合膨潤土合成及其吸附鉛離子性能[J].過程工程學(xué)報，2012，12(2)：324-329.

[4]熊瓊仙，陳文，朱霞萍，等.巰基功能化膨潤土吸附Pb2+的動力學(xué)和熱力學(xué)研究[J].離子交換與吸，2012，28(5)：432-441.

[5]張金利，張林林，谷鑫.重金屬Pb(Ⅱ)在膨潤土上去除特性研究[J].巖土工程學(xué)報，2013，35(1)：117-123.

[6]潘嘉芬.涌泉膨潤土吸附廢水中Cu2+、Zn2+、Cr3+的試驗研究[J].非金屬礦.2006，29(3)：49-51.

[7]孟慶梅，孫晨光，劉曉東，等.膨潤土吸附水中Zn2+的影響因素研究[J].金屬礦山.2009(8)：149-152.

[8]楊瑩琴，陳慧娟.羧甲基殼聚糖插層膨潤土的研制及其對Cu2+的吸附[J].非金屬礦，2009，32(1)：81-83.

[9]楊萃娜，丁述理.膨潤土對廢水中Cu2+的吸附性能研究[J].河北工程大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版)，2011，28(2)：75-78.

[10]李虎杰，劉愛平，易發(fā)成，等.膨潤土對Cd2+的吸附作用及影響因素[J].中國礦業(yè)，2004，13(11)：79-81.

[11]BANFALVI G.Removal of insoluble heavy metal sulfides from water[J].Chemospbere,2006,63: 1231-1234.

[12]GASPAR B.Removal of insoluble heavy metal sulfides from water[J].Chemosphere,2006,63(7): 1231-1234.

[13]姚樂.改性膨潤土吸附處理含砷廢水實驗研究[J].科學(xué)技術(shù)與工程，2010，10(16)：4093-40955.

[14]SU J,HUANG H G,JIN X Y,et a1.Synthesis,characterization and kinrtic of a surfactant-modified bentonite used to remove As(Ⅲ)and As(Ⅴ)from aqueous solution[J].Journal of Hazardous Materials,2011,185: 63-70.

[15]李琛，從善暢，李立，等.羥基鐵鋁柱撐膨潤土在含鉻廢水處理中的應(yīng)用[J].2011，30(8)：54-56.

[16]曹福，劉瑾.有機改性膨潤土對鉻的吸附特性研究[J].江蘇科技大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版)，2011，25(4)：387-389.

[17]于瑞蓮，胡恭任，蔡德鈺.膨潤土小球的制備及其對廢水中鎳(Ⅱ)的吸附作用研究[J].中國礦業(yè)，2009，18(2)：105-108.

[18]李寧波，易發(fā)成.新疆膨潤土對Sr2+、Cs+的吸附性能的研究[J].非金屬礦2009，32(6)：57-80.

[19]劉艷，易發(fā)成，王哲.膨潤土對鈾的吸附研究[J].非金屬礦.2010，33(1)：52-53.

[20]ZHU L,RUAN X X,LIANG B,et a1.Efficient removal and mechanisms of water soluble aromatic contaminants by a reduced-charge benlonite modified with benzyl trimwthyl ammonium cation[J].Chemosphere,2008,70: 1987-1994.

[21]張斌，孟昭福孫，李婷，等.兩性修飾膨潤土對苯酚吸附的動力學(xué)研究[J].干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究，2012，30(5)：200-204.

[22]李金雄，潘涌璋.膨潤土對水中聚丙烯酰胺的吸附行為研究[J].工業(yè)用水與廢水，2010，41(6)：64-67.

[23]凌輝，魯安懷，王長秋.用于有機廢水處理的改性膨潤土的制備新方法研究[J].巖石礦物學(xué)雜志，2011，30(1)：135-140.

[24]郭海霞，楊維，張洪波.無機—有機復(fù)合膨潤土用于焦化廢水的深度處理[J].中國給水排水，2008，24(21)：57-60.

[25]王雨紅，粟海鋒，文衍宣.吸附法脫除硫酸錳溶液中殘余有機物[J].有色金屬(冶煉部分)，2013(3)：4-7.

[26]聶景旭，肖賢明.改性膨潤土處理染色廢水的試驗研究[J].化工礦物與加工，2006(6)：15-17.

[27]ZOHRA B,AICHA K,FATIMA S,et a1.Adsorption ofdirect red 2 on bentonite modified by cetyltrimethy lammonium bromide[J].Chemical Engineering Journal,2008,136: 295-305.

[28]劉桂萍，王明杰，劉長風(fēng).殼聚糖/膨潤土復(fù)合絮凝劑處理染料廢水的研究[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2010，19(10)：2479-2483.

[29]韋科陸，唐艷葵，童張法，等.微波輔助制備柱撐膨潤土對剛果紅的吸附性能[J].過程工程學(xué)報，2010，10(6)：503-507.

[30]羅陽春，宋春剛，戴娟.有機—無機復(fù)合膨潤土吸附—催化處理水中染料金橙Ⅱ的研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012，40(4)：2230-2232.

[31]李慧茹，何玉鳳，李芳蓉，等.黃原酸化膨潤土對甲基橙的吸附性能研究[J].化工新型材料，2013，41(1)：70-72.

[32]聶錦旭，劉汩，劉立凡，等.微波強化鋁改性膨潤土對水中氨氮的吸附性能[J].金屬礦山，2009(12)：142-145.

[33]吳奇，劉滿平，劉麗紅.內(nèi)蒙古膨潤土處理氨氮廢水的研究[J].石化技術(shù)與應(yīng)用，2011，29(2)：172-175.

[34]王峰，翟由濤，陳建林.膨潤土的改性及其對廢水中磷吸附效果的研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2011，39(10)：5968-5970.

[35]肖利萍，徐超，呂娜.殼聚糖負(fù)載膨潤土處理含磷廢水的試驗研究[J].非金屬礦，2012，35(2)：69-72.

[36]干方群，杭小帥，馬毅杰，等.天然膨潤土的礦物特性及其磷吸附性能研究[J].土壤，2012，44(6)：996-1000.

[37]龍敏，唐艷葵，童張法，等.改性鋁鋯柱撐膨潤土去除水中氟離子[J].過程工程學(xué)報，2011，11(1)：44-49.

[38]王勛來，庹先國，曾英，等.膨潤土對核素的吸附行為研究[J].應(yīng)用化工，2012，41(3)：501-503.

[39]吳雷，李立，從善暢，等.羥基鐵鋁柱撐膨潤土處理皂素廢水的試驗研究[J].湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012，51(15)：3180-3182.