好氧顆粒污泥對水中橘黃的吸附特性

好氧顆粒污泥對水中橘黃的吸附特性*

張彥灼 李軍?李蕓 陳光輝卞偉

(北京工業(yè)大學 建筑工程學院∥水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室， 北京 100124)

摘要：利用好氧顆粒污泥(AGS)對堿性染料橘黃(SY)進行吸附試驗，研究了不同pH值、吸附劑用量、SY初始濃度和溫度對吸附過程的影響.發(fā)現(xiàn)：溶液的pH值是影響吸附效果的一個重要因素，pH值為2、AGS用量為2 g/L和溫度為35℃時吸附效果最好；平衡吸附量與SY染料初始濃度呈正相關；Langmuir吸附模型能夠較好地描述整個吸附過程，飽和吸附量為142.86 mg/L，吸附動力學符合準二級動力學模型.熱力學分析表明吸附是一個自發(fā)的吸熱過程，且低濃度比高濃度時的吸附親合力好.實驗結果表明AGS可以作為吸附SY染料的低成本吸附劑.

關鍵詞：吸附；動力學；熱力學；好氧顆粒污泥；橘黃

中圖分類號：X703.1

doi：10.3969/j.issn.1000-565X.2015.03.019

文章編號：1000-565X(2015)03-0137-06

收稿日期：2014-09-15

基金項目：* 國家科技重大專項(2012ZX07403-001)；住房和城鄉(xiāng)建設部研究開發(fā)項目(2009-K7-4)；國家自然科學基金資助項目(51178321)

作者簡介：關小紅(1977-)，女,教授,博士生導師，主要從事水污染控制研究.E-mail: guanxh@#edu.cn

染料在各個行業(yè)中都有廣泛應用，如紡織、紙漿、紙張的生產(chǎn)、植物染色、油漆和油墨等的生產(chǎn)需要使用大量染料.染料廢水處理難度大是因為染料脫色困難和遇光不易分解[1].偶氮類染料作為種類最多并且數(shù)量最大的有機染料，廣泛應用于紡織、造紙和皮革工業(yè)[2].由于工業(yè)的快速發(fā)展，大量偶氮類染料廢水排放對環(huán)境造成了嚴重污染，其污染程度已經(jīng)超過了環(huán)境的自凈能力.偶氮類染料及其分解產(chǎn)物可能通過水生環(huán)境使人類中毒、誘變或者致癌[3-5].因此，處理環(huán)境中的染料廢水變得比以往任何時候都重要[6].橘黃(SY)是一種吡唑啉酮染料(陰離子染料)，通常用于食品生產(chǎn)，如飲料、糖果、乳制品和面包等產(chǎn)品[1].處理環(huán)境中染料廢水最困難的是對其色度的去除，利用傳統(tǒng)的處理方法效果不顯著[7].在眾多的染料處理方法中(物理、化學、生物、電化學氧化和吸附法)，吸附是最為有效的一種方法[8].吸附是一種常見和高效的廢水處理技術，原理是基于溶質(zhì)分子轉(zhuǎn)移到一個活躍的吸附劑表面.吸附優(yōu)于其他染料處理技術，其初始成本低，設計簡單，操作便捷[9-10].

好氧顆粒被認為是由自固定化細胞組成的一種特殊生物膜，在過去20年，深入研究生物廢水處理等領域的應用表明生物膜在污水凈化方面比懸浮活性污泥更有效[11].與傳統(tǒng)的活性污泥相比，好氧顆粒污泥具有良好的沉降性能，密集的微生物結構和孔隙度，這表明它滿足生物吸附劑對染料去除的基本要求[12].Gao等[12]利用滅活好氧顆粒污泥吸附水中的酸性黃；Sun等[13]利用好氧顆粒污泥吸附水中的孔雀綠；Xu等[14]利用好氧顆粒污泥對水中重金屬進行吸附.由于好氧顆粒污泥(AGS)的研究時間較短，國內(nèi)外利用AGS對SY染料的吸附研究目前鮮有報道.鑒于此，為了SY染料廢水的治理及AGS的應用，進一步加強以好氧顆粒污泥為吸附劑處理水中偶氮類染料的研究是非常必要的.文中利用實驗室培養(yǎng)的好氧顆粒污泥作為吸附劑，用于吸附水溶液中陰離子型染料SY，通過該實驗為吸附處理技術在偶氮類染料廢水污染治理中的應用提供技術支撐.

1材料與方法1.1好氧顆粒污泥

實驗用污泥為實驗室培養(yǎng)的AGS.AGS的培養(yǎng)過程為：取北京某污水處理廠曝氣池的活性污泥作為種泥裝入序批式間歇(SBR)反應器中.SBR反應器特征為：圓柱形，高徑比為6.5，有效體積為25L，容積交換率為50%；維持水溫在25℃.SBR反應器在培養(yǎng)初期通過電磁式空氣泵進行曝氣，空氣流量為0.2m3/h.每天運行4個周期，進水5min，曝氣330min，沉淀20min，排水5min.1個周期為360min，靜止沉淀時間隨著培養(yǎng)時間梯度縮小至1min.穩(wěn)定運行20天后，在反應器內(nèi)獲得AGS，65天后AGS成熟，顆粒尺寸約4.0mm，污泥濃度(MLSS)為3 000mg/L左右，污泥容積指數(shù)(SVI)平均為65mL/g(見圖1(a)).

( a) AGS吸附 SY染料前　　　　　( b) AGS吸附 SY染料后

Fig.1Imagesofaerobicgranularsludgebeforeandaftersunsetyellowadsorption

1.2 橘黃染料

1.3實驗方法

吸附前，AGS用去離子水洗滌3次，去除表面可溶性離子，吸附試驗在一定溫度下進行，在容量為1L的三角燒瓶中加入一定量的AGS吸附劑及SY染料溶液，然后放入恒溫振蕩培養(yǎng)箱中(BS-1E，金壇市醫(yī)療儀器廠)，以150r/min的速度振蕩，直至達到吸附平衡，AGS仍然能夠保持較好的顆粒完整性(見圖1(b)).

進行靜態(tài)吸附，溶液的pH值用1mol/LHCl和1mol/LNaOH調(diào)節(jié)，將其放入恒溫振蕩器培養(yǎng)箱中振蕩24h，為保證操作步驟的一致性，在每個時間點取樣時，吸取上清液并且在3200r/min離心2min，用紫外分光光度法測量上清液的染料濃度.通過測定吸附前后溶液中的染料濃度，根據(jù)式(1)計算吸附量.

研究AGS用量對SY吸附量的影響，AGS用量為0.5～2.5g/L，SY質(zhì)量濃度為175mg/L，pH值為2，確定AGS最優(yōu)用量為2.0g/L用于后面的連續(xù)試驗；研究在不同SY初始質(zhì)量濃度下AGS對吸附的影響，AGS用量為2.0g/L，pH值為2，SY初始質(zhì)量濃度為50～250mg/L.筆者進行了吸附等溫線、吸附動力學及熱力學分析.

1.4分析方法

染料濃度的測定：將待測溶液用高速離心機(52A型，河北省安新縣白洋離心機廠)進行固液分離，取上清液用去離子水稀釋到0～10mg/L，用紫外可見分光光度計(UV-765，上海精密科學儀器有限公司制造)在SY的最大吸收波長482nm處測吸光度，根據(jù)標準曲線計算染料溶液濃度.

pH值測定：采用便攜式pH測定儀(WTWMTQ/TC2020，德國).

吸附量：AGS在吸附平衡時對染料SY的吸附量qe為

(1)

式中：ρ0為吸附質(zhì)的初始質(zhì)量濃度，mg/L；ρe為吸附質(zhì)的平衡質(zhì)量濃度，mg/L；V為溶液體積，L；m為吸附劑質(zhì)量，g.

2結果與討論2.1影響SY吸附的因素

2.1.1pH值的影響

圖2(a)示出了qe和初始pH值之間的關系.其中SY初始質(zhì)量濃度為150mg/L，吸附劑用量為1.5g/L，溫度為35℃，試驗時間為24h，振蕩速度為150r/min.從圖2(a)可以看出，當pH值從1上升到2時，AGS吸附能力明顯增強，qe從81.88mg/g上升到94.12mg/g，而當pH值從2上升到6時，AGS的吸附能力顯著降低，qe從94.12mg/g快速下降到27.33mg/g，當pH值從6上升到12時，qe幾乎不變，其值在27mg/g左右.

( a) pH值的影響

( b)吸附劑用量的影響

( c)染料初始濃度的影響

(d)溫度的影響 圖2　pH 值、吸附劑用量、染料初始濃度和溫度對好氧顆粒污泥吸附橘黃的影響 Fig.2　Effects of pH value，adsorbent dosage，initial dye concentration and temperature on the adsorption of sunset yellow by aerobic granular sludge

在水溶液中，SY中的磺酸鹽D-SO3Na在水中解離為陰離子形式[15]：

(2)

H+存在的條件下，AGS中的氨基被質(zhì)子化[13]：

Biomass—NH2+H+

(3)

生物吸附過程可能是由于帶負電荷的染料陰離子與帶正電的細胞表面的靜電吸引作用引起的.氫離子還可以在AGS和染料分子之間作為橋接配位體[16]：

(4)

2.1.2AGS用量的影響

圖2(b)示出了AGS吸附劑用量(D)對qe和去除率(Q)的影響，其中吸附劑用量分別為0.5～3.0g/L，pH值為2，溫度為35℃，SY初始質(zhì)量濃度為175mg/L，吸附時間為24h，振蕩速度為150r/min.從圖2(b)中可知，AGS吸附劑的qe隨著用量的增加而減少；當AGS用量較少時，隨著用量的增加SY染料的去除率呈現(xiàn)增加的趨勢.這可能是因為在AGS用量較低時，顆粒與顆粒之間的距離較大，每一個顆粒周圍就會有相對較多的SY分子聚集，有利于AGS與SY染料分子之間有效的表面吸附和離子交換，因此，顆粒的數(shù)量增加會提供更多的吸附點位來吸附SY染料，去除率隨之增加；而當染料繼續(xù)增加，其在溶液中的分布密度達到一定值時，顆粒與顆粒之間的距離會變小，能夠利用的吸附點位減少，表面吸附和離子交換減少，從而對SY染料的吸附量減少，導致去除率下降.Vilar等[19]提出，高濃度的吸附劑外圍會形成屏蔽效應，阻止吸附質(zhì)與吸附位點的結合，導致吸附容量減小.Zheng等[20]認為：為加快吸附進程，染料分子會垂直地黏附在顆粒污泥的表面上，因為這個方向需要的能量最小，在污泥濃度較小時，較高的吸附容量可歸結為染料分子垂直地吸附在顆粒污泥表面.此外，SY染料的qe隨著AGS用量的增多而減小，單位質(zhì)量上的吸附量趨于下降趨勢，這可能是由于吸附位點的疊加或者堵塞導致吸附面積減少造成的[21].結果顯示，該試驗AGS最佳用量為2.0g/L.

2.1.3SY初始濃度的影響

圖2(c)示出了SY染料在不同的初始質(zhì)量濃度(50～250mg/L)下qe和時間t的關系，其中AGS吸附劑用量為2.0g/L，pH值為2，溫度為35℃，吸附時間為24h，振蕩速度為150r/min.從圖2(c)中可知，SY染料在120min以前大部分被去除，180min達到吸附平衡.SY染料在50min前的吸附速率較大，50min以后吸附速率逐漸變小.隨著SY染料的初始質(zhì)量濃度從50mg/L增加到250mg/L，AGS的qe由22mg/L上升到97mg/L.吸附初期，AGS對SY染料的平衡吸附量和去除率上升較快，是因為AGS提供了巨大的表面積使得吸附的發(fā)生能夠快速進行，使SY染料分子與AGS眾多的吸附位點有更多接觸的機會，所以前50min吸附速率較快，隨著時間的推移，可吸附點位越來越少，吸附速率逐漸放緩.這種先快后慢的過程也可以通過濃度差來解釋，由于SY染料剛加入時AGS表面和溶液中染料分子的濃度差最大，因此產(chǎn)生的吸附推動力也最大，隨著時間的推移，AGS表面和溶液中SY染料分子的濃度差逐漸減小，因而吸附推動力減弱，吸附過程趨于緩慢，最終達到平衡.Njoku等[22]利用紅毛丹果皮吸附酸性黃17染料時，酸性黃17染料的初始濃度對qe和時間t的關系也得到了相似的吸附曲線.

2.1.4溫度的影響

圖2(d)示出了SY染料在溫度θ為20、35和50℃、SY染料初始質(zhì)量濃度為50～250mg/L、AGS吸附劑用量為2.0g/L、pH值為2、吸附時間為24h、攪拌速度為150r/min的情況下各初始質(zhì)量濃度的qe和溫度θ的關系.從圖中可知，隨著溫度θ的升高，qe呈現(xiàn)先增加后下降的趨勢，在低濃度時(50～100mg/L)其吸附量基本相同，出現(xiàn)這種現(xiàn)象是因為AGS在50～100mg/L時對SY染料的去除率很高，平均去除率達到了90%以上，AGS的吸附容量較大，所以在較低濃度下溫度對吸附量的影響較?。桓邼舛?150～250mg/L)時，AGS在35℃的qe均大于20℃和50℃，這種現(xiàn)象可以解釋為：吸附過程可能是放熱的，而且隨著溫度的升高染料分子和吸附劑官能團的物理結合力會降低.隨著溫度的升高，橘黃的溶解性增大，溶質(zhì)跟溶劑之間的吸引力要大于溶質(zhì)跟吸附劑之間的作用力，導致溶質(zhì)更加難以吸附[23].

2.2吸附等溫線

文中用Langmuir和Freundlich兩種吸附等溫式擬合實驗數(shù)據(jù)尋找最合適的吸附等溫線，等溫線方程的適用性通過相關系數(shù)(r2)來評定.

2.2.1Langmuir吸附等溫線

Langmuir等溫式的線性形式如下：

(5)

式中：qm為最大吸附量，mg/g；b為Langmuir常數(shù)，L/mg.通過1/qe對1/ρe進行線性擬合，可得到Langmuir模型參數(shù).表1列出了AGS在20～50℃時吸附SY染料的Langmuir參數(shù)qm、b和r2.在50～250mg/L范圍內(nèi)，實驗數(shù)據(jù)在吸附過程中均符合Langmuir模型.在20～50℃時，SY染料最大吸附量qm分別為108.70、142.86和109.89mg/g，r2為0.9982～0.9994，其中35℃時qm最大，說明此時AGS吸附能力最強，Langmuir模型適合用來描述該實驗中的數(shù)據(jù).

2.2.2Freundlich吸附等溫線

Freundlich等溫式的線性形式如下：

(6)

式中:KF為代表吸附能力的Freundlich常數(shù)，(mg·g-1)·(L/mg)l/n.通過lnqe對lnρe進行線性擬合，可得到Freundlich模型中的常數(shù).表1列出了AGS在20、35和50℃時吸附SY染料的Freundlich參數(shù)KF、n-1和r2.在50～250mg/L范圍內(nèi)，F(xiàn)reundlich模型擬合結果表明，雖然n-1均小于1，但r2較低，分別為0.9005、0.9426和0.9365.當n-1范圍在0和1之間時，吸附容易進行[24].Freundlich模型的r2低于Langmuir模型，說明實驗數(shù)據(jù)在整個濃度范圍內(nèi)使用Freundlich模型表述這些數(shù)據(jù)比Langmuir模型差.Freundlich模型表明，不同表面基團對各種吸附反應具有不同層次的活化能，吸附反應發(fā)生在不同的吸附位點上，例如胺基、羧基或者羥基等[25].

表1不同溫度下AGS吸附SY的等溫線常數(shù)

Table1Constantsofadsorptionisothermsofsunsetyellowonaerobicgranularsludgeatdifferenttemperatures

溫度/℃LangmuirFreundlichqm/(mg·g-1)b/(L·mg-1)r2KF/[(mg·g-1)·(L·mg-1)1/n]n-1r220108.700.01930.999413.56650.45680.900535142.860.01150.998211.84730.60790.942650109.890.01880.998413.40060.48340.9365

2.3吸附動力學

為更好地從動力學觀點來描述吸附現(xiàn)象，解釋反應過程，確定控制原理，可建立多種動力學模型，主要應用的模型包括準一級動力學和準二級動力學模型，通過兩種模型來研究AGS吸附SY染料的吸附機理.

2.3.1準一級動力學模型

準一級動力學模型由Lagergren提出，用于研究液相-固相體系的吸附過程[26].

準一級動力學模型線性形式如下：

(7)

式中: qt為時間t時的吸附量，mg/g；k1為準一級動力學模型常數(shù)，min-1.如圖3(a)所示，通過lg(qe-qt)對 t進行線性擬合，可得到準一級動力學模型中的常數(shù).根據(jù)式(7)計算，可得到不同初始濃度下準一級動力學模型中的參數(shù)k1和r2，見表2.從表2可以看出，準一級動力學模型理論平衡吸附量(qe.cal)與實際平衡吸附量(qe.exp)差距較大且整個濃度范圍內(nèi)r2較低，說明該試驗數(shù)據(jù)不適合描述準一級動力學模型.準一級動力學模型不能很好地描述整個吸附過程，它普遍應用于吸附的初始階段[27].

( a)準一級動力學模型

(b)準二級動力學模型 圖3　AGS對SY在不同初始濃度下的吸附動力學模型 Fig.3　Kinetic models for adsorption of sunset yellow by aerobic granular sludge at different initial concentrations

2.3.2準二級動力學模型

準二級動力學模型由Ho和Mckay提出，可以更深入地分析動力學數(shù)據(jù)[28].準二級動力學模型線性形式如下：

(8)

式中:k2為準二級動力學模型常數(shù)，g/(mg·min).如圖3(b)所示，通過t/qt對t進行線性擬合，可得到準二級動力學模型中的常數(shù).根據(jù)式(8)計算，可得到不同初始濃度下準一級動力學模型中的參數(shù)k2和r2，見表2.從表2看出，準二級動力學模型理論平衡吸附量(qe.cal)與實驗平衡吸附量(qe.exp)非常接近，其數(shù)值基本一致， r2在0.9957～0.9999之間，相關性非常高.通過比較qe.cal與qe.exp和r2可以看出準二級動力學模型比準一級動力學模型更適合該試驗數(shù)據(jù).表明AGS對SY染料的吸附是以化學吸附為速率控制步驟[28]，即SY染料分子與AGS表面存在化學基團的作用，也進一步說明SY染料分子主要吸附于AGS表面.

表2AGS對SY在不同初始濃度下的吸附動力學模型參數(shù)
Table2Kineticmodelparametersforadsorptionofsunsetyellowbyaerobicgranularsludgeatdifferentinitialconcentrations

ρ0/(mg·L-1)準一級動力學模型參數(shù)qe.cal/(mg·g-1)k1/min-1r2準二級動力學模型參數(shù)qe.cal/(mg·g-1)k2/(g·mg-1·min-1)r2qe.exp/(mg·g-1)503.281.71310.973626.460.52710.999923.331004.572.07520.991054.950.22910.999446.001505.272.27980.760280.650.14180.999366.512005.722.42280.884598.040.08860.998888.232506.812.53580.6555119.050.03840.9957106.27

2.4吸附熱力學

熱力學參數(shù)是吸附過程實際應用中的重要指標，包括Gibbs自由能(ΔG0)、焓變(ΔH0)和熵變(ΔS0).

(9)

(10)

ΔG0=ΔH0-TΔS0

(11)

式中，R為氣體常數(shù)，T為熱力學溫度，Kd為熱力學平衡常數(shù).根據(jù)式(9)-(10)，繪制不同初始濃度下lnKd和1/T的線性關系圖，通過直線的斜率和截距計算得到附熱力學的參數(shù)ΔH0和ΔS0.根據(jù)式(11)，通過ΔH0和ΔS0求出ΔG0.

由表3可以看出，ΔG0在整個溫度范圍內(nèi)(293～323K)時均為負值，ΔH0均為負值，說明吸附是一個自發(fā)的放熱過程.與前文所述隨著溫度的升高qe先增加后減少的現(xiàn)象是一致的.ΔS0為正值說明吸附過程中固液兩相分界面混亂程度的升高，ΔS0為正值反映染料對AGS具有良好的親和力[29].試驗ΔS0在50～150mg/L時為正值，200～250mg/L時為負值，說明AGS對SY在低濃度時吸附親合力較好.總的來說AGS吸附SY染料是一個自發(fā)的放熱過程.

表3AGS吸附SY的熱力學參數(shù)Table3ThermodynamicparametersofSYadsorptionbyaerobicgranularsludge

ρ0/(mg·L-1)ΔG0/(kJ·mol-1)293K308K323KΔH0/(kJ·mol-1)ΔS0/(J·(mol·K)-1)r250-4.42-4.90-4.53-4.131.580.9804100-3.99-4.40-4.46-0.6114.180.9757150-1.19-3.44-1.94-2.2114.360.9688200-1.48-2.88-1.68-2.14-0.420.9541250-1.30-2.63-1.29-3.80-7.220.9473

3結論

(1)溶液的pH值是影響AGS吸附劑對SY染料吸附效果的一個重要因素，陰離子型的SY染料在AGS用量為2g/L、溫度為35℃和pH值為2時吸附量達到最大，qe隨SY染料初始濃度的升高而升高，但隨pH的升高而降低.

(2)通過比較r2可知，Langmuir模型比Freundlich模型更適合描述試驗數(shù)據(jù)，qm為142.86mg/L.

(3)在整個試驗過程中，AGS對SY染料的吸附過程符合準二級動力學模型，準二級動力學模型可以很好地表述AGS對于SY染料的吸附行為．

(4)吸附過程中ΔG0均小于0，說明吸附過程能夠自發(fā)進行，ΔH0均小于0，說明吸附過程是放熱的；濃度由低變高時，ΔS0由正值變?yōu)樨撝嫡f明SY染料在濃度較低時對AGS具有良好的親和力.

參考文獻:

[1]GhaediaM,HekmatiJahA,KhodadoustS,etal.Cadmiumtelluridenanoparticlesloadedonactivatedcarbonasadsorbentforremovalofsunsetyellow[J].SpectrochimicaActaPartA:MolecularandBiomolecularSpectroscopy,2012,90:22-27.

[2]PathakH,PatelS,RathodM,etal.InvitrostudiesondegradationofsyntheticdyemixturebyComamonassp.VS-MH2andevaluationofitsefficacyusingsimulatedmicrocosm[J].BioresourceTechnology,2011,102(22):10391-10400.H,PatelS,RathodM,etal.InvitrostudiesondegradationofsyntheticdyemixturebyComamonassp.VS-MH2andevaluationofitsefficacyusingsimulatedmicrocosm[J].BioresourceTechnology,2011,102(22):10391-10400.

[3]ChungKT,StevensSE.Degradationazodyesbyenvironmentalmicroorganismsandhelminthes[J].EnvironmentalToxicologyandChemistry,1993,12(11):2121-2132.

[4]vanderZeeFP,VillaverdeS.Combinedanaerobic-aerobictreatmentofazodyes-ashortreviewofbioreactorstudies[J].WaterResearch,2005,39(8):1425-1440.

[5]ZhaoX,HardinR.HPLCandspectrophotometricanalysisofbiodegradationofazodyesbyPleurotusostreatus[J].DyesandPigments,2007,73(3):322-325.

[6]GaoHJ,KanTT,ZhaoSY,etal.Removalofanionicazodyesfromaqueoussolutionbyfunctionalionicliquidcross-linkedpolymer[J].JournalofHazardousMaterials,2013,261:83-90.

[7]RafatullahaM,SulaimanaO,HashimaR,etal.Adsorptionofmethyleneblueonlow-costadsorbents:areview[J].JournalofHazardousMaterials,2010,177(1):70-80.

[8]DottoGL,PintoLAA.Adsorptionoffooddyesacidblue9andfoodyellow3ontochitosan:stirringrateeffectinkineticsandmechanism[J].JournalofHazardousMaterials,2011,187(1):164-170.

[9]DemirbasA.Agriculturalbasedactivatedcarbonsfortheremovalofdyesfromaqueoussolutions:areview[J].JournalofHazardousMaterials,2009,167(1):1-9.

[10]HassaniA,AlidokhtL,KhataeeAR,etal.Optimizationofcomparativeremovaloftwostructurallydifferentbasicdyesusingcoalasalow-costandavailableadsorbent[J].JournaloftheTaiwanInstituteofChemicalEngineers,2014,45(4):1597-1607.

[11]AdavSS,LeeDJ,ShowKY,etal.Aerobicgranularsludge:recentAdvances[J].BiotechnologyAdvances,2008,26(5):411-423.

[12]GaoJF,ZhangQ,SuK,etal.Biosorptionofacidyellow17fromaqueoussolutionbynon-livingaerobicgranularsludge[J].JournalofHazardousMaterials,2010,174(1):215-225.

[13]SunXF,WangSG,LiuXW,etal.BiosorptionofMalachiteGreenfromaqueoussolutionsontoaerobicgranules:kineticandequilibriumstudies[J].BioresourceTechnology,2008,99(9):3475-3483.

[14]XuH,LiuY.MechanismsofCd2+,Cu2+andNi2+biosorptionbyaerobicgranules[J].Separationandpurificationtechnology,2008,58(3):400-411.

[15]WongYC,SzetoYS,CheungWH,etal.Equilibriumstudiesforaciddyeadsorptionontochitosan[J].Langmuir,2003,19(19):7888-7894.

[16]AksuZ,TezerS.BiosorptionofreactivedyesonthegreenalgaChlorellavulgaris[J].ProcessBiochemistry,2005,40(3):1347-1361.

[17]CriniG,BadotPM.Applicationofchitosan,anaturalaminopolysaccharide,fordyeremovalfromaqueoussolutionsbyadsorptionprocessesusingbatchstudies[J].ProgressInPolymerScience,2008,33(4):399-447.

[18]崔龍哲,吳桂萍,鄧克儉.質(zhì)子化剩余污泥吸附染料的性能及機理[J].化工學報,2007,58(5):1290-1295.

CuiLong-zhe,WuGui-ping,DengKe-jian.Adsorptionperformanceandmechanismofbindingofdyebyprotonatedcokewaste[J].JournalofChemicalIndustryandEngineering,2007,58(5):1290-1295.

[19]VilarVIP,BotelhoCMS,BoaventuraRAR.EquilibriumandkineticmodelingofCd(II)biosorptionbyalgaeGelidiumandagarextractionalgalwaste[J].WaterResearch,2006,40(2):291-302.

[20]ZhengYM,ZhaoQB,YuHQ.Adsorptionofacationicdyeontoaerobicgranules[J].ProcessBiochemistry,2005,40(4):3777-3782.

[21]GargVK,KumarR,GuptaR.Removalofmalachitegreendyefromaqueoussolutionbyadsorptionusingagro-industrywaste:acasestudyofProsopiscineraria[J].DyesandPigments,2004,62(1):1-10.

[22]NjokuVO,FooKY,AsifM,etal.Preparationofactivatedcarbonsfromrambutan(Nepheliumlappaceum)peelbymicrowave-inducedKOHactivationforacidyellow17dyeadsorption[J].ChemicalEngineeringJournal,2014,250(15):198-204.

[23]WongYC,SzetoYS,ChengWH,etal.Equilibriumstudiesforaciddyeadsorptionontochitosan[J].Langmuir,2003,19(19):7888-7894.

[24]FytianosK,VoudriasE,KokkalisE.Sorption-desorptionbehaviorof2,4dichlorophenolbymarinesediments[J].Chemosphere,2000,40(1):3-6.

[25]SarIA,TuzenM.KineticandequilibriumstudiesofbiosorptionofPb(II)andCd(II)fromaqueoussolutionbymacrofungus(Amanita rubescens)biomass[J].JournalofHazardousMaterials,2009,164(2):1004-1011.

[26]LagergrenS.Zurtheoriedersogenanntenadsorptiongelosterstoffe.KungligaSvenskaVetenskapsakademiens[J].Handlingar,1898,24:1-39.

[27]VimonsesV,LeiSM,JinB,etal.KineticstudyandequilibriumisothermanalysisofCongoRedadsorptionbyclaymaterials[J].ChemicalEngineeringJournal,2009,148(2):354-364.

[28]HoYS,MckayG.Pseudo-secondordermodelforsorptionprocesses[J].ProcessBiochemistry,1999,34(5):451-465.

[29]ChuHC,ChenKM.Reuseofactivatedsludgebiomass(I):removalofbasicdyesfromwastewaterbybiomass[J].ProcessBiochemistry,2002,37(6):595-600.

AdsorptionPropertyofAerobicGranularSludgeforSunsetYellow

inAqueousSolutions

Zhang Yan-zhuoLi JunLi YunChen Guang-huiBian Wei

(CollegeofArchitectureandCivilEngineering∥KeyLaboratoryofBeijingforWaterQualityScienceandWater

EnvironmentRecoveryEngineering,BeijingUniversityofTechnology,Beijing100124,China)

Abstract:The ability of aerobic granular sludge (AGS) to adsorb sunset yellow (SY) in aqueous solutions is investigated, and the adsorption process affected by pH value, adsorbent dosage, initial SY concentration and temperature is explored. The results show that (1) pH value is an important influencing factor of adsorption efficiency; (2) the best adsorption is achieved at a pH value of 2, an AGS dosage of 2 g/L and a temperature of 35℃; (3) the equilibrium adsorption capacity is positively correlated with the initial SY concentration; and (4) the equilibrium adsorption data accord the Langmuir model and the pseudo-second-order kinetic model well, with a saturated SY adsorption capacity of 142.86 mg/L. Thermodynamic analysis indicates that the adsorption process is spontaneous and endothermic for dye, and that low SY concentration benefits the adsorption affinity. Thus, it comes to the conclusion that AGS can be used as a low-cost adsorbent for the removal of SY dye from wastewater.

Foundationitems:SupportedbytheNationalScienceandTechnologyMajorProject(2012ZX07403-001),theResearchandDevelopmentProjectofMinistryofHousingandUrban-RuralConstructionofChina(2009-K7-4)andtheNationalNaturalScienceFoundationofChina(51178321)

?通信作者： 高乃云(1949-),女,教授,博士生導師，主要從事飲用水處理技術研究.E-mail:gaonaiyun@sina.com