生物源碳酸鈣對污水中Pb(II)和甲基橙吸附行為的研究

杜旭東, 唐城元, 楊小麗, 程建波, 賈玉珂, 楊樹斌

生物源碳酸鈣對污水中Pb(II)和甲基橙吸附行為的研究

杜旭東1, 唐城元1, 楊小麗2, 程建波1, 賈玉珂1, 楊樹斌1

(1. 煙臺大學(xué) 化學(xué)化工學(xué)院, 煙臺 264005; 2. 華北水利水電大學(xué) 環(huán)境與市政工程學(xué)院, 鄭州 450045)

實(shí)驗(yàn)采用廉價的牡蠣殼制備綠色、高效的生物源碳酸鈣(bio-CaCO3)吸附材料, 用于去除污水中的Pb(II)和甲基橙(MO)。通過掃描電子顯微鏡(SEM), 熱重分析(TGA), X射線熒光光譜分析(XRF)等表征方法對材料形貌、組成、結(jié)構(gòu)等進(jìn)行了分析。采用宏觀吸附行為和微觀表征研究bio-CaCO3對水體中Pb(II)和MO的吸附過程并闡明機(jī)理。研究發(fā)現(xiàn), bio-CaCO3對MO的去除效率約為45% (sorbent/solvent0.2 g/L, [MO]initial=60 mg/L), SEM分析結(jié)果表明bio-CaCO3吸附MO后, 表面形貌發(fā)生了明顯的變化。bio-CaCO3對Pb(II)的飽和吸附量高達(dá)1775 mg/g (pH=5.0,=298 K), 優(yōu)于傳統(tǒng)的皂土、活性炭等吸附材料。bio-CaCO3吸附Pb(II)的主要吸附機(jī)理是CaCO3+Pb(II)→PbCO3, 該過程的Δθ=–7.64 kJ/mol, Δθ=–17.92 J/(mol·K), Δθ=–2.30 kJ/mol(pH=5.0,=298 K), 吸附Pb(II)后產(chǎn)生大量形貌更加規(guī)則的四棱柱結(jié)構(gòu)。研究表明實(shí)驗(yàn)制備的bio-CaCO3對Pb(II)和MO均具有良好的吸附性能, 是一種環(huán)境友好型高效吸附劑。

生物源碳酸鈣; Pb(II); 甲基橙; 吸附

工業(yè)化的快速發(fā)展產(chǎn)生了大量成分復(fù)雜的工業(yè)廢水, 其中含有重金屬和有機(jī)染料的廢水是非常常見的工業(yè)廢水類型。鉛(Pb)是一種常見的重金屬, 進(jìn)入人體后會對人的神經(jīng)系統(tǒng)、消化系統(tǒng)、生殖系統(tǒng)等造成嚴(yán)重的傷害[1-2]。我國染料廢水排放量大[3], 并且染料廢水的色度大、降解難、毒性高, 對人體和環(huán)境都具有嚴(yán)重的破壞性[4]。因此, 有效治理重金屬和有機(jī)染料污水對環(huán)境的保護(hù)和人類健康有著重要意義。

化學(xué)沉淀法、吸附法、光催化降解、膜分離技術(shù)等是目前使用較多的污水凈化方法[5-8], 而這些處理方法也存在許多不足。例如化學(xué)沉淀法處理低濃度污染物時會稍顯遜色[9]; 膜分離技術(shù)存在易于堵塞和成本較高的缺點(diǎn)[10]。吸附法具有易操作、 高效、經(jīng)濟(jì)等優(yōu)點(diǎn), 是治理重金屬和有機(jī)染料污水方法的重要選擇, 尤其是對低濃度重金屬廢水的處理[11]。吸附法的關(guān)鍵是吸附劑的選擇, 綠色、廉價、高效的天然吸附材料無疑是最理想的污水治理吸附劑[12]。

碳酸鈣(CaCO3)是自然界中廣泛存在的一種礦物質(zhì), 按來源可分為生物源碳酸鈣和礦物源碳酸鈣[13]。與礦物源CaCO3相比, 生物源 CaCO3如貝殼、蛋殼等沒有經(jīng)受去有機(jī)化作用和高溫高壓的石化作用, 形成周期短, 具有環(huán)保和可再生特性, 近年來在復(fù)合材料的應(yīng)用方面受到廣泛關(guān)注[14]。由于廉價和綠色環(huán)保的特性, CaCO3還被廣泛應(yīng)用到水處理領(lǐng)域。Zhou等[13]對比了生物源和礦物源CaCO3對污水中Pb(II)的吸附性能, 發(fā)現(xiàn)生物源CaCO3具有更高的吸附效率。

牡蠣是我國重要的海產(chǎn)品經(jīng)濟(jì)貝類之一, 也是一種重要的生物源CaCO3。目前中國牡蠣的養(yǎng)殖產(chǎn)量超過世界牡蠣總量的89%, 位居世界第一[13]。但隨著大規(guī)模牡蠣養(yǎng)殖, 大量廢棄牡蠣堆積是備受關(guān)注的固廢污染問題, 且牡蠣殼堆積腐化過程中還會釋放難聞的氣體, 降低周圍居民的生活質(zhì)量[15-16]。用牡蠣殼制備水處理吸附劑, 既可以為廢水處理提供廉價原料, 又可實(shí)現(xiàn)牡蠣養(yǎng)殖廢棄物的資源化利用。已經(jīng)有研究者將牡蠣殼應(yīng)用到廢水處理領(lǐng)域, 并取得了不錯的凈水效果[17-20]。但是, 人們對牡蠣的研究大多停留在單一污染物上, 對多種污染物, 特別是對含有重金屬和有機(jī)染料的復(fù)合廢水的探究工作少有報道, 去除效果與吸附機(jī)理也尚不明確。

本工作通過煅燒牡蠣殼制備生物源碳酸鈣(bio-CaCO3)吸附材料, 以Pb(II)和MO為吸附質(zhì), 通過宏觀吸附和微觀表征來研究bio-CaCO3對不同類型污染物的去除效果, 考慮不同環(huán)境因素對 bio- CaCO3的吸附影響, 并詳細(xì)闡明吸附機(jī)理。同時對比常用的吸附材料, 評價該bio-CaCO3的吸附性能及其在水污染治理中的應(yīng)用前景。

1 實(shí)驗(yàn)方法

1.1 Bio-CaCO3的制備

實(shí)驗(yàn)所用乳山牡蠣(Rushan oyster)購于海鮮市場。將清洗干凈的牡蠣殼置于100 ℃下干燥2 h, 再將牡蠣殼初步粉碎, 放入馬弗爐中, 在600 ℃下煅燒2 h, 充分去除牡蠣殼表面的有機(jī)質(zhì)。冷卻后研磨、過篩、裝瓶, 得到煅燒的牡蠣殼粉即bio-CaCO3材料。

1.2 Bio-CaCO3結(jié)構(gòu)表征

通過SEM (JEOL, JSM-7900F)觀察材料的形貌特征以及材料吸附Pb(II)和MO前后的形貌變化。通過XRF (Rigaku, Supermini200)對乳山牡蠣殼中無機(jī)組分進(jìn)行定性和定量分析, 并利用TGA (NETZSCH, STA449 F5)和XRD (Rigaku, Smartlab3)確定材料的主要組分。利用BET (Quantachrome, NOVA3000)分析材料的比表面積和孔徑大小。

1.3 吸附性能測定

取0.25 g制備的bio-CaCO3粉末置于廣口瓶中, 加入100 mL水, 搖勻, 放入超聲清洗機(jī)中進(jìn)一步溶解, 得到2.5 g/L的吸附劑溶液。在聚乙烯管中依次加入一定量的吸附劑溶液、硝酸鉛或MO溶液, 以及高氯酸鈉離子強(qiáng)度調(diào)節(jié)劑。通過改變?nèi)芤旱膒H和添加高氯酸鈉的量分析吸附過程pH和離子強(qiáng)度影響, 最后用極少量的氫氧化鈉或高氯酸溶液調(diào)節(jié)混合液的pH。然后將聚乙烯管放入恒溫振蕩器中, 連續(xù)振蕩24 h后, 將聚乙烯管放入高速離心機(jī)中以12000 r/min的轉(zhuǎn)速離心5 min, 再取上清液, 用原子吸收光譜儀(Shimadzu, AA-6880F)檢測鉛離子或用紫外分光光度計(jì)(PerkinElmer, UV/Vis Lambda 365)檢測溶液中MO濃度, 并計(jì)算去除百分率()[21], 分配系數(shù)(d,L/g)和吸附量(,mg/g)[21], 公式如下:

式中,0e為體系中吸附質(zhì)的初始濃度(mg/L)、平衡濃度,為溶液體積(L),為吸附劑的質(zhì)量(g)。

吸附動力學(xué)研究: 研究不同吸附時間下Pb(II)和MO在bio-CaCO3上的吸附百分?jǐn)?shù), 分析溶液中未被吸附的Pb(II)和MO濃度與吸附時間的變化關(guān)系, 并利用假一級和假二級動力學(xué)模型以及顆粒擴(kuò)散模型分析Pb(II)在bio-CaCO3上的吸附動力學(xué)過程。

吸附熱力學(xué)研究: 對比bio-CaCO3吸附Pb(II)在25、35和50 ℃時的吸附百分?jǐn)?shù)和吸附分配系數(shù), 并用Langmuir和Freundlich對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合, 分析吸附機(jī)理, 同時計(jì)算bio-CaCO3吸附Pb(II)吸附過程的熱力學(xué)參數(shù)(Δ、Δ和Δ)。

2 結(jié)果與討論

2.1 乳山牡蠣殼的組成和結(jié)構(gòu)分析

通過 XRF對乳山牡蠣殼中無機(jī)組分進(jìn)行定性和定量分析, 結(jié)果如表1所示。牡蠣殼含有的主要無機(jī)組成元素為Ca, 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為97.43%, 同時還有少量的Na, Sr, Mg, S, Cl等元素。為了分析牡蠣殼中的有機(jī)質(zhì)成分, 對牡蠣殼進(jìn)行了熱重分析(TGA)。由圖1(A)可知, 牡蠣殼在150 ℃以下的失重率為0.2wt%, 基本無質(zhì)量損失, 這是由于牡蠣殼在煅燒前已經(jīng)過充分干燥, 含有的水分很少。在233~500 ℃的失重率為1.64wt%, 對應(yīng)于牡蠣殼中有機(jī)質(zhì)成分的分解。當(dāng)溫度升到600 ℃時, 開始出現(xiàn)明顯的失重, 在600~800 ℃范圍內(nèi), 失重約為42.66wt%。由XRD (圖1(B))分析可知, 牡蠣殼主要成分為碳酸鈣, 因此上述階段的質(zhì)量損失主要是由CaCO3分解造成的。

為了進(jìn)一步確認(rèn)牡蠣殼的主要成分, 對乳山牡蠣殼和600 ℃煅燒的牡蠣殼進(jìn)行XRD分析。從圖1(B)可知, 牡蠣殼煅燒前后均在2=29.4°存在一個強(qiáng)峰, 對應(yīng)方解石的(104)特征衍射峰(JCPDS 05-0586)[5,14]。對比發(fā)現(xiàn)牡蠣殼煅燒前后主要成分是方解石型CaCO3[22], 且煅燒后的XRD衍射峰明顯峰型尖銳, 證明煅燒后的牡蠣殼粉結(jié)晶性能好[12]。

為了分析材料的比表面積和孔徑大小, 對煅燒前后的牡蠣殼進(jìn)行N2-BET表征分析, 結(jié)果如表2所示。煅燒后牡蠣孔徑變小, 粒徑明顯增大, 比表面積也相應(yīng)增加了14.1% (表2)。因此, 通過600 ℃的煅燒, 不僅可去除牡蠣殼表面的有機(jī)質(zhì), 還可以增大比表面積, 更利于吸附[6]。通過Zeta電位儀分析得到煅燒牡蠣殼粉的平均粒徑為4.2 μm, 表明樣品的粒徑較大, 為微米級材料, 同時牡蠣殼的表面電位為–19.1 mV, 為電負(fù)性, 更有利于樣品吸附金屬陽離子。

表1 牡蠣殼的XRF分析結(jié)果

圖1 牡蠣殼的熱重曲線圖(A)和牡蠣殼煅燒前后的XRD圖譜(B)

表2 牡蠣殼煅燒前后的物理特性

2.2 吸附時間的影響

將600 ℃煅燒的牡蠣殼作為生物源碳酸鈣(bio-CaCO3)吸附材料, 用于去除污水中的重金屬離子和有機(jī)污染物。為了研究bio-CaCO3的吸附性能, 本實(shí)驗(yàn)探討了不同溶液pH、離子強(qiáng)度、吸附溫度、反應(yīng)時間等條件下bio-CaCO3對Pb(II)和MO的吸附行為和吸附機(jī)理。

反應(yīng)時間對Pb(II)和MO在bio-CaCO3上的吸附效果有明顯的影響。從圖2(A)可知, 3 h內(nèi)Pb(II) 的去除率隨吸附時間的延長而快速增大, 后趨于穩(wěn)定, 最終在約5 h時達(dá)平衡, 吸附率為52%。產(chǎn)生上述現(xiàn)象的原因是在反應(yīng)初期, Pb(II)與CaCO3快速反應(yīng), Pb(II)的去除率快速上升; 隨著bio-CaCO3剩余量不斷減少, 反應(yīng)速率逐漸下降直至為零。由圖2(B)可知, MO的去除率也是先快速增加后逐漸變緩, 約在0.5 h時達(dá)到平衡, 去除率為20%, 吸附量為25 mg/g。反應(yīng)初期, bio-CaCO3表面有充足的吸附位點(diǎn), 保證了MO的快速吸附, 隨著接觸時間的延長, 吸附位點(diǎn)逐漸被占據(jù), 吸附速率降低, 最后達(dá)到動力學(xué)吸附平衡。

圖2 吸附時間對Pb(II)(A)和MO(B)在bio-CaCO3上吸附的影響

=25 ℃, [Pb(II)]initial=753×10–6,/=0.2 g/L, and [NaClO4]=0.01 mol/L, pH=5.0

2.3 吸附動力學(xué)

為了研究bio-CaCO3對Pb(II)吸附的反應(yīng)速率常數(shù), 本工作還對Pb(II)在bio-CaCO3上的吸附進(jìn)行了動力學(xué)分析[13], 具體的動力學(xué)擬合方程如下:

假一級動力學(xué)方程:

假二級動力學(xué)方程:

顆粒擴(kuò)散模型:

其中,e(mg/g)為平衡吸附量,q(mg/g)為時刻吸附量,1(min–1)和2(g/(mg·min))分別為假一級和假二級動力學(xué)速率常數(shù)。di(mg/(g?h1/2))為顆粒內(nèi)擴(kuò)散速率常數(shù),C可計(jì)算邊界層厚度。

圖3(A~C)分別是Pb(II)在bio-CaCO3上吸附的假一級、假二級和顆粒擴(kuò)散模型的動力學(xué)擬合曲線。對比可以看出假二級動力學(xué)模型擬合得更好,2為0.998 (表3), 表明bio-CaCO3吸附Pb(II)的過程為化學(xué)吸附[13]。采用顆粒擴(kuò)散模型對數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合 (圖3(C)), 相應(yīng)的擬合參數(shù)如表4所示。由圖3(C)發(fā)現(xiàn)吸附過程分為三個步驟: 第一步是Pb(II)在材料表面的外擴(kuò)散[13], 此過程由于溶液中Pb(II)具有較高濃度, 在5 min內(nèi)反應(yīng)速率很快; 第二步是Pb(II)與bio-CaCO3中的CaCO3的反應(yīng)階段[13], 反 應(yīng)速率相對降低; 第三步是吸附平衡過程, 溶液 中Pb(II)殘余濃度較低, 反應(yīng)放緩, 吸附逐漸達(dá)到 平衡。

2.4 pH和離子強(qiáng)度影響

溶液pH可以改變吸附劑的表面電荷、金屬離子的不同形態(tài)等, 進(jìn)而影響化學(xué)吸附過程。由圖4(A)可知, 隨著溶液pH的增大, Pb(II)去除率先快速升高后達(dá)到平衡, 最后再下降。當(dāng)pH<5時, 溶液中含有大量的H+離子, CaCO3與H+反應(yīng), 使吸附劑含 量下降, Pb(II)的去除量降低[5]。隨著pH的增大, 牡蠣表面的電負(fù)性增強(qiáng), 由于靜電相互作用, 更利于帶正電Pb(II)的吸附去除。當(dāng)pH=6~10時, Pb(II)主要是以Pb(OH)+的形式存在[1], Pb(II)與bio-CaCO3充分反應(yīng)直到平衡。當(dāng)pH>11時, 溶液中的Pb(II)以Pb(OH)2和Pb(OH)3–的形式存在, 產(chǎn)生沉淀, 同時Pb(OH)3–與帶負(fù)電的bio-CaCO3有排斥作用, 不利于吸附[23]。

圖3 Bio-CaCO3吸附Pb(II)的假一級(A)、假二級(B)和顆粒擴(kuò)散模型(C)的動力學(xué)擬合曲線

=25 ℃, [Pb(II)]initial=753×10–6,sorbent/solvent=0.2 g/L, and [NaClO4]= 0.01 mol/L

表3 Bio-CaCO3吸附Pb(II)的動力學(xué)參數(shù)

離子強(qiáng)度可以直接影響金屬離子在溶液中的活度。本實(shí)驗(yàn)以不同濃度的NaClO3為離子強(qiáng)度調(diào)節(jié)劑, 研究離子強(qiáng)度對bio-CaCO3吸附Pb(II)的影響。由圖4(B)可知, 當(dāng)離子強(qiáng)度為0.001 mol/L時, Pb(II)去除率最大, 達(dá)到93%, 這主要是由于在低離子強(qiáng)度時, 低濃度的Na(I)與Pb(II)競爭吸附位點(diǎn)的作用較小導(dǎo)致的。當(dāng)離子強(qiáng)度增大時, Pb(II)吸附率逐漸降低, 離子強(qiáng)度為0.3 mol/L時仍然達(dá)到90%的吸附率。離子強(qiáng)度對牡蠣殼吸附Pb(II)的作用較小, 盡管Pb(II)吸附隨著離子強(qiáng)度的增大而降低。吸附過程以Pb(II)與CaCO3的反應(yīng)為主, Na(I)競爭bio-CaCO3上的吸附位點(diǎn)作用較小。

2.5 吸附熱力學(xué)

吸附等溫線對于判定牡蠣殼對Pb(II)的吸附容量和吸附過程的本質(zhì)非常重要。為了更深入地探討牡蠣殼對Pb(II)的吸附機(jī)理, 采用分析吸附過程最常用的兩種等溫線模型: Langmuir[24](式(7))和Freundlich[7](式(8))模型, 對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析。這兩種吸附等溫模型的表達(dá)式為:

其中,e是平衡濃度(mg/L),e是平衡吸附量(mg/g),m是飽和吸附量(mg/g),L是Langmuir吸附常數(shù)(L/mg),F是Freundlich吸附常數(shù)(mg?g–1)。

Langmuir吸附等溫線對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的擬合比Freundlich模型好(見圖5和表5), 證明Langmuir吸附等溫模型能夠更好地解釋本實(shí)驗(yàn)的吸附過程, 而且bio-CaCO3對Pb(II)的吸附機(jī)理更趨向于均相介質(zhì)表面的單分子層吸附[25]。同時, 通過Langmuir模型計(jì)算吸附劑的最大吸附量, 不同溫度下牡蠣對Pb(II)的飽和吸附量為1775.33 (25 ℃)>1415.94 (35 ℃)>1237.35 (50 ℃), mg/g。飽和吸附量隨著溫度的升高而降低, 證明此吸附過程為放熱反應(yīng)。

表4 Bio-CaCO3吸附Pb(II)的顆粒擴(kuò)散模型參數(shù)

圖4 pH (A)和離子強(qiáng)度(B)對bio-CaCO3吸附Pb(II)的影響

=25 ℃, [Pb(II)]initial=10×10–6, pH=5.0,/=0.2 g/L

圖5 Bio-CaCO3對Pb(II)的吸附等溫線

pH=5.0,/= 0.2 g/L and [NaClO4] = 0.01 mol/L

表5 Bio-CaCO3吸附Pb(II)的Langmuir和Freundlich模型參數(shù)

為進(jìn)一步理解bio-CaCO3對Pb(II)吸附過程的熱力學(xué)過程, 通過熱力學(xué)方程(式(9)和式(10))[26], 計(jì)算bio-CaCO3吸附Pb(II)過程的熱力學(xué)參數(shù):

另外, 由表6可知, 此反應(yīng)過程的Δθ= –17.92 J/(mol·K), 也為負(fù)值, 表明此吸附反應(yīng)為混亂度減小的過程, 產(chǎn)物具有更有序的晶型結(jié)構(gòu)。這一現(xiàn)象與Pb(II)在Fe2O3, Co-Fe2O3和Ni-Fe2O3材料上吸附過程正的Δθ有明顯的區(qū)別[29], 這與bio-CaCO3吸附Pb(II)前后明顯的形貌變化(圖8)有關(guān)。吸附前bio-CaCO3呈現(xiàn)不規(guī)則的巖石塊狀結(jié)構(gòu), 大小形狀不一, 且表面含有孔徑為100~300 nm的孔道結(jié)構(gòu), 如圖8(A)所示。這種孔道結(jié)構(gòu)增大了材料的比表面積, 吸附Pb(II)后材料表面產(chǎn)生大量形貌更加規(guī)則的四棱柱結(jié)構(gòu)。

圖6 Bio-CaCO3吸附不同濃度Pb(II)的分配系數(shù)與溫度的變化曲線

pH=5.0,/= 0.2 g/L and [NaClO4]= 0.01 mol/L

表6 Bio-CaCO3吸附Pb(II)的熱力學(xué)參數(shù)

2.6 吸附性能對比

實(shí)驗(yàn)對比了bio-CaCO3與其它吸附材料對Pb(II)的吸附性能。298 K時, 此bio-CaCO3對Pb(II)的飽和吸附量高達(dá)1775 mg/g, 約為氧化石墨烯的1.9倍, 明顯優(yōu)于常用的活性炭、氧化石墨烯、皂土等吸附材料(表7)。而且基于乳山牡蠣制備的bio-CaCO3(4.93 m2/g)吸附材料也明顯優(yōu)于天津和廣州(2.49 m2/g)的牡蠣殼, 這可能與其較大的比表面積和結(jié)構(gòu)有關(guān)。

圖7 Bio-CaCO3吸附Pb(II)后的XRD圖譜(A)和白鉛礦PbCO3結(jié)構(gòu)圖(B)

圖8 Bio-CaCO3吸附Pb(II)前(A)和吸附后(B, C)的SEM照片

表7 Bio-CaCO3對Pb(II)吸附能力與其他吸附劑的比較

圖9 Bio-CaCO3與活性炭對MO的去除效率

圖10 Bio-CaCO3吸附MO前(A)和吸附后(B)的SEM照片

對于初始濃度為60 mg/L的MO, bio-CaCO3的去除效率約為45%, 活性炭的去除效率為48%(圖9), 表明bio-CaCO3也具有一定的有機(jī)物吸附性能。通過SEM (圖10)對比發(fā)現(xiàn), bio-CaCO3吸附MO后, 材料表面產(chǎn)生了一些具有褶皺形貌的物質(zhì)。以上結(jié)果表明該生物源碳酸鈣對重金屬Pb(II)和MO有機(jī)物均具有良好的吸附能力。

3 結(jié)論

本實(shí)驗(yàn)通過煅燒牡蠣殼制備生物源碳酸鈣吸附材料, 用于去除污水中的重金屬Pb(II)離子和有機(jī)物MO。通過宏觀吸附和微觀表征研究了bio-CaCO3對Pb(II)和MO的去除效果, 并考察了不同環(huán)境因素對bio-CaCO3吸附污染物的影響。研究發(fā)現(xiàn), bio-CaCO3對Pb(II)和MO均具有良好的吸附性能, 298 K下, 對Pb(II)的飽和吸附量為1775 mg/g。結(jié)合熱力學(xué)、動力學(xué)和SEM表征分析, bio-CaCO3吸附Pb(II)生成具有規(guī)則四棱柱結(jié)構(gòu)的PbCO3, 且該吸附過程Δθ= –7.64 kJ/mol, Δθ= –17.92 J/(mol·K), Δθ= –2.30 kJ/mol (pH=5.0,=298 K)。通過對比常見的吸附材料, 所制備的bio-CaCO3吸附劑具有高效、廉價、環(huán)保等優(yōu)點(diǎn), 在水污染治理中具有潛在的應(yīng)用前景。

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High-efficiency Biogenic Calcium Carbonate for Adsorption of Pb(II) and Methyl Orange from Wastewater

DU Xudong1, TANG Chengyuan1, YANG Xiaoli2, CHENG Jianbo1, JIA Yuke1, YANG Shubin1

(1. School of Chemistry and Chemical Engineering, Yantai University, Yantai 264005, China; 2. School of Environmental and Municipal Engineering, North China University of Water Resources and Electric Power, Zhengzhou 450045, China)

A low-cost oyster shell was carried to prepare biogenic calcium carbonate (bio-CaCO3) to remediate Pb(II) and methyl orange (MO) from contaminated water. The morphology, composition and structure of the material were analyzed mainly by scanning electron microscope (SEM), thermogravimetric analysis (TGA), X-ray fluorescence (XRF). The adsorption of Pb(II) and MO by bio-CaCO3was studied by combining batch experiments and microstructure characterization. Batch sorption experiments showed that 45% MO was removed by bio-CaCO3(sorbent/solvent=0.2 g/L, [MO]initial=60 mg/L). An obviously morphology change took place after MO adsorbed onto bio-CaCO3. The maximum sorption capacity of bio-CaCO3for Pb(II) is 1775 mg/g (pH=5.0,=298 K), which is higher than that of the traditional nanomaterials such as bentonite and activated carbon. The Pb(II) removal mechanism is expected to be CaCO3+ Pb(II)→PbCO3, where the Δθ, Δθand Δθof Pb(II) sorption by bio-CaCO3(pH=5.0,=298K) are –7.64 kJ/mol, –17.92 J/(mol·K) and –2.30 kJ/mol, respectively. More regular products with quadrangular structure are formed after Pb(II) adsorption. The results highlight that the bio-CaCO3has a high Pb(II) and MO sorption efficiency, demonstrating that it is a promising adsorbent material in environmental pollution management.

biogenic calcium carbonate; Pb(II); methyl orange; sorption

TQ174

A

1000-324X(2020)03-0315-09

10.15541/jim20190349

2019-07-15;

2019-09-12

國家自然科學(xué)基金(51708215); 山東省自然科學(xué)基金–青年基金(ZR201807060384); 煙臺大學(xué)博士啟動基金(HY18B04)

National Natural Science Foundation of China (51708215); Shandong Provincial Natural Science Foundation (ZR201807060384); PhD Research Startup Foundation of Yantai University (HY18B04)

杜旭東(1995–), 男, 碩士研究生. E-mail: 2062296740@qq.com

DU Xudong (1995–), male, Master candidate. E-mail: 2062296740@qq.com

楊樹斌(1987–), 副教授. E-mail: shubinyang@ytu.edu.cn

YANG Shubin, associate professor. E-mail: shubinyang@ytu.edu.cn