鉛、鎘在給水廠殘泥免燒陶粒上的競爭吸附特性

李智慧， 趙媛媛， 郭朝暉， 付廣義， 許友澤*

(1.中南大學(xué) 冶金與環(huán)境學(xué)院， 湖南 長沙 410083； 2.湖南省環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院 水污染控制技術(shù)湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 湖南 長沙 410014)

0 引言

我國鉛鋅資源儲量位居全球第二，鉛鋅礦分布廣，2019年全國鉛產(chǎn)量達(dá)123.1萬噸.而鉛鋅礦山常伴生有鎘、銅等多種重金屬，因而在開采、尾礦處理等過程中會產(chǎn)生大量的鉛、鎘重金屬廢水.據(jù)2020年中國統(tǒng)計(jì)年鑒表明，各地區(qū)廢水中鉛、鎘總排放量達(dá)52 321 kg、8 429 kg[1]，重金屬廢水排放量大，污染嚴(yán)重.鉛、鎘具有隱蔽性、生物積累性、致癌性、化學(xué)毒害作用[2]，對生態(tài)環(huán)境危害嚴(yán)重，且微量即可損害生物安全.目前，針對鉛、鎘重金屬廢水的物化處理方法主要有沉淀法、吸附法、氧化還原法、膜分離技術(shù)[3]等，其中吸附法以其價格低廉、工藝簡單、處理效果好等優(yōu)勢應(yīng)用廣泛，現(xiàn)主要采用的吸附劑有沸石[4]、黏土[5]、甲殼素類[6]等物質(zhì)，其中黏土價格低廉、取材方便具有良好的應(yīng)用前景.

給水廠殘泥(WTR)是一種黏土類似物，是城市自來水廠水處理過程產(chǎn)生的安全廢棄物，主要成分有鐵鋁絮凝劑、膠體、粘土顆粒等，已被諸多學(xué)者證實(shí)是一種環(huán)境友好型材料.WTR中活性鐵鋁含量高[7]，孔隙度和比表面積大，因此對污染物具有良好的吸附效果[8,9].現(xiàn)有研究發(fā)現(xiàn)，WTR作吸附劑能有效吸附水體中的單磷酸腺苷[10]、農(nóng)藥殘留物[11]、ClO4-[12]、重金屬離子[13]等.但其作為粉末顆粒物，直接應(yīng)用于水處理過程會導(dǎo)致堵塞、沉降性能差、需二次處理等問題.因而，一些學(xué)者采用高溫煅燒法將其制備成燒結(jié)陶粒，但高溫使得陶粒內(nèi)部活性鐵鋁含量降低、強(qiáng)度下降，導(dǎo)致WTR燒結(jié)陶粒吸附能力降低.

基于WTR燒結(jié)陶粒吸附能力弱缺陷，本課題組采用免燒法制備給水廠殘泥免燒陶粒(UCWTR).前期研究證實(shí)UCWTR解體率小(3.66%)、機(jī)械強(qiáng)度高(破損率和磨損率之和為0.35%，遠(yuǎn)低于標(biāo)準(zhǔn)值6%)、比表面積大(17.84 m2·g-1)[14].且在一元體系中鉛、鎘的最大吸附量達(dá)13.70 mg·g-1和17.57 mg·g-1[14].但工業(yè)廢水等重金屬廢水中常存在有多種重金屬離子，而UCWTR對二元體系中重金屬離子的競爭吸附特性尚不清楚.

因此，本研究以鉛、鎘共存的二元體系為研究對象，采用吸附動力學(xué)、吸附等溫實(shí)驗(yàn)、影響因素實(shí)驗(yàn)、賦存形態(tài)分析，探究鉛、鎘在UCWTR上的競爭吸附行為，全面考察鉛、鎘在UCWTR上的競爭吸附規(guī)律，以期為資源化利用WTR以及UCWTR處理鉛、鎘二元體系廢水提供科學(xué)依據(jù).

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

原料WTR采集自湖南某自來水廠，按照劉丹妮等的配方[15]，采用WTR與粉煤灰、水泥、生石灰、石膏混合壓制成UCWTR，再水浴蒸煮、風(fēng)干備用.實(shí)驗(yàn)鉛(Pb)、鎘(Cd)混合溶液采用Pb(NO3)2和Cd(NO3)2·4H2O配置而成，并添加c=0.01 mol·L-1的KCl用于增加溶液離子強(qiáng)度.

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 吸附動力學(xué)實(shí)驗(yàn)

采用分析天平稱取2 g UCWTR為吸附材料，以定制的150 mL聚乙烯離心管為反應(yīng)器，加入100 mL的Pb濃度為9.5 mmol·L-1、Cd濃度為8.9 mmol·L-1的混合溶液，調(diào)整pH=5.在25 ℃、180 r·min-1條件下，恒溫振蕩1 h、3 h、6 h、12 h、24 h、36 h、48 h、72 h、96 h，設(shè)置3組平行試驗(yàn)，并設(shè)置只有Pb(9.5 mmol·L-1)或者Cd(8.9 mmol·L-1)的一元體系為對照.測定達(dá)到吸附平衡時(48 h)陶粒的表征狀況.

采用公式(1)[16]計(jì)算UCWTR對Pb、Cd的吸附量：

(1)

式(1)中：qe表示UCWTR對Pb、Cd的單位吸附量(mmol·g-1)；C0表示反應(yīng)初始濃度(mmol·L-1)；Ce表示平衡濃度(mmol·L-1)；V為溶液體積(L)；m為UCWTR質(zhì)量(g).

采用一級和二級動力學(xué)模型擬合UCWTR競爭吸附Pb、Cd的動力學(xué)數(shù)據(jù).

準(zhǔn)一級動力學(xué)模型[16]：

ln(qe-qt)=lnqe-k1t

(2)

準(zhǔn)二級反應(yīng)動力學(xué)模型[16]：

(3)

式(2)、(3)中：qe表示擬合得到的最大吸附量(mmol·g-1)；qt表示時間t時的吸附量(mmol·g-1)；t為反應(yīng)時間(h)；k1、k2為平衡常數(shù).

1.2.2 吸附等溫實(shí)驗(yàn)

稱取2 g UCWTR，以定制的150 mL聚乙烯離心管為反應(yīng)器，加入以濃度5 mmol·L-1、15 mmol·L-1的Pb或者Cd為背景溶液，濃度梯度為1 mmol·L-1、3 mmol·L-1、6 mmol·L-1、9 mmol·L-1、12 mmol·L-1、15 mmol·L-1、18 mmol·L-1的Cd或者Pb混合溶液100 mL，初始溶液pH調(diào)整為5，設(shè)置3組重復(fù)，并作空白對照.即在以5 mmol·L-1、15 mmol·L-1的Pb/Cd為背景溶液的條件下，進(jìn)行不同濃度梯度Cd/Pb的競爭吸附等溫實(shí)驗(yàn).25 ℃、180 r·min-1下恒溫振蕩48 h.

分別采用Linear、 Langmuir和 Freundlich 等溫吸附模型[16]對吸附等溫?cái)?shù)據(jù)進(jìn)行擬合.

Linear線性吸附模型：

qe=KdCe

(4)

Langmuir 等溫吸附模型[17]：

(5)

Freundlich等溫吸附模型[18]：

(6)

式(4)～(6)中：qe表示平衡時的吸附量(mmol·g-1)；Ce表示平衡濃度(mmol·L-1)；qmax表示擬合最大吸附量(mmol·g-1)；Kd、KL、KF、n為模型常數(shù).

1.2.3 影響因素實(shí)驗(yàn)

考察初始pH和投加量對UCWTR競爭吸附Pb、Cd的影響，吸附背景液為100 mL初始濃度C(Pb)=9.5 mmol·L-1、C(Cd)=8.9 mmol·L-1的Pb、Cd混合溶液.其中pH影響因素，采用2 g UCWTR為吸附劑，pH變化設(shè)置為：3、4、5、6、7、8.投加量影響因素，采用初始pH為5，投加量變化設(shè)置為5 g·L-1、10 g·L-1、20 g·L-1、30 g·L-1、40 g·L-1、50 g·L-1、60 g·L-1.試驗(yàn)條件均為25 ℃、180 r·min-1下恒溫振蕩48 h，設(shè)置3組平行，并設(shè)空白對照.

1.2.4 賦存形態(tài)分析

等溫吸附實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，將不同吸附條件下的陶粒取出，冷凍干燥后研磨過0.15 mm篩.采用改進(jìn)BCR分級提取法[17]分別對不同吸附條件下UCWTR內(nèi)Pb、Cd賦存形態(tài)進(jìn)行分析.采用醋酸、鹽酸羥胺、過氧化氫、硝酸+氫氟酸+高氯酸分別提取重金屬4種賦存形態(tài)：酸提取態(tài)(離子交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài))、還原態(tài)(Fe/Mn氧化物結(jié)合態(tài))、氧化態(tài)(有機(jī)物結(jié)合態(tài))和殘?jiān)鼞B(tài).

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析

采用美國賽默飛電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀(ICP-OES)測定溶液中剩余Pb、Cd濃度；利用梅特勒S220臺式pH計(jì)調(diào)節(jié)溶液pH.采用美國FEI冷場發(fā)射環(huán)境掃描電子顯微鏡測定陶粒吸附前后表面結(jié)構(gòu)；采用美國Thermo Fisher X射線光電子能譜儀和傅里葉紅外光譜儀測定陶粒吸附前后表面元素成分和價態(tài)、官能團(tuán)的種類.實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Origin 2018整理、繪圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 Pb/Cd二元體系吸附動力學(xué)特征

在Pb、Cd共存的二元體系條件下(以下簡稱“Pb/Cd二元體系”)，UCWTR對兩種重金屬的吸附動力學(xué)曲線如圖1所示.由圖1可知，UCWTR對溶液中Pb、Cd吸附過程相似，均呈現(xiàn)“快吸附(0～12 h)-慢吸附(12～48 h)-慢平衡(48 h～)”三階段.具體而言，在1 h內(nèi)，UCWTR對Pb、Cd的吸附量分別快速達(dá)到0.11 mmol·g-1、0.08 mmol·g-1；吸附時間達(dá)到12 h時，UCWTR對Pb、Cd的吸附量快速達(dá)到平衡吸附量的74.99%和74.44%，而后UCWTR對Pb、Cd的吸附速率均逐漸降低；當(dāng)吸附時間達(dá)到48 h時，Pb、Cd吸附均趨于平衡，UCWTR對Pb、Cd平衡吸附量分別為0.36 mmol·g-1、0.25 mmol·g-1.準(zhǔn)一級與準(zhǔn)二級動力學(xué)模型擬合結(jié)果見表1所示，兩種模型均能較好描述UCWTR對Pb、Cd的吸附動力學(xué)過程.相比之下，準(zhǔn)二級動力學(xué)模型擬合結(jié)果更好(R2>0.96)，表明UCWTR對溶液中Pb、Cd的吸附是物理和化學(xué)吸附作用并存的復(fù)雜過程[18].

隨反應(yīng)時間延長，Pb、Cd在UCWTR上的吸附過程由表面吸附向陶粒內(nèi)部擴(kuò)散，導(dǎo)致吸附速率逐漸減慢并趨于穩(wěn)定.與對照組一元體系相比，Pb/Cd二元體系下，UCWTR對Pb、Cd的平衡吸附量分別下降2.7%和10.71%，且Pb的最大吸附量是Cd的2.66倍.這表明Cd、Pb在UCWTR中存在競爭吸附作用；相較于Cd，UCWTR對Pb的吸附能力更高，其在UCWTR競爭吸附過程中處于較高的優(yōu)先級[18].現(xiàn)有研究指出電負(fù)性強(qiáng)、水合半徑小、水解常數(shù)小的重金屬離子能優(yōu)先被吸附[19]，Pb的電負(fù)性為Cd的1.33倍、水合半徑和水解常數(shù)分別是Cd的94%和77%，因而Pb與陶粒表面吸附點(diǎn)位接觸概率更大，競爭吸附能力更強(qiáng)[19,20].

圖1 Cd、Pb在UCWTR上的吸附動力學(xué)曲線

表1 Cd、Pb在UCWTR上吸附動力學(xué)擬合參數(shù)

2.2 微觀結(jié)構(gòu)分析

2.2.1 SEM分析

吸附前后UCWTR表面SEM圖如圖2所示.UCWTR表面顆粒呈規(guī)則的柱狀體結(jié)構(gòu)，裂隙多、比表面積大，具有較大的重金屬接觸面積，可有效提高其吸附能力.吸附Pb、Cd后，UCWTR表面結(jié)構(gòu)不規(guī)則，形狀大小不一，大柱狀體顆粒轉(zhuǎn)變?yōu)樾∏蛐晤w粒，并進(jìn)一步形成了層狀結(jié)構(gòu)，這可能是由于吸附后產(chǎn)生了新的晶體，填充了原始的小裂縫，從而導(dǎo)致表面結(jié)構(gòu)變化.現(xiàn)有研究發(fā)現(xiàn)，Pb在水中主要以溶解態(tài)和顆粒態(tài)存在，通過吸附在陶粒表面形成絡(luò)合物質(zhì)，改變陶粒結(jié)構(gòu)[21].

圖2 UCWTR吸附前后表面SEM圖

2.2.2 XPS分析

為進(jìn)一步研究UCWTR吸附Pb、Cd的機(jī)理，進(jìn)行X射線光電子能譜分析(XPS)，結(jié)果如圖3所示.由圖3可以看出，吸附前后UCWTR的XPS寬譜中都出現(xiàn)了O1s、Ca2p、C1s、Si2s、Al2p、Fe2p的特征峰，說明其內(nèi)部含有O、Ca、C、Si、Al、Fe.吸附后，UCWTR的XPS全譜圖都出現(xiàn)了Pb4f、Cd3d的特征峰，說明其吸附上了溶液中的Pb和Cd.

圖3 UCWTR吸附前后XPS全譜

吸附后UCWTR的O1s、Ca2p、Si2s、Al2p、Fe2p結(jié)合能發(fā)生變化，這表明O、Ca、Si、Al、Fe都參與了吸附反應(yīng)過程.吸附前，UCWTR的O1s譜圖，只有一個峰531.78 eV ，對應(yīng)于C-OH.吸附Pb、Cd后，出現(xiàn)了一個新的峰，可能是陶粒上的O與溶液中的Pb2+結(jié)合形成PbO而成[22].同樣，吸附后的Al2p、Fe2p譜圖也產(chǎn)生了一個新的峰，這是由于Pb、Cd與陶粒內(nèi)部的鐵鋁氧化物結(jié)合形成了新的螯合物[23][24].吸附前，UCWTR的Ca2p譜圖，有5個峰分別對應(yīng)Ca(OH)2(351.78 eV、351.98 eV)、CaCl2(348.38 eV)和CaO的Ca2p3/2(347.08 eV)、Ca2p1/2(350.68 eV)[36]軌道，表明陶粒內(nèi)部含有Ca(OH)2、CaCl2、CaO.吸附后，UCWTR新增354.78 eV、354.58 eV的特征峰，表明Pb、Cd與C-S-H凝膠發(fā)生固化反應(yīng)[24]，形成了新的物質(zhì).

圖4 UCWTR吸附前后O1s、Al2p、Fe2p、Ca2p圖譜

圖5表示吸附后UCWTR的Pb、Cd譜圖，Pb譜圖中出現(xiàn)了兩組雙峰Pb4f5/2和Pb4f7/2，分別對應(yīng)于PbO、Pb(OH)2和Pb與鐵鋁氧化物、C-S-H形成的螯合物[25].Cd譜圖也中出現(xiàn)了兩組雙峰，分別對應(yīng)于CdO、Cd(OH)2、以及Cd的螯合物[26].

圖5 UCWTR吸附后Pb4f、Cd3d圖譜

2.2.3 FT-IR分析

UCWTR吸附前后FT-IR圖譜如圖6所示.UCWTR原始FT-IR光譜在波數(shù)3 626 cm-1、1 434.3 cm-1、1 036.07 cm-1、788.74 cm-1、531.29 cm-1處存在特征峰，分別來源于-OH的伸縮振動、O-Ca-O的振動峰、Si-O-Si的伸縮振動、Al-OH的彎曲振動、Fe-O的彎曲振動[27-28]，這表明陶粒內(nèi)部存在-OH、Al-OH和Fe-O活性基團(tuán)及O-Ca-O和-OH、Si-O-Si結(jié)合形成的C-S-H凝膠[29].吸附反應(yīng)后，UCWTR光譜新增3 446.17 cm-1、1 645.95 cm-1處特征峰，表明UCWTR中-OH的伸縮運(yùn)動和彎曲運(yùn)動加強(qiáng)，Pb、Cd與UCWTR反應(yīng)生成氫氧化物.同時有3個峰出現(xiàn)偏移，分別為3 624.55 cm-1(-OH伸縮振動)、1 038 cm-1、473.92 cm-1(Si-O-Si伸縮振動和彎曲振動)、802.24 cm-1(Al-OH的彎曲振動)，表明Pb、Cd在UCWTR上的吸附機(jī)理是先通過靜電作用吸附在陶粒表面，而后在-OH、Si-O-Si、Al-OH官能團(tuán)及C-S-H凝膠的作用下，與內(nèi)部O、Ca、Si、Al、Fe發(fā)生固化及螯合反應(yīng)生成新的物質(zhì).

圖6 UCWTR吸附前后FT-IR圖譜

2.3 Pb/Cd二元體系等溫吸附特征

圖7為競爭離子濃度對UCWTR等溫吸附Pb、Cd的影響.由圖7(a)可知，當(dāng)Cd初始濃度處于較低水平時，隨著競爭離子Pb濃度的增加，UCWTR對Cd的平衡吸附量隨之降低；反之，當(dāng)Cd離子初始濃度處在較高水平時，低濃度Pb(5 mmol·L-1)的存在有利于提高UCWTR對Cd的平衡吸附量.由圖7(b)可知，當(dāng)Pb初始濃度處于較低水平時，隨著競爭離子Cd濃度的增加，UCWTR對Pb的平衡吸附量影響較?。划?dāng)Pb離子初始濃度處在較高水平時，UCWTR對Pb的平衡吸附量隨競爭離子Cd濃度增加而增加.以上實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明：Cd可有效促進(jìn)UCWTR對Pb的吸附，且在一定濃度范圍內(nèi)溶液中Cd濃度越高，這種促進(jìn)作用越強(qiáng)；較高濃度的Pb對UCWTR吸附Cd產(chǎn)生明顯的抑制作用.

混合溶液中Pb、Cd的等溫吸附采用Linear線性模型、Langmuir模型、Freundlich模型擬合，結(jié)果如表2所示.由擬合結(jié)果可得，UCWTR對Pb的吸附過程Langmuir模型的相關(guān)系數(shù)RL2分別為0.999、0.989、0.980均高于Linear線性模型和Freundlich模型的相關(guān)系數(shù)；UCWTR對Cd的吸附過程Freundlich模型的相關(guān)系數(shù)RF2分別為0.983、0.997、0.998均高于Linear線性模型和Langmuir模型.說明Langmuir模型和Freundlich模型能分別更好的描述Pb、Cd在UCWTR上的競爭吸附過程，即Pb的吸附以單分子層吸附為主，Cd的吸附以多分子層吸附為主[30].

圖7 UCWTR吸附Cd、Pb等溫線

表2 Pb等溫模型擬合參數(shù)

表3 Cd等溫模型擬合參數(shù)

2.4 水溶液條件對Pb/Cd二元競爭吸附影響

2.4.1 初始溶液pH

溶液初始pH值對UCWTR上Pb、Cd競爭吸附的影響如圖8所示.隨溶液初始pH值升高，陶粒對溶液中Pb、Cd的吸附量和吸附百分比均呈逐漸升高趨勢.且在不同pH值下，UCWTR對Pb的吸附量和去除率均大于Cd.溶液初始pH值由3增加到8，UCWTR對溶液中Pb、Cd的平衡吸附量分別增加47.37%和32.26%，且Pb、Cd去除率分別升高到62.40%和84.53%.當(dāng)pH≥7時，UCWTR對溶液中Pb、Cd吸附量基本穩(wěn)定至0.40 mmol·g-1和0.27 mmol·g-1.酸性條件下，重金屬與陶粒反應(yīng)以離子交換為主[30]；堿性條件下，陶粒吸附重金屬以離子交換與配位吸附共同作用[31-32].在低pH值條件下，Pb、Cd以離子態(tài)存在，H+與Pb、Cd產(chǎn)生競爭，導(dǎo)致強(qiáng)酸條件下UCWTR對Pb、Cd的吸附量減小.隨pH值增大，H+與重金屬競爭作用減弱[33，34]，但Pb、Cd反應(yīng)生成氫氧沉淀，吸附在陶粒表面.且UCWTR的Zeta電位值為2.37，隨著pH值升高，溶液電負(fù)性增強(qiáng)，重金屬陽離子的吸附量增加.

圖8 溶液初始pH對UCWTR吸附Cd、Pb的影響

2.4.2 UCWTR投加量

UCWTR投加量對Pb、Cd競爭吸附的影響如圖9所示.隨著UCWTR投加量的增加，溶液中Pb、Cd去除率呈現(xiàn)不同的變化趨勢.當(dāng)UCWTR投加量從5 g·L-1增加至30 g·L-1時，溶液中Pb去除率由42.89%上升至87.08%；而后隨著UCWTR投加量的增加，Pb的去除率基本穩(wěn)定于89%左右.相比之下，Cd的去除率則隨UCWTR投加量的增加而持續(xù)升高，當(dāng)投加量增加到60 g·L-1時，UCWTR對Cd的去除率升高至82.09%，與投加量5 g·L-1相比，去除率提高了2.72倍.初始投加量增加抑制了UCWTR吸附溶液中的Pb、Cd，這可能是由于投加量增加導(dǎo)致陶粒表面可供吸附的空閑活性點(diǎn)位數(shù)量增多[35]，致使陶粒單位吸附量下降.

圖9 初始投加量對Cd、Pb競爭吸附的影響

2.5 賦存形態(tài)分析

Pb/Cd二元體系下，兩種重金屬在UCWTR的賦存形態(tài)如圖10所示.二元競爭吸附體系中，不同初始濃度下，UCWTR中Pb、Cd各賦存形態(tài)含量占比大致相近，且均以酸提取態(tài)為主，其占比達(dá)到48.87%～69.10%；其次是還原態(tài)(占比11.88%～25.15%)、殘?jiān)鼞B(tài)(占比9.79%～24.52%)與氧化態(tài)(占比1.83%～9.02%).初始濃度對UCWTR中Pb、Cd賦存形態(tài)影響存在一定差異(P>0.05)，總體上，隨著反應(yīng)濃度增加，Cd賦存形態(tài)中酸提取態(tài)含量占比略有降低，殘?jiān)鼞B(tài)占比有所升高，其它2種形態(tài)含量占比變化較小.Pb賦存形態(tài)中酸提取態(tài)、還原態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)等3種賦存形態(tài)含量占比逐步降低，而氧化態(tài)含量占比逐步升高.初始濃度對Pb、Cd在UCWTR中賦存形態(tài)影響程度相近，隨初始濃度增加，各賦存形態(tài)含量占比變化幅度總體均在10%內(nèi)變化.

單一吸附Pb、Cd條件下，酸提取態(tài)占比達(dá)75.55%～90.1%、還原態(tài)占比為2.57%～10.05%、殘?jiān)鼞B(tài)占比為1.03%～11.34%[14].與之相比，二元體系下Pb、Cd酸提取態(tài)占比下降，還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)占比有所增加，重金屬穩(wěn)定性增強(qiáng).這是由于二元體系中Pb、Cd競爭作用較強(qiáng)，離子濃度大，陶粒表面活性點(diǎn)位減少，Pb、Cd逐漸向陶粒內(nèi)部擴(kuò)散與UCWTR內(nèi)部的鐵鋁氧化物或C-S-H凝膠結(jié)合，或通過物理固封、沉淀反應(yīng)和吸附等被固化在 UCWTR內(nèi)部結(jié)構(gòu)中[24][36][37]，形成穩(wěn)定的還原態(tài)和更為穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài).

圖10 不同初始濃度下Cd、Pb的賦存形態(tài)

3 結(jié)論

(1)UCWTR表面顆粒呈規(guī)則的柱狀體結(jié)構(gòu)，裂隙多、比表面積大，具有較大的重金屬接觸面積，有效提高了其吸附能力.陶粒在內(nèi)部-OH、Al-OH和Fe-O活性基團(tuán)及C-S-H凝膠作用與重金屬Pb、Cd發(fā)生反應(yīng).

(3)Cd可有效促進(jìn)UCWTR對Pb的吸附，且在一定濃度范圍內(nèi)溶液中Cd濃度越高，這種促進(jìn)作用越強(qiáng)；較高濃度的Pb對UCWTR吸附Cd產(chǎn)生明顯的抑制作用.Langmuir模型和Freundlich模型能分別更好的描述Pb、Cd在UCWTR上的競爭吸附過程.

(4)升高pH值(7～8)有利于促進(jìn)UCWTR吸附Pb、Cd；增加初始投加量會抑制UCWTR對Pb、Cd的單位吸附量.

(5)Pb、Cd在UCWTR上競爭吸附的賦存形態(tài)中以酸提取態(tài)占比最高.與單一吸附相比，競爭吸附Pb、Cd賦存形態(tài)中酸提取態(tài)占比下降、還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)占比增加，重金屬穩(wěn)定性增加.