环境科学  2014, Vol. 35 Issue (10): 3782-3788   PDF    
引用本文
万顺利, 薛瑶, 马钊钊, 刘国斌, 余艳霞, 马明海. 茶叶基水合氧化铁吸附水体中Pb(Ⅱ)的性能[J]. 环境科学, 2014, 35(10): 3782-3788.
WAN Shun-li, XUE Yao, MA Zhao-zhao, LIU Guo-bin, YU Yan-xia, MA Ming-hai. Sorption Characteristics of Tea Waste Modified by Hydrated Ferric Oxide Toward Pb(Ⅱ) in Water[J]. Environmental Science, 2014, 35(10): 3782-3788.
茶叶基水合氧化铁吸附水体中Pb(Ⅱ)的性能
万顺利, 薛瑶, 马钊钊, 刘国斌, 余艳霞, 马明海    
黄山学院生命与环境科学学院, 黄山 245041
收稿日期: 2014-2-19; 修订日期: 2014-5-7.
基金项目： 安徽省教育厅高校优秀青年重点基金项目（2013SQRL091ZD）；国家自然科学基金项目（21207112）；大学生创新创业训练计划项目（201310375007）
作者简介：万顺利（1987~），男，硕士，助教，主要研究方向为水污染控制，E-mail：wsl@hsu.edu.cn
摘要：采用原位沉积技术将水合氧化铁（HFO）负载于废弃茶叶渣表面制备了复合材料茶叶基水合氧化铁（HFO-TW），研究了HFO-TW对水溶液中Pb（Ⅱ）的吸附特性，探讨了溶液pH值、时间、共存碱土离子、温度、Pb（Ⅱ）初始浓度等因素对Pb（Ⅱ）的吸附效果的影响. 结果表明酸性范围内，Pb（Ⅱ）的吸附量随溶液pH升高而增大；Pb（Ⅱ）的吸附速度较快，100 min内便可达吸附平衡，且动力学曲线较好地符合伪一级和伪二级动力学模型，拟合系数可达98.8%；在竞争离子Ca（Ⅱ）/Mg（Ⅱ）的浓度高于Pb（Ⅱ）50倍时，HFO-TW对Pb（Ⅱ）仍具有较强的吸附能力，Pb（Ⅱ）的吸附量仅分别下降12.1 mg ·g-1 和8.1 mg ·g-1；Pb（Ⅱ）的吸附过程较好地符合Langmuir等温模型，理论最大吸附容量为89.43 mg ·g-1，远高于未经改性的茶叶渣和其他生物吸附剂. 所有结果均证实HFO-TW在净化实际铅污染水体中有着较为广阔的应用潜力.
关键词： 水合氧化铁     铅     茶叶渣     吸附     应用    
Sorption Characteristics of Tea Waste Modified by Hydrated Ferric Oxide Toward Pb(Ⅱ) in Water
WAN Shun-li, XUE Yao, MA Zhao-zhao, LIU Guo-bin, YU Yan-xia, MA Ming-hai    
College of Life & Environmental Sciences, Huangshan University, Huangshan 245041, China
Abstract: Hydrated ferric oxide was successfully impregnated onto tea waste by precipitation to obtain a new sorbent named HFO-TW,the adsorption characteristics of which toward Pb(Ⅱ) in aqueous solution was investigated by evaluating the effects of pH value, contact time, coexisting ion, temperature, and initial concentration of Pb(Ⅱ). The Pb(Ⅱ) sorption onto HFO-TW was pH-dependent, and the higher pH value was more helpful for Pb(Ⅱ) adsorption onto HFO-TW in the pH range of 2.5-7. Lead sorption speed was quick and could reach equilibrium within 100 min, and the kinetics curve could be fitted well by both pseudo-first and pseudo-second models. The related coefficient was 98.8%. HFO-TW exhibited highly selective lead retention and the adsorption capacity of Pb(Ⅱ) onto HFO-TW was declined by only 12.1 mg ·g-1 and 8.1 mg ·g-1 in the presence of competing Ca(Ⅱ), Mg(Ⅱ) at 50 times of the target ion. In addition, Pb(Ⅱ) sorption onto HFO-TW could be described satisfactorily by Langmuir model, and the maximal sorption capacity calculated by Langmuir equation was 89.43 mg ·g-1, which was much higher than the unmodified tea waste and other bio-sorbents. All the results validated that HFO-TW was a promising sorbent for removal of lead from waters.
Key words: hydrated ferric oxide     lead     tea waste     adsorption     application    

铅是一种危害性极大的水体污染物，甚至低浓度的铅都会对水体中的水生生态系统及人体造成巨大的危害[1]. 为了降低铅对人体的危害性，世界各国政府及组织均对各类水体中铅的允许残留量做了严苛的规定，如中国卫生部已将饮用水中铅的浓度限值由1985年的0.05 mg ·L-1提高至0.01 mg ·L-1[2,3]，世界卫生组织(WHO)及欧盟均将饮用水中铅的最大允许残留量设置为0.01 mg ·L-1[4,5]. 日益严格的控制标准也对水体中铅的污染净化技术提出了更高的要求.

吸附法一直被认为是去除水体中微量重金属的最理想的方法，而吸附法的优劣关键在于吸附剂的选择. 铁、 锰等金属氧化物吸附重金属存在着吸附速度快、 吸附量大、 选择性强等诸多优点[6,7]，但其通常颗粒较小，故应用于实际流体中不仅阻力大，而且固液分离比较困难,故而增加其实际应用能力是研究的关键. 近年来生物类吸附剂因其价廉易得、 吸附效果好、 可资源化等显著优势而广受环境科学家们的青睐，树叶[8]、 坚果壳[9]、 稻谷[10]、 锯末[11]、 玉米棒[12]、 鸡毛[13]等多种生物吸附剂被广泛应用于水体中重金属的去除. 茶叶是一种含网状结构的多孔性材料，富含茶多酚、 单宁酸、 纤维素等多种成分，且红外光谱表明，茶叶表面含有大量羧基、 酚羟基、 氨基等功能基团[14,15]. 这些功能基团通常都能与重金属形成离子交换或络合作用. 因此，茶叶作为一种生物吸附剂也被广泛应用于水体中Pb(Ⅱ)、 Cd(Ⅱ)、 Cu(Ⅱ)、 Cr(Ⅵ)等重金属的净化[16, 17, 18, 19, 20]. 废弃茶叶渣用于水体中重金属的吸附不仅能实现水体净化，而且还有利于废弃茶叶渣的资源化. 但研究表明，茶叶对重金属虽有一定的吸附作用，但普遍存在着吸附容量小、 易于饱和、 选择性不高的缺陷[16, 19, 20]. 鉴于此，对茶叶进行一定的改性以增加其吸附重金属的容量、 抗干扰能力对于废弃茶叶渣的综合利用至关重要.

本研究选取对重金属具有极强吸附能力的水合氧化铁作为改性剂，利用原位沉积技术将水合氧化铁负载到废弃茶叶渣表面制备了茶叶基水合氧化铁，该复合材料不仅解决了颗粒态水合氧化铁难以实际应用的难题，而且弥补了单纯的茶叶渣吸附容量低的缺陷. 本研究选择水体中常见的重金属Pb(Ⅱ)为吸附质，考察了其在HFO-TW表面的吸附性能受溶液pH值、 时间、 温度、 共存碱土离子Ca(Ⅱ)/Mg(Ⅱ)、 初始浓度等因素的影响，以期为水体中Pb(Ⅱ)的净化及废弃茶叶渣的综合利用提供参考.

1 材料与方法 1.1 试剂与仪器

所有试剂均为分析纯，均购于上海中东试剂有限公司，试验用水为超纯水.

1 g ·L-1 的铅储备液由固体Pb(NO3)2溶解制得. 茶叶即为黄山本地绿茶，购买于黄山市茶叶市场. 主要试验仪器包括：SHZ-82A型恒温水浴振荡器(江苏太仓荣华仪器厂)，DC-1006低温恒温水浴槽(宁波海曙赛福实验仪器厂),D-8401型多功能型搅拌器，pH计，烘箱,TAS-990系列原子吸收分光光度计(北京普析通用仪器有限责任公司)，870 FT-IR傅里叶变换红外光谱仪(美国)，ASAP2020型N2吸附仪(美国)，D8ADVANCE型X射线衍射仪(德国).

1.2 HFO-TW的制备

HFO-TW以粒径0.38~0.83 mm的茶叶渣为母体合成，所用方法为原位沉积技术.首先将所得茶叶反复用沸水冲洗直至冲洗后的水完全无色(除去茶叶中可溶成分及部分色素)，接着用纯水冲洗3次并于333 K条件下烘干至恒重. 烘干后的茶叶研磨、 过筛(20~40目)，选出所需粒径的茶叶渣备用.

将10 g干态茶叶渣加入到浓度为40 g ·L-1FeCl3溶液中，并在摇床中持续振荡24 h后，过滤出固体物质，即为吸附了Fe3+后的茶叶渣(TW-Fe3+)，并将该固体置于烘箱内在333 K下烘干，然后加入到含有7% NaCl和NaOH的混合溶液中，再持续振荡24 h，接着过滤； 用0.001 mol ·L-1的稀盐酸冲洗固体以去除表面残余的碱液，随后再用大量的纯水冲洗固体表面直至中性，333 K条件下烘干至恒重便可得成品HFO-TW.

1.3 静态吸附试验

准确称取一定量的HFO-TW于100 mL具塞玻璃锥形瓶中，分别加入50 mL一定浓度的Pb(Ⅱ)溶液，并采用 1.0 mol ·L-1的HNO3或NaOH溶液调整溶液pH值，锥形瓶置于恒温水浴摇床内振荡24 h，转速180 r ·min-1. 对于竞争试验，在溶液中加入一定量的 Ca(NO3)2、 Mg(NO3)2作为共存离子考察HFO-TW的选择性吸附Pb(Ⅱ)的能力； 对于动力学试验，每隔一定时间段从500 mL的Pb(Ⅱ)溶液内取出0.5 mL以测定Pb(Ⅱ)的去除率随时间的变化规律. 锥形瓶振荡24 h后，滤除HFO-TW,测定溶液中Pb(Ⅱ)的平衡浓度ce(mg ·L-1),平衡吸附量通过式(1)计算：

式中,qe表示平衡吸附量(mg ·g-1)，V 表示Pb(Ⅱ)溶液的体积(L)，m 为吸附材料的质量(g)，c0为Pb(Ⅱ)的初始浓度(mg ·L-1).

1.4 分析方法

溶液中Pb(Ⅱ)的浓度使用原子吸附分光光度计测量，光源为铅空心阴极灯，波长为283.3 nm,乙炔流量为1 500 mL ·min-1，燃烧温度约2 400℃，每个样品吸光度重复测试3次，最终取平均值. 采用HNO3-HClO4混合溶液消解HFO-TW以测定复合材料内铁的负载量.

2 结果与分析 2.1 复合材料的表征

HFO-TW的衍射图谱见图 1. 由图谱的峰型可知，负载的氧化铁晶型较差，趋近于无定型. N2吸附-脱附试验结果显示，复合材料的BET比表面积约为1.212 m2 ·g-1,相较于母体茶叶渣(0.86 m2 ·g-1)稍有提高，这可能是负载的细小氧化铁颗粒所致. 将1 g复合材料HFO-TW及母体茶叶渣分别采用HNO3-HClO4混合溶液进行消解，然后定容至500 mL容量瓶内备测. 最终测得HFO-TW消解液中铁的含量约105 mg ·L-1,而母体茶叶渣的消解液中几乎不含铁. 经分析，复合材料HFO-TW内铁的负载量约为5.25%(以Fe计).

图 1 HFO-TW的XRD图谱Fig. 1 XRD pattern of HFO-TW
2.2 pH值的影响

当温度为298 K,Pb(Ⅱ)的初始浓度为30 mg ·L-1,HFO-TW的质量为0.02 g时，溶液pH对HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的影响趋势如图 2所示. 可见，随着溶液pH值的升高，Pb(Ⅱ)的吸附量不断增大，其中溶液pH 处于较酸性范围内(2.5~5.5)时，Pb(Ⅱ)的去除率随pH值的升高几乎呈现直线增长； 而溶液pH 处于中性范围内(5.5~7)时，Pb(Ⅱ)的去除率随pH值的升高增加缓慢. 这主要是由于复合材料内存在的几种不同的Pb(Ⅱ)吸附位点协同作用所致，一是母体材料茶叶渣表面的功能基团羟基、 羧基与Pb(Ⅱ)之间的离子交换作用，可能的反应式如下[14]：

图 2 溶液pH值对HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的影响Fig. 2 Effect of solution pH on Pb(Ⅱ) uptake by HFO-TW

上式表明，溶液pH值较低时，高浓度的H+抑制了茶叶渣表面的羟基和羧基的电离过程，以致于减弱了羟基和羧基对重金属Pb(Ⅱ)的离子交换能力； 当溶液pH值升高时，H+浓度降低，两种基团的电离程度逐渐增大，电负性逐渐增强，因而对Pb(Ⅱ)的交换能力也不断增强. 另外，负载颗粒HFO表面的羟基基团亦能与溶液中Pb(Ⅱ)产生单齿或双齿络合作用，可能的反应式如下[21,22]：

显然，较高的溶液pH更利于复合材料内的HFO对Pb(Ⅱ)的吸附，这一点与图 1中反映的趋势是一致的. 另外，由式(2)~(5)知，吸附过程中会释放出H+，因而pH介于4~7之间时，随着反应的进行，溶液pH值会有所下降，本研究1 h校正一次溶液pH值，直至不发生显著变化.

2.3 吸附动力学

吸附速率是评价吸附剂实际应用潜能的一个重要指标. 同样的废水流速，吸附速度快意味着吸附柱的高度可适当降低，更意味着一次性投资的削减. 为了评价复合材料HFO-TW对Pb(Ⅱ)的吸附速率，图 3给出了HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的容量随时间的变化趋势. 不难发现，初始阶段(0~50 min)，吸附速度非常快，而随着时间的推移，吸附速度逐渐降低，而100 min内，该吸附体系已达到吸附平衡. 文中还使用了伪一级和伪二级动力学模型对该吸附动力学曲线进行了拟合：

式中,qe和qt分别表示平衡时和t时刻的吸附量(mg ·g-1)，k1表示伪一级动力学吸附速率常数，k2表示伪二级动力学吸附速率常数.

图 3 HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)受时间的影响Fig. 3 Lead uptake versus contact time of HFO-TW

拟合结果见表 1，伪一级和伪二级动力学模型均能较好地模拟HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的动力学曲线，并且拟合系数R2均高于98.8%，而通过伪一级动力学模型计算出的qe(63.40 mg ·g-1) 更接近于试验值qe(64.15 mg ·g-1).

表 1 HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的动力学参数Table 1 Kinetic parameters for Pb(Ⅱ) uptake onto HFO-TW
2.4 竞争吸附试验

天然水体或工业废水中普遍存在着大量碱土金属离子[如Ca(Ⅱ)、 Mg(Ⅱ)、 Na(Ⅰ)、 K(Ⅰ)等]，这些共存离子的浓度通常高出目标金属离子千百倍，故而它们的存在会降低吸附剂对目标金属离子的选择性吸附能力. 鉴于二价碱土离子的高竞争能力及普遍存在性，本研究选择Ca(Ⅱ)和Mg(Ⅱ)作为共存离子代表用于考察HFO-TW对Pb(Ⅱ)的吸附选择能力，相关结果见图 4. 结果显示，HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的能力受共存的Ca(Ⅱ)或Mg(Ⅱ)的影响较小，当溶液中共存离子浓度Ca(Ⅱ)或Mg(Ⅱ)高出目标离子50倍时，Pb(Ⅱ)的吸附容量仅分别下降12.1 mg ·g-1[Ca(Ⅱ)]和8.1 mg ·g-1[Mg(Ⅱ)]，体现出了极强的选择性. HFO-TW对Pb(Ⅱ)的强选择性主要归因于两方面，一是负载的HFO颗粒可与Pb(Ⅱ)形成专属的络合作用[21,22]，二是母体茶叶渣表面的负电性基团(—OH、 —COOH等)所产生的Donnan膜-预富集效应[23].

图 4 不同竞争离子浓度对HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的影响Fig. 4 Effect of different initial competing ions on the

Pb(Ⅱ) retention onto HFO-TW

为了进一步说明HFO-TW的吸附选择性，研究还引入了衡量吸附剂选择性的常用指标Kd(L ·g-1)[24]：

式中,c0、 ce分别代表溶液中Pb(Ⅱ)的初始浓度及吸附平衡后的浓度，单位为mg ·L-1； V代表溶液的体积，单位为mL； m代表吸附剂的质量，单位为g. 在不同Ca(Ⅱ)、 Mg(Ⅱ)浓度下，HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的Kd值变化见图 5. 显然，Kd值随着共存离子的浓度增加而不断减小，而在相同的Ca(Ⅱ)、 Mg(Ⅱ)浓度比例下,Ca(Ⅱ)的竞争能力强于Mg(Ⅱ)，这是Mg(Ⅱ)的吉布斯水合能(-1 830 kJ ·mol-1)高于Ca(Ⅱ)(-1 505 kJ ·mol-1)所致[25]，而通常认为同价态的离子中，水合能越低的离子交换能力越强.

图 5 HFO-TW在不同竞争离子浓度时吸附Pb(Ⅱ)的Kd值对比Fig. 5 Distribution ratio Kd of Pb(Ⅱ) onto HFO-TW at different initial concentrations of competing ions
2.5 等温吸附试验

温度的变化通常都会影响到吸附过程. 本研究考察了3种温度(298、 308、 318 K)下HFO-TW吸附溶液中Pb(Ⅱ)的变化趋势，具体结果见图 6. 同时，将3种温度下的等温线与Langmuir和Freundlich等温模型[26]进行了拟合，拟合结果见表 2.

表 2 HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的等温线参数

Table 2 Isotherm constants for lead uptake onto HFO-TW

式中，ce 表示Pb(Ⅱ)的平衡浓度 (mg ·L-1)； qe表示Pb(Ⅱ)的平衡吸附量 (mg ·g-1)； qm 表示最大吸附容量(mg ·g-1)； KL(L ·mg-1)，Kf(mg1-n ·Ln ·g-1)以及n均为常数. 研究发现，Langmuir 模型比Freundlich模型更适合于描述HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的过程，且3种温度下拟合系数均高于95%，由Langmuir模型计算出的最大吸附容量qm(89.43 mg ·g-1)亦高于试验值(75.75 mg ·g-1). 研究还将HFO-TW对Pb(Ⅱ)的最大吸附容量与未改性的茶叶渣及其他生物类吸附剂进行了对比，具体结果如表 3. 可见，HFO-TW的最大吸附量较未改性的母体茶叶渣(33.49 mg ·g-1)有较大幅度的提升. 另外，Pb(Ⅱ)的吸附容量随着温度的升高有一定的提升，但不明显,这表明，HFO-TW用于实际含铅废水的净化时，吸附效果不会随着季节的变化而出现显著差异，冬季无需保温措施,大大地削减了冬季的运营成本.

图 6 不同温度下HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的等温线Fig. 6 Adsorption isotherm of Pb(Ⅱ) onto HFO-TW at different temperature

表 3 HFO-TW与其他几种生物吸附剂对Pb(Ⅱ)的最大吸附容量对比Table 3 Comparison of the maximal adsorption capacity of HFO-TW and several bio-sorbents toward lead ion
2.6 Pb(Ⅱ)初始浓度的影响

图 7显示的是在Pb(Ⅱ)初始浓度8~40 mg ·L-1范围内，HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的容量和去除率随Pb(Ⅱ)初始浓度的变化趋势. Pb(Ⅱ)吸附容量随着溶液中吸附质的初始浓度增加而增加. 当溶液中Pb(Ⅱ)的浓度增加时，单位体积溶液中Pb(Ⅱ)的数量变多，吸附剂HFO-TW表面的吸附位点捕集到Pb(Ⅱ)的几率变大，而内部原本难以接触到Pb(Ⅱ)的吸附位点在Pb(Ⅱ)浓度梯度作用的推动下也可吸附一定数量的Pb(Ⅱ)，故而Pb(Ⅱ)吸附量会随着初始浓度的增加而逐渐变大. 而Pb(Ⅱ)的去除率却随着初始浓度的增加而不断降低，由于随着溶液中Pb(Ⅱ)的增加，Pb(Ⅱ)的吸附容量虽会有所增加，但增加的幅度会越来越低，以致于HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的效率会逐渐下降,故而去除率逐渐降低. 此结果显示该复合材料更适合用于低浓度含铅废水的处理，而通常情况下，受重金属污染的水体中重金属的浓度水平都是较低的.

图 7 不同温度下HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的容量和去除率受Pb(Ⅱ)初始浓度的影响Fig. 7 Effect of Pb(Ⅱ) initial concentration on the sorption capacity and removal rate of HFO-TW at different temperature
2.7 红外光谱图分析

为了进一步揭示HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的机制，本研究将母体茶叶渣、 HFO-TW及吸附Pb后的HFO-TW进行了红外分析，红外图谱见图 8. 母体茶叶渣和HFO-TW红外图谱的比较显示，负载氧化铁后的茶叶渣在890 cm-1处出现了吸收峰，而该处吸收峰一般代表Fe—O键[34]，这说明铁被成功负载于茶叶渣上. 比较HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)前后的图谱不难发现，吸附Pb后的890、 1 039、 1 646、 3 359 cm-1 等处的吸收峰发生了2~6单位不同程度的偏移，这说明铅的吸附过程中Fe—O键(890 cm-1)、 羧基(—COOH)(1 039 cm-1和1 646 cm-1)[27]、 羟基(3 359 cm-1)[27]等基团参与了反应. pH值影响的解释中推测Pb主要是通过负载的氧化铁的络合作用和茶叶母体中的羧基及羟基的离子交换作用除去的. 这一点与红外图谱的分析结果是吻合的.

图 8 茶叶渣、 HFO-TW及吸附Pb后HFO-TW的红外光谱分析Fig. 8 FT-IR spectra analysis of original tea waste,HFO-TW and HFO-TW loaded with lead
3 饱和后的HFO-TW处置

饱和吸附剂的处置是研究其是否具有应用前景的一个重要方面. 前期关于废弃茶叶渣吸附重金属的相关研究中，研究人员提出采用燃烧饱和茶叶渣的方法进行处理[14,35]，但笔者认为燃烧方式容易产生重金属的二次污染，如燃烧飞灰污染大气、 污染土壤、 污染水源等. 重金属的净化只能从一种环境介质向另一种介质转移，而很难实现彻底消除，故而本研究认为可利用HFO-TW与Pb(Ⅱ)之间的强作用力，采用固化的方式对吸附Pb(Ⅱ)饱和后的HFO-TW进行处理，以防止Pb(Ⅱ)的释放及其他处理方式引起的二次污染问题，当然固化的条件及相关参数仍需进一步研究.

4 结论

(1)采用原位沉积技术合成的HFO-TW对Pb(Ⅱ)具有较好的吸附效果，吸附容量随着溶液pH的升高而不断增加.

(2)HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的速度较快，100 min内便可达吸附平衡，且伪一级和伪二级动力学方程均能较好地拟合HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的动力学过程，相关系数可达0.988.

(3)HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的能力受溶液中共存离子的影响较小,当溶液中Ca(Ⅱ)、 Mg(Ⅱ)浓度高出50倍时,Pb(Ⅱ)的吸附容量仅分别下降12.1 mg ·g-1 和 8.1 mg ·g-1.

(4)HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的过程较好地符合Langmuir等温模型，最大理论吸附容量为89.43 mg ·g-1,远高于未经改性的茶叶渣及其他生物类吸附剂，且Pb(Ⅱ)的吸附容量随着温度的上升而略有增长.

(5)HFO-TW对Pb(Ⅱ)的吸附量随着Pb(Ⅱ)的初始浓度的增加而不断变大，而吸附去除率呈现出相反趋势.

(6)HFO-TW吸附Pb(Ⅱ)的机制主要为负载的氧化铁的络合作用和茶叶母体中的羧基及羟基的离子交换作用.

参考文献
[1] Bosch X. Cadmium cuts two ways: The heavy metal mutates DNA, and then prevents cells from repairing the damage[J]. Science, 2003, 609: 1.
[2] GB 5749-85, 生活饮用水卫生标准[S].
[3] GB 5749-2006, 生活饮用水卫生标准[S].
[4] WHO. WHO's drinking water standards[S]. 2006
[5] 张金松, 范晓军. 国际饮用水水质标准汇编[M]. 北京: 中国工业机械出版社, 2001.
[6] Trivedi P, Axe L. Modeling Cd and Zn sorption to hydrous metal oxides [J]. Environmental Science and Technology, 2000, 34 (11): 2215-2223.
[7] Lalhmunsiama, Lee S M, Tiwari D. Manganese oxide immobilized activated carbons in the remediation of aqueous wastes contaminated with copper(Ⅱ) and lead(Ⅱ)[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 225 (1): 128-137.
[8] Boudrahem F, Aissani-Benissad F, Soualah A. Sorption of lead(Ⅱ) from aqueous solution by using leaves of date trees as an adsorbent[J]. Journal of Chemical Engineering Data, 2011, 56 (5): 1804-1812.
[9] Altun T, Pehlivan E. Removal of Cr(Ⅵ) from aqueous solutions by modified walnut shells[J]. Food Chemistry, 2012, 132 (2): 693-700.
[10] Jeon C. Removal of copper ion using rice hulls [J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 2011, 17 (3): 517-520.
[11] Mansour M S, Ossman M E, Farag H A. Removal of Cd (Ⅱ) ion from waste water by sorption onto polyaniline coated on sawdust [J]. Desalination, 2011, 272 (1-3): 301-305.
[12] Šćiban M, Klašnja M, Škrbi DćB. Adsorption of copper ions from water by modified agricultural by-products [J]. Desalination, 2008, 229 (1-3): 170-180.
[13] Sun P, Liu Z T, Liu Z W. Chemically modified chicken feather as sorbent for removing toxic chromium(Ⅵ) ions [J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 2009, 48 (14): 6882-6889.
[14] Çay S, Uyanik A, Özask A. Single and binary component adsorption of copper(Ⅱ) and cadmium(Ⅱ) from aqueous solutions using tea-industry waste[J]. Separation and Purification Technology, 2004, 38 (3): 273-280.
[15] Eroglu H, Yapici S, Nuhoglu C, et al. An environmentally friendly process: adsorption of radionuclide Tl-201 on fibrous waste tea[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 163 (2-3): 607-617.
[16] Amarasinghe B M W P K, Williams R A. Tea waste as a low cost adsorbent for the removal of Cu and Pb from wastewater[J]. Chemical Engineering Journal, 2007, 132 (1-3): 299-309.
[17] Dizadji N, Anaraki N A. Adsorption of chromium and copper in aqueous solutions using tea residue[J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2011, 8 (3): 631-638.
[18] Malkoc E, Nuhoglu Y. Potential of tea factory waste for chromium(Ⅵ) removal from aqueous solutions: Thermodynamic and kinetic studies[J]. Separation and Purification Technology, 2007, 54 (3): 291-298.
[19] Malkoc E, Nuhoglu Y. Fixed bed studies for the sorption of chromium(Ⅵ) onto tea factory waste[J]. Chemical Engineering Science, 2006, 61 (13): 4363-4372.
[20] Mondal M K. Removal of Pb(Ⅱ) ions from aqueous solution using activated tea waste: Adsorption on a fixed-bed column[J]. Journal of Environmental Management, 2009, 90 (11): 3266-3271.
[21] Dzombak D A, Morel F M M. Surface complexation modeling[M]. Hydrous Ferric Oxide, Wiley-Interscience: New York, 1990. 330-332.
[22] Trivedi P, Dyer J A, Sparks D L. Lead sorption onto ferrihydrite. 1. A macroscopic and spectroscopic assessment[J]. Environmental Science and Technology, 2003, 37 (5): 908-914.
[23] Cumbal L, SenGupta A K. Arsenic removal using polymer-supported hydrated iron(Ⅲ) oxide nanoparticles: Role of Donnan membrane effect[J]. Environmental Science and Technology, 2005, 39 (17): 6508-6515.
[24] Pan B C, Zhang Q X, Meng F W, et al. Sorption enhancement of aromatic sulfonates onto an aminated hyper-cross-linked polymer [J]. Environmental Science and Technology, 2005, 39 (9): 3308-3813.
[25] Marcus Y. Thermodynamics of salvation of ions: part 5—Gibbs free energy of hydration at 298.15 K [J]. Journal of the Chemical Society, Faraday Transactions, 1991, 87 (18): 2995-2999.
[26] Parida K M, Sahu B B, Das D P. A comparative study on textural characterization: cation exchange and sorption properties of crystalline α-zirconium(Ⅳ), tin(Ⅳ), and titanium(Ⅳ) phosphates [J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2004, 270 (2): 436-445.
[27] Wan S L, Ma Z Z, Xue Y, et al. Sorption of lead(Ⅱ), cadmium(Ⅱ), and copper(Ⅱ) ions from aqueous solutions using tea waste[J]. Industrial and Engineering Chemistry Research, 2014, 53 (9): 3629-3635.
[28] Gupta S, Kumar D, Gaur J P. Kinetic and isotherm modeling of lead(Ⅱ) sorption onto some waste plant materials[J]. Chemical Engineering Journal, 2009, 148 (2-3): 226-233.
[29] 钱国勇, 侯明, 汪菊玲. 绿茶对水溶液中Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ) 吸附性能初步研究[J]. 分析实验室, 2008, 27 (1): 63-66.
[30] Saeed A, Iqbal M, Akhtar M W. Removal and recovery of lead(Ⅱ) from single and multimetal (Cd, Cu, Ni, Zn) solutions by crop milling waste (black gram husk)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2005, 117 (1): 65-73.
[31] Martínez M, Miralles N, Hidalgo S, et al. Removal of lead(Ⅱ) and cadmium(Ⅱ) from aqueous solutions using grape stalk waste [J]. Journal of Hazardous Materials, 2006, 133 (1-3): 203-211.
[32] Boonamnuayvitaya V, Chaiya C, Tanthapanichakoon W, et al. Removal of heavy metals by adsorbent prepared from pyrolyzed coffee residues and clay[J]. Separation and Purification Technology, 2004, 35 (1): 11-22.
[33] Chuah T G, Jumasiah A, Azni I, et al. Rice husk as a potentially low-cost bio-sorbent for heavy metal and dye removal: an overview [J]. Desalination, 2005, 175 (3): 305-316.
[34] 田宝珍, 汤鸿霄. 聚合铁的红外光谱和电导特征[J]. 环境化学, 1990, 9 (6): 70-76.
[35] Ahluwalia S S, Goyal D. Removal of heavy metals by waste tea leaves from aqueous solution[J]. Engineering in Life Sciences, 2005, 5 (2): 158-162.