2018, Vol. 39
2. 海南师范大学化学与化工学院, 水环境污染治理与资源化重点实验室, 海口 571158
2. Key Laboratory of Water Pollution Treatment & Resource Reuse of Hainan Province, College of Chemistry and Chemical Engineering, Hainan Normal University, Haikou 571158, China
铅污染是最严重的重金属污染之一, 铅可以通过食物链富集从而对人体造成严重的影响[1, 2].吸附是最常用的重金属污染处理方法, 但是大多数商业吸附剂价格太高难以大规模应用.生物炭是由农业废弃物、动物粪便、污泥等, 在无氧而相对低温的条件下慢速热裂解制备, 具有经济、绿色、高效的特点, 被广泛地应用于重金属污染研究[3, 4].生物炭吸附铅离子的主要机制[5, 6]包括: ①形成Pb(Ⅱ)-配合物; ②离子交换; ③生成沉淀, 如Pb3(CO3)2(OH)2、PbCO3、Pb3(PO4)2等.生物炭是粉末状颗粒, 吸附完成后很难从溶液中分离, 此外生成的Pb3(CO3)2(OH)2、PbCO3具有高毒性可能会对环境造成二次污染.对生物炭改性, 制备使用方便, 环境毒害小的吸附材料是环境研究工作者关注的重点.
海藻酸钠是从海带或海藻中提取的一种天然多糖类化合物, 其分子链上有大量羟基、羧基, 可以通过配位、离子交换吸附重金属离子, 是一种环境友好型吸附材料.海藻酸钠溶液可以与二价金属离子交联形成三维网络结构的凝胶, 这种结构既可以固定小颗粒吸附剂, 又可以为扩散提供便利通道, 被广泛地应用于包覆介孔炭纳米管、氧化石墨烯、埃洛石纳米管、活性炭、二氧化硅、磁性材料制备复合材料吸附污染物.
利用海藻酸钙包覆生物炭制备复合材料吸附磷酸盐[7]已有相关报道, 但是没有海藻酸钙和生物炭吸附协同机制的相关研究.本文利用XRD、XPS、FTIR、EDS等分析手段详细地研究了BC和CA/BC对Pb(Ⅱ)的吸附机制以及协同效应, 对有针对性地制备吸附能力强、环境毒害小、循环使用效率高的海藻酸钙/生物炭复合材料具有指导意义.
1 材料及方法 1.1 试剂海藻酸钠(分析纯, 上海晶纯生化科技股份有限公司); NaOH(分析纯, 广州化学试剂厂); CaCl2(分析纯, 广西化学试剂厂); Pb(NO3)2, NaNO3(分析纯, 阿拉丁); HNO3(成都金山实业有限公司); Pb标液(上海抚生实业有限公司); 雷磁试剂(上海雷磁创益仪器仪表有限公司).
1.2 生物炭的制备将椰子外壳洗干净后在70℃烘干, 粉碎后过0.074 mm筛子, 将干燥的椰衣粉加入石英坩埚, 放入管式炉(OTF1200X合肥科晶材料技术有限公司)中, 关好炉塞, 抽真空10 min、通氮气10 min后在氮气保护的条件下以5℃·min-1的升温速率加热到200℃, 之后以10℃·min-1的升温速率加热到700℃, 保持3 h后冷却到室温, 装袋备用[8].
1.3 CA/BC的制备将3.0 g海藻酸钠加入到500 mL烧杯中, 用200 mL超纯水机械搅拌(B90-SH广州罡然机电设备有限公司)溶解.称6.0 g生物炭放入500 mL烧杯中, 加200 mL蒸馏水, 搅拌2 h后将生物炭悬浮液加入到海藻酸钠溶液中快速搅拌4 h.搅拌均匀后用滴管滴加到0.2 mol·L-1的CaCl2水溶液中交联固化6 h, CA/BC过滤后用超纯水冲洗6次在烘箱(JHG-9053A上海精宏实验设备有限公司)50℃烘干[7, 9, 10].
1.4 pH值对BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)的影响用0.01 mol·L-1的硝酸钠水溶液溶解硝酸铅, 配制Pb(Ⅱ)质量浓度为60 mg·L-1的硝酸铅溶液.在一系列500 mL具塞锥形瓶分别加入400 mL硝酸铅溶液, 用0.1 mol·L-1 HNO3或0.1 mol·L-1 NaOH调节溶液pH分别为2、3、4、5、5.5, pH仪(FE20梅特勒-托利多仪器有限公司), 各加入0.1 g CA/BC, 在室温下磁力搅拌24 h后, 用原子吸收分析仪(AA-7000岛津仪器有限公司)测试Pb(Ⅱ)浓度, 用pH仪测量溶液的pH值.同样在一系列具塞锥形瓶分别加入300 mL硝酸铅溶液, 调节溶液pH分别为2、3、4、5、5.5, 各加入0.1 g BC, 在室温下磁力搅拌24 h后, 测量溶液中的Pb(Ⅱ)浓度以及溶液的pH值.所有实验做3组平行实验, 结果取平均值.
|
图 1 CA/BC制备示意 Fig. 1 Schematic diagram for the preparation of the CA/BC |
在室温(25℃±1℃)下进行BC和CA/BC的动力学吸附实验, 用0.01 mol·L-1的硝酸钠作为背景电解质溶解硝酸铅[8], 用0.1 mol·L-1 HNO3或0.1 mol·L-1 NaOH调节溶液pH=5.在1L烧杯中加入500 mL Pb(Ⅱ)质量浓度为200 mg·L-1的硝酸铅溶液, 取一定量的CA/BC加入到硝酸铅溶液中, 室温下快速磁力搅拌(84-1A上海司乐仪器有限公司), 定时(10 min~32 h)取1 mL的硝酸铅溶液用摩尔分数0.2%HNO3稀释后用原子吸收分析仪(AA-7000岛津仪器有限公司)测试Pb(Ⅱ)浓度[11].在一系列具塞锥形瓶中各加入Pb(Ⅱ)质量浓度为200 mg·L-1的硝酸铅溶液100 mL, 分别加入0.1 g BC, 定时(10 min~24 h)过滤吸附溶液, 用摩尔分数0.2%HNO3稀释后用原子吸收分析仪测试Pb(Ⅱ)浓度.所有实验做3组平行实验, 结果取平均值. BC和CA/BC的动力学吸附实验设计是合理的[12~14], 能够准确地反映其动力学吸附行为.
t时刻Pb(Ⅱ)的吸附量使用式(1)计算.
|
(1) |
式中, c0 (mg·L-1)为Pb(Ⅱ)离子初始浓度; ct(mg·L-1)为t时刻Pb(Ⅱ)离子浓度; V (L)为Pb(Ⅱ)离子溶液体积; m(g)为加入吸附剂的质量.
1.6 等温热力学吸附实验在室温(25℃±1℃)下进行CA/BC的等温热力学吸附实验, 用0.01 mol·L-1的硝酸钠作为背景电解质溶解硝酸铅配制硝酸铅溶液[8], 调节溶液pH=5.在一系列500 mL具塞锥形瓶分别加入300 mL Pb(Ⅱ)质量浓度为65~300 mg·L-1的硝酸铅溶液, 每个锥形瓶分别加入0.1 g CA/BC, 在摇床(HZ苏州奇乐电子科技有限公司)振荡吸附24 h[15].取1 mL吸附后的硝酸铅溶液, 用摩尔分数0.2%HNO3稀释后测试Pb(Ⅱ)浓度. BC等温热力学实验方法与CA/BC相同.所有实验做3组平行实验, 结果取平均值.
平衡时刻Pb(Ⅱ)的吸附量使用式(2)计算.
|
(2) |
式中, c0 (mg·L-1)和ce(mg·L-1)为Pb(Ⅱ)初始和平衡浓度; V (L)为Pb(Ⅱ)溶液体积; m (g)为加入吸附剂的质量.
1.7 再生循环实验取吸附后的CA/BC 0.1 g加入到100 mL 0.2 mol·L-1的硝酸溶液中, 室温下在摇床上(HZ苏州奇乐电子科技有限公司)振荡2、4、6、8 h(120 r·min-1), 测试溶液中Pb(Ⅱ)浓度, 确定最佳脱附时间完成脱附.循环实验选用相同的吸附剂进行多次脱附和吸附.实验做3组平行实验, 结果取平均值.
1.8 材料的性能表征CA/BC用溴化钾压片制样后, 利用红外吸收光谱仪(Thermo Electro Corp, USA)扫描分析, 得到FTIR图; 样品喷金后用扫描电镜(JSM-7401F, JEOL, Japan)进行形貌观察和微区元素分布分析; 利用X射线衍射仪(UItima Ⅳ, Rigaku, Japan)在10°~80°范围内扫描, 探究样品的晶型结构; X射线光电子能谱分析(PHI5000 Versaprobe-Ⅱ, Ulvac-Phi, Japan)被用来进行元素定性定量分析.
2 结果与讨论 2.1 材料表征BC表面和CA/BC颗粒表面及内部形态结构如图 2所示, 由图 2(a)和2(b)可知生物炭的表面呈多孔状. 图 2(c)和2(d)显示BC被固定在CA/BC表面和内部, CA/BC内部成网格、孔隙状有利于Pb(Ⅱ)扩散到内部吸附.
|
(a)和(b)表示BC,(c)和(d)表示CA/BC 图 2 BC和CA/BC表面和切面SEM测试图 Fig. 2 SEM images of BC, the outside surface and the section of CA/BC |
如图 3所示, 在pH比较低的条件下BC和CA/BC对Pb(Ⅱ)的吸附能力比较低, 主要原因是大量的H+与Pb(Ⅱ)竞争活性位点, 随着pH升高H+浓度降低, BC和CA/BC对Pb(Ⅱ)的吸附能力提高[16].吸附完成后硝酸铅溶液的pH有不同程度的升高, 主要原因可能是生物炭负载的碱土金属氧化物在吸附的过程中分解消耗了一部分H+, 考虑到pH高于5.5可能导致Pb(Ⅱ)水解, 后续实验选择pH=5为最佳条件[17].
|
图 3 pH对BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)的影响 Fig. 3 Effect of pH on the adsorption of Pb(Ⅱ) by BC and CA/BC |
本实验通过拟合动态吸附数据研究BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)的动力学行为, 应用准一级动力学模型、准二级动力学模型拟合数据, 方程如式(3)和(4)所示[18, 19]：
|
(3) |
|
(4) |
式中, qt(mg·g-1)和qe(mg·g-1)分别为吸附剂t时刻和平衡时刻的吸附量, k1(min-1)和k2[g·(mg·min)-1]分别是准一级动力学和准二级动力学方程的速率常数, t (min)则为吸附时间. CA/BC吸附Pb(Ⅱ)动力学实验数据见图 4.
|
图 4 BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)动力学数据 Fig. 4 Kinetics adsorption plots of Pb(Ⅱ) adsorption by BC and CA/BC |
由图 4可知生物炭初始阶段对Pb(Ⅱ)的吸附量很大, 之后缓慢达到吸附平衡. CA/BC初始阶段吸附Pb(Ⅱ)速度较快, 主要是凝胶外层部分吸附Pb(Ⅱ), 之后CA/BC对Pb(Ⅱ)吸附速度减慢, 这一阶段主要是Pb(Ⅱ)扩散到凝胶内部后被吸附.动力学拟合结果见表 1.
|
表 1 BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)动力学拟合参数 Table 1 Kinetics parameter coefficients for Pb(Ⅱ) adsorption onto BC and CA/BC |
由表 1可知, BC的准二级动力学模型相关系数(0.930 5)高于准一级动力学模型相关系数(0.840 5), 而且准二级动力学模型拟合的平衡吸附量和实际值很接近, 根据液-固吸附理论可知, 化学吸附是速率控制步骤. CA/BC的准一级动力学模型相关系数(0.990 0)高于准二级动力学模型相关系数(0.976 2), 而且准一级动力学模型拟合的平衡吸附量和实际值很接近, 根据液-固吸附理论可知, 扩散是速率控制步骤. BC的动力学系数比CA/BC的动力学系数高, 主要原因可能是BC吸附Pb(Ⅱ)表面生成沉淀, 覆盖了其表面的孔隙, 吸附主要发生在生物炭表面. CA/BC的结构呈孔隙状, Pb(Ⅱ)扩散到其内部吸附需要更多的时间.
2.4 等温热力学吸附实验等温热力学吸附实验采用Langmuir、Frenudlich模型拟合数据, 其方程如式(5)和(6)所示[20]：
|
(5) |
|
(6) |
式中, qe(mg·g-1)为平衡吸附容量, qm(mg·g-1)为饱和吸附容量, ce(mg·L-1)为吸附平衡后溶液浓度, KL(L·mg-1)为Langmuir表征吸附剂和吸附质之间亲和力的一个参数, KF(L·g-1)为Freundlich吸附容量的参数, n描述的是等温线变化趋势. BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)等温热力学实验数据拟合分析见图 5, 相关参数的拟合结果见表 2.
|
图 5 BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)的Langmuir和Freundlich模型拟合 Fig. 5 Adsorption isotherms of the Langmuir and Freundlich equations for the adsorption of Pb(Ⅱ) ion by BC and CA/BC |
|
|
表 2 BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)等温热力学参数 Table 2 Isotherm parameters of Pb(Ⅱ) adsorption onto BC and CA/BC |
由表 2可见, BC和CA/BC Langmuir模式的相关系数分别为0.999 5、0.999 9均高于Frenudlich模式的相关系数0.965 4、0.938 8, 由此可知两种材料吸附Pb(Ⅱ)均为单层吸附.原因可能为BC和CA/BC的活性位点相对均匀地分布在其表面和内部, Pb(Ⅱ)与活性位点发生单层吸附. BC和CA/BC Langmuir模式拟合的最大吸附量分别为93.20 mg·g-1和155.04 mg·g-1, CA/BC具有更高的吸附能力.
表 3为海藻酸复合材料、壳聚糖复合材料吸附Pb(Ⅱ)的能力比较, 从中可知CA/BC具有相对较高的吸附能力, 相比而言是一种低成本、高效率、使用方便的吸附材料.
|
|
表 3 各种吸附剂吸附铅离子能力比较 Table 3 Comparison of adsorption potential of various adsorbents for lead ion removal from water |
2.5 吸附机制 2.5.1 BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)前后的XRD图
BC吸附Pb(Ⅱ)前后的XRD数据如图 6中曲线a和b所示, CA/BC吸附Pb(Ⅱ)前后的XRD数据如图 6中曲线c和d所示. BC的2θ衍射峰28.3°、40.5°、50.1°、58.6°、66.3°、73.7°分别对应(200)、(220)、(222)、(400)、(420)、(422)晶面, 与KCl标准卡片(JCPDS no.41-1476)相符[27]; 2θ衍射峰20.9°、40.3°和42.5°对应(100)、(111)和(200)晶面, 与SiO2标准卡片(JCPDS no.65-0466)相符[28]. XRD测试图显示BC吸附Pb(Ⅱ)后出现新的衍射峰, 衍射峰的峰位与Pb3(CO3)2(OH)2标准卡片(JCPDS no.13-0131)和PbCO3标准卡片(JCPDS no.76-2056)相符[29], 表明生物炭表面生成了Pb3(CO3)2(OH)2和PbCO3[8].生物炭的XRD图没有明显的碳酸盐衍射峰, 可能只有少量的碳酸盐附着在生物炭的表面, 在吸附中释放CO32-与Pb(Ⅱ)生成沉淀[30]. CA/BC的XRD图没有出现KCl的衍射峰, 说明KCl在CA/BC制备和清洗的过程中溶解于水溶液中. CA/BC吸附Pb(Ⅱ)后的XRD图没有出现新峰, 说明生物炭表面的碳酸盐在CA/BC的制备和清洗过程中溶解于水溶液中, CA/BC吸附Pb(Ⅱ)后没有生成沉淀.
|
a. BC吸附前, b. BC吸附后, c. CA/BC吸附前, d. CA/BC吸附后 图 6 BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)前后XRD测试图 Fig. 6 XRD patterns of BC and CA/BC before and after Pb(Ⅱ) adsorption |
BC吸附Pb(Ⅱ)后, 铅元素的XPS分析如图 7 (a)所示, 从中可知在137.5 eV和142.5 eV附近出现两个吸收峰, 这两个吸收峰的位置与Pb(Ⅱ)的Pb 4f7/2和Pb 4f5/2结合能相对应[31]. Pb 4f7/2和Pb 4f5/2吸收峰均可以分解为3个峰, 137.3 eV和142.18 eV处的峰面积占总峰面积的74.9%, 可能是Pb(Ⅱ)与其他活性基团生成配合物, 以Pb(Ⅱ)-配合物的形式存在[32]. 138.35 eV和143.19 eV处的峰面积占总峰面积的8.78%, 可能是Pb3(CO3)2(OH)2中的Pb(OH)2的吸收峰[33], 138.9 eV和143.72 eV处的峰面积占总峰面积的16.32%, 可能是PbCO3的吸收峰.[34]经过水洗处理后生物炭对Pb(Ⅱ)的吸附量降低了约25%, 原因为生物炭表面的碳酸盐溶解于水溶液中, 造成生物炭吸附量降低, 这与XPS分析结果基本一致.
|
图 7 BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ) XPS分析 Fig. 7 Pb 4f for BC and CA/BC after Pb(Ⅱ) adsorption |
CA/BC吸附Pb(Ⅱ)后, 铅元素的XPS分析如图 7 (b)所示, 从中可知在137.83 eV和142.72 eV附近出现两个吸收峰, 这两个吸收峰的位置与Pb(Ⅱ)的Pb 4f7/2和Pb 4f5/2结合能相对应[31], 可能是Pb(Ⅱ)与O—H、COO-等官能团生成配合物, 以Pb(Ⅱ)-配合物的形式存在[32]. Pb(NO3)2中Pb 4f7/2和Pb 4f5/2结合能分别为139.9 eV和145 eV[35], 比BC-Pb(Ⅱ), CA/BC-Pb(Ⅱ)中Pb(Ⅱ)的Pb 4f7/2和Pb 4f5/2结合能偏高, 这表明Pb(Ⅱ)与BC, CA/BC中的活性基团(C＝C、Si—O、O—H、COO-)形成了配位键, 这些官能团的电负性比NO3-低, 导致Pb 4f7/2和Pb 4 f5/2结合能降低.
2.5.3 BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)前后的FTIR图BC吸附Pb(Ⅱ)前后红外测试如图 8中曲线a和b所示, 3 438.54 cm-1为O—H的伸缩振动峰[36], 1 558.36、1 542.66、1 514.71 cm-1为芳环骨架伸缩振动峰[37], 1111.11 cm-1和1 087.08 cm-1为C—O—C和Si—O伸缩振动峰[38].生物炭吸附Pb(Ⅱ)后在1 397.9 cm-1处出现一个新峰, 为CO32-伸缩振动峰[39], 表明有碳酸铅生成.吸附Pb(Ⅱ)后芳环骨架伸缩振动峰向低波数方向移动, 原因可能是形成Pb(Ⅱ)—π共轭π键[8]. CA/BC吸附Pb(Ⅱ)前后红外测试如图 8中曲线c和d所示：3 416.38 cm-1为O—H的伸缩振动峰[36], 1 597.03 cm-1为COO-的不对称伸缩振动峰[40], 1 421.25 cm-1为CH2的弯曲振动峰[12], 1 085.44 cm-1和1 034.74 cm-1为C—O—C和Si—O伸缩振动峰[38]. BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)后O—H的红外特征峰向高峰段偏移, 原因可能是O—H与Pb(Ⅱ)发生配位, 诱导效应使O—H的吸收峰向高波数方向移动. COO-的不对称伸缩振动峰, C—O—C, Si—O伸缩振动峰向低峰段偏移, 原因可能是与Pb(Ⅱ)形成配合物, 增加的离子体积消弱了官能团的伸缩振动[41]. CA/BC吸附Pb(Ⅱ)后的红外测试图没有显示新的吸收峰, 说明生物炭表面的CO32-在CA/BC制备和清洗的过程中溶解于水溶液中, CA/BC吸附Pb(Ⅱ)后没有生成Pb3(CO3)2(OH)2和PbCO3.
|
a. BC吸附前, b. BC吸附后, c.CA/BC吸附前, d. CA/BC吸附后 图 8 BC和CA/BC吸附Pb(Ⅱ)前后红外测试 Fig. 8 FTIR of BC and CA/BC before and after Pb(Ⅱ) adsorption |
BC吸附Pb(Ⅱ)前后EDS测试如图 9中曲线a和b所示, CA/BC吸附Pb(Ⅱ)前后EDS测试如图 9中曲线c和d所示.结果显示BC表面钙元素质量分数由吸附前的1.64%降低到吸附后的1.14%, 镁元素质量分数由吸附前的0.90%降低到吸附后的0%, 钾、氯元素质量分数由吸附前的7.30%、3.55%降低到吸附后的0%, 吸附后BC表面铅元素的质量分数为13.17%. CA/BC吸附Pb(Ⅱ)后表面钙元素质量分数由吸附前的10.89%降低到吸附后的0.48%, CA/BC表面铅元素的质量分数为32.11%, 这表明Ca(Ⅱ)与Pb(Ⅱ)发生了离子交换[42].
|
a. BC吸附前, b. BC吸附后, c.CA/BC吸附前, d. CA/BC吸附后 图 9 EDS patterns of BC and CA/BC before and after Pb(Ⅱ) adsorption |
通过比较BC和CA/BC吸附前后的XRD、XPS、FTIR、EDS谱图可知CA/BC吸附Pb(Ⅱ)的机制主要包括C＝C、Si—O、O—H、COO-等官能团和Pb(Ⅱ)形成配合物, 以及Ca(Ⅱ)与Pb(Ⅱ)发生离子交换, 具体过程见图 10.
|
图 10 CA/BC吸附Pb(Ⅱ)机制示意 Fig. 10 Mechanism for Pb(Ⅱ) adsorption by CA/BC |
本研究表明随着脱附时间增加, 溶液中Pb(Ⅱ)的浓度逐渐升高, CA/BC脱附6 h后溶液中Pb(Ⅱ)的浓度趋于稳定, 后续实验选择6 h为最佳脱附时间. CA/BC进行了4次循环脱附实验, 第一次循环吸附量下降了3.5%, 经过4次循环可以保持初始90.37%的吸附量, CA/BC 4次循环实验中Pb(Ⅱ)的脱附效率均高于98.5%. CA/BC吸附效率标准误差和脱附效率标准误差分析见图 11. CA/BC吸附量降低的原因可能是Pb(Ⅱ)没有完全脱附, 减少了一些吸附活性位点, 此外生物炭表面的碱土金属氧化物在脱附中分解, 也可能降低CA/BC的吸附能力.
|
图 11 CA/BC吸附Pb(Ⅱ)再生实验 Fig. 11 Recycling tests for Pb(Ⅱ) adsorption by CA/BC |
(1) 在室温、pH=5的条件下海藻酸钙/生物炭复合材料、生物炭等温热力学吸附数据符合Langmuir模型, 饱和吸附量分别为155.04 mg·g-1、93.20 mg·g-1, CA/BC具有相比BC更好的吸附能力.
(2) BC吸附Pb(Ⅱ)的机制包括形成Pb(Ⅱ)-配合物, 以及生成Pb3(CO3)2(OH)2和PbCO3沉淀. BC经过水洗后对Pb(Ⅱ)的吸附量降低了大约25%, 原因为BC表面的碳酸盐溶解于水溶液中.
(3) CA/BC吸附Pb(Ⅱ)的机制主要包括C＝C、Si—O、O—H、COO-等官能团和Pb(Ⅱ)形成配合物, 以及Ca(Ⅱ)与Pb(Ⅱ)发生离子交换.
(4) 经过4次循环CA/BC可以保持初始90.37%的吸附量, 是一种经济、绿色、可循环使用的吸附材料.
| [1] |
范功端, 陈丽茹, 林茹晶, 等. 合成时间对钛酸盐纳米材料的影响及其吸附水中铅的性能研究[J]. 环境科学, 2016, 37(2): 668-679. Fan G D, Chen L R, Lin R J, et al. Influence of reaction time on titanate nanomaterials and its adsorption capability for lead in aqueous solutions[J]. Environmental Science, 2016, 37(2): 668-679. |
| [2] |
万顺利, 薛瑶, 马钊钊, 等. 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 S L, Xue Y, Ma Z Z, et al. Sorption characteristics of tea waste modified by hydrated ferric oxide toward Pb(Ⅱ) in water[J]. Environmental Science, 2014, 35(10): 3782-3788. |
| [3] |
王红, 夏雯, 卢平, 等. 生物炭对土壤中重金属铅和锌的吸附特性[J]. 环境科学, 2017, 38(9): 3944-3952. Wang H, Xia W, Lu P, et al. Adsorption characteristics of biochar on heavy metals (Pb and Zn) in soil[J]. Environmental Science, 2017, 38(9): 3944-3952. |
| [4] |
陈友媛, 惠红霞, 卢爽, 等. 浒苔生物炭的特征及其对Cr(Ⅵ)的吸附特点和吸附机制[J]. 环境科学, 2017, 38(9): 3953-3961. Chen Y Y, Hui H X, Lu S, et al. Characteristics of Enteromorpha prolifera biochars and their adsorption performance and mechanisms for Cr(Ⅵ)[J]. Environmental Science, 2017, 38(9): 3953-3961. |
| [5] | Ahmad M, Rajapaksha A U, Lim J E, et al. Biochar as a sorbent for contaminant management in soil and water:a review[J]. Chemosphere, 2014, 99: 19-33. DOI:10.1016/j.chemosphere.2013.10.071 |
| [6] |
王耀, 梅向阳, 段正洋, 等. 生物炭及其复合材料吸附重金属离子的研究进展[J]. 材料导报, 2017, 31(19): 135-143. Wang Y, Mei X Y, Duan Z Y, et al. Advances in adsorption of heavy metals ions by biochar and its composites[J]. Materials Review, 2017, 31(19): 135-143. DOI:10.11896/j.issn.1005-023X.2017.019.019 |
| [7] | Jung K W, Jeong T U, Kang H J, et al. Characteristics of biochar derived from marine macroalgae and fabrication of granular biochar by entrapment in calcium-alginate beads for phosphate removal from aqueous solution[J]. Bioresource Technology, 2016, 211: 108-116. DOI:10.1016/j.biortech.2016.03.066 |
| [8] | Yang Y, Wei Z B, Zhang X L, et al. Biochar from Alternanthera philoxeroides could remove Pb(Ⅱ) efficiently[J]. Bioresource Technology, 2014, 171: 227-232. DOI:10.1016/j.biortech.2014.08.015 |
| [9] | Cui X Q, Dai X, Khan K Y, et al. Removal of phosphate from aqueous solution using magnesium-alginate/chitosan modified biochar microspheres derived from Thalia dealbata[J]. Bioresource Technology, 2016, 218: 1123-1132. DOI:10.1016/j.biortech.2016.07.072 |
| [10] | Li J, Chen C L, Zhao Y, et al. Synthesis of water-dispersible Fe3O4@β-cyclodextrin by plasma-induced grafting technique for pollutant treatment[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 229: 296-303. DOI:10.1016/j.cej.2013.06.016 |
| [11] | Wu T, Mao L L, Wang H Z. Adsorption of fluoride from aqueous solution by using hybrid adsorbent fabricated with Mg/Fe composite oxide and alginate via a facile method[J]. Journal of Fluorine Chemistry, 2017, 200: 8-17. DOI:10.1016/j.jfluchem.2017.05.005 |
| [12] | Algothmi W M, Bandaru N M, Yu Y, et al. Alginate-graphene oxide hybrid gel beads:An efficient copper adsorbent material[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2013, 397: 32-38. DOI:10.1016/j.jcis.2013.01.051 |
| [13] | Zhang M, Gao B, Varnoosfaderani S, et al. Preparation and characterization of a novel magnetic biochar for arsenic removal[J]. Bioresource Technology, 2013, 130: 457-462. DOI:10.1016/j.biortech.2012.11.132 |
| [14] | Zhang C, Shan B, Tang W, et al. Comparison of cadmium and lead sorption by Phyllostachys pubescens biochar produced under a low-oxygen pyrolysis atmosphere[J]. Bioresource Technology, 2017, 238: 352-360. DOI:10.1016/j.biortech.2017.04.051 |
| [15] | Guo Y, Tang W, Wu J G, et al. Mechanism of Cu(Ⅱ) adsorption inhibition on biochar by its aging process[J]. Journal of Environmental Sciences, 2014, 26(10): 2123-2130. DOI:10.1016/j.jes.2014.08.012 |
| [16] | Jiang N N, Xu Y T, Dai Y Q, et al. Polyaniline nanofibers assembled on alginate microsphere for Cu2+ and Pb2+ uptake[J]. Journal of Hazardous Materials, 2012, 215-216: 17-24. DOI:10.1016/j.jhazmat.2012.02.026 |
| [17] | Regmi P, Moscoso J L G, Kumar S, et al. Removal of copper and cadmium from aqueous solution using switchgrass biochar produced via hydrothermal carbonization process[J]. Journal of Environmental Management, 2012, 109: 61-69. |
| [18] | Tavakoli H, Sepehrian H, Cheraghali R. Encapsulation of nanoporous MCM-41 in biopolymeric matrix of calcium alginate and its use as effective adsorbent for lead ions:Equilibrium, kinetic and thermodynamic studies[J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2013, 44(3): 343-348. DOI:10.1016/j.jtice.2012.11.019 |
| [19] | Do X H, Lee B K. Removal of Pb2+ using a biochar-alginate capsule in aqueous solution and capsule regeneration[J]. Journal of Environmental Management, 2013, 131: 375-382. |
| [20] | Li Y H, Du Q J, Liu T H, et al. Methylene blue adsorption on graphene oxide/calcium alginate composites[J]. Carbohydrate Polymers, 2013, 95(1): 501-507. DOI:10.1016/j.carbpol.2013.01.094 |
| [21] | Soltani R D C, Khorramabadi G S, Khataee A R, et al. Silica nanopowders/alginate composite for adsorption of lead (Ⅱ) ions in aqueous solutions[J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2014, 45(3): 973-980. DOI:10.1016/j.jtice.2013.09.014 |
| [22] | Zhou Y M, Fu S Y, Zhang L L, et al. Use of carboxylated cellulose nanofibrils-filled magnetic chitosan hydrogel beads as adsorbents for Pb(Ⅱ)[J]. Carbohydrate Polymers, 2014, 101: 75-82. DOI:10.1016/j.carbpol.2013.08.055 |
| [23] | Liu D G, Li Z H, Zhu Y, et al. Recycled chitosan nanofibril as an effective Cu(Ⅱ), Pb(Ⅱ) and Cd(Ⅱ) ionic chelating agent:Adsorption and desorption performance[J]. Carbohydrate Polymers, 2014, 111: 469-476. DOI:10.1016/j.carbpol.2014.04.018 |
| [24] | Bée A, Talbot D, Abramson S, et al. Magnetic alginate beads for Pb(Ⅱ) ions removal from wastewater[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2011, 362(2): 486-492. DOI:10.1016/j.jcis.2011.06.036 |
| [25] | Cataldo S, Gianguzza A, Milea D, et al. Pb(Ⅱ) adsorption by a novel activated carbon-alginate composite material. A kinetic and equilibrium study[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 2016, 92: 769-778. DOI:10.1016/j.ijbiomac.2016.07.099 |
| [26] | Vijayalakshmi K, Devi B M, Latha S, et al. Batch adsorption and desorption studies on the removal of lead (Ⅱ) from aqueous solution using nanochitosan/sodium alginate/microcrystalline cellulose beads[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 2017, 104: 1483-1494. DOI:10.1016/j.ijbiomac.2017.04.120 |
| [27] | Wang Y, Wu H, Sárossy Z, et al. Release and transformation of chlorine and potassium during pyrolysis of KCL doped biomass[J]. Fuel, 2017, 197: 422-432. DOI:10.1016/j.fuel.2017.02.046 |
| [28] | Chen C, Xu W Z, Charpentier P A. SiO2 encapsulated TiO2 nanotubes and nanofibers for self-cleaning polyurethane coatings[J]. Journal of Photochemistry and Photobiology A:Chemistry, 2017, 348: 226-237. DOI:10.1016/j.jphotochem.2017.08.014 |
| [29] | Chen C S, Shih Y J, Huang Y H. Remediation of lead (Pb(Ⅱ)) wastewater through recovery of lead carbonate in a fluidized-bed homogeneous crystallization (FBHC) system[J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 279: 120-128. DOI:10.1016/j.cej.2015.05.013 |
| [30] | Wang Z Y, Liu G C, Zheng H, et al. Investigating the mechanisms of biochar's removal of lead from solution[J]. Bioresource Technology, 2015, 177: 308-317. DOI:10.1016/j.biortech.2014.11.077 |
| [31] | Ho S H, Chen Y D, Yang Z K, et al. High-efficiency removal of lead from wastewater by biochar derived from anaerobic digestion sludge[J]. Bioresource Technology, 2017, 246: 142-149. DOI:10.1016/j.biortech.2017.08.025 |
| [32] | Li X L, Qi Y X, Li Y F, et al. Novel magnetic beads based on sodium alginate gel crosslinked by zirconium(Ⅳ) and their effective removal for Pb2+ in aqueous solutions by using a batch and continuous systems[J]. Bioresource Technology, 2013, 142: 611-619. DOI:10.1016/j.biortech.2013.05.081 |
| [33] | Li H Q, Mu S X, Weng X Q, et al. Rutile flotation with Pb2+ ions as activator:Adsorption of Pb2+ at rutile/water interface[J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 2016, 506: 431-437. DOI:10.1016/j.colsurfa.2016.06.046 |
| [34] | Rusu R D, Simionescu B, Oancea A V, et al. Analysis and structural characterization of pigments and materials used in nicolae grigorescu heritage paintings[J]. Spectrochimica Acta Part A:Molecular and Biomolecular Spectroscopy, 2016, 168: 218-229. DOI:10.1016/j.saa.2016.06.009 |
| [35] | Zhang F, Chen X, Zhang W N, et al. Dual-functionalized strontium phosphate hybrid nanopowder for effective removal of Pb2+ and malachite green from aqueous solution[J]. Powder Technology, 2017, 318: 128-134. DOI:10.1016/j.powtec.2017.05.031 |
| [36] | Wang B Y, Li C P, Liang H. Bioleaching of heavy metal from woody biochar using Acidithiobacillus ferrooxidans and activation for adsorption[J]. Bioresource Technology, 2013, 146: 803-806. DOI:10.1016/j.biortech.2013.08.020 |
| [37] | Fang Q L, Chen B L, Lin Y J, et al. Aromatic and hydrophobic surfaces of wood-derived biochar enhance perchlorate adsorption via hydrogen bonding to oxygen-containing organic groups[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(1): 279-288. |
| [38] | Zhou B, Wang Z H, Shen D K, et al. Low cost earthworm manure-derived carbon material for the adsorption of Cu2+ from aqueous solution:Impact of pyrolysis temperature[J]. Ecological Engineering, 2017, 98: 189-195. DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.10.061 |
| [39] | Zhang T, Zhu X X, Shi L N, et al. Efficient removal of lead from solution by celery-derived biochars rich in alkaline minerals[J]. Bioresource Technology, 2017, 235: 185-192. DOI:10.1016/j.biortech.2017.03.109 |
| [40] | Hassan A F, Abdel-Mohsen A M, Elhadidy H. Adsorption of arsenic by activated carbon, calcium alginate and their composite beads[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 2014, 68: 125-130. DOI:10.1016/j.ijbiomac.2014.04.006 |
| [41] | Ren H X, Gao Z M, Wu D J, et al. Efficient Pb(Ⅱ) removal using sodium alginate-carboxymethyl cellulose gel beads:preparation, characterization, and adsorption mechanism[J]. Carbohydrate Polymers, 2016, 137: 402-409. DOI:10.1016/j.carbpol.2015.11.002 |
| [42] | Roh H, Yu M R, Yakkala K, et al. Removal studies of Cd(Ⅱ) and explosive compounds using buffalo weed biochar-alginate beads[J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 2015, 26: 226-233. DOI:10.1016/j.jiec.2014.11.034 |