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钢渣基多孔材料吸附重金属Pb(Ⅱ)性能及机理

张晓晖 ,  王美丽 ,  贺韵旨 ,  李丹 ,  黄敏慧 ,  何林峰

现代化工 ›› 2025, Vol. 45 ›› Issue (10) : 221 -228.

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现代化工 ›› 2025, Vol. 45 ›› Issue (10) : 221-228. DOI: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2025.10.035
科研与开发

钢渣基多孔材料吸附重金属Pb(Ⅱ)性能及机理

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Adsorption performance and mechanism of steel slag-based porous materials for Pb(Ⅱ) removal

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摘要

以钢铁冶炼过程排放的钢渣(SP)为原料,通过碱激发法制备多孔吸附剂(SPPA)。系统考察了溶液初始pH、吸附剂投加量、反应时间和重金属Pb(Ⅱ)溶液浓度对Pb(Ⅱ)吸附性能的影响,并利用动力学模型和等温线模型进行数据拟合分析了其吸附行为,同时采用XRD、FT-IR、TEM、BET等表征吸附剂性质。结果表明,所制SPPA吸附剂环境安全性良好,在Pb(Ⅱ)离子质量浓度100 mg/L、吸附时间240 min、温度25℃和pH为5条件下,SPPA投加量超过0.2 g/L时,Pb(Ⅱ)去除率达85%以上。根据Langmuir等温线模型预测SPPA的最大Pb(Ⅱ)吸附容量可达1 747 mg/g。SPPA是一种外层为非晶态物质、内部为晶态相的核-壳结构吸附剂,高比表面积(148.81 m2/g)为重金属的去除提供了更多的位点,丰富的孔隙结构(总孔容0.158 9 cm3/g)有助于重金属离子的扩散和传输。Pb(Ⅱ)高效吸附是物理吸附与化学吸附共同作用的结果。

Abstract

Steel slag-based porous adsorbent (SPPA) is prepared from steel slag discharged from the steel smelting process.The influences of initial solution pH,SPPA dosage,reaction time,and Pb(Ⅱ) concentration in solution on adsorption performance of SPPA to Pb(Ⅱ) are systematically investigated.The adsorption behavior is analyzed through using kinetic and isotherm models to conduct data fitting,and the properties of SPPA are characterized by means of XRD,FTIR,TEM,and BET.It is indicated that the prepared SPPA exhibits good environmental safety.The removal efficiency of Pb(Ⅱ) exceeds 85% over an SPPA dosage above 0.2 g/L under the conditions such as a Pb(Ⅱ) concentration of 100 mg/L,an adsorption time of 240 min,25℃,and a pH value of 5.According to the Langmuir isotherm model,the maximum Pb(Ⅱ) removal capacity of SPPA is predicted to be 1,747 mg/g.SPPA is identified as a core-shell structural adsorbent with an amorphous outer layer and a crystalline inner phase,presenting a high specific surface area (148.81 m2/g) which provides more adsorption sites for removing heavy metals.Its rich porous structure,with a total pore volume of 0.158 9 cm3/g,facilitates the diffusion and transport of heavy metal ions.The efficient adsorption of Pb(Ⅱ) is attributed to the combined action of physical adsorption and chemical adsorption.

Graphical abstract

关键词

钢渣 / 机理 / 吸附性能 / Pb(Ⅱ) / 多孔吸附剂

Key words

steel slag / mechanism / adsorption performance / Pb(Ⅱ) / porous adsorbent

Author summay

张晓晖(1971-),男,博士,教授,主要从事岩石及矿物材料学研究,.

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张晓晖,王美丽,贺韵旨,李丹,黄敏慧,何林峰. 钢渣基多孔材料吸附重金属Pb(Ⅱ)性能及机理[J]. 现代化工, 2025, 45(10): 221-228 DOI:10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2025.10.035

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钢渣是钢铁工业生产过程中产生的一种固体废弃物。据估算,每生产1 t钢铁约产生0.1~0.25 t钢渣。全球每年钢铁产量约为18亿t,这意味着钢渣的年排放量约为1.8亿~4.5亿t。其中,中国作为全球最大的钢铁生产国,每年排放的钢渣超过 1亿t[1-3]。若这些钢渣得不到妥善处理,不仅会占用大量的土地资源,还会对环境造成严重的污染,尤其是在土地资源紧张和环境问题日益严峻的背景下,钢渣处理问题显得尤为突出。
传统的钢渣处理方法如制备水泥[4-6]、混凝土[7-9]、道路基础材料[10]等,虽然一定程度上实现了钢渣的资源化利用,但其经济效益和环境效益均有限,未能充分发挥钢渣的潜在价值。因此,近年来研究者们开始探索钢渣的高附加价值利用途径,如有价金属的提取[11-12]、微晶玻璃[13-14]及功能性材料吸附剂的制备[15-16]及其应用等。这些新兴方法不仅旨在提高钢渣的资源化利用效率,更希望通过创新性的应用实现其在环境治理中的潜在价值。
当前,随着环境污染问题日益加剧,尤其是重金属如Pb(Ⅱ)等对生态系统和人体健康构成严重威胁,如何结合大宗固废(如钢渣)的资源化利用来协同改善重金属污染,成为了研究的热点。水化硅酸钙(CSH)作为普通硅酸盐水泥最主要的水化产物,因其高比表面积和多孔结构,在吸附重金属离子方面展现出优异性能,因此备受关注[17-19]。如Zak等[20]和Zhao等[21]分别以Ca(NO3)2·4H2O、Na2Si3O7和Ca(NO3)2·4H2O、正硅酸乙酯(TEOS)作为钙、硅源,通过溶胶-凝胶法或超声振动/磁力搅拌成功合成了CSH,并在吸附水体中重金属 Ni(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)方面展现出显著效果。然而,传统CSH的制备过程复杂,且所用化学纯态硅源和钙源价格高昂,限制了其大规模应用。因此,利用富含钙、硅质的固体废弃物制备低成本、高质量的CSH成为重要研究方向。已有研究成功利用高炉矿渣[22]、粉煤灰[23]等废弃物制备出CSH,这表明同样富含钙、硅的钢渣在CSH制备方面也具有巨大潜力。基于此,本文提出以钢渣作为原料,通过碱激发法制备多级孔水化硅酸钙吸附材料(SPPA);通过重金属Pb(Ⅱ)吸附实验,全面评估材料的吸附性能,探讨其在重金属污染治理中的应用潜力。以期为钢渣的高效利用和环境治理提供新的思路和技术路径。

1 实验部分

1.1 原料与试剂

实验所用钢渣(SP)取自某钢铁冶炼厂,为黑色固体硬块。通过X射线荧光光谱仪(XRF)分析其化学组成,结果见表1。由表1可知,SP主要由钙、铁、硅、锰、镁和铝等成分组成。X射线衍射(XRD)图谱(图1)显示,SP主要以方铁矿(FeO)、磁铁矿(Fe3O4)、氧化铁钙(Ca4Fe14O25)、钙镁铝硅酸盐(Ca54MgAl2Si16O90)、橄榄石(Ca2SiO4)、钙铁榴石[Ca3Fe2(SiO4)2)]、硅钙石(Ca3Si2O7)、碳酸钙(CaCO3)结晶矿物相和无定形相赋存(图1)。
所用试剂NaOH(分析纯)、Pb(NO3)2(分析纯)均购买于天津于市风船化学试剂科技有限公司;水玻璃(Na2O·nSiO2,模数n≈3.17,工业级)购买于广州穗欣化工有限公司。

1.2 SPPA制备

将SP置于60℃鼓风干燥箱中烘干至质量恒定,经球磨机机械球磨3 h过180目筛,得到粉末。称取18 g水玻璃加入至装有30 mL 4 mol/L NaOH溶液的烧瓶中搅拌10 min配制碱活化液,再在混合液中加入10 g的粉末,油浴加热至80℃,搅拌反应8 h后,8 000 r/min离心收集固体产物,去离子水洗涤至中性、干燥,得到SPPA。

1.3 吸附实验

准确称取1.599 9 g Pb(NO3)2用去离子水充分溶解后转移至1 000 mL的容量瓶中经定容、摇匀配制1 000 mg/L的重金属Pb(Ⅱ)母液,根据设定的实验方案将其稀释为质量浓度25~550 mg/L。取50 mL待处理Pb(Ⅱ)溶液于锥形瓶中,并采用 0.1 mol/L HCl溶液和0.1 mol/L NaOH溶液调节至设定pH(pH范围为2~6),然后加入一定量SPPA(10~50 mg)摇匀放置于恒温水平振荡器(SHA-B)进行振荡(振幅130次/min)吸附,反应至规定时间进行取样、过滤,滤液中剩余Pb(Ⅱ)浓度采用电感耦合等离子体光谱仪(ICP)测定。每个研究方案进行3组平行实验,最终实验结果取平均值。SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附率和吸附容量计算公式如式(1)、式(2)所示。
$R=\left[\right({C}_{0}-{C}_{t})/{C}_{0}]\times 100\mathrm{\%}$
${q}_{t}=\frac{\left({C}_{0}-{C}_{t}\right)V}{m}$
式中:R为吸附剂对Pb(Ⅱ)的去除率,%;C0为吸附前Pb(Ⅱ)的初始质量浓度,mg/L;Ct为吸附t时刻下滤液中Pb(Ⅱ)剩余质量浓度,mg/L;qt为吸附时间t时刻时的吸附容量,mg/g;V为所处理 Pb(Ⅱ)溶液的体积,L;m为添加的吸附剂质量,g。
吸附动力学和吸附热力学实验数据获取步骤:配制质量浓度范围为25~550 mg/L的模拟含 Pb(Ⅱ)废水,并将其pH调至5左右,分别量取体积为50 mL待处理样于锥形瓶中,加入0.1、0.2或 1 g/L吸附剂,在温度为25℃、振幅为130次/min的条件下进行吸附实验,测其不同吸附时间下溶液剩余Pb(Ⅱ)浓度,直至吸附达到平衡为止。
基于上述实验结果,分别采用准一级动力学模型和准二级动力学模型拟合不同吸附时间的实验数据,以此描述SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附行为,方程如式(3)和式(4)所示[24-25]。采用Langmuir、Freundlich两种等温线模型对SPPA吸附Pb(Ⅱ)数据进行等温吸附模型研究,方程如式(5)和式(6)所示[26]。
${q}_{t}={q}_{\mathrm{e}}(1-{e}^{-{k}_{1}t})$
${q}_{t}=\frac{{q}_{\mathrm{e}}^{2}{k}_{2}t}{1+{q}_{\mathrm{e}}{k}_{2}t}$
${q}_{\mathrm{e}}=\frac{{q}_{\mathrm{m}\mathrm{a}\mathrm{x}}{K}_{\mathrm{L}}{C}_{\mathrm{e}}}{1+{K}_{\mathrm{L}}{C}_{\mathrm{e}}}$
${q}_{\mathrm{e}}={K}_{\mathrm{F}}{{C}^{\frac{1}{n}}}_{\mathrm{e}}$
式中:qt为吸附时间t时刻时的吸附容量,mg/g;t为吸附时间,min;qe为吸附达平衡时的吸附容量,mg/g;k1为准一阶速率平衡常数,1/min;k2为准二阶速率平衡常数,g/(mg·min);qmax为单分子层吸附时的最大吸附容量,mg/g;Ce为吸附平衡时质量浓度,mg/L;KL为Langmuir常数(L/mg);KF为Freundlich常数,[mg/g][L/mg]1/n;1/n是与吸附强度有关的特征常数。

1.4 测试与表征

采用英国Malvern公司Nano ZS90型Zeta电位分析仪测试吸附剂表面带电情况。采用德国布鲁克科技有限公司生产的Bruker D8 Advance衍射仪采集XRD图谱,扫描范围10°~90°,Cu Kα1射线(λ射波长为1.540 6 Å,1 Å=0.1 nm),管电压和电流分别为40 kV和30 mA,扫描速度10(°)/min。采用美国FEI Talos-F200S型透射电子显微镜(TEM)表征样品的微观结构特征,并使用DigitalMicrograph软件对TEM图像进行分析。通过X射线能谱(EDS)确定选定区域的化学元素组成及含量。采用德国Bruker Tensor 27型傅里叶变换红外光谱(FT-IR)通过KBr压片法,在400~4 000 cm-1范围内分析样品基团变化,光谱分辨率4 cm-1。采用美国Micromeritics ASAP 2020气体吸附仪进行样品的N2吸附/脱附实验,脱气环境温度80℃,最大脱气持续时间4 h。

2 结果和讨论

2.1 多孔吸附剂的织构性质

SP和SPPA的织构性质表征如图2所示。如图2(a)所示,样品在3 450、1 637、1 428~1 450、876~1 002、570、451~515 cm-1处出现吸收峰。位于 3 450 cm-1相对较宽的信号吸收峰是水分子的O—H伸缩振动,1 637 cm-1处吸收峰是由吸附水的O—H弯曲振动引起[27-28]。在SP原样中,1 428~1 450 cm-1位置处的吸收峰归属于C ${\mathrm{O}}_{3}^{2-}$的振动[3],结合XRD分析结果该吸收峰与碳酸钙有关;876、515 cm-1处的吸收峰分别对应硅氧四面体(Si—O)的非对称伸缩振动和弯曲振动,与硅酸盐矿物[如Ca54MgAl2Si16O90、Ca2SiO4、Ca3Fe2(SiO4)2、Ca3Si2O7]有关;而570 cm-1属于Fe—O的振动吸收峰,表明有铁相矿物存在。SP经碱活化,3 450、1 637 cm-1处吸收峰增强,且在457、1 002 cm-1处出现了CSH典型的特征吸收峰,表明SP在碱作用下生成了CSH[27-29];570 cm-1处Fe—O伸缩振动吸附峰无明显变化,说明产物中仍有铁氧化物存在。从图2(b)SPPA的磁滞回线(VSM)可以看出,其对变化的磁场始终具有较强的磁响应且磁滞回线窄,表现为软磁材料,饱和磁化值约2.0 emu/g。磁导率高可在较低的外磁场条件下实现较大的磁化强度,易于磁化和退磁。
SP结构状态的改变有可能改变其孔隙结构和比表面积,为此对SP和SPPA进行了N2吸附/脱附实验,结果如图2(c)和图2(d)所示。从图2(c)可以看出,SPPA在相对压力p/p0<1范围内,吸附量显著增加,表明其在此阶段主要进行单层吸附,反映了其微孔结构的特征;在p/p0=0.4~0.8范围内出现H4滞后环,表明SPPA同时存在介孔结构;在更高相对压力下,等温线急剧上升,这反映了多层吸附和毛细凝聚现象。由图2(d)和表2可知,SPPA的平均孔径为4.27 nm,其中微孔主要集中在1.48 nm左右,孔径分布进一步证实了SPPA是多级孔结构吸附剂。SPPA的总孔容达0.1 589 cm3/g,远高于SP(0.0 198 cm3/g)。可见碱激发过程显著增加了SPPA的比表面积及丰富了孔隙结构,增加的比表面积提供了更多的吸附位点,而多级孔结构则有助于重金属离子的扩散和传输。
为更好地获取吸附剂SSPA的微观结构特征,图3展示了吸附剂SSPA的TEM和高分辨率TEM(HRTEM)图像。
由图3(a)和图3(b)可知,SSPA是由不同尺寸的纳米片层层堆叠而成,通过HRTEM观察[图3(c)]到SSPA外层为非晶相,结合FT-IR分析结果推测其为CSH凝胶相,而内部能清晰看到晶格条纹,表明存在一定量的结晶相。根据Mapping图发现,Ca、O与Si元素均匀分布,而Fe元素主要集中于内部,说明SSPA结晶相主要为铁矿相,有可能是未反应的方铁矿、磁铁矿、氧化铁钙、钙铁榴石等矿相。通过DigitalMicrograph软件对TEM图像进行处理得到FFT图像[图3(d)]。在FFT图像中显示了多组d值,同样证实了存在多种晶相物质,而d值为0.24证实了Fe3O4的存在,该结果佐证了材料具有一定磁化强度,在重金属吸附过程中有利于回收。综上,SSPA的形成过程可以推测为碱激发剂从SP表面向内部扩散侵蚀,使SP颗粒逐渐破裂,Ca—O和Si—O等键断裂,并在碱性介质中重组形成CSH凝胶,包裹在未完全反应的SP颗粒表面,形成了外层非晶态物质、内部晶态相的核-壳结构吸附剂。
此外,按照HJ/T 299—2007《固体废物浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》对SPPA吸附剂的安全性进行了评价,如图4所示。由图4可知,SP中所含重金属如As、Pb、Cu、Zn等离子的浸出浓度均低于GB 5085.3—2007危险固废浸出毒性标准[As(5 mg/L)、Pb(5 mg/L)、Cu(100 mg/L)、Zn(100 mg/L)],且各重金属离子浸出率都比较低,基本可忽略不计,说明SPPA吸附剂具有优异的水稳定性和环境安全性。

2.2 Pb(Ⅱ)吸附性能

pH显著影响溶液中重金属的物种分布和吸附剂表面电荷性质。为此通过Visual MINTEQ和HSC程序分析了不同液相环境中Pb(Ⅱ)的化学形态和转变行为,如图5(a)和图5(b)所示。图5(a)为 Pb(Ⅱ)质量浓度100 mg/L下不同pH液相环境中Pb(Ⅱ)物种存在形态。由图5(a)可知,Pb(Ⅱ)在水体中主要以Pb2+、Pb(OH)2(aq)、[Pb(OH)3]-、[Pb2(OH)3]+、[Pb3(OH)4]2+、[Pb3(OH)4]4+和PbOH+的形式存在;pH<6,Pb(Ⅱ)主要以Pb2+形态存在,该pH范围内Pb2+占比97%以上;pH>6,Pb2+含量急剧降低,而Pb(OH)2(aq)、[Pb(OH)3]-、[Pb3(OH)4]2+、PbOH+含量呈现不同程度的增长;当pH>12,Pb(Ⅱ)主要以[Pb(OH)3]-化学形态存在。结合Pb-H2O的电化学势-pH图[Eh-pH,图5(b)]可直观了解Pb各形态化合物或离子物种的相互平衡情况,发现在pH>8.5的碱性环境中Pb(Ⅱ)可转变为Pb(OH)2沉淀,为避免假性吸附,选定 pH=2~6开展不同初始pH对SPPA吸附Pb(Ⅱ)的影响实验。
在Pb(Ⅱ)质量浓度100 mg/L、SPPA投加量0.2 g/L、吸附时间240 min和温度25℃的条件下讨论了溶液初始pH(pH=2、3、4、5、6)对SPPA吸附Pb(Ⅱ)性能的影响,结果如图5(c)所示。由图5(c)可知,SPPA对Pb(Ⅱ)的去除能力随pH增大呈增大趋势,pH为2时,SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附率仅为23%,pH为6时,吸附率接近90%。SPPA对 Pb(Ⅱ)的吸附在低pH下表现出低吸附率,而高pH下表现出高吸附率的原因可能是由于SPPA表面电势的影响,如图5(d)所示。SPPA在pH=1~3时表面显示出正电位,这是因为在pH<3.26(pHpzc)时吸附剂表面质子化带正电;随着pH的增加,由于去质子化从而导致正电势出现骤减并随后趋于负电位平衡。另外,需要注意的是,SPPA在溶液中会产生羟基化作用,羟基可以结合或释放H+,导致SPPA的表面电荷由于去质子化随着pH的增加从正变为负。因此,在pH≥4时,SPPA对Pb(Ⅱ)的去除能力急剧增强,其后趋于动态平衡,后续批次实验选定pH为5进行探讨。
图5(e)和图5(f)为Pb(Ⅱ)质量浓度100 mg/L、pH 5、吸附时间240 min和温度25℃条件下SPPA投加量对Pb(Ⅱ)吸附性能的影响。可以看出,随着SPPA投加量的增加,Pb(Ⅱ)吸附率(R)先急剧增加后趋于平缓,可能因为随SPPA投加量增加吸附剂提供的活性位点增加,Pb(Ⅱ)更容易从溶液中扩散至吸附剂表面及活性位点处,致使吸附Pb(Ⅱ)数量增多,去除率增大,当SPPA投加量从0.02 g/L增加至0.6 g/L时,Pb(Ⅱ)吸附率从10.4%增加到100%。然而,如图5(f)所示,吸附容量(qt)随着SPPA投加量的增加从650 mg/g减小至94 mg/g,这是由于随SPPA投加量增大,单位质量SPPA所吸附的Pb(Ⅱ)减少,吸附剂活性位点不饱和程度增加,吸附容量减小。
优异的竞争吸附选择性也是评价吸附剂性能的重要指标。选取较佳吸附条件SPPA投加量0.2 g/L、Pb(Ⅱ)初始质量浓度100 mg/L、吸附时间240 min、pH 5,探究SPPA在二元体系中对Pb(Ⅱ)的竞争选择性,如图6所示。由图6可知,在二元体系中 Pb(Ⅱ)吸附率均有下降,分别与Cl-、N ${\mathrm{O}}_{3}^{-}$和S ${\mathrm{O}}_{4}^{2-}$共存时,SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附容量下降幅度小,维持在2%以内,这是因为SPPA表面带负电荷对共存阴离子产生一定的排斥力,阴离子竞争吸附能力弱,因此对SPPA吸附Pb(Ⅱ)的影响较小。而 Pb(Ⅱ)分别与阳离子Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)共存时,Pb(Ⅱ)的吸附容量分别减少了91、43 mg/g,归因于带正电荷的Pb(Ⅱ)被吸附在SPPA的有效吸附位点上时,与共存阳离子Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)不可避免地发生竞争,限制了Pb(Ⅱ)向吸附剂表面的扩散速率和吸附能力[30],但SPPA吸附选择性表现为Pb(Ⅱ)>Cu(Ⅱ)>Zn(Ⅱ),这主要与三者的水合离子半径有关,Pb(Ⅱ)水合离子半径较小,相对更容易进入SPPA孔隙以及与SPPA中的CSH层间Ca(Ⅱ)发生离子交换,从而表现出较高的选择性[31]。

2.3 Pb(Ⅱ)吸附动力学

在pH 5、Pb(Ⅱ)质量浓度100 mg/L、SPPA投加量分别为0.1 g/L和1 g/L、吸附时间1 440 min和温度25℃的条件下探讨SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附容量随吸附时间的变化,如图7(a)所示。由图7(a)可知,SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附容量随吸附时间增加先快速增大后达平衡状态。吸附剂投加量越大,达到吸附平衡所需要的时间越短,SPPA投加量1 g/L时仅需要30 min即可达到平衡状态,而SPPA投加量0.1 g/L条件下需要240 min才能达到吸附平衡。吸附容量随时间的变化与溶液中Pb(Ⅱ)浓度和SPPA表面Pb(Ⅱ)浓度差密切相关,历经3个吸附阶段:吸附容量快速增加阶段,反应开始时溶液中Pb(Ⅱ)浓度较大,吸附剂表面Pb(Ⅱ)浓度较小,传质推动力较强,吸附剂活性位点较多,溶液 Pb(Ⅱ)快速在吸附剂表面聚集占据吸附活性位点;吸附容量缓慢增加阶段,反应一段时间后溶液与吸附剂表面Pb(Ⅱ)浓度差减小,传质动力减小,同时吸附剂的吸附活性位点被占据,导致吸附剂对 Pb(Ⅱ)的吸附性能减缓;吸附容量达到平衡阶段,此阶段,吸附剂表面活性位点被Pb(Ⅱ)占据,吸附剂表面Pb(Ⅱ)浓度与溶液中Pb(Ⅱ)浓度差最小,传质推动力最小,吸附容量达到平衡。
为进一步探讨SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附行为,选用经典准一级动力学模型和准二级动力学模型对图7(a)数据进行拟合分析,结果见图7(b)、图7(c)和表3。在SPPA吸附剂投加量0.1、1 g/L条件下,两种动力学模型拟合得到的相关系数R2均大于0.95,拟合程度较为理想,说明SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附过程是物理吸附与化学吸附共同作用的结果。对比准一级动力学和准二级动力学两种模型拟合所得理论饱和吸附容量(分别为626.93、99.72 mg/g和662.08、100.03 mg/g),与实际测定饱和吸附容量(650、94 mg/g)相比,准二级动力学模型拟合参数更接近实际测定结果,说明准二级动力学模型更符合吸附剂对Pb(Ⅱ)的吸附过程,表明 SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附以化学吸附为吸附速率控制步骤。

2.4 Pb(Ⅱ)吸附等温线

在pH为5、SPPA投加量0.2 g/L、吸附时间 480 min、温度25℃的条件下,SPPA对不同Pb(Ⅱ)质量浓度(25~550 mg/L)的吸附能力如图8(a)所示。由图8(a)可知,随Pb(Ⅱ)初始质量浓度的增加吸附容量先快速增加后趋于平衡,吸附容量从120 mg/g提升到1 535 mg/g。吸附容量随Pb(Ⅱ)初始质量浓度的变化归因于初始浓度较低时,吸附Pb(Ⅱ)所需活性位点小于吸附剂具有的活性位点,吸附容量快速增加,初始浓度增加后吸附剂提供的活性位点有限,吸附达到饱和,吸附容量恒定。
为较好描述SPPA吸附Pb(Ⅱ)过程的热力学现象,分别使用Langmuir模型和Freundlich模型对图8(a)实验数据进行拟合分析,拟合结果见图8(b)和表4。由拟合所得参数可知,吸附过程Langmuir等温线模型和Freundlich等温线模型的拟合相关系数分别为0.99和0.96,表明两种等温线模型拟合结果较好,但Langmuir模型拟合相关系数更高,SPPA吸附Pb(Ⅱ)过程更符合Langmuir模型的描述,吸附过程为单分子层吸附,拟合最大饱和吸附容量为1 747 mg/g。在Freundlich等温线模型中,n为与吸附强度有关的特征常数,SPPA对Pb(Ⅱ)吸附过程拟合所得1/n为0.22,表明SPPA对Pb(Ⅱ)的吸附是有利的。上述结果表明,SPPA对Pb(Ⅱ)具有良好的吸附能力,是一种有效的吸附剂。

3 结论

以钢铁冶炼行业大宗工业固废钢渣为原料,在碱活化作用下制备具有多级孔结构吸附剂SPPA,通过吸附重金属Pb(Ⅱ)实验评价其吸附性能,并采用XRD、FT-IR、TEM、BET等表征吸附剂性质,得到如下结论。
(1)SPPA织构性质表征分析表明,SPPA外层为非晶态物质、内部为晶态相,是一种核-壳结构吸附剂,具有较高的比表面积(148.81 m2/g)及丰富的孔隙结构(总孔容0.158 9 cm3/g)。
(2)SPPA吸附Pb(Ⅱ)过程更符合拟一级动力学模型和Langmuir等温线模型,0.2 g/L投加量下吸附容量为1 535 mg/g,拟合计算所得最大理论吸附容量为1 747 mg/g。
(3)SPPA的多级孔结构为重金属的去除提供了更多的位点,Pb(Ⅱ)高效吸附是物理吸附与化学吸附共同作用的结果,主要以化学吸附为吸附速率控制步骤。

参考文献

原文顺序 | 出版日期 | 本文引用
[1]

徐明超, 郑克仁, 张禛庆, 等. 钢渣高效碳化及无定形二氧化硅制备[J]. 建筑材料学报, 2024, 27(10):955-961.
[2]

李方园, 罗中秋, 周新涛, 等. 典型工业钙基固废捕集二氧化碳研究进展[J]. 精细化工, 2024, 41(10):1234-1242.
[3]

孙浩, 胡凯伟, 李崇智, 等. 硫酸铝激发钢渣复合微粉的作用机理研究[J]. 材料导报, 2024, 38(Z1):341-345.
[4]

Tsakiridis P E, Papadimitriou G D, Tsivilis S, et al. Utilization of steel slag for Portland cement clinker production[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 152(2):805-811.

[5]

Li D X, Fu X H, Wu X Q, et al. Durability study of steel slag cement[J]. Cement and Concrete Research, 1997, 27(7):983-987.
[6]

Zhuang S Y, Wang Q. Inhibition mechanisms of steel slag on the early-age hydration of cement[J]. Cement and Concrete Research, 2021,140:106283.
[7]

Wang Q, Yan P Y, Yang J W, et al. Influence of steel slag on mechanical properties and durability of concrete[J]. Construction and Building Materials, 2013,47:1414-1420.
[8]

Nguyen T T H, Phan D H, Mai H H, et al. Investigation on compressive characteristics of steel-slag concrete[J]. Materials, 2020, 13(8):1928.
[9]

Gencel O, Karadag O, Oren O H, et al. Steel slag and its applications in cement and concrete technology:A review[J]. Construction and Building Materials, 2021,283:122783.
[10]

Li H B, Cui C Y, Cai J, et al. Utilization of steel slag in road semi-rigid base:A review[J]. Coatings, 2022, 12(7):994.
[11]

Das P, Upadhyay S, Dubey S, et al. Waste to wealth:Recovery of value-added products from steel slag[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2021, 9(4):105640.
[12]

Shekhar S N, Das P P, Dhara S, et al. An overview of precious metal recovery from steel industry slag:Recovery strategy and utilization[J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2023, 62(23):9006-9031.
[13]

Zhao L H, Wei W, Bai H, et al. Synthesis of steel slag ceramics:Chemical composition and crystalline phases of raw materials[J]. International Journal of Minerals,Metallurgy,and Materials, 2015,22:325-333.
[14]

Gao W H, Zhou W T, Lyu X J, et al. Comprehensive utilization of steel slag:A review[J]. Powder Technology, 2023,422:118449.
[15]

Yang L Y, Qian X M, Wang Z, et al. Steel slag as low-cost adsorbent for the removal of phenanthrene and naphthalene[J]. Adsorption Science & Technology, 2018, 36(3/4):1160-1177.
[16]

Yu C, Zhang W, Gao F, et al. An overview of resource utilization of steel slag as absorbent material for waste water treatment[J]. E3S Web of Conferences, 2020,199:00017.
[17]

Cui K B, Han X Y, Zhou P F, et al. A novel highly dispersed calcium silicate hydrate nanosheets for efficient high-concentration Cu2+ adsorption[J]. Journal of Hazardous Materials, 2024,475:134774.
[18]

Pardal X, Pochard I, Nonat A. Experimental study of Si-Al substitution in calcium-silicate-hydrate (CSH) prepared under equilibrium conditions[J]. Cement and Concrete Research, 2009, 39(8):637-643.
[19]

Maddalena R, Li K F, Chater P A, et al. Direct synthesis of a solid calcium-silicate-hydrate (CSH)[J]. Construction and Building Materials, 2019,223:554-565.
[20]

Zak R, Deja J. Spectroscopy study of Zn,Cd,Pb and Cr ions immobilization on C-S-H phase[J]. Spectrochimica Acta Part A-Molecular and Biomolecular Spectroscopy, 2015,134:614-620.
[21]

Zhao J, Zhu Y J, WU J, et al. Chitosan-coated mesoporous microspheres of calcium silicate hydrate:Environmentally friendly synthesis and application as a highly efficient adsorbent for heavy metal ions[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2014,418:208-215.
[22]

Le Q T N, Vivas E L, Cho K. Calcium oxalate/calcium silicate hydrate (Ca-Ox/CSH) from blast furnace slag for the highly efficient removal of Pb2+ and Cd2+ from water[J].Journal of Environmental Chemical Engineering, 2021, 9(5):106287.
[23]

Qi G X, Lei X F, Li L, et al. Preparation and evaluation of a mesoporous calcium-silicate material (MCSM) from coal fly ash for removal of Co(Ⅱ) from wastewater[J]. Chemical Engineering Journal, 2015,279:777-787.
[24]

Yan S, Ren X Q, Zhang F Y, et al. Comparative study of Pb2+,Ni2+,and methylene blue adsorption on spherical waste solid-based geopolymer adsorbents enhanced with carbon nanotubes[J]. Separation and Purification Technology, 2022,284:120234.
[25]

Zhang X, Li M, Su Y G, et al. A novel and green strategy for efficient removing Cr(Ⅵ) by modified kaolinite-rich coal gangue[J]. Applied Clay Science, 2021,211:106208.
[26]

Wei E N, Wang K T, Muhammad Y, et al. Preparation and conversion mechanism of different geopolymer-based zeolite microspheres and their adsorption properties for Pb2+[J]. Separation and Purification Technology, 2022,282:119971.
[27]

Higl J, Hinder D, Rathgeber C, et al. Detailed in situ ATR-FTIR spectroscopy study of the early stages of CSH formation during hydration of monoclinic C3S[J]. Cement and Concrete Research, 2021,142:106367.
[28]

Del Bosque I F S, Martínez-Ramírez S, Blanco-Varela M T. FT-IR study of the effect of temperature and nanosilica on the nano structure of C-S-H gel formed by hydrating tricalcium silicate[J]. Construction and Building Materials, 2014,52:314-323.
[29]

Yan Y R, Yang S Y, Miron G D, et al. Effect of alkali hydroxide on calcium silicate hydrate (CSH)[J]. Cement and Concrete Research, 2022,151:106636.
[30]

Zhou H L, Chen Y F. Effect of acidic surface functional groups on Cr(Ⅵ) removal by activated carbon from aqueous solution[J]. Rare Metals, 2010,29:333-338.
[31]

汪澜, 颜碧兰, 王昕, 等. 不同重金属离子对CSH凝胶影响及其固化稳定性[J]. 建筑材料学报, 2014, 17(5):790-796. ■

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