羅 潔，張海軍，劉 璟，楊 劍，黃 勝，鄧仕明

（1. 西南科技大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，四川 綿陽 621010；2. 西南科技大學(xué) 理學(xué)院，四川 綿陽 621010；3. 西南科技大學(xué) 應(yīng)用技術(shù)學(xué)院，四川 綿陽 621010）

堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附行為

羅 潔1，張海軍2，劉 璟1，楊 劍3，黃 勝1，鄧仕明1

（1. 西南科技大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，四川 綿陽 621010；2. 西南科技大學(xué) 理學(xué)院，四川 綿陽 621010；3. 西南科技大學(xué) 應(yīng)用技術(shù)學(xué)院，四川 綿陽 621010）

將粉煤灰進(jìn)行堿激發(fā)改性，運(yùn)用XRD和SEM技術(shù)對堿激發(fā)粉煤灰進(jìn)行了表征，通過靜態(tài)平衡吸附實(shí)驗(yàn)研究了堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附動(dòng)力學(xué)和熱力學(xué)特性，并對吸附前后的堿激發(fā)粉煤灰進(jìn)行了FTIR分析。表征結(jié)果顯示，堿激發(fā)處理后，粉煤灰的晶相發(fā)生了改變，且粉煤灰表面密實(shí)的硬殼層被破壞。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明：在初始Cs+質(zhì)量濃度為200 mg/L、吸附溫度為25 ℃、溶液pH為10、堿激發(fā)粉煤灰投加量為12.0 g/L的條件下，堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的平衡吸附率可達(dá)80%以上，其吸附能力比堿激發(fā)前提高了3倍以上；吸附過程可用準(zhǔn)二階動(dòng)力學(xué)方程來描述，并較好地符合Langmuir等溫吸附模型；堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附是吸熱過程，且能自發(fā)進(jìn)行；該過程以物理吸附為主，并伴隨化學(xué)吸附。

粉煤灰；堿激發(fā)；物理吸附；銫離子；放射性廢水

當(dāng)今中國，核工業(yè)的迅速發(fā)展使放射性廢水的處理處置問題變得日益突出。Cs137作為重要的裂變產(chǎn)物，其裂變產(chǎn)額高、半衰期長、對人體危害大，故如何處理放射性廢水中的Cs137引起廣泛關(guān)注［1］。在放射性廢水處理方法中：蒸發(fā)法的去除效果較好，但耗能巨大；化學(xué)絮凝沉淀法能夠處理含鹽量高的廢水，但去除效果較差；而吸附法憑借其去除效果顯著、成本低廉等優(yōu)點(diǎn)得到廣泛應(yīng)用［2］。一些學(xué)者研究了高嶺土、膨潤土、蒙脫石、云母、沸石等礦物材料對Cs+的吸附行為，并對原材料進(jìn)行修飾以提高其吸附性能［3-7］。

粉煤灰是目前世界上排放量最大的工業(yè)廢物之一，比表面積大（2 500～5 000 cm2/g），具有一定的吸附能力［8］。但粉煤灰結(jié)構(gòu)中存在著大量性能穩(wěn)定的玻璃相，必須進(jìn)行表面或結(jié)構(gòu)改性來增強(qiáng)其活性［9］。改性粉煤灰作為吸附材料在污水處理等環(huán)保研究領(lǐng)域已得到廣泛關(guān)注，并取得了一定的成果［9-13］，但研究方向主要集中在重金屬、有機(jī)物、染料等廢水處理中，利用粉煤灰來處理放射性廢水的研究較少。

本研究通過靜態(tài)平衡吸附實(shí)驗(yàn)考察了堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附特性，進(jìn)行了吸附過程的動(dòng)力學(xué)和熱力學(xué)研究，以期為粉煤灰作為吸附材料處置放射性廢水的可行性提供理論依據(jù)，從而實(shí)現(xiàn)以廢治廢的目的。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 試劑、材料和儀器

氯化銫、碳酸鈉、氫氧化鈉、鹽酸：分析純。

粉煤灰：取自四川省綿陽市某電廠，主要成分見表1。由表1可見，粉煤灰的主要成分為SiO2，A12O3，F(xiàn)e2O3，CaO等。

表1 粉煤灰的主要成分w，%

PB-10標(biāo)準(zhǔn)型pH計(jì)：德國賽多利斯公司；DC-B型馬弗爐：上海光地儀器公司；AA700型石墨爐原子吸收光譜儀：美國鉑金埃爾默公司；X’pert PRO型X射線衍射儀：荷蘭帕納科公司；EVO 18型鎢燈絲掃描電子顯微鏡：德國蔡司公司；Spectrum One型傅里葉變換紅外光譜儀：美國PE公司。

1.2 堿激發(fā)粉煤灰的制備

稱取一定量的粉煤灰（過200目篩），與碳酸鈉按一定比例充分混合后，置于850 ℃馬弗爐中煅燒3 h（堿熔）；冷卻后研磨過篩，并移入錐形瓶中，加入4 mol/L的氫氧化鈉溶液，于50 ℃，150 r/ min條件下恒溫振蕩一定時(shí)間（堿激發(fā)）；冷卻至室溫，抽濾，用蒸餾水反復(fù)洗滌至pH為10，于干燥箱中充分干燥，得堿激發(fā)粉煤灰。

1.3 吸附實(shí)驗(yàn)

準(zhǔn)確移取一定濃度的氯化銫溶液150 mL于250 mL容量瓶中，調(diào)節(jié)溶液pH，以一定的投加量加入適量堿激發(fā)粉煤灰，以150 r/min的振蕩速率恒溫反應(yīng)一定時(shí)間后，用0.45 μm針頭過濾器過濾取樣。

1.4 分析方法

采用XRD技術(shù)表征堿激發(fā)前后粉煤灰的晶相變化；采用SEM技術(shù)觀察堿激發(fā)前后粉煤灰的微觀形貌變化；采用原子吸收光譜儀測定濾液中殘留的Cs+含量；采用FTIR技術(shù)分析堿激發(fā)粉煤灰吸附Cs+前后的結(jié)構(gòu)變化。

按式（1）計(jì)算平衡吸附率（R，%）

式中：ρ0和ρe分別為初始和吸附平衡時(shí)的Cs+質(zhì)量濃度，mg/L。

2 結(jié)果與討論

2.1 堿激發(fā)粉煤灰的表征結(jié)果

2.1.1 XRD譜圖

堿激發(fā)前后粉煤灰的XRD譜圖見圖1。

圖1 堿激發(fā)前后粉煤灰的XRD譜圖

由圖1可見：在2θ=15o～35o的區(qū)域出現(xiàn)彌散狀的峰包隆起，此峰包的大小可表征粉煤灰中玻璃體的相對含量，堿激發(fā)處理后峰包面積減小，說明粉煤灰的玻璃體結(jié)構(gòu)被破壞［14］；粉煤灰中存在莫來石和石英相，堿激發(fā)處理后，晶相發(fā)生了改變，生成了方鈉石和霞石相，屬架狀結(jié)構(gòu)的硅酸鹽礦物，內(nèi)部孔隙密布，推測其具有更優(yōu)秀的吸附潛力。將粉煤灰與助熔劑在高溫下熔融，對粉煤灰中的穩(wěn)定結(jié)構(gòu)造成了一定的破壞；進(jìn)一步與氫氧化鈉反應(yīng)，高濃度的OH-使原先聚合度較高的玻璃相網(wǎng)絡(luò)中的Si—O，Al—O鍵斷裂，成為不飽和活性鍵，增強(qiáng)了粉煤灰的活性。

2.1.2 SEM照片

堿激發(fā)前后粉煤灰的SEM照片見圖2（放大倍數(shù)為2 000倍）。由圖2可見：堿激發(fā)后，顆粒表面粗糙化，褶皺明顯增多，且粒徑分布變得集中；堿激發(fā)前大小不一的玻璃微珠結(jié)構(gòu)已觀察不到，僅可見玻璃微珠破碎后的散落碎片。說明堿激發(fā)破壞了粉煤灰表面密實(shí)的硬殼層，使玻璃微珠內(nèi)部的松散層暴露出來，這有利于提高粉煤灰的活性。研究表明，堿激發(fā)會使粉煤灰顆粒表面發(fā)生化學(xué)解離，從而破壞其堅(jiān)硬外殼，使比表面積增大［10］。

圖2 堿激發(fā)前后粉煤灰的SEM照片

2.2 堿激發(fā)前后粉煤灰吸附性能的比較

在初始Cs+質(zhì)量濃度為200 mg/L、吸附溫度為25 ℃、溶液pH為10的條件下，堿激發(fā)前后粉煤灰的吸附性能比較見圖3。由圖3可見，在粉煤灰投加量從0.5 g/L升至14.0 g/L的過程中，堿激發(fā)粉煤灰的吸附率呈上升趨勢，而堿激發(fā)前的粉煤灰?guī)缀鯖]有變化；當(dāng)投加量為12.0 g/L時(shí)，堿激發(fā)粉煤灰的吸附率可達(dá)80%以上，較堿激發(fā)前提高了3倍以上。堿激發(fā)改性使粉煤灰對Cs+的吸附性能有了較大提高，達(dá)到了改性處理的目的。以下實(shí)驗(yàn)均采用堿激發(fā)粉煤灰作為吸附劑。

圖3 堿激發(fā)前后粉煤灰的吸附性能比較

2.3 最佳溶液pH的確定

在堿激發(fā)粉煤灰投加量為3.3 g/L，初始Cs+質(zhì)量濃度為50 mg/L、吸附溫度為25 ℃的條件下，溶液pH對Cs+平衡吸附量（qe，mg/g）的影響見圖4。

圖4 溶液pH對Cs+平衡吸附量的影響

由圖4可見，在pH較低時(shí)，Cs+的平衡吸附量較低。這是由于在低pH時(shí)，堿激發(fā)粉煤灰表面的羥基難以解離，表面的電負(fù)性較小，阻礙了羥基與Cs+的作用，且H+與Cs+產(chǎn)生競爭吸附，占據(jù)吸附位點(diǎn)，導(dǎo)致Cs+吸附量降低。Giannakopoulou等［15］發(fā)現(xiàn)，H+可有效地去除粘土礦物晶格邊緣的Cs+，與上述觀點(diǎn)相符。由圖4還可見，隨pH升高平衡吸附量呈上升趨勢，當(dāng)pH=10時(shí)吸附量達(dá)最大值，繼續(xù)增大pH吸附量反而減少。這是由于：在較高pH時(shí)，溶液中的OH-濃度較高，不會與Cs+產(chǎn)生競爭吸附，且隨著OH-濃度升高，堿激發(fā)粉煤灰表面的質(zhì)子數(shù)量下降，更多的靜電吸附位點(diǎn)出現(xiàn)，能吸附更多的Cs+，故吸附量增加；而當(dāng)pH＞10時(shí)，可能由于Cs+在強(qiáng)堿性溶液中會發(fā)生水解或與其他氫氧化物產(chǎn)生絡(luò)合而阻礙吸附作用。綜上所述，最佳溶液pH為10。

2.4 吸附動(dòng)力學(xué)

在堿激發(fā)粉煤灰投加量為3.3 g/L、溶液pH為10、初始Cs+質(zhì)量濃度為100 mg/L的條件下，不同吸附溫度時(shí)的qt～t曲線見圖5；在堿激發(fā)粉煤灰投加量為3.3 g/L、溶液pH為10、吸附溫度為25 ℃的條件下，不同初始Cs+質(zhì)量濃度時(shí)的qt～t曲線見圖6。由圖5和圖6可見：堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附速率很快，吸附10 min時(shí)即能達(dá)到平衡吸附量的80%以上；在10～180 min內(nèi)吸附量變化不大，吸附180 min時(shí)均達(dá)到平衡。由此可見，堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附由前期的快速吸附和后期的慢速吸附兩個(gè)階段組成，且以前期的快速吸附為主。由于物理吸附的速度較化學(xué)吸附要快，因此可推測堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附作用以表面的物理吸附為主。由圖5還可見，溫度升高有利于堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附，Cs+的吸附量隨溫度升高而逐漸增大，但增幅并不顯著，這與物理吸附的特征基本相符［4］。

圖5 不同吸附溫度時(shí)的qt～t曲線

圖6 不同初始Cs+質(zhì)量濃度時(shí)的qt～t曲線

常見的描述吸附過程的動(dòng)力學(xué)方程有準(zhǔn)一階動(dòng)力學(xué)方程（見式（2））、準(zhǔn)二階動(dòng)力學(xué)方程（見式（3））、Elovich動(dòng)力學(xué)方程（見式（4））和雙常數(shù)動(dòng)力學(xué)方程（見式（5））［16］。

式中：t為吸附時(shí)間，min；qt為t時(shí)刻的吸附量，mg/g；k1，k2，a，b，c，d為動(dòng)力學(xué)參數(shù)。

分別采用上述方程對吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，其中擬合度較高的準(zhǔn)二階動(dòng)力學(xué)方程和Elovich動(dòng)力學(xué)方程的擬合結(jié)果見表2。由表2可見，準(zhǔn)二階方程、Elovich方程的相關(guān)系數(shù)均較高，準(zhǔn)二階方程較之Elovich方程的擬合效果更好，且用準(zhǔn)二階方程計(jì)算出的平衡吸附量與實(shí)驗(yàn)所得非常接近，說明堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附過程可用準(zhǔn)二階動(dòng)力學(xué)方程來描述。由表2還可見，隨溫度的升高，k2增大，這符合化學(xué)反應(yīng)的特征，且準(zhǔn)二階方程是建立在速率控制步驟為化學(xué)反應(yīng)或通過電子共享、得失發(fā)生的化學(xué)吸附的基礎(chǔ)上的，說明該吸附過程也包含了化學(xué)吸附［17］。

表2 動(dòng)力學(xué)方程的擬合結(jié)果

2.5 等溫吸附模型

常見的等溫吸附模型有Langmuir等溫吸附模型、Freundlich等溫吸附模型和Redlich-Peterson等溫吸附模型，見式（6）～（8）［18］。

式中：qsat為飽和吸附量，mg/g；KL，KF，n，KR，aR，α為與吸附有關(guān)的常數(shù)。另有分離系數(shù)RL=1/（1+ρ0KL）。

采用上述模型對堿激發(fā)粉煤灰投加量為3.3 g/L、溶液pH為10、吸附溫度為60 ℃時(shí)的等溫吸附實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，擬合結(jié)果見表3。由表3可見，3種模型對吸附過程都有不錯(cuò)的擬合結(jié)果，其中Langmuir模型的相關(guān)系數(shù)要稍高于Freundlich和Redlich-Peterson模型。由Langmuir模型得到的飽和吸附量為45.15 mg/g。

2.6 吸附熱力學(xué)

由2.4節(jié)可知，堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附過程可用準(zhǔn)二階動(dòng)力學(xué)方程描述。根據(jù)Arrhenius公式（見式（9）），以準(zhǔn)二階動(dòng)力學(xué)方程的lnk2對1/T作曲線（堿激發(fā)粉煤灰投加量為3.3 g/L、溶液pH為10、初始Cs+質(zhì)量濃度為100 mg/L），可得堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附活化能，由熱力學(xué)方程（見式（10）和式（11））可得更多熱力學(xué)參數(shù)。

式中：k為吸附速率常數(shù)；K0為溫度影響因子；T為吸附溫度，K；Ea為吸附活化能kJ/mol；R為氣體摩爾常數(shù)，8. 314 J/（mol·K）-1；K為吸附平衡常數(shù)；ΔG0為自由能變化，kJ/mol；ΔH0為焓變，kJ/ mol；ΔS0為熵變，J/（mol·K）-1。

吸附熱力學(xué)參數(shù)見表4。由表4可見：ΔG0均為負(fù)值，說明吸附為自發(fā)過程，且溫度升高自發(fā)的程度大；ΔH0大于0，說明吸附為吸熱過程；ΔS0大于0，表明堿激發(fā)粉煤灰吸附Cs+時(shí)在固液相界面的自由度增加；Ea約為7.5 kJ/mol，而化學(xué)吸附的活化能一般大于40 kJ/mol［6］，說明堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附以物理吸附為主。

表3 等溫吸附模型的擬合結(jié)果

表4 吸附熱力學(xué)參數(shù)

2.7 堿激發(fā)粉煤灰吸附Cs+的FTIR分析結(jié)果

堿激發(fā)粉煤灰吸附Cs+前后的FTIR譜圖見圖7。由圖7可見：吸附前的堿激發(fā)粉煤灰在3 434.41 cm-1處出現(xiàn)強(qiáng)寬峰，它歸屬于結(jié)晶水或結(jié)構(gòu)水中O—H鍵的伸縮振動(dòng)，1 639.96 cm-1處產(chǎn)生的特征峰歸屬于O—H鍵的彎曲振動(dòng)；995.56 cm-1處的吸收帶歸屬于Si—O—Si（或Si—O—Al）鍵的不對稱伸縮振動(dòng)，691 cm-1處的吸收帶則歸屬于Si—O—Si鍵的對稱伸縮振動(dòng)；在444.57 cm-1處出現(xiàn)O—Si—O（或O—Al—O）鍵的彎曲振動(dòng)帶［7］。由圖7還可見：吸附后，譜圖總體來說變化不大，沒有出現(xiàn)新的特征峰，僅在局部發(fā)生微小變化，說明堿激發(fā)粉煤灰吸附Cs+后結(jié)構(gòu)仍保持相對完整；O—H鍵伸縮振動(dòng)和彎曲振動(dòng)峰發(fā)生微小的偏移，振動(dòng)頻率發(fā)生變化；996.03 cm-1處由Si—O—Si（或Si—O—Al）鍵不對稱振動(dòng)衍射峰的強(qiáng)度變大，O—Si—O（或O—Al—O）鍵彎曲振動(dòng)特征峰從444.57 cm-1紅移至441.80 cm-1，振動(dòng)頻率變低。這可能是由于：堿激發(fā)粉煤灰中的Na+，K+等離子部分被原子質(zhì)量更大、半徑也更大的Cs+置換，Cs+與O—H鍵發(fā)生作用使其極性大小發(fā)生改變，導(dǎo)致振動(dòng)頻率發(fā)生變化；Cs+進(jìn)入孔道、孔隙后，對四面體骨架結(jié)構(gòu)產(chǎn)生作用，使Si—O鍵極性大小發(fā)生改變，導(dǎo)致堿激發(fā)粉煤灰中硅氧骨架的振動(dòng)頻率和強(qiáng)度發(fā)生改變［19］。從FTIR結(jié)果可推測，在堿激發(fā)粉煤灰吸附Cs+的過程中物理吸附占優(yōu)，并伴隨化學(xué)吸附。

圖7 堿激發(fā)粉煤灰吸附Cs+前后的FTIR譜圖

3 結(jié)論

a）采用堿激發(fā)改性粉煤灰。在初始Cs+質(zhì)量濃度為200 mg/L、吸附溫度為25 ℃、溶液pH為10、堿激發(fā)粉煤灰投加量為12.0 g/L的條件下，堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的平衡吸附率可達(dá)80%以上，其吸附能力比堿激發(fā)前提高了3倍以上。

b）表征結(jié)果顯示，堿激發(fā)處理后，粉煤灰的晶相發(fā)生了改變，且粉煤灰表面密實(shí)的硬殼層被破壞。

c）堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附過程可用準(zhǔn)二階動(dòng)力學(xué)方程來描述，并較好地符合Langmuir等溫吸附模型。

d）動(dòng)力學(xué)、熱力學(xué)及FTIR的研究結(jié)果表明：堿激發(fā)粉煤灰對Cs+的吸附是吸熱過程，且能自發(fā)進(jìn)行；該過程以物理吸附為主，并伴隨化學(xué)吸附。

e）粉煤灰對Cs+的吸附能力很有限，必須通過合理的表面或結(jié)構(gòu)修飾來改善。作為排放量最大的工業(yè)廢棄物之一，尋找合適的改性方法提高其吸附性能并用于放射性廢水的處理，是一個(gè)值得深入研究的方向。

［1］ Datta S J，Moon Won Kyung，Choi Do Young，et al. A Novel Vanadosilicate with Hexadeca-Coordinated Cs+Ions as a Highly Effective Cs+Remover［J］. Angew Chem，2014，162（28）：7331 - 7336.

［2］ Avramenko V A，Zheleznov V V，Kaplun E V，et al. Sorption-Reagent Method in Liquid Radioactive Waste Management［J］. MRS Proc，2002，713：893 - 900.

［3］ Vejsada J，Jel? nek E，?anda Z，et al. Sorption of Cesium on Smectite-Rich Clays from the Bohemian Massif（Czech Republic） and Their Mixtures with Sand［J］. Appl Radiat Isot，2005，62（1）：91 - 96.

［4］ El-Naggar M R，El-Kamash A M，El-Dessouky M I，et al. Two-Step Method for Preparation of NaA-X Zeolite Blend from Fly Ash for Removal of Cesium Ions［J］. J Hazard Mater，2008，154（1/2/3）：963 - 972.

［5］ Ding Dahu，Lei Zhongfang，Yang Yingnan，et al. Eff ciency of Transition Metal Modif ed Akadama Clay on Cesium Removal from Aqueous Solutions［J］. Chem Eng J，2014，236：17 - 28.

［6］ Volchek K，Miah M Y，Kuang Wenxing，et al. Adsorption of Cesium on Cement Mortar from Aqueous Solutions［J］. J Hazard Mater，2011，194：331 - 337.

［7］ Kim Jong-Oh，Lee Seung-Mok，Jeon Choong. Adsorption Characteristics of Sericite for Cesium Ions from an Aqueous Solution［J］. Chem Eng Res Des，2014，92（2）：368 - 374.

［8］ 錢覺時(shí)，吳傳明，王智. 粉煤灰的礦物組成：上［J］.粉煤灰綜合利用，2001（1）：26 - 31.

［9］ 黎葦，汪國元，曹樹祥. 粉煤灰的改性及其吸附性能［J］. 化工環(huán)保，2010，30（4）：352 - 355.

［10］ Nascimento M，Soares P S M，de Souza V P. Adsorption of Heavy Metal Cations Using Coal Fly Ash Modif ed by Hydrothermal Method［J］. Fuel，2009，88（9）：1714 - 1719.

［11］ 葉愛英，徐景峰. 粉煤灰的改性、成型及深度除磷應(yīng)用［J］. 化工環(huán)保，2013，33（1）：84 - 86.

［12］ Papandreou A D，Stournaras C J，Panias D，et al. Adsorption of Pb（Ⅱ），Zn（Ⅱ） and Cr（Ⅲ） on Coal Fly Ash Porous Pellets［J］. Miner Eng，2011，24（13）：1495 - 1501.

［13］ Rodella N，Bosio A，Zacco A，et al. Arsenic Stabilization in Coal Fly Ash through the Employment of Waste Materials［J］. J Environ Chem Eng，2014，2（3）：1352 - 1357.

［14］ 趙曉光，劉轉(zhuǎn)年，劉源，等. 粉煤灰基成型吸附劑的制備及其對亞甲基藍(lán)的吸附性能［J］. 硅酸鹽學(xué)報(bào)，2009，37（10）：1683 - 1688.

［15］ Giannakopoulou F，Haidouti C，Chronopoulou A，et al. Sorption Behavior of Cesium on Various Soils under Different pH Levels［J］. J Hazard Mater，2007，149（3）：553 - 556.

［16］ 張雙圣，劉喜坤，劉倩，等. 納米羥基磷灰石的制備及其對Pb2+的吸附性能［J］. 化工環(huán)保，2012，32（2）：123 - 128.

［17］ Chen Yilan，Tong Yueyu，Pan Rongwei，et al. The Research on Adsorption Behaviors and Mechanisms of Geopolymers on Sr2+，Co2+and Cs+［J］. Adv Mater Res，2013，704：313 - 318.

［18］ 近藤精一，石川達(dá)雄，安部郁夫. 吸附科學(xué)［M］. 李國希譯. 2版. 北京：化學(xué)工業(yè)出版社，2006：37 -39.

［19］ 易發(fā)成，金承黎，李玉香. 4A沸石吸附模擬核素Sr，Cs后的組分變化和結(jié)構(gòu)表征［J］. 礦物巖石，2005，25（2）：35 - 39.

（編輯 魏京華）

一種凈化乙苯催化脫氫制苯乙烯工藝凝液的方法

該專利涉及一種凈化乙苯催化脫氫制苯乙烯工藝凝液的方法。其特征在于，在酸性脫氫液進(jìn)入空冷器前向酸性脫氫液中加入胺類物質(zhì)中和，從而最大程度地避免金屬腐蝕而產(chǎn)生鐵離子；在進(jìn)汽提塔前向工藝凝液中加入阻聚劑，有效控制工藝凝液中苯乙烯等組分在汽提塔內(nèi)的聚合結(jié)垢，提高烴類在該塔內(nèi)的汽提去除率；且將汽提塔底來水不經(jīng)過降溫直接引入空氣吹脫塔中，進(jìn)一步除去其中的烴類，同時(shí)提高吹脫氣的溫度，從而提高蒸汽過熱爐的熱效率；最后將吹脫后的工藝凝液送入砂濾塔中，除去氧化形成的聚苯乙烯、膠體狀的烴類和金屬氧化物等。/CN 104341069 A，2015-02-11

一種電解錳生產(chǎn)廢渣的處理方法

該專利涉及一種電解錳生產(chǎn)廢渣的處理方法。包括如下步驟：a）先將電解錳生產(chǎn)廢水中Cr（Ⅵ）還原成Cr（Ⅲ），沉淀后壓濾形成第一泥渣；b）利用第一次中和反應(yīng)調(diào)整還原處理后廢水的pH為堿性，沉淀后壓濾形成第二泥渣；c）對NH3-N進(jìn)行吹脫處理，經(jīng)吹脫處理后的廢水再采用折點(diǎn)加氯法去除剩余NH3-N；d）采用氫氧化鈣進(jìn)行第二次中和反應(yīng)，去除廢水中的Mn2+和H2SO4，繼續(xù)添加非離子型高分子絮凝劑去除廢水中的懸浮物，在砂濾池進(jìn)行沉淀過濾，沉淀后壓濾形成第三泥渣。該專利能有效去除電解錳生產(chǎn)廢渣中的Mn2+、H2SO4、Cr（Ⅵ）、Cd2+、NH3-N等有害物質(zhì)及重金屬離子，且處理工藝簡單，成本低廉。/CN 104261584 A，2015-01-07

一種制革污泥熱處理過程中鉻的形態(tài)轉(zhuǎn)化控制工藝

該專利涉及一種制革污泥熱處理過程中鉻的形態(tài)轉(zhuǎn)化控制工藝。包括以下工序：將含鉻制革污泥置于可密閉的反應(yīng)器中，通入保護(hù)氣氛排盡氧氣后，加熱至450～1 200 ℃，保護(hù)氣流量為每公斤污泥0～20 L/min，熱解10～180 min，至制革污泥中所有有機(jī)質(zhì)全部熱解完全；停止加熱，待反應(yīng)器降溫至150 ℃以下（以免空氣中的氧氣氧化鉻），取出制革污泥。該專利的優(yōu)點(diǎn)在于：熱解過程中，制革污泥中的鉻從可交換態(tài)、還原態(tài)、氧化態(tài)這三種形態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，降低重金屬對環(huán)境的影響；熱解后，制革污泥中的鉻主要以殘?jiān)鼞B(tài)形式存在（殘?jiān)鼞B(tài)比例大于66.67%），生物有效性低，環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)?。粺峤夂?，制革污泥中鉻的可交換態(tài)比例降低（小于1%），環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)降低，根據(jù)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)因子（RAC）評級標(biāo)準(zhǔn)，其對環(huán)境表現(xiàn)為無風(fēng)險(xiǎn)。/CN 104261646 A，2015-01-07

電解鋅廠生產(chǎn)廢水的處理方法

該專利涉及一種電解鋅廠生產(chǎn)廢水的處理方法。包括以下步驟：將電解鋅廠生產(chǎn)廢水經(jīng)過格柵進(jìn)入調(diào)節(jié)池，平衡調(diào)節(jié)后由泵提升進(jìn)入混合反應(yīng)沉淀池，加入硫酸亞鐵，攪拌反應(yīng)20 min，同時(shí)用氫氧化鈉調(diào)節(jié)pH至8～10，反應(yīng)結(jié)束后沉淀2 h，上清液廢水即可達(dá)到排放要求。該專利方法工藝簡單，操作方便，運(yùn)行費(fèi)用低，處理效果好，可廣泛應(yīng)用于此類電解鋅廠生產(chǎn)廢水的處理。/CN 104261527 A，2015-01-07

Adsorption Behavior of Alkali Activated Fly Ash to Cesium Ions

Luo Jie1，Zhang Haijun2，Liu Jing1，Yang Jian3，Huang Sheng1，Deng Shiming1
（1. School of Environment and Resources，Southwest University of Science and Technology，Mianyang Sichuan 621010，China；2. School of Science，Southwest University of Science and Technology，Mianyang Sichuan 621010，China；3. School of Applied Technology，Southwest University of Science and Technology，Mianyang Sichuan 621010，China）

The f y ash was modif ed by alkali activation and characterized by XRD and SEM. The adsorption kinetics and thermodynamics characteristics of Cs+on alkali activated fly ash were investigated through an experiment of static equilibrium adsorption，and the alkali activated f y ash before and after adsorption was analysed by FTIR. The characterization results show that the crystal phase of the alkali activated f y ash is changed，and the hard shell layer on the surface of f y ash is destroyed after alkali activation. The experimental results show that：Under the conditions of initial Cs+mass concentration 200 mg/L，adsorption temperature 25 ℃，solution pH 10 and alkali activated f y ash dosage is 12.0 g/L，the equilibrium adsorption ratio of Cs+on the alkali activated f y ash can reach above 80%，which is more than 3 times higher than that on the f y ash before alkali activation；The adsorption is coincident with quasi-second order kinetics equation and f ts Langmuir isothermal adsorption model well；The adsorption of Cs+on alkali activated f y ash is a spontaneous endothermic process，and the main adsorption behavior is physical adsorption accompanied with chemical adsorption.

f y ash；alkali activation；physical adsorption；cesium ion；radioactive wastewater

X703

A

1006 - 1878（2015）02 - 0192 - 07

2014 - 10 - 27；

2015 - 01 - 09。

羅潔（1990—），男，安徽省六安市人，碩士生，電話 15228356401，電郵 978415194@qq.com。聯(lián)系人：楊劍，電話 15983636676，電郵 yangj616@126.com。

西南科技大學(xué)博士科研基金項(xiàng)目（11zx7112）。