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KMnO4改性活性炭对臭气中甲硫醇的吸附特性

徐金宝, 董文艺, 王宏杰, 黄潇. KMnO4改性活性炭对臭气中甲硫醇的吸附特性[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1570-1578. doi: 10.12030/j.cjee.201908130
引用本文: 徐金宝, 董文艺, 王宏杰, 黄潇. KMnO4改性活性炭对臭气中甲硫醇的吸附特性[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1570-1578. doi: 10.12030/j.cjee.201908130
XU Jinbao, DONG Wenyi, WANG Hongjie, HUANG Xiao. Adsorption characteristics of methyl mercaptan in odor by KMnO4 modified activated carbon[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(6): 1570-1578. doi: 10.12030/j.cjee.201908130
Citation: XU Jinbao, DONG Wenyi, WANG Hongjie, HUANG Xiao. Adsorption characteristics of methyl mercaptan in odor by KMnO4 modified activated carbon[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(6): 1570-1578. doi: 10.12030/j.cjee.201908130

KMnO4改性活性炭对臭气中甲硫醇的吸附特性

    作者简介: 徐金宝(1995—),男,硕士研究生。研究方向:恶臭气体治理技术。E-mail:1019637537@qq.com
    通讯作者: 王宏杰(1983—),男,博士,副研究员。研究方向:污水厂臭气处理与控制。E-mail:whj1533@qq.com
  • 基金项目:
    国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07401001);深圳市治水提质科技专项(KJYY20171012140149523)
  • 中图分类号: X701

Adsorption characteristics of methyl mercaptan in odor by KMnO4 modified activated carbon

    Corresponding author: WANG Hongjie, whj1533@qq.com
  • 摘要: 针对普通活性炭对污水厂臭气中甲硫醇吸附量低的问题,采用KMnO4浸渍改性以获得高甲硫醇吸附量的改性活性炭,通过低温氮吸附仪、扫描电子显微镜和Boehm滴定等表征揭示改性后活性炭吸附量提高的原因,并进行改性活性炭吸附甲硫醇的动力学和热力学研究。结果表明:在KMnO4浓度为1%、温度为25 ℃、活性炭与浸渍液质量比为8∶100的条件下浸渍6 h,改性活性炭对甲硫醇的静态吸附量最高,达到344.22 mg·g−1,是未改性前的4.04倍:改性活性炭对甲硫醇吸附量提高的原因主要是表面碱性基团的增加(是原来的2.53倍),以及微孔容积和比表面积的增加。改性活性炭对甲硫醇的吸附符合准二级动力学模型,同时粒子内扩散模型显示吸附过程由气相扩散和内扩散共同作用;符合Freundlich吸附等温方程,具有多层吸附特征,且吸附容易进行,属于优惠吸附,是一个自发、放热和熵减的过程,升温不利于对甲硫醇的吸附。
  • 我国土壤重金属污染形势严峻,矿区周边土壤污染事件频发[1-2]。李乔等[1]对新疆准东煤田周边农田土壤重金属研究发现,Cd和Hg污染风险较高,威胁农作物安全和人体健康。胡锋等[2]对新疆伊犁矿区土壤重金属Cd、Ni、Pb、Cr、Cu和Zn进行风险评价,结果显示Cu潜在生态危害程度最高。AOSTA等[3]对铅锌尾矿库周边土壤进行研究发现,Cd、Pb和Zn的迁移风险较高,对植物的危害较大。土壤重金属生态风险评估作为区域资源开发和污染控制策略指定的重要参考而受到国内外学者的广泛关注[4-5]

    传统土壤重金属生态风险评价的方法(单因子指数法、富集系数法、污染负荷指数法和内梅罗综合指数法等)可对区域土壤重金属污染情况进行初步评估[6]。但由于重金属活性、土壤理化性质和土壤背景值的显著差异,单一方法的评价结果存在很大的不确定性,难以充分反映区域土壤重金属污染的风险状况[7]。潜在生态风险指数法考虑到不同地区土壤的背景值,结合生态环境效应和毒理水平对生态危害进行评估,具有简单、精确且相对快捷的特点[8]。WANG等[9]应用潜在生态风险指数法对内蒙古某金矿区的某河段表层土壤重金属进行了风险评价;陈莹[10]应用潜在生态风险指数法对陕西西部矿区土壤重金属污染进行了风险评估。然而重金属的释放迁移轨迹与方向和其存在的化学形态有密切关系[11]。近年来,国外学者提出的风险评价编码法(RAC)可通过分析重金属形态分布特征来评价其对生态环境产生的风险[12],然而相关研究在国内还较薄弱。在欧共体改进的BCR法中,弱酸可溶态被确定为生物有效态,它和植物、生物中重金属含量间具有很强的相关性[13],可以反映重金属在土壤中的生物有效性。ZHANG等[14]研究发现铅锌矿区周围土壤Ni和Cu弱酸可溶态含量与玉米中的Ni和Cu含量呈显著相关(相关系数分别为0.75和0.62,P<0.01)。LIAO等[15]对广东省南部大宝山矿区进行研究发现,BCR法提取的土壤Zn和Cd弱酸可溶态含量与谷粒中Zn和Cd含量呈显著相关(相关系数分别为0.82和0.78,P<0.01),与芥菜中含量也呈显著相关(相关系数分别为0.87和0.69,P<0.01)。因此,在进行重金属生态风险评价时,对重金属化学形态的考虑就显得尤为重要。

    鉴于针对生态环境脆弱地区矿冶区土壤重金属生物有效性和土壤理化性质以及生态风险关系的综合风险评价研究较少,因此,本研究以新疆某矿冶区为例,综合潜在风险指数法和RAC风险编码法,结合空间分析,对区域土壤重金属污染进行综合评估,并应用冗余(RDA)分析识别了影响风险水平的关键土壤因子,研究结果既可为当地主要污染物控制及资源可持续开发提供科学支撑,也可为其他地区土壤重金属污染风险评估提供参考。

    研究区位于新疆西北部某矿冶区,地形为西北高、东南低,属于温带大陆性半干旱气候。研究区有河流流经,土地利用类型以草地为主。区域降水量少,风沙大,植被稀少(覆盖率低于30%),生态环境极为脆弱。矿冶区年可冶炼加工黄金2 t,生产硫酸3.5万t,产值达4.4亿元以上。矿冶区采用氯化挥发法提取黄金。频繁的矿业活动增加了区域环境重金属污染风险,已引起当地民众和政府部门的广泛关注。

    根据研究区地貌特征和常年盛行风向,围绕矿冶区在东(E)、西(W)、南(S)、北(N)4个方向,共设置34个样点,样点位置见图1。应用矩形(10 m×10 m) 5点混合采样法,采集表层土壤(0~10 cm)。在矿冶区E、S、N 3个方向,采集10个土壤样品,编号为N1~N10、E1~E10和S1~S10;在矿冶区W方向,采集4个土壤样品(接近矿山),编号为W1~W4。

    图 1  样点分布图
    Figure 1.  Map of soil sampling

    土壤样品经风干、研磨后,过2 mm筛,用于测定土壤pH和EC、有机质等基本土壤理化性质。土壤As采用王水(HCl-HNO3,3∶1)进行水浴消解[16];其余重金属采用四酸法(HCl-HF-HNO3-HClO4,10∶3∶3∶1)[17]进行消解;采用BCR法[18]对重金属的弱酸可溶态(F1)、可还原态(F2)、可氧化态(F3)和残渣态(F4)进行形态分析。采用ICP-OES (Prodigy7,Leemanlabs,USA)测定Mn和Cu含量;采用ICP-MS (NexION 300x,PerkinElmer,USA)测定土壤Zn、Cr、Ni、Co、Cd和Pb含量;采用AFS(AF-610B,北京瑞利)测定土壤As含量。在实验过程中,采用GBW07447(国家土壤标准物质)进行质量控制,测得标准回收率为85.3%~107.3%。

    单因子污染指数法[19]计算方法见式(1)。

    Pi=CiSi (1)

    式中:Pi为重金属元素污染指数;Ci为重金属元素实测值,mg·kg−1Si为重金属元素的评价标准值,mg·kg−1,本研究采用新疆土壤重金属背景值[20]

    潜在生态风险评价[21]计算方法见式(2)和式(3)。

    Eir=TirCiDCiR (2)

    式中:Eir为单项重金属潜在风险指数;Tir 为重金属的生物毒性响应因子[22],反映了重金属在水相、固相和生物相之间的响应关系,Mn、Cu、Zn、Pb、Ni、Co、As和Cd的生物毒性响应因子分别为1、5、1、5、1、5、10和30;CiD为重金属含量,mg·kg−1CiR 为参照值,mg·kg−1,本研究采用新疆土壤重金属背景值[20]

    IRI=mi=1Eir (3)

    式中:IRI为重金属综合潜在风险指数。根据EirIRI,可将重金属划分为低生态风险(Eir<40,IRI<150)、中等生态风险(Eir为40~80,IRI为150~300)、高生态风险(Eir为80~160,IRI为300~600)、较高生态风险(Eir为160~320)、极高生态风险(Eir>320,IRI>600)[23]

    RAC风险评价编码法[24]计算方法见式(4)。

    FRAC=CF1CF1+CF2+CF3+CF4×100% (4)

    式中:CF1为弱酸可溶态含量,mg·kg−1CF2为可还原态含量,mg·kg−1CF3为可氧化态含量,mg·kg−1CF4为残渣态含量,mg·kg−1FRAC为单一重金属弱酸可溶态占4种形态总和的百分比。根据RAC风险指数,将风险划分为无风险(FRAC<1)、低风险(FRAC为1~10)、中等风险(FRAC为10~30)、高风险(FRAC为30~50)以及极高风险(FRAC>50)[25]

    应用普通Kriging(ArcGIS 10.4)进行空间插值分析。采用SPSS19.0和R3.4.3对数据进行统计分析。使用SigmaPlot12.5作图。重金属弱酸可溶态含量数据经对数转换后,进行正态分布检验(Shapin-wilk检验,P<0.05)。

    研究区土壤pH为7.64~8.91,EC为77.3~1 402 μS·cm−1,有机质为14.7~32.5 g·kg−1,这符合西北干旱区典型土壤基本特征[26]。研究区土壤重金属全量与弱酸可溶态含量统计分析结果如表1所示。土壤重金属As(1.7~1 730 mg·kg−1)和Cu(3.4~1 809 mg·kg−1)全量变幅较大,变异系数分别为114%和172%。研究区土壤As和Cu超标率分别为88%和38%;Zn与Cd在少数点位有超标现象,超标率分别为24%和6%,而Mn超出背景值的比例为49%。土壤Mn、As、Cu弱酸可溶态含量平均值较高,分别为8.94、4.51和3.95 mg·kg−1;土壤Cu、Pb、Zn、Co和As弱酸可溶态含量变异系数较大,分别为274%、208%、169%、137%和131%;单因子污染指数评价显示,As和Cu污染风险较高,其风险指数值分别为41.9和8.28;As(431)的潜在生态风险指数最大,其次为Cd(107)和Cu(42.6);而Mn的RAC风险指数最大,为22.1%,其次为As和Cd,分别为16.5%和13.1%。综上所述,研究区土壤As、Cu、Cd和Mn存在一定污染风险,As和Cu受人为活动影响,并存在显著累积现象。

    表 1  土壤重金属全量与弱酸可溶态含量统计分析
    Table 1.  Statistical analysis of total and weak acid soluble fraction of heavy metals in soils
    重金属元素 全量 弱酸可溶态
    (平均值±标准差)/(mg·kg−1) 变异系数/% 超标率/% 单因子污染指数(Pi)平均值 潜在生态风险指数(Eir)平均值 (平均值±标准差)/(mg·kg−1) 变异系数/% FRAC平均值/%
    Mn 691±113 16 49 1.00 1.01 150±54.1 36.1 22.1
    Co 19±13.1 69 0 1.19 6.11 0.123±0.169 137 0.477
    Ni 35±19.1 54 0 1.00 6.82 0.811±1.02 126 1.99
    Cu 221±381 172 38 8.28 42.6 4.3±11.9 274 0.77
    Zn 136±95.4 70 6 1.98 2.03 3.46±5.85 169 1.65
    As 469±535 114 88 41.9 431 28.6±37.6 131 16.5
    Cd 0.4±0.285 71 24 3.33 107 0.051±0.032 62.7 13.1
    Pb 31.1±30.7 98 0 1.60 8.24 0.273±0.576 208 0.703
      注:超标率参考农用地土壤风险管控标准(GB 15618-2018)[27],其中Mn超标率参考新疆土壤元素背景值[20]
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    应用ArcGIS空间分析模块绘制了土壤重金属弱酸可溶态含量空间分布图,结果如图2所示。研究区土壤重金属弱酸可溶态含量空间分布格局整体上较为类似,都是北边较低,南边接近矿冶区的部分区域较高,离矿冶区一定距离后由高向低转变。其中土壤Co、Cu和Ni弱酸可溶态含量高值区主要集中在接近矿冶区东南边的尾砂库区域,如图2(a)~(d)所示。土壤Pb弱酸可溶态含量高值区主要集中在矿冶区南边偏西的收砷房附近,如图2(h)所示。土壤Mn、Zn、As和Cd弱酸可溶态含量高值区主要集中在矿冶区南边偏西的收砷房和东南边的尾砂库区域附近,如图2(f)~(g)所示。

    图 2  重金属弱酸可溶态含量的空间分布特征
    Figure 2.  Spatial distribution of weak acid soluble fraction of heavy metals in soils

    进一步分析土壤Mn、Cd、As和Cu重金属形态分布特征,结果如图3所示。弱酸可溶态所占比例从大到小依次为Mn>Cd>As>Cu(平均值)。在不同的方位,同一种金属的弱酸可溶态所占比例会有所不同,Mn在南边、Cu在东边、As在西边均出现较大比例分布,而Cd在不同区域相差较小。而重金属弱酸可溶态可以被生物直接吸收利用,对生物的危害较大[28]。因此,土壤Mn相对于Cd、As和Cu对生物的危害较大。可还原态在土壤环境中一般比较稳定,但随着pH和Eh等的改变,会被还原成弱酸可溶态,存在潜在对生物危害的风险[29]。土壤Mn、Cd、Cu和As可还原态所占比例与弱酸可溶态类似,而分布却不同;Mn可还原态比例在北边最高,As、Cd和Cu均在东边和西边最高,说明除Mn潜在毒性风险在北边较高外,其余3种重金属的潜在毒性风险均在东边和西边较高。可氧化态比例以As和Cu在南边最大,Mn和Cd相对较小。残渣态较为稳定,其中Cu在北边所占比例最大。李忠义等[30]的研究也发现土壤Cd、Zn和Cu等重金属弱酸可溶态在靠近尾砂库附近区域含量较高。由此可见,区域矿业活动对土壤重金属生物有效性存在显著影响。

    图 3  土壤重金属形态分布
    Figure 3.  Distribution characteristics of heavy metals forms in soils

    单项重金属潜在生态风险指数评价结果如图4(a)所示。土壤As极高风险所占比例最大,为41%,中等风险比例为18%,而较高风险和高风险比例均未超过10%;Cu的中等生态风险与高生态风险所占比例分别为18%和6%,而较高生态风险和极高生态风险比例各占3%;Cd中等生态风险样点所占比例最大,为50%,高生态风险和较高生态风险所占比例分别为27%和18%,极高生态风险比例仅为3%;土壤Pb有1个样点处于中等风险水平,其余重金属元素均处于低生态风险水平。综合生态风险指数(RI)评价结果显示:研究区8种土壤重金属极高生态风险比例最大,约为41%;其次为低生态风险,所占比例为38%;中等生态风险和高生态风险比例分别为15%和6%。其中As、Cd和Cu对区域土壤重金属潜在生态风险水平贡献率显著高于其他元素。

    图 4  土壤重金属潜在生态风险与RAC风险指数
    Figure 4.  Potential ecological risk and RAC risk index of heavy metals in soils

    RAC风险编码法评价结果如图4(b)所示。土壤Cu、Zn、Pb、Ni和Co所有样点RAC风险指数均小于10%,处于低风险或无风险水平。值得注意的是,土壤Mn有5个样点风险指数为30%~47%,处于高风险水平,27个样点风险指数为10%~30%,处于中等风险水平;土壤Cd有24个样点风险指数为10%~30%,处于中等风险水平;土壤As的RAC风险指数范围为2%~20%,平均值为7%,有7个样点处于中等风险水平。由此可知,As和Cu潜在毒性风险较高,而Cd和Mn存在一定的迁移风险,应重点关注该4种重金属污染状况。

    应用RDA冗余分析法进一步探究了土壤pH和电导率(EC)对土壤重金属弱酸可溶态含量以及风险指数的影响,结果如图5所示。第1排序轴RDA1的贡献率达到65.1%(R2=0.69,P<0.01),8种重金属弱酸可溶态含量之间均呈现正相关关系,尤其是弱酸可溶态Co、Cu、Mn、Ni和弱酸可溶态Zn,以及弱酸可溶态As和弱酸可溶态Pb;弱酸可溶态Cd与弱酸可溶态Co、Mn、Ni等几种重金属弱酸可溶态含量无显著相关性,但弱酸可溶态As和Pb含量的相关性显著,此结果与方月梅等[31]关于矿区重金属生物有效性关系的研究结论较为类似。

    图 5  土壤理化性质、重金属弱酸可溶态含量与生态风险指数的相关关系
    Figure 5.  Relationship between physicochemical properties of soils, weak acid soluble fraction of heavy metals, and ecological risk index

    土壤pH与8种重金属弱酸可溶态含量均呈现显著的负相关关系。而土壤电导率(EC)与8种重金属弱酸可溶态含量均无显著相关关系(r=0.496)。样本点大致分为3类:第1类是与pH接近的样本点,这类样本大多采自矿区的北部,土壤pH高,而土壤重金属弱酸可溶态含量低;第2类聚集的样本点大多采自矿区的南面,土壤pH低,重金属弱酸可溶态含量却高;第3类聚集样本点大多采自矿区东部和西部,其土壤pH和土壤重金属生物有效性变化幅度较小。可见不同地理位置下土壤pH的差异与土壤重金属弱酸可溶态含量的变化显著相关,而不同地理位置土壤电导率(EC)的差异可以反映土壤重金属弱酸可溶态含量的变化。

    潜在生态风险指数(RI)与土壤pH呈显著的负相关关系,另外As、Cu等8种弱酸可溶态含量总和与潜在生态风险指数和RAC风险指数均呈现显著的正相关关系。可见土壤pH的降低会显著提高土壤重金属弱酸可溶态含量,而土壤弱酸可溶态含量的升高会直接影响到对生物的危害程度,从而增加重金属污染物的生态风险[32-33]。综上所述,研究区土壤重金属弱酸可溶态含量是影响土壤重金属污染风险的直接因素,而土壤pH是影响土壤重金属污染风险的间接因素。

    1)基于全量的单因子污染指数和潜在生态风险指数法评价结果显示,As和Cu污染严重,潜在生态风险较高;而基于生物有效性的RAC风险编码法评价结果显示,土壤Mn与Cd具有迁移风险,因此,应对研究区土壤As、Cu、Mn与Cd重点关注。

    2)矿业活动对周边土壤重金属生物有效性存在显著影响。土壤Co、Cu和Ni弱酸可溶态高值区主要集中在接近矿冶区东南部的尾砂库区域;Pb弱酸可溶态含量高值区主要集中在接近矿冶区南部偏西的收砷房区域,而Mn、Zn、As和Cd高值区集中在尾砂库和收砷房的附近区域。

    3)单因子污染指数、潜在生态风险指数、RAC风险指数,空间分析方法以及冗余分析方法的联合使用,有助于区域土壤重金属污染风险管控和科学决策。

  • 图 1  不同浓度的KMnO4浸渍液对活性炭的甲硫醇吸附性能的影响

    Figure 1.  Effect of KMnO4 impregnation solutions with different concentrations on the adsorption performance of methyl mercaptan on modified activated carbon

    图 2  不同时间的KMnO4浸渍对活性炭的甲硫醇吸附性能的影响

    Figure 2.  Effect of different time KMnO4 impregnation on the adsorption performance of methyl mercaptan on modified activated carbon

    图 3  不同温度的KMnO4浸渍对活性炭的甲硫醇吸附性能的影响

    Figure 3.  Effect of KMnO4 impregnation with different temperatures on the adsorption performance of methyl mercaptan on modified activated carbon

    图 4  不同浸渍比的KMnO4浸渍对活性炭的甲硫醇吸附性能的影响

    Figure 4.  Effect of KMnO4 impregnation with different ratios on the adsorption performance of methyl mercaptan on modified activated carbon

    图 5  活性炭改性前后的表面形貌和元素分布

    Figure 5.  Surface morphology and element distribution of activated carbons before and after modification

    图 6  活性炭改性前后的N2吸附-脱附曲线和微孔孔径分布

    Figure 6.  N2 adsorption-desorption curves and micropore size distribution of activated carbons before and after modification

    图 7  改性活性炭吸附甲硫醇的动力学模型拟合图

    Figure 7.  Fitting curves with adsorption kinetics models of methyl mercaptan by modified activated carbon

    图 8  改性活性炭吸附甲硫醇的等温吸附模型拟合图

    Figure 8.  Fitting curves with isothermal adsorption models of methyl mercaptan by modified activated carbon

    表 1  活性炭改性前后的孔结构参数

    Table 1.  Pore structure parameters of activated carbons before and after modification

    样品总孔比表面积/(m2·g−1)微孔比表面积/(m2·g−1)微孔容积/(m3·g−1)
    未改性708.9544.30.221
    KMnO4改性772.7641.80.258
    样品总孔比表面积/(m2·g−1)微孔比表面积/(m2·g−1)微孔容积/(m3·g−1)
    未改性708.9544.30.221
    KMnO4改性772.7641.80.258
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    表 2  活性炭改性前后的酸碱基团数量

    Table 2.  Amounts of acid-base groups of activated carbons before and after modification

    样品酸性基团/(mmol·g−1)碱性基团/(mmol·g−1)总基团/(mmol·g−1)
    未改性0.990.661.65
    KMnO4改性0.951.532.48
    样品酸性基团/(mmol·g−1)碱性基团/(mmol·g−1)总基团/(mmol·g−1)
    未改性0.990.661.65
    KMnO4改性0.951.532.48
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    表 3  改性活性炭吸附甲硫醇的等温吸附模型参数

    Table 3.  Isothermal adsorption model parameters adsorption of methyl mercaptan by modified activated carbon

    温度/℃Langmuir模型Freundlich模型
    KLqcR2KF1/nR2
    150.076 7126.910.891 135.869 00.206 90.985 4
    250.039 8107.420.897 224.284 20.231 80.991 4
    400.013 2101.460.824 416.866 70.259 20.991 0
    600.010 683.220.800 511.639 20.279 00.990 8
    温度/℃Langmuir模型Freundlich模型
    KLqcR2KF1/nR2
    150.076 7126.910.891 135.869 00.206 90.985 4
    250.039 8107.420.897 224.284 20.231 80.991 4
    400.013 2101.460.824 416.866 70.259 20.991 0
    600.010 683.220.800 511.639 20.279 00.990 8
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    表 4  改性活性炭吸附甲硫醇的热力学参数

    Table 4.  Thermodynamic parameters of adsorption of methyl mercaptan by modified activated carbon

    温度/℃lnKdΔG/(kJ·mol−1)ΔH/(kJ·mol−1)ΔS/(J·mol−1)
    155.155 0−12.34−24.81−43.28
    254.651 8−11.52−24.81−44.57
    404.175 3−10.86−24.81−44.55
    603.730 6−10.32−24.81−43.48
    温度/℃lnKdΔG/(kJ·mol−1)ΔH/(kJ·mol−1)ΔS/(J·mol−1)
    155.155 0−12.34−24.81−43.28
    254.651 8−11.52−24.81−44.57
    404.175 3−10.86−24.81−44.55
    603.730 6−10.32−24.81−43.48
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-08-22
  • 录用日期:  2019-09-27
  • 刊出日期:  2020-06-01
徐金宝, 董文艺, 王宏杰, 黄潇. KMnO4改性活性炭对臭气中甲硫醇的吸附特性[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1570-1578. doi: 10.12030/j.cjee.201908130
引用本文: 徐金宝, 董文艺, 王宏杰, 黄潇. KMnO4改性活性炭对臭气中甲硫醇的吸附特性[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1570-1578. doi: 10.12030/j.cjee.201908130
XU Jinbao, DONG Wenyi, WANG Hongjie, HUANG Xiao. Adsorption characteristics of methyl mercaptan in odor by KMnO4 modified activated carbon[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(6): 1570-1578. doi: 10.12030/j.cjee.201908130
Citation: XU Jinbao, DONG Wenyi, WANG Hongjie, HUANG Xiao. Adsorption characteristics of methyl mercaptan in odor by KMnO4 modified activated carbon[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(6): 1570-1578. doi: 10.12030/j.cjee.201908130

KMnO4改性活性炭对臭气中甲硫醇的吸附特性

    通讯作者: 王宏杰(1983—),男,博士,副研究员。研究方向:污水厂臭气处理与控制。E-mail:whj1533@qq.com
    作者简介: 徐金宝(1995—),男,硕士研究生。研究方向:恶臭气体治理技术。E-mail:1019637537@qq.com
  • 1. 哈尔滨工业大学(深圳)土木与环境学院,深圳 518000
  • 2. 深圳市水资源利用与环境污染控制重点实验室,深圳 518000
基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07401001);深圳市治水提质科技专项(KJYY20171012140149523)

摘要: 针对普通活性炭对污水厂臭气中甲硫醇吸附量低的问题,采用KMnO4浸渍改性以获得高甲硫醇吸附量的改性活性炭,通过低温氮吸附仪、扫描电子显微镜和Boehm滴定等表征揭示改性后活性炭吸附量提高的原因,并进行改性活性炭吸附甲硫醇的动力学和热力学研究。结果表明:在KMnO4浓度为1%、温度为25 ℃、活性炭与浸渍液质量比为8∶100的条件下浸渍6 h,改性活性炭对甲硫醇的静态吸附量最高,达到344.22 mg·g−1,是未改性前的4.04倍:改性活性炭对甲硫醇吸附量提高的原因主要是表面碱性基团的增加(是原来的2.53倍),以及微孔容积和比表面积的增加。改性活性炭对甲硫醇的吸附符合准二级动力学模型,同时粒子内扩散模型显示吸附过程由气相扩散和内扩散共同作用;符合Freundlich吸附等温方程,具有多层吸附特征,且吸附容易进行,属于优惠吸附,是一个自发、放热和熵减的过程,升温不利于对甲硫醇的吸附。

English Abstract

  • 甲硫醇(CH3SH)是污水处理厂臭气中的主要特征污染物[1],具有强烈的刺激性气味[2]、嗅阈值低和高腐蚀等特性[3],是一种具有较高毒性的含硫挥发性有机化合物(VOCs)[4]。目前,对甲硫醇的去除技术主要包括氧化法、吸收法、吸附法和生物法等[5-6],其中的吸附法因具有简便高效的优势被广泛用于臭气处理[7-9]。活性炭作为常用的吸附材料,具有性能稳定、抗腐蚀等优点,但再生及更换频繁、除臭成本较高[10]。通过提高活性炭的吸附量,可延长其使用时间,减少再生及更换频次。

    为提高活性炭的吸附量,通常采用碱溶液[11]、金属溶液[12]或氧化剂浸渍方法,修饰其表面的物理化学结构,以改善对甲硫醇的吸附性能[13]。相较碱溶液和金属溶液,氧化剂浸渍改性在使活性炭表面含氧官能团增加的同时,可以有效氧化扩大其内部微孔,进一步提升吸附性能而被普遍采用。目前,常用于活性炭改性的氧化剂有HNO3、H2O2和KMnO4等,而不同氧化剂改性对活性炭表面含氧官能团的修饰作用各异。其中HNO3[14]和H2O2[15]等改性后表面主要为羧酸、内酯和酚类等酸性基团,而KMnO4[16]改性则可以产生碳羰基、酮类和醚类等中性或碱性基团。由于甲硫醇呈偏酸性,碱性基团的存在更有利于活性炭对甲硫醇的吸附,因此,从理论上来讲,KMnO4改性可以较好地提高活性炭对于甲硫醇的吸附性能。但目前关于KMnO4改性活性炭的研究主要集中于对液相金属离子等污染物的去除,而用于甲硫醇吸附的研究鲜有报道。

    本研究通过小试实验,采用KMnO4浸渍改性活性炭,在优化浸渍液浓度、浸渍时间、浸渍温度和浸渍比等条件的基础上,获得较优的改性活性碳;通过全自动比表面积和孔径分析仪、扫描电子显微镜和Boehm滴定法等表征其材料特性,揭示KMnO4改性活性炭对甲硫醇吸附量提高的原因;研究改性活性炭吸附甲硫醇的动力学和热力学特征,为甲硫醇吸附处理的实际应用提供参考。

  • 高锰酸钾(KMnO4,AR)、碳酸钠(Na2CO3,AR)和氯化铜(CuCl2,AR),均购自阿拉丁试剂(上海)有限公司;甲硫醇(1%),购自大连大特气体有限公司;椰壳活性炭(粒度8~20目,比表面积450~700 m2·g−1),购自广东冠森炭业科技有限公司。

    Autosorb-iQ2-MP型全自动比表面积和孔径分析仪,购自美国康塔仪器公司;日立S-4700扫描电子显微镜,购自昆山伯莱恩光学有限公司;P300H超声仪,购自施锐(上海)贸易有限公司;岛津GC-2014C,购自岛津(广州)检测技术有限公司;DHG-9140A鼓风干燥箱,购自上海笃特科学仪器有限公司;LRH-150CA恒温培养箱,购自上海精密仪器仪表有限公司;惰性铝箔采样气袋,购自上海标卓科学仪器有限公司。

  • 称取一定质量未改性椰壳活性炭,置于250 mL锥形瓶中;分别加入100 mL一定浓度KMnO4浸渍液并密封瓶口;在一定温度下,静置一定时间后,用300目不锈钢筛滤出活性炭,同时用蒸馏水多次清洗,以除去多余的浸渍溶质;在105 ℃下鼓风干燥3 h后,即可得到浸渍改性活性炭。

  • 在25 ℃条件下,准确称取0.01 g活性炭加入N2清洗、抽真空后的惰性气袋;用注射器充入一定体积的甲硫醇标气,并补充空气至0.5 L,此时甲硫醇初始浓度为7 300 mg·m−3;分别于不同时刻测定气袋中残余的甲硫醇浓度,直至吸附平衡;通过计算(式(1)),得到改性活性炭对甲硫醇的静态吸附量。

    式中,C0Ct分别为初始时刻和t时刻的甲硫醇浓度,mg·m−3ms为静态吸附量,mg·g−1M为甲硫醇摩尔质量,取值48 g·mol−1m为活性炭质量,取值0.01 g。

    对改性活性炭制备过程中的条件进行优化,分别考察浸渍浓度(控制浸渍温度为25 ℃、浸渍时间为5 h和浸渍比为4∶100,浸渍浓度分别为0.5%、1%、3%和7%)、浸渍时间(控制浸渍温度为25 ℃、浸渍浓度为1%和浸渍比为4∶100,浸渍时间分别为0.5、1、2、4、6、8 h)、浸渍温度(控制浸渍时间为6 h、浸渍浓度为1%和浸渍比为4∶100,浸渍温度分别为10、25、40、60、80、100 ℃)和浸渍比(控制浸渍温度为25 ℃、浸渍时间为6 h和浸渍浓度为1%,浸渍比分别为1∶100、4∶100、8∶100、16∶100和30∶100)对改性活性炭吸附甲硫醇的性能影响,得到较优的制备条件。

    在温度为20 ℃、甲硫醇初始浓度为5 000 mg·m−3条件下,进行改性活性炭对甲硫醇的吸附动力学实验。采用准一级动力学模型、准二级动力学模型及粒子内扩散模型对改性活性炭吸附甲硫醇的动力学过程进行描述,准一级动力学模型见式(2),准二级动力学模型见见式(3),粒子内扩散模型见式(4)。

    式中:qtt时刻的吸附量,mg·g−1qe为平衡吸附量,mg·g−1t为吸附时间,min;k1为准一级吸附速率常数,min−1k2为准二级吸附速率常数,g·(mg·min)−1K为内扩散速率常数,mg·(g·min0.5)−1

    采用Langmuir方程和Freundlich方程对15、25、40和60 ℃条件下改性活性炭对甲硫醇的吸附等温线数据进行拟合分析,Langmuir方程见式(5),Freundlich方程见式(6)。

    式中:qe为平衡吸附量,mg·g−1Ce为平衡浓度,mg·m−3qc为饱和吸附量,mg·g−1KL为Langmuir平衡参数;KF为Freundlich平衡参数;n为吸附强度。

    引入Gibbs、van’t Hoff及Gibbs-Helmholtz方程,来计算温度为15、25、40和60 ℃条件下,吸附过程的吉布斯自由能变ΔG、焓变ΔH、熵变ΔS等热力学参数。

    式中:ΔG为吉布斯自由能变,kJ·mol−1;ΔH为焓变,kJ·mol−1;ΔS为熵变,kJ·mol−1K′为常数;Kd为热力学平衡常数;R为热力学常数,取值8.314 kJ·mol−1T为热力学温度,K。

  • 采用气相色谱仪测定甲硫醇的浓度,相关配置和参数为:3 m × 3 mm的硬质玻璃色谱柱,进样口温度为150 ℃。采用火焰光度检测器(PFPD),设定温度为200 ℃,载气为氮气,流量为70 mL·min−1,空气流量为50 mL·min−1,氢气流量为60 mL·min−1。程序升温设计初始温度为35 ℃,保持运行5 min后结束。

    采用全自动比表面积和孔径分析仪对材料的比表面积和孔结构进行表征;采用扫描电子显微镜对表面形貌进行观察,耦合EDS分析表面的元素变化;采用Boehm滴定法测定表面酸碱性基团的数量。

  • 不同浓度KMnO4浸渍液处理对改性活性炭吸附性能的影响如图1所示。由图1可知,KMnO4浸渍可以有效提高活性炭对甲硫醇的吸附量,吸附量高达231.98 mg·g−1,是未改性活性炭的1.93~2.78倍,且1% KMnO4浸渍液改性效果最佳。随着浸渍液浓度的增加,KMnO4与活性炭内外表面的接触概率增大,有效扩大活性炭的微孔容积并促进碱性基团的增多,有利于对甲硫醇的吸附。1% KMnO4浸渍液浓度时达到充分接触,继续增加浸渍液浓度,对微孔容积和碱性基团的改善效果不明显,反而堵塞了介孔通道,不利于对甲硫醇的吸附。因此,选择KMnO4浸渍改性活性炭的浓度为1%。

    不同KMnO4浸渍时间对改性活性炭吸附性能的影响如图2所示。可以看出,随着浸渍时间的增加,改性活性炭对甲硫醇吸附量时增时减,在6 h时,达到335.56 mg·g−1的最高吸附量。KMnO4改性活性炭的过程是新孔隙生成和破坏同步进行的过程[17]。当浸渍时间小于1 h时,KMnO4对活性炭发生氧化作用,打开外部堵塞的孔隙,对甲硫醇的吸附量增加;浸渍时间为1~2 h时,孔隙结构受到破坏,不利于对甲硫醇的吸附;浸渍时间继续增加,KMnO4扩散至内部,氧化产生新的微孔,使甲硫醇的吸附量再次增加;浸渍时间大于6 h后,KMnO4对微孔的破坏起主导作用。因此,选择KMnO4浸渍改性活性炭的时间为6 h。

    不同KMnO4浸渍温度对改性活性炭吸附性能的影响如图3所示。可以看出,随着浸渍温度的增加,改性活性炭对甲硫醇的平衡吸附量先增加后减小,在25 ℃浸渍时,吸附量最高,达到344.22 mg·g−1。分子热运动与温度有关,温度越高,则KMnO4分子活性越高,容易与活性炭内部接触[18]。过低的温度不利于KMnO4分子向活性炭内部扩散;温度增至25 ℃时,KMnO4分子与活性炭表面充分接触氧化;继续增加温度,进入活性炭内部的KMnO4分子过量,微孔破坏量大于产生量。因此,选择KMnO4浸渍改性活性炭的温度为25 ℃。

    不同KMnO4浸渍比对改性活性炭吸附性能的影响如图4所示。可以看出,随着浸渍比的增加,改性活性炭对甲硫醇的吸附量呈现先增加后减小的规律。在浸渍比为8∶100时,甲硫醇吸附量最高,达到342.05 mg·g−1。当浸渍比过低时,单位活性炭被KMnO4氧化过度,使孔隙之间的壁面消融,导致微孔减少,不利于吸附甲硫醇;当浸渍比过高时,单位活性炭接触的KMnO4分子不充分,对其表面的氧化修饰效果较差。因此,选择KMnO4浸渍改性活性炭的浸渍比为8∶100。

  • 为揭示浸渍改性后活性炭吸附量提高的原因,对KMnO4浓度为1%、温度为25 ℃、浸渍比为8∶100的条件下浸渍6 h获得的改性活性炭进行表征,并与未改性活性炭作对比分析。

    图5是活性炭改性前、后的表面形貌和元素分布情况。由图5(a)图5(b)可知:未改性活性炭的表面孔洞孔径较小,有堆叠现象;经KMnO4浸渍改性后,出现少量较大孔径的孔洞,且堆叠现象减少。由图5(c)图5(d)可知:未改性活性炭的表面不含有K和Mn元素,主要为C和O元素,含量为83.65%和16.35%;经过KMnO4浸渍改性后,其表面的Mn元素显著增加,含锰量达到25.17%,C、O和K元素含量分别为59.58%、9.13%和5.72%。

    KMnO4具有强氧化性,使得堵塞的孔洞得到清理,较薄的孔壁受到破坏,打开孔道,增加微孔数量,有利于改性活性炭对甲硫醇的吸附。

    活性炭改性前、后的N2吸附-脱附等温曲线和微孔粒径分布如图6所示。由图6(a)可知,改性前、后活性炭对N2的吸附-脱附曲线表现为典型的Ⅰ型吸附等温线特征[10]。利用脱附曲线上不同相对压力时的脱附量,得到活性炭改性前、后的微孔粒径分布。由图6(b)可知,活性炭表面的微孔粒径为0.35~0.8 nm,经过KMnO4浸渍改性后,该部分粒径范围的微孔数量明显增加。将N2吸附-脱附过程的相对压力控制在0.05~0.25,采用BET方程计算其总孔比表面积,采用t-plot法计算材料的微孔比表面积和微孔容积。活性炭改性前后的孔结构参数计算结果见表1

    表1可知,KMnO4浸渍改性活性炭的比表面积、微孔比表面积和微孔孔容显著增大,分别是未改性前的1.17、1.18和1.16倍;且可以发现,增加的微孔大部分为小孔径,集中在0.35~0.80 nm。

    KMnO4浸渍改性可以有效增加活性炭上的微孔数量,与前面的表面形貌变化相符,微孔孔径主要分布在0.35~0.80 nm;而甲硫醇作为极性小分子物质,其分子动力学直径为0.38 nm,可以有效扩散到新增的微孔中被吸附。

    活性炭表面的酸碱基团变化对其吸附碱性和酸性污染物的性能具有一定影响[19]。由表2可知,经过KMnO4浸渍改性后,活性炭表面的酸性基团数量变化不明显,由0.99 mmol·g−1降低至0.95 mmol·g−1;但碱性基团显著增加,由0.66 mmol·g−1增加至1.53 mmol·g−1,是原来的2.53倍。KMnO4浸渍改性后,在活性炭表面引入大量碱性基团;而甲硫醇作为一种酸性污染物,碱性基团的增加有利于活性炭对其进行吸附[20]

  • 改性活性炭对甲硫醇的吸附动力学拟合曲线如图7所示,拟合参数结果如下:准一级动力学模型的吸附速率常数k1为1.165 7,拟合系数为0.949 7;准二级动力学模型的吸附速率常数k2为5.154 4,拟合系数为0.998 3;粒子内扩散模型的内扩散速率常数第1阶段K1为9.280 5,第2阶段K2为3.121 5。由图7(a)图7(b)和拟合参数结果可知,二级模型的拟合系数较优于准一级模型,拟合系数为0.998 3,说明准二级动力学模型可以更好地描述改性活性炭对甲硫醇的吸附行为。准一级动力学模型假定吸附受扩散步骤控制,适合于吸附初始阶段的吸附行为描述;而准二级动力学模型则描述了气相扩散、表面吸附和粒子内扩散等所有吸附过程,因此,可以更准确地反映甲硫醇在改性活性炭上的吸附机理。

    另外,由图7(c)和拟合参数结果可知,改性活性炭对甲硫醇的吸附过程中,qtt0.5不成直线关系,而是分阶段的线性关系。这说明吸附过程中可分为2个阶段:第1阶段为活性炭的表面吸附,该阶段吸附速率快,吸附常数大;第2阶段表面活性位被占据,甲硫醇需扩散至内部微孔中与活性位发生吸附,此时受到孔道阻力影响,吸附速率较慢,吸附常数小,是吸附过程的控速步骤。随着活性位的减少,吸附速率逐渐降低,直至吸附平衡。同时可以发现,2个吸附阶段的qt-t0.5拟合直线均不通过原点,说明粒子内扩散过程不是唯一控速步骤,吸附速率受到气相扩散和粒子内扩散的共同影响。改性活性炭对甲硫醇的等温吸附模型拟合图如图8所示,拟合结果见表3。由图8表3的拟合结果可知,Freundlich模型的拟合度优于Langmuir模型,拟合系数在0.99以上,可以很好地描述改性活性炭对甲硫醇的吸附平衡,说明吸附过程具有多层吸附特征[21]。另外,Freundlich模型中的组分因数1/n反映了吸附的难易程度,改性活性炭对甲硫醇吸附过程的1/n拟合值为0.20~0.28,说明吸附过程容易进行,属于优惠吸附[22]

    表4可知,吉布斯自由能ΔG为负值,说明吸附过程是自发过程,且吸附自由能随着温度的升高而升高,说明升温不利于反应的进行;焓变ΔH为负值,说明吸附过程为放热反应,升温不利于吸附正向进行;熵变ΔS为负值,说明吸附过程是一个熵减过程,与改性活性炭吸附甲硫醇使得吸附质自由度减少的事实相符。

  • 1)在KMnO4浓度为1%、浸渍温度为25 ℃、浸渍比为8∶100的条件下浸渍6 h,改性活性炭对甲硫醇的静态吸附量最高,达到344.22 mg·g−1,是未改性前的4.04倍。

    2)改性活性炭对甲硫醇吸附量提高的原因主要是表面碱性基团的增加(是原来的2.53倍)以及微孔容积和比表面积的增加。

    3)改性活性炭对甲硫醇的吸附符合准二级动力学模型,同时粒子内扩散模型表明吸附过程由气相扩散和粒子内扩散共同作用;符合Freundlich吸附等温方程,具有多层吸附特征,且吸附容易进行,属于优惠吸附,是一个自发、放热和熵减的过程,升温不利于对甲硫醇的吸附。

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