海泡石改性及其在含鉻廢水處理中的應用

李 琛，于俊洋

(1.陜西理工學院 化學與環境科學學院，陜西 漢中 723001;2.河南大學 網絡信息中心，河南開封 475001)

引 言

重金屬廢水，尤其是含鉻廢水因其毒害作用而成為全球性環境污染問題，開發新工藝、新方法和新材料成為重金屬廢水處理的研究熱點［1］。吸附法是重金屬廢水處理的典型工藝，在該工藝中，核心環節就是尋求高吸附性能、高選擇性、廉價及高效的吸附材料［2-4］。海泡石屬天然礦產資源，儲量豐富，是一種新型水污染治理材料。海泡石其結構單元由兩層硅氧四面體和中間一層鎂氧八面體組成的天然層，為鏈狀過渡型結構［5］，理論比表面積為900m2/g屬纖維狀富鎂硅酸鹽粘土礦物，具有良好的沸石水通道和高比表面積的結構特征［6］，在水體中以高度分散懸浮態存在，具有很強的吸附性能和離子交換能力，具有良好的耐腐蝕性、熱穩定性及抗鹽性等特性，在重金屬廢水處理、印染廢水處理、土壤重金屬污染修復及催化劑載體等方面均有廣泛的應用。本文就海泡石的改性方法及其在含鉻廢水處理中的應用進行綜述。

1 海泡石物化性能及改性方法

海泡石主要成分為 Mg8(H2O)4［Si6O15］2(OH)4·8H2O，屬斜方(正交)或單斜晶系的層鏈狀含水富鎂硅酸鹽黏土礦物。日常所說的海泡石一般包含海泡石原礦、提純海泡石(海泡石精礦)和改性海泡石。海泡石原礦對重金屬去除能力有限，通常通過改性的方法提高海泡石對重金屬的去除能力，常見的海泡石改性方法有酸改性、熱改性、酸-熱改性、有機改性和磁化改性。

1.1 海泡石的酸改性

酸改性首先是通過酸與海泡石中的碳酸鹽作用，使碳酸鹽雜質發生溶蝕，保證海泡石中的腔道通暢，另一方面，酸所賦予的H+與海泡石層間的Ca2+、Mg2+、Na+和 K+發生取代，改善海泡石表面及腔孔特性，增加比表面積和微孔隙率，提高海泡石的吸附性能［7］。酸改性海泡石的零電荷點pHpzc也由未改性時的 9.4 ±0.1 降低到 7.2 ±0.1，經酸化改性的海泡石由于酸化處理使海泡石表面的堿性降低，酸度增加，表面的陽離子被質子取代，可以有效增加海泡石的表面吸附點位，對重金屬離子的吸附有促進作用［8］。

徐應明等［8］研究發現在一定濃度范圍內，由于海泡石內CaCO3的去除而使海泡石純度提高，在合適的濃度條件下海泡石中的CaCO3可以完全脫除，Mg2+部分脫除，海泡石內生成了新的內表面，使比表面積增加。比表面積隨著鹽酸濃度增加而增加，但是當濃度過大時會使海泡石的結構發生較大的變化，細小腔孔發生溶蝕，大孔隙率增加，比表面積降低，HCl酸改性對海泡石的比表面積增加能力最大，H2SO4由于使海泡石中 CaCO3溶蝕后生成CaSO4繼續堵塞海泡石腔孔，而對海泡石比表面積的提高十分有限。三大強酸對海泡石比表面積提高能力依次為HCl＞HNO3＞H2SO4，所制得的改性海泡石最大比表面積為301.47m2/g，其制備條件為天然海泡石在6mol/L鹽酸浸泡改性72h。

E.González-Pradas等［9］研究經0.25mol/L 硫酸浸泡，110℃干燥得到的改性海泡石比表面積為321m2/g，而1mol/L稀硫酸浸泡，110℃干燥得到的改性海泡石比表面積為458m2/g。M Kara等［10］研究1mol/L的H2SO4、HNO3和 HCl浸泡，100℃干燥得到的改性海泡石比表面積分別為250、163和170m2/g。E Sabah 等［11］研究 1mol/L 的 HNO3浸泡，298K和573K干燥得到的改性海泡石比表面積分別為380.7 和392.7m2/g。

通過低濃度強酸(鹽酸、硝酸)對海泡石腔孔結構的浸蝕，使海泡石的內比表面積增加、熱穩定性增高，提高海泡石與重金屬離子的接觸，從而提高海泡石對重金屬離子的吸附去除能力。通過對強酸濃度、用量以及浸泡時間的控制，既要保證海泡石腔孔內CaCO3的完全清除，實現腔孔完全疏通，同時也要避免因酸度過高、用量過大和浸泡時間過長導致的腔孔溶蝕、甚至海泡石轉性為硅膠造成海泡石對重金屬離子去除能力的下降。

1.2 海泡石的熱改性

對海泡石進行煅燒熱改性，可以使海泡石脫除結構中的吸附水、結晶水甚至羥基結構水，使海泡石的結構、形貌甚至性質發生改變［12］。對海泡石熱改性θ低于500℃ 時，海泡石孔道內的吸附水分子消失，一般不會引起海泡石結構的變化;當對海泡石熱改性θ高于600℃時，海泡石孔道內結構水失去，部分孔道發生塌陷，晶體發生物相轉移，比表面積明顯下降;當熱改性θ達到900℃以上時，海泡石腔孔內的CaCO3完全轉化為CaO，海泡石結構完全被破壞，海泡石轉化為斜頑輝石和方英石［8］。就結構中水分的去除而言，熱改性θ在300～800℃時，海泡石焙燒熱改性喪失的多為結晶水，海泡石結構一般只發生局部微調，對物相無明顯改變;而當熱改性θ在800～1000℃時，海泡石中的羥基結構水也將喪失，最終導致海泡石物相的轉變［13］。

E.González-Pradas 等［9］研 究 了 d 為 600 ～800μm的海泡石在100、200、400和600℃煅燒改性后的比表面積分別為 241、251、134和 125m2/g。Mahir Alkan等［14］研究了 d為 75μm 的海泡石在105、200、300、500 和 700℃煅燒改性后的比表面積分別為342、357、321、295 和250m2/g。

在煅燒θ在500℃左右時，海泡石中的吸附水消失，海泡石腔孔孔徑擴大，海泡石結構中的鎂熔出，增加金屬離子空位，有利于以金屬陽離子存在的Cr(Ⅲ)的去除，同時，由于熱改性海泡石內部孔腔結構改變，對廢水中的重金屬吸附去除能力提高，有利于重金屬離子的去除。當煅燒 θ超過600℃時，海泡石結構中的結構水喪失，海泡石腔孔結構坍塌，比表面積急劇下降，甚至使海泡石發生物相改變，變成無吸附能力的斜頑輝石和方英石，因此在使用熱改性時，要充分考慮海泡石產地、成分及含水率等因素的影響，合理選擇煅燒溫度，并通過實驗確定最佳改性溫度。

1.3 海泡石的酸-熱改性

酸-熱改性是海泡石酸改性與海泡石熱改性的聯合處理方法，以酸-熱改性為主，酸熱改性在重金屬廢水處理中應用較為廣泛，對特定的重金屬處理時，酸-熱改性方法對重金屬的去除效果遠遠大于海泡石原礦、酸改性海泡石或者熱改性海泡石［15］。一般執行酸改性時選擇1mol/L的鹽酸、硫酸或硝酸，熱改性時焙燒θ選擇在300～400℃［8］。有機改性則是將表面活性劑、高分子有機物或微生物等對重金屬有吸附去除功能的物質負載或接枝共聚到海泡石表面或者腔孔中，改變海泡石表面的結構和性質，利用海泡石和有機物質的活性基團聯合處理重金屬離子，是海泡石處理重金屬廢水的一個新的應用［16-19］。

酸-熱改性不是簡單的酸改性與熱改性的兩步疊加，由于海泡石和酸改性海泡石以及海泡石與熱改性海泡石結構及成分的不同，所以酸改性時的最佳改性條件不是酸-熱改性第一步酸改性時的最佳改性條件，同樣，二步熱改性時的最佳改性條件也不是單獨熱改性時的最佳改性條件，在酸-熱改性或者熱-酸改性的改性條件確定時，建議以改性后海泡石的水分、比表面積以及鎂含量為考察指標，通過正交試驗多因素綜合評分法初步確定后，通過重金屬離子去除實驗進行驗證確定酸-熱改性或熱-酸改性最佳改性條件。

1.4 海泡石的磁化改性

磁化改性也叫無機鐵改性，通常合適的Fe3+和Fe2+配比，負載于海泡石，使海泡石具有磁性，利用Fe3+的氧化性去除廢水中的重金屬離子。磁化改性海泡石不僅能夠在一定程度上提高海泡石對重金屬離子的去除能力，同時因具有磁性，在吸附飽和后易于回收，解決了海泡石在廢水處理中易分散、難回收的缺點，在重金屬廢水處理中應用十分廣泛［20-25］。賈明暢等［22］確定 n(Fe3+)∶n(Fe2+)為1.75∶1，n(總鐵)∶m(海泡石)為 0.7mol∶50g。王未平等［24］實驗確定的 n(Fe3+)∶n(Fe2+)為 2∶1，n(總鐵)∶m(海泡石)為 0.7mol∶50g。

海泡石的磁改性實驗條件溫和，制備簡單易操作，并且利用磁化改性海泡石去除廢水中的重金屬時，克服了其他改性海泡石在廢水處理中易分散、難回收的缺點，是海泡石用作吸附劑、催化劑載體處理廢水時的發展方向與發展趨勢，將大大拓展海泡石的應用領域。

2 海泡石在含鉻廢水處理中的應用

2.1 磁改性海泡石在含鉻廢水處理中的應用

杜婷等［21］采用化學共沉淀法在 n(Fe3+)∶n(Fe2+)為 1.75∶1，n(總鐵):m(海泡石)為 0.7 mol∶50g的配比制備得到d在0.18mm以下的磁性海泡石，并將所制得的磁性海泡石與好氧微生物進行馴化耦合，在苯酚存在的條件下處理含鉻廢水。對磁性海泡石、好氧微生物及磁性海泡石-好氧微生物耦合體系對苯酚、鉻的去除效果進行了對比研究，考察了磁性海泡石投加量、pH和溫度對磁性海泡石-好氧微生物耦合體系對苯酚、鉻的去除效果的影響。在pH為2～9、θ為25℃，12g/L磁性海泡石的條件下對苯酚和鉻的質量濃度分別為310和22mg/L的模擬廢水進行處理，鉻去除率在90%以上。

賈明暢等［22］采用化學共沉淀法在n(Fe3+)∶n(Fe2+)為1.75∶1，n(總鐵)∶m(海泡石)為 0.7 mol∶50g的配比制備得到比表面積為160.366m2/g、孔容為 0.265mL/g、平均孔徑為 2.156nm、磁化率為24.392emu/g，易于磁選分離的0.15mm 篩下磁性海泡石，在pH=6，θ為35℃的條件下，向50mg/L的Cr(Ⅵ)廢水按10g/L投加所制得的磁性海泡石，處理90min達到吸附平衡，磁性海泡石對Cr(Ⅵ)的平衡吸附量為3.6mg/g。在pH=2～9時，磁性海泡石對Cr(Ⅵ)的吸附量隨pH的降低而升高，隨反應溫度的升高而增加，吸附動力學曲線可以用擬二級反應動力學模型擬合。

楊明平等［23］以優質纖維狀海泡石為原料，以1000mg/L Fe3+的 NH4·Fe(SO4)2·12H2O 溶液為改性劑，在固液比為5g∶250mL的條件下浸泡改性2h制得改性海泡石，對35mg/L Cr(Ⅵ)廢水進行處理，在pH=3～6，θ在12～40℃的條件下，Cr(Ⅵ)去除率達到99.5%左右，出水 Cr(Ⅵ)質量濃度低于0.2mg/L。陳剛等［26］以瀏陽市光大海泡石廠所產海泡石為原料，以質量分數為5%的FeCl3為改性劑，海泡石與FeCl3按固液比為1g∶1mL混合制得改性海泡石，在pH=6的條件下，按30g/L投加改性海泡石，對30mg/L的Cr2O72－廢水進行處理，吸附30min時，Cr(Ⅵ)去除率為99.7%。

通過負載磁化物質對海泡石進行修飾，使海泡石形成易于回收的磁性物質，提高了海泡石吸附劑的分離能力，另外還改善了海泡石對Cr(Ⅵ)的吸附性能，提高了海泡石吸附劑的穩定性。目前的研究一般采用Fe3+和Fe2+為磁種，對其它如趨磁細菌負載［27］、海泡石負載磁種絮凝劑［28］及鐵氧體共聚海泡石［29］等方面尚沒有展開研究。

2.2 酸-熱改性海泡石在含鉻廢水處理中的應用

郭添偉等［30］以純海泡石為原料，以2%的稀鹽酸為改性劑對海泡石進行酸-熱改性，處理θ為100℃時得到最大比表面積為410 m2/g的改性海泡石，并用于景德鎮某廠排放的電鍍廢水處理，在20℃條件下，對 pH=5、Cr(Ⅵ)質量濃度為18.6 mg/L的電鍍廢水處理8h后，出水Cr(Ⅵ)的質量濃度為0.15mg/L，Cr(Ⅵ)去除率達到98%以上。

蔣艷紅等［31］對比研究了海泡石、爐渣和改性鋼渣對Cr(Ⅵ)的質量濃度為0.427mg/L的桂林某垃圾填埋場好氧池污水進行處理。實驗發現，海泡石對垃圾滲濾液中Cr(Ⅵ)的吸附穩定性好，受pH影響較小，海泡石對Cr(Ⅵ)的飽和吸附量為0.0015 mg/g。由此可以看出，海泡石對廢水中鉻的去除效果良好，Cr(Ⅵ)去除率均在90%以上，吸附量可達到 3.6mg/g。

2.3 有機改性海泡石在含鉻廢水處理中的應用

V.Marjanovi等［32］以海泡石為吸附劑，對比研究了天然海泡石、酸改性海泡石、有機改性海泡石、酸活化-有機改性海泡石對廢水中Cr(Ⅵ)的吸附去除能力。研究中，天然海泡石由海泡石礦經機械除雜后粉碎，并于110℃下干燥2h，取d小于250μm的粉粒用作吸附劑，酸改性海泡石由天然海泡石粉按固液比10g∶100mL浸泡于4mol/L的 HCl溶液中，活化10h后進行洗滌至無Cl－，并在110℃下干燥2h。分別以所制備的天然海泡石樣品和酸改性海泡石樣品為原料，以巰基硅烷為改性劑，以甲苯為溶劑，按m(海泡石):V(巰基硅烷):V(甲苯)=12g:12mL:300mL的配比將海泡石樣品懸浮分散于甲苯中，并進行機械攪拌，以干燥氮氣為回流氣體，逐滴加入巰基硅烷，反應0.5h后，使用甲苯和無水乙醇對產品進行洗滌，使用氮氣進行24h干燥處理，分別得到有機改性海泡石和酸活化有機改性海泡石。實驗確定了廢水pH對Cr(Ⅵ)去除率的影響最大，天然海泡石、酸改性海泡石、巰基硅烷有機改性海泡石、酸活化-巰基硅烷有機改性海泡石對Cr(Ⅵ)的去除能力強弱順序為酸活化-巰基硅烷有機改性海泡石＞巰基硅烷有機改性海泡石＞酸活化改性海泡石＞天然海泡石。酸活化-巰基硅烷有機改性海泡石對Cr(Ⅵ)的去除pH最佳范圍為3.5 ～4.7，在 pH=4.7 時，酸活化-巰基硅烷有機改性海泡石對 Cr(Ⅵ)的飽和吸附量為7.73mg/g。pH=2.5時，巰基硅烷有機改性海泡石對Cr(Ⅵ)的飽和吸附量為2.68mg/g，吸附過程符合 Dubinin-Radushkevich等溫線方程，吸附過程以物理吸附為主，主要體現為巰基硅烷有機改性海泡石表面的巰基對Cr(Ⅵ)的靜電引力。

A.Benhammou等［33］對海泡石首先進行純化、酸活化及鈉離子交換預處理，得到海泡石原料備用，將0.6g十六烷基三甲基溴化銨放入100mL 50%的乙醇水溶液中，攪拌至溶解，將所得十六烷基三甲基溴化銨溶液逐滴滴入到4g海泡石原料中，靜置1h后，在800W微波功率下輻照處理4min，經真空抽濾、洗滌后干燥，研磨得到十六烷基三甲基溴化銨改性海泡石。并用于含Cr(Ⅵ)廢水的處理，測得十六烷基三甲基溴化銨改性海泡石對Cr(Ⅵ)的飽和吸附量為1.77mg/g。

3 海泡石吸附劑的再生

海泡石吸附劑的再生主要涉及重金屬的回收以及海泡石的再利用，一般通過重金屬的解吸或脫除實現，在解吸和脫除過程中，要求海泡石吸附劑結構和性能基本保持不變，解吸和脫除過程既是重金屬回收過程，也是吸附劑再生過程。目前對海泡石吸附劑的再生方法主要是酸解吸再生，鹽洗再生和堿液再生。

3.1 鉻飽和海泡石吸附劑的再生

高銀萍等［34］研究了Cr(Ⅲ)飽和海泡石的再生方法，發現對于Cr(Ⅲ)吸附飽和的鹽酸活化改性海泡石，在50℃時，用2%的鹽酸攪拌浸泡4h實現再生，再生液中Cr(Ⅲ)濃度比廢水中Cr(Ⅲ)濃度高出2個數量級，3次再生后的海泡石對Cr(Ⅲ)的吸附能力基本保持不變。總體而言，目前針對鉻飽和海泡石的再生研究較少，可以參照價態、結構、吸附機理相近的重金屬離子飽和海泡石的再生進行嘗試性研究。酸性廢水尤其是強酸性廢水中，Cr(Ⅵ)以HCrO4－、Cr2O72－或 CrO42－陰離子形態存在［35-39］，可以對比以陰離子形式存在的 FeO42－、AlO2－、AlO33－、MnO42－、ZnO22－或AsO33－進行吸附劑的再生［40］。Cr(Ⅲ)以陽離子狀態存在，可以參照重金屬陽離子的再生進行吸附劑再生實驗設計，其再生效果均需要進行實驗驗證。

3.2 其他重金屬飽和海泡石吸附劑的再生

羅道成等［41］研究發現，吸附飽和的改性海泡石可以通過使用2mol/L的硝酸溶液浸泡再生，再生后的改性海泡石對Pb2+、Hg2+或Cd2+的飽和吸附量略有降低。賈娜等［42］發現使用1mol/L鹽酸浸泡所制得的改性海泡石對Zn2+吸附飽和后，可以使用NaCl溶液進行再生。梁凱等［43］研究發現對Ga3+吸附飽和后可以使用2 mol/L的鹽酸浸泡解吸再生，Ga3+的解吸率為 99.4%。羅道成［17］發現利用十六烷基三甲基溴化銨有機改性的海泡石在吸附飽和后可以使用2 mol/L的稀硝酸溶液浸泡再生。李雙雙［44］則發現對銻吸附飽和的海泡石可使用0.1 mol/L的NaOH溶液進行再生。在海泡石解吸再生處理后，一般會對海泡石的吸附性能有一定的影響［18，41］，尤其是對未經改性處理的海泡石原礦。鄭易安等［18］研究發現，未改性海泡石經三次解吸-吸附后，對Pb2+喪失吸附能力，而改性海泡石經5次解吸-吸附后，對Pb2+的飽和吸附量仍為首次吸附量的76.6%。

4 結語及展望

利用海泡石尤其是改性海泡石處理含鉻廢水具有明顯的優越性，海泡石和改性海泡石離子交換容量為0.2～0.4mg/g，而對 Cr(Ⅵ)的吸附最高可達到360mg/g，效果十分理想。海泡石尤其是改性海泡石對Cr(Ⅵ)的吸附處理速度很快，可在30min左右達到吸附平衡，對廢水處理十分有利，同時海泡石資源豐富，價格低廉，又可以再生利用，具有良好的經濟效益和環境效益。目前海泡石酸熱改性處理含Cr(Ⅵ)廢水的處理已經進行了一定程度的研究，其吸附機理尚待確定，由于鉻屬于變價金屬，可以考慮以海泡石作為氧化還原載體，提高含鉻廢水的處理效果，還可以考慮海泡石負載有機絮凝體系或生物吸附質處理含鉻廢水，綜合開發多體系聯用工藝加大含鉻廢水處理力度和處理效果。吸附后的鉻的解吸與回收也有待研究。

［1］馬前，張小龍.國內外重金屬廢水處理新技術的研究進展［J］.環境工程學報，2007，(7):10-14.

［2］羅志勇.焦化廢水的物化處理技術研究進展［J］.工業水處理，2012，(10):4-9.

［3］張寒冰，胡雪玲，韋藤幼，等.堿性鈣基膨潤土的制備及其應用研究進展［J］.化工進展，2012，(7):1395-1401.

［4］黨明巖，郭洪敏，譚艷坤，等.殼聚糖及其衍生物吸附電鍍廢水中重金屬離子的研究進展［J］.電鍍與精飾，2012，34(7):9-13.

［5］叢麗娜，孟令國，劉明星，等.海泡石礦物的應用研究進展［J］.中國資源綜合利用，2008，(6):9-11.

［6］梁凱，唐麗永，王大偉.海泡石活化改性的研究現狀及應用前景［J］.化工礦物與加工，2006，(4):5-9，32.

［7］鳳迎春，何少華，高偉，等.海泡石對廢水中有機物和重金屬的吸附［J］.凈水技術，2006，(5):63-66.

［8］徐應明，梁學峰，孫國紅，等.酸和熱處理對海泡石結構及吸附 Pb2+、Cd2+性能的影響［J］.環境科學，2010，(6):1560-1567.

［9］González-Pradas E，Socías-Viciana M，Urea-Amate M D，et al.Adsorption of chloridazon from aqueous solution on heat and acid treated sepiolites［J］.Water Research，2005，39(9):1849-1857.

［10］Kara M，Yuzer H，Sabah E，et al.Adsorption of cobalt from aqueous solutions onto sepiolite［J］.Water Research，2003，37(1):224-232.

［11］Sabah E，Turan M，Celik M S.Adsorption mechanism of cationic surfactants onto acid-and heat-activated sepiolites［J］.Water Research，2002，36(16):3957-3964.

［12］Valentín J L，López-Manchado M A，Rodríguez A，et al.Novel anhydrous unfolded structure by heating of acid pre-treated sepiolite［J］.Applied Clay Science，2007，36(4):245-255.

［13］Balci S.Effect of heating and acid pretreatment on pore size distribution of sepiolite［J］.Clay Minerals，1999，34(4):647-655.

［14］Mahir Alkan，Sermet Celikapa，Zkan Demirba，et al.Removal of reactive blue 221 and acid blue 62 anionic dyes from aqueous solutions by sepiolite［J］.Dyes and Pigments，2005，65(3):251-259.

［15］劉玉芬，蔣名樂，锜華，等.酸、熱聯合改性海泡石處理多金屬廢水［J］.廣州化工，2011，21:137-139.

［16］史佳偉，劉菁，嚴梅君.殼聚糖-g-聚丙烯酸/海泡石復合材料對 Hg(Ⅱ)的吸附［J］.廣州化工，2011，(5):65-68.

［17］羅道成，沈恒冠.海泡石有機改性后吸附處理鍍鎳廢水的效果［J］.材料保護，2012，(7):55-56.

［18］鄭易安，謝云濤，王愛勤.殼聚糖-g-聚丙烯酸/海泡石復合物對Pb2+的去除性能研究［J］.環境科學，2009，(9):2575-2579.

［19］楊祥龍，蘇秀霞，諸曉鋒，等.海泡石/黃原膠接枝共聚物對Cu2+吸附性能的研究［J］.食品工業科技，2010，(3):73-75，79.

［20］黃陽，馮啟明，董發勤，等.CuFe2O4/海泡石磁性吸附劑的制備及性能［J］.功能材料，2011，(4):760-762.

［21］杜婷，戴友芝，王未平，等.磁性海泡石-好氧微生物耦合體系處理苯酚-鉻復合廢水影響因素研究［J］.水處理技術，2012，(8):92-95.

［22］賈明暢，戴友芝，杜婷，等.磁性海泡石吸附Cr(Ⅵ)特性及動力學［J］.環境工程學報，2012，(10):3465-3469.

［23］楊明平，彭榮華，李國斌.用改性海泡石處理含鉻廢水［J］.材料保護，2003，(7):54-55.

［24］王未平，戴友芝，賈明暢，等.磁性海泡石表面零電荷點和吸附 Cd2+的特性［J］.環境化學，2012，(11):1691-1696.

［25］楊勝科，王文科，李翔.改性海泡石處理含砷飲用水研究［J］.化工礦物與加工，2000，(10):13-16.

［26］陳剛，李芬芳，戴友芝.改性海泡石處理含Cr(Ⅵ)廢水研究［J］.杭州化工，2009，(2):26-28.

［27］黃自力，陳治華，夏明輝.磁種絮凝-磁分離法處理含鋅廢水的研究［J］.武漢科技大學學報，2010，(3):323-326.

［28］Bahaj A S，Droudace I W，James P A B，et al.Continuous radionuclide recovery from wastewater using magnetotactic bacteria［J］.Journal of Magnetism and Magnetic Materials，1998，184(2):241-244.

［29］孟祥和，胡國飛.重金屬廢水處理［M］.北京:化學工業出版社，2000:19.

［30］郭添偉，夏光華，占俐琳，等.改性海泡石處理含鉻工業廢水的試驗研究［J］.陶瓷學報，2003，(4):215-218.

［31］蔣艷紅，劉咪咪，邱明達，等.海泡石、爐渣、改性鋼渣吸附處理垃圾滲濾液中Cr(Ⅵ)的對比研究［J］.安全與環境工程，2012，(1):35-37.

［32］Marjanovic V，Lazarevic S，Jankovi-Castvan I，et al.Chromium(VI)removal from aqueous solutions using mercaptosilane functionalized sepiolites［J］.Chemical Engineering Journal，2011，166:198-206.

［33］Benhammou A，Yaacoubi A，Nibou L，et al.Chromium(VI)adsorption from aqueous solution onto Moroccan Al-pillared and cationic surfactant stevensite［J］.Hazard Mater，2007，140:104-109.

［34］高銀萍，翟學良，申玉雙.海泡石對金屬離子的吸附作用及再生性研究［J］.無機鹽工業，1995，(2):17-19.

［35］Erol Pehlivan，Türkan Altun.Biosorption of chromium(VI)ion from aqueoussolutions using walnut，hazelnut and almond shell［J］.Journal of Hazardous Materials，2008，155(1-2):378-384.

［36］Sudha Bai R，Emilia Abraham T.Studies on chromium(VI)adsorption-desorption using immobilized fungal biomass［J］.Bioresource Technology，2003，87(1):17-26.

［37］Huidong Li，Zhao Lia，Ting Liua，et al.A novel technology for biosorption and recovery hexavalent chromium in wastewater by bio-functional magnetic beads［J］.Bioresource Technology，2008，99(14):6271-6279.

［38］Mehmet K l，Mustafa Erol Keskin，Süleyman Mazlum，et al.Hg(II)and Pb(II)adsorption on activated sludgebiomass:Effective biosorption mechanism［J］.International Journal of Mineral Processing，2008，87(1-2):1-8.

［39］Gupta V K，Rastogi A.Equilibrium and kinetic modelling of cadmium(II)biosorption by nonliving algal biomass Oedogonium sp.from aqueous phase［J］.Journal of Hazardous Materials，2008，153(1-2):759-766.

［40］林春.海泡石作為吸附劑在廢水處理中的應用研究［D］.南京:南京理工大學，2004:12-19.

［41］羅道成，易平貴，陳安國，等.改性海泡石對廢水中Pb2+、Hg2+、Cd2+吸附性能的研究［J］.水處理技術，2003，(2):89-91.

［42］賈娜，王海濱，霍冀川.改性海泡石對Zn2+離子的吸附研究［J］.中國礦業，2006，(4):70-72.

［43］梁凱，王大偉，龍來壽，等.改性海泡石回收鋅渣酸浸液中鎵的實驗［J］.礦物學報，2006，(3):277-280.

［44］李雙雙，戴友芝，李娜，等.鐵改性海泡石的研制及吸附銻特性［J］.水處理技術，2009，(5):49-52.