镁改性水稻秸秆生物炭对酸性矿山废水中Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附研究

为提高水稻秸秆生物炭对酸性矿山废水中重金属的去除能力,采用浸渍-热解法制备镁改性水稻秸秆生物炭(MBC)。通过批量吸附试验探究浸渍比、溶液pH、吸附时间及重金属离子初始浓度对MBC去除酸性矿山废水中Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的影响,并采用表征技术对吸附前后MBC的特征进行表征分析和探究潜在的吸附机理。结果表明,浸渍-热解法制备的MBC拥有更发达的孔隙结构。吸附试验表明,在浸渍比和溶液pH分别为2∶1和5.0时,MBC对10 mg/L的Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的去除达到最佳值,分别为93.58%和97.95%。此外,MBC去除Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的过程符合拟二级动力学模型和Langmuir吸附等温模型。根据Langmuir模型,MBC对Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)最大的吸附量分别为90.45 mg/g和138.50 mg/g。FTIR和XRD分析结果表明,MBC对Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的去除机理包含络合、共沉淀、离子交换及静电作用。五次再生后,MBC对Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的去除率分别为75.62%和80.16%,以上结果说明,MBC在处理含Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)酸性矿山废水方面具有很大的潜力。

改性生物炭吸附固定环境中Cd(Ⅱ)/Pb(Ⅱ)的研究进展

吸附法常用于修复环境中Cd(Ⅱ)/Pb(Ⅱ)的复合污染。环境友好、成本低廉的生物炭成为广泛应用的吸附剂,但存在吸附常量有限、选择性差等缺点,为此常采用改性来增强其吸附固定效果。综合分析了改性生物炭吸附固定镉、铅的影响因素,包括生物炭的原料、改性方法及改性剂种类和浓度、热解温度、Cd(Ⅱ)/Pb(Ⅱ)的竞争、投加量、pH值和干扰离子及改性生物炭吸附固定重金属的机理。最后强调通过调控条件改变生物炭性质提高吸附能力,展望指出需深化复合污染环境下改性方法、生物炭在环境中长期稳定性的研究,实现更有效的重金属修复。

不同pH下两种可变电荷土壤中Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)吸附与解吸的比较研究

对两种可变电荷土壤的研究表明,土壤对Cu(II)、Pb(II)和Cd(II)的吸附量均随pH的增加而增加,但Cu(II)与Pb(II)吸附量之间的差值随pH增加而减小,Cu(II)和Pb(II)与Cd(II)吸附量之间的差值随pH增大呈增大趋势。土壤吸附的Cd(II)的解吸量随吸附平衡液pH的增加而增加;但Cu(II)和Pb(II)的解吸量先随pH增加而增加,在某一pH时达最大,随后再逐渐减小。3种重金属离子在可变电荷土壤中吸附和解吸行为的不同特征是pH导致的土壤表面电荷的变化和离子水解程度的变化共同作用的结果。本文的研究结果对可变电荷土壤中重金属的控制和污染土壤的修复具有一定的指导意义。

Hg(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)对中华哲水蚤总超氧化物歧化酶活性的影响

采用体外亚致死毒性实验,研究了3种重金属离子Hg（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）对中华哲水蚤Calanus sinicus总超氧化物歧化酶（T-SOD）活性的影响。实验结果表明,随着3种重金属暴露时间的延长,中华哲水蚤T-SOD活性发生显著变化。Hg（Ⅱ）浓度为0.001 3~0.005 3 mg/L时,T-SOD的活性在12 h时达到最大;Pb（Ⅱ）浓度为0.468 0、0.936 0、1.872 0 mg/L时,T-SOD的活性分别在36、24、12 h时达到最大。Hg（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）对中华哲水蚤T-SOD活性的影响均表现为随着着暴露时间的延长,呈先上升、后下降的变化趋势。Cd（Ⅱ）对中华哲水蚤T-SOD活性影响呈先上升、后下降、再上升、再下降的变化趋势,12 h时3个浓度组T-SOD值均达到最大。

铁矿渣磁性纳米颗粒的制备及其对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附潜力

【目的】制备铁矿渣磁性纳米颗粒,研究其对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附性能,促进富含铁的工业固体废弃物的资源化利用。【方法】以铁矿尾矿渣为原料,通过化学方法制备改性磁铁纳米颗粒3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4,对其进行表征,以批处理法探讨了不同pH、Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)平衡质量浓度和吸附时间下3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4对水体中Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附潜力,并用X射线光电子能谱分析技术对吸附Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)前后3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4的结构进行分析。【结果】成功制备出了化学稳定性良好、粒径为73~160nm的磁性颗粒3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4,磁化强度23.1emu/g,颗粒表面富含-NH_2官能团。随体系pH以及Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)平衡质量浓度的升高,3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附量总体呈先迅速增加之后趋于平衡。在0~60min时,随着吸附时间的延长,3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)吸附量迅速增加,120min后达到吸附平衡,准二级动力学模型能较好地拟合这一过程。Langmuir吸附等温模型能较好地拟合3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附过程,3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的最大吸附量分别为158.86和88.93 mg/g。3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附机制为不饱和配合吸附。【结论】以铁矿渣等含铁的工业固体废弃物为原料,成功制备出了对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)具有较好吸附能力的磁性纳米颗粒3NH_2-SiO_2@Fe_3O_4。

Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)在黄土上二元竞争吸附特性研究

铅、铜、镉是3种具有代表性的重金属污染物,可用于模拟多重离子复合污染情况。研究了离子浓度、土水比等因素对3种元素在黄土上二元竞争吸附特性的影响。等温吸附模型Langmuir、Freundlich和D-R模型都能在一定程度上解释Pb(Ⅱ)-Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)-Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)-Cd(Ⅱ)在黄土上的竞争吸附性能。黄土对Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的选择顺序为Pb(Ⅱ)>Cu(Ⅱ)>Cd(Ⅱ)。相比单一吸附,黄土对每种离子的吸附容量均有不同程度的下降。溶液的初始浓度越大,3种离子在单位黄土上的最大吸附量也随之增大,吸附效率随之降低;适当增大土水比可提高离子的去除效率。试验结果为黄土作为防污屏障和污水处理材料提供了依据。

PbS/Ru(Ⅱ)配合物敏化Cd(Ⅱ)掺杂TiO_2纳米晶电极的光电化学

合成了Ｃｄ（Ⅱ）掺杂ＴｉＯ２纳米粒子（掺杂５％Ｃｄ（Ⅱ）），用光电化学方法测定了ＰｂＳ、ＲｕＬ２（ＮＣＳ）２（Ｌ＝２，２′联吡啶４，４′二羧酸）分别敏化及ＰｂＳ／ＲｕＬ２（ＮＣＳ）２复合敏化该纳米晶膜电极的光电化学行为，实验证明，ＰｂＳ、ＲｕＬ２（ＮＣＳ）２单独敏化和ＰｂＳ／ＲｕＬ２（ＮＣＳ）２复合敏化的Ｃｄ掺杂电极比纯的ＴｉＯ２电极的光电流产生的起始波长都向长波方向移动；在３８０～６００ｎｍ范围内。

膨润土对水泥固化体中Pb(Ⅱ),Zn(Ⅱ),Cd(Ⅱ)及Cr(Ⅵ)浸出的影响

为了确保含重金属废弃物在水泥基材料中的安全资源化利用,研究了在不同p H条件下纯水泥对Pb(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)及Cr(Ⅵ)等重金属的固化效果及加入膨润土后的影响。结果表明:除Cr(Ⅵ)之外,纯水泥对Pb(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)及Cd(Ⅱ)的固化效果较好,当重金属的掺量达到5‰时,即便在p H=3的强酸条件下,其浸出毒性仍然低于国家标准。加入膨润土后,可进一步降低水泥基材料中各重金属的浸出率,当膨润土掺量为30%、酸性条件下,28d龄期固化体中Zn(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)的浸出浓度分别降低了60.9%、51.3%及53.3%,CH峰值下降、AFt峰值明显增高,但膨润土对Pb(Ⅱ)有负效应,酸性溶液中的浸出量高于中性溶液。

二氧化碳驱动离子液体双水相萃取分离印染废水中痕量Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)

制备具有可逆疏水-亲水转变性能的离子液体(ILs),其在室温和常压下与H_(2)O表现出独特的相行为:在CO_(2)存在下为单相,而在脱除CO_(2)时为两相。因此,离子液体-H_(2)O-CO_(2)三相体系适合双水相萃取,且无需使用大量的电解质。建立了将该体系用于印染废水中痕量Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)分离富集并联用原子吸收光谱仪测定其含量的新方法。结果表明,在pH为8.0时,Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)可以被[C_(6)DIPA][Im]相富集,富集倍率25倍,萃取率达到98.8%,Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)检出限分别为0.64 ng/mL和0.13 ng/mL。该方法具有绿色环保、萃取容量大、萃取时间短、灵敏度高等优点。用于标准水样和实际印染废水测定,结果令人满意。

7-ACA发酵药渣生物炭对水体中Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附特性

以7-氨基头孢烷酸(7-ACA)发酵药渣为原材料,采用限氧热解法在不同热解温度(300℃、500℃、700℃)条件下制备了7-ACA发酵药渣生物炭(简称药渣生物炭),在利用扫描电镜、比表面积分析、X射线衍射和红外光谱对反应前后的药渣生物炭进行物理化学性质表征基础上,通过吸附动力学和平衡吸附试验,探究了该药渣生物炭对水体中重金属Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附特征与机理。结果表明:(1)随着热解温度的升高,所制备的药渣生物炭表面官能团不断减少,芳香化程度增加,比表面积增大,对水体中Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)平衡吸附量和吸附速率也随之增加;(2)药渣生物炭对水体中Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附动力学均符合Lagergren准二级动力学方程,具有快速吸附、缓慢平衡的特点,吸附速率主要受化学作用控制;(3)Langmuir模型能很好地描述药渣生物炭对水体中Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的等温吸附过程,吸附特征近似单分子层吸附,药渣生物炭对水体中Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的最大吸附量分别达到434.78 mg/g和181.81 mg/g;(4)药渣生物炭对水体中Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附机理主要包括沉淀作用、络合作用、离子交换作用和阳离子-π键作用。

脉冲伏安法测定乳品废水中的Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)离子

采用差分脉冲伏安法在CH3COOH-CH3COONa底液中测定乳品工业废水中的Cd2+和Pb2+等金属离子,并讨论了支持电解质、pH值的影响及部分离子的干扰等.在pH值为3—4范围内,铅的出峰电位为-0·36V.在正确是的条件下,对乳品废水中铅和镉的回收率分别为94%—106·5%和97%—103·5%.

卡尔曼滤波在极谱分析中的应用——Sn(Ⅳ)、Pb(Ⅱ)、In(Ⅲ)、Cd(Ⅱ)体系的同时测定

利用卡尔曼滤波（ＫＦ）技术，对互相干扰的Ｓｎ（Ⅳ）、Ｐｂ（Ⅱ）、Ｉｎ（Ⅲ）、Ｃｄ（Ⅱ）体系进行了定量测试研究。在５．００×１０５～３．００×１０４ｍｏｌ·Ｌ１的浓度范围内，各组分测试的相对误差为－４．０％～３．８５％。对大理石抛光粉管理样中的Ｓｎ（Ⅳ）、Ｐｂ（Ⅱ）进行了测定，结果与ＩＣＰＡＥＳ结果相符。回收率在９５．０％～１０４％之间。为保证ＫＦ的精度，使用了两个监控出口。

ABPT键合硅胶柱富集分离Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的研究

研究了一种ABPT键合硅胶对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ )选择性柱富集的实验条件。以线性扫描极谱法作为测定手段,富集倍数为 50倍时,对于微克级的Pb(Ⅱ )、Cd(Ⅱ )回收率分别为 97%和 86%。该方法对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)检测的线性范围分别是 1×10-7 mol/L^1×10-4mol/L和 2×10-7mol/L^1×10-4mol/L。该方法以淋洗液直接作为线性扫描极谱法测定的底液,具有操作方便,富集倍数较大的特点,结果表明AB PT键合硅胶的可重复使用性能良好。

高分子固相柱用于微量Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的富集分析

采用高分子聚合物固相萃取(SPE)柱,结合KI-MIBK萃取体系,对高Ca、Mg、Fe的水样及中草药等复杂基质样品中的Cd(Ⅱ),Pb(Ⅱ)进行同时富集实验并用火焰原子吸收光谱法(FAAS)分析。其与液-液萃取(LLE)相比,该法不仅提高了FAAS的灵敏度,其回收率、精密度,以及校准曲线的线性均有较大改善,且此法操作方便易行。

改性泥炭对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的单一及竞争吸附研究

以强碱改性泥炭,研究改性泥炭对Pb^(2+)、Cd^(2+)的吸附效果及竞争吸附机制。结果表明,改性泥炭对Pb^(2+)、Cd^(2+)具有显著的吸附效果,吸附容量分别由118,64 mg/g提高到225,95 mg/g;FTIR分析表明,吸附过程为Pb^(2+)、Cd^(2+)与—OH、—COO-、C—H等官能团的络合作用或者离子交换作用。当吸附时间为70 min,pH在4～8,改性泥炭添加量分别为0.8,1.6 g/L时,可达到高效与经济双层效益。竞争吸附中,Pb^(2+)、Cd^(2+)的吸附容量均低于单一离子时的吸附容量,且竞争吸附能力Pb^(2+)>Cd^(2+)。

砂柱中铁锰的淋溶淀积及其对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附特征

以不同浓度(0~0.04 mol·L-1)的FeSO4和MnCl2溶液淋溶白云石砂柱50次,形成砂粒表面铁锰氧化物胶膜,分析其中铁锰氧化物的淀积以及胶膜对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的等温吸附特征。研究结果表明:(1)当淋溶液的铁浓度为0.04 mol·L-1时,随着淋溶液中锰浓度的增加,砂粒表面胶膜的游离锰和非晶形锰含量呈增加趋势,而游离铁和非晶形铁含量的变化规律不明显;原子吸收光谱(AAS)和能谱(EDS)分析表明,砂粒表面游离铁和非晶形铁的淀积量均显著高于锰氧化物的。(2)扫描电镜(SEM)图像表明,铁锰在砂粒表面呈球形或板状淀积,分布不规则。(3)砂粒表面铁锰胶膜对Pb(Ⅱ)拟合的最大吸附量远大于对Cd(Ⅱ)的,最大时为Cd(Ⅱ)的8.43倍。(4)Cd(Ⅱ)的最大吸附量与砂粒表面游离铁和非晶形铁的含量呈显著正相关,说明铁的淀积对重金属Cd(Ⅱ)的吸附起了重要作用;但Pb(Ⅱ)的最大吸附量与游离和非晶形铁锰都没有显著的相关性。

膨润土基壳聚糖吸附剂处理污水中Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)

以钠基膨润土为原料,用壳聚糖对其进行改性,制备出一种吸附效果好的膨润土基壳聚糖吸附剂(B-C-A),并探讨了废水pH值、吸附时间以及反应温度对废水中Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的吸附效果影响。结果表明,在反应温度298 K下,当吸附剂投加量为6 g/L,Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)废液质量浓度均为50 mg/L,pH值为7,吸附时间为150 min,对水体中Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的去除率分别为94.16%和85.63%。其中,pH值是影响吸附效果的重要因素,B-C-A吸附剂经再生、循环使用,其吸附性能降低较少,使用6次之后对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的去除率分别从96.46%,94.34%降低到91.53%,83.39%,仍有去除效果。

MnO2改性累托石/污泥生物炭复合材料的制备及其对Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）吸附特性研究

为提高累托石/污泥生物炭复合材料的吸附特性,在通过混合热解法制备的累托石/污泥生物炭复合材料的基础上,利用氧化还原反应制备得到MnO2改性的累托石/污泥生物炭复合材料,对改性前后的复合材料进行了表征和吸附特性研究。结果表明:MnO2改性的累托石/污泥生物炭复合材料的比表面积以及微孔和介孔的数量远高于未改性的复合材料,改性复合材料中的MnO2是无定形的且材料表面含有丰富的含氧官能团;改性后的复合材料对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附量远高于未改性的复合材料,其吸附过程受pH值的影响较大;该改性复合材料对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附动力学和等温线分别符合Elovich模型和Langmuir等温线方程,其吸附热力学分析结果表明该改性复合材料对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附过程是自发的吸热过程,且混乱度增加。可见,MnO2改性的累托石/污泥生物炭复合材料是一种具有潜力的重金属吸附剂。

虾壳生物炭对水中重金属 Pb(Ⅱ)和 Cd(Ⅱ)的竞争吸附特性及机理研究

以虾壳为原料,450℃氮气保护下热解生成虾壳生物炭(SSBC),并研究它对Pb(Ⅱ)和(或)Cd(Ⅱ)的吸附特性和吸附机理。结果表明:(1)SSBC属于低比表面积类生物炭,N质量分数高达11.31%。(2)各体系下SSBC对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附过程均符合假二级动力学模型,以化学吸附(络合、配位和(或)沉淀等)为主。在二元体系中引入竞争组分后,Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附平衡所需时间减少、吸附量下降。(3)Langmuir模型能更好地拟合SSBC对各体系下Cd(Ⅱ)和单一体系下Pb(Ⅱ)的吸附过程,而SSBC对二元体系下Pb(Ⅱ)的吸附过程更符合Freundlich模型拟合的结果。(4)Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)在SSBC上的吸附是几种机制共同作用的结果,其中吸附Pb(Ⅱ)的主要机理为碳酸盐沉淀,吸附Cd(Ⅱ)的主要机理为金属-π电子配位反应。

自荧光壳聚糖人工抗体的合成及其对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的痕量检测

分别以Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)为模板分子,壳聚糖为功能单体,戊二醛为交联剂,用油包水(W/O)方法合成了自荧光壳聚糖人工抗体。探讨了pH、交联时间、交联剂用量、振荡器转数、油相和水相体积比对自荧光壳聚糖人工抗体的影响,得到制备自荧光壳聚糖人工抗体的适宜条件:pH≈8、交联时间5 h、戊二醛的量2.5 mL、振荡器转数250 r·min^(-1)、油相和水相的体积比8∶3。同时探讨了金属离子自荧光壳聚糖人工抗体对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的检测效果。结果表明,自荧光壳聚糖人工抗体实现对Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)高选择性识别,高敏感性检测,检出限为10-9mol·L^(-1)。