粉煤灰提铝残渣制备4A分子筛及Cu(Ⅱ)吸附研究

4A分子筛由于其优异的阳离子交换能力,成为处理重金属废水优良的吸附材料。为了达到以废治废的目的,以粉煤灰酸法提铝残渣为原料制备地质聚合物,再经水热原位转化合成体型化4A分子筛。采用XRD、FT-IR、SEM、BET、TGA等手段对4A沸石进行表征,探讨吸附时间、Cu(Ⅱ)初始浓度、吸附剂用量及溶液p H对其吸附性能的影响,并结合动力学方程和吸附等温线模型对其吸附过程进行研究。结果表明,所合成的4A分子筛孔隙发达且微孔含量较多,总比表面积为71.85 m^(2)/g,其中微孔比表面积为53.91 m^(2)/g,微孔孔径主要集中在1.3 nm左右。体型化4A分子筛吸附Cu(Ⅱ)的最佳条件为吸附时间为240 min、Cu(Ⅱ)初始质量浓度为100 mg/L、吸附剂用量为2.0 g/L、溶液p H为6~9,此时吸附量为32.97 mg/g,Cu(Ⅱ)的去除率可达65.93%。吸附过程符合准二级动力学模型,以化学吸附为主。Langmuir模型拟合效果较好,表明Cu(Ⅱ)在合成4A沸石上的吸附过程为单分子层吸附,且拟合得到的Cu(Ⅱ)的最大吸附量为37.05 mg/g。

鸡蛋壳生物炭对Cu(Ⅱ)和苯胺吸附研究

针对印染废水有机物和重金属混合污染物难以有效去除的问题,本研究以鸡蛋壳为原料制备生物炭吸附剂,利用SEM、XRD和BET等方法分析生物炭理化性能,采用响应曲面法优化最佳吸附条件,研究其对苯胺和Cu(Ⅱ)吸附性能和吸附机理。试验结果表明:磁性鸡蛋壳生物炭的比表面积为改性前的3.98倍,孔隙结构及吸附点位得到优化,多方位提升生物炭的吸附性能。pH是最显著影响因素,pH和生物炭投加量的交互作用对Cu(Ⅱ)和苯胺去除率的影响较大,最佳吸附条件为pH=6.0,吸附剂投加量0.015 g/mL,接触时间24 h,生物炭对Cu(Ⅱ)、苯胺吸附容量为2.00、0.97 mg/g。MESBC对污染物的吸附过程是以化学吸附为主的多分子层混合吸附,符合准二级动力学模型和Freundlich吸附等温模型。MESBC具有较好的循环再生稳定性,重复利用次数不宜超过5次。

MCM-41负载磁铁矿纳米颗粒及其对Cu(Ⅱ)的吸附特征

本研究通过共沉淀法制备了MCM-41负载磁铁矿纳米颗粒(MCM-41/Mag),并研究了其结构、热稳定性及对Cu(Ⅱ)的吸附特征。MCM-41/Mag中磁铁矿纳米颗粒分布在MCM-41的外表面及介孔孔道内,w(磁铁矿)为17.33%的负载型样品(MCM-41/Mag_(0.3))的比表面积为631.6 m^(2)/g,远高于纯磁铁矿纳米颗粒(Mag-NPS)的91.1 m^(2)/g,这归因于磁铁矿纳米颗粒在MCM-41上良好的分散性及载体巨大的比表面积。DSC结果表明MCM-41/Mag_(0.3)中磁铁矿的相变温度显著高于Mag-NPS。MCM-41/Mag_(0.3)吸附Cu(Ⅱ)在120 min可达到平衡,其吸附等温线符合Sips模型,最大吸附量为10.44 mg/g,吸附机理包括化学吸附和物理吸附,部分Cu(Ⅱ)可与磁铁矿表面形成Fe—O—Cu共价键,部分Cu(Ⅱ)通过静电作用吸附在样品表面。MCM-41/Mag_(0.3)中单位磁铁矿对Cu(Ⅱ)的最大吸附量可达62.78 mg/g,显著高于文献报道的其他铁(氢)氧化物。由于其快的吸附速率和高的吸附能力,MCM-41/Mag_(0.3)可作为Cu(Ⅱ)吸附材料用于水体中重金属离子的去除。本研究结果有助于拓展磁铁矿在环境治理领域的应用并为开发性能良好的重金属吸附剂提供理论参考。

ZIF-8@STPP-MCS的制备及其用于自来水中Cu(Ⅱ)的吸附

为提高磁性壳聚糖(MCS)对Cu的吸附效率,本研究通过MCS表面引入ZIF-8,制备了三聚磷酸钠(STPP)交联的MCS复合材料ZIF-8@STPP-MCS,应用于自来水中Cu(Ⅱ)的吸附。采用SEM-EDS、XRD等技术对ZIF-8@STPP-MCS进行了形貌、结构和性能的表征。结果表明:当溶液pH=6,吸附剂投加量0.5 mg/mL时,ZIF-8@STPP-MCS对Cu(Ⅱ)吸附效果最佳,对自来水中Cu(Ⅱ)的脱除率可达99%以上。拟二级动力学和Sips模型较好地描述了ZIF-8@STPP-MCS的吸附过程,最大吸附量为112.8 mg/g。

羟胺强化Cu(Ⅱ)活化过氧乙酸降解有机染料

采用盐酸羟胺(HA)强化Cu(Ⅱ)活化过氧乙酸(PAA)降解亚甲基蓝(MB),考察了溶液初始pH值、反应物投加量及水环境中常见阴离子、天然有机物对HA/Cu(Ⅱ)/PAA体系去除MB效果的影响;通过鉴别体系中的主要活性物质,探究PAA在HA/Cu(Ⅱ)/PAA体系中的活化机理.结果表明:pH值为7.0条件下,当Cu(Ⅱ)和PAA投加量均为200μmol/L时,向Cu(Ⅱ)/PAA体系中加入400μmol/L的HA,经过30min的反应,MB的去除率可由14.7%增加到74.1%,降解速率由0.0047min^(-1)提高至0.2271min^(-1);HA的引入推动了Cu(Ⅱ)向Cu(Ⅰ)的转化,促进了PAA的催化分解,导致体系中生成更多的活性物种.基于自由基淬灭实验结果,羟基自由基(HO•)主导了MB的氧化降解.溶液pH值对MB降解影响较大,中性和弱碱性环境更有利于HA/Cu(Ⅱ)/PAA体系对MB的降解.共存Cl^(-)和HCO_(3)^(-)会抑制MB降解,而天然有机质对MB降解起一定促进作用.

甲醛交联板栗壳色素树脂吸附水中Cu(Ⅱ)的性能研究

研究用农林剩余物板栗壳提取板栗壳色素,将板栗壳色素与甲醛进行交联合成甲醛交联板栗壳色素树脂。采用震荡平衡批处理法研究了pH、吸附质浓度、温度、吸附时间对复合材料吸附水中Cu(Ⅱ)的影响;利用准一级动力学、准二级动力学模型拟合了吸附动力学数据,并用Langmuir,Freundlich等温线对吸附平衡数据进行拟合。结果表明:复合材料吸附Cu(Ⅱ)的最佳pH为6;最佳吸附温度为300 K,吸附过程为放热反应;吸附在60 min基本达到平衡;动力学数据符合准二级动力学模型,以化学吸附占主导。等温平衡符合Langmuir模型,为单层吸附,在300 K时对Cu(Ⅱ)的最大单层吸附量为30.49 mg/g。

科研成果融入环境工程专业实验教学的探索——HCO_(3)^(-)活化过一硫酸盐降解Cu^(Ⅱ)-EDTA

将水污染控制领域的前沿成果-过氧碳酸盐活化深度处理重金属络合废水(如Cu^(Ⅱ)-EDTA)的内容引入到环境工程本科专业实验教学中,设计了一个碳酸氢盐活化过一硫酸盐(BAP)的高级氧化反应体系,同步实现水中重金属络合物Cu^(Ⅱ)-EDTA的氧化破络及游离铜离子的沉淀去除实验。本实验通过BAP氧化体系的建立、药剂投加比例参数的优化、活性反应物种的表征及降解性能测试,不仅可以提升学生的综合实验动手能力,帮助学生熟悉相关实验测试设备的使用,而且能够促进学生全面掌握高级氧化技术的基本反应原理与应用。

咖啡渣活性炭的制备及其去除含铜废水中Cu(Ⅱ)的性能研究

研究了采用NaOH活化焙烧咖啡渣制备咖啡渣活性炭并用于吸附去除含铜废水中的Cu(Ⅱ)。通过SEM和EDS对咖啡渣活性炭进行表征,考察了废水初始pH、Cu(Ⅱ)初始质量浓度、吸附时间、吸附剂投加量对Cu(Ⅱ)去除率的影响。结果表明:针对质量浓度50 mg/L、pH=6的50 mL模拟含铜废水,在咖啡渣活性炭投加量10 mg、温度25℃,搅拌速率150 r/min条件下吸附9 h, Cu(Ⅱ)去除率可达94.12%;Langmuir等温吸附模型和准二级动力学模型能较好地描述吸附过程。该吸附材料对废水中Cu(Ⅱ)的吸附性能较好。

3,5-二氯水杨醛缩-4-氨基安替比林Cu(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)配合物的合成、晶体结构及抗肿瘤活性研究

利用3,5-二氯水杨醛与4-氨基安替比林,通过缩合反应,合成3,5-二氯水杨醛缩-4-氨基安替比林希夫碱配体(HL),配体与CuCl_(2)·2H_(2)O、Zn(Ac)_(2)·2H_(2)O,利用溶剂热反应合成两个新型的希夫碱配合物[CuL_(2)](配合物1)和[ZnL_(2)](配合物2)。对合成的配合物进行了红外光谱、热重分析、PXRD表征,用X射线单晶衍射确定了配体(HL)、配合物1和配合物2的分子结构,单晶衍射分析结果表明,配体(HL)晶体属于单斜晶系,空间群为P2_(1)/n,配合物1晶体属于单斜晶系,空间群为C2/c,配合物2晶体属于单斜晶系,空间群为P2_(1)/c,配合物1是四配位的四方形结构,配合物2是扭曲的六配位的八面体结构。MTT法检测了配体(HL)及配合物对3种人体肿瘤细胞株(MDA-MB-231、CNE-2Z、A-549)体外抗肿瘤活性。检测结果显示,配合物对癌细胞的抑制作用明显比配体好,配合物1对MDA-MB-231细胞和CNE-2Z细胞抗增殖活性最好,其IC_(50)值分别为(1.215±0.07)μmol/L、(4.417±0.28)μmol/L均低于顺铂IC_(50)值,配合物2对A-549细胞和MDA-MB-231细胞也表现出较好的抗增殖活性。

聚氨酯泡沫负载纳米零价铁的制备及其去除水中Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)的性能研究

本文采用模具发泡法制备了聚氨酯泡沫负载的纳米零价铁(PF-n-ZVI),研究了该材料对水中重金属离子Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)的去除效果,同时利用扫描电子显微镜和X射线衍射仪对其进行了表征。研究了pH、PF-n-ZVI投加量、重金属离子溶液初始浓度等因素对去除率的影响,并对反应后的PF-n-ZVI进行完全回收。结果表明,PF-n-ZVI能够有效去除Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)。在3 h以内,PF-n-ZVI对Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)的去除达到平衡。当Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)溶液的初始浓度均为300 mg/L、 PF-n-ZVI的投加量均为9g时,Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的吸附量分别为3.02 mg/g和3.24 mg/g,去除率分别为90.64%和96.53%。实验结果显示,PF-n-ZVI在去除水中Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)方面具有很好的应用前景。

粉煤灰与生活污泥混合制备吸附剂对Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的试验研究

以粉煤灰和生活污泥为原料,经过物理活化、物理-化学活化制备了改性污泥吸附剂,通过比表面积测定仪(BET)、扫描电镜(SEM)、X射线衍射仪、傅里叶红外光谱仪(FTIR)和Zeta电位仪等设备研究了污泥吸附剂的性质,分析了改性污泥吸附剂对Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的去除效果和吸附机理。结果表明,原污泥吸附剂(RSA)结构致密,BET比表面积为12.604 m^(2)/g,改性污泥吸附剂(MSA)表面粗糙,孔洞明显变大,BET比表面积为52.573 m^(2)/g。RSA和MSA吸附Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)在360 min后基本达到平衡。MSA对Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的去除率较RSA分别增大了30.83%和61.81%。随着pH值(2≤pH≤6)增大,RSA对Cu(Ⅱ)的去除率从16.83%上升到74.32%,对Cd(Ⅱ)的去除率从3.17%上升到36.33%;MSA对Cu(Ⅱ)的去除率从51.50%上升到95.77%,对Cd(Ⅱ)的去除率从25.00%上升到48.17%。MSA对Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的吸附容量分别从298 K时的7.230 mg/g和15.480 mg/g增加到318 K时的9.540 mg/g和16.206 mg/g。MSA对Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)最大理论吸附量分别为18.69 mg/g和20.92 mg/g,Langmuir吸附等温模型R 2分别为0.9965和0.9980,准二级动力学模型R 2均为0.99以上,表明MSA对Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的吸附过程以羟基和羧基反应的化学作用为主,单分子层吸附的物理作用为辅。MSA吸附Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)是一个吸热过程,且吸附Cu(Ⅱ)是自发的。因此,改性污泥可以作为一种潜在的吸附材料处理含重金属的废水。

养殖水体中Cu(Ⅱ)离子去除新型吸附剂的制备和性质测定

为寻找易分离、环保型吸附剂,以海藻酸钠和聚乙烯醇为包埋剂制备小球型固定化海带粉吸附剂,用于处理含铜污染水体。利用氢氧化钠-乙醇和柠檬酸处理粉碎后海带粉末,选出对Cu(Ⅱ)离子吸附效果较好的改性海带粉;利用改性海带粉末制备小球吸附剂,以对Cu(Ⅱ)离子吸附效果和成球性能为考核指标,探究海带粉用量、聚乙烯醇浓度、海藻酸钠浓度、氯化钙浓度、交联时间、交联温度等条件对小球吸附剂制备的影响;最后对小球吸附剂进行红外测定(IR)和养殖水体中Cu(Ⅱ)离子去除应用。试验结果表明:海带粉被15%柠檬酸改性后对Cu(Ⅱ)离子吸附效果较好;当改性海带粉投加量0.25 g(20 mL包埋剂中)、聚乙烯醇浓度6%、海藻酸钠浓度2%、氯化钙浓度1.5%、时间12 h、温度25℃时,制备的小球吸附剂综合性能较好;羟基、羧基在固定化小球吸附Cu(Ⅱ)离子过程中发挥了作用;将其用于淡水虾养殖水体中,Cu(Ⅱ)离子去除后可达到《渔业水质标准》规定。

黄原胶-丁基黄药协同去除模拟选矿废水中Cu(Ⅱ)的试验研究

针对黄原胶吸附剂亲水性强,难以从水体中分离的问题,添加丁基黄药协同处理模拟选矿废水中的Cu(Ⅱ),通过条件试验确定适宜的工艺参数,并通过Zeta电位、红外光谱和XPS分析吸附机理。当黄原胶投加量为50 mg/L、溶液pH值为6、搅拌时间为30 min、初始Cu(Ⅱ)浓度为60 mg/L时,Cu(Ⅱ)的去除率达87.44%。在上述条件基础上,添加40 mg/L丁基黄药协同黄原胶去除Cu(Ⅱ),去除率达99.86%,提高了12.42个百分点。黄原胶对废水中Cu(Ⅱ)的吸附机制包括带负电的黄原胶与带正电的金属离子之间的静电作用,以及黄原胶羟基和羧基中氧的未成键电子与Cu(Ⅱ)的空轨道的配位络合。而丁基黄药中的S可为Cu(Ⅱ)的空轨道提供电子,进一步强化了吸附效果,使得Cu(Ⅱ)去除率显著提升。研究结果为重金属离子的高效去除提供了新的思路。

粉煤灰衍生水合硅酸钙PEI改性及吸附去除Cu(Ⅱ)与催化降解有机污染物

随着工业的快速发展,相关制造领域排放的污水重金属铜离子污染愈发严重。与此同时,催化领域对铜金属资源的需求却不断增加。本研究利用粉煤灰和改性剂聚乙烯亚胺(PEI)制备了低成本改性水合硅酸钙(PCSH),用于吸附水溶液中的铜离子(Cu(Ⅱ)),并进一步碱处理固定于表面的Cu(Ⅱ),形成铜基活性材料用于有机污染物的催化降解。相比于未改性的样品(CSH),PCSH对Cu(Ⅱ)的饱和吸附容量提高100%,高达588 mg/g。研究发现,这主要是因为添加PEI有利于形成较大的比表面积、优良的孔隙结构以及Cu(Ⅱ)与-NH_(2)之间的强络合。从PCSH获得的铜基催化剂呈现纺锤形多孔形貌,作为催化剂分别用于活化过氧硫酸氢钾(PMS)氧化降解罗丹明B(RhB)和活化硼氢化钠(NaBH4)还原降解4-硝基苯酚(4-NP),速率常数达到0.7135/min(pH(7.0±0.3);[RhB]=20 mg/L;[PMS]=0.12 g/L;[催化剂]=0.8 g/L)和11.47×10^(-3)/s(pH(11.0±0.3);[4-NP]=10^(-4)mol/L;[NaBH4]=5×10^(-3)mol/L;[催化剂]=0.167 g/L),是CSH催化剂体系的20和19倍。本工作利用固体废弃物粉煤灰实现了水溶液中铜元素的再利用,为水中污染物的有效处理和利用提供了新启示。

低强度超声波提升厌氧污泥对重金属Cu(Ⅱ)极限浓度调控效果

以污泥基质降解速率(vCOD)、胞外聚合物(EPS)和酶活性(DHA)等变化为评价指标,探究了不同进水Cu(Ⅱ)浓度下低强度超声波提高厌氧污泥对重金属Cu(Ⅱ)耐受性影响的效应。结果表明,低强度超声波能够提高污泥微生物对Cu(Ⅱ)的耐受性。随着进水Cu(Ⅱ)浓度升高,超声组与对照组vCOD均下降,但超声组vCOD下降幅度更缓。超声组和对照组进水Cu(Ⅱ)浓度与污泥基质降解速率抑制百分比之间的关系拟合得到IC_(50)分别为94.62 mg/L和88.85 mg/L,表明低强度超声波能够提高厌氧污泥对Cu(Ⅱ)的抑制阈值。进水Cu(Ⅱ)浓度为1 mg/L时,超声组与对照组EPS含量略有提高,而后随着Cu(Ⅱ)浓度升高而逐渐降低,但超声组比对照组EPS含量更高,可能是低强度超声波通过促进污泥分泌更多的EPS降低了Cu(Ⅱ)的生物毒性。此外,超声组的DHA活性比对照组提高了3.95%~36.31%。因此,通过低强度超声波可以提高厌氧污泥对重金属Cu(Ⅱ)的耐受性,从而维持污水厌氧生物处理的稳定运行。

3-甲基吡啶悬臂Cu(Ⅱ)-Zn(Ⅱ)异双核配合物的合成、晶体结构及其与CT-DNA的结合活性

本文通过3,3′-((乙基-1,2-二基双((吡啶-2-甲基)杂氮二基))双亚甲基)二(2-羟基-5-甲基苯甲醛)(H2L)和丙二胺在金属离子存在条件下的缩合反应,得到了一个新型3-甲基吡啶悬臂Cu(Ⅱ)-Zn(Ⅱ)异双核配合物,并通过红外光谱、紫外光谱、电喷雾质谱、X射线单晶衍射等手段对其结构进行了表征。单晶衍射结果表明该配合物属于六方晶系,P63/m空间群,a=1.982 18(17) nm,b=1.982 18(17) nm,c=1.839 4(2) nm,分子式为C37H41CuN6O4Zn。金属中心Cu(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)由两个酚氧原子和一个醋酸根桥联,它们的配位环境都可以近似地看作为四方锥结构,Cu(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)之间的距离是0.289 7 nm。本文还利用循环伏安实验和黏度实验的方法对该配合物与小牛胸腺DNA(CT-DNA)的相互作用模式进行了研究,结果表明该配合物与CT-DNA的结合方式为弱的插入模式,其相应的结合活性为6.92×103mol/L。

Cu(Ⅱ)协同热活化过氧乙酸降解水中双氯芬酸

采用Cu(Ⅱ)协同热活化过氧乙酸(Cu(Ⅱ)-heat/PAA)降解水中双氯芬酸(DCF),识别了Cu(Ⅱ)-heat/PAA体系中的主要活性物质;考察了常见水基质(Cl^(−)、SO_(4)^(2−)、NO_(3)^(−)、HCO_(3)^(−)、天然有机质(NOM))对DCF去除的影响;探讨了该体系对天然水体中DCF的去除.结果表明,Cu(Ⅱ)-heat/PAA体系去除DCF的效率明显高于Cu(Ⅱ)/PAA和heat/PAA体系,表明热与Cu(Ⅱ)两者结合对PAA的活化具有协同作用.在pH 8时,羟基自由基(·OH)和有机自由基R-O·(CH_(3)C(=O)O·和CH_(3)C(=O)OO·)是Cu(Ⅱ)-heat/PAA体系去除DCF的主要活性物质,且R-O·对DCF去除的作用更大.在Cu(Ⅱ)-heat/PAA体系中,SO_(4)^(2−)、NO_(3)^(−)和HCO_(3)^(−)对DCF的去除几乎没有影响;Cl^(−)对DCF去除有微弱的促进效果;而NOM抑制DCF的降解,导致DCF在湖水和河水中的去除受到抑制.

氧化石墨烯和氧化石墨烯/聚乙烯亚胺复合材料对Cu(Ⅱ)的吸附性能研究

采用溶液共混法-冷冻干燥法制备了氧化石墨烯(GO)和氧化石墨烯/聚乙烯亚胺复合材料(GO/PEI),探讨了pH值、吸附剂加入量、温度、时间及Cu(Ⅱ)初始浓度对GO和GO/PEI吸附Cu(Ⅱ)效果的影响。研究结果表明,GO和GO/PEI均可高效吸附Cu(Ⅱ),投入0.5 g/L的吸附剂吸附50 mg/L的Cu(Ⅱ),在318 K下吸附200 min,pH值为5.5时,GO和GO/PEI的吸附量可达60.36 mg/g和79.70 mg/g。Langmuir等温吸附模型和准二级动力学模型可较好地拟合其吸附过程,GO和GO/PEI对Cu(Ⅱ)的吸附是自发的吸热反应。综合对比GO和GO/PEI对Cu(Ⅱ)的吸附性能,GO/PEI的吸附效果更佳。

典型铁氧化物对Cu(Ⅱ)的吸附性能研究

为研究针铁矿、赤铁矿、磁铁矿和水铁矿对模拟Cu(Ⅱ)污染废水中的Cu(Ⅱ)去除性能,采用XRD、FTIR、BET比表面积及电位滴定对4种铁氧化物进行表征分析,通过静态和动态迁移试验对4种铁氧化物吸附Cu(Ⅱ)的性能进行综合比较。结果表明:(1)投加量为1 g/L,Cu(Ⅱ)初始浓度为50 mg/L时,4种铁氧化物对Cu(Ⅱ)的吸附饱和时间为30 min,在弱酸性条件下对Cu(Ⅱ)的吸附效果较为显著,针铁矿、赤铁矿、水铁矿和磁铁矿对Cu(Ⅱ)平衡吸附率分别为61.02%、50.72%、70.58%、46.65%。(2)针铁矿和水铁矿对Cu(Ⅱ)吸附过程为单分子层化学吸附,赤铁矿和磁铁矿则更符合Freundlich方程,以非均匀多分子层化学吸附为主。(3) Cu(Ⅱ)在迁移过程中,主要在含吸附剂的土柱表层和中层累积,且远大于深层,水铁矿对Cu(Ⅱ)的阻滞和吸附能力优于针铁矿。(4) 4种铁氧化物对Cu(Ⅱ)的吸附性能由好到差依次为水铁矿、针铁矿、赤铁矿、磁铁矿。

SDS改性磁性壳聚糖对泰乐菌素和Cu(Ⅱ)的吸附特性

文章利用共沉淀和水热法制备磁性壳聚糖(magnetic chitosan nanoparticle,MCNP),并将十二烷基硫酸钠(sodium dodecyl sulfate,SDS)包覆在该吸附剂表面,形成半胶束和吸附胶团;研究改性前后MCNP对泰乐菌素(tylosin,TYL)和Cu(Ⅱ)的吸附行为,利用傅里叶变换红外光谱仪(Fourier transform infrared spectrometer,FTIR)、扫描电子显微镜(scanning electron microscope,SEM)、X射线衍射仪(X-ray diffractometer,XRD)和Zeta电位仪等表征手段对材料的理化性质进行表征,并考察pH值、背景电解质浓度等因素对吸附过程的影响。结果表明:采用准二级动力学模型可以较好地模拟TYL和Cu(Ⅱ)的吸附过程,化学吸附可能是吸附剂吸附TYL和Cu(Ⅱ)的主要速率限制步骤;Freundlich模型更适合模拟TYL的吸附过程,该吸附过程为非均相作用;Langmuir模型更适合模拟Cu(Ⅱ)的吸附过程,该吸附过程为均相作用;pH=4是TYL吸附的最佳pH值,pH=6是Cu(Ⅱ)吸附的最佳pH值;随着背景电解质浓度增加,MCNP对TYL和Cu(Ⅱ)的吸附量增加;TYL的存在显著提高了Cu(Ⅱ)的吸附性能,这是由于TYL在Cu(Ⅱ)和MCNP之间形成了桥接作用。研究结果可为TYL和Cu(Ⅱ)混合废水的高效深度处理提供参考。