氮掺杂介孔碳对含Pb(Ⅱ)隧洞施工废水的吸附性能

采用硬模板法制备氮掺杂介孔碳,分别采用比表面积分析仪、透射电镜、红外光谱仪和X射线光电子能谱分析表征材料结构及理化性质。将该材料应用于对2种隧洞施工废水中Pb(Ⅱ)的吸附,研究pH、反应时间对吸附效果的影响以及反应动力学、等温模型。研究发现,该体系的吸附动力学与二级动力学方程基本一致,其吸附特性与Langmuir和Temkin等温模型相适应。实验结果与表征结果表明,材料吸附Pb(Ⅱ)的过程涉及到静电作用、孔道扩散等物理吸附以及表面含氮官能团与Pb(Ⅱ)的化学吸附。2种废水中基于Langmuir模型的最大吸附量分别为493.5 mg/g和603.9 mg/g。吸附材料可通过HCl处理实现有效再生与重复利用。

泰妙菌素废盐活性炭的制备及吸附EDTA-Pb(Ⅱ)的研究

工业废水中的有机配体和重金属离子结合形成络合态重金属,络合态重金属的排放会导致严重的环境及人体健康问题。采用热解炭化法将医药固体废弃物——泰妙菌素废盐制备成废盐活性炭(WSAC)并用于去除模拟废水中的EDTA-Pb(Ⅱ),利用SEM、BET表征WSAC的性质;基于静态吸附试验研究了溶液初始pH、共存离子对WSAC吸附EDTA-Pb(Ⅱ)行为的影响;通过吸附动力学、等温线拟合,利用FTIR、TOC、Zeta电位等表征探究其吸附机理。结果表明:WSAC对EDTA-Pb(Ⅱ)的吸附过程符合伪一级动力学和Langmuir模型,吸附速率受物理过程主导且为单分子层均相吸附;随着pH的升高,WSAC对EDTA-Pb(Ⅱ)的吸附效果降低;共存阴离子的加入会与EDTA-Pb(Ⅱ)竞争吸附位点,对吸附起抑制作用;WSAC对EDTA-Pb(Ⅱ)的吸附机制主要为孔隙填充和静电吸附的协同作用。将WSAC用于吸附工业废水中的EDTA-Pb(Ⅱ),为泰妙菌素废盐的资源化利用提供一种途径,也为工业废水中EDTA-Pb(Ⅱ)的去除提供新方法。

天然铁的硫化物处理含Pb(Ⅱ)废水的实验研究

本文利用天然铁的硫化物处理含Ｐｂ（ Ⅱ） 废水，实验结果表明：增加投样量、减小试样粒径、升高初始ｐＨ 值、降低含Ｐｂ（ Ⅱ） 废水体积，均有利于降低溶液中溶解Ｐｂ（ Ⅱ） 的浓度。此外，本文对一些实验机理也作了初步讨论。

改性核桃壳生物炭的制备及其对Pb(Ⅱ)的吸附研究

为了考察农林废弃物核桃壳对重金属Pb(Ⅱ)的吸附性能,以核桃壳为原料,采用微波-H_(2)O_(2)耦合改性的方法制备改性核桃壳生物炭,并对其进行电子扫描电镜、X射线衍射和红外吸收光谱分析。考察了溶液pH值、核桃壳生物炭投加量、吸附时间、温度、Pb(Ⅱ)初始浓度等因素对改性核桃壳生物炭吸附模拟水溶液中Pb(Ⅱ)的影响。表征结果表明,改性生物炭具有无定形碳结构,炭颗粒表面具有微米级的大小不一、形状各异的孔隙结构;C■0、C—O、C■C等基团的含量较改性前有所增加。在初始离子浓度为400 mg/L、核桃壳生物炭投加量为16 mg/L、pH值为4.0、温度25℃、吸附时间180 min的条件下,改性生物炭对Pb(Ⅱ)的吸附率达到99.5%。吸附试验结果表明,微波-H_(2)O_(2)耦合改性核桃壳生物炭对于高浓度含Pb(Ⅱ)废水具有良好的吸附效果。

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。

壳聚糖/磁性核桃壳生物炭的制备及其对高浓度Pb(Ⅱ)的吸附

以核桃壳粉作为生物质原料,依次采用H_(2)O_(2)和FeCl_(3)为改性剂,在限氧条件下制备磁性核桃壳生物炭,然后以壳聚糖为改性剂、聚乙二醇为交联剂,制备了壳聚糖/磁性核桃壳生物炭复合材料(CS/MWSB),采用SEM、FT-IR、N_(2)脱附、XRD、XPS、VSM技术对其形貌和理化性质进行表征,并通过静态试验考察了CS/MWSB对模拟废水中Pb(Ⅱ)的吸附性能。结果表明:CS/MWSB的表面有大量微孔结构,表面负载球状Fe_(3)O_(4)颗粒和壳聚糖,CS/MWSB的活性基团和芳香基团有所增加;壳聚糖负载量为30%的CS/MWSB对Pb(Ⅱ)的吸附能力最强;对于初始浓度为400 mg/L的Pb(Ⅱ)溶液,当吸附剂投加量为4 g/L时,在pH为5.0、温度为40℃吸附3 h时,CS/MWSB对Pb(Ⅱ)的吸附率达90.86%,吸附容量为89.86 mg/g;CS/MWSB对Pb(Ⅱ)的吸附符合准二级动力学方程,吸附过程以化学吸附为主。CS/MWSB可用于对于高浓度Pb(Ⅱ)废水的处理。

多元素介孔分子筛在净化含Pb(Ⅱ)废水中的应用研究

以钾长石为主要原料,十六烷基三甲基溴化铵为模板剂在碱性条件下水热合成了多元素介孔分子筛。分别采用X射线粉晶衍射和氮气吸附-脱附等温线对所合成样品的结构性能进行了表征。利用介孔分子筛高比表面积和较大孔径的特点,将其用于含有重金属离子废水的净化处理,并研究了所合成样品对废水中Pb(Ⅱ)的吸附规律,对吸附剂用量、吸附时间、溶液pH值、温度和初始浓度等因素进行了详细的实验研究。

吸附-沉淀-光催化法处理鞣酸Pb(Ⅱ)废水的研究

通过吸附、沉淀和光催化法联合处理鞣酸Pb(Ⅱ)废水,考察了各因素对COD_(Cr)的影响。结果表明:D201树脂最佳用量20 g/L;CaO最佳用量0.67 g/L;光催化反应的最佳条件为:pH为7,P25用量1.6 g/L,H_2O_2用量6 ml/L。树脂吸附反应可除去98.2%的Pb^(2+),COD_(Cr)由4500.0 mg/L降低到1154.9 mg/L;吸附处理过的废水用CaO处理,COD_(Cr)降低到495.0 mg/L;沉淀处理过的废水用光催化处理,COD_(Cr)降低到87.5 mg/L。在最优的光催化反应条件下,废水连续反应8次,仍然可以达到GB14374—93污水排放标准。D201树脂可用0.1 mol/L的盐酸和15%的NH_4Cl洗脱再生。

红酵母生物吸附Pb(Ⅱ)的响应面分析（英文）

通过Box-Behnken设计对Pb^(2+)的生物吸附过程主要参数进行响应曲面分析优化.利用扫描电子显微镜、能量弥散X射线探测器以及傅里叶变换红外光谱,分析Pb^(2+)对生物质表面的生物吸附机理和特点.通过扫描电子显微镜和能量弥散X射线探测器可观察到Rhodotorula mucilaginosa生物质的形态和组成元素,显示生物吸附发生后存在铅离子.在初始条件下,Pb^(2+)的质量浓度为30 mg/L,pH为5.45,利用Design-Expert软件,通过响应面法得到响应面图,可以看出铅离子对生物质的最佳吸收值达到1.45 mg/g,吸收时间为25 min.二次型方差分析(ANOVA)证明该模型的相关性,其变异系数C.V.=2.4%,表明实验结果的准确性和可靠性.

两种形式RPFC-Ⅰ纤维对Pb(Ⅱ)的吸附研究

主要研究了Na-RPFC-Ⅰ纤维和H-RPFC-Ⅰ纤维对Pb(Ⅱ)的吸附性能。使用傅里叶变换红外光谱(FTIR)技术对吸附前后的H-RPFC-Ⅰ纤维和Na-RPFC-Ⅰ纤维进行表征,结果表明,RPFC-Ⅰ纤维对Pb(Ⅱ)的吸附是羧基和氨基共同作用的结果,羧基占主导地位。通过实验研究了pH值和温度对两种纤维吸附Pb(Ⅱ)的影响;利用实验数据模拟了吸附动力学方程和吸附等温模型;探讨了Na-RPFC-Ⅰ纤维和H-RPFC-Ⅰ纤维的再生性能。结果表明,H-RPFC-Ⅰ纤维和Na-RPFC-Ⅰ纤维吸附Pb(Ⅱ)的最佳pH值分别为4.0~9.0和3.0~9.0,适宜温度范围分别为25~40℃和10~40℃;用准二级动力学模型和Langmiur吸附等温线模型能够很好地描述RPFC-Ⅰ纤维吸附Pb(Ⅱ)的过程;此外,RPFC-Ⅰ纤维还具有良好的再生使用性能。

不同吸附材料对废水中Cd(Ⅱ)的吸附动力学及机理

选择稻壳生物炭、钠基膨润土和天然硅藻土3种常见吸附材料,进行了系列吸附试验,并采用扫描电镜(SEM)和傅里叶红外光谱(FTIR)分析对吸附材料进行了表征,研究3种吸附材料对污水中Cd(Ⅱ)的吸附动力学及吸附机理,结果表明:3种吸附材料对Cd(Ⅱ)的吸附都符合准二级动力学模型,对溶液中Cd(Ⅱ)的吸附均为物理-化学复合过程。生物炭对溶液中Cd(Ⅱ)的吸附机制主要是其孔道内的钙氧化物以及表面的含氧官能团,膨润土和硅藻土则主要依赖于比表面积、表面微孔和双键官能团作用。

磷酸改性凹凸棒粘土对Pb^(2+)的吸附研究

研究了不同浓度磷酸改性凹凸棒粘土的比表面积、孔结构性质以及其对水中Pb(Ⅱ)的吸附。结果表明,凹凸棒粘土磷酸改性后比表面积明显增大,具有明显的中孔分布;9 mol/L磷酸改性处理的凹凸棒粘土吸附能力最佳,在改性凹凸棒粘土加入量为20~30 g/L,水样pH=5条件下,废水中Pb(Ⅱ)的被吸附率接近99%。

Fe(Ⅱ)(EDTA)/O_3工艺处理含聚废水实验

采用Fe(Ⅱ)(EDTA)/O_3工艺处理含聚废水,研究EDTA浓度、Fe^(2+)浓度、水力停留时间(HTR)、初始p H对聚丙烯酰胺(PAM)去除率和COD降解效能的影响,探讨了Fe(Ⅱ)络合催化臭氧反应动力学特征及其机理。结果表明:当EDTA浓度为0.050mmol/L、Fe^(2+)浓度为0.050mmol/L和HRT为120min时,PAM去除率为75%;增加水样初始p H有利于提高PAM去除率,同时水样p H随HRT增加缓慢下降;废水COD值在HRT为30min内逐渐增至最大,随后逐渐减小并达到稳定。Fe(Ⅱ)(EDTA)/O_3工艺处理含聚废水的反应符合二级动力学反应,初始PAM质量浓度在50~100mg/L范围内,二级反应速率常数为2.35×10^(–4)~3.35×10^(–4)L/(mg·min)。

粉煤灰吸附处理铜冶炼废水中Cu(Ⅱ)的试验研究

以粉煤灰为吸附剂对含Cu(Ⅱ)的铜冶炼废水进行处理。实验结果表明,在不调节铜冶炼废水pH值的条件下,粉煤灰用量0.03g/ml,作用时间30min,温度25℃,Cu(Ⅱ)的去除率达97.08%,处理后的水符合GB8978-1996污水综合排放标准中的一级标准,达到以废治废的目的。

吸附法测定废水中Pt(Ⅱ)的研究进展

水体中的重金属铅对生态环境及人类危害极大,吸附法在处理含铅废水中,具有工艺简单,成本低及操作方便等优点。低廉高效、对环境不产生或很少产生二次污染、可以循环使用的吸附材料能大大的降低废水的处理成本,具有十分重要的意义。本文综述了天然吸附剂、生物吸附剂及纳米吸附剂在含铅废水处理中的应用,并对新型吸附剂进行展望。

磷基生物炭对含Pb^(2+)废水的吸附特性研究

以污泥与含磷试剂(磷酸二氢钾、磷酸二氢钙)为原料制备磷基生物炭(BC600、BC650)并用于废水中Pb^(2+)的去除。通过单因素静态吸附实验分别研究了吸附剂添加量、含Pb^(2+)废水初始p H、浓度和吸附时间等对BC600和BC650吸附水中Pb^(2+)的影响。结果表明,含Pb^(2+)废水初始p H显著影响BC600和BC650的吸附效率,在p H=5时,BC600和BC650的吸附量分别为37 mg/g和10 mg/g。吸附动力学和吸附等温模型拟合结果表明BC600符合二级动力学模型和Langmuir吸附等温模型,BC650符合一级动力学模型和Freundlich吸附等温模型。结合XRD与SEM分析,BC600和BC650对Pb^(2+)的吸附过程包含物理-化学吸附协同作用,其中BC600以化学吸附为主,BC650以物理吸附为主。

改性活性炭负载铁氧化物及其对Pb^(2+)的吸附特性

用过硫酸盐预处理活性炭,然后用化学沉淀法联合超声技术制备出磁性活性炭.该磁性活性炭具有比表面积高、官能团丰富和磁性能好等优点,其磁性活性炭比表面积为646.81 m^2/g,孔径为2.11 nm,孔容为0.33 m^2/g;官能团主要为羟基、羧基和酯基等;饱和磁化强度为10.07 emu/g,有利于吸附后的分离;剩余磁化强度为1.165 emu/g,具有一定的抗退磁能力.采用静态吸附实验的方法,比较了活性炭和制备的磁性活性炭在水溶液中对Pb^(2+)的吸附量,结果表明磁性活性炭对Pb^(2+)的饱和吸附量为68.925 mg/g,远超过活性炭对Pb^(2+)的吸附量(30.125 mg/g),显示出磁性活性炭对水溶液中Pb^(2+)优异的吸附性能.

SBR活性污泥系统去除模拟废水中Pb^(2+)的研究

为了考察不同Pb^(2+)浓度(3、5、10 mg/L)下,SBR活性污泥系统对模拟含铅废水中Pb^(2+)的去除效果,分析了活性污泥去除Pb^(2+)的影响因素,并采用动力学模型、红外光谱及X射线能谱对活性污泥吸附Pb^(2+)的机理进行了研究.结果表明:①Pb^(2+)浓度分别为3和5 mg/L时,SBR活性污泥系统对模拟含铅废水中Pb^(2+)的去除率均在98%以上,该系统中活性污泥的Pb^(2+)吸附量为6.2 mg/g;Pb^(2+)浓度为10 mg/L时,SBR活性污泥系统运行后期Pb^(2+)的去除率有所下降,这与该系统Pb^(2+)累积量(351.6 mg)过高有关.②在Pb^(2+)长期作用下,SBR活性污泥系统各试验阶段的MLSS均会经历先下降再恢复的过程,且该系统中生物多样性和物种丰富度明显下降,可逐渐筛选出对Pb^(2+)耐受性较强的微生物.③SBR活性污泥系统去除Pb^(2+)的适宜pH范围为6~7,最佳温度为25℃.④活性污泥对Pb^(2+)的吸附机理主要表现为化学吸附作用,包含表面有机络合、离子交换等过程.研究显示,SBR活性污泥系统更适用于处理低浓度(3、5 mg/L)的含Pb^(2+)废水.

Cd(Ⅱ)吸附剂巯基丙酰化玉米秸秆的制备与表征

以玉米秸秆(CS)、左旋-半胱氨酸(L-CySH)、氢氧化钠(NaOH)、碳二亚胺盐酸盐(EDC·HCl)、N-羟基琥珀酰亚胺(NHS)为原料,通过化学反应将巯基(-SH)引入到CS中,制备出Cd(Ⅱ)吸附剂巯基丙酰化玉米秸秆(MPCS);以MPCS对水样中Cd(Ⅱ)的吸附去除率为考察对象,利用单因素实验法研究MPCS制备的影响因素,并确定MPCS的最优制备条件。结果表明,当CS粒径为40目(0.45 mm)、活化剂选取0.5 mol·L^(-1)NaOH溶液、n(EDC·HCl):n(CySH)为0.025:1、m(NHS):m(EDC·HCl)为0.75:1、反应物比例m(CS):m(CySH)为1:5、反应介质pH值为10.0、反应温度为55℃、反应时间为3 h时,制备出的MPCS对水样中Cd(Ⅱ)吸附效果最好,Cd(Ⅱ)的最高去除率可达98.96%。红外分析(FTIR)、扫描电镜(SEM)、能谱分析(EDS)表明,MPCS的制备中CS纤维素分子链中成功引入了巯基,吸附后的MPCS表面附着大量Cd(Ⅱ)。

抗坏血酸稳定纳米零价铁的制备及其在含Cd(Ⅱ)废水处理中的应用

利用液相还原法制备抗坏血酸稳定纳米零价铁(AAS-n ZVI)并将其应用于含Cd(Ⅱ)废水的处理。在确定最佳AAS/Fe^(2+)(摩尔比)的基础上,研究了AAS-n ZVI投加量、反应时间和溶液初始p H对Cd(Ⅱ)处理效果的影响,通过L_9(3~4)正交试验优化AAS-n ZVI处理含Cd(Ⅱ)废水的工艺条件;考察了AAS-n ZVI的空气稳定性及其处理含Cd(Ⅱ)废水的动力学特性;通过SEM和XRD对处理Cd(Ⅱ)前后的AAS-n ZVI进行形貌观测和表征分析。结果表明,AAS/Fe^(2+)(摩尔比)为1∶3时,AAS-n ZVI对Cd(Ⅱ)去除的去除效果最佳。AAS-n ZVI投加量、反应时间和溶液初始p H对Cd(Ⅱ)去除率的影响均达到显著水平(p<0.05),其中AAS-n ZVI投加量的影响达到极显著水平(p<0.01);其显著性大小依次为:AAS-n ZVI投加量>反应时间>溶液初始p H。在AAS-n ZVI投加量为2.0g/L、反应40min、溶液初始p H=6的最佳工艺条件下,含Cd(Ⅱ)废水(初始浓度20mg/L,溶液体积100m L)的去除率可达92.62%。AAS-n ZVI具有很好的空气稳定性,空气中放置15d的AAS-n ZVI对Cd(Ⅱ)的去除率仅下降1.99%。AAS-n ZVI对Cd(Ⅱ)的去除较好地符合准一级动力学模型,可用L-H动力学模型描述;AAS-n ZVI对Cd(Ⅱ)的去除是吸附和还原共同作用的结果。