酿酒酵母吸附Zn(Ⅱ)过程中阳离子(K+，Mg2+，Na+，Ca2+)的变化分析

研究了酿酒酵母无缓冲溶液体系吸附Zn(Ⅱ)的过程中各种阳离子的变化情况.研究结果表明,当Zn(Ⅱ)的初始浓度是0.08～0.8 mmol·L^-1,酵母浓度约1 g·L^-1,初始pH为5.65,反应38h内,酵母的Zn(Ⅱ)吸附量为74.8～654.8μmol·g^-1,去除率达到76.4%～92.8%,pH值升高0.55～1.28.吸附过程中酵母首先快速释放大量K⁺,其次是Mg²⁺和Na⁺,Ca²⁺的释放量较少,数量级一般可分别达到几百、几十和几个μmol·g^-1.以离子交换为基础计算的各阳离子释放量总和一般超过Zn(Ⅱ)的吸附量,证明酵母吸附Zn(Ⅱ)的机理之一是离子交换,但不唯一.无缓冲溶液体系酵母吸附Zn(Ⅱ)的过程中溶液pH值升高,H⁺被吸收,K⁺等阳离子释放,是生物体细胞的本质属性,与Zn(Ⅱ)是否存在无关,但是Zn(Ⅱ)可以促进阳离子的释放以及降低酵母对H+的吸收,也反映出Zn(Ⅱ)与H⁺之间可以竞争细胞表面吸附位.死酵母的吸附量低于未处理酵母,与阳离子交换能力关系不大,可能与细胞表面变形导致Zn(Ⅱ)吸附困难有关.     

酿酒酵母吸附Zn2+、Pb(2+)、Ag+、Cu2+的动力学特性研究

利用静态摇瓶实验方法,研究了工业废弃酿酒酵母无缓冲溶液体系吸附Zn2 、Pb2 、Ag 、Cu2 的动力学特性.结果表明,酵母吸附Zn2 、Pb2 、Ag 、Cu2 的动力学过程可以用准二级动力学方程进行描述.金属离子初始浓度在0.08～3.0 mmol·L-1范围内,Langmuir方程可以较好地描述Zn、Pb、Ag的等温吸附行为,Zn、Pb、Ag的理论饱和吸附量分别为0.522 mmol·g-1(34.11 mg·g-1)、0.577 mmol·g-1(119.50mg·g-1)和0.329 mmol·g-1(35.50 mg·g-1).以mol为基础的金属离子吸附量顺序是:Pb＞Zn＞Ag;以mg为基础的金属离子吸附量顺序是:Pb＞Ag＞Zn.Freundlich方程对整个浓度范围内的平衡数据拟合效果较差,但是它可以较好地描述低浓度Zn2 (初始浓度0.08～0.5mmol·L-1)、低浓度Pb2 (0.08～1.0 mmol·L-1)以及高浓度Ag (1.5～3.0 mmol·L-1)的等温吸附行为.酵母吸附Zn2 、Pb2 、Ag 、Cu2 过程中,溶液pH值有不同程度的增加,增加幅度大小顺序是Zn＞Pb＞Ag＞Cu,这间接反映出Zn2 、Pb2 、Ag 、Cu2 与水溶液中H 的竞争力逐步减弱.吸附过程中酵母释放大量的K ,其次是Mg2 ,而Ca2 、Na 的释放量较低,数量级一般可分别达到几百μmol·g-1 、几十μmol·g-1、几到几十μmol·g-1、十几μmol·g-1.     

腐殖酸对生物炭去除水中Cr(Ⅵ)的影响机制研究

以污泥生物炭作吸附剂处理水中Cr(Ⅵ),研究了共存腐殖酸对生物炭吸附性能影响.结果表明,腐殖酸能显著促进生物炭对Cr(Ⅵ)的吸附,大幅提高吸附量以及缩短吸附平衡时间,生物炭吸附过程符合准二级动力学模型.在溶液初始pH4.0,生物炭浓度20 g·L-1,Cr(Ⅵ)初始浓度在50～800 mg·L-1范围下,Langmuir模型比Freundlich模型更好地描述等温吸附行为.加入腐殖酸(20 mg·L-1)后拟合得到的理论饱和吸附量达10.10 mg·g-1,较未加入腐殖酸的吸附量5.56 mg·g-1提高近1倍.在pH 2.0～8.0范围内,吸附量随溶液初始pH值升高而减小.腐殖酸浓度上升,生物炭吸附能力进一步提高.红外光谱显示,生物炭表面的羟基、羧基、酯基、芳香环上C—H和环状结构上的CC等化学活性官能团与Cr(Ⅵ)的吸附有关.结合XPS分析结果,推断腐殖酸共存促进生物炭吸附的机制是:腐殖酸提高了Cr(Ⅵ)在生物炭表面聚集浓度,有利于生物炭对Cr(Ⅵ)的直接吸附和还原,而腐殖酸本身具有的吸附能力增加了对溶液中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的去除.     

酿酒酵母对Ag^＋的吸附特性研究

为了深入探讨酿酒酵母吸附贵金属离子Ag+的特性,研究了吸附时间、离子浓度、初始pH值、温度对废弃酿酒酵母吸附Ag+的影响,并分析了动力学、热力学以及等温吸附特性.结果表明,酵母吸附Ag+的过程进行得很快,当Ag+初始浓度为1mmol·L-1、细胞浓度2 g·L-1条件下,反应10 min,Ag+可以达到平衡吸附量的86%以上.随后在24 h内吸附量缓慢增加,去除率基本维持在51%～55%左右.酵母吸附Ag+的过程可以用准一级和准二级动力学方程描述,后者模拟效果更好.酵母吸附Ag+的等温吸附过程可以用Langmuir方程描述,但Freundlich方程拟合效果较差.当Ag+初始浓度为0～8 mtool·L-1、酵母浓度2·L-1条件下,酵母吸附Ag+的Langmuir理论饱和生物吸附容量为0.385 mmol·g～.在pH 2.0-7.2范围内,吸附量随着溶液初始pH值升高而升高.10～40℃范围内,温度对酵母吸附Ag+的影响不如pH值的影响显著,特别是在低离子浓度下尤其如此.酵母吸附Ag+的较适宜温度为20～30℃.热力学分析表明,酵母吸附Ag+具有自发性、熵增特征.     

利用EXAFS研究酿酒酵母与Zn(Ⅱ)的相互作用机制

为深入探讨酿酒酵母与重金属离子Zn(Ⅱ)的相互作用机制,利用扩展X射线吸收精细结构谱(EXAFS)研究了在不同实验条件下,酿酒酵母吸附重金属离子Zn(Ⅱ)的局域结构.结果表明, Zn以四配位体和六配位体混合构型与酵母细胞表面结合,且以四配位体构型为主. Zn的第一配位层Zn--O原子间距和配位数分别在0.197～0.203 nm和3.2～4.3范围内. Zn(Ⅱ)初始浓度升高、初始pH值升高导致Zn--O配位数下降,活酵母细胞Zn--O配位数低于死酵母细胞, Zn--O原子间距下降.     

CMC固定化灭活烟曲霉小球吸附活性艳蓝KN-R——批式实验与热力学

利用羧甲基纤维素钠(CMC)固定化灭活烟曲霉小球对活性艳蓝KN-R溶液进行吸附脱色实验,考察了不同条件下对103.4mg·L-1活性艳蓝KN-R的吸附效果,探讨了吸附热力学.结果表明,48h内对103.4mg·L-1活性艳蓝KN-R溶液达到吸附平衡.对于吸附溶液最佳初始pH值为10.5.温度在10℃～50℃范围内时,温度越高,吸附量越大此外,CMC固定化灭活烟曲霉小球投加量为1%～5%时,随着投加量的增加吸附率由54.2%逐步增加到94.9%,而吸附量由54.7mg·g-1逐步降低到19.6mg·g-1.较高的盐度对吸附量的影响不大,NaCl浓度从0%增至3%时,吸附量仅下降了5.6mg·g-1.10℃～50℃温度范围内的热力学参数焓变(△H)值为15.343kJ·mol·K-1、熵变(△S)值为0.0607kJ·mol-1·K-1,自由能变(△G)值小于0.因此,CMC固定化灭活烟曲霉小球吸附活性艳蓝KN-R的过程是一个自发进行的吸热过程,吸附过程中染料分子在固/液界面随意运动性能增加不大     

毛木耳和白木耳子实体对Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附特性研究

通过批量实验研究了毛木耳(Auricularia polytricha)子实体和白木耳(Tremella fuciformis)子实体对水溶液中不同浓度的Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的吸附能力和吸附动力学特性.此外,研究了多种离子共存对吸附效果的影响,以及吸附剂在多重金属混合溶液中对各重金属离子的吸附量大小顺序.结果表明,毛木耳子实体对单金属溶液中Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的最大吸附量分别为18.91、18.69、20.33和12.42mg·g-1,最大去除率在实验设置条件下均在85%以上;白木耳子实体对单金属溶液中Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的最大吸附量分别为19.98、20.15、19.16和16.41mg·g-1,最大去除率在实验条件下均在75%以上.在初始浓度分别为10、50和100mg·L-1的溶液中,随初始浓度的增加,菌体对重金属的吸附量增加,但去除率下降.准二阶模型比准一阶模型能更好地描述吸附动力学过程.2种吸附剂对多金属溶液中重金属离子吸附量的大小均呈现Pb(Ⅱ)Cu(Ⅱ)Zn(Ⅱ)Cd(Ⅱ)的吸附规律,电负性大的金属离子被优先吸附.溶液中其它重金属离子的存在使白木耳子实体对Pb(Ⅱ)的吸附量上升,而使毛木耳子实体对4种离子和白木耳子实体对其它3种离子的吸附量下降.研究发现,毛木耳和白木耳子实体都是潜在的生物吸附剂.     

一株Zn抗性菌株的筛选鉴定及吸附条件优化

采用浓度梯度法从铅锌尾矿区与污水灌溉区土壤中筛选了一株Zn抗性放线菌,并通过形态与培养特征、生理生化特性、细胞壁组分与16SrRNA基因序列分析对该菌株进行了鉴定.同时,综合运用单因素试验与正交试验法对该菌株吸附Zn2+的条件进行了优化.结果表明,菌株CCNWHX72-14经鉴定为高加索链霉菌(Streptomyces ciscaucasicus),其对Zn2+的抗性达到845mg·L-1.锌胁迫生长曲线表明,该菌株在130mg·L-1Zn2+胁迫时生长良好,且最适培养时间为7d.各个单因素条件对该菌株吸附Zn2+的影响顺序为:接种量初始Zn2+浓度初始pH转速温度.该菌株吸附Zn2+的最佳条件为:初始Zn2+浓度为150mg·L-1,初始pH=5,接种量为1%,转速为60r·min-1,温度为28℃.菌株CCNWHX72-14在最佳条件下对Zn2+的吸附较具有良好的重复性与稳定性,最高吸附量可达51.05mg·g-1,该研究为进一步探讨链霉菌的Zn2+吸附机制及其在生物修复中的应用奠定了基础.     

碳纳米管-羟磷灰石对铅的吸附特性研究

采用多壁碳纳米管-羟磷灰石(MWCNT-HAP)复合材料,通过间歇试验研究了MWCNT-HAP对Pb(Ⅱ)的吸附特性.主要探讨了固液比、p H、离子强度、反应时间、Pb(Ⅱ)的初始质量浓度及温度等因素对吸附的影响.结果表明,固液比、p H与温度对于去除Pb(Ⅱ)的影响较大,离子强度影响较小.当温度为20℃,固液比为0.08 g·L-1,p H0为5.5,Pb(Ⅱ)的初始质量浓度为100 mg·L-1时,吸附量为716.13 mg·g-1.动力学试验结果表明,MWCNT-HAP吸附Pb(Ⅱ)为快速反应过程,在30 min时,吸附量可达最大吸附量的90%,60 min即可达平衡.伪二级动力学模型可较好地拟合动力学试验数据,可采用该模型描述MWCNT-HAP对Pb(Ⅱ)吸附的动力学过程.热力学试验结果表明,在不同温度下的自由能变均为负值,表明MWCNT-HAP对Pb(Ⅱ)的吸附为自发反应,升温有利于反应进行.Langmuir模型拟合不同温度下的等温试验结果得到可决定系数(R2为0.999 8~1.000 0),可采用该模型模拟MWCNT-HAP对Pb(Ⅱ)的等温吸附过程.MWCNT-HAP去除Pb(Ⅱ)的主要机制为MWCNT-HAP表面含氧官能团与Pb2+间的络合反应、HAP的分解-沉淀、Pb2+与Ca2+离子交换等.     

毛木耳对Cd~(2+)、Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)生物吸附的动力学和吸附平衡研究

以毛木耳(Auriculariapol ytricha)子实体为生物吸附材料,研究起始pH值、反应时间、重金属浓度这3个因素对毛木耳子实体吸附Cd2+、Cu2+、Pb2+、Zn2+的影响及其吸附特性.结果表明,pH是影响毛木耳子实体吸附重金属离子的主要因素,最适起始pH值为5;在10mg·L-1重金属浓度下,毛木耳子实体对Cd2+、Cu2+、Pb2+、Zn2+的最大吸附率分别为94.12%、96.22%、99.94%、99.19%;准二阶动力学模型比准一阶动力学模型能更好地描述毛木耳子实体对4种重金属的吸附过程;Langmuir等温模型能较好地拟合毛木耳子实体对4种重金属的等温吸附过程;毛木耳子实体对Cd2+、Cu2+、Pb2+、Zn2+的最大吸附量分别为10.09、8.36、23.57和3.64mg.g-1;毛木耳子实体吸附Cd2+、Cu2+、Zn2+的化学反应机理可能为离子交换反应.     

磁性石墨烯吸附水中Cr(Ⅵ)研究

以氧化石墨和铁盐为原料,采用化学沉淀法制备出磁性石墨烯复合材料,运用静态吸附实验研究了吸附动力学、热力学、等温吸附模型以及不同因素如p H、温度、时间对Cr(Ⅵ)吸附的影响.结果表明,吸附动力学符合假二级动力学模型;与Freundlich模型相比,Langmuir模型更适合描述吸附过程.热力学参数为:ΔHθ=33.89 k J·mol-1,ΔSθ=120.15 J·(mol·K)-1,ΔGθ=-2.51 k J·mol-1(303 K),这表明吸附过程是吸热并且自发的.实验最佳p H值为2,升高温度和延长时间均有利于吸附的进行.初始Cr(Ⅵ)浓度为5 mg·L-1时,重复利用3次后吸附量由3.9 mg·g-1下降到2.1 mg·g-1.在磁铁存在的条件下吸附剂可轻易从溶液中分离出来,利用Na OH可使其再生,因此可作为去除Cr(Ⅵ)的良好吸附剂.     

垃圾填埋场衬垫对Cr(Ⅵ)和Zn(Ⅱ)吸附的动力学研究

通过静态平衡吸附试验对垃圾填埋场衬垫土壤材料对Cr(Ⅵ)和Zn(Ⅱ)的吸附进行了观察.在试验中考察了溶液的初始浓度、pH值和溶液的温度对吸附的影响,通过动力学实验确定了动力学参数,并探讨了天然黏土材料对重金属Cr(Ⅵ)和Zn(Ⅱ)的吸附机理.结果显示,黏土对重金属的吸附过程可以通过伪二阶动力模式来描述.根据对lnk2与1/T线形图斜率的计算,可以确定Cr(Ⅵ)和Zn(Ⅱ)的活化能(Ea)分别为22.7 kJ·mol1-和26.88 kJ·mol-1.活化能的计算结果说明,温度的升高能促进黏土材料对Cr(Ⅵ)和zn(Ⅱ)的吸附,同时也表明吸附很可能是一个化学吸附.热力学参数(△H0,△S0,△G0)值可以通过图1gKD与1/T的斜率与截距来计算.热力学参数值的结果表明,天然黏土材料对Cr(Ⅵ)和Zn(Ⅱ)的吸附是吸热反应.     

活性污泥对四环素的吸附性能研究

通过批量平衡法研究了四环素在活性污泥上的吸附行为.结果表明,污泥混合液浓度和四环素初始浓度对吸附平衡时间、污泥吸附量和污泥吸附率均有较大影响.伪二级反应动力学模型较伪一级反应动力学模型更符合本吸附实验.在10、25℃条件下,四环素在活性污泥上的吸附行为较符合Langmuir模型,最大吸附量分别是31.14、70.95 mg.g-1;在40℃下,符合Henry模型.应用D-R模型判定吸附类型,10℃(平均吸附能为9.13 kJ.mol-1)下,化学吸附占主导;40℃(平均吸附能为7.07 kJ.mol-1)下,物理吸附占主导.温度升高,污泥对四环素的吸附能力增大.离子交换是四环素在活性污泥上吸附的一种机制.四环素的初始浓度为5、10、20 mg.L-1,钠离子浓度由0 mol.L-1增加到0.1 mol.L-1时,吸附量分别下降15.32%、15.00%、20.12%.当pH在5～10之间时,pH为6的条件下污泥对四环素的吸附量最大.     

TiO2@酵母菌复合催化剂对刚果红的吸附特性研究

研究了TiO2@酵母复合型催化剂对阴离子染料刚果红的吸附性能,考察了pH、催化剂投加量、刚果红初始浓度、温度等因素对吸附效率的影响,并对吸附过程进行了动力学、等温模型和热力学分析.结果表明pH对吸附效率影响较大,最佳pH值为3;当刚果红浓度在10~50mg·L-1时,吸附量随着浓度的增加而增加;催化剂投加量为0.5 g·L-1,吸附效率较高;温度对吸附过程影响较小.TiO2@酵母复合催化剂吸附刚果红的过程符合准二级动力学模型;化学吸附为主要控制步骤;吸附过程符合Langmuir等温吸附方程,为单分子层吸附;ΔG为负值且ΔH为正值表明吸附是自发吸热过程.     

纳米TiO2吸附HgCl2水溶液中Hg(Ⅱ)

通过室内模拟实验研究了3种不同粒径TiO_2添加量、溶液pH、吸附时间及初始Hg~(2+)浓度等因素对模拟废水中Hg(Ⅱ)吸附效果的影响.由单因素研究可知最优条件为:5 nm TiO_2和100 nm TiO_2添加量分别为7.5 g·L~(-1)和2.0 g·L~(-1),其它条件相同,溶液pH为8.0,初始Hg~(2+)浓度均为15 mg·L~(-1),吸附5 min,汞的去除率分别为99.5%和99.3%;25 nm TiO_2添加量为10 g·L~(-1),溶液pH为8.0,初始Hg~(2+)浓度为15 mg·L~(-1),吸附60 min时,汞的去除率为62.8%.3种粒径TiO_2吸附Hg(Ⅱ)强弱顺序为:100 nm TiO_25 nm TiO_225 nm TiO_2.分两次量吸附结果表明,5nm TiO_2分量吸附效果明显优于单独吸附效果;100 nm TiO_2的分量吸附与单独吸附差异不大.正交试验结果表明,影响Hg(Ⅱ)去除率的因素排序为:溶液pH初始Hg~(2+)浓度吸附时间TiO_2添加量.最优实验方案为:溶液pH=8.0,100 nm TiO_2添加量为2.0 g·L~(-1),初始Hg~(2+)浓度为25 mg·L~(-1),吸附10 min.在此实验条件下,Hg(Ⅱ)去除率为99.9%,吸附后溶液中Hg(Ⅱ)平衡浓度为0.033 mg·L~(-1)0.05mg·L~(-1),低于目前企业规定的水污染物中汞的排放限值,Hg(Ⅱ)的最大吸附量为26.95 mg·g~(-1).吸附等温线符合Langmuir等温方程,说明100 nm TiO_2对Hg(Ⅱ)的吸附是典型的单分子层吸附.     

3种吸附剂对污水磷污染去除性能与机制比较

为探索高效利用膨润土、红壤和炉渣去除农业污水磷污染的可行性,对比分析了3种吸附剂对人工合成含磷污水的吸附去除特性,结合SEM、XDS和BET等测试结果以及等温吸附、吸附动力学及Ca2+释放量探讨了3种材料对磷的吸附机制。结果表明,炉渣对磷的吸附能力高于膨润土和红壤,吸附过程均适合Langmuir等温吸附方程(R20.96),对磷的理论饱和吸附量为炉渣(16.87mg·g-1)红壤(1.21mg·g-1)膨润土(0.92mg·g-1)。炉渣对磷的吸附动力学特征符合Elovich方程(R2=0.966),而膨润土和红壤对磷的吸附特征则更适合准二级动力学方程(R2为0.982和0.959)。炉渣的Ca2+释放量(10.46mg·g-1)显著大于膨润土(0.31mg·g-1)和红壤(0.03mg·g-1)(P0.05)。红壤对磷的吸附量随着pH的升高而降低;膨润土在初始pH为7.0时,吸附量最低;但初始pH值对炉渣去除磷的影响不大。相比红壤和炉渣,膨润土解吸较快,易于进行重复利用。综上所述,吸附材料的磷吸附能力主要与其结构、化学组成、Ca2+释放能力及溶液初始pH值等有关,炉渣较膨润土和红壤对磷酸盐有着更强的去除能力,适合处理农村污水磷污染。     

层状金属硫属化物对水中锌的离子交换性能研究

通过水热反应制备的层状金属硫属化物K1.9Mn0.95Sn2.02S6(KMS),对水中Zn2+具有良好的吸附性能.采用X射线衍射仪(XRD)、场发射扫描电镜(FE-SEM)和能谱仪(EDS)等手段表征了KMS吸附前后的结构、化学组成和微观形貌.Zn2+与K+发生离子交换后,会与硫产生共价键作用而被吸附,材料的层间距由0.851 nm变为1.123 nm.化学吸附导致吸附后的KMS表面会变得粗糙.考察了p H、反应时间、初始浓度、反应温度和共存离子等因素对KMS吸附Zn2+的影响.在p H=3~6之间,溶液的p H对吸附量没有明显影响.在不同温度下,动力学数据符合准二级动力学模型,而且速率控制步骤主要由液膜扩散控制.吸附过程的活化能为40.24 k J·mol-1.在10℃、25℃和40℃下,KMS对Zn2+的最大吸附量分别是:111.67 mg·g-1、142.91 mg·g-1和161.02 mg·g-1.Langmuir等温吸附模型可以用来描述吸附平衡过程.碱金属和碱土金属离子对Zn2+去除率的影响较小,影响顺序是Ca2+Mg2+Na+,而重金属离子对Zn2+的去除影响较大,影响顺序是Cd2+Pb2+Cu2+Ni2+.离子交换后的KMS不会再释放出Zn2+,可以作为一种永久储存重金属的废弃物.     

有机改性镁铝层状氢氧化物对酸性橙Ⅱ的吸附研究

采用共沉淀法合成以十二烷基硫酸根为层间阴离子的有机改性镁铝层状双金属氢氧化物(LDHs-SDS),对其进行XRD、FT-IR表征,并研究其对水中阴离子染料酸性橙Ⅱ的吸附特性,探讨了吸附剂投加量、初始pH值、染料浓度、温度、吸附时间等因素对酸性橙Ⅱ吸附性能的影响.结果表明,LDHs-SDS对酸性橙Ⅱ染料废水具有明显的脱色效果,25℃下,0.2 g·L-1和0.4 g·L-1的LDHs-SDS对浓度为100 mg·L-1和200mg·L-1染料的脱色率可分别达到97.41％和97.13％.在pH为3～11之间,吸附效果良好;吸附在2h内完成;LDHs-SDS对酸性橙Ⅱ的饱和吸附量为486.44 mg·g-1.吸附规律较好地符合Langmuir吸附等温方程,吸附反应为吸热反应,且吸附过程符合拟二级反应动力学方程.在阴离子染料去除方面,LDHs-SDS显示出较好的应用前景.     

TiO2@酵母复合微球固定床吸附荧光增白剂-VBL的研究

研究了Ti O2@酵母复合微球在固定床中吸附阴离子型荧光增白剂-VBL(FWA-VBL)的特性,考察了溶液p H(2.0~8.0)、床层高度(1~3 cm)、进水浓度(20~80 mg·L-1)和进水流速(5~11 m L·min-1)等因素对固定床吸附特性的影响.结果表明在溶液p H为2.0,床层高度为1 cm,进水浓度为80 mg·L-1和进水流速为5 m L·min-1时,吸附剂的最大吸附量为223.80 mg·g-1.BDST、Thomas和Yoon-Nelson模型均能很好地描述不同条件下动态吸附行为,相关系数均大于0.980.同时,Ti O2@酵母复合微球具有很好的再生性能,可以重复利用4次.     

茶叶基水合氧化铁吸附水体中Pb(Ⅱ)的性能

采用原位沉积技术将水合氧化铁(HFO)负载于废弃茶叶渣表面制备了复合材料茶叶基水合氧化铁(HFO-TW),研究了HFO-TW对水溶液中Pb(Ⅱ)的吸附特性,探讨了溶液pH值、时间、共存碱土离子、温度、Pb(Ⅱ)初始浓度等因素对Pb(Ⅱ)的吸附效果的影响.结果表明酸性范围内,Pb(Ⅱ)的吸附量随溶液pH升高而增大;Pb(Ⅱ)的吸附速度较快,100 min内便可达吸附平衡,且动力学曲线较好地符合伪一级和伪二级动力学模型,拟合系数可达98.8%;在竞争离子Ca(Ⅱ)/Mg(Ⅱ)的浓度高于Pb(Ⅱ)50倍时,HFO-TW对Pb(Ⅱ)仍具有较强的吸附能力,Pb(Ⅱ)的吸附量仅分别下降12.1 mg·g-1和8.1 mg·g-1;Pb(Ⅱ)的吸附过程较好地符合Langmuir等温模型,理论最大吸附容量为89.43 mg·g-1,远高于未经改性的茶叶渣和其他生物吸附剂.所有结果均证实HFO-TW在净化实际铅污染水体中有着较为广阔的应用潜力.