无定型纳米TiO2吸附去除饮用水中的低浓度As(Ⅲ)

研究了纳米无定型TiO2颗粒对饮用水中低浓度的三价砷As(Ⅲ)吸附行为。纳米TiO2颗粒吸附剂的BET表面积为205 m2/g,计算的BJH吸附平均孔径为4.02 nm(4 V/A)。对起始As(Ⅲ)浓度为150μg/L的模拟含砷水,经过5h的吸附处理后残余浓度不足4μg/L,As(Ⅲ)去除率达到97%。反应起始阶段吸附速率较快,84%的As(Ⅲ)能够在20min内去除。As(Ⅲ)吸附动力学较好地符合拟二级动力学模式。最佳As(Ⅲ)吸附pH为9.3,低于此值,随酸性增加吸附速率有所降低;而高于此值的强碱性pH对吸附有强烈抑制作用。在平衡浓度较低的情形下(10～220μg/L),Lang-muir,Freundlich和Dubinin-Radushkevich(D-R)吸附等温式均可较好拟合吸附行为,但中性和弱碱性条件下更符合Fre-undlich吸附等温式;平衡浓度大于220μg/L,吸附容量随平衡浓度增加而迅速增加,最大吸附容量在低浓度下达到4.79 mg/g。     

椰纤维生物炭对Cd(Ⅱ)、As(Ⅲ)、Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的吸附

为了研究不同裂解温度制备的椰衣生物炭对Cd(Ⅱ)、As(Ⅲ)、Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的吸附性能差异及其机理,并为制备高效吸附生物炭提供依据,采用Langmuir和Freundlich模型拟合分析了300、500和700℃3个裂解温度下制备的椰衣生物炭对Cd(Ⅱ)、As(Ⅲ)、Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的等温吸附曲线,使用元素分析仪、Boehm滴定法、扫描电子显微镜等研究了不同温度制备的生物炭的组成与理化性质。结果表明,Langmuir模型和Freundlich模型都能较好地拟合生物炭对这些重金属的吸附,提高生物炭的制备温度可增加其对Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的最大吸附量,同时降低其对As(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的最大吸附量;制炭温度升高引起的生物炭C含量、灰分含量、p H、CEC的升高和生物炭表面积增大是导致其对Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的最大吸附量增大的主要原因。而随着制炭温度的上升,O、H元素含量下降引起的碱性官能团的增加,和羟基和酚羟基官能团的减少是生物炭对As(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)吸附量下降的主要因素。     

离子交换树脂对氰化溶液中Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)的吸附行为

研究了大孔型弱碱性阴离子交换树脂L-300对于氰化溶液中Fe(CN)4-6和Fe(CN)3-6的吸附过程。结果表明,L-300树脂可有效地吸附Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)的氰化络合离子。25℃时,该树脂(湿树脂)对Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)的静态饱和吸附容量分别为5.301 mg/m L和8.585 mg/m L。该树脂对铁氰络合离子的吸附过程符合Lagergren二级速度方程式,以液膜扩散为主控步骤,对Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)的吸附速率常数分别为39.85 m L/(g·min)和55.56 m L/(g·min),表明对Fe(Ⅲ)的吸附速率要稍大于对Fe(Ⅱ)的吸附速率。L-300树脂对Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)的吸附符合Freundlich经验等温式,吸附过程的焓变分别为11.65 k J/mol和11.81 k J/mol,表明吸附是吸热过程。     

生物炭对水中Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附特征

选取花生壳和玉米秸秆为原材料,在不同温度下制备生物炭,与市售的银杉木炭一起作为吸附剂探究其对水溶液中Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附能力和特性。用FTIR和扫描电镜表征生物炭表面性质。实验考察了吸附时间、溶液初始pH、初始浓度对吸附的影响。结果表明,在室温25℃和pH 5.0条件下,生物炭对Pb(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的吸附量随时间的增加而增大,在24 h后基本达到平衡,并且生物炭对Pb(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的吸附动力学符合准二级动力学方程;溶液初始pH显著影响生物炭对Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附,其中对Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的最佳吸附pH分别为5.0和6.0;花生壳生物炭和玉米秸秆生物炭对Pb(Ⅱ)的等温吸附符合Langmuir模型和Freundlich模型,而对Zn(Ⅱ)的等温吸附Freundlich模型拟合效果更佳;银杉木炭对Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的等温吸附更适用于Langmuir模型。另外,随着生物炭制备时热解温度的升高,生物炭对Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附量增加,且各生物炭对Pb(Ⅱ)的最大吸附量远大于其对Zn(Ⅱ)的最大吸附量。不同生物炭对Pb(Ⅱ)的吸附能力有明显差异,表现为:花生壳生物炭玉米秸秆炭银杉木炭,而对Zn(Ⅱ)的吸附力差异不明显。     

骨炭对Pb(Ⅱ)的吸附特性

通过间歇实验研究了骨炭对重金属Pb(Ⅱ)的吸附特性。探讨了固液比、pH、离子强度、反应时间、温度及初始浓度等因素的影响。实验结果表明,pH与固液比显著影响去除率,温度与离子强度的影响较小。当温度为20℃,pH=2.5,Pb(Ⅱ)的初始浓度为200 mg/L,固液比为1 g/L时,最大去除率近100%。动力学实验结果表明,骨炭对Pb(Ⅱ)的吸附为快速反应,在30 min内可达到平衡,准二级动力学模型可较好地拟合实验结果。等温吸附实验结果表明,Freundlich模型与Langmuir模型均可较好地拟合等温吸附实验结果。骨炭对Pb(Ⅱ)的吸附机制主要为表面络合反应与分解置换-沉淀反应。     

除氟活性铝氧化物(AlO_xH_y-F_n)的吸附除砷性能

以活性铝氧化物AlOxHy处理某高氟地下水的中试实验获得的吸附剂废料AlOxHy-Fn为对象,考察其对三价砷(As(Ⅲ))和五价砷(As(Ⅴ))吸附去除性能,并对吸附机理进行了探讨。研究显示,AlOxHy-Fn为多孔无定型且具有不规则表面的絮状结构,比表面积为218.88 m2/g,零电荷点pHZPC在pH为8左右;AlOxHy-Fn可快速吸附As(Ⅲ)和As(Ⅴ),且反应24 h后的平衡吸附量分别为0.60和3.41 mg/g,朗格缪尔模型可以很好地描述As(Ⅲ)和As(Ⅴ)在AlOxHy-Fn表面的吸附,且As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的最大吸附容量分别为13.63和63.27 mg/g;AlOxHy-Fn在pH=4~10范围内对As(Ⅴ)去除率在90%以上,As(Ⅲ)在中性和弱碱性pH范围内吸附效果较好,但去除率仍在32%以下。AlOxHy-Fn表面性质、砷形态分布特征等对As(Ⅲ)与As(Ⅴ)的吸附有重要影响,电负性As(Ⅴ)较电中性As(Ⅲ)更容易吸附在AlOxHy-Fn表面。AlOxHy-Fn吸附除砷过程中,在pH为6时氟溶出量最低(0.40 mg/g),过高或过低pH均会导致氟溶出量增大;氟溶出量与As(Ⅴ)吸附量之间有明显正相关关系(R2=0.97),但与As(Ⅲ)吸附量无相关关系;铝溶出量在pH为4~10范围内均很低。将AlOxHy-Fn回用作为除砷吸附剂去除工业含砷废水的砷具有良好的技术经济可行性,且将As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ)是提高去除效果的重要手段。     

As(V)在金红石TiO_2颗粒表面吸附特性及机理

通过静态动力学和热力学吸附实验,研究了温度、共存离子以及溶质的初始浓度对As(V)在金红石TiO2颗粒表面吸附的影响,探讨了As(V)在金红石TiO2颗粒表面吸附特性及机理。结果表明,在As(V)初始浓度为10 mg/L,pH为7的条件下,25℃时的吸附量0.41 mg/g高于30℃时的吸附量0.31 mg/g,As(V)在金红石TiO2上的吸附为放热过程。CaCl2和MgCl2的添加对As(V)在金红石TiO2表面吸附起到明显的促进作用。T=25℃,Ca2+或Mg2+浓度为10 mmol/L时,As(V)吸附量分别为0.64和0.56 mg/g,Ca2+比Mg2+对As(V)吸附促进作用强。As(V)在金红石TiO2的吸附等温线符合Frendlich方程,Lagergren二级动力学方程能较好地描述As(V)在金红石TiO2颗粒表面吸附的动力学过程。     

PS-TMT树脂的合成及其对水溶液中Hg(Ⅱ)的吸附性能

以氯甲基聚苯乙烯树脂为载体与三聚硫氰酸反应,合成了功能化的螯合树脂PS-TMT,并对其进行了元素分析、红外光谱以及比表面表征。通过静态吸附实验研究了其对水溶液中Hg(Ⅱ)的吸附性能,结果表明,PS-TMT螯合树脂在pH值1～7范围内对Hg(Ⅱ)具有良好的吸附能力,在25℃、pH 7条件下对Hg(Ⅱ)的最大吸附容量为344 mg/g;动力学研究显示树脂对Hg(Ⅱ)的吸附在240 min内可达到吸附平衡,吸附动力学过程符合准二级动力学模型;吸附等温线则符合Langmuir吸附等温线模型。     

高炉瓦斯泥对Cu(Ⅱ)的吸附

采用等离子体发射光谱、N2吸附和傅里叶红外光谱技术(FT-IR)对高炉瓦斯泥(BFS)进行了表征,测得其BET比表面积为21.13 m2/g、并且含有羟基、酯基等功能性官能团。实验考察了吸附剂用量、pH值、吸附温度、Cu(Ⅱ)初始浓度对高炉瓦斯泥吸附Cu(Ⅱ)的影响,结果表明,当Cu(Ⅱ)初始浓度为100 mg/L时,温度为313 K、高炉瓦斯泥用量为1.5g/L、pH=5时,20 min可达到吸附平衡,吸附率为99.99%。并且吸附过程符合准二级动力学反应模型以及Freundlich吸附等温式,其表观活化能Ea=58.27 kJ/mol,该吸附过程是自发的、吸热的熵增过程。     

pH对δ-MnO_2和水铁矿吸附As(Ⅴ)的影响

研究了初始pH对δ-MnO_2和水铁矿吸附As(Ⅴ)的动力学和热力学过程的影响。结果表明,不同初始pH对水铁矿去除As(Ⅴ)的效果影响不明显,而对δ-MnO_2去除As(Ⅴ)的效果影响较大。在相同的吸附时间下,初始pH=5.0时,As(Ⅴ)去除率最高,且随初始pH增大而降低。当初始pH=5.0时,δ-MnO_2和水铁矿对As(Ⅴ)的平衡吸附量总体上都大于初始pH=7.0或初始pH=9.0时。准二级动力学方程可以很好地描述δ-MnO_2和水铁矿吸附As(Ⅴ)的动力学过程。Freundlich方程拟合水铁矿和δ-MnO_2吸附As(Ⅴ)的过程优于Langmuir方程。     

铁改性竹炭去除水中的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

利用竹炭负载铁氧化物制备了复合吸附剂,并用粉末X射线衍射对负载的铁进行了表征。通过静态吸附实验,对比研究了改性竹炭对水溶液中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)阴离子的吸附特性。结果表明,载铁竹炭对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的最佳吸附pH分别为8和2。改性竹炭对砷阴离子的吸附过程可符合准二级动力。Freundlich等温方程式能很好地描述As(Ⅲ)和As(Ⅴ)在改性竹炭上的吸附。在相同初始浓度和吸附剂投加量下,改性竹炭对As(Ⅴ)的吸附量大于As(Ⅲ)。     

钢渣与高岭石、有机肥混合对As(Ⅲ)的吸附特性研究

以高岭石、钢渣和有机肥为对象,研究单一和混合材料对As(Ⅲ)的吸附能力对比,并结合吸附等温线、吸附动力学等研究混合材料对As(Ⅲ)的吸附特性。结果表明:(1)适合的材料混合能提升单一材料对于As(Ⅲ)的吸附能力。材料单一使用时,钢渣对As(Ⅲ)的去除效果最好,去除率达65.0%;在混合材料中,钢渣/有机肥(质量比1/2,以c12表示)和钢渣/高岭石/有机肥(质量比2/1/1,以S211表示)对As(Ⅲ)有较好吸附效果。c12对As(Ⅲ)的去除率达到78.2%,最大吸附量为3.907mg/g,S211对As(Ⅲ)的去除率达到66.1%。(2)钢渣单一及与其他材料复配后对As(Ⅲ)的吸附都是一个先快后慢的过程,具有"快速吸附、缓慢平衡"的特点,随着平衡浓度的增加,吸附逐渐趋于平衡。钢渣吸附As(Ⅲ)溶液的行为主要符合一级动力学模型和Langmuir方程;c12和S211对As(Ⅲ)的吸附适于二级动力学模型和Langmuir方程,说明钢渣及复配材料均为单层分子吸附,在材料混合后主要以化学吸附为主。     

石墨烯/二氧化硅负载纳米零价铁对As(Ⅲ)的去除

以氧化石墨烯和正硅酸乙酯为原料,采用溶胶-凝胶法制得石墨烯/二氧化硅复合材料(GS),以GS为基体,采用液相还原法,得到石墨烯/二氧化硅负载纳米零价铁(NZVI/GS),将其用于水中As(Ⅲ)的吸附研究。通过XRD、TEM、BET、Zeta电位等表征手段对NZVI/GS进行表征。探讨不同反应条件对NZVI/GS的吸附影响,并进行动力学方程和吸附等温线方程拟合。结果表明,NZVI/GS对As(Ⅲ)具有良好的去除效果,当初始溶液pH为6~8,投加量为0.4 g·L~(-1),反应温度为35℃,砷初始浓度为2 mg·L~(-1)时,NZVI/GS对As(Ⅲ)的去除率高达99.81%。通过Langmuir等温吸附方程得到NZVI/GS对As(Ⅲ)最大吸附量55.93 mg·g~(-1)。     

针铁矿对Pb~(2+)的吸附特征及影响因素研究

通过恒温振荡平衡法研究了Pb~(2+)在针铁矿上的等温吸附和吸附动力学特征,探讨了吸附的影响因素.结果表明:(1)随Pb~(2+)平衡浓度和pH的增大,针铁矿对Pb~(2+)的吸附量逐渐增大.(2)针铁矿对Pb~(2+)的等温吸附可用Freundlich和Langmuir方程较好地拟合.(3)在相同温度和pH下,随离子强度的提高,针铁矿对Pb~(2+)的吸附量增大.(4)在相同离子强度和pH下,针铁矿对Pb~(2+)的吸附量总体随温度升高而增大.针铁矿对Pb~(2+)的吸附是自发进行的吸热反应.(5)针铁矿吸附Pb~(2+)的过程可分为初始的快吸附和随后的慢吸附2个阶段.pH影响吸附反应快慢,随pH增大吸附速率增大;随着pH的增大,达到平衡吸附的时间缩短.吸附动力学方程用Elovich方程拟合最佳.     

粉煤灰/氧化石墨烯复合材料吸附Hg(Ⅱ)

利用売聚糖(CS)将氧化石墨烯(GO)交联到粉煤灰颗粒上,制备出粉煤灰/氧化石墨烯(FCGO)复合吸附材料。扫描电子显微镜(SEM)、漫反射红外光谱(DRIFT)和X射线电子光谱(XPS)对FCGO的研究表明GO被成功负载到粉煤灰上。静态吸附实验表明pH值接近中性时有利于FCGO对Hg(Ⅱ)的吸附,共存阴离子促进而阳离子抑制对Hg(Ⅱ)的吸附。动力学研究表明FCGO吸附Hg(Ⅱ)符合Elovich方程模型,饱和吸附量高达42.2 mg·g~(-1)1。非线性Redlich-Peterson模型比Langmuir和Freundlich模型更适合描述吸附过程。热力学参数△H~0=12.20 kj·mol~(-1),△S~0=48.92 J·(mol K)~(-1),△G~0=-4.09kJ·mol~(-1)(333K)表明吸附过程是吸热且自发进行的。分析吸附前后FCGO的DRIFT和XPS光谱,推测对Hg(Ⅱ)的吸附主要是静电吸引作用。     

粉煤灰对Cr(Ⅵ)的吸附特性

通过间歇实验研究了粉煤灰对重金属Cr(Ⅵ)的吸附特性。探讨了固液比、pH、反应时间、温度、离子强度和初始浓度等因素的影响。实验结果表明,固液比、pH、温度与离子强度都对去除率有较大影响。当温度为20℃、pH=1、Cr(Ⅵ)的初始浓度为10 mg/L,固液比为100 g/L时,去除率达到50.13%。动力学实验结果表明,粉煤灰对Cr(Ⅵ)的吸附为快速反应,在180 min内可达到平衡,伪二级动力学模型可较好地拟合实验结果。等温吸附实验结果表明,Freundlich模型与Langmuir模型均可较好地拟合等温吸附实验结果。低温有助于粉煤灰对Cr(Ⅵ)的吸附。     

凹凸棒石/CoFe_2O_4磁性复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附性能

采用低温回流法制备凹凸棒石/CoFe_2O_4磁性复合材料,利用比表面积(BET)、磁滞回线、红外光谱(FTIR)等手段对磁性复合材料进行表征,并研究磁性复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附性能,利用吸附前后FTIR和光电子能谱(XPS)对其吸附机理进行初步探讨。结果表明,磁性复合材料的比表面积为175.85 m~2·g~(-1),略大于凹凸棒石;饱和磁化强度为14emu·g~(-1),易于磁分离。pH在2~12范围内,吸附量随pH值的增大而减小。Freundlich等温吸附模型能较好描述吸附实验结果。ΔG为-15.19~-14.28 k J·mol~(-1),ΔH为-19.15 k J·mol~(-1),ΔS为-13.96~-14.20 J·(mol·K)~(-1),说明该吸附是自发、放热的,低温有利于吸附;动力学实验表明吸附行为符合准二级动力学。由吸附前后的FTIR可知凹凸棒石/CoFe_2O_4中羟基参与Cr(Ⅵ)吸附过程;XPS分析可知吸附过程包含Cl~-与铬酸根的离子交换和Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)的反应。     

天然锰砂去除水中的砷

天然锰砂是一种廉价、高效的水处理用材料,但尚未用于水中砷的去除。实验研究了反应时间、砷形态、初始砷浓度、温度、溶液初始pH对吸附过程的影响。结果表明,天然锰砂对As(Ⅲ)的吸附能力大于As(Ⅴ)。25℃时,固液比为10 g/L的条件下,天然锰砂对初始浓度为5.0 mg/L的砷溶液吸附过程经72 h基本达到平衡,平衡时对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的去除率分别达到94.5%和85.9%。吸附过程符合Lagergren准一级反应动力学模型和假二级反应动力学模型。相比之下,假二级动力学模型拟合程度更高。对As(Ⅲ)和As(Ⅴ),45℃时的吸附量均大于25℃时。不同温度下,天然锰砂对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附过程更符合Freundlich等温吸附模型。在溶液初始pH为3～10范围内,锰砂对砷的吸附能力受pH的影响较小。实验结果表明,天然锰砂是一种具有实际应用潜力的除砷材料。     

煤泥对水溶液中Ca~(2+)的吸附性能研究

在静态条件下,研究了Ca2+在煤泥表面的吸附动力学.考察了不同Ca2+初始浓度的吸附实验,并对实验结果进行了动力学方程的拟合,结果表明,煤泥对Ca2+的吸附过程较好地符合准二级动力学方程.研究了初始Ca2+浓度、溶液pH值、振荡速度和煤泥质量对Ca2+吸附量的影响,实验结果表明:(1)煤泥对Ca2+吸附量随着Ca2+溶液浓度的增加而增大,Ca2+浓度大于3.828 mmol/L时,吸附鼍基本保持不变;(2)溶液pH<9时煤泥颗粒对Ca2+的吸附主要是静电吸附,pH>9时Ca2+在煤泥表面主要是沉淀吸附和一羟基吸附;(3)Ca2+在煤泥表面吸附的最佳振荡强度为150 r/min.     

Sb（Ⅲ）在不同形态MnO2表面的吸附特征

研究比较了Sb(Ⅲ)在δ态、α态和β态MnO2表面的吸附行为,深入探讨了pH、MnO2浓度、Sb(Ⅲ)初始浓度和离子强度对MnO2吸附Sb(Ⅲ)的影响.结果表明,δ态、α态MnO2对Sb(Ⅲ)的吸附等温线较好地符合Langmuir吸附等温式,β态MnO2对Sb(Ⅲ)的吸附等温线较好地符合Freundlich吸附等温式;Sb(Ⅲ)在δ态、α态MnO2表面的吸附速率较快,吸附过程符合一级反应动力学曲线,而在β态MnO2表面的吸附速率较慢,吸附过程符合二级反应动力学曲线;pH对3种形态MnO2的吸附活性影响很大,适当的MnO2浓度有利于对Sb(Ⅲ)的吸附,离子强度对MnO2的吸附活性影响不大.