污泥活性炭的表征及其对Cr（Ⅵ）的吸附特性

以城市污水处理厂污泥为原料，采用磷酸活化一微波热解法制备得到污泥活性炭，并将其用于吸附水溶液中的Cr（Ⅵ）。分别采用元素分析仪（VarioELcube）、比表面积孔径分布测定仪（ASAP2020）、扫描电镜（SEM）和傅里叶红外光谱（FT—IR）等仪器对原污泥及污泥活性炭的表面组成和结构进行表征，探讨污泥活性炭的孔隙结构参数和表面化学性能。通过静态吸附实验，考察了溶液初始pH，接触时间，初始Cr（Ⅵ）浓度对污泥活性炭吸附Cr（Ⅵ）效果的影响，并探讨了污泥活性炭去除Cr（Ⅵ）的机理。实验结果表明，pH越低吸附效果越好，吸附平衡时间为100h。不同温度下吸附过程均符合Langmuir等温吸附模型，30℃时最大吸附容量为27．55mg／g；吸附动力学过程符合准二级速率方程（R2〉0．99）；污泥活性炭对Cr（Ⅵ）的去除是一个吸附-还原耦合的过程。     

磷酸法制备杏核壳活性炭及对Cr（Ⅵ）的吸附

利用饮料厂废弃杏核壳制备活性炭，对含Cr（Ⅵ）废水进行吸附实验研究，达到废物资源化的目的。介绍了活性炭制备过程，用电镜观察活性炭的形貌，并测得碘吸附值为1 354 mg/g。研究杏核壳活性炭吸附含Cr（Ⅵ）废水结果显示，当吸附时间为3 h、溶液pH为3、吸附温度25℃时，活性炭饱和吸附量达12.5 mg/g，有效去除废水中Cr（Ⅵ）。杏核壳活性炭吸附Cr（Ⅵ）符合Langmuir吸附模型（R² =0.9944）和Freundlich模型（R² =0.9462）。对Cr（Ⅵ）的动态去除率可达99.68%。     

微生物絮凝剂去除废水中Cd（Ⅱ）的CCD优化及絮凝机制

应用CCD（中心复合设计）法研究了微生物絮凝剂去除废水中Cd（Ⅱ）的最佳条件组合,并根据傅里叶变换红外光谱与环境扫描电镜分析讨论了絮凝机制。CCD设计以Cd（Ⅱ）去除率为响应值,优化Cd（Ⅱ）初始浓度、MBFGA1投加量、溶液初始pH和反应时间4种因素。方差分析显示,模型F值为11.71,P〈0.0001,相关系数R=0.9154,拟合模型极显著,Cd（Ⅱ）初始浓度、pH和反应时间为显著性因素。在最优化条件下：Cd（Ⅱ）初始浓度23.60 mg/L,MBFGA1投加量27.74 mg/L,pH为9.5,反应时间15.97 min,检测实验Cd（Ⅱ）去除率高于99.5%。傅里叶变换红外光谱图表明,絮凝剂分子上羧基、羟基、磷酸基等官能团参与了絮凝过程,并形成了氢键。结合环境扫描电镜图分析得出,MBFGA1的絮凝机制包括化学反应、吸附架桥、氢键和范德华力结合等作用。     

绿色合成纳米铁去除水中铬离子

以桉树叶提取液作为还原剂和稳定剂,绿色合成纳米铁(EL-Fe NPs),用于去除水体中的铬离子。通过SEM、XRD、FT-IR等技术方法对绿色合成的纳米铁去除铬离子反应前后的微观结构进行表征和分析,观察其反应前后的形态结构。主要探究了p H、Cr(VI)溶液初始浓度、EL-Fe NPs投加量和反应温度等因素对EL-Fe NPs去除铬离子效果的影响,研究其吸附动力学并且进行了EL-Fe NPs重复利用实验。实验结果表明:降低溶液初始p H值、升高温度均能提高铬离子的去除率;在铬离子初始浓度10 mg·L~(-1),EL-Fe NPs投加量1 g·L~(-1),初始p H=6,反应温度298 K条件下,铬离子的去除率能达到77.2%,其去除过程符合伪一级动力学,反应表观活化能为28.23 k J·mo L~(-1),表明其为化学控制过程;EL-Fe NPs在重复使用3次之后,铬离子去除率仍能达到35.2%。     

污泥活性炭的表征及其对 Cr( VI) 的吸附特性

以城市污水处理厂污泥为原料，采用磷酸活化-微波热解法制备得到污泥活性炭，并将其用于吸附水溶液中的Cr（Ⅵ）。分别采用元素分析仪（Vario EL cube）、比表面积孔径分布测定仪（ASAP2020）、扫描电镜（SEM）和傅里叶红外光谱（FT-IR）等仪器对原污泥及污泥活性炭的表面组成和结构进行表征，探讨污泥活性炭的孔隙结构参数和表面化学性能。通过静态吸附实验，考察了溶液初始pH，接触时间，初始Cr（Ⅵ）浓度对污泥活性炭吸附Cr（Ⅵ）效果的影响，并探讨了污泥活性炭去除Cr（Ⅵ）的机理。实验结果表明，pH越低吸附效果越好，吸附平衡时间为100 h。不同温度下吸附过程均符合Langmuir等温吸附模型，30℃时最大吸附容量为27.55 mg/g；吸附动力学过程符合准二级速率方程（R2>0.99）；污泥活性炭对Cr（Ⅵ）的去除是一个吸附-还原耦合的过程。     

Fe~Ⅱ（EDTA）协同生物转鼓过滤器去除NO的实验研究

采用自行研制的生物转鼓反应器（RDB）处理难溶于水的NO废气,为提高NO的传质系数和去除效率,实验考察了营养液中添加FeⅡ（EDTA）络合剂协同RDB以提高NO去除效率的过程。结果表明,当空床停留时间（EBRT）为0.96 min时,在营养液中添加FeⅡ（EDTA）至100 mg/L后,NO的去除效率从70.78%升至79.26%。未添加FeⅡ（EDTA）时NO去除率随营养液的增加下降,添加FeⅡ（EDTA）至100 mg/L后,去除率随营养液量的增加先上升后下降,且下降速率比上升速率大。随着营养液中FeⅡ（EDTA）浓度从0增加至500 mg/L,实验最佳温度从32.5℃升至47.5℃,但添加FeⅡ（ED-TA）至100 mg/L对实验的最适pH值没有太大影响。     

胺化木质素对水中Cu（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）的吸附

以胺化木质素作吸附剂对水中Cu2＋、Cd2＋的去除进行了研究，主要考察了吸附时间、溶液pH值、温度和金属离子初始浓度对吸附去除率的影响，并研究了其吸附等温线和动力学。结果表明，胺化木质素能有效去除水溶液中的Cu2＋、Cd2＋，且对Cd2＋的吸附能力大于Cu2＋吸附动力学符合准二级动力学方程，吸附等温线均可以很好地用Langmuir方程描述。     

改性蜂窝煤渣吸附Cr（VI）的动力学和热力学性能

利用碳酸钡对蜂窝煤渣进行改性，通过粉末X射线衍射光谱（XRD）和扫描电镜（SEM）对改性前后蜂窝煤渣的物质组成和形貌进行表征，研究了改性蜂窝煤渣吸附Cr（VI）的动力学和热力学性能。实验结果表明，改性蜂窝煤渣对Cr（VI）具有良好的吸附能力，吸附过程符合准二级吸附动力学模型。分别用Langmuir、Freundlich、D-R和Tempkin等4种吸附等温线模型对实验数据进行拟合，Langmuir方程拟合效果最好，25、35和45℃下的饱和吸附量分别为2．985、2．562和2．630mg／g。D—R和Tempkin模型研究表明，吸附过程属于物理吸附。热力学研究表明，改性蜂窝煤渣对Cr（VI）的吸附是一个自发的、放热过程。     

磁性水滑石快速吸附水体中Cu(Ⅱ)离子

为了探究磁性水滑石对水体中Cu(Ⅱ)离子的去除效果,利用四氧化三铁对水滑石进行磁化,用扫描电子显微镜、X射线衍射仪和傅里叶红外光谱仪表征磁性水滑石。然后,探究磁性水滑石在不同吸附温度、时间、pH、投加量等条件下去除模拟废水中Cu(Ⅱ)的性能。结果表明,磁性水滑石对Cu(Ⅱ)最大吸附量为32.36 mg/g,吸附动力学结果表明,磁性水滑石对Cu(Ⅱ)的吸附在前90 min基本完成。溶液保持pH 5.6~6.5时,磁性水滑石对Cu(Ⅱ)有良好的吸附效率。磁性水滑石可以再生循环利用3~4次。实验证明,磁性水滑石是一种良好的Cu(Ⅱ)吸附剂。     

累托石／腐殖酸微球的制备及其对Cr（VI）的吸附研究

采用累托石（REC）、腐殖酸（HA）等材料制备微球状吸附剂，考察了累托石、腐殖酸、聚乙烯醇（PVA）、海藻酸钠（SA）、氯化钙等材料的用量对制得的微球吸附性能的影响，通过正交试验确定了微球的最佳制备条件，还考察了微球用量、振荡时间和溶液pH值等因素对微球吸附去除水中Cr（VI）效果的影响。结果表明，采用累托石、腐殖酸、聚乙烯醇等材料可制得高效去除水中六价铬离子的微球状吸附剂，微球的最佳制备条件为：REC1％，HA4％，PVA7％，SA0．1％，CaCl2 0．5％。制得的累托石／腐殖酸微球孔系发达，吸附性能良好。在温度30℃，微球用量0．02g／mL，振荡时间为2．5h，pH值为1的条件下，微球对Cr（VI）的吸附效率可达98％以上。     

Fe3O4纳米磁性微粒对全氟辛烷磺酸盐的吸附

采用共沉淀法合成Fe3O4纳米磁性颗粒,用透射电子显微镜（TEM）、X射线衍射仪（XRD）以及振动样品磁强计（VSM）对Fe3O4纳米磁性颗粒的粒径、形貌和磁性进行表征并研究Fe3O4纳米磁性微粒对全氟辛磺酸盐的吸附。结果表明：在PFOS初始浓度4 mg/L,pH为3,反应时间24 h,Fe3O4纳米磁性微粒投加量1.25 g/L,对全氟辛磺酸盐去除率达到90%。Fe3O4纳米磁性微粒对PFOS的吸附符合Freundlich吸附方程。     

除氟活性铝氧化物（AlOxHy-Fn）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218．88m2／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24h后的平衡吸附量分别为0．60和3．41mg／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63．27mg／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（0．40mg／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。     

纳米TiO2花式分层微球的合成及其对Pb（Ⅱ）的吸附性能

利用仿生合成的方法，以甘氨酸为模板剂、钛酸正四丁酯作钛源，水热合成一种新型纳米TiO2花式微球，并对其进行了表征。通过考察pH值、温度和Pb（Ⅱ）溶液的初始浓度对吸附效果的影响，研究了TiO2花式微球对水溶液中Pb（Ⅱ）的吸附性能及其吸附动力学特性。结果表明，纳米TiO2花式微球直径约2Ixm，平均孔径约56nm，比表面积约是270．3m。／g；当pH值为4．0时TiO2花式微球对溶液中Pb（Ⅱ）吸附率达到最高，210min时基本达到吸附平衡，20、30和40qE的最大吸附量分别为75．64、76．34和77．52mg／g。吸附过程遵循准二级速率方程，与Langmuir等温式拟合更好。     

PBTCA稳定零价纳米铁的制备及其去除水中Cr(Ⅵ)

以2-膦酸丁烷-1,2,4三羧酸(PBTCA)为稳定剂,通过FeCl3.6H2O与NaBH4反应,利用液相还原法制备稳定纳米级零价铁颗粒(P-NZVI),并用透射电子显微镜(TEM)、扫描电子显微镜(SEM)及X射线衍射(XRD)进行表征,颗粒平均粒径为73 nm。考察了Cr(Ⅵ)溶液初始浓度、pH、NZVI投加量、温度等条件对Cr(Ⅵ)去除效果的影响,并与同等条件下不加稳定剂制备的纳米铁(N-NZVI)进行对比。结果表明:Cr(Ⅵ)的去除率随温度和纳米铁投加量增加而升高,随pH和Cr(Ⅵ)溶液初始浓度升高而降低。在相同实验条件下,P-NZVI对Cr(Ⅵ)的去除效果明显优于N-NZVI,表明改性后纳米铁在地表水原位修复领域具有较好的应用前景。     

一株Brevibacillus sp.的原生质球的制备及其对Cr（Ⅵ）的还原吸附效果分析

利用优势菌生物系统的还原吸附作用去除水环境中的Cr（Ⅵ）是一种有前景的处理方法。为了进一步探究优势菌Brevibacillus sp.还原去除Cr（Ⅵ）的机理,利用正交试验得到酶法制备优势菌原生质球的最佳条件,分析原生质球对Cr（Ⅵ）的还原吸附效果。结果表明：酶解最佳条件为酶浓度0.1 mg/L,酶解时间30 min,酶解温度30℃。高渗环境下的优势菌原生质球对Cr（Ⅵ）和总Cr的去除效率分别为75.90%和63.82%,均高于完整菌株,而相对低渗环境下的原生质球,由于质膜破裂,对Cr（Ⅵ）和总Cr的还原吸附去除效率最低。结合Cr（Ⅵ）去除率高于总Cr去除率的现象可以推测,可再生原生质球对Cr（Ⅵ）的还原吸附过程是一个与其生理活性（透膜机制和代谢活性）相关的过程,且Cr（Ⅵ）的还原与吸附是两个联系非常紧密的反应。研究成果为进一步提高Cr（Ⅵ）还原去除效率奠定了理论基础。     

Fenton氧化-絮凝耦合去除水中As(Ⅲ)的机理

为了改善亚铁(Fe(Ⅱ))絮凝去除水中As(Ⅲ)的效果,对Fe(Ⅱ)/H2O2(Fenton试剂)氧化-絮凝耦合工艺进行了研究。以5 mg/L的As(Ⅲ)模拟废水为处理对象,对比了Fenton氧化-絮凝耦合处理As(Ⅲ)和单一Fe(Ⅱ)絮凝的效果。结果表明:单一絮凝对总砷的去除率只有60%左右,而氧化-絮凝耦合的去除率可达99.3%;氧化-絮凝耦合产生的絮体粒度约为单一絮凝的3倍,明显增强了絮凝沉降性能。SEM、XRD、BET测试结果表明:Fenton氧化-絮凝耦合去除水中As(Ⅲ)产生的絮体初级粒子是一种无定形纳米颗粒;氧化-絮凝耦合反应产生的Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)混合态水解形成纳米胶体,对As(Ⅴ)的絮凝吸附优于As(Ⅲ)。氧化还原电位的测定表明As(Ⅲ)被迅速氧化为As(Ⅴ),且是一种原位氧化-絮凝反应过程。     

粉煤灰基沸石对亚甲基蓝和Cr(Ⅲ)的共吸附行为——Ⅰ. 吸附动力学和吸附热力学

以粉煤灰为原料,采用优化改进的水热晶化一步法合成沸石。借助FTIR、XRD和SEM对沸石理化特性进行表征,分析水中双组分污染物亚甲基蓝（MB）和Cr（Ⅲ）的共吸附去除特性。结果表明,合成沸石产物呈菱形或多面体形,在XRD图谱中可见NaP1型沸石特征峰。共吸附过程为准二级反应,以化学吸附为速率控制步骤。Langmuir和Freundlich等温线方程都能有效地描述反应过程,298 K条件下,沸石对MB和Cr（Ⅲ）的理论最大吸附量分别为7.8186 mg/g和8.8889 mg/g。吸附过程自发、吸热,反应后体系自由度降低,推测吸附位点的直接竞争为MB和Cr（Ⅲ）去除的主导机制之一。     

茶渣修饰磁性Fe3O4纳米粒子协同吸附铜铅离子的研究

在茶渣上通过化学共沉淀制备环境友好、价格低廉的磁性纳米粒子Fe_3O_4-茶复合物。结果显示,茶渣修饰提高了磁性Fe_3O_4纳米粒子(Fe_3O_4MNPs)在水中的分散性和稳定性,促进了Fe_3O_4MNPs对水中重金属的去除能力;Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附归因于Fe_3O_4-茶复合物中丰富的结合位点(如—OH,—COOH和—NH—)与Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)形成稳定的络合物。在pH为7.0,Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)初始质量浓度为100mg/L,吸附时间为2h时,Fe_3O_4-茶复合物对Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的吸附率分别为94.58%、94.28%;Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的吸附过程符合准二级动力学方程,Fe_3O_4-茶复合物在连续4次循环再生后,仍表现出较好的吸附能力。利用柱吸附法考察了进液流速对穿透曲线的影响,结果表明:随进液流速增加,穿透点前移,且Cu(Ⅱ)的吸附能力低于Pb(Ⅱ)的吸附能力。     

MFPAC混凝沉淀-矿化垃圾吸附预处理垃圾渗滤液

采用化学还原法制备纳米四氧化三铁,与聚合氯化铝(PAC)制备MFPAC磁性混凝剂,利用混凝沉淀-矿化垃圾吸附预处理垃圾渗滤液,用单因素变量法确定实验的最佳运行参数。结果表明:MFPAC磁性混凝剂对COD和色度的去除效果优于单独投加混凝剂PAC,在纳米四氧化三铁与PAC的质量比为1∶3、MFPAC的投加量为1.5 g·L~(-1)、搅拌条件为转速为300 r·min-1下搅拌60 s、溶液pH值为7.5(垃圾渗滤液原水的pH值)、絮凝时间为30 min的最佳运行条件下,COD由5 810 mg·L~(-1)降低到2 173 mg·L~(-1),色度由1 658倍降低到556倍,其COD去除率为62.6%,色度去除率为66.5%;利用矿化垃圾作为吸附剂处理MFPAC混凝处理后的出水,在矿化垃圾粒径小于2 mm、焙烧温度为700℃、吸附剂投加量为40 mg·L~(-1)、pH值为9的最佳条件下,经过12 h的处理,COD和氨氮的去除率分别为56.7%和68.4%,最终出水的COD和氨氮的浓度分别为941 mg·L~(-1)和343 mg·L~(-1);最终,MFPAC混凝沉淀-矿化垃圾吸附工艺对垃圾渗滤液COD、色度和氨氮的去除率分别为83.8%、78.5%和74.3%。     

联合法赤泥的特性及其对水溶液中Pb(Ⅱ)的去除

赤泥作为氧化铝冶炼过程中排出的一般工业固废,具有数量大、碱性强、粒径小、孔隙结构丰富等特征。采用XRF、XRD、SEM/EDX等分析手段,研究了赤泥的化学组成、矿物结构、粒度、比表面积、表面形貌、酸中和能力等特性。通过批实验观测了赤泥对水溶液中Pb(Ⅱ)的去除效果,并对Pb(Ⅱ)初始浓度、pH等影响因子对去除效果的影响展开了分析。结果表明,赤泥的主要化学成分为CaO、SiO_2、Al_2O_3和Fe_2O_3,平均比表面积为43.8 m~2·g~(-1);赤泥有很强的酸中和能力,对硝酸的中和能力约为1.875 mol·kg~(-1)。初始pH=4,且过程中不控制pH时,反应在10 min之内达到平衡,去除率为98%～100%,赤泥对Pb(Ⅱ)的去除能力可达到25.9 mg·g~(-1)。当pH=4时,赤泥对水溶液中Pb(Ⅱ)的去除反应在90～120 min时达到平衡,去除率为10%～45%,当初始浓度为1～100 mg·L~(-1)时,Pb(Ⅱ)初始浓度越高,Pb(Ⅱ)去除能力越强,去除率越低。当pH为7和10时,Pb(Ⅱ)去除率分别为92%和98%,残留Pb(Ⅱ)浓度小于污水综合排放标准中第一类污染物最高允许排放浓度1.0 mg·L~(-1)。通过分析可知,赤泥对Pb(Ⅱ)的去除符合拟二级动力学模型,吸附机理主要为化学吸附。