碱法提取的混合海洋硅藻粗多糖对铅离子的吸附特性研究

采用浓碱法(40 mg·mL~(-1)NaOH)辅助冻融、加热方法提取混合海洋硅藻粗多糖,通过比较粗多糖得率、总糖、蛋白质及硫酸基含量筛选提取方法,并利用最佳方法提取的粗多糖作为生物吸附剂对Pb~(2+)进行吸附.提取实验结果表明,最优的提取方法为浓碱(40 mg·mL~(-1)NaOH)-冻融法,其粗多糖得率为33.14%,总糖含量为31.65%(480 nm)和27.27%(490 nm),蛋白质含量为6.44%、硫酸基含量为3.23%.吸附结果表明,该粗多糖对Pb~(2+)的吸附在2 h左右达到平衡,在180 r·min-1、25℃、pH=4~6时吸附效果最佳;在初始浓度为600 mg·L-1混合重金属溶液条件下,粗多糖对Cd~(2+)、Pb~(2+)、Cu~(2+)和Ni~(2+)的吸附容量大小顺序为:Ni~(2+)Cu~(2+)Cd~(2+)Pb~(2+)(以物质的量浓度为单位进行评价);粗多糖中含有的小分子糖类杂质对Pb~(2+)吸附的贡献远远大于蛋白质杂质.吸附动力学拟合结果表明,此硅藻粗多糖对Pb~(2+)的吸附过程更符合伪二级动力学模型,且Langmuir方程拟合的可决系数R2大于0.9,说明粗多糖对Pb~(2+)的吸附为单层吸附.     

污泥腐殖酸对Cd2+的吸附特性

为了促进污水处理厂剩余污泥的资源化利用,探索S-HA（sludge-based humic acid, 污泥腐殖酸）对溶液中重金属Cd2+的吸附特性.采用国际腐殖酸协会（IHSS）推荐的方法提取S-HA,通过元素分析、FT-IR（傅里叶红外光谱分析）和SEM-EDS（外观形态分析）等方法,考察溶液pH和共存阳离子对吸附过程的影响,并对吸附过程分别进行了吸附动力学模型、等温吸附模型和吸附热力学模型拟合,同时通过对比S-HA吸附前后的红外光谱和扫描电镜-能谱图片,探索S-HA对Cd2+的吸附机制.结果表明:①S-HA表面呈松散的簇团状,含有大量的羧基、醇羟基和酚羟基等含氧官能团,芳香度较高,含有较多的脂肪链结构;S-HA在吸附水中Cd2+的过程中,Cd2+与S-HA表面上的酚羟基、羧基等官能团发生了络合作用.②S-HA对Cd2+的吸附量随溶液pH升高而增加,溶液中Na+、NH₄+和Ca2+等共存阳离子的存在不利于S-HA对Cd2+的吸附,其中Ca2+的存在对S-HA吸附Cd2+影响最大.③S-HA对Cd2+的吸附由快吸附、慢吸附和吸附平衡3个阶段组成,吸附平衡时间为12 h;吸附过程符合准二级动力学模型,其整体吸附速度由液膜扩散和颗粒内扩散共同控制;吸附等温线符合Freundlich等温吸附模型,25℃下的最大吸附量为19.29 mg/g,Cd2+在S-HA上的吸附是自发吸热反应.研究显示:污水处理厂剩余污泥提取的S-HA对Cd2+具有较好的吸附效果;S-HA对Cd2+的吸附过程同时存在着物理吸附和化学吸附;高pH对S-HA吸附Cd2+有促进作用,而高离子强度对S-HA吸附Cd2+有抑制作用.      

海洋底栖硅藻胞外多聚物化学成分的定量研究

海洋底栖硅藻通过分泌胞外多聚物（Extracellular polymeric substance,EPS）实现滑行运动和附着。为探查不同生长期硅藻EPS的变化,以及同一生长期不同硅藻EPS的异同,本文以单个细胞分泌的EPS为考量依据,进行了定量分析。采用热溶剂浸提法对海洋底栖硅藻EPS的水溶性和水不溶性组分进行提取;利用苯酚-硫酸法定量提取液中的多糖,利用考马斯亮蓝G-250法定量蛋白质。结果表明,不同生长期的羽状舟形藻（Navicula pinna）,随着细胞密度增大,EPS中多糖和蛋白质的分泌量减少,且多糖和蛋白质含量存在差异,表明EPS分泌行为因硅藻生长期不同而发生变化;同为生长指数期,三种海洋底栖硅藻:平滑舟形藻（Navicula leavissima）、小形舟形藻（Navicula parva）、羽状舟形藻（Navicula pinna）的EPS分泌量不同,但EPS中的多糖和蛋白质百分含量无明显差别。     

烟曲霉胞外聚合物对Pb2+的吸附特性

采用阳离子交换树脂(CER)法提取了烟曲霉胞外聚合物（EPS）,并分析了其生物化学成分.同时,考察了烟曲霉EPS对重金属离子Pb2+的去除效果,探讨了其生物吸附机理和动力学特性.结果表明,CER法提取的烟曲霉EPS多糖含量较高,对细胞破坏程度较小.烟曲霉EPS吸附Pb2+的平衡时间约为3h,最佳吸附pH为6.5,吸附平衡时 Pb2+去除率为73.48%.烟曲霉EPS对Pb2+的吸附平衡均能较好地用Langmuir模型和Freundlich模型来描述,而且更适用Langmuir模型,最大吸附量qm为32.22mg·g -1.烟曲霉EPS的FTIR分析结果表明,多聚糖中的羟基、羧基和C—O—C等是与Pb2+发生了作用的基团,而其中蛋白质的作用不明显.     

两种天然矿物改性材料对模拟废水中Cd2+的吸附特性

为了提升天然非金属矿物对Cd2+的吸附性能,采用MT（蒙脱石）和HP（海泡石）为前驱材料,依次通过酸纯化和SDS（十二烷基磺酸钠）改性后合成了有机非金属矿物材料,利用扫描电镜（SEM）、傅里叶变换红外光谱（FT-IR）、X射线荧光光谱分析（XRF）等手段对2种改性材料〔SDS-MT（十二烷基磺酸钠改性蒙脱石）和SDS-HP（十二烷基磺酸钠改性海泡石）〕吸附Cd2+的机制进行探究,并对吸附过程分别进行了动力学拟合和等温吸附方程拟合.结果表明:①SDS-MT和SDS-HP吸附模拟废水中Cd2+的效果分别比未改性的MT和HP平均提升约40%和19.5%. ②改性过程没有改变2种前驱材料的基本结构,但引起其元素质量分数、阳离子交换量和比表面积的改变. ③SDS-MT、SDS-HP对模拟废水中Cd2+的吸附量受溶液的pH影响较大,最大吸附量分别达16.54、9.24 mg/g,2种改性材料对模拟废水中Cd2+的吸附过程能较好地满足准二级动力学方程,并且其平衡传质时间较短. ④SDS-MT对模拟废水Cd2+的吸附模型较满足于Freundlich吸附等温模型,推测SDS-MT是一种有限吸附位点的吸附剂,吸附过程为单分子层吸附,而SDS-HP则较好的满足Langmuir吸附等温模型.研究显示,对2种天然非金属矿物材料的有机改性能够有效提升材料对Cd2+的吸附容量,发挥材料的实际运用价值.      

组合液膜对自配淋洗液中Cd的提取回收效果

淋洗法是解决土壤重金属污染的有效方法之一,其对土壤Cd污染的治理效果较好,但需对Cd污染土壤进行淋洗后的含Cd淋洗废液进行再生和回收利用.为了克服传统液膜分离技术不稳定、膜溶液易流失等缺陷.采用P204（磷酸二异辛酯）为络合剂的组合液膜提取技术对自配土壤淋洗液中Cd2+进行提取,考察水相pH、w（P204）、接受相酸浓度、膜相与接受相体积比、接收相不同酸、水相初始c（Cd2+）对Cd2+提取率的影响,并提出动力学方程,进一步研究Cd2+在多金属离子分离条件.结果表明:①络合剂与Cd2+形成络合物在液膜系统中传输,最佳提取条件为pH 4.2、w（P204）5.0%、接受相酸浓度4.0 mol/L、膜相与接受相体积比1:3,接收相酸种类对提取率影响不明显;②水相c（Cd2+）越低,提取率越高;③基于传质动力学模型,建立了回收系数与水相pH和w（P204）的关系方程,分别为P_c=（3.20×104+2.03×1010[H+]2）-1和P_c-1=3.208×104+1.742[C0]-2,得到Cd2+通过料液和膜边界层的厚度（d_w）为17.8 μm,络合物通过膜的扩散系数（D_m0）为7.61×10-8 m2/s.研究显示,在最佳提取条件下,初始c（Cd2+）为5.0×10-3 mol/L时,240 min内提取率可达93%,通过调节多金属离子体系中Cd2+的提取条件与参数,或调节每种金属提取条件与参数,进行反复提取,Cd2+可以与其他重金属成功分离.      

孔隙堵塞效应降低生物质炭-磁铁矿混合物对镉的吸附能力

利用吸附实验,通过吸附等温模型,研究了磁铁矿、生物质炭和生物质炭-磁铁矿混合物对Cd的吸附能力;在此基础上,使用X射线光电子能谱（XPS）和BCR连续提取法对吸附介质上Cd的结合形态进行分析.Langmuir和Freundlich两种吸附等温模型拟合结果表明,无论单一的磁铁矿和生物质炭或是二者的混合物对Cd的吸附均为单层吸附.磁铁矿和生物质炭对Cd单独吸附的吸附量分别为18.9、14.0 mg·kg^-1,而生物质炭-磁铁矿混合物对Cd的吸附量为12.0 mg·kg^-1,低于其单独吸附Cd的吸附能力.当加入胡敏酸（HA）时,磁铁矿和生物质炭对Cd的吸附量分别为23.0、14.7 mg·kg^-1,混合物对Cd的吸附量为13.3 mg·kg^-1,混合后材料对Cd的吸附能力均降低.粒径、孔隙度和形貌表征结果显示,生物质炭粒径（10~100 μm）远大于磁铁矿粒径（1~10 μm）,混合后部分磁铁矿纳米颗粒堵塞生物质炭的微孔,使混合后材料孔隙度明显降低（88.5%~74.5%）,从而导致混合材料吸附能力下降.XPS分析中,与磁铁矿混合或加入HA都对生物质炭表面C—O官能团含量有影响,从而影响吸附效果.从XPS结果还可以看出,吸附后的Cd全部以Cd²⁺形式存在,BCR连续提取也证明吸附剂上的Cd主要以可交换态存在.磁铁矿和生物质炭除去Cd主要依赖表面吸附、络合及共沉淀.吸附的Cd较不稳定,随着环境变化容易发生解吸作用,重新释放到环境中.     

A/O的SBR系统中不同方法提取EPS的效果分析

通过阳离子交换树脂(CER)法与加热法在厌氧/好氧运行方式的SBR系统系统中提取厌氧初、厌氧末与好氧末胞外聚合物(EPS),发现加热法提取蛋白质的量高于多糖的量,且有利于蛋白质与磷化合物的提取;CER法提取多糖的量高于蛋白质的量且多糖量的高低与EPS中Ca~(2+)、Mg~(2+)量的高低相关。CER法提取的EPS中Ca~(2+)、Mg~(2+)含量较低且Ca~(2+)、Mg~(2+)可以降低EPS的zeta电位,故其zeta电位值相对较高。对比好氧末两种EPS红外光谱,发现表征蛋白的特征峰偏移量小于4 cm~(-1),表征多糖的特征峰偏移量为10 cm~(-1),表征磷化合物的部分特征峰不同。     

活性污泥水热碳化法制备磁性炭及对水体Cd2+及Pb2+的去除

以含有FeSO₄的活性污泥为原料,采用水热碳化法,在220℃,4 h条件下,制备得到磁性炭（Fe-SSBC）,并实现污泥减量。以Cd2+和Pb2+为模型污染物,探究了Fe-SSBC的投加量、起始酸碱度对Cd2+和Pb2+吸附的影响以及吸附机理。采用元素分析（EA）、X射线能谱分析（EDS）、傅里叶红外光谱分析（FTIR）、比表面积（BET）、X射线光电子能谱分析（XPS）、磁滞回线对样品进行表征。研究结果表明:在投加量为0.2 g,pH为5的条件下,Fe-SSBC对Cd2+的吸附效果最好,在10 h后去除率接近100%;投加量为0.3 g,pH为6时,对Pb2+的吸附效果最佳,在8.5 h后Pb2+去除率接近100%。Fe-SSBC对Cd2+和Pb2+的吸附动力学拟合结果更符合准二级动力学模型,Langmuir吸附等温线模型能够更好地反映Cd2+和Pb2+在Fe-SSBC上的单分子层吸附,化学吸附为控制吸附过程,同时存在物理吸附。制备磁性炭在实现污泥减量的同时,具有有效去除水中Cd2+和Pb2+的作用。     

荷梗生物炭理化性质及其对水中Cd的吸附机制

为探究HBC（荷梗生物炭）的基本理化性质及其对水中Cd2+的吸附机制,以荷梗为原料,在300~700℃热解温度下制得HBC,通过灰分分析、元素分析、SEM（扫描电镜）分析及FTIR（傅里叶红外光谱）分析初步探明HBC的基本理化性质并确定其最优热解温度,同时利用经典的吸附动力学模型和等温吸附模型对HBC吸附水中Cd2+的内在机制进行分析.结果表明:HBC的最优热解温度为400℃,灰分物质显著影响了HBC的pH,进而对其吸附性能产生影响.SEM分析结果显示,HBC具有发达的多孔结构,其中400℃下制备的HBC（记为HBC-400）多孔结构最优.元素分析结果显示,HBC中φ（C）逐渐升高而H/C[φ（H）/φ（C））]、O/C[φ（O）/φ（C）]下降,表明随热解温度升高HBC逐渐失水且炭化程度逐渐增强.FTIR分析表明,HBC表面存在大量羟基、羧基和羰基等含氧官能团,随热解温度升高,HBC芳构化程度增强而表面官能团丰度降低.试验条件下,HBC对Cd2+的平衡吸附量已达39.239 mg/g,吸附平衡时间为600 min.通过对吸附动力学及等温吸附模型拟合结果分析可知,水中Cd2+在HBC上的吸附是发生在多相异构表面的多分子层混合吸附.综合考虑HBC的理化性质及模型拟合结果可以推测Cd2+在HBC上的吸附可分为3个过程:① Cd2+在浓度梯度力作用下由溶液迅速扩散到HBC表面.② Cd2+与HBC表面官能团发生络合、离子交换反应,与金属氧化物、碳酸盐等发生共沉淀反应.③ Cd2+扩散到HBC的多孔结构中,与苯环上普遍存在的π电子结构发生阳离子-π作用.研究显示,HBC具有碱性、发达的多孔结构、丰富的表面官能团和高稳定性等优良性质,HBC对水中Cd2+的吸附是在其多孔介质表面进行的化学主导吸附过程,因此,可为生物炭类环境功能材料的研制提供选材依据.      

包埋固定化海洋硅藻吸附材料的制备及其对水中铅离子的吸附特性研究

采用海藻酸钠(SA)凝胶包埋法对海洋硅藻藻粉进行固定化,考察了藻粉用量、海藻酸钠浓度、Ca Cl2质量分数、交联时间及小球粒径对固定化小球吸附铅离子性能的影响,并研究了这种吸附材料对Pb~(2+)的吸附特性.结果表明,固定化海洋硅藻生物吸附剂的最佳制备条件为:藻粉用量5.0 g/100 m L SA、海藻酸钠浓度20 g·L~(-1)、Ca Cl2质量分数0.5%、交联时间1 h、小球粒径2.8 mm左右.Langmuir等温吸附模型能够较好地描述固定化小球吸附对Pb~(2+)的等温吸附特征,R2为0.9983,最大理论吸附量为833.33 mg·g~(-1).准二级动力学模型能够较好地拟合固定化小球吸附Pb~(2+)的动力学过程,理论平衡吸附量为714.29 mg·g~(-1),与实验所得平衡吸附量706.55 mg·g~(-1)较为接近.固定化小球吸附Pb~(2+)的适宜初始p H值为4~5.Na Cl、Ca(NO3)2、Mg(NO3)2对固定化小球的吸附性能有一定的促进作用.本研究所制固定化海洋硅藻球形吸附材料对Pb~(2+)的吸附容量明显优于大部分研究所报道的固定化生物吸附剂,是一种很有潜力的生物吸附材料.     

改性磁性纳米颗粒固定内生菌Bacillus nealsonii吸附废水中Cd2+的特性研究

从重金属超累积植物龙葵体内提取内生菌Bacillus nealsonii,采用二氧化硅改性纳米Fe_3O_4颗粒与海藻酸钠将其包埋交联进行固定化,制得一种新型球状生物吸附剂,并应用于废水中Cd~(2+)的吸附处理.同时,通过正交实验研究了该球状生物吸附剂的最佳制备条件和吸附处理条件,并采用扫描电镜等表征手段与构建吸附动力学考察了其吸附特征.结果表明,球状生物吸附剂的最佳制备条件为:改性纳米Fe3O4颗粒质量分数为0.1%,海藻酸钠质量分数为8.0%,菌液接种量为0.4%,交联时间为2 h;其最佳吸附处理条件为p H=6、吸附时间12 h、吸附剂用量(干重)2.5 g·L-1,在Cd~(2+)初始浓度为50 mg·L-1时的吸附率可达96%以上.研究发现,球状生物吸附剂的内外部结构孔隙率较大,有利于促进Cd~(2+)的吸附.该吸附过程遵循准二级反应动力学,以化学吸附为主,符合Freundlich等温吸附模型,最大单分子吸附量可达13.02 mg·g-1.解吸实验结果表明,该吸附剂具有较好的可重复利用性.     

EDTA-nSiO2纳米颗粒对Cd2+的吸附

nSiO_2纳米颗粒是一种广泛应用的工程纳米材料,为增加其对水溶液中Cd~(2+)的吸附性能,采用接枝改性的方法制备出乙二胺四乙酸(EDTA)改性nSiO_2纳米颗粒(EDTA-nSiO_2),并用透射电镜、氮气吸附-解吸、红外光谱和差热分析等手段对其进行了结构表征,同时以其为吸附剂,通过批处理实验法探讨了体系pH、吸附时间、温度、离子强度等因素对Cd~(2+)吸附的影响,并结合X射线能谱(XPS)分析对其吸附机制进行了分析.结果表明,以EDTA为改性剂,可以成功制备出稳定性良好的EDTA-nSiO_2纳米颗粒,其对Cd~(2+)的吸附受体系p H控制;nSiO_2对Cd~(2+)的吸附量较小,EDTA改性可增加nSiO_2对Cd~(2+)的吸附作用,随着p H的升高,Cd~(2+)的吸附效果逐渐增强,在p H大于4.0后逐渐趋于稳定.EDTA-nSiO_2对Cd~(2+)的吸附速率较快,可在1 h内达到吸附平衡.EDTA-nSiO_2对Cd~(2+)的吸附为吸热的自发过程,吸附等温线可用Langmuir模型描述.NaCl浓度增加会导致Cd~(2+)的吸附量下降,当体系Na Cl浓度从0增加到100 mmol·L~(-1),Cd~(2+)的最大吸附量从0.433 mmol·g-1降低至0.294mmol·g-1.0.1 mol·L~(-1)HCl是较为合适的吸附剂再生液,Cd~(2+)洗脱率约94.36%.结合pH、温度、离子强度、再生和XPS分析结果,可以推测出EDTA-nSiO_2对Cd~(2+)的吸附是包含有简单的物理吸附和离子交换过程,并以化学络合为主的吸附过程.EDTA-nSiO_2是一种对水体Cd~(2+)具有较好吸附能力的工程纳米材料吸附剂.     

稻草秸秆生物质炭对重金属Cd2+的吸附性能研究

以稻草秸秆为原料,分别通过水热炭化和热解炭化制备生物质炭（分别记为RS-HC和RS-BC）,并采用不同的洗涤剂（蒸馏水、乙醇、四氢呋喃）对水热炭进行洗涤,分别记为RS-HC₁、RS-HC₂和RS-HC₃.探究了吸附时间、Cd²⁺初始浓度和溶液pH值对4种生物质炭吸附性能的影响.结果表明：4种生物质炭对Cd²⁺的吸附均符合准二级动力学方程,表明吸附过程主要受化学吸附速率控制;RS-HC对不同浓度下Cd²⁺的吸附符合Langmuir等温吸附模型,但对于RS-BC,Langmuir方程和Freundlich方程的拟合效果都比较好（R²>0.93）,说明水热炭对Cd²⁺的吸附多为单分子层吸附,而Cd²⁺在热解炭上的吸附则是多分子层吸附和单分子层吸附共同作用的结果;4种生物质炭的平衡吸附容量排序为：RS-BC > RS-HC₃ > RS-HC₂ > RS-HC₁,RS-HC₃和RS-HC₂的平衡吸附量分别是RS-HC₁的3.32和1.7倍;随着pH（3~8）的增加,生物质炭对Cd²⁺的吸附量逐渐增加,在pH=4时,RS-BC的吸附量是RS-HC₃的5.57倍.     

BS+DAS复配修饰膨润土吸附Cr(Ⅵ)和Cd2+的研究

为了研究两性-阴离子复配修饰膨润土对Cr(VI)和Cd2+的吸附性能差异及其机理,并为两性复配修饰黏土矿物治理重金属污染水体提供依据,采用阴离子型有机修饰剂1-癸烷磺酸钠(DAS)复配修饰两性修饰剂十二烷基二甲基甜菜碱(BS-12或BS)修饰膨润土,研究各供试土样对Cr(VI)和Cd2+的等温吸附曲线及不同温度、pH值和离子强度条件对吸附的影响.结果表明,Langmuir模型能较好地拟合各修饰土样对不同类型重金属离子(Cr(VI)和Cd2+)的吸附曲线,其对Cr(VI)和Cd2+的平衡吸附量均呈现BS+150DAS(150%CEC DAS复配修饰膨润土)BS+100DASBS+50DASBS+25DASBSCK(膨润土)的趋势,且对Cr(VI)、Cd2+的最大吸附量(qm)分别为85.92 mmol·kg-1(100BS+150DAS)和321.89 mmol·kg-1(100BS+150DAS).各供试土样对Cr(VI)和Cd2+的吸附均表现为自发、焓增和熵增的特征,升温可增加其对Cr(VI)和Cd2+的最大吸附量.酸性环境有利于各修饰土样对Cr(VI)的吸附,而不利于对Cd2+的吸附.离子强度增加均降低了各修饰土样对Cr(VI)和Cd2+的吸附.     

纳米磁性磷酸二氢钙对Cd的吸附、回收与再生

以Ca（H₂PO₄）₂、铁盐与亚铁盐为原料,采用共沉淀法制备成纳米磁性材料Ca（H₂PO₄）₂@Fe₃O₄（NMCDP）,研究其对Cd²⁺的吸附、回收与再生效果.透射电镜（TEM）、红外光谱（FTIR）、X射线衍射（XRD）显示,NMCDP粒径约60 nm,稳定性良好,饱和磁化强度为30.9 emu·g^-1.吸附动力学表明,NMCDP对Cd²⁺的吸附1 h之内即可达到平衡,符合准二级动力学模型.吸附热力学表明,NMCDP对Cd²⁺的吸附符合Langmuir与Freundlich等温吸附模型,最大吸附量为142.50 mg·g^-1.在pH值由2增加到3时,吸附量随溶液初始pH值的升高而增加,当pH值大于3后,逐渐保持稳定;溶液中共存离子Na⁺、Mg²⁺、Cu²⁺对材料吸附Cd²⁺均有一定的影响,影响程度Cu²⁺ > Mg²⁺ > Na⁺.采用0.01 mol·L^-1 HCl与EDTA-Na₂均可解吸出部分吸附的Cd²⁺,以EDTA-Na₂解吸率较高,达到68%,从而实现NMCDP的再生.     

双功能介孔吸附材料的制备及其同时吸附废水中Cd2+和Cr2O72-的研究

采用直接法和后嫁接法成功制备出骨架掺杂Al原子,孔道表面接枝大位阻含胺基基团的双功能介孔硅基吸附材料.采用SAXRD、TEM、FTIR、NH3-TPD等手段对合成材料进行表征,结果表明合成的双功能AN-SBA-15具有有序的二维六方介孔结构,孔道表面的Al-OH与胺基不会发生自发复合反应.对模拟废水中Cd~(2+)和Cr_2O_7~(2-)的同时吸附去除实验研究表明AN-SBA-15具备同时吸附废水中Cd~(2+)和Cr_2O_7~(2-)离子的能力,吸附最佳pH值为5.0,吸附在40 min就达到平衡.AN-SBA-15对Cd~(2+)和Cr_2O_7~(2-)离子的吸附符合Langmuir模型,属于单层吸附.由Langmuir模型拟合出的AN-SBA-15对Cd~(2+)和Cr_2O_7~(2-)离子的最大吸附容量分别为125.9 mg·g~(-1)和156.5 mg·g~(-1).此外AN-SBA-15具备良好的脱附再生能力.     

氨三乙酸酐改性纤维素对Cd~(2+)的吸附性能

本实验采用氨三乙酸酐改性玉米秸秆纤维素和苎麻纤维素,制备了两种改性纤维素吸附剂NTAA-CS及NTAA-RF,并研究了这两种吸附剂对水中Cd2+的吸附性能.通过元素分析、FTIR及SEM分析发现,纤维材料表面成功引入了氨三乙酸分子中的酯键和氨基基团.在改性纤维素吸附剂投加量为2 g·L-1,Cd2+的初始浓度为200 mg·L-1,p H值为4.0时,NTAA-CS和NTAA-RF对Cd2+的去除率分别为82.6%和90.2%.吸附实验结果表明:改性纤维素吸附剂对Cd2+的吸附是一个快速过程,吸附的最佳p H范围为4.0~7.0.吸附等温线用Langmuir方程的拟合效果优于Freundlich方程.经过5次吸附再生,吸附剂仍可以保持较大的吸附容量.这些结果表明,NTAA-CS和NTAA-RF在去除重金属废水中有较大的应用前景.     

磁性生物炭对重金属污染废水处理条件优化及机理

将水稻谷壳经改性和负磁后制得磁性谷壳生物炭(BC-Fe),通过正交实验研究了pH、生物炭添加量、吸附时间和转速对磁性谷壳生物炭吸附实际污染废水中Cd~(2+)和Zn~(2+)的影响,提出了磁性谷壳生物炭作为实际污染废水处理材料的最佳操作条件,并应用于多步骤废水处理系统中,同时进行了BC-Fe的再生吸附实验.正交实验结果表明,在pH为6.0、固液比为6.0 g·L~(-1)、吸附时间为1.0 h、转速为160 r·min~(-1)的条件下,磁性谷壳生物炭对Cd~(2+)和Zn~(2+)的去除率最高,分别达到61.1%和60.4%,吸附量分别为8.6 mg·g~(-1)和21.3 mg·g~(-1).在实验所设条件下,Cd~(2+)和Zn~(2+)的综合去除效果随着pH和生物炭添加量的增加而显著升高,吸附时间和转速的影响未达显著水平.在多步骤废水处理系统中,使用CaO和Na_2S作为前处理,利用磁性谷壳生物炭二次处理,可使实际污染废水中Cd~(2+)、Zn~(2+)、Pb~(2+)、Mn~(2+)、Fe~(2+)的去除率分别达到100%、99.8%、99.3%、97.8%、100%,SS降为1.0 mg·L~(-1),此时系统pH为7.5,色度为2倍,出水各项指标均达到硫酸工业污染物排放标准(GB 26132—2010)和污水综合排放标准(GB 8978—1996)的要求.再生实验表明,BC-Fe第3次吸附Cd~(2+)和Zn~(2+)的去除率分别为50.6%和49.1%,吸附材料再生性能良好.     

Cd2+、Pb2+在根际和非根际土壤中的吸附-解吸行为

采用1次平衡法对Cd²⁺、Pb²⁺在小麦根际和非根际土壤中的吸附-解吸行为进行比较研究.结果表明,根际土对Cd²⁺和Pb²⁺的吸附能力高于非根际土,2类土壤对Cd²⁺的吸附等温线与Freundlich方程有较好的拟合性,Pb²⁺的等温吸附过程可由Langmuir方程与Freundlich方程来描述.双常数方程是描述根际、非根际土Cd²⁺和Pb²⁺吸附动力学行为的最优模型,其次为Elovich方程,最差模型是一级动力学方程.Cd²⁺、Pb²⁺ 的解吸存在滞后现象,相比于非根际土,根际土吸附态Cd²⁺、Pb²⁺ 的解吸率更低,Cd²⁺、Pb²⁺的解吸量与其初始吸附量之间的关系符合2次幂方程.2类土壤Cd²⁺、Pb²⁺的解吸速率随重金属初始浓度的增加而增加,随解吸时间的延长而不断降低.描述根际和非根际土Cd²⁺、Pb²⁺的解吸动力学过程的最优模型均为双常数方程,其次为Elovich方程,一级动力学方程拟合效果不佳.