铁氧化物改性黏土对Cr(Ⅵ)的吸附性能研究

利用铁氧化物对黏土进行了包覆改性,采用静态吸附法对该改性黏土吸附Cr(Ⅵ)的特性进行了研究,并考虑了反应时间、pH、浓度、温度对吸附的影响。实验结果表明,整个吸附过程基本在3h内完成;改性黏土对Cr(Ⅵ)的吸附量随溶液初始pH的增大而明显减小;随着溶液初始浓度和温度的增大而增大。同时,在初始pH为3.0的条件下,研究了改性黏土吸附Cr(Ⅵ)的动力学和热力学特性,结果表明,改性黏土对Cr(Ⅵ)吸附能较好地符合准二级动力学方程和Langmuir等温式。由Langmuir等温式得出,在293K、初始pH为3.0条件下的单层饱和吸附量为12.91 mg•g-1。确定了改性黏土吸附Cr(Ⅵ)的热力学参数,表明该吸附过程是一个吸热的自发过程。与原土的对比实验表明,改性黏土对Cr(Ⅵ)的吸附能力大大增强。     

茶树菇废菌体对水中Cr(Ⅵ)吸附的响应面优化及机理研究

采用响应面优化(Box-Behnkendesign,BBD)法对茶树菇废菌体吸附水中Cr(Ⅵ)的过程进行了优化,并设定pH值、Cr(Ⅵ)初始浓度、反应时间、摇床转速和吸附剂用量为5个影响因子,Cr(Ⅵ)吸附率为响应值,对吸附过程的热力学特征及吸附机理进行了研究.结果表明,对废菌体吸附Cr(Ⅵ)有显著影响的因素是pH值、Cr(Ⅵ)初始浓度和吸附剂用量;废菌体对Cr(Ⅵ)吸附的最佳条件为pH=1.19,Cr(Ⅵ)初始浓度为148.58mg·mL-1,反应时间为89.02min,摇床转速为180.12r.min-1,吸附剂用量为10.90g.L-1,在此条件下,实测Cr(Ⅵ)的吸附率达96%以上.用Langmuir、Freundlich及Dubinin-Raduskevich吸附等温模型对吸附过程进行拟合发现,Langmuir模型可以很好地反映茶树菇废菌体对Cr(Ⅵ)的吸附特性,在298K时最大吸附量为46.95mg·g-1.对表观热力学参数ΔG、ΔS及ΔH的计算表明,废菌体对Cr(Ⅵ)吸附为吸热的自发过程,并且吸附过程增加了体系的混乱度.最后结合FTIR图对吸附机理进行了探讨,结果表明,废菌体对Cr(Ⅵ)具有良好的吸附效果,可用于处理含铬废水,达到以废治废的目的.     

铜绿假单胞菌负载Fe(Ⅲ)对水中六价铬的生物吸附性能研究

采用原位沉积技术将Fe(Ⅲ)负载于铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa,简称Pa)表面制备了Fe(Ⅲ)与细菌的复合体(Fe-Pa),研究了Fe-Pa对水溶液中Cr(Ⅵ)的吸附特性,探讨了最佳合成条件、Fe-Pa投加量、溶液pH值、时间和Cr(Ⅵ)初始浓度等因素对Cr(Ⅵ)吸附效果的影响,同时利用SEM、FT-IR、XPS和Zeta电位对Fe-Pa进行表征分析.吸附实验结果显示,Fe(Ⅲ)浓度为600 mg·L~(-1)、细菌投加量为0.5 g·L~(-1)制备的Fe-Pa效果最佳;Fe-Pa去除Cr(Ⅵ)适宜于酸性条件进行;Fe-Pa对Cr(Ⅵ)的吸附速率较快,60 min内可达到吸附平衡,为自发的吸热吸附,且符合准二级动力学和Langmuir等温模型.表征结果表明,Fe(Ⅲ)成功地负载到铜绿假单胞菌上,为吸附Cr(Ⅵ)提供更多的活性位点,主要机制为静电吸附作用、络合作用和还原作用.经过4次吸附/再生后,Fe-Pa对Cr(Ⅵ)的吸附能力仍在72%以上,表明Fe-Pa具有较好的重复使用性.     

烟束曲霉菌丝球对Cr(Ⅵ)的去除—还原与吸附作用

采用投加烟束曲霉(Aspergillus fumisynnematus)菌丝球的方法去除含铬废水中的Cr(Ⅵ),通过研究模拟含铬废水中Cr(Ⅵ)与总Cr浓度及pH值的变化规律来确定烟束曲霉菌丝球对Cr(Ⅵ)的去除作用.结果表明,烟束曲霉菌丝球对Cr(Ⅵ)的去除作用包括还原与吸附,以还原作用为主,兼有一定程度的吸附.适宜条件(30℃,150 r·min-1,pH=1.30,投加量10.0 g)下菌丝球能在48 h内将100 mL浓度为10～200 mg·L-1Cr(Ⅵ)溶液中的Cr(Ⅵ)全部去除,其中对总Cr的吸附率为30%～50%,对Cr(Ⅵ)的还原率则达到了99%以上,吸附平衡后解吸出来的Cr的形态95%以上为Cr(Ⅲ).考察了溶液初始pH值、Cr(Ⅵ)初始浓度、菌丝球投加量及温度对菌丝球去除Cr(Ⅵ)作用的影响.结果表明,菌丝球只有在低pH值时才能达到对Cr(Ⅵ)较好的去除效果.溶液初始pH值及Cr(Ⅵ)初始浓度的降低、菌丝球投加量及温度的升高均能提高菌丝球对Cr(Ⅵ)的去除率,溶液初始pH值的降低及菌丝球投加量的增加均可提高菌丝球对总Cr的吸附率,温度则主要通过改变菌丝球的结构形态来影响菌丝球对总Cr的吸附作用.菌丝球对Cr(Ⅵ)及Cr(Ⅲ)均存在吸附作用,吸附在菌丝球上的Cr(Ⅵ)在酸性环境下易被还原成Cr(Ⅲ).     

预处理烟束曲霉死菌体与Cr的相互作用及机理

采用投加预处理烟束曲霉(Aspergillus fumisynnematus)死菌体的方法去除含铬废水中的Cr(Ⅵ).考察了不同溶液初始pH值、Cr(Ⅵ)初始浓度、死菌体投加量及温度条件下,CTAB预处理烟束曲霉死菌体对Cr(Ⅵ)还原速率和总Cr的平衡吸附率的影响,并根据红外光谱分析初步探讨了CTAB预处理烟束曲霉死菌体与Cr的相互作用机理.结果表明:CTAB预处理烟束曲霉死菌体对总Cr有良好的吸附效果,在30℃.150 r·min-1,pH 2.0的条件下,在100mL浓度20gg·L-1的Cr(Ⅵ)溶液中投加0.5 g CTAB预处理烟束曲霉死菌体,2h内总Cr最大吸附率达到了72%,约为原死菌体总Cr吸附率的2倍,但反应达到平衡后的总Cr吸附率下降到30%左右.吸附平衡后的解吸实验结果表明Cr(Ⅵ)几乎全部被还原为Cr(Ⅲ).在实验pH值范围内,pH值越低、Cr(Ⅵ)初始浓度越小、预处理死菌体投加量越大以及温度越高,越有利于Cr(Ⅵ)的还原;pH值越高、Cr(Ⅵ)初始浓度越小、预处理死菌体投加量越大以及温度越低,对总Cr的平衡吸附率越大.预处理死菌体与Cr的相互作用主要是氨基和羧基与不同形态Cr的吸附作用以及菌体对Cr(Ⅵ)的还原作用.     

铬渣堆周边土壤对Cr(Ⅵ)的吸附动力学和热力学研究

结合天津某铬渣堆周边地区的污染情况和地质状况,选取该区域有代表性的3种土壤(黏土、粉质黏土、粉土)作为研究对象,研究了其对Cr(Ⅵ)的吸附动力学和热力学。结果表明:3种土壤对Cr(Ⅵ)的吸附在120 min时达到吸附平衡,符合拟二级动力学方程,相关系数达到0.99以上,吸附等温模型符合Freundlich模型,且吸附能力由大到小的顺序依次为黏土、粉质黏土、粉土。土壤对Cr(Ⅵ)的吸附量随温度的升高而增加。土壤的吸附自由能△G~θ0、吸附焓变△H~θ0,表明Cr(Ⅵ)在土壤中的吸附是自发的吸热过程;吸附熵变△S~θ0,表明吸附是焓推动作用;△G~θ在-0.020 7~-1.352 2 k J/mol间,说明土壤对Cr(Ⅵ)的吸附以物理吸附为主、物理吸附和化学吸附共存的吸附过程。     

δ-MnO_2对Cr(Ⅲ)氧化动力学特征

采用分步离心法研究了δ-MnO2对Cr(Ⅲ)的氧化动力学.结果表明,δ-MnO2对Cr(Ⅲ)的氧化反应可以用一级动力学方程分段拟合.氧化反应是由2个速率不同的一级反应组成,Cr(Ⅲ)溶液在高浓度(400μmol/L)条件下,也可以用扩散方程和Elovich方程分段拟合.温度升高显著增加快反应阶段速率常数.随着反应的进行,MnO2表面吸附的Cr(Ⅵ)/Mn(Ⅱ)逐渐减小并远小于理论值(0.667),MnO2表面吸附的Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)和Mn(Ⅱ)只占总量的0.1%～3%.溶液中的Cr(Ⅵ)/Mn(Ⅱ)逐渐减小并接近理论值.所以Mn(Ⅱ)向溶液中的扩散滞后于Cr(Ⅵ).Cr(Ⅲ)的氧化反应的速率控制步骤,在低浓度条件下是Cr(Ⅲ)的扩散和吸附,在高浓度条件下是Mn(Ⅱ)向溶液中的扩散.     

棕壤对六价铬吸附行为研究

采用一次平衡法研究Cr(Ⅵ)在供试土壤中的吸附行为,应用Langmuir方程和Freundlich方程对等温吸附反应进行拟合,计算出供试土壤对Cr(Ⅵ)的最大吸附量,比较2种土壤对Cr(Ⅵ)的吸附能力;分别去除土壤有机质和游离氧化铁,对比去除前后土壤对Cr(Ⅵ)的吸附能力的变化。结果表明,潮棕壤对Cr(Ⅵ)的吸附能力高于棕壤;2种方程可以很好地拟合Cr(Ⅵ)在供试土壤中的吸附反应,Cr(Ⅵ)在棕壤和潮棕壤中的最大吸附量分别为204.08 mg/kg和232.5 mg/kg;土壤中的有机质降低棕壤对Cr(Ⅵ)的吸附能力;土壤中游离氧化铁对棕壤吸附Cr(Ⅵ)起重要作用。     

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.     

施氏矿物的化学合成及其对含Cr(Ⅵ)地下水吸附修复

采用简单快速的化学合成方法在实验室人工合成施氏矿物,研究了合成的施氏矿物对地下水中Cr(Ⅵ)的吸附动力学、吸附能力以及环境条件对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)的影响.结果表明,合成的施氏矿物对水溶液中Cr(Ⅵ)具有较强的吸附作用,24 h后反应达到平衡,吸附动力学过程符合Lagergren二级速率方程;而吸附等温方程符合Langmiur方程,pH值在4.5~6之间时Cr(Ⅵ)的去除效果最佳,最大吸附能力达到40.4 mg·g-1.溶液中Cr(Ⅵ)的去除率随施氏矿物投加量的增大而升高.Cl-对施氏矿物吸附地下水中Cr(Ⅵ)无明显影响,而HCO_3~-、SO_4~(2-)会对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)产生较为显著的抑制作用;有机物和Ca~(2+)、Mg~(2+)等无机阳离子对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)的影响受pH值的影响:pH=6时,有机物和无机阳离子基本对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)无影响;pH=8时有机物以及无机阳离子均会对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)产生明显的抑制作用.     

零价纳米铁吸附去除水中六价铬的研究

利用液相还原法制备的零价纳米铁(nZVI)进行了去除水中Cr(Ⅵ)的实验研究.结果表明,nZVI对Cr的去除效果明显优于还原铁粉和粉末活性碳;pH值越小、初始Cr浓度越低、nZVI放置时间越短及投加量越大均有利于水中Cr(Ⅵ)的去除,最佳去除率近100%;反应动力学拟合结果表明,nZVI去除六价铬符合准二级动力学模型;反应后nZVI颗粒的扫描电镜及电子能谱结果显示Cr占12.02%(wt),结合对反应溶液中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)分析,说明吸附、还原与共沉淀可能是nZVI去除水中六价铬的主要机理.     

石英砂负载β-FeOOH (ACS)吸附除Cr(Ⅵ)的机理分析

研究了吸附材料石英砂负载β-FeOOH(ACS)对Cr(Ⅵ)的吸附机理.结果表明,Cr(Ⅵ)在ACS表面的吸附率随ACS表面Zeta电位的降低而显著降低,说明Cr(Ⅵ)的吸附以静电作用为主.石英砂负载β-FeOOH后表面Zeta电位由负变正,说明β-FeOOH在石英砂表面的负载改变了石英砂表面的电荷性质,也表明ACS能对Cr(Ⅵ)产生静电吸附.ACS吸附除Cr(Ⅵ)的能量色散X射线光谱(EDS)和X射线光电子能谱(XPS)测定结果表明,ACS吸附Cr(Ⅵ)的过程发生了一定的离子交换作用,且吸附反应伴随着部分氧化还原反应的进行,氧提供电子,铁、铬接受电子,氧、铁分别起Lewis碱和Lewis酸的作用.     

白云石分离环境样品中的六价铬与三价铬

重金属Cr在环境中存在Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)两种氧化态,Cr(Ⅲ)的稳定性强,是人体必需的微量元素,而Cr(Ⅵ)具有强氧化性和高迁移性,是公认的致癌物质.总Cr含量不能完全反映其环境毒性效应,进行Cr(Ⅲ/Ⅵ)的形态分离对评价其环境行为具有重要意义.本研究以天然白云石粉末(80~100目)为吸附分离材料,研究在pH=4~10的水体中Cr(Ⅲ)与Cr(Ⅵ)的吸附,发现其对Cr(Ⅲ)的吸附率在99%以上,而对Cr(Ⅵ)的吸附不到10%,可用于Cr(Ⅲ/Ⅵ)的分离.Cr(Ⅲ)在白云石上的吸附符合Freundlich模型,最大吸附容量为0.3 mg·g~(-1).环境中主要共存物质如Mg~(2+)、Ca~(2+)和腐殖酸对白云石吸附Cr(Ⅲ)无明显的影响,而高浓度(0.05 mol·L~(-1))的CO_3~(2-)、醋酸和柠檬酸会降低白云石对Cr(Ⅲ)的吸附率.在环境水样(自来水、井水、河水、电镀废水和铬渣提取液)的Cr(Ⅲ/Ⅵ)分离实验中,Cr(Ⅲ)的回收率在80.7%~113.0%之间,Cr(Ⅵ)的回收率在103.4%~121.9%之间.结果表明,利用天然白云石分离Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)高效易行,该研究为现场的Cr形态分离提供了一种简便快捷的方法.     

不同pH对Cr(Ⅵ)在紫色土中的吸附影响

通过紫色土对Cr(Ⅵ)在不同酸度的静态吸附实验,用Langmuir吸附模型进行拟合得到土壤对Cr(Ⅵ)的吸附曲线和曲线方程,得到酸度影响紫色土对Cr(Ⅵ)的吸附的规律。结果显示:在pH为3.0、5.0和7.0的溶液中,紫色土对Cr(Ⅵ)的吸附随pH降低而降低;不同亚类紫色土吸附能力为石灰性紫色土中紫色土酸性紫色土。石灰性紫色土胶体核的碳酸钙含较高,加强了土壤中碳酸盐、氧化物对铬的吸附和固定作用;不同pH环境紫色土对Cr(Ⅵ)吸附的不同,一方面是pH影响了土壤的电势,部分Cr(Ⅵ)转变为Cr(Ⅲ)而沉淀;另一方面是pH影响了土壤中的H+浓度,使胶体团的电位平衡发生破坏,土壤中活性铝和铁溶蚀作用使H+和Cr(Ⅵ)竞争吸附加强,降低对Cr(Ⅵ)的吸附。     

小麦秸秆对Cr(Ⅵ)的吸附特性及动力学、热力学分析

为实现农业废料资源化,解决含铬废水的污染问题,研究了小麦秸秆对Cr(Ⅵ)的吸附性能.试验考察了pH,小麦秸秆投加量,温度和初始ρ〔Cr(Ⅵ)〕对吸附活性的影响,进而确定了小麦秸秆去除Cr(Ⅵ)的最优条件.结果表明:当pH=1.0,温度为50 ℃,固液比为40 g/L时,小麦秸秆对Cr(Ⅵ)的吸附效果最佳.在pH=1.0,温度为30 ℃,固液比为4 g/L的条件下,初始ρ〔Cr(Ⅵ)〕分别为50,100和150 mg/L时,吸附6 h达到平衡,饱和吸附量分别为6.281,11.942 和13.981 mg/g.吸附动力学反应符合准二级动力学方程.吸附热力学反应符合Langmuir吸附等温方程.结合FTIR谱图和SEM结果,推断小麦秸秆对Cr(Ⅵ)的吸附过程以化学吸附为主.      

高岭土的改性及其对Cr(Ⅵ)的吸附特性

采用煅烧、酸浸的方法对高岭土进行改性,通过对SEM、XRD、FT-IR、EDS、孔结构表征及高岭土对Cr(Ⅵ)的去除能力研究,确定高岭土的改性条件,考察改性高岭土对Cr(Ⅵ)的吸附特性. 结果表明:①高岭土的改性适宜条件为煅烧温度800℃、煅烧时间3h、c(HCl)为4mol/L;煅烧使高岭土的结构发生变化,活性增强;酸改使高岭土孔隙通畅,吸附性能增强. ②改性高岭土吸附Cr(Ⅵ)的优化条件为粒度0.15mm、用量10g/L、吸附温度30℃、吸附时间15min,该条件下ρ〔Cr(Ⅵ)〕为100mg/L时废水中Cr(Ⅵ)的去除率可达91.4%. ③高岭土对Cr(Ⅵ)的吸附过程符合准二级吸附动力学模型,相比于Freundlich方程,其吸附等温式更符合Langmuir方程.      

利用水华微藻生物质去除水中Cr(Ⅵ)离子的研究

将野生水华微藻生物质作为吸附材料去除水中Cr(Ⅵ)离子。实验发现温度对去除效率没有显著影响,而pH值和Cr(Ⅵ)离子去除率呈严格负相关。在微藻吸附剂浓度为5.0 g/L、温度25℃、pH值5.0和初始Cr(Ⅵ)离子浓度30.0 mg/L条件下,经过2次吸附可以将水中Cr(Ⅵ)离子降低到0.45 mg/L,去除率达到98.5%。进一步分析表明,溶液中Cr(Ⅵ)浓度随着吸附时间逐步下降,Cr(Ⅲ)浓度会随着吸附时间逐步上升,逐渐接近总Cr浓度,这表明吸附过程中微藻生物质会将部分Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)。本研究表明,野生水华微藻生物质是一种低成本的吸附材料,可以用于去除废水中Cr(Ⅵ)离子。     

提高有机膨润土对Cr(Ⅵ)吸附能力的方法及机理分析

六价铬Cr(Ⅵ)是工业废水排放中受严格控制的污染物之一,Cr(Ⅵ)污染废水的治理受到广泛关注。本文采用三氯化铁(FeCl3)改性有机膨润土(organic bentonite modified by ferric trichloride,OBF),并研究它与微生物絮凝剂(microbial flocculant,MBF)混合对Cr(Ⅵ)的吸附作用及作用机理,为MBF与水解盐改性材料混合使用提供理论依据。OBF是在有机膨润土与FeCl3·6H2O质量比为10∶1的条件下制得,0.1g OBF对Cr(Ⅵ)溶液(20mg/L,50mL)去除率可达97.15%。采用此OBF和MBF混合对模拟Cr(Ⅵ)废水进行处理,测定处理后溶液的Cr(Ⅵ)浓度,分析其去除效果和作用机理。OBF对Cr(Ⅵ)去除率随着[OH1-]/[1/3Fe3+]摩尔比增加而降低;用MBF与OBF混合去除Cr(Ⅵ),形成的絮凝体密实稳定,易于沉淀分离;MBF与OBF混合对Cr(Ⅵ)的去除率随着MBF加入量增加呈线性递减关系,其线性方程为y=-0.0404x+0.936(R2=0.9678),OBF对Cr(Ⅵ)吸附动力学符合伪二级动力学方程:t/qt=0.1355t-0.0831(R2=0.9979);选择在添加OBF之前先加MBF和FeCl3,结果既能增加对Cr(Ⅵ)的吸附,还有利于分离沉降。FeCl3水解形成羟基铁离子可以置换有机膨润土中的一些阳离子,使有机膨润土表面带正电,增加改性有机膨润土对Cr(Ⅵ)的吸附能力。MBF利用其本身所带官能团和黏滞性可对吸附了Cr(Ⅵ)的OBF凝聚沉降,易于固液分离。此研究结果将为低浓度Cr(Ⅵ)废水治理提供技术支持和理论依据。     

李氏禾湿地系统净化Cr（Ⅵ）污染水体的机理研究

利用湿生铬超富集植物李氏禾构建了三段式波形潜流式人工湿地,并以相同设计的无植物湿地系统作为对照,比较研究了李氏禾湿地系统对Cr(Ⅵ)的净化效果.同时,综合运用电子顺磁共振(EPR)、X光电子能谱(XPS)、傅里叶变换红外光谱(FTIR)等手段,并结合有机质含量、pH、Eh和Cr质量平衡分析,探讨了李氏禾湿地系统对Cr(Ⅵ)的去除机理.结果显示,李氏禾湿地系统对Cr(Ⅵ)的去除率显著高于对照湿地,且李氏禾湿地基质中的有机质含量是对照湿地的3倍.这表明李氏禾增加了湿地基质中的有机质含量,从而提高了湿地系统对Cr(Ⅵ)的净化能力.李氏禾组织中的Cr主要以Cr(Ⅲ)形式存在,其中,茎部和叶部未检测到Cr(Ⅵ),而仅有1.95%的Cr以Cr(Ⅵ)形式存在于根部中.EPR分析结果显示,李氏禾叶部中的Cr(Ⅲ)以有机酸结合态的形式存在,根部中的Cr(Ⅲ)以氢氧化物的形式存在,这表明李氏禾能有效地将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ).基质表面吸附的Cr大部分为Cr(Ⅲ),而Cr(Ⅵ)仅占4.99%.XPS分析进一步证明,基质表面同时吸附了Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ),但主要以Cr(Ⅲ)为主,且Cr(Ⅲ)可能以氢氧化物的形式存在.由此判断,进入湿地的Cr(Ⅵ)在基质中被还原成Cr(Ⅲ).FTIR分析结果显示,基质表面的羟基、氨基、羧基、CO、C—O、C—H等基团与Cr的吸附有关,这表明湿地基质中的有机质作为电子供体参与了Cr(Ⅵ)的还原.李氏禾湿地系统能将水体中可溶性的Cr(Ⅵ)有效地还原成难溶的Cr(Ⅲ)化合物,并将其转化成湿地生态系统物质循环的惰性部分.     

二硫代羧基化小麦秸秆对水中Cr（Ⅵ）的吸附性能及机理

选取小麦秸秆(WS)为原材料，采用化学合成法向WS上引入了二硫代羧基，制备了一种新型重金属吸附剂二硫代羧基化小麦秸秆(DTWS)，考察了DTWS投加量、振荡速率、pH值、吸附温度以及Cr(Ⅵ)初始浓度等对DTWS吸附Cr(Ⅵ)性能的影响，并通过吸附动力学、吸附等温线、吸附热力学、FTIR、SEM-EDS等方法探究了DTWS对Cr(Ⅵ)的吸附机制.结果表明，在振荡速率为200 r·min^-1、吸附温度为30℃时，DTWS对Cr(Ⅵ)初始浓度为25 mg·L^-1、pH值为6.0的含Cr(Ⅵ)水样吸附效果最好，最高去除率可达99.12%.DTWS对Cr(Ⅵ)的吸附更加符合准二级动力学方程和Langmuir模型，且DTWS对Cr(Ⅵ)的整个吸附过程是一个自发的放热过程.DTWS对Cr(Ⅵ)的吸附过程中主要发生了静电吸附、物理吸附以及包括氧化还原反应、配位反应在内的化学吸附，其中小麦秸秆中引入的二硫代羧基发挥了很大的作用.