针铁矿吸附诺氟沙星特征的研究

根据OECD Guideline 106批平衡实验.分别研究了pH值对针铁矿吸附诺氟沙星的动力学特征和吸附量的影响以及诺氟沙星的吸附热力学特征,并探讨了其可能吸附机理.结果表明,不同pH值(3.5,5.0,5.6和6.2)时,诺氟沙星在经历了约6h的快速吸附阶段后,均进入缓慢吸附阶段,吸附平衡时间为48h.伪二级动力学方程能够较好地描述不同pH值条件下诺氟沙星针铁矿上的吸附动力学特征. 影响吸附量大小的pH值依次为5.6>5.0>6.2>3.5,主要决定于诺氟沙星和针铁矿的不同形态间的乘积之和,针铁矿表面的吸附作用主要以诺氟沙星的兼性离子为主.吸附等温线较好地符合Freundlich方程,温度从15℃升高到35℃时,拟合系数1/n从0.43升至0.61,表明温度升高减弱了针铁矿对诺氟沙星的非线性吸附.ΔH0=-39.45kJ/mol和ΔG0<0表明吸附是自发进行的放热过程,且以离子交换为主,同时可能存在着偶极间作用力和氢键力等作用.ΔS0<0表明吸附过程中熵在减小.     

腐殖酸对针铁矿吸附磷的影响机理

通过添加HA(Humic acid,腐殖酸),研究不同环境条件下HA对针铁矿吸附磷的影响. 结果显示,加入HA能显著降低磷吸附量,pH为4.5时分别加入100和40 mg/L HA,磷的最大吸附量分别降低了26.6%和25.6%;pH为7.0时分别加入100和40 mg/L HA,磷的最大吸附量分别降低了26.8%和23.1%. 不同添加顺序试验结果表明:针铁矿对磷的吸附量大小顺序为后添加HA>同时添加HA和磷>先添加HA;无论是否添加HA,针铁矿对磷的吸附量都随着pH的升高而降低,相应的吸附等温线也都符合Langmuir吸附等温方程;总有机碳和红外光谱特征表明,HA和磷在针铁矿表面吸附点位形成竞争吸附,并且针铁矿表面的羟基在吸附磷和HA的过程中起到了一定的作用.      

改性活性炭除亚砷酸盐的性能研究

制备了2种负载铁锰氧化物的改性活性炭（FM-GAC-1、FM-GAC-2）并研究其对水中的亚砷酸盐的去除性能.考察了2种改性活性炭除三价砷的吸附等温线、反应动力学及pH、温度、水中共存离子对其去除三价砷的影响,发现FM-GAC-1和FM-GAC-2对三价砷均有较好的去除效果,吸附容量分别为32.37、 26.67 mg·g^-1.吸附速率符合拟二级反应动力学,化学反应控制过程是改性活性炭除砷的限速步骤.pH值偏酸性有利于吸附的进行,温度升高,吸附容量有所下降,该吸附过程是自发的放热过程.同时,水体中的共存阴离子在其浓度值为三价砷的200倍时,SiO^2-₃、 PO^2-₃、NO^-₃对FM-GAC-1吸附三价砷有明显影响; SiO^2-₃、CO^2-₃对FM-GAC-2吸附三价砷有显著影响.总体上讲,FM-GAC-1较FM-GAC-2有更为优异的去除三价砷性能.     

腐殖酸改性针铁矿对铀U（Ⅵ）的吸附性能及机理研究

通过人工合成的方法制得腐殖酸改性针铁矿(HA-α-FeOOH),考察了吸附时间、吸附剂用量、U(Ⅵ)初始浓度和pH值等因素对吸附U(Ⅵ)过程的影响.同时,利用傅里叶红外光谱(FTIR)、扫描电镜(SEM)和X射线能谱(EDS)分析了其对U(Ⅵ)的吸附机理.试验结果表明,在25℃、pH为4的条件下,腐殖酸改性针铁矿作用4 h对5 mg·L-1的含铀废水的去除率几乎达到100%.Freundlich等温吸附模型、准二级动力学模型对吸附过程的拟合效果较好,主要吸附模式为多层吸附;改性针铁矿对U(Ⅵ)的吸附是自发的吸热反应.SEM-EDS和FIIR分析结果表明,改性针铁矿吸附U(Ⅵ)的机理主要表现为内层络合作用及离子交换,与U(Ⅵ)作用的基团主要是羟基、酚羟基和羧基.     

高岭石、针铁矿及其二元体对胡敏酸的吸附特性

研究了高岭石、针铁矿及其混合物(KGM)和复合物(KGC)的表面性质及吸附胡敏酸的特性.结果表明,4种物质的比表面积(SSA)表现为针铁矿KGCKGM高岭石,KGM的SSA接近两种纯物质的平均值,而KGC的SSA明显升高.高岭石、针铁矿、KGM和KGC的等电点(IEP)分别为3.2、7.9、6.1和6.7;初始p H=5.0时,其表面Zeta电位分别为-13.9、38.2、14.3和19.7 m V.4种样品对胡敏酸的动力学吸附过程适合用准二级动力学模型描述,表明化学吸附是主要作用机制.一、二位Langmuir模型可较好地拟合等温吸附数据(R~2为0.962~0.993),其中二位Langmuir模型对KGM和KGC吸附数据的拟合度R~2分别为0.989和0.993;Freundlich模型对等温吸附数据的拟合度较低,但两种二元体的拟合度高于两种纯物质.初始p H=5.0时,高岭石、针铁矿、KGM和KGC对胡敏酸的吸附容量(q_(max))分别为6.02、61.83、35.13和42.10 mg·g~(-1);两种二元体的q_(max)都高于两种纯物质q_(max)的平均值,其中KGC的q_(max)明显升高.热力学参数表明,4种样品对胡敏酸的吸附均属于吸热反应,其中高岭石的吸附为非自发过程,其余样品的吸附为自发过程.     

生物矿化针铁矿吸附废水中铬的实验研究

在静态条件下,利用生物矿化针铁矿对含铬模拟废水进行吸附实验研究.结果表明,生物矿化针铁矿对质量浓度在5 mg/L以下的含Cr2O72-,Cr3+模拟废水均具有较好的去除效果,平均去除率达94%,出水达到"污水综合排放标准"(GB 8978-1996);其吸附符合Langmuir与Freundlich模型.      

胡敏酸-针铁矿复合胶体对Pb2+的吸附特征

采用批平衡试验法,研究了胡敏酸-针铁矿复合胶体对Pb2+的等温吸附特征及pH值、离子强度、温度及共存Cd2+对复合胶体吸附Pb2+的影响.结果表明:在相同离子强度和温度条件下,pH值升高,最大吸附量(Smax)和吸附平衡常数(k)均增大,有利于吸附反应的进行.等温吸附方程以Langmuir方程拟合效果最好.当Pb2+平衡浓度为124.7mg/L时,吸附量增幅最大,达35mg/g.复合胶体对Pb2+的吸附动力学方程以Elovich方程拟合效果最好.pH值增大,平衡吸附速率提高.在相同pH值和离子强度条件下,温度升高,最大吸附量、吸附平衡常数、自由能变△G°的绝对值均增加,表明升高温度有利于吸附反应的进行.在相同温度和pH值条件下,复合胶体对Pb2+的吸附量随着离子强度的增加而增加.当存在Cd2+时,复合胶体对Pb2+的吸附量有所降低,但Cd2+对Pb2+竞争吸附影响不大.     

针铁矿改性生物炭对砷吸附性能

为了提高生物炭(BC)对砷的吸附能力,本研究选取小麦秸秆作为原料,采用共沉淀方法制备了针铁矿(Goethite)改性生物炭材料(Goethite@BC).比较了BC、Goethite和Goethite@BC对As(Ⅲ)的吸附特性,同时使用SEM-EDS、BET、FT-IR、XRD和XPS等技术对改性吸附剂的理化性质和吸附机制进行表征.结果表明,扫描电子显微镜分析显示有纳米级针铁矿附着在生物炭表面,可有效提高生物炭的比表面积和总孔容; 3种吸附剂对As(Ⅲ)的吸附符合伪二级动力学模型和Langmuir等温吸附模型,Goethite@BC对As(Ⅲ)的最大吸附量为65. 20 mg·g~(-1),与BC相比吸附量提高了62. 10倍. Goethite@BC吸附机制包括非特异性吸附(静电引力)和特异性吸附(配位、络合、离子交换等),纳米针铁矿颗粒在Goethite@BC表面对污染物的吸附起到重要作用. Goethite@BC在污染物修复领域具有很好地应用前景.     

蒙脱土、高岭土和针铁矿对DNA吸附与解吸特征

采用平衡法研究了蒙脱土、高岭土和针铁矿在不同pH值和不同电解质溶液下的DNA吸附解吸特征.结果表明,在4种电解质体系中,尤其在溶液pH值>5.0时,3种矿物在吸附过DNA后,pH有不同程度上升,但CaCl2电解质体系中含针铁矿溶液的pH开始下降.针铁矿对DNA的吸附率大约为75%～91%,高岭土对DNA的吸附率从pH为3.5时的90%开始下降,至pH 6.0～7.0时的下降至大约18%～50%.在一价电解质体系,当溶液pH值为2.2～5.0时蒙脱土对DNA的吸附率大约为90%开始下降至25%～40%,但在二价电解质体系蒙脱土对DNA的吸附率大约为92%.Freundlich等温吸附方程能更好的拟合针铁矿、蒙脱土和高岭土对DNA的吸附.蒙脱土对DNA相对吸附容量在pH 3.5时大于针铁矿,而pH 5.0时小于针铁矿.以NaOAc为解吸剂,针铁矿、蒙脱土和高岭土上吸附DNA在不同pH时解吸率分别为0.1%～0.4%、63.7%～90.2%和29.7%～87.5%.以NaH2PO4为解吸剂时,这些矿物吸附DNA的解吸率分别为69.6%～78.7%、0.8%～7.0%和0.4%～2.2%.这表明针铁矿吸附DNA时键合作用较大,蒙脱土和高岭土静电引力较大,这是DNA在不同电荷类型矿物表面的吸附差异.     

磺胺二甲基嘧啶对镉在针铁矿上吸附行为的影响

环境中抗生素与重金属的共存会使各自在土壤中的迁移转化和生态效应变得更为复杂,为了准确评估磺胺二甲基嘧啶(SMT)与重金属镉复合污染下的环境风险,采用紫外光谱法,研究了中性条件下磺胺二甲基嘧啶与镉的络合特性;采用批量振荡吸附平衡法,研究了SMT存在的条件下针铁矿对镉的吸附特性.结果表明:SMT与镉有一定的络合能力,络合常数log K值为-3.31;针铁矿对SMT和镉都有一定的吸附作用;在SMT存在条件下,针铁矿对镉的吸附容量明显增强,这可能是由于SMT改变了针铁矿表面带电情况,红外结果表明在吸附过程中形成了针铁矿-SMT-镉三元络合物.因此,在评估抗生素与重金属复合污染的环境影响时,需要考虑到污染物之间的协同效应.     

一硫代砷酸盐在介质上的吸附特征及机制

在实验室条件下合成纯度> 99%的MTA,开展不同pH和固液比条件下MTA在细砂、土壤沉积物和针铁矿这3种介质上的吸附实验,分析其吸附特征和作用机制.结果发现:①MTA质量浓度分别在0. 14～23. 59、0. 19～41. 27和0. 27～32. 02mg·L^-1范围时,其在细砂、土壤沉积物和针铁矿的最大平衡吸附量(Q_m)分别为21. 54、277. 98和2 607. 42 mg·kg^-1.值得注意的是,当MTA在3种介质上达到吸附平衡后,溶液中部分MTA开始转化形成亚砷酸盐和砷酸盐.②随着pH的增加(4～10),MTA在细砂上的平衡吸附量(Q_e)逐渐减少,在土壤沉积物和针铁矿上的Q_e先减少后增加;随着固液比的增加,MTA在3种介质上的Q_e均呈现出逐渐减小趋势.③XRD、SEM和BET测试结果揭示出3种介质吸附MTA的主要控制因素不同,分别是细砂的低孔容特征、土壤沉积物的高结晶程度以及针铁矿上大量的羟基官能团(—OH).     

稀土材料氢氧化铈吸附水中亚砷酸与砷酸阴离子的特性效果

以开发新型高效除砷吸附材料为目的 ,在室温 (2 5℃ ) ,初始浓度 0 .0 5～ 2 5 0mg/L ,pH4～ 11条件下 ,对稀土材料氢氧化铈 (HCO)进行了吸附除砷的性能评价 .实验结果表明 ,在实验条件下 ,HCO对亚砷酸和砷酸阴离子都显示了良好的吸附效果 ,其吸附等温线能很好地用Langmuir方程进行描述 .对于低浓度 (0 0 5～ 10mg/L)的砷溶液 ,HCO在所选 pH条件下对亚砷酸和砷酸阴离子的吸附率可达 10 0 % .对于高浓度的砷溶液 ,偏酸性 (pH 4 )条件有利于砷酸阴离子 ,而中性 /微碱性 (pH 7,8)条件最有利于亚砷酸阴离子的吸附 .HCO对 2种形态的砷阴离子的吸附效应在较宽 pH范围内同溶液的离子强度基本无关 ,常见阴离子 (Cl-,NO-3 ,SO2 -4)的存在对砷的吸附也未显示出干扰效应 .从实验结果推测 ,HCO吸附亚砷酸和砷酸阴离子的主要反应机理应属于专性吸附     

一硫代砷在针铁矿上的吸附及影响因素

以一硫代砷酸盐(monothioarsenate, MTA)为研究对象,查明其在针铁矿上的吸附特征,分析砷酸盐、亚砷酸盐、胡敏酸(humic acid,HA)、硝酸盐和磷酸盐对针铁矿吸附MTA的影响并识别作用机制.结果发现:①当溶液中仅有一种砷形态时,MTA、砷酸盐和亚砷酸盐在针铁矿上的吸附平衡时间分别为8、 2和4 h,吸附过程均符合假二级动力学模型,平衡吸附量(q_e)分别为2 129.851、 3 291.838和1 788.767mg·kg~(-1);当溶液中两种砷形态(砷酸盐与MTA,或亚砷酸盐与MTA)共存时,MTA在针铁矿上的吸附过程仍符合假二级动力学模型,但q_e显著减少,分别为1 236.941mg·kg~(-1)和1 532.287mg·kg~(-1),主要原因是砷酸盐和亚砷酸盐均能与MTA竞争吸附位点.②MTA在针铁矿上的q_e随着HA浓度(10～50 mg·L~(-1))的增加而逐渐降低,因为HA大量的官能团抢占了针铁矿表面吸附点位,从而抑制了MTA的吸附;③当溶液中添加磷酸盐时, MTA、砷酸盐和亚砷酸盐在针铁矿上的q_e显著降低,分别为492.802、 815.782和303.714mg·kg~(-1),这是因为P与As存在竞争性吸附;当添加硝酸盐时,溶液中电子受体数量和Eh增加从而使得3种砷形态的q_e均增大,分别为2 211.030、 3 444.023和1 835.537mg·kg~(-1).     

掺钴水钠锰矿对铅的吸附及对砷的氧化

为了研究过渡金属离子掺杂对锰氧化物作为环境友好材料物理化学性质的影响,在浓盐酸还原高锰酸钾制备水钠锰矿过程中添加氯化钴,在常压回流条件下一步合成了三维纳米微球状水钠锰矿,考察了其铅吸附和砷氧化能力.应用粉晶X射线衍射、化学分析、N2物理吸附、场发射扫描电镜（FE-SEM）、X射线光电子能谱（XPS）等手段表征产物晶体结...     

不同粒径铁铝泥对砷(Ⅲ)的吸附效果

以给水处理厂废弃铁铝泥(ferric and alum water treatment residuals,FARs)为载体,考察了不同粒径FARs对砷(Ⅲ)的吸附效果.不同粒径FARs的有效铁铝含量、比表面积和孔体积分别为523.72～1 861.72 mmol.kg-1、28.15～265.59 m2.g-1和0.03～0.09 cm3.g-1,总有机质、富里酸、胡敏酸和胡敏素分别为46.97～91.58、0.02～32.27、22.27～34.09和10.76～34.22 mg.kg-1.SEM和XRD检测表明,不同粒径FARs均以无定形结构存在.批量实验结果表明,准一级和准二级动力学方程均能较好地反映FARs吸附砷(Ⅲ)的动力学过程.不同粒径FARs对砷(Ⅲ)的吸附量随着浓度的增加而增高,用Langmuir等温线方程拟合获得理论饱和吸附量在6.72～21.79 mg.g-1之间.pH值对FARs吸附砷(Ⅲ)的作用影响不大.砷(Ⅲ)吸附量大小与不同粒径FARs的理化性质的变化趋势基本一致,由相关性分析可得,有效铁铝含量和孔体积大小是影响FARs对砷(Ⅲ)吸附的主要因素.