丁草胺在土壤中的吸附及环境物质的影响

在实验室条件下 ,采用振荡平衡法研究了丁草胺在土壤中的吸附行为 ,以及腐殖酸 (HA)、阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠 (SDBS)、阳离子表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵 (HDAB)、NH4NO3和土壤粒度对吸附的影响 .结果显示 ,土壤对丁草胺具有较强的吸附能力 ,HA和NH4NO3明显地增加了土壤对丁草胺的吸附 . 40mg·l- 1 和 2 2 4 0mg·l- 1 的SDBS也可以提高丁草胺在土壤中的吸附能力 . 40mg·l- 1 的HDAB能降低丁草胺的吸附 ,而2 0 0mg·l- 1 的HDAB则可以增加这种吸附 .丁草胺在沙土中的吸附强于在粘土中的吸附 .在同样含沙量条件下 ,土壤颗粒愈小吸附愈强     

活性炭对乙腈-水溶液中新型POPs六溴环十二烷的吸附

选用活性炭作为吸附剂,研究了新型持久性有机污染物六溴环十二烷(HBCD)在乙腈-水溶液中的吸附行为.结果表明,活性炭的投加量(0.2—2 g·L-1)、HBCD初始浓度(0—60 mg·L-1)及溶液中乙腈的比例(40%—100%)对吸附效果产生显著影响;吸附动力学分析表明活性炭对HBCD的吸附速率受颗粒内扩散过程控制;通过对比Langmuir、Freundlich和Sips模型发现Sips模型更适于描述在0.05 g·L-1的活性炭投加量,HBCD初始浓度为0—60 mg·L-1的条件下,HBCD在乙腈溶液中的吸附过程,且呈现出S型吸附等温线特点,说明在吸附剂表面可能存在较强烈的竞争吸附;通过Sips模型求得的饱和吸附容量为62 mg·g-1;在40%—100%的乙腈比例下,吸附量随着乙腈比例的提高而线性降低.在活性炭投加量为0.05 g·L-1,HBCD初始浓度为5 mg·L-1条件下,获得平衡吸附量随乙腈浓度(40%—100%)变化的回归方程,并且估算乙腈比例为0%情况下,HBCD的平衡吸附量为127.35 mg·g-1.     

纳米二氧化钛和单壁碳纳米管对普通小球藻生长的抑制效应(Effects of Nano-TiO2 and Single-Walled Carbon Nanotubes on the Growth of Chlorella vulgaris)

纳米材料独特的理化性质使其得到了广泛的应用,但其可能带来的生物安全性问题引起了社会各界的广泛关注.采用污染物藻类毒性测试的标准实验方法,研究了纳米二氧化钛(nano-TiO2)和单壁碳纳米管(SWCNTs)对普通小球藻(Chlorella vulgaris)生长的抑制效应.结果表明,在0.01～500mg·L-1浓度范围内,nano-TiO2对普通小球藻的生长没有明显的抑制现象,而SWCNTs却对普通小球藻的生长存在明显的抑制效应,其96h半效应浓度(96h-EC50)为261.5mg·L-1.光学和电子显微镜观察发现,与nano-TiO2相比,SWCNTs能够发生凝聚并吸附大量的普通小球藻细胞,因此严重抑制了普通小球藻的正常生长.     

羟基磷灰石/凹凸棒土复合材料制备及其对水中镉的去除

研究了羟基磷灰石/凹凸棒土复合材料(HA/A)的制备及其对Cd~(2+)的吸附性能.用BET、XRD、SEM、FTIR、XPS对凹凸棒土(A)、羟基磷灰石(HA)和HA/A的结构进行了表征.研究了凹凸棒土的投加量、PO■和Ca~(2+)的初始浓度,高温焙烧对材料制备的影响.研究了材料等温吸附模型,动力学以及热力学;探究了pH、阴离子和材料投加量对吸附Cd~(2+)的影响;研究了竞争吸附实验.结果表明,制备最佳条件为:凹凸棒土投加量为4g·L~(-1),硝酸钙初始浓度为8.23 g·L~(-1),不经高温焙烧;机理分析表明,Cd~(2+)吸附过程是一个单分子层的吸热的化学吸附过程;因素实验表明,高pH值利于Cd~(2+)去除,F~-促进吸附, Cl~-抑制吸附.材料对Pb~(2+)、Cu~(2+)、Cd~(2+)、Zn~(2+)吸附量分别为3.70、1.99、1.17、0.99 mmol·g~(-1).     

甘氨酸改性TiO_2材料的合成及其对染料的吸附性能

本文以钛酸异丙酯为钛源,以甘氨酸(gly)为改性材料,通过水解法在比较温和的条件下合成了二氧化钛(TiO_2-gly)吸附剂,同时以亚甲基蓝(MB)和酸性红G (ARG)两种染料为处理对象,考察了合成的TiO_2的吸附性能,并将之与P25材料进行对比.结果表明,经过甘氨酸改性的TiO_2吸附剂的比表面积大幅提升到354.2 m2·g~(-1);改性TiO_2对亚甲基蓝(100 mg·L-1)和酸性红G (100 mg·L-1)两种染料的吸附能力得到较大提高,最大吸附量分别为49.25 mg·g~(-1)和43.98 mg·g~(-1),远高于P25对二者的吸附容量(分别为28.24 mg·g~(-1)和16.40 mg·g~(-1)); P25的吸附主要受物理吸附作用控制,而改性TiO_2吸附剂20 min即可达到吸附平衡,并展现出准二级动力学和Langmuir吸附等温线特性,这表明吸附剂与染料分子之间主要为化学吸附.另外,通过吸附影响因素实验发现通过延长吸附时间、控制p H都能提高该吸附剂的吸附性能,而改性TiO_2-gly吸附剂经过5次再生循环实验后仍展现出较好的吸附性能.     

多齿配体改性碱木质素对Hg~(2+)和Cd~(2+)的吸附性能

以碱木质素(AL)为原料,经1,2-二氯乙烷、亚氨基二乙酸(IDA)改性制得多齿配体改性碱木质素(AL-IDA)吸附材料,用FT-IR、热重和氮吸附技术对其结构进行表征.通过静态吸附实验,考察了pH值、吸附时间、Hg~(2+)和Cd~(2+)初始浓度、温度和共存离子等因素对AL-IDA吸附Hg~(2+)、Cd~(2+)效果的影响.结果表明,溶液pH值对AL-IDA的吸附性能有显著影响,最适宜pH值范围是5.0—6.0;吸附平衡时间为8 h,吸附动力学可以用准二级动力学模型描述和预测;Langmuir方程可以较好地描述AL-IDA对Hg~(2+)、Cd~(2+)的吸附;在pH值为5、初始浓度为300 mg·L-1、温度为25℃时,对Hg~(2+)和Cd~(2+)最大吸附容量分别为239.5 mg·g~(-1)、129.2 mg·g~(-1);温度升高,吸附容量增大,AL-IDA吸附Hg~(2+)、Cd~(2+)的表观活化能分别为22.49 k J·mo1~(-1)和23.28 k J·mo1~(-1),表明吸附主要为化学作用.AL-IDA对重金属Hg~(2+)、Cd~(2+)主要吸附机理是离子交换作用和表面络合.     

石灰性褐土中柠檬酸对土壤Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)吸附-解吸的影响

通过室内培养和吸附-解吸实验,研究了不同柠檬酸含量土壤对Cu2+、Cd2+吸附-解吸的影响.结果表明,土壤对Cu2+的吸附量随加入柠檬酸量的增加而明显增加,达到峰值后(柠檬酸含量为0.5 mmol.kg-1),吸附量随柠檬酸含量的增加而下降,即Cu2+的吸附曲线呈峰型.在低柠檬酸含量时,土壤对Cu2+的吸附量受Cd2+浓度影响较小,但随柠檬酸含量的增加,在低铜浓度处理(Cu2+浓度为600 mg·L-1,Cu600)下,土壤对Cu2+的吸附量随Cd2+浓度的增大而增大,但在高浓度铜处理(Cu2+浓度为1000 mg·L-1,Cu1000)下,土壤对Cu2+的吸附量随Cd2+浓度的增加而减少.Cu2+的解吸量随柠檬酸含量的增加而总体上降低;相同柠檬酸含量下,Cu600处理下,Cd2+浓度为10 mg·L-1(Cd10)条件下Cu2+解吸量明显低于无Cd2+(Cd0)和Cd2+浓度为1 mg·L-1(Cd1)条件下.而Cu1000处理下,Cd2+的浓度对Cu2+解吸量的影响较小.Cd2+吸附量随柠檬酸含量的增加无明显变化,但随Cu2+浓度的增加下降明显,其中无Cu2+处理Cd2+吸附量极显著地高于Cu600和Cu1000处理,而Cu600和Cu1000处理间差异不显著,且土壤对Cd2+的吸附随镉添加量增加而增加;Cd2+的解吸量随柠檬酸含量的增加先增大后保持稳定,在柠檬酸含量为0.5 mmol.kg-1时达到最大,Cu600处理的Cd2+的解吸量显著地高于Cu1000处理.     

复杂环境条件下富勒烯的微生物毒性效应

考察了光照、腐殖酸(HA)、共存污染物对富勒烯胶体悬浮液(nC60)的微生物毒性影响.研究结果表明,黑暗条件下2 h内7 mg·L-1的nC60、3—20 mg·L-1的HA、1.2 mg·L-1的1,2,4,5-四氯苯(TeCB)单独及其联合体系对埃希氏大肠杆菌(E.coli)均不产生急性毒性;光照条件下nC60悬浮液能通过滤光效应对E.coli起到保护作用;虽然HA不同加入方式改变了nC60形貌,但是在对E.coli毒性效应上并无差异;TeCB会与光照产生协同毒性效应,但是相同条件下TeCB与nC60混合体系所表现出的抑菌效应与单纯nC60体系相当,即复合污染体系中nC60的存在遮蔽了TeCB对微生物的毒性作用.复杂环境条件下富勒烯并不一定表现出普遍认为的毒性效应,其滤光作用反而会在一定程度上保护微生物免受光照及其他有毒物质的毒性影响.     

棉花秸秆生物炭对水中硫酸根离子的吸附特性

以棉花秸秆生物炭(BCS)为吸附剂,研究了BCS的吸附动力学、热力学特性以及制备温度、投加量和溶液p H等因素对BCS吸附SO_4~(2-)的影响.结果表明,制备温度为500℃的BCS(BCS500)比300℃的BCS(BCS300)更有利于SO_4~(2-)的吸附去除;在20 m L溶液中,BCS500的投加量为0.1000 g时,对SO_4~(2-)的吸附去除最为理想,升高溶液p H值会减小BCS500对SO_4~(2-)的吸附量.动力学拟合表明准二级动力学方程比准一级动力学方程和Elovich方程能更好地描述吸附过程,所得吸附平衡时间为6 h.颗粒内扩散模型拟合发现BCS吸附SO_4~(2-)分为表面吸附和颗粒内扩散两个过程.相比于其他等温吸附方程,Langmuir方程能更好地描述BCS500对SO_4~(2-)的吸附行为,由Langmuir方程拟合所得BCS500的理论最大吸附量(52.13 mg·g~(-1))比BCS300的理论最大吸附量(31.46 mg·g~(-1))大.而计算所得热力学参数,如吉布斯自由能变G_m0,焓变H_m0和熵变S_m0,表明BCS500对SO_4~(2-)的吸附是一个自发、吸热且熵增加的过程;在25、35、45℃时,G_m分别为-9.61、-12.50、-13.96 k J·mol~(-1),介于-20─0 k J·mol~(-1)之间,且反应为吸热反应,表明BCS500吸附SO_4~(2-)主要以物理吸附为主.     

腐殖酸对U(Ⅵ)的吸附机理研究

通过静态吸附实验,研究了腐殖酸(HA)对U(Ⅵ)的吸附特征,考查了腐殖酸在不同试验条件对U(Ⅵ)吸附的影响.试验结果表明:吸附过程在1.5 h后达到动态平衡;最佳吸附剂用量为2.0 g·L~(-1);随着U(Ⅵ)的初始浓度增大,腐殖酸对U(Ⅵ)的吸附效果不断降低,最大K_d值在铀的初始浓度为20 mg·L~(-1)时获得;溶液中Ca~(2+)、CO■对U(Ⅵ)的吸附有很强的的抑制作用,影响程度随着离子浓度的增加而增大;腐殖酸对U(Ⅵ)吸附过程符合Langmuir等温吸附方程和准二级动力学模型.