活性炭吸附-超临界CO2解吸附四氯乙烯的特性研究

应用Boyd理论研究了活性炭吸附水中四氯乙烯(PCE)的吸附速率以及超临界CO2萃取PCE饱和活性炭的解吸附速率.结果表明,在0.5～48.0 h内,吸附速率曲线具有直线相关关系,R2=0.996 0,其吸附速率可用粒内扩散系数Di表示,Di=4.00×1010cm2/s;在超临界CO2解吸附过程中,在1～5 min内,时间与解吸附率存在直线相关关系,R2=0.947 5,其解吸附速率用粒内扩散系数Di/SF表示,Di/SF=-5.19×10-5cm2/s,比Di大105倍,说明超临界流体具有优越的传输性能;用Boyd理论可粗略描述活性炭吸附-超临界CO2解吸附PCE的过程.     

Fenton氧化-活性炭吸附耦合处理焦化废水生化尾水的研究

研究了Fenton氧化、活性炭吸附、Fenton氧化一活性炭吸附等方法,对焦化废水生化尾水的处理效果,分析了Fenton氧化一活性炭吸附法处理焦化废水生化尾水的工艺条件。结果表明,Fenton氧化与活性炭吸附耦合处理焦化废水生化尾水的最优条件是：H2O2投加量为5mL／L,FeSO4·7H2O投加量为200mg／L,活性炭投加量为2g／L,反应pH=4．0,反应时间为20min。在此条件下,COD去除率可达82．6％,出水水质符合《污水综合排放标准》（GB8978--1996）一级标准。     

活性炭吸附处理电镀废水中的EDTA

采用颗粒活性炭对模拟废水中EDTA进行批式吸附实验,在实验中考察了恒温振荡器的振荡速度、温度、pH值等因素对吸附的影响,同时探讨了吸附等温线模型和吸附动力学模型。实验结果表明,在25％时活性炭对EDTA的吸附平衡时间为40h。在pH值为5．0、温度为25℃、振荡器振荡速度为200r／min、活性炭粒径为1～2mm、活性炭加入量为10g／L的情况下,EDTA的浓度在48h内由368．8mg／L降低至76．34mg／L,对应的COD值从305．9mg／L降低为67．21mg／L,去除率达到了79．3％。活性炭对EDTA的吸附符合Langmuir吸附等温线模型,其吸附行为可以用准二级吸附动力学模型来描述。     

邻菲哕啉活化催化褪色光度法测定环境水体中痕量铜（Ⅱ）

根据邻菲啰啉活化痕量铜（Ⅱ）催化溴酸钾氧化甲基紫褪色反应,建立了催化褪色光度法测定痕量铜（Ⅱ）的新方法。讨论了介质、试剂用量、反应温度、反应时间、活化剂和共存离子的影响,确定了最佳试验条件。结果表明,在25mL溶液中,72℃恒温反应15min,加铜（Ⅱ）和不加铜（Ⅱ）的吸光度差值与铜（Ⅱ）质量浓度间的关系在铜（Ⅱ）质量浓度为2．40×10^-3～5．12×10^-2mg／L时呈线性关系,符合比尔定律;该新方法的测定波长为578nm,铜（Ⅱ）检出限为2．40×10^-3mg／L,用于环境水体中痕量铜（Ⅱ）的测定,最大相对标准偏差为3．14％,加标回收率为96．0％～105．0％,对比《水质铜的测定二乙基二硫代氨基甲酸钠分光光度法》（GB／T7474—1987）相对误差低于6．00％。     

活性炭吸附化学战剂--沙林染毒水的试验研究

研究了 5种国产活性炭吸附水中沙林的性能及影响因素。果壳质活性炭的吸附性能优于煤质活性炭。果壳活性炭WP 2 0 2的吸附等温线方程为 qe=11 45C0 39e ,其粉状炭在 10min时能达到吸附容量的 98%。活性炭颗粒小则吸附速度快 ,温度升高不利于吸附。活性炭与水中的氯反应后 ,吸附性能下降 3 0 % ,在含盐量 2 0 0 0mg/L的苦咸水中吸附量降低 5 %。处理化学战剂 -沙林染毒水宜多种水处理技术相结合 ,并采用活性炭吸附作为最后一级处理单元     

活性炭纤维对染料的吸附性能研究

研究了聚丙烯腈活性炭纤维（P－ACF）、粘胶活性炭纤维（R－ACF）和颗粒活性炭（GAC）对5种红色染料的吸附能力,通过简单的模型,算出5种染料在两种活性炭纤维上的吸附速率常数。结果表明,尽管吸附能力随染料种类不同而有一定的差别,但总体上,聚丙烯腈活性炭纤维的吸附能力略低于颗粒活性炭,而粘胶活性炭纤维的吸附能力则远远优于前两种,对染料有着较大的吸附容量和较快的吸附速率。     

活性炭纤维对水中微囊藻毒素的吸附性能

利用活性炭纤维对水中微囊藻毒素MC—LR的吸附,研究了吸附过程的热力学与动力学特性。结果表明,活性炭纤维对MC—LR的平衡吸附量在相同温度下随MC-LR初始浓度的增加而显著增大,并随着温度升高而增加,最大吸附量达246μg／g。不同温度条件下,活性炭纤维对MC-LR的吸附均较好地符合Langmuir等温吸附模型。通过热力学分析发现,△H=15．7kJ／mol、△G〈0、△S〉0,表明该吸附是自发的、吸热的过程,温度升高有利于吸附反应。动力学研究表明,该过程符合一级动力学方程。吸附反应速率受颗粒内扩散和液膜扩散共同影响。活性炭纤维经再生后,平衡吸附量变化较小,具有良好的重复使用性能。     

双氯芬酸的吸附去除过程与机制

研究了非甾体抗炎药双氯芬酸的吸附去除过程与机制。对吸附处理效果较好的活性炭与纳米羟基氧化铁（α-FeOOH）进行了比表面积、Zeta电位等表面特性的表征,研究比较了双氯芬酸在活性炭与α—FeOOH2种材料上的吸附去除效果与吸附机制。结果表明,在相同的实验条件下,活性炭与α-FeOOH对双氯芬酸吸附去除率可分别达到97．9％和84．3％;双氯芬酸在活性炭上的吸附主要是由于活性炭较大的比表面积与疏水分配作用,在α-FeOOH上的吸附主要是由于静电引力作用;活性炭与α-FeOOH对双氯芬酸的吸附去除效果均随pH的升高而降低;在pH=6时,活性炭与α-FeOOH对双氯芬酸钠的吸附等温线均符合Langmuir方程,单位饱和吸附量分别为109．98mg／g和58．96mg／g;活性炭对双氯芬酸具有更强的吸附能力。     

脱灰煤基活性炭吸附处理含镉废水

考察了硝酸脱灰煤样自制活性炭对Cd（Ⅱ）的吸附去除特征。结果表明,随煤样粒径的减小,活性炭的吸附能力增强,吸附过程符合分形动力学特征;随着镉浓度的升高,活性炭对镉的吸附量增加,活性炭吸附镉符合Langmuir等温方程,镉离子在活性炭上的吸附属单分子层吸附;煤基活性炭适宜的吸附除镉条件为粒径0．054mm、Cd（Ⅱ）初始浓度35mg／L、活性炭用量0．05g、吸附时间1h,此时的吸附容量达40mg／g。     

硬硅钙石吸附焦化废水氨氮的动力学性能研究

用纳米级吸附材料硬硅钙石,对焦化废水的氨氮进行脱氮试验研究,结果表明,硬硅钙石对废水中氨氮的吸附平衡时间为180min,吸附等温线符合Freundlich和Langmuir方程,吸附等温式为qe=0．4345Ce^0.3269和qe=0.0745Ce/1＋0.0283Ce,1/n=0.3269,在0．1～0．5之间,可以作为焦化废水氨氮的吸附剂使用,计算单层吸附的最大吸附量为2.6357mg／g。当每100mL水样中投加量为2.5g时,硬硅钙石与活性炭对焦化废水氨氮平衡吸附量分别为1．35mg／g和1．60mg／g,对氨氮的去除率分别为45．55％和47．25％,两者处理效果的差异不断减小。     

玉米秸秆活性炭的制备及其吸附动力学研究

以玉米秸秆为原材料,采用ZnCl2活化法制备玉米秸秆活性炭,吸附次甲基蓝染料废水,进行动力学分析。本实验用Langmuir和Freundlich模型对吸附等温线进行拟合,结果表明,玉米秸秆活性炭对次甲基蓝的吸附与Langmuir方程拟合良好,R2=0.9857。采用Lagergren准一级速率模型、Lagergren准二级速率模型、Bangham动力学方程和Elovich动力学方程分别对秸秆活性炭吸附次甲基蓝溶液进行吸附动力学拟合,通过分析得出吸附过程与Lagergren准二级速率模型拟合最好,R2=0.9979。秸秆活性炭对次甲基蓝的最大吸附量达到909.09 mg/g,具有很高的吸附能力。     

稻壳基活性炭的制备及其对亚甲基蓝吸附的研究

以稻壳为原料,采用K2CO3活化法和H3P04活化法制备了比表面积为1312m^2／g和682m^2／g的活性炭,通过扫描电子显微镜（SEM）、X-射线衍射仪（XRD）对样品进行了表征,并将孔隙发达的活性炭样品用于对亚甲基蓝的吸附,结果表明,K2CO3活化法制备的活性炭样品具有更多的微孔结构;随着亚甲基蓝溶液初始浓度的增加、活性炭吸附时间的延长,亚甲基蓝的去除率呈现逐渐降低和逐渐增大的变化规律,当pH值为6时,活性炭对亚甲基蓝的吸附效果最佳;稻壳基活性炭对亚甲基蓝的吸附等温线符合Langmuir模型,Qm最高可达476．2mg／g;热力学参数△G^0△H^0和△S^0均为负值,表明稻壳基活性炭对亚甲基蓝的吸附是一个自发的放热反应。     

粉末活性炭对水溶液中邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯的吸附

采用静态吸附法研究了邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯(DEHP)在粉末活性炭上的吸附性能,探讨了粉末活性炭对DEHP的吸附等温线、吸附动力学和吸附热力学特征。结果表明,粉末活性炭对DEHP吸附等温线符合Langmuir吸附等温式;分别采用拟一级反应、拟二级反应和颗粒内扩散反应模型对吸附动力学过程进行了拟合,实验数据遵循颗粒内扩散模型;在20、30、40和50℃下,对应的吉布斯自由能(ΔG0)分別为-2.014、-1.441、-0.868和-0.296 kJ/mol,表明该反应自发进行;焓变(ΔH0)<0,证实该反应为放热反应;熵变(ΔS0)<0,说明该吸附反应是熵值减小的过程;吸附活化能Ea=7.234 kJ/mol和粘附概率S*=0.036分别介于5～40 kJ/mol和0～1范围内,表明该吸附过程主要为物理吸附;活性炭吸附前后红外谱图分析,也验证物理吸附为PAC吸附DEHP之主要机制。     

稻壳活性炭制备及其对磷的吸附

利用农业废弃物稻壳经炭化、活化、酸洗、水洗和干燥等工艺制备出一种富含微孔和中孔结构的稻壳活性炭,其BET比表面积达886.3 m2/g。通过正交实验优化了稻壳活性炭对磷吸附条件,并在该条件下进行了吸附等温和吸附动力学实验研究。结果表明,稻壳活性炭对磷的吸附等温曲线能较好符合Langmuir模型(R2=0.9284)和Freundlich模型(R2=0.9208),由Langmuir线性拟合方程可得稻壳活性炭对磷饱和吸附量达6.93 mg/g;稻壳活性炭对磷的吸附过程可用准二级动力学方程描述(R2=0.9968),吸附速度较快,颗粒内扩散为该过程控速阶段。稻壳活性炭作为一种易得、廉价、高效的填料,在农村分散型污水生态处理技术中,具有良好的应用前景。     

核桃壳粉对水溶液中Pb2＋的吸附

实验通过间歇吸附方式研究了核桃壳粉对水溶液中Pb^2＋的吸附特性,探讨了核桃壳粉粒径及用量、溶液pH、Pb^2＋初始浓度等参数对吸附的影响,并讨论了吸附过程的热力学和动力学特征。结果表明,核桃壳粉对Pb^2＋吸附的最佳pH为5．0,去除率随吸附剂粒径的减小、用量的增加、Pb^2＋初始浓度的减小而增加。优化实验条件下,0～0．3mm15g／L的吸附剂在298K时,对pH=5的50mL50mg／LPb^2＋溶液的去除率达96．98％。核桃壳粉对Pb^2＋的吸附等温线符合Sips模型,在283、293和303K的最大吸附量分别为18．25、18．27和20．94mg／g。吸附过程是放热的、混乱度减小的自发过程,且符合准二级动力学模型。吸附速率常数随温度升高而减小,在293和303K时分别在90和120min基本达到平衡。结合FTIR和SEM手段发现核桃壳对Pb^2＋的吸附以物理吸附为主,同时包括离子交换、螯合等化学吸附以及颗粒内扩散步骤,是一个复杂的过程。     

臭氧氧化法处理焦化废水生化出水的反应动力学

对臭氧氧化去除焦化废水生化出水COD的反应动力学及其影响因素进行了实验研究,结果表明,在臭氧投加量为8．50mg／min,反应温度为20＇E和初始pH为10．61条件下,对COD的降解符合表观一级反应动力学模型,其相关系数R。=0．9991,表观反应速率常数k。。=1．01×10^-3s-1。该条件下,臭氧氧化对COD的降解主要来源于高活性羟基自由基的强氧化作用。在不同的臭氧投加量（4．25～12．75mg／min）、不同的反应温度（10～40℃）和不同的初始pH（3．76～12．53）下,COD的降解也同样遵循一级反应动力学规律。随着臭氧投加量的增大,COD降解的表观反应速率常数从（0．554×10^-3）s-1增加到（1．06×10＆-3）s-1;随着反应温度的升高,表观反应速率常数从（0．427×10^-3）s-1增加到（1．40×10-3）s-1,温度越高反应速率提高的幅度却越小;在初始pH3．76～10．61范围内,表观反应速率常数从（0．218×10^-3）s-1增加到（1．01×10^-3）s-1,在初始pH为12．53时表观反应速率常数下降到（0．857×10^-3）s-1。     

活性炭对含铅废水吸附特性研究

采用静态法用活性炭吸附处理含铅废水,考察了活性炭对含铅废水的吸附特性。结果表明:活性炭对铅离子吸附平衡时间为100 m in;吸附等温方程为:Ce/qe=0.4298+0.0594Ce(25℃),该方程符合Langmu ir型吸附模式,不同温度下吸附平衡参数0RL1,表示该吸附为有利吸附。实验数据应用数学模型拟合,二级相关系数R2=0.9998,显示吸附过程动力学与二级动力学模型相关性较好;计算不同温度下各热力学参数:△Hθ大于零、△Gθ小于零,证实该吸附过程是一个自发吸热过程。△Sθ大于零,表明铅离子在固液界面有序性减小、混乱度增大。△Hθ值很小,说明该过程为物理吸附。     

新型TCAS吸附树脂对水中Cd^2＋的吸附去除研究

通过静态吸附试验,研究一种由超分子受体化合物磺化硫杂杯芳烃（TCAS）与树脂结合的产物——新型TCAS吸附树脂对重金属Cd^2＋的吸附去除性能,并初步探讨了吸附机理。试验研究结果表明,TCAS吸附树脂对Cd^2＋的饱和吸附量为14．45mg/g。当温度为20℃,0．5gTCAS吸附树脂对10mL浓度为5113g／L的Cd^2＋溶液吸附60min时,Cd^2＋的去除率可达到99％以上。pH值是影响TCAS吸附树脂吸附效果的重要因素,在pH=5—9时,Cd^2＋的去除率随着pH值的升高而增大。在试验范围内,TCAS吸附树脂对Cd^2＋吸附符合Freundlich方程。吸附在TCAS吸附树脂上的Cd^2＋可洗脱回收,TCAS吸附树脂也可再生利用。TCAS吸附树脂对重金属Cd^2＋的吸附机理主要归因于TCAS对Cd^2＋的络合作用。     

粉煤灰砖块对磷酸盐的吸附特性

以建筑废料粉煤灰砖块为吸附剂材料,通过静态吸附实验研究其对磷酸盐的吸附特征,以及磷酸盐初始浓度、吸附剂投加量、pH等因素对吸附反应的影响。Langmuir、Freundlich和Temkin等温模型的分析发现,Langmuir等温式方程最适合描述吸附过程,对磷酸盐的理论饱和吸附容量为44.62 mg/g。利用伪一级动力学模型、伪二级动力学模型和颗粒内扩散模型考察了吸附过程特征,其中伪二级动力学模型为最适于描述粉煤灰砖块对磷酸盐的吸附过程的动力学模型。通过颗粒内扩散模型、Bangham方程及Boyd模型对吸附动力学机理进行的探讨表明,颗粒内扩散速率不是粉煤灰砖块吸附磷酸盐反应的惟一速率控制步,膜扩散速率和颗粒内扩散速率共同影响着吸附反应速率。磷酸盐浓度较低时主要是膜扩散限制吸附反应速率,而磷酸盐浓度较高时则颗粒内扩散成为速率控制步。研究证明,粉煤灰砖块粉末作为湿地基质具有对磷酸盐很强的吸附能力,在减少了固体废弃物的数量的同时又可以实现水污染控制的目的。     

厌氧颗粒污泥吸附去除废水中Hg^2＋的研究

在实验室条件下,以静态、序批的方法研究了厌氧颗粒污泥对废水中Hg^2＋的吸附特性及环境条件对其吸附能力的影响,并通过红外光谱和能谱对比手段,初步探讨了厌氧颗粒污泥吸附Hg^2＋的机理。结果表明,厌氧颗粒污泥对Hg^2＋的吸附过程符合准二级吸附动力学模型,其吸附等温线与Freundlich型拟合得较好（R^2=0．9933）;pH是影响吸附的重要因素,在pH值为3～8的范围内,吸附量较大,最大为64．64mg／g,当pH值大于8或小于3时,吸附量逐渐下降;温度对吸附也有一定的影响,但影响程度不明显。红外光谱和能谱分析表明,厌氧颗粒污泥表面功能基团对Hg^2＋的络合作用是吸附的主要机理,这些基团包括-CH、-CH2、-CH3、P—H、C=0、C-N、P=0、S=0及=C—H,同时在吸附过程中还存在一定的离子交换吸附。