碳纳米管-海藻酸钠复合吸附材料的制备及其对高浓度Cr(Ⅲ)的吸附

以碳纳米管(CNTs)和海藻酸钠(SA)为主要原料,制备了环境友好型的复合吸附材料——CNTs-SA。采用TEM和FTIR技术对吸附材料进行了表征,并采用静态法考察了溶液pH、吸附时间、原料固液比(m(CNTs)∶V(SA))等因素对CNTs-SA吸附Cr(Ⅲ)的影响。表征结果显示,CNTs-SA表面引入了更多的—COOH和—C O基团,导致其吸附Cr(Ⅲ)的效果较CNTs有了显著的提高。实验结果表明:在室温、初始Cr(Ⅲ)质量浓度4 000 mg/L、CNTs-SA加入量21 mg/mL、溶液pH 5、吸附时间3 h、m(CNTs)∶V(SA)=1.0 mg/mL的条件下,CNTs-SA对Cr(Ⅲ)的吸附量为120 mg/g,Cr(Ⅲ)去除率为61.5%;Freundlich等温吸附方程适合描述CNTs-SA对Cr(Ⅲ)的吸附行为。     

改性核桃壳对Cr(Ⅵ)的吸附

采用甲醛-硫酸改性法制备改性核桃壳吸附剂,利用静态吸附法研究了改性核桃壳对模拟废水中低浓度Cr(Ⅵ)的吸附性能,并采用SEM和FTIR技术对改性前后的核桃壳进行表征。表征结果显示,改性后的核桃壳表面更粗糙,孔隙轮廓更清晰,更有利于对Cr(Ⅵ)的吸附。实验结果表明:在初始Cr(Ⅵ)质量浓度为20 mg/L、初始废水p H为1、吸附温度为30℃、吸附时间为100 min、改性核桃壳加入量为24 g/L的条件下,改性核桃壳对Cr(Ⅵ)的去除率为98.4%,高于在相同条件下未改性核桃壳对Cr(Ⅵ)的去除率(93.1%);改性核桃壳对Cr(Ⅵ)的吸附更符合Freundlich等温吸附方程,对Cr(Ⅵ)的吸附行为满足拟二级动力学方程。     

龙口褐煤对废水中Cr（Ⅵ）的吸附与还原

进行了以龙口褐煤作吸附剂，还原剂净化铬废水的实验，研究了含铬废水ＰＨ、浓度对褐煤吸附，还原Ｃｒ（Ⅵ）效果的影响，确定了龙口褐煤净化含废水的最佳条件。     

改性生物炭对Sb（Ⅲ）的吸附行为及机理

采用氯化铝和高锰酸钾对生物炭进行改性,研究生物炭表面Sb（Ⅲ）的吸附规律及吸附机理。实验结果表明,在固液比为2.5 g/L、pH为4、吸附温度为25 ℃、吸附时间为240 min、溶液初始质量浓度为10.0 mg/L时,BC、Al-BC和KMnO₄-BC对Sb（Ⅲ）的平衡吸附量分别为1.13,2.12,2.98 mg/g。KMnO₄-BC和Al-BC的吸附机理不同,KMnO₄-BC等温吸附曲线符合Langmuir等温模型,吸附动力学过程遵循拟二级动力学方程;Freundlich模型和拟一级动力学方程更适合描述Al-BC对Sb（Ⅲ）的吸附。3种生物炭的吸附过程都以物理吸附为主,同时有化学吸附的参与。BET比表面积与FTIR分析结果表明,Al-BC吸附量大主要得益于比表面积及孔体积的增大。     

薏米壳生物炭的制备及其对Cr（Ⅵ）的吸附性能

采用限氧控温热分解法在不同温度下制备了薏米壳生物炭。研究了薏米壳生物炭对低浓度Cr（Ⅵ）的吸附性能及吸附机理。随碳化温度升高,薏米壳管状通道微孔结构逐渐显现,薏米壳生物炭表面芳香化程度增强。薏米壳生物炭对Cr（Ⅵ）的吸附行为采用Langmuir等温吸附模型吻合度更高,吸附属于单分子层化学吸附,吸附过程是自发的、熵增吸热反应,吸附过程遵循准二级吸附动力学模型,膜扩散和颗粒内扩散共同控制吸附过程。     

粉煤灰及其制备沸石对高浓度氨氮的去除比较

以粉煤灰为原料,采用改进的水热合成法制备了粉煤灰沸石,并将粉煤灰和粉煤灰沸石用于高浓度氨氮的吸附去除。实验结果表明:在粉煤灰和粉煤灰沸石的投加量分别为0.10 g/m L和0.04 g/m L、反应体系p H为5~7、初始氨氮质量浓度为500 mg/L的条件下,分别吸附660 min和60 min,粉煤灰和粉煤灰沸石对氨氮的去除率分别约为20.1%和50.7%左右,粉煤灰沸石对高浓度氨氮的去除效果明显优于粉煤灰;粉煤灰和粉煤灰沸石对氨氮的吸附动力学行为符合准二级动力学方程;Langmuir和Freundlich等温吸附模型能较好地描述粉煤灰对氨氮的等温吸附过程,而粉煤灰沸石对氨氮的等温吸附过程则更适宜用线性模型和Freundlich模型描述。     

聚硅酸铝铁-海藻酸钠复合絮凝剂的制备

以硅酸钠、硫酸铝、氯化铁、海藻酸钠（SA）为原料制备了聚硅酸铝铁-海藻酸钠（PSAFe-SA）絮凝剂,并采用SEM、FTIR、XRD、TGA技术进行了表征,分析了影响PSAFe-SA絮凝沉降效果的主要因素,并考察了该絮凝剂对松花江水样的处理效果。实验结果表明：在制备聚硅酸的pH为3.0、n(Al+Fe)∶n(Si)为1.0、n(Al)∶n(Fe)为4.0、m(SA)∶m(Si)为0.04的条件下,所制备的PSAFe-SA絮凝剂性能最好;在水样pH为6.0、PSAFe-SA投加量为28 mg/L、沉降时间为20 min的最佳絮凝条件下,松花江水样的浊度去除率为94.50%。     

海藻酸钠-聚乙烯醇-聚乙二醇复合膜的制备及其对Cu~(2+)的吸附

采用聚乙烯醇(PVA)、聚乙二醇(PEG)对海藻酸钠(SA)进行改性,制备了一种新型高效SA-PVA-PEG复合膜。研究了该复合膜对Cu2+的吸附效果。用IR和SEM等手段对复合膜进行了表征。表征结果显示,复合膜内部存在孔状结构,有利于吸附Cu2+。实验结果表明:在初始Cu2+质量浓度50 mg/L、复合膜加入量1 g/L、废水pH=5、吸附温度30℃、吸附时间60 min的最佳条件下,吸附率最高可达90.1%,吸附量达25.3 mg/g;复合膜吸附Cu2+的动力学过程可用二级动力学方程和Elovice方程进行拟合,吸附过程符合Langmuir单层吸附理论。采用浓度为1 mol/L的HCl溶液对吸附后的复合膜进行解吸,当解吸时间为2 min时,解吸率可达80.0%。     

Ti-MCM-41分子筛对Cr（Ⅵ）的吸附性能

以发烟硅胶为硅源、钛酸四丁酯为钛源,采用水热合成法制备了一系列不同n（Si）∶n（Ti）的Ti-MCM-41分子筛,采用XRD、UV-Vis、BET及ICP技术对其进行了表征,考察了其对溶液中Cr（Ⅵ）的吸附性能及重复使用性能。结果表明：制备的Ti-MCM-41分子筛保持了MCM-41的介孔结构,但随着Ti含量的增加分子筛的比表面积、孔径和总孔体积均降低;在初始Cr（Ⅵ）质量浓度为100 mg/L、Ti-MCM-41分子筛（投料n（Si）∶n（Ti）为40）投加量为1 g/L、吸附时间为60 min、吸附温度为323 K、溶液pH为6的条件下,Cr（Ⅵ）吸附率可达96.3%;Ti-MCM-41分子筛对Cr（Ⅵ）的吸附符合Langmuir等温吸附模型;Ti-MCM-41分子筛的重复使用性能良好。     

炭化核桃壳对废水中Cr（Ⅵ）的吸附

制备了炭化核桃壳,采用SEM,EDX,FTIR等方法对炭化核桃壳进行了表征,研究了炭化核桃壳对废水中Cr（Ⅵ）的吸附效果。表征结果显示,炭化后的核桃壳为片状结构,且形成了大量的微孔,微孔数量的增加使得核桃壳的比表面积明显增大。实验结果表明,炭化核桃壳吸附处理含Cr（Ⅵ）废水的最佳工艺条件为：初始废水pH 2.0、炭化核桃壳加入量16 g/L、吸附温度25 ℃、转速150 r/min、吸附时间180 min,在此最佳工艺条件下吸附处理Cr（Ⅵ）质量浓度为20 mg/L废水,Cr（Ⅵ）去除率高达98.7%,最大吸附量为8.731 mg/g。Langmuir吸附等温模型可更好地描述炭化核桃壳对Cr（Ⅵ）的吸附过程,吸附属于单分子层吸附。拟二级动力学方程能更好地描述炭化核桃壳对Cr（Ⅵ）的吸附行为,此吸附过程以化学吸附为主控步骤。     

木质素活性炭的制备及其对硝基苯的吸附

利用工业碱木质素分别经KOH及H3PO4活化制备两种木质素活性炭（KAC和PAC）,并用于模拟硝基苯废水的处理。采用SEM和IR等手段对木质素活性炭进行了表征。考察了木质素活性炭加入量、废水pH、吸附时间等因素对硝基苯吸附量的影响。表征结果显示,KAC具有丰富的孔结构,PAC表面含有多种功能基团。实验结果表明： 在吸附温度298 K、初始硝基苯质量浓度250 mg/L、木质素活性炭加入量1.0 g/L、废水pH 3、吸附时间24 h的条件下,KAC及PAC对硝基苯的吸附量分别为237.8 mg/g和211.9 mg/g,去除率分别达到91%和84%; KAC及PAC对硝基苯的吸附过程符合拟二级动力学方程,吸附等温线满足Langmuir等温吸附方程;当解吸剂的V（乙醇）∶V（去离子水）=9时,在PAC和KAC上吸附的硝基苯的解吸率分别达到99%和93%;木质素活性炭重复使用5次后,KAC和PAC对硝基苯的吸附量分别为115.4 mg/g和130.7 mg/g。     

交联壳聚糖/沸石复合吸附剂的制备及性能

用沸石负载由缩水甘油基三乙基氯化铵交联的壳聚糖,制得了性能良好的交联壳聚糖/沸石复合吸附剂。研究了该吸附剂应用性能的影响因素,探讨了该吸附剂的吸附性、沉降性和重复使用性,利用FTIR仪和高倍透射电子显微镜对该吸附剂的结构进行了表征。实验结果表明:壳聚糖的交联度为0.93、交联壳聚糖与沸石的质量比为0.045时,制得的交联壳聚糖/沸石复合吸附剂对腐殖酸的去除率可达81.4%,吸附量为4.07mg/g;交联壳聚糖/沸石复合吸附剂对腐殖酸的吸附性能较沸石有显著提高,沉降时间较交联壳聚糖明显缩短;经二次洗脱后腐殖酸去除率仍可达80.2%,腐殖酸吸附量为4.01mg/g。     

球形纤维素吸附剂对Cr3+吸附和解吸的研究

用静态法和动态法研究了球形纤维素吸附剂对水中 Cr3+的吸附和解吸 ,包括静态等温吸附以及各种因素对吸附的影响等 ,并探讨了吸附机理。 Cr3+的吸附容量为 2 8mg/ g,采用浓度为 1.2 mol/ L 的 HCl溶液作解吸液回收 Cr3+的综合效果较好。静态法和动态法的吸附率均达 90 %左右 ,解吸率均达 85 %以上 ,且静态法的吸附率和解吸率分别略高于动态法的吸附率和解吸率 ,但动态法耗时短 ,更符合工业化要求。     

中孔活性炭对水溶液中Cr3+的吸附

采用模板法和氢氧化钾化学活化法制备出不同中孔率的中孔活性炭并用于水中Cr3+的静态吸附,探讨了中孔活性炭吸附Cr3+的影响因素.实验结果表明,当溶液pH为6.0、吸附温度为50℃、吸附时间为120min、活性炭加入量为2.0g/L以及活性炭中孔率为80.0％～90.0％时.中孔活性炭对溶液中Cr3+的去除率达到98.5％.分别采用Langmuir和Freundlich方程拟合活性炭对Cr3+吸附的等温线,发现Langmuir等温吸附模型对活性炭吸附Cr3+拟合程度更好.活性炭中孔率的增大有利于提高Cr3+的平衡吸附量,但同时还受到活性炭表面酸总量的影响.吸附Cr3+前、后活性炭的FTIR谱图表明,Cr3+与活性炭表面含氧官能团发生了离子交换反应.     

海藻酸钠-聚乙烯醇-聚乙二醇复合膜的制备及其对Cu2+的吸附

采用聚乙烯醇（PVA）、聚乙二醇（PEG）对海藻酸钠（SA）进行改性,制备了一种新型高效SA-PVA-PEG复合膜。研究了该复合膜对Cu²⁺的吸附效果。用IR和SEM等手段对复合膜进行了表征。表征结果显示,复合膜内部存在孔状结构,有利于吸附Cu²⁺。实验结果表明：在初始Cu²⁺质量浓度50 mg/L、复合膜加入量1 g/L、废水pH=5、吸附温度30 ℃、吸附时间60 min的最佳条件下,吸附率最高可达90.1%,吸附量达25.3 mg/g;复合膜吸附Cu²⁺的动力学过程可用二级动力学方程和Elovice方程进行拟合,吸附过程符合Langmuir单层吸附理论。采用浓度为1 mol/L的HCl溶液对吸附后的复合膜进行解吸,当解吸时间为2 min时,解吸率可达80.0%。     

含油浮渣制备含碳吸附剂并用于含油污水的处理

以含油浮渣为原料制备含碳吸附剂,并用于含油污水的处理。用比表面分析仪和SEM技术对吸附剂进行表征。通过正交实验和单因素实验考察吸附剂加入量、吸附时间及温度、污水pH对污水处理效果的影响。表征结果显示,含碳吸附剂碳元素含量高达90%(w)以上,表面粗糙,孔径分布以中孔为主,比表面积477.5 m2/g,碘吸附值376.48 mg/g。实验结果表明:在吸附温度30℃及时间60 min、含碳吸附剂加入量20 g/L、污水pH为7的最佳实验条件下,处理初始COD为502.12 mg/L、石油类质量浓度45.31 mg/L.的含油污水,COD和石油类的去除率分别为91.51%和87.1%,处理后的COD和石油类质量浓度分别为42.62 mg/L和5.83 mg/1,达到GB 8978—1996《污水综合排放标准》中的二级排放标准;含碳吸附剂的污水处理效果优于术质活性炭。     

含铬电镀废水中Cr(Ⅵ)的萃取分离研究

用体积分数为40％的磷酸三丁酯－煤油溶液为萃取剂,采用溶液萃取法处理含铬[Cr(Ⅵ）]电镀废水。预先调节废水中Cr(Ⅵ）的质量浓度约为100mg/L,溶液酸度为1．3－1．5mol/L,相比为1∶2,振荡时间为35min,于室温下进行二级萃取处理,Cr(Ⅵ）的萃取率可达到99％以上。萃余液中Cr(Ⅵ）的残余质量浓度降至0．5mg/L以下,达到国家排放标准。对负载有机相用质量分数为10％的Na2SO3溶液进行反萃,即可得到再生,循环使用。     

络合沉淀—Fenton试剂氧化法处理高浓度含氰废水

采用络合沉淀—Fenton试剂氧化法处理高浓度含氰废水。实验结果表明,在初始废水p H为9、曝气时间为20 min、搅拌时间为20 min、Fe SO4溶液加入量为1.62 m L/L、搅拌转速为40 r/min的络合沉淀反应条件下,在絮凝阶段废水p H为8、n(H2O2)∶n(Fe2+)=20的Fenton试剂氧化反应条件下,处理初始CN-质量浓度为450~550 mg/L的高浓度含氰废水,总CN-去除率达99.9%以上,剩余CN-质量浓度小于0.02 mg/L,COD为50~70 mg/L,BOD5小于20 mg/L,浊度小于0.5 NTU,悬浮物质量浓度小于10 mg/L,满足GB 8978—1996《污水综合排放标准》的要求。     

聚丙烯酰-6-氨基吡啶的制备及其对重金属离子的吸附

以2,6-二氨基吡啶为原料,合成了功能单体2-丙烯酰-6-氨基吡啶,并将其与乙二醇二甲基丙烯酸酯共聚合成了聚合物吸附剂聚丙烯酰-6-氨基吡啶。考察了聚合物吸附剂对重金属离子的吸附分离性能。实验结果表明：在混合液中Cu²⁺,Zn²⁺,Cd²⁺,Ni²⁺的初始质量浓度均为10 mg/L、聚合物吸附剂加入量为5 g/L、溶液pH=7、吸附时间为10 min的条件下,聚合物吸附剂对各离子的吸附率均大于90%;采用浓度为0.5 mol/L的HCl溶液对吸附后的聚合物吸附剂进行洗脱,4种重金属离子的洗脱率均可达97%以上;该吸附剂具有很好的稳定性,重复使用11次后其对4种重金属离子的饱和吸附量均未有明显的下降。     

Cu~(2+)改性活性炭的制备及其去除废水中CN~-的研究

以活性炭为载体负载溶液中的 Cu~(2+),Cu~(2+)改性活性炭对溶液中 CN~-的去除效果较好。Cu~(2+)改性活性炭的最佳制备条件:活性炭加入量为1 g,质量浓度为5 g/L 的 CuSO_4溶液加入量为50 mL,溶液 pH 为4,负载时间为5.0 h。在此最佳条件下活性炭的最大 Cu~(2+)负载量为25.90 mg(以每克活性炭计)。Cu~(2+)改性后活性炭的 CN~-去除率明显提高,由22.10%提高至94.07%。Cu~(2+)改性活性炭吸附CN~-的最佳实验条件:溶液 pH 为12～13,吸附时间为9 h。Cu~(2+)改性活性炭对 CN~-的饱和吸附量为22 mg/g。Mg~(2+),K~+,Ca~(2+),Cl~-,SO_4~(2-),CO_3~(2-),AsO_3~-对 Cu~(2+)改性活性炭的 CN~-去除率基本没有影响。Cu~(2+)改性活性炭的动态吸附实验表明,开始一段时间流出液中 CN~-含量几乎为零,远低于国家排放标准(0.5 mg/L)。