羟基磷灰石/蔗渣炭复合吸附剂的制备及其对As(Ⅴ)的吸附机理

以甘蔗渣为原料,采用水热合成法制备羟基磷灰石/蔗渣炭复合吸附剂--HBA,通过静态吸附试验研究HBA对As（Ⅴ）的吸附特性,并采用红外光谱和X射线光电子能谱对吸附前后的HBA进行表征,探讨其吸附As（Ⅴ）的机理.结果表明:HBA的比表面积为89.52 m2/g,pH_zpc（零点电荷）=7.2,HBA上的羟基磷灰石的分子式为Ca₁₀（PO₄）₆（OH）₂.HBA吸附As（Ⅴ）的效果最佳pH为5.0~9.0.Langmuir等温吸附模型适合拟合HBA对As（V）的吸附等温线,25℃时Langmuir最大吸附量为6.76 mg/g,是蔗渣炭对As（Ⅴ）最大吸附量的20多倍.红外光谱分析表明,HBA含有的＝C＝O、─OH、─COOH等含氧官能团,可为化学吸附提供充足的吸附位点和提高HBA的吸附能力.XPS分析表明,HBA表面的含氧官能团[如羧基（─O─C＝O,532.2 eV）、羟基（─OH,530.6 eV）]参与了吸附反应,羟基磷灰石能提高HBA吸附As（Ⅴ）的能力,被吸附到HBA表面上的As主要以AsO₄3-和HAsO₄2-形态存在.      

响应曲面法优化Fe(Ⅲ)改性卡氏变形杆菌吸附去除Sb(Ⅴ)及其机理

水环境中过量Sb（Ⅴ）所引起的环境危害受到越来越多的关注.为了考察工艺参数对铁盐改性生物吸附剂吸附Sb（Ⅴ）效果影响、交互作用及其机理,以Fe（Ⅲ）改性卡氏变形杆菌吸附剂（简称“FMPAs”）为研究对象,采用Box-Behnken响应曲面法对FMPAs吸附处理合成含Sb（Ⅴ）废水的吸附时间、FMPAs投加量、pH、温度及Sb（Ⅴ）初始浓度等因素进行优化,确定了最优吸附条件,并对吸附过程的等温模型、动力学模型及吸附机理进行了研究.结果表明:①FMPAs吸附Sb（Ⅴ）的最优条件为吸附时间3.0 h、FMPAs投加量1 910.04 mg/L、pH 2.31、温度45.0℃、Sb（Ⅴ）初始浓度24.80 mg/L,且最优条件下Sb（Ⅴ）的去除率高达97.03%.②FMPAs对Sb（Ⅴ）的吸附符合Langmuir等温吸附模型,其最大吸附容量（q_max）为60.506 mg/g,其吸附动力学过程可采用准一级动力学模型拟合,属于单层吸附和化学吸附.③FMPAs吸附Sb的机理主要为Fe（Ⅲ）改性卡氏变形杆菌生成了Fe—O—OH、Polyose—Fe、Polyose—O—Fe（OH）₂等化合物,这些物质中羟基被Sb（Ⅴ）取代生成新的配合物Fe—O—Sb,使Sb（Ⅴ）得到吸附去除.研究显示,FMPAs对Sb（Ⅴ）具有较高的吸附容量,是一种极具潜在应用价值的绿色生物质吸附剂,可用于处理含Sb（Ⅴ）废水.      

磁性壳聚糖的制备及处理亚甲基蓝废水

以戊二醛为交联剂,Fe₃O₄为磁核制备磁性壳聚糖,探究了其去除废水中亚甲基蓝的性能,以及吸附动力学、吸附等温线、吸附热力学特征.结果表明,在磁性壳聚糖投加量为0.5g/L、pH=10、反应时间为60min的条件下,对亚甲基蓝的去除率和吸附容量分别达到97.6%和39.0mg/g,远高于天然壳聚糖的59.8%和23.9mg/g.磁性壳聚糖对亚甲基蓝的吸附过程符合准二级反应动力学方程（R²=0.99902）和Langmuir等温线方程（R²=0.99961）,吸附过程是热力学自发过程,吸附反应是放热反应.     

氢氧化镧掺杂氧化铝去除水体磷酸盐性能研究

为有效去除水体中的磷酸盐,采用沉淀沉积方法合成了氢氧化镧〔La(OH)₃〕掺杂氧化铝(Al₂O₃)的吸附材料La(OH)₃(X)/Al₂O₃〔X表示吸附剂中的La(OH)₃质量含量〕,并对其吸附磷酸盐的性能进行研究. 结果表明:①Al₂O₃和La(OH)₃是吸附剂中磷酸盐的主要结合位点. ②磷酸盐初始浓度为50 mg/L时,La(OH)₃(19)/Al₂O₃吸附剂在初始阶段吸附较快,且在200 min左右达到吸附平衡. La(OH)₃(X)/Al₂O₃吸附剂对磷酸盐的吸附量随着La(OH)₃负载量的提高而升高,其吸附等温线符合Langmuir模型拟合. La(OH)₃(7)/Al₂O₃、La(OH)₃(13)/Al₂O₃、La(OH)₃(19)/Al₂O₃和La(OH)₃(27)/Al₂O₃对磷酸盐的最大吸附量可分别达到25.32、27.40、43.10和53.76 mg/g (以P计). 这表明La(OH)₃掺杂Al₂O₃后为磷酸盐提供更多的活性位点,有效提高了磷酸盐的吸附容量. ③La(OH)₃(19)/Al₂O₃对磷酸盐的吸附量随pH的升高而降低,共存阴离子影响试验表明,La(OH)₃(19)/Al₂O₃对磷酸盐具有较高的吸附选择性. ④经过5次吸附-脱附循环后,La(OH)₃(19)/Al₂O₃表现出稳定的吸附和再生性能,对实际水体磷酸盐的去除试验结果表明其可用于实际水体中磷酸盐的去除. 研究显示,La(OH)₃(19)/Al₂O₃的磷酸盐吸附速率快、吸附容量高、吸附选择性高,具有潜在的应用价值.      

La2O3纳米颗粒对水溶液中As (Ⅲ)的吸附

以十六烷基三甲基溴化铵（CTMAB）为表面活性剂,采用共沉淀法制得La₂O₃纳米颗粒。利用扫描电子显微镜（SEM）、X射线衍射（XRD）和比表面积分析仪（BET）对La₂O₃纳米颗粒进行分析。采用批实验考察了溶液pH、典型阴离子和离子强度等因素对La₂O₃纳米颗粒吸附溶液中As （Ⅲ）的影响,并对吸附动力学、吸附等温模型及吸附机理进行研究。结果表明:添加质量分数为0.2%的CTMAB时制得的La₂O₃对As （Ⅲ）的吸附效果最好。当溶液pH为5~9时,As （Ⅲ）去除率较高,可达85.36%。溶液中共存的SO2-₄和CO2-₃对As （Ⅲ）的吸附影响较小,而SiO2-₃和PO₄3-增加到10 mmol/L时,As （Ⅲ）去除率从85.36%分别降低至39.14%和25.36%。离子强度对As （Ⅲ）的吸附影响较小,表明该吸附过程为内层吸附。La₂O₃纳米颗粒对As （Ⅲ）的吸附符合伪二级反应动力学和Langmuir吸附等温模型,表明该吸附为单分子层吸附,理论最大吸附量为45.5 mg/g。La₂O₃纳米颗粒吸附As （Ⅲ）的机理分析为La₂O₃表面羟基化后产生的羟基基团La—OH与As （Ⅲ）反应生成单齿或双齿络合物,从而将As （Ⅲ）从水溶液中去除。     

NaOH改性鱼骨粉材料对Cd(II)的吸附

以鱼骨粉（FBM）为原料,利用NaOH处理制备高性能改性鱼骨粉材料（FBM_T）,通过比表面积仪（BET）、X射线衍射仪（XRD）、傅里叶红外光谱（FTIR）、扫描电镜-光电子能谱（SEM-EDS）、透射电镜（TEM）等手段对吸附前后材料形貌、孔结构、功能基团进行表征分析.结果表明,与FBM相比,FBM_T出现一定数目中孔和大孔,具备了高孔容和平均孔径,分别增加68.57%和24.69%.FBM_T材料表面-OH、C=O和PO₄^3-等官能团含量增加,显示出一定的缓冲性能.FBM和FBM_T对Cd（Ⅱ）的吸附经历快速的分配和慢速的吸附两个阶段,符合准二级动力学模型,相关系数R²分别达到0.8635及0.9480.Langmuir模型较好地拟合FBM和FBM_T对Cd（Ⅱ）的等温吸附过程,对Cd（Ⅱ）饱和吸附量由改性前的9.28mg/g增至改性后的22.47mg/g,对应的吸附强度K_F值也随之增加.分离因子0 < R_L < 1表明Cd（Ⅱ）的去除过程为有利吸附.功能材料与Cd（Ⅱ）的作用机理主要包括阳离子专性吸附、静电吸附、离子交换、表面络合及沉淀作用.以上研究为鱼骨粉修复Cd污染提供一种经济有效的方法.     

铁改性杭锦土吸附剂对水中砷的去除研究

为提高天然杭锦土对水溶液中砷的吸附性能,采用氯化铁（FeCl₃·6H₂O）浸渍天然黏土矿物杭锦土（HJ）,制备表面负载铁氧化物的铁改性杭锦土除砷吸附剂（FHJ）.通过比表面积（BET）和扫描电镜（SEM）分析技术对材料进行表征以观察其微观形貌特点,通过X射线光电子能谱分析（XPS）和傅里叶红外光谱（FTIR）技术测定材料组成及化学基团,以初步探究材料吸附除砷机理.通过批试验考察FHJ投加量、初始pH、共存离子及腐殖酸浓度对FHJ除砷效能的影响.结果表明:①当铁负载比在0~50wt%范围内时,FHJ对溶液中As（Ⅴ）吸附容量随着铁负载比的增加而增加,最佳铁负载比为33wt%,此时铁与杭锦土的理论质量比为1:3.②BET分析结果表明经铁改性后,杭锦土比表面积显著增加,由71.14 m2/g增至158.50 m2/g;SEM分析显示,经改性后杭锦土表面形貌发生明显变化,结合Mapping图表明铁被有效负载到杭锦土表面.③批试验结果表明,As（Ⅴ）去除率随着FHJ投加量的增加而升高;溶液pH对As（Ⅴ）去除率有较大的影响,pH的降低有利于FHJ对砷酸盐的吸附.④FHJ除砷性能受溶液中共存离子CO₃2-、SiO₃2-影响较大,但受Cl-、SO₄2-、NO₃-及腐殖酸影响程度比较小.⑤吸附动力学过程符合准二级动力学模型,Freundlich等温吸附模型可更好地描述FHJ吸附除砷行为（R2=0.999）.⑥XPS分析结果显示,铁氧化物主要以FeOOH和Fe₂O₃的形态负载于杭锦土表面,FTIR表明FeOOH的羟基基团同As（Ⅴ）发生吸附作用,在FHJ除砷过程中,化学吸附是主要的吸附除砷机理.研究显示,铁改性杭锦土除砷效果良好,具有一定的应用潜力.      

稳定型UiO-66-(COOH)2对Cs+的有效吸附

采用水浴法合成了具有孔道结构、高稳定性和多活性位点的固体吸附材料UiO-66-(COOH)₂.通过考察接触时间、温度、起始浓度、干扰离子等因素，评估了UiO-66-(COOH)₂对放射性铯离子(Cs⁺)的吸附性能.试验表明，吸附过程遵循二级动力学和Langmuir吸附等温线模型，在313 K条件下，最佳吸附容量和去除率分别达到90 mg·g^-1和60%.结构表征验证了吸附过程是在Cs⁺与有机连接体中羧酸根的质子交换以及与金属节点的离子交换的共同作用下进行的.值得注意的是，材料吸附Cs⁺后仍能保持其化学和热稳定性；同时，在钠和钾干扰离子共存时，UiO-66-(COOH)₂对Cs⁺仍表现出较高的选择性(S_Cs/M=5)和去除效率(58%).本文的研究结果可为用于核废水处理、放射性污染和放射性同位素回收的新型材料的设计提供重要参考与借鉴.     

中药渣生物炭对磺胺甲基嘧啶的吸附及机理研究

以传统中药-黄芪废渣为原料,分别在200℃、400℃、500℃、600℃和700℃的厌氧氛围下热解制备生物炭材料（BC200、BC400、BC500、BC600和BC700）,并利用BET比表面积分析、FTIR光谱分析、扫描电子显微镜等方法对其进行表征,同时考察不同投加量、吸附时间、初始浓度和pH值下生物炭对磺胺甲基嘧啶的吸附特征.结果表明,随制备温度的升高,生物炭的表面积及吸附性能也显著增加.相比原状黄芪渣（S_BET=0.42m²/g）,BC700的BET比表面积（S_BET=155.69m²/g）增大370倍,对磺胺甲基嘧啶的吸附容量增加185倍.BC700对磺胺甲基嘧啶的等温吸附过程符合Langmuir模型（R²=0.9977）,最大吸附容量为11.96mg/g,吸附反应过程满足准二级动力学方程（R²>0.994）,且为化学吸附.同时随着溶液初始pH值和投加量的升高,生物炭的吸附容量先增大后减小,最佳吸附pH值为4.     

制药污泥热解制备生物炭及对制药废水的吸附处理性能分析

利用制药污泥热解制备生物炭,考察ZnCl₂活化条件对生物炭吸附性能的影响,并探究生物炭对制药废水的吸附处理特性。提高ZnCl₂活化剂的浓度和浸渍比均可提升制药污泥生物炭的吸附性能,5 mol/L ZnCl₂活化剂在1:1浸渍比下获得的生物炭的比表面积达到534.91 m2/g,碘吸附值和苯酚吸附值分别达到674.61,119.12 mg/g。制药污泥生物炭对制药废水COD吸附动力学与叶洛维奇模型和拟二级吸附动力学模型较为相符,1 h内为生物炭对COD的快速吸附阶段。制药污泥生物炭投加量的提升,可提高废水中污染物去除率,在50 g/L生物炭投加量下吸附1 h,可实现66.3% COD和61.8%可吸附有机卤素（AOX）的去除。而多级吸附可在较低投加量下实现更好的污染物去除效果,1 g/L投加量下进行6级吸附可去除72.8%的COD和65.2%的AOX。这揭示了制药污泥在ZnCl₂活化条件下热解可制备高吸附性能生物炭,并展现了出色的制药废水吸附处理效果。     

机械活化蛇纹石吸附除磷性能及机理研究

为实现废水中磷的绿色高效去除,采用机械活化法制备活性蛇纹石吸附材料,探讨了该材料对废水中30 mg·L^-1正磷酸盐的吸附性能、关键影响因素及吸附去除机理.结果表明,活性蛇纹石对磷的理论最大吸附量(以P计)为126.58 mg·g^-1,当初始pH为7.0、温度为20℃、投加量为0.5 g·L^-1、吸附时间为240 min时,材料对磷的去除率为89.73%.磷的去除率随活化时间、吸附时间和投加量的增加而增大,随pH和温度的增加而降低.利用激光粒度仪、XRD、FTIR和SEM等现代分析测试手段研究了活性蛇纹石对磷的吸附机理.结果表明,机械活化致使蛇纹石颗粒的中值粒径从41.32μm迅速降低到12.00μm,之后粒径不再发生明显变化,进一步的机械力作用使蛇纹石晶体结构受到破坏,导致Mg—OH键能减弱,增强了颗粒表面的Mg吸附位点的活性,并使颗粒表面呈碱性,最终使磷能够以磷酸镁(Mg₃(PO₄)₂·22H₂O)的形式固定在材料表面.等温吸附和吸...     

原位载铁中孔活性炭吸附As和天然有机物效能

采用配煤、原位浸渍和两步活化法制备了4种原位载铁活性炭（FGL1/2/3/4）,并以空白炭C-GL为基础的表面铁浸渍后改性炭（Fe-GL-2/3/4）为对照,研究了原位载铁炭对水中As和腐植酸（HA）的同步吸附效能.结果表明,炭化料原位载铁促进了比表面积（S_BET）和中孔结构的发育.其中,原位载铁炭FCL4（载铁量6.51%）在45Å~480Å的范围内的中孔容积（V_mes）比C-GL增加了0.1146cm³/g;而后改性载铁则造成S_BET和V_mes的显著降低.原位载铁同时促进了表面碱度的增加,保证了中性条件下更好的As离子吸附能力;FCL4对As（Ⅲ）和As（V）的Langmuir最大吸附量（L-Q_max）分别达到2.566和2.825mg/g.原位载铁炭进一步发育的中孔结构促进了对HA（<10mg DOC/L）的吸附效能,FGL4对HA的Langmuir最大吸附量（Q_HA）达到46.25mg DOC/g.As-HA共存体系内FGL4对各组分的吸附容量有所降低,但As（Ⅲ）和As（V）的吸附容量仍达到2.325和2.675mg/g.     

磁性纳米复合吸附剂PFM对铜的吸附性能与吸附机理研究

制备了磁性纳米复合吸附剂PAM@Fe₃O₄/MnO₂(PFM),用于含铜废水的吸附实验研究,考察了吸附剂投加量、重金属溶液初始浓度、吸附时间等因素对吸附效果的影响。实验结果表明:磁性纳米复合吸附剂PFM可有效去除水中的铜离子,在Cu2+浓度为50 mg/L,pH为6.0,吸附剂量为1.6 g/L的条件下,在400 min达到吸附平衡,吸附容量可达到30.29 mg/g,Cu2+去除率可达到97%。吸附-再生循环实验证实PFM具有良好的再生性能,在去除Cu2+方面具有很好的实际应用前景。VSM分析表明:纳米PFM具备超顺磁性和铁磁性的优势;PFM的XRD图谱显示,PAM附着于纳米Fe₃O₄/MnO₂表面,增强了其与溶液中金属离子接触的表面积,有利于对金属离子的吸附;在纳米PFM吸附剂的FTIR中出现PAM中的酰胺键,印证了Fe₃O₄/MnO₂与PAM成功制备为磁性纳米复合吸附剂PFM。     

MnO2@Fe3O4/石墨烯复合材料对水中Pb(Ⅱ)的吸附

以氧化石墨烯（GO）为原料制备MnO₂@Fe₃O₄/石墨烯（RGO）,考察吸附过程中MnO₂@Fe₃O₄/RGO投加量、溶液pH值、初始浓度和吸附时间等因素对Pb（Ⅱ）的去除率和吸附量的影响,并运用BET比表面积测试法计算MnO₂@Fe₃O₄/RGO的比表面积和平均孔径,采用扫描电子显微镜（SEM）,振动样品磁强计（VSM）,X射线衍射（XRD）和X射线光电子能谱（XPS）等对样品进行表征.结果表明：MnO₂@Fe₃O₄/RGO的比表面积为89.164m²/g,孔容为0.284cm³/g;随着pH值在2~10范围内增加,复合材料对Pb（Ⅱ）的去除率先增大后减小,pH=6时达到最大值.通过4种等温吸附模型（Langmuir、Freundlich、Temkin、D-R模型）和4种吸附动力学模型（伪一级动力学、伪二级动力学、Elovich、颗粒内扩散模型）拟合发现,MnO₂@Fe₃O₄/RGO对Pb（Ⅱ）吸附符合伪二级动力学模型.吸附等温线更符合Langmiur模型,属于典型的单分子层吸附,以化学吸附为主,最大吸附量为265.3mg/g.     

纳米二氧化钛对三价砷在大型蚤体内累积与毒性的影响

nTiO₂（纳米二氧化钛）可作为其吸附污染物的运输载体而影响污染物在生物体内的累积与毒性,为明晰nTiO₂吸附As（Ⅲ）（三价砷）后作为As的运输载体对水生物体内As累积与毒性的影响,以大型蚤（Daphnia magna）为受试生物,通过室内培养试验,研究了不同nTiO₂浓度、As（Ⅲ）不同暴露水平相互作用下蚤体中As与Ti的累积含量、毒性及其潜在作用机制.结果表明,nTiO₂可在30 min内吸附As（Ⅲ）至平衡,其中2、20 mg/L的nTiO₂对75 μg/L As（Ⅲ）的吸附率分别可达31.38%、51.84%,蚤体内As的累积含量分别为对照组的2.9和3.8倍,表明nTiO₂可作为运输载体提高As（Ⅲ）在大型蚤体内的累积;但不同As暴露水平下蚤体As和Ti含量的相关关系表明,nTiO₂作为载体的运输作用可能会因As暴露水平的增加而减弱.另外,nTiO₂虽然作为运输载体提高了As（Ⅲ）在大型蚤体内的累积,但并未增加As（Ⅲ）对大型蚤的毒性.添加2、20 mg/L的nTiO₂后,As（Ⅲ）对大型蚤的24 h IC₅₀（半抑制浓度）分别从0.93 mg/L增至2.53和2.97 mg/L,表明nTiO₂降低了As（Ⅲ）对大型蚤的毒性.研究显示,nTiO₂虽增加了As（Ⅲ）在大型蚤体内的累积,但却降低了As（Ⅲ）对大型蚤的毒性,这有利于对nTiO₂及其复合重金属污染风险的深入认识.      

FeCl3改性MOFs在低温下对Hg0的吸附性能

为提高吸附剂对Hg0（零价汞）的吸附效率,利用MOFs（金属有机框架）材料发达的孔隙结构和高比表面积（1 997.010 0 m2/g）,采用FeCl₃溶液浸渍改性,制备了吸附剂FeCl₃@MIL-101（Cr）用于脱除Hg0.在小型固定床反应器上考察了浸渍浓度、反应温度、氧含量等对Hg0去除的影响.结果表明:FeCl₃@MIL-101（Cr）在进口ρ（Hg0）为2×10-3 mg/L,c（FeCl₃）为0.2 mol/L,反应温度60℃,气体流速400 mL/min,φ（O₂）为1%的条件下,吸附穿透时间长达62 h,相应的吸附容量为14.27 mg/g.在此基础上,进一步利用BET（比表面积测试）、SEM（扫描电镜）-EDX（能量色散X射线光谱）、XRD（X射线衍射）、XPS（X射线光电子能谱）等常用表征手段研究了改性前后吸附剂的物理化学特性,证明了吸附剂FeCl₃@MIL-101（Cr）吸附零价汞是物理吸附与化学吸附共同作用的结果,含氯官能团在吸附Hg0过程中也发挥了相当大的作用,并且氧气可促进其吸附效果.最后,分析了其吸附机理.研究显示,该种吸附剂在低温条件下具有较为优良的脱汞性能,应用前景良好.      

化学合成及废物基锰氧化物对不同形态砷的去除转化机制

为探究不同类型锰氧化物与As（砷）的交互作用,采用沈阳某饮用水处理厂除锰滤池运行周期结束后产生的废料（滤料和管道沉淀物）和化学合成水羟锰矿、酸性水钠锰矿作为不同类型的锰氧化物,研究化学合成及废物基锰氧化物对不同形态As的去除转化机制.结果表明:锰氧化物的投加量为0.20 g时,管道沉淀物对As（Ⅴ）的吸附量为90 μg,远小于水羟锰矿、酸性水钠锰矿和滤料的191、192、176 μg吸附量,而且管道沉淀物2 h内不能够完全氧化溶液中As（Ⅲ）.四种锰氧化物对As的吸附都更符合准二级动力学方程,说明去除过程是一个快速吸附和慢速吸附相互叠加的过程,包含外部液膜扩散、表面吸附和颗粒内扩散等.水羟锰矿、酸性水钠锰矿和滤料有较好锰氧化物晶型,管道沉淀中SiO₂是主要晶型,滤料晶型和酸性水钠锰矿一致,但是形貌结构却差别很大.四种锰氧化物的Mn平均氧化度较高,分别为3.90、3.89、3.84和3.71.研究显示,滤料作为废物基材料可以替代化学合成的水羟锰矿、酸性水钠锰矿实现对水体中As的去除,达到废物材料的再利用及含As水体修复的协同处置.      

磷酸盐对土壤吸附一硫代砷的影响

通过设计批实验和表征分析,探究不同浓度的磷酸盐影响下,一硫代砷酸盐（MTA）在土壤上的吸附特征和机理.结果发现,Elovich动力学模型和Langmuir等温吸附模型可较好地拟合MTA在土壤中的吸附过程,相关系数R²分别为0.983和0.994,表明土壤吸附MTA发生在局部位置,吸附过程主要以非均相扩散为主,拟合所得最大单层吸附量为254.214mg/kg.MTA与磷酸盐共存时,随着溶液中磷酸盐初始浓度的增大,土壤对MTA的平衡吸附量逐渐下降,对磷酸盐的吸附量逐渐增大;SEM-EDS结果表明无论是否添加磷酸盐,反应后的土壤表面都能检测到少量As,但添加磷酸盐条件下土壤表面的As含量则相对较低,证实磷酸盐的存在降低了土壤对MTA的吸附;XRD结果表明MTA能与土壤中的铁铝矿物发生络合反应生成内球络合物－[2Al （H₂AsO₄）₃]、≡Al₂O₂AsO （SH）和－[2Fe （H₂AsO₄）₃],而磷酸盐会与土壤表面的羟基形成内球络合物,导致土壤对MTA的吸附能力减弱.     

磁性铝基MOF的表征和对水体中氟化物吸附性能研究

我国多地的地表水受到成土母质或背景值的影响,氟离子浓度均超过1.0 mg/L,即高于GB 3838-2002《地表水环境质量标准》Ⅲ类标准限值.为了实现地表水的快速降氟和吸附材料的便捷回收,通过水热法制备了磁性Al-MOF@Fe₃O₄吸附材料,使用扫描电极（SEM）、X射线衍射仪（XRD）、X射线光电子能谱仪（XPS）和孔隙度分析仪（BET）对材料的形貌和化学组成进行了表征.结果表明:①Al-MOF@Fe₃O₄具有不规则的晶体形状和直径更小的介孔结构,能够提供更高的比表面积吸附氟离子.②吸附试验结果表明,Al-MOF/Fe₃O₄的吸附量达到了75.2 mg/g,吸附过程更加符合拟二阶动力学模型,证明了化学吸附是该除氟过程的主要机理.③增加吸附剂投加和降低氟离子初始浓度,有助于提高除氟效率,但却难以得到较高的吸附量,同时碱性条件不利于氟离子的吸附,阴离子对除氟性能的影响程度表现为CO₃2- > HCO₃- > SO₄2- > PO₄3- > Cl-.④对吸附机理的研究表明,氟离子是通过取代Al-OH实现稳定和快速地脱离水体,使用NaOH溶液淋洗可以实现吸附剂的高效再生.⑤5次循环吸附试验后,复合材料依然保留了71.4 mg/g的吸附能力和良好的磁性.在实际地表水中进行除氟试验,该吸附剂可以将氟化物浓度从1.17 mg/L降至0.2 mg/L以下.研究显示,Al-MOF@Fe₃O₄纳米材料可以作为地表水除氟材料,实现对低浓度氟离子的高效去除.      

秸秆生物炭对双氯芬酸钠的吸附性能研究

利用廉价的农业废弃物稻草秸秆,通过磷酸氢二铵（（NH₄）₂HPO₄）活化制备得到秸秆生物炭（SBC）,通过扫描电子显微镜（SEM）、比表面积分析（BET）、红外光谱（FTIR）等手段对其进行表征.研究了SBC对双氯芬酸钠（DCF）的吸附去除,并探讨了吸附时间、SBC投加量、pH值、阴离子浓度对吸附过程的影响.结果表明,当SBC投加量为0.3g/L时,DCF浓度为0.05mmol/L,60min后吸附量达到平衡;pH值范围在5.00~9.00时,SBC对DCF的吸附量去除率随着pH值的增加而减少;Cl^-、SO₄^2-和HCO₃^-对吸附过程的影响不大.拟合结果表明,SBC对DCF的吸附过程更符合准二级动力学模型和Freundlich吸附等温线.经Langmuir等温线模型计算理论最大吸附量为277.78mg/g（pH=7.00,T=20℃）.热力学参数表明SBC对DCF的吸附是自发吸热过程.同活性炭和碳纳米管相比,SBC对DCF的吸附效果更好.