排序方式: 共有53条查询结果,搜索用时 31 毫秒
21.
以毛竹为载体、铁钴复合盐溶液为前驱体,采用水热浸渍法制备了毛竹基Fe-Co/C复合材料,并用扫描电镜(SEM)、X射线衍射(XRD)、红外光谱(FT-IR)和比表面积分析仪(BET)对样品进行了表征分析。通过批量实验研究了Fe-Co/C复合材料对阿特拉津的吸附特性。该吸附材料对水体中阿特拉津显示了良好的吸附性能。在阿特拉津初始浓度为10.0 mg/L,溶液pH为7.0,吸附剂用量为0.4 g/L,反应温度为25℃时,阿特拉津的平衡吸附量为21.89 mg/g。吸附过程符合二级动力学模型和Langmuir吸附等温式。热力学结果表明,Fe-Co/C复合材料对阿特拉津吸附是自发吸热过程。红外结果表明,氢键是Fe-Co/C复合材料对阿特拉津吸附的主要作用力,孔隙效应和л-л电子共轭作用也可能促进复合材料对阿特拉津的吸附。 相似文献
22.
施加Fe3O4/桑树杆生物炭对土壤砷形态和水稻砷含量的影响 总被引:1,自引:0,他引:1
以桑树杆为生物炭原料,制备Fe3 O4/桑树杆生物炭(Fe-MBC).通过土壤培养试验,研究不同炭化温度下制备的Fe-MBC对土壤有效态As含量的钝化效果,筛选出钝化效果好的Fe-MBC-800(800℃下炭化制备)并对其进行表征.通过盆栽试验,研究Fe-MBC-800添加比例为1%~7%(质量分数)时,其对种植水稻后土壤pH值、土壤电导率(EC)、土壤As形态、水稻生物量和水稻总As含量的影响.结果表明:①Fe-MBC-800成功负载了Fe3 O4,其主要官能团有C=O双键、O-H键、C-O键和Fe-O键; Fe-MBC-800、MBC-800和Fe3 O4的比表面积分别为209.659、517.714和68.025 m2 ·g-1.②添加Fe-MBC-800可提高土壤pH值,降低土壤EC值,提高土壤残渣态As含量,降低土壤水溶态As含量和土壤有效态As含量; 土壤中添加7%的Fe-MBC-800后,水溶态As含量和土壤有效态As含量分别降低了81.6%和56.33%.③土壤中Fe-MBC-800的添加比例为5%~7%时,能促进水稻植株的生长,提高水稻生物量,使水稻植株As的累积降低了62.5%~68.75%. 相似文献
23.
24.
选择Mg2+为掺杂离子,通过溶胶-凝胶法制备了不同比例的镁-钙羟基磷灰石吸附剂,研究其对水溶液中Pb~(2+)的去除特性和过程机制.结果表明,吸附剂表面以羟基磷铅矿化合物[Pb10(PO4)6(OH)2]为主,其晶体结构由短棒状转变为针状结构;在温度25℃,p H为5时,镁-钙羟基磷灰石吸附Pb~(2+)在720 min内达到平衡,吸附剂的最佳投加量为0. 6 g·L-1,最大吸附量为813. 17 mg·g-1;热力学实验结果:ΔGθ0、ΔSθ 0和ΔHθ 0,表明镁-钙羟基磷灰石吸附Pb~(2+)的过程是自发的吸热、熵增的过程,升温有利于吸附;吸附过程符合伪二级动力学方程,Langmuir吸附模型能更好地描述等温吸附行为;材料表征与吸附实验分析表明,表面络合与溶解-沉淀是镁-钙羟基磷灰石去除Pb~(2+)的主要机制. 相似文献
25.
通过在不同pH值,温度等条件下Ca5(AsO4)3OH的溶解,确定其稳定存在的pH值范围,得出它的溶度积和生成的自由能(ΔG0f)。结果表明,Ca5(AsO4)3OH在水中的溶解度和稳定范围与pH和温度有关,在酸性条件下(初始pH=2)它的溶解度较大,而且在水中的溶解度随着温度的升高而降低。利用PHREEQC程序计算确定Ca5(AsO4)3OH的溶度积为10-40.86,生成自由能ΔG0f为-5 063.53 kJ/mol。利用JADE5软件计算得到其晶格参数a=b=9.696,c=6.967和晶胞体积为567.304 3。 相似文献
26.
利用两套相同实验室规模的生物滴滤器(Biotrickling filters,BTFs)(BTF1对照组和BTF2添加表面活性剂SDS)进行表面活性剂SDS强化正己烷生物降解实验,对比分析了正己烷在3种表面活性剂SDS、Tween20和Triton X-100中的分配系数(K),并在正己烷进口负荷为72 g·m-3·h-1的条件下探讨了SDS添加量对生物滴滤器性能和不同填料层生物膜分泌物组成的影响.结果表明,正己烷在3种表面活性剂中的分配系数要远低于其在水中的分配系数,且在SDS中的分配系数最低.由于SDS的添加能促进正己烷在水中的溶解度,SDS浓度在158.6mg·L~(-1)时,正己烷的去除率从50%(BTF1)增加到70%(BTF2),相应的去除能力达到50.4 g·m-3·h-1.但作为碳源,高浓度SDS与正己烷之间存在竞争作用,当SDS浓度为475.8 mg·L~(-1)和793.0 mg·L~(-1)时,BTF2对正己烷的去除性能低于BTF1的.BTF1第2层填料上生物膜分泌的蛋白质和多糖含量要高于其它几层填料,而当BTF2中SDS浓度在158.6 mg·L~(-1)时,第2层填料上生物膜分泌的蛋白质含量和多糖均高于BTF1中第2层填料. 相似文献
27.
以桑树杆为原料,制备了原始桑树杆生物炭(M-BC)及磁性氧化铁/桑树杆生物炭(Fe-BC)并对其进行表征.通过土壤培养实验,研究了3个温度下炭化制备的Fe-BC和M-BC在不同培养时间对土壤浸出液溶解性有机碳(DOC)和土壤砷(As)形态等的影响.结果表明:①Fe-BC负载的铁氧化物主要为Fe3 O4,且有磁性,主要官能团有C=O双键、O—H键、C—O键和Fe—O键;Fe-BC-400、Fe-BC-500和Fe-BC-600的pHzpc分别为8.92、8.74和9.19,比表面积分别为447.412、482.697和525.708 m2 ·g-1.②土壤浸出液中ρ(DOC)随着M-BC和Fe-BC炭化温度的升高而分别降低11.6~315.6 mg ·L-1和78~365.6 mg ·L-1,土壤浸出液中DOC浓度与土壤电导率(EC)值呈负相关;在培养第35 d,添加Fe-BC-600的土壤浸出液中As浓度比对照组土壤浸出液中的降低了55.96%.土壤浸出液中As浓度与DOC浓度相关性不显著.③添加Fe-BC的土壤有效态As占比均低于对照组的,在培养第35 d时,Fe-BC-600可使土壤有效态As占比降低39.21%.④在培养第35 d时,添加M-BC的土壤残渣态As含量减少了17.76%~49.11%,添加Fe-BC-600的土壤残渣态As占比增加了80%.Fe-BC-600最有利于降低土壤溶液DOC浓度,提高残渣态As含量,从而降低土壤As生物有效性.研究可为磁性氧化铁/生物炭在砷污染土壤修复提供理论依据. 相似文献
28.
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,pHzpc(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. 相似文献
29.
30.
复合铁铝氢氧化物的制备及其对水中砷(V)的去除 总被引:12,自引:2,他引:12
以Fe(Ⅲ)和Al(Ⅲ)对砷有较强的亲和性为理论基础,用沉淀法制备了9种同时含有Fe(Ⅲ)和Al(Ⅲ)的砷吸附剂--复合铁铝氢氧化物.X射线衍射和扫描电镜测定结果表明,有5种复合铁铝氢氧化物具有微晶-无定形态的结构特征.比表面测定结果表明,复合铁铝氢氧化物的孔体积和孔径明显低于相同实验条件下制得的氢氧化铁,说明铝的掺杂能明显改变氢氧化铁中规则的晶体结构和表面性质.用复合铁铝氢氧化物进行了水中砷的吸附研究,结果表明,该复合材料具有优良的除砷效能,吸附容量大;当pH为5.0~9.0、溶液中初始砷浓度为2 mg·L-1时,不同组成的铁铝复合氢氧化物都能使溶液中的砷含量降到世界卫生组织标准0.01 mg·L-1以下,其中以Fe(Ⅲ)/Al(Ⅲ)摩尔比为7:3的复合物吸附除砷能力最强.pH为5.0~9.0时各复合物对砷的吸附模式均符合Freundlich和Langmuir等温吸附方程. 相似文献