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61.
不同锆负载量锆改性膨润土对水中磷酸盐吸附作用的对比 总被引:5,自引:4,他引:1
通过实验对比考察了不同锆负载量的锆改性膨润土对水中磷酸盐的吸附作用.结果表明,锆改性膨润土对水中磷酸盐的吸附动力学过程符合准二级动力学模型,整个过程可以分为快速吸附阶段、缓慢吸附阶段和平衡吸附阶段,其中缓慢吸附阶段的吸附速率受膜扩散和颗粒内扩散所控制.锆改性膨润土对水中磷酸盐的吸附等温实验数据可以采用Langmuir、Freundlich、Sips和Dubinin-Radushkevich等温吸附模型进行拟合.实验条件下,磷酸盐吸附性能随pH增加而降低.溶液共存的Na~+、K~+和Ca~(2+)促进了锆改性膨润土对磷酸盐的吸附,并且Ca~(2+)的促进作用远远大于Na~+和K+,而溶液共存的HCO-3和SO2-4一定程度上抑制了锆改性膨润土对磷酸盐的吸附.锆改性膨润土吸附水中磷酸盐的主要机制为配位体交换并形成内层磷酸盐配合物.锆改性膨润土对水中磷酸盐的吸附能力随着锆负载量的增加而增加,而锆改性膨润土中单位质量ZrO_2对水中磷酸盐的吸附量则随着锆负载量的增加而降低.当ZrO_2负载量由3.61%增加到13.15%时锆改性膨润土的最大单层单位吸附量(以P计)显著地由3.83 mg·g~(-1)增加到9.03 mg·g~(-1),而继续增加ZrO_2负载量至19.63%时锆改性膨润土的最大单层单位吸附量则缓慢地提高到9.66 mg·g~(-1)(以P计).当ZrO_2负载量由3.61%逐渐增加到19.63%时,锆改性膨润土中单位质量ZrO_2的磷酸盐最大吸附量[m(P)/m(ZrO_2)]由106 mg·g~(-1)逐渐下降到49.2 mg·g~(-1).综合考虑吸附剂的经济成本和吸附容量,ZrO_2负载量为13.15%锆改性膨润土更为适合作为吸附剂去除水中磷酸盐. 相似文献
62.
《环境科学与技术》2017,(9)
为解决城市污水排放磷超标的问题,本研究制备出一种新型铝铁复合混凝剂。混凝剂以粉煤灰和铝土矿为原料,采用常压高温酸碱两段改性法制备,并研究了其除磷性能及机理。结果表明:(1)最佳制备条件为:碱改性过程使用4 mol/L Na OH溶液,温度100℃,时间2 h;酸改性过程使用2 mol/L盐酸,温度100℃,时间4 h;酸性上清液与碱性上清液比例为1∶16。(2)混凝剂对污水中TP去除率达97.73%,出水TP含量为0.132 0 mg/L,优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准。(3)对新型混凝剂进行表征测试发现,混凝剂主要由Al Cl_3·6H_2O、Na Cl、KMg F_3、Na_3Al H_x、Sr Fe O_(2.5)构成,主要有效成分为Al_2O_3(13.343%)、Fe_2O_3(5.497%)及Si O_2(17.920%)等。混凝剂投入水中后,其中的铁离子和铝离子及其水解产物形成Fe_3(OH)_2~(7+)、Al_n(OH)_m~((3n-m)+)等不饱和多羟基络合离子,并从溶液中吸取羟基来补充其未饱和位,从而对水中聚磷酸盐等胶体颗粒产生强烈吸附作用。同时,由于混凝剂表面粗糙,孔隙发达,比表面积大,可进一步提高其除磷效果。 相似文献
63.
《环境科学与技术》2017,(10)
为探究改性介孔碳对饮用水中污染物的去除效果,利用氯化铁和氧化锰分别对介孔碳进行改性,对硫化物、二氯乙酸和大肠杆菌这3种指标的去除效能和时间、吸附剂投加量等影响因素进行了研究。结果表明除C-Mn O复合材料对单一硫化物的吸附量低于介孔碳外,在各种不同条件下改性材料均比介孔碳的吸附能力有一定提高。此外,对于硫化物、二氯乙酸和大肠杆菌的混合污染物,C-Fe复合材料和C-Mn O复合材料对硫化物的去除率在介孔碳98.6%基础上增加至99.98%和99.73%;C-Fe复合材料和C-Mn O复合材料对二氯乙酸去除率在介孔碳43.62%基础上分别提升到45.37%和44.92%;介孔碳能吸附90%的大肠杆菌,改性材料对大肠杆菌的吸附能力略有提升,均从90%升至95%,改性介孔碳去除污染物优势明显。 相似文献
64.
65.
66.
铅锌矿在我国储存量大,电解法生产锌过程中可产生含Zn~(2+)、Pb~(2+)、Cd~(2+)、As5+和Cu~(2+)等重金属离子的漂洗废水。以硅藻土精土为基体,用碳酸钙作为改性剂制备改性硅藻土,对电解锌漂洗废水进行吸附实验研究。结果表明:在反应时间为150 min,碳酸钙改性硅藻土用量为3 g/L,pH为5.46,温度为25℃条件下,对废水进行吸附实验,吸附后废水中的Cu~(2+)和As5+离子浓度低于仪器检测线(0.01 mg/L和0.09 mg/L),Pb~(2+)浓度为0.16 mg/L,吸附后废水中Cu~(2+)、As5+和Pb~(2+)离子浓度均满足GB 25466—2010《铅锌工业污染物排放标准》的排放要求。同时,采用SEM、FTIR、XRD等对碳酸钙改性硅藻土进行表征,进一步探讨了碳酸钙改性硅藻土对重金属的吸附机理。 相似文献
67.
镧改性沸石活性覆盖控制重污染河道底泥溶解性磷酸盐和铵释放研究 总被引:4,自引:4,他引:0
通过实验考察了镧改性沸石对水中磷酸盐和铵的吸附性能,并探讨了低溶解氧情况下镧改性沸石覆盖控制底泥溶解性磷酸盐和铵态氮释放的效率.镧改性沸石对水中磷酸盐和铵的吸附动力学过程满足准二级动力学模型.镧改性沸石对水中磷酸盐的吸附平衡数据可以采用Langmuir等温吸附方程加以描述,对水中铵的吸附平衡数据可以采用Langmuir、Freundlich和Dubinin-Radushkevich(D-R)等温吸附方程加以描述.当pH 7时,镧改性沸石吸附水中磷酸盐的机制包括配位体交换、路易斯酸碱反应和静电吸引,吸附水中铵的机制是阳离子交换.镧改性沸石覆盖不仅可以有效地控制溶解性磷酸盐从底泥向上覆水的释放,而且可以明显降低铵态氮从底泥向上覆水迁移的速率.镧改性沸石覆盖量越多,控制底泥铵态氮释放的效果越好.镧改性沸石覆盖层吸附从底泥中释放出来的溶解性磷酸盐后主要以较为稳定的形态存在,低溶解氧情况下不容易重新释放出来.上述结果表明,镧改性沸石适合作为一种覆盖材料用于控制低溶解氧情况下溶解性磷酸盐和铵态氮从底泥向上覆水的释放. 相似文献
68.
磷酸根和镉离子在羟基铁改性膨润土表面的协同吸附机制研究 总被引:3,自引:2,他引:1
聚合羟基金属-粘土矿物复合物广泛存在于自然环境中,对重金属阳离子和含氧酸根阴离子均有很好的吸附能力,因此对这些化合物的环境迁移过程及污染控制具有重要影响.研究采用FeCl3和Na2CO3共同改性膨润土,制备了羟基铁-膨润土复合物(HyFe-Bent).XRD和孔结构分析结果发现,HyFe-Bent的d001由原土的1.52 nm增加到1.81 nm,比表面积由原土的52.2 m2·g-1增大到108.4 m2·g-1.将HyFe-Bent用于同时吸附水中磷酸根(P)和镉离子(Cd),结果表明,在实验条件下P和Cd在HyFe-Bent上表现出明显的协同吸附效应,溶液pH升高可促进Cd的吸附但降低P的吸附.此外研究了P和Cd吸附次序对它们吸附性能的影响:在先吸附P的体系中两种物质的吸附性能与同时吸附体系相当,而在先吸附Cd的体系中吸附性能则明显低于同时吸附体系.由此提出P和Cd协同吸附的原理是多种吸附机制共存:除了配体交换和离子交换作用,它们在HyFe-Bent表面还发生了表面沉淀作用,可能形成了Fe-P-Cd三元络合产物.论文研究结果可为了解重金属和含氧酸根复合体系的环境行为及污染控制提供新信息. 相似文献
69.
采用水溶液自由基聚合反应,将丙烯酰胺(AM)、二甲基二烯丙基氯化铵(DMDAAC)接枝到壳聚糖分子上制成了阳离子改性壳聚糖(CAD).经FT-IR、XRD、zeta(ξ)电位、凝胶色谱等分析确定,CAD为淡黄色透明液体,pH值为3.7,相对分子质量为2.88×106,阳离子度为16.7,等电点(0.1%溶液)约为pH值10.5,有效成分2.6%,主要特征官能团有羟基、氨基、季铵基和酰胺基, 呈不规则晶体结构.将CAD与相对分子质量3.67×105的多糖类电负性微生物絮凝剂MBF8复配,对浊度12~460 NTU、离子强度3.0 mmol·L-1的高岭土悬浊液进行烧杯实验.结果表明,MBF8与CAD的最佳使用方式为先投加MBF8后投加CAD,复配比5:3时效果最好,适用的pH范围为6.0~10.0.采用PAC(3.0 mg·L-1)+MBF8+CAD(1.0 mg·L-1)复配絮凝,pH=8.0下,对浊度为110 NTU的高岭土悬浊液,浊度去除率>97%,残余铝<0.08 mg·L-1,絮体大、沉降快,絮凝效果优于PAC+分子量800万、1200万的阴离子PAM及分子量1500万的阳离子PAM. 相似文献
70.
为了研究地下水中阴离子对载镁活化天然沸石除氟效果的影响,考察了4种主要阴离子——Cl-,HCO3-,SO42-,PO43-的影响,并分析了吸附剂的除氟机理及表面结构和成分。结果表明:对于初始氟浓度不同的水样,随着阴离子浓度的增加,吸附剂对氟的去除效率逐渐降低。Cl-对吸附剂除氟效果影响较小,氟去除率降低较慢;随着HCO3-浓度的增大(由100 mg/L到1 000 mg/L),水样pH缓慢由7.48增大到9.44,而氟去除率则由63.78%缓慢下降到52.70%(2 mg/L);SO42-及PO43-对改性沸石除氟效果影响较大,氟去除率降低较快,且SO42-的影响大于PO43-。所以,镁改性天然沸石对该4种阴离子的吸附顺序是:SO42->PO43->HCO3->Cl-。 相似文献