高锰酸钾活化法制备甘蔗渣活性炭及从废水中吸附Cr(Ⅵ)试验研究

研究了用高锰酸钾活化法制备的甘蔗渣活性炭从废水中吸附Cr(Ⅵ),采用SEM、FTIR及BET法对炭化前后的甘蔗渣进行表征。结果表明:普通甘蔗渣孔结构较少,表面平整,比表面积为0.874 8 m~2/g;甘蔗渣活性炭表面为多层片状结构,每片上有大量排列整齐的孔隙,比表面积为353.524 8 m~2/g,且官能团数量和种类均有所增加;用甘蔗渣活性炭从废水中吸附Cr(Ⅵ),适宜条件下,废水中Cr(Ⅵ)初始质量浓度为50 mg/L时,Cr(Ⅵ)去除率达94.1%,最大吸附量为9.407 mg/g;吸附热力学及动力学结果表明,Langmuir等温吸附模型能更好地反应吸附过程,吸附过程遵循准二级动力学方程。     

壳聚糖改性活性炭纤维吸附Ni(Ⅱ)及再生试验研究

研究了用壳聚糖改性的活性炭纤维从废水中吸附Ni(Ⅱ),借助X射线衍射(XRD)、傅立叶变换红外光谱仪(FT-IR)和扫描电镜(SEM)表征改性前、后及再生后活性炭纤维。结果表明:在25℃、振荡速度150 r/min、模拟废水体积50 mL、Ni(Ⅱ)质量浓度20 mg/L、pH=6、吸附剂用量0.12 g、吸附时间120 min条件下,改性活性炭纤维对Ni(Ⅱ)的饱和吸附量为6.333 mg/g,影响吸附过程的最主要因素为Ni(Ⅱ)质量浓度;吸附行为更符合Langmuir等温吸附模型和准二级动力学模型;饱和改性活性炭纤维用0.1 mol/L EDTA进行再生处理,循环处理3次后,对Ni(Ⅱ)的吸附去除率仍保持在94%以上;壳聚糖改性后增大了活性炭纤维的比表面积,提供了新的N—H官能团,对Ni(Ⅱ)的吸附性能大大提高。     

用聚吡咯改性电解锰渣去除废水中的六价铬

研究了用聚吡咯(PPY)改性电解锰渣(EM R)制备吸附材料EM R-PPY并用以从废水中吸附去除Cr(Ⅵ),考察了吸附时间、初始Cr(Ⅵ)质量浓度、吸附剂加入量、溶液pH对EMR-PPY吸附去除Cr(Ⅵ)的影响,探讨了吸附过程的动力学和热力学.结果表明:在废水pH=2.0、EMR-PPY加入量1 g/L、初始Cr(Ⅵ)质量浓度150 mg/L条件下,Cr(Ⅵ)去除率达99.6％;吸附过程符合准二级动力学模型和Langmuir等温吸附模型,平衡状态下,理论最大吸附量为269 mg/g;吸附机制主要包括Cr2 O2-7与N+之间的静电作用、对Cr(Ⅵ)的还原作用、Cr2 O2-7与Cl-之间的离子交换作用;3次循环再生后,EMR-PPY对Cr(Ⅵ)的吸附量仍保持在100 mg/g以上,仍可继续使用.     

载铝改性活性炭纤维电吸附水中Cr(Ⅵ)

以活性炭纤维、异丙醇铝为原料,通过溶胶—凝胶法制备载铝改性活性炭纤维电极(ACF-Al),通过单因素和正交试验研究其对模拟废水中Cr(Ⅵ)的电吸附性能;采用XRD、FTIR、SEM对电极材料进行表征;达到吸附平衡后对电极进行再生。试验结果表明,电吸附Cr(Ⅵ)适宜工艺条件为:模拟废水初始浓度40mg/L、pH=2.5、电极电位0.3V、极板间距6mm、ACF-Al电极板面积100cm^2,Cr(Ⅵ)吸附率接近100%,比开路条件下提高了26.25个百分点;电吸附过程更符合Langmuir等温线模型和准二级动力学方程;对ACF-Al电极进行4次循环再生处理后,其对Cr(Ⅵ)的吸附率仍保持在87%以上。表征结果显示,活性氧化铝被成功负载到活性炭纤维表面,提高了其导电性,增强了Cr(Ⅵ)向电极板的定向迁移性,并在表面羧基、羟基等官能团的作用下,使Cr(Ⅵ)得到有效去除。     

用载钛改性活性炭纤维电极电吸附水中Cr(Ⅵ)

以溶胶-凝胶法制备TiO_2凝胶并涂敷在活性炭纤维表面,经高温处理后制得载钛改性活性炭纤维电极(TiO_2/ACF)。研究了TiO_2/ACF从废水中电吸附Cr(Ⅵ)的性能及吸附平衡后的再生,利用FT-IR、XRD和SEM对TiO_2/ACF材料表面进行表征。结果表明:在模拟废水pH=2.0、初始Cr(Ⅵ)质量浓度10 mg/L、电极电位0.6 V、极板间距9 mm、极板面积100 cm~2条件下,TiO_2/ACF对Cr(Ⅵ)的吸附效果最佳,吸附率接近100%,明显高于开路状态下的吸附率;活性炭纤维呈束状结构,其表面和束间分散有较多颗粒物,出现锐钛矿和金红石晶相,表明钛成功负载,其对Cr(Ⅵ)的吸附性能得以增强。     

纳米零价铁的制备及其从废水中吸附Cr(Ⅵ)的机制研究

研究了以绿色廉价的保险粉(H₂Na₂S₂O₄)为还原剂、FeSO₄为铁源，制备纳米零价铁(nZVI)并用于吸附废水中Cr(Ⅵ),考察了nZVI投加量、初始Cr(Ⅵ)质量浓度、模拟废水初始pH、反应时间和反应温度对Cr(Ⅵ)去除率的影响，并通过XRD、SEM对nZVI进行表征，结合吸附动力学、吸附等温线和颗粒内扩散模型试验探究去除机制。结果表明：所制得nZVI物相主要为α-Fe;在初始Cr(Ⅵ)质量浓度20 mg/L、nZVI投加量300 mg、吸附时间15 min、不调节pH条件下，用nZVI吸附1 L含Cr(Ⅵ)模拟废水，Cr(Ⅵ)吸附量为98.52 mg/g,去除率可达99.8%;吸附效果良好，且Cr(Ⅵ)的去除速率随温度升高而加快；nZVI对Cr(Ⅵ)的吸附过程符合Langmuir模型和准二级动力学模型。     

壳聚糖/磁性甘蔗渣生物炭复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附特性

研究了壳聚糖/磁性甘蔗渣生物炭复合材料的制备及从模拟废水中吸附Cr(Ⅵ),采用SEM、FTIR、BET法对普通甘蔗渣和复合材料的结构进行表征。结果表明:壳聚糖/磁性甘蔗渣生物炭复合材料为团状结构,表面有大量微孔,并有许多孔隙穿插其中,化学结构较普通甘蔗渣有较大改变;在废水Cr(Ⅵ)初始质量浓度50 mg/L、废水pH=2、反应温度25℃、复合材料投加量8 g/L、吸附时间12 h条件下,Cr(Ⅵ)吸附去除率为98.7%,最大吸附量为8.779 6 mg/g;Langmuir等温吸附模型能反映吸附过程,吸附以单层吸附为主可用准二级动力学方程描述,吸附分快速吸附与慢速吸附2个阶段。     

粉煤灰活性炭吸附含Cr废水试验研究

利用电厂粉煤灰可制备出具有较高吸附性能的粉煤灰活性炭.研究了不同pH值、投加量、时间、温度、溶液浓度、脱附方法条件下粉煤灰活性炭对Cr(Ⅵ)吸附性能的影响.结果表明,吸附反应为吸热过程;当粉煤灰活性炭掺入比为1∶250、pH值为2、25℃恒温振荡120 min时,粉煤灰活性炭最大吸附容量能达到4.67 mg/g;Cr饱和的粉煤灰活性炭,用0.05 mol/L浓度的NaOH脱附效果最佳,脱附率为129%.废弃印刷线路板湿式处理工艺中产生的废水,含Cr(Ⅵ)0.62 mg/L,在上述条件下,Cr(Ⅵ)去除率达95.16%;若在自然pH条件下,Cr(Ⅵ)的去除率能达到91.94%,均符合污水综合排放标准.粉煤灰活性炭用于含金属废水的处理有着广阔的应用前景.     

改性桑枝吸附剂对Cr(Ⅵ)的吸附性能试验研究

研究了以农林废弃物桑枝为原料制备6种改性生物质吸附剂,考察各改性吸附剂对冶金废水中Cr(Ⅵ)的吸附性能。桑枝改性前后的结构变化采用傅立叶转换红外光谱仪(FTIR)进行表征。结果表明:0.4 mol/L硫酸亚铁溶液的改性效果最好,改性后的吸附剂可使Cr(Ⅵ)去除率达97.4%,较改性前提高了26.1%,其吸附过程更符合Langmuir等温方程和准二级动力学方程;FTIR表征结果表明,改性后的桑枝吸附剂表面官能团发生一定变化,峰强度显著增大,有利于其对Cr(Ⅵ)的吸附。     

离子液体改性花生壳对铬离子的吸附行为与机制

研究了用离子液体改性花生壳,并考察了改性花生壳对Cr(Ⅵ)的吸附行为与机制.结果表明:在改性花生壳用量10 g/L、温度50℃、初始Cr(Ⅵ)质量浓度10 mg/L条件下,改性花生壳对Cr(Ⅵ)的吸附率达99.82％;吸附过程符合Langmuir等温吸附模型,为单分子层吸附,吸附发生在均匀的吸附点位上,理论最大吸附量qm=9.70 mg/g;RL=0.221<1,表明吸附过程为优惠吸附;吸附过程符合准二级动力学模型,动力学常数k2=0.0452 g/(mg·min),理论平衡吸附量qe=1.14 mg/L,表明吸附过程主要为化学吸附.     

膨润土的钛柱撑改性及吸附电镀废水中的Cr(Ⅵ)试验研究

研究了以钛酸丁酯Ti(n-C₄H₉O)为原料，无水乙醇为有机溶剂，采用溶胶-凝胶法制备钛柱化剂，再用所制备钛柱化剂对膨润土进行钛柱撑钠化改性。借助SEM与XRD表征了钛柱撑改性膨润土的结构和物相。考察了溶液pH、吸附时间、改性膨润土用量对电镀废水中Cr(Ⅵ)吸附去除的影响及反应动力学和热力学。结果表明：改性后膨润土对电镀废水中Cr(Ⅵ)的去除效果明显；对100 mL初始质量浓度4.0 mg/L、pH=4.0的含Cr(Ⅵ)溶液，在改性膨润土用量10 g/L、室温9 min条件下吸附，Cr(Ⅵ)吸附率达98.0%;废水pH对Cr(Ⅵ)去除效果影响较大；吸附过程可用Langmuir等温吸附模型描述，Cr(Ⅵ)饱和吸附量为3.05 mg/g,吸附反应以化学吸附为主；钛柱撑改性膨润土的循环使用性能还需进一步改进，后续应采取复合改性方式进一步提高其对Cr(Ⅵ)的去除能力。     

改性鸡蛋壳对废水中Ni(Ⅱ)的吸附性能试验研究

研究了用KMnO_4为改性剂制备改性鸡蛋壳吸附剂,通过单因素和正交试验考察其对冶金废水中Ni(Ⅱ)的吸附性能。采用X射线衍射仪(XRD)、傅立叶变换红外光谱仪(FTIR)、扫描电镜(SEM)对吸附材料进行表征。结果表明:KMnO_4改性鸡蛋壳吸附剂对Ni(Ⅱ)有较好的吸附效果;在初始Ni(Ⅱ)质量浓度20 mg/L、废水pH为5、吸附剂用量4.0 g、吸附时间350 min条件下,对50 mL模拟废水进行吸附,Ni(Ⅱ)吸附去除率达99.0%,且吸附效果相对稳定;吸附过程符合Langmuir等温吸附模型和准二级动力学方程。表征结果表明:鸡蛋壳吸附剂结晶度较好,表面主要官能团为—OH(醇类、酚类和羧酸)和C—H;改性后鸡蛋壳表面的—OH基团极性增强,孔隙发达,孔径变大,更有利于对Ni(Ⅱ)的吸附。     

TiCl_4-AlCl_3水解制备金红石TiO_2对Cr(Ⅵ)吸附研究

为研究金红石TiO_2对Cr(Ⅵ)的吸附,利用TiCl_4-AlCl_3水解制备球形的金红石TiO_2颗粒.在金红石TiO_2对Cr(Ⅵ)的吸附实验中,研究了时间、pH和Cr(Ⅵ)初始浓度对吸附的影响.利用伪一级、二级动力学模型和Webber-Morris模型对吸附动力学数据进行分析,并计算吸附过程的△G0,探究该吸附过程的机理.结果表明:金红石TiO_2对Cr(Ⅵ)的吸附平衡时间约为30 min,适宜的吸附pH值为5,平衡吸附容量随Cr(Ⅵ)初始浓度的增加而增加,当Cr(Ⅵ)浓度为800 mg/L时,吸附容量达到24.38 mg/g.吸附动力学更符合伪二级动力学模型,△Gθ的计算值为-5.679 kJ/mol,表明吸附过程为自发的化学反应过程. Webber-Morris模型拟合结果表明,金红石TiO_2对Cr(Ⅵ)的吸附主要以颗粒表面吸附为主.     

金属有机框架化合物NH2-MIL-101(Cr)对铅(Ⅱ)的吸附性能研究

通过溶剂热法,制备出金属有机框架化合物NH₂-MIL-101(Cr)。使用X射线衍射仪(XRD)、场发射扫描电子显微镜(SEM)和全自动比表面积及微孔物理吸附和化学吸附分析仪对NH₂-MIL-101(Cr)的晶相结构、微观形貌和比表面积进行表征。结果表明,制备的NH₂-MIL-101(Cr)为正八面体形貌,比表面积高达1 656 m²/g。使用NH₂-MIL-101(Cr)对水体中Pb(Ⅱ)进行吸附,结果表明:在30 mg/L含Pb(Ⅱ)溶液中,加入0.03 g NH₂-MIL-101(Cr)吸附剂,振荡吸附100 min,达到吸附平衡,平衡吸附量为49.84 mg/g。NH₂-MIL-101(Cr)对Pb(Ⅱ)的吸附过程满足拟二级动力学和Langmuir吸附等温模型,说明NH₂-MIL-101(Cr)表面活性吸附位点分布均匀,对Pb(Ⅱ)的吸附属于均相单分子层化学吸附,实验饱和吸附量为71.25 mg/g。NH₂-MIL-101(Cr)吸附材料利用EDTA再生使用6次后,吸附量仅下降20.97%,说明NH₂-MIL-101(Cr)具有较好的再生循环使用性。取某电池车间经处理过的Pb(Ⅱ)质量浓度为30 mg/L的废水,加入0.03 g NH₂-MIL-101(Cr)吸附剂,控制pH值为6,振荡吸附100 min后,测定溶液中剩余的Pb(Ⅱ)质量浓度为0.1 mg/L(低于国家最高排放标准0.5 mg/L),说明NH₂-MIL-101(Cr)是一种良好的Pb(Ⅱ)去除剂。     

金属有机框架化合物NH2-MIL-101(Cr)对铅(Ⅱ)的吸附性能研究

通过溶剂热法,制备出金属有机框架化合物NH₂-MIL-101(Cr)。使用X射线衍射仪(XRD)、场发射扫描电子显微镜(SEM)和全自动比表面积及微孔物理吸附和化学吸附分析仪对NH₂-MIL-101(Cr)的晶相结构、微观形貌和比表面积进行表征。结果表明,制备的NH₂-MIL-101(Cr)为正八面体形貌,比表面积高达1 656 m²/g。使用NH₂-MIL-101(Cr)对水体中Pb(Ⅱ)进行吸附,结果表明:在30 mg/L含Pb(Ⅱ)溶液中,加入0.03 g NH₂-MIL-101(Cr)吸附剂,振荡吸附100 min,达到吸附平衡,平衡吸附量为49.84 mg/g。NH₂-MIL-101(Cr)对Pb(Ⅱ)的吸附过程满足拟二级动力学和Langmuir吸附等温模型,说明NH₂-MIL-101(Cr)表面活性吸附位点分布均匀,对Pb(Ⅱ)的吸附属于均相单分子层化学吸附,实验饱和吸附量为71.25 mg/g。NH₂-MIL-101(Cr)吸附材料利用EDTA再生使用6次后,吸附量仅下降20.97%,说明NH₂-MIL-101(Cr)具有较好的再生循环使用性。取某电池车间经处理过的Pb(Ⅱ)质量浓度为30 mg/L的废水,加入0.03 g NH₂-MIL-101(Cr)吸附剂,控制pH值为6,振荡吸附100 min后,测定溶液中剩余的Pb(Ⅱ)质量浓度为0.1 mg/L(低于国家最高排放标准0.5 mg/L),说明NH₂-MIL-101(Cr)是一种良好的Pb(Ⅱ)去除剂。     

载铁花生壳炭的碳热还原法制备及其对铀的吸附性能

研究了采用碳热还原法制备载铁花生壳生物炭Fe_Cl-PSBT,确定了最优合成条件，并用于吸附废水中的铀。通过XRD、XPS、SEM、BET&BJH等表征了不同热解温度下Fe_Cl-PSBT表面形态、比表面积、铁的存在形式。考察了各因素对Fe_Cl-PSBT去除废水中U(Ⅵ)的影响，分析了吸附动力学和吸附等温线。结果表明：在热解温度为900℃、溶液初始pH=5、初始铀质量浓度20 mg/L、Fe_Cl-PSBT投加量0.7 g/L、反应温度25℃条件下，U(Ⅵ)去除率达96.85%;吸附过程符合准二级动力学模型和Langmuir等温吸附模型；Fe_Cl-PSB900中的Fe⁰和花生壳炭(PSB)对废水中U(Ⅵ)的去除有一定协同作用。     

用改性膨润土吸附处理含铀(Ⅵ)废水试验研究

研究了用改性膨润土吸附处理含铀(Ⅵ)废水,考察了废水pH、改性膨润土用量、溶液初始铀(Ⅵ)质量浓度、反应时间、温度对吸附反应的影响。结果表明:用NaCl和STAB(十八烷基三甲基溴化铵)改性的膨润土(Na-Bentonite,STAB-Bentonite)都可用于从废水中吸附铀(Ⅵ);溶液中铀初始质量浓度30 mg/L、温度25℃条件下,Na-Bentonite对铀的最大吸附容量为13.4 mg/g;在溶液pH=4、吸附时间120 min条件下,STAB-Bentonite对铀(Ⅵ)的吸附量为22.35mg/g,吸附过程符合准二级动力学模型,且受化学反应控制。     

高岭土负载钛酸钙复合材料对放射性废水中U(Ⅵ)的吸附性能与机理

利用一锅法制备了高岭土负载钛酸钙复合材料，研究了其对放射性废水中的U(Ⅵ)的吸附性能和机理。探讨了反应温度、U(Ⅵ)初始浓度、接触时间、固液比等对其吸附废水中U(Ⅵ)的影响，并进行了吸附动力学、热力学和等温吸附分析。结果表明，高岭土负载钛酸钙复合材料对废水中U(Ⅵ)有较好的吸附效果。当溶液pH=3.5、固液比0.4 g/L、反应时间60 min、反应温度25 ℃时，U(Ⅵ)的去除率达到最大值94.7%，最大吸附量为197.6 mg/g。高岭土负载钛酸钙吸附U(Ⅵ)的过程是一个自发且不可逆的吸热反应过程，符合准二级动力学模型和Freundlich等温吸附模型，表明其对U(Ⅵ)的吸附是物理吸附和化学吸附并存，以非均匀吸附为主的过程。     

钢渣负载羟基磷灰石复合材料对水溶液中铀的去除性能

采用溶胶—凝胶法制备出钢渣负载羟基磷灰石复合材料,并通过静态试验方法探讨pH、复合材料投加量、反应时间及铀初始浓度对复合材料吸附水溶液中U(Ⅵ)的影响。结果表明,复合材料对U(Ⅵ)具有较好的去除性能,在pH=4、投加量0.4g、反应时间120min的条件下,对初始浓度5mg/L的水溶液中U(Ⅵ)的去除接近完全,对应吸附量为1.25mg/g。复合材料对U(Ⅵ)的吸附过程为化学吸附,符合准二级动力学模型(R~2=0.996 9);Langmuir吸附等温线模型拟合(R~2=0.999 1)表明,吸附过程为吸附剂表面上的单层吸附;且通过R_L(R_L 0.063)的计算表明,复合材料对U(Ⅵ)的吸附极其接近不可逆吸附。     

活性炭吸附法去除冶炼废水COD的研究

采用活性炭吸附法对株冶冶炼废水进行了COD去除研究,考察了pH值、反应时间、活性炭用量、反应温度对去除率的影响。结果表明：采用粉末活性炭为吸附剂,当pH值为8．5,搅拌时间为0．5h,活性炭用量为0．25g／L,温度为25℃时,COD去除率达到64．87％,出水COD约为20mg／L。