废菌渣活性炭对Cr(Ⅵ)动态吸附及再生性能的研究

以废菌渣活性炭(MRAC)为吸附剂,对水中Cr(Ⅵ)进行了连续流固定床的动态吸附研究,考察了床层高度、进水流速和进水Cr(Ⅵ)浓度对MRAC去除水中Cr(VI)动态吸附曲线的影响。采用Adams-Bohart和Thomas模型对穿透曲线进行动力学分析,并计算相关参数。研究了HCl、NaOH和NaCl解吸剂对吸附后的MRAC的脱附再生性能。结果表明,穿透时间随着进水浓度和流速增加而提前,随着床层高度增加而延长。Thomas模型能很好地描述MRAC固定床吸附柱对水中Cr(Ⅵ)的动态吸附行为。饱和后的MRAC床层在HCl解吸条件下的再生效果最好,能够很好地恢复MRAC吸附性能。     

荔枝壳活性炭对Cr(Ⅵ)吸附性能的研究

以荔枝壳为原料,氢氧化钠为活化剂、微波加热,制备了荔枝壳活性炭。并以此活性炭为吸附剂吸附溶液中的Cr(Ⅵ),考察了初始Cr(Ⅵ)质量浓度、活性炭用量、pH、吸附时间、吸附温度对Cr(Ⅵ)的吸附量及去除率的影响。结果表明吸附Cr(Ⅵ)的最佳工艺条件为:荔枝壳活性炭质量1.6 g/L、Cr(Ⅵ)初始质量浓度50 mg/L、pH=3、吸附θ为25℃、吸附t为240 min,在此工艺条件下,荔枝壳活性炭吸附剂对Cr(Ⅵ)具有良好的吸附能力,对Cr(Ⅵ)吸附量可达30.25mg/g,Cr(Ⅵ)的去除率可达96.8%。吸附过程符合二级吸附动力学模型。热力学参数ΔG、ΔH、ΔS表明荔枝壳活性炭对Cr(Ⅵ)的吸附过程是自发、吸热过程。     

糠醛渣对Cr(Ⅵ)的吸附性能

研究了糠醛渣对Cr(Ⅵ)的吸附性能.结果表明:糠醛渣对水中Cr(Ⅵ)的吸附在100 min达到平衡;在50 mL、30 mg/L的Cr(Ⅵ)溶液中,当其用量为1.0 g时,糠醛渣对水中Cr(Ⅵ)的吸附去除率达到95.14%;温度对水溶液中Cr(Ⅵ)的去除有一定的影响,糠醛渣吸附水中Cr(Ⅵ)的过程为吸热反应.平衡吸附量与平衡质量浓度之间的关系符合Freundlich和Langmuir等温吸附方程所描述的规律.     

高炉渣制备Ca-Mg-A1类水滑石吸附水中Cr(Ⅵ)

以高炉渣为原料,通过酸浸取-除铁-共沉淀工艺制备了类水滑石介孔材料Ca-Mg-A1/LDH,并对其进行了表征,考察了对水中Cr(Ⅵ)的去除性能。结果表明,Ca-Mg-A1/LDH具有良好的结晶度,比表面积达87.98 m2/g。在30℃、初始Cr(Ⅵ)的质量浓度为20 mg/L、初始pH为2、吸附剂用量1 g/L的静态吸附条件下,Ca-Mg-A1/LDH对Cr(Ⅵ)吸附量为19.0 mg/g,Cr(Ⅵ)去除率为95.0%。Ca-Mg-A1/LDH对Cr(Ⅵ)的吸附过程更符合准2级动力学方程,属于Langmuir单分子层吸附。Ca-Mg-A1/LDH对模拟工业废水中Ni(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)的吸附容量分别可达14.0、19.2、23.0mg/g,且吸附过程同时符合Thomos模型和Yoon-Nelson模型。     

活性炭负载Fe~0去除水中Cr(Ⅵ)的实验研究

采用蒸气水解-H2气相还原的方法制备了Fe0并将其负载到活性炭上,用于含Cr(Ⅵ)模拟废水的吸附去除。实验结果表明负载Fe0活性炭对Cr(Ⅵ)的最大吸附量比普通活性炭提高了1.1倍,达到26.02 mg/g,对于低浓度的Cr(Ⅵ)去除率可达100%,氧化还原-共沉淀是其主要去除机理。     

水中Cr(Ⅵ)在不同性质黑炭上的吸附行为研究

以小麦秸秆为原料,采用限氧升温碳化法和自然燃烧法制备两种黑炭材料BC-600和BC-ZR,系统研究了水中Cr(Ⅵ)在BC-600和BC-ZR上的吸附行为。结果表明,BC-600和BC-ZR对水中Cr(Ⅵ)的吸附随时间、溶液pH、Cr(Ⅵ)初始浓度和离子强度的变化趋势基本相同,且两种黑炭材料对Cr(Ⅵ)均具有较好的吸附去除效果,尤其是BC-600,在T=25℃,溶液初始浓度为100 mg/L,p H=2,吸附剂量为1 g/L的条件下,其对Cr(Ⅵ)的吸附量可达65. 94 mg/g。     

蒙脱石/氧化石墨烯对Cr(Ⅵ)的吸附

为开发水中重金属去除的新型吸附剂,以蒙脱石(Mt)、氧化石墨烯(GO)和苄基二甲基十八烷基氯化铵水合物(BCH)为原料,通过溶胶-凝胶法和真空过滤法制备蒙脱石/氧化石墨烯复合材料(MGB),并将其用于水中Cr(Ⅵ)的去除。采用分批实验探究了MGB投加量、溶液初始pH、吸附时间和重金属初始浓度等因素对吸附性能的影响,并用扫描电镜(SEM)、零电荷点(pH_pzc)、能量色散光谱(EDS)、X射线衍射(XRD)和傅里叶红外光谱(FTIR)对MGB进行表征。结果表明:MGB具有较好的疏水性和较大的层间距;pH对吸附效果有很大的影响,pH=2.0时,MGB对Cr(Ⅵ)的去除效果最好;吸附动力学和等温吸附表明,MGB吸附Cr(Ⅵ)属于多分子层吸附,以离子交换、螯合作用以及氧化还原等化学吸附为主;MGB对Cr(Ⅵ)的理论最大吸附量可达107.56 mg/g,循环利用5次后,依旧有很好的吸附效果。     

腐殖酸对生物炭去除水中Cr（VI）的影响机制研究

以污泥生物炭作吸附剂处理水中Cr(Ⅵ),研究了共存腐殖酸对生物炭吸附性能影响。结果表明,腐殖酸能显著促进生物炭对Cr(Ⅵ)的吸附,大幅提高吸附量以及缩短吸附平衡时间,生物炭吸附过程符合准二级动力学模型。在溶液初始pH 4.0,生物炭浓度20 g/L,Cr(Ⅵ)初始浓度在50～800 mg/L范围下,Langmuir模型比Freundlich模型更好地描述等温吸附行为。加入腐殖酸(20 mg/L)后,拟合得到的理论饱和吸附量达10.10 mg/g,较未加入腐殖酸的吸附量5.56 mg/g提高近1倍。在pH 2.0～8.0范围内,吸附量随溶液初始pH值升高而减小。腐殖酸浓度上升,生物炭吸附能力进一步提高。红外光谱显示,生物炭表面的羟基、羧基、酯基、芳香环上C-H和环状结构上的C-C等化学活性官能团与Cr(Ⅵ)的吸附有关。结合XPS分析结果,推断腐殖酸共存促进生物炭吸附的机制是：腐殖酸提高了Cr(Ⅵ)在生物炭表面聚集浓度,有利于生物炭对Cr(Ⅵ)的直接吸附和还原,而腐殖酸本身具有的吸附能力增加了对溶液中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的去除。     

改性甘蔗渣制备活性炭对水中Cr(Ⅵ)的吸附研究

用20%氯化锌浸泡甘蔗渣,改性后碳化制备活性炭,对Cr(Ⅵ)进行吸附研究。考察了活性炭的投加量、溶液pH、吸附时间、初始浓度、温度等因素对吸附的影响。结果显示,在ρ[Cr(Ⅵ)]为50 mg/L、ρ(吸附剂)为3 g/L、pH为2、吸附θ为50℃、t为45 min的条件下,废水中Cr(Ⅵ)的去除率可高达99.9%,最大的吸附量为166.51mg/g。活性炭对Cr(Ⅵ)的吸附过程可以用Langmuir、Freundlich、Temkin等温吸附方程和二级吸附速率方程进行描述。     

颗粒活性炭载纳米零价铁去除水中的Cr(Ⅵ)

以Fe~(2+)溶液为原料、NaBH_4为还原剂,采用传统液相还原技术合成了颗粒活性炭(GAC)载纳米零价铁(n ZⅥ)复合材料GAC-n ZⅥ,用扫描电镜对GAC-n ZⅥ进行表征,通过间歇实验考察了其对去除Cr(Ⅵ)的影响。结果表明,GAC能阻止n ZⅥ颗粒聚集,合成的GAC-nZⅥ能有效去除水中的Cr(Ⅵ)。在Cr(Ⅵ)初始浓度50 mg/L、温度40℃和pH=2.0、投加GAC-nZⅥ3.0g/L的条件下反应5min,Cr(Ⅵ)去除率为99.4%。pH=2.0～4.0时,处理后水中总铬浓度均低于1mg/L,表明残留少量Cr(Ⅲ)。随pH值和Cr(Ⅵ)浓度增加,Cr(Ⅵ)去除率降低;随反应温度和GAC-nZⅥ投加量增加,Cr(Ⅵ)去除率增加。准一级动力学模型可用于描述Cr(Ⅵ)的去除过程。相同条件下,GAC-n ZⅥ去除Cr(Ⅵ)的反应速率常数达0.19797min~(-1),为原颗粒活性炭反应速率常数0.0023min~(-1)的86倍。随pH值降低或反应温度和GAC-n ZⅥ投加量增加,反应速率常数增加。     

不同碳基材料对Cr(Ⅵ)的吸附动力学研究

以传统活性炭(木质炭、煤质炭)与碳纳米管为碳基吸附剂,研究不同碳基吸附剂对Cr(Ⅵ)的吸附效果,并对其吸附动力学进行研究。结果表明,传统活性炭对Cr(Ⅵ)的吸附性能优于碳纳米管,木质、煤质活性炭和碳纳米管对Cr(Ⅵ)的理论最大吸附量分别为158.23、152.44、48.69 mg/g;传统活性炭和碳纳米管对Cr(Ⅵ)的吸附过程均符合准二级动力学方程;传统活性炭和碳纳米管对Cr(Ⅵ)的吸附属于物理吸附。     

腐殖酸对生物炭去除水中Cr(Ⅵ)的影响机制研究

以污泥生物炭作吸附剂处理水中Cr(Ⅵ),研究了共存腐殖酸对生物炭吸附性能影响。结果表明,腐殖酸能显著促进生物炭对Cr(Ⅵ)的吸附,大幅提高吸附量以及缩短吸附平衡时间,生物炭吸附过程符合准二级动力学模型。在溶液初始pH4.0,生物炭浓度20g/L,Cr(Ⅵ)初始浓度在50～800mg/L范围下,Langmuir模型比Freundlich模型更好地描述等温吸附行为。加入腐殖酸(20mg/L)后,拟合得到的理论饱和吸附量达10.10mg/g,较未加入腐殖酸的吸附量5.56mg/g提高近1倍。在pH2.0～8.0范围内,吸附量随溶液初始pH值升高而减小。     

十六烷基三甲基溴化铵改性沸石对水中Cr(Ⅵ)的吸附去除率

以十六烷基三甲基溴化铵改性沸石为吸附材料,采用搅拌吸附方法研究了其对废水中Cr(Ⅵ)的吸附去除效果,并利用X射线衍射和红外光谱分析了其吸附特征。结果表明:在改性沸石粒度(-0.25+0.15)mm、用量30g/L、溶液初始pH=6,在25℃搅拌吸附30min,水中Cr(Ⅳ)的吸附云除率达到91%以上。改性沸石对水中Cr(Ⅵ)的吸附可用Langmuir吸附等温线描述,每100g改性沸石对Cr(Ⅵ)的饱和吸附量为26.53 mg。     

竹炭对溶液中微量铬离子的吸附研究

研究了竹炭粒径、加入量、pH值、吸附时间、Cr(Ⅵ)初始浓度等因素对竹炭吸附Cr(Ⅵ)的影响。实验结果表明,竹炭对水中微量Cr(Ⅵ)离子有较好的吸附性能。当Cr(Ⅵ)离子初始浓度为100μg/mL时,在50 mL Cr(Ⅵ)离子溶液中加入0.3 g60目竹炭,pH为2.0,吸附振荡温度为25℃,吸附3 h,Cr(Ⅵ)离子吸附率达99.5%。竹炭对Cr(Ⅵ)离子的吸附可较好地符合Freundlich等温吸附模型。     

响应面法优化粉末活性炭去除水中的Cr(Ⅵ)

研究了粉末活性炭(PAC)吸附去除水溶液中的Cr(Ⅵ),利用基于单因素实验的响应面法优化了Cr(Ⅵ)的去除条件。结果表明,模型能很好地拟合实验数据。当Cr(Ⅵ)初始质量浓度为50 mg/L时,由响应面法得到的Cr(Ⅵ)最佳去除条件是:pH=3、吸附时间为21.56 min、PAC投加质量浓度为2.40 g/L,相应的Cr(Ⅵ)的去除率为86.00%。实验值和预测值的相对偏差仅为1.07%,证实模型合理可行。     

硅酸钙负载零价纳米铁吸附去除水中六价铬

利用液相还原法制备硅酸钙负载零价纳米铁(CS-nZⅥ)进行去除水中Cr(Ⅵ)的实验研究.结果表明,CS-nZⅥ对Cr(Ⅵ)的去除效果明显优于还原铁粉和硅酸钙,略差于零价纳米铁;低pH值、越低初始Cr(Ⅵ)浓度及较大投加量均有利于Cr(Ⅵ)去除,最大去除率可达98.9％;反应后CS-nZⅥ颗粒扫描电镜及X射线能谱分析结果表明Cr占3.06wt％;等温吸附实验结果表明较好拟合Langmuir和Freundlich等温吸附模型,CS-nZⅥ对Cr(Ⅵ)的最大吸附容量达253.8 mg/g.     

活性炭负载离子液体吸附除Cr(Ⅵ)研究

通过浸渍法将氯化-1-己基-3-甲基咪唑([HMIM]Cl)负载到活性炭(AC)上,利用傅里叶红外光谱(FTIR)对[HMIM]Cl/AC吸附剂结构进行表征,并将[HMIM]Cl/AC应用于Cr(Ⅵ)的吸附性能研究,考察了吸附剂用量、吸附时间、Cr(Ⅵ)初始浓度、pH因素对吸附率的影响。结果表明,[HMIM]Cl/AC相对AC对Cr(Ⅵ)具有较好的吸附性能,在Cr(Ⅵ)初始浓度为100 mg/L、吸附剂用量为0.3 g、超声时间为20 min时,Cr(Ⅵ)离子的去除率达到96.5%,且其吸附过程符合Langmuir、Freundlich、Temkin三种等温吸附模型。     

活性炭负载离子液体吸附除Cr(Ⅵ)研究

通过浸渍法将氯化-1-己基-3-甲基咪唑([HMIM]Cl)负载到活性炭(AC)上,利用傅里叶红外光谱(FTIR)对[HMIM]Cl/AC吸附剂结构进行表征,并将[HMIM]Cl/AC应用于Cr(Ⅵ)的吸附性能研究,考察了吸附剂用量、吸附时间、Cr(Ⅵ)初始浓度、pH因素对吸附率的影响。结果表明,[HMIM]Cl/AC相对AC对Cr(Ⅵ)具有较好的吸附性能,在Cr(Ⅵ)初始浓度为100 mg/L、吸附剂用量为0.3 g、超声时间为20 min时,Cr(Ⅵ)离子的去除率达到96.5%,且其吸附过程符合Langmuir、Freundlich、Temkin三种等温吸附模型。     

花生壳活性炭对Cr(Ⅵ)的吸附性能

研究了花生壳活性炭对水溶液中Cr(Ⅵ)的吸附性能。结果表明,花生壳活性炭对Cr(Ⅵ)具有良好的吸附作用。常温下,0.1g花生壳活性炭,对20mL pH为1.5,ρ[Cr(Ⅵ)]为20.0 mg/L溶液,振荡吸附120min,Cr(Ⅵ)的去除率可达98.68%。花生壳活性炭对Cr(Ⅵ)的吸附符合Freun-dlish吸附等温方程和一级动力学方程。吸附过程的自由能变△G<0,焓变△H>42 kJ/mol,熵变△S>0,说明花生壳活性炭对Cr(Ⅵ)的吸附为自发的吸热化学过程。     

沉水植物菹草改性后对Cr(Ⅵ)的吸附研究

为开发廉价高效去除水中重金属Cr(Ⅵ)污染的生物吸附剂,在以沉水植物菹草固形物作为吸附剂研究的基础上,对菹草进行改性以提高吸附性能,并以其为吸附剂进行吸附实验。改性菹草对Cr(Ⅵ)的去除率最高为99.6%,其对Cr(Ⅵ)的吸附动力学符合准二级动力学方程,吸附等温线符合Langmuir吸附等温线,最大吸附量可达64.5 mg/g,与未改性的菹草相比,最大吸附量提高了84.3%。