希夫碱改性Fe3O4杂化材料的制备与表征

将制备的Fe3O4@SiO2-NH2磁性杂化材料依次经过丙烯酸甲酯(MA)、乙二胺(EDA)和水杨醛(SA)的接枝,得到希夫碱改性的Fe3O4杂化材料(Fe3O4@SiO2-S2),并通过FTIR、XRD、SEM、TEM、VSM对杂化材料的结构进行表征.结果表明,Fe3O4@SiO2-S2材料核壳结构明显,饱和磁化强度为45.9 emu/g.对水溶液中重金属离子的吸附实验结果表明,Fe3O4@SiO2-S2对Hg2+具有选择吸附性,pH=6、45℃条件下,饱和吸附量可达到362 mg/g(1.12 mmol/g),优于Fe3O4@SiO2-NH2、均相体系制备的希夫碱改性的Fe3O4@SiO2复合材料(Fe3O4@SiO2-HO-S)等吸附剂,且在5次循环使用后吸附性能仍能保持89％以上,吸附时间约300 min达到吸附平衡,吸附等温线符合Langmuir等温吸附模型.     

磺酸基功能化磁性纳米粒子的制备、表征及除去水中Cu(Ⅱ)的研究

通过化学一步共沉淀法制备了疏水性的Fe3O4纳米粒子,然后采用反相微乳液法制备出分散性良好、粒径均匀的Fe3O4@SiO2复合磁性纳米粒子,紧接着用2-(4-氯磺酰苯基)乙基三甲氧基硅烷对其表面进行修饰,最终再经过1.0 MNaCl溶液处理得到富含磺酸基官能团磁性纳米吸附剂(Fe3O4@SiO2-SO3Na)。通过透射电镜(TEM)、X射线衍射(XRD)、红外光谱(FT-IR)、振动样品磁强计(VSM)等对其进行了表征,着重研究了其对水溶液中Cu(Ⅱ)离子的吸附性能。结果表明,溶液的pH值能显著影响吸附剂对Cu(Ⅱ)离子的吸附效果,其中pH值为5.1时吸附效果最佳,即Cu(Ⅱ)从初始的20mg.L-1降低至0.45mg.L-1,意味着97.8%的Cu(Ⅱ)从溶液中除去,通过用0.1M HCl洗涤可把Cu(Ⅱ)从吸附剂中脱离下来并且可以重复使用。     

Sodium sulfonate functionalized magnetic Fe3O4@SiO2 towards the preparation of sorbent for Cu(Ⅱ) removal

通过化学一步共沉淀法制备了疏水性的Fe3O4纳米粒子,然后采用反相微乳液法制备出分散性良好、粒径均匀的Fe3O4@SiO2复合磁性纳米粒子,紧接着用2-(4-氯磺酰苯基)乙基三甲氧基硅烷对其表面进行修饰,最终再经过1.0 M NaCl溶液处理得到富含磺酸基官能团磁性纳米吸附剂(Fe3O4@SiO2-SO3Na).通过透射电镜(TEM)、X射线衍射(XRD)、红外光谱(FT-IR)、振动样品磁强计(VSM)等对其进行了表征,着重研究了其对水溶液中Cu(Ⅱ)离子的吸附性能.结果表明,溶液的pH值能显著影响吸附剂对Cu(Ⅱ)离子的吸附效果,其中pH值为5.1时吸附效果最佳,即Cu(Ⅱ)从初始的20mg·L-1降低至0.45mg·L-1,意味着97.8％的Cu(Ⅱ)从溶液中除去,通过用0.1M HCl洗涤可把Cu(Ⅱ)从吸附剂中脱离下来并且可以重复使用.     

羧甲基化壳聚糖修饰磁性硅粒子去除Cr(Ⅵ)离子

先通过硅酸钠水解在磁性Fe3O4纳米粒子表面包覆二氧化硅,制得磁性硅粒子(Fe3O4@SiO2);然后再通过碳二亚胺活化接枝法在Fe3O4@SiO2纳米粒子表面接枝高脱乙酰度羧甲基化壳聚糖(CMC),制备了一种新型磁性纳米吸附剂(Fe3O4@SiO2@CMC)。通过透射电镜(TEM)、红外光谱(IR)、X射线衍射(XRD)以及振动样品磁强计(VSM)对其进行了表征,着重研究了其对水中Cr(Ⅵ)离子的吸附性能。结果表明:溶液的pH值能显著影响吸附剂对Cr(Ⅵ)离子的吸附效果,pH值为2时效果最佳。结合相应pH值下Cr(Ⅵ)的形态分布,探讨了这种新型材料对Cr(Ⅵ)的吸附机理。结果表明:其吸附机理及吸附容量与Cr(Ⅵ)的离子形式有关,吸附过程以离子交换与静电引力为主。吸附平衡数据分别采用了Langmuir和Freundlich方程进行拟合。结果表明,等温吸附数据更符合Langmuir模型,T=298 K、pH=2、V=5 mL时,吸附剂的饱和吸附容量qm=86.96 mg/g,吸附常数为0.0174 L/mg。     

赤泥颗粒吸附剂对重金属Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)吸附性能研究

以赤泥为主要原料,采用烧结法制备了赤泥颗粒吸附剂(GS)。考察了温度和吸附时间对单一体系和竞争体系中Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)去除效果的影响,并探讨了其去除机制。结果表明,GS对Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的去除率随温度的升高而升高,最大去除率为100%。当反应温度为30℃时,竞争吸附干扰使得GS对Cd(Ⅱ)的去除率降低了14%,而对Pb(Ⅱ)的去除率基本不变,吸附剂对重金属的吸附选择顺序为Pb(Ⅱ)>Cd(Ⅱ)。GS对Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附主要依靠羟基铁的表面吸附机制和静电引力,其吸附过程符合伪二级动力学模型(R2>0.999)。     

氨基化HKUST-1制备及吸附Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)性能

采用溶剂热法合成了HKUST-1,以三乙烯四胺(TETA)采用后修饰法对HKUST-1进行改性,制得氨基功能化HKUST-1吸附剂TETA-[Cu_3(BTC)_2],对其进行了表征,并考察了其对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附性能。结果表明,TETA成功接枝到HKUST-1上,TETA-[Cu_3(BTC)_2]具有介孔材料特性,具有较大的比表面积(976.8 m~2/g)和高密度氨基官能团,对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)有较高的吸附量。吸附等温线拟合结果均符合Langmuir模型,拟合的Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的最大吸附容量分别为310.6、256.4 mg/g;拟合结果均符合拟2级吸附动力学模型,说明过程以化学吸附为主。TETA-[Cu_3(BTC)_2]在去除水溶液中重金属离子方面有潜在的良好应用前景。     

浮游球衣菌-纳米Fe_3O_4生物吸附剂处理电镀废水中Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)的研究

文章研究了浮游球衣菌-纳米Fe3O4生物吸附剂对重金属离子Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)的吸附性能,结果表明,此生物吸附剂对Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)有一定的吸附作用,当处理废水的pH为5.5、菌体投加量为0.3 g·L-1时,对20 mg·L-1含Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)废水的去除率分别为89%和68%。吸附-解吸试验结果显示,生物吸附剂可重复利用3次,在使用第3次时,Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)的去除率仍可达64%和42%。     

负载钯的磁性复合纳米颗粒的制备及其催化性能研究

本文首先合成SiO2包覆的磁性Fe3O4纳米颗粒(Fe3O4@SiO2),再通过硅烷偶联剂得到氨基修饰的纳米颗粒(Fe3O4@SiO2-NH2),该纳米颗粒再与Na2[Pd Cl4]反应将Pd负载在磁性纳米颗粒上,最后通过Na BH4还原得到了磁性纳米复合物Fe3O4@SiO2-NH2-Pd。利用红外、TEM和XRD技术对产物进行了表征。用UV-Vis对其催化4-硝基苯酚还原反应的性能进行了研究。结果表明,该纳米颗粒具有很好的催化性及重复利用性。     

Fe_3O_4/RGO的制备及其对Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的吸附研究

以氧化石墨烯(GO)和纳米Fe_3O_4为原料,制备磁性石墨烯气凝胶(Fe_3O_4/RGO),通过场发射扫描电镜、X射线衍射仪、傅里叶红外光谱仪对Fe_3O_4/RGO进行表征,研究了Fe_3O_4/RGO对Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的吸附特性,并使用等温吸附模型、吸附动力学模型、吸附热力学模型对吸附机理进行分析。结果表明,纳米Fe_3O_4成功负载在GO气凝胶表面,并能在外加磁场作用下实现快速磁分离。Fe_3O_4/RGO对重金属离子的吸附符合Langmuir等温吸附模型和准2级吸附动力学模型,且反应为是吸热过程,能自发进行。Fe_3O_4/RGO在25℃、p H为6时的吸附容量分别为58.48、314.5、56.12 mg/g,Fe_3O_4/RGO对重金属吸附排序为Cu(Ⅱ)Pb(Ⅱ)Cd(Ⅱ)。     

聚丙烯酸钠包覆Fe_3O_4磁性交联聚合物的制备及其对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附性能

采用溶液分散聚合和Ca2+表面交联制备了聚丙烯酸钠包覆Fe_3O_4的磁性交联聚合物(CPAANa@Fe_3O_4),对其进行了XRD、FT-IR、SEM和TGA等表征。以CPAANa@Fe_3O_4为吸附剂研究了CPAANa@Fe_3O_4对水溶液中Pb2+、Cd2+的静态吸附,考察了溶液p H、吸附剂投加量、金属离子初始浓度对吸附的影响。结果表明:CPAANa@Fe_3O_4在p H=2~6范围内均具有较好的吸附性能,当吸附剂投加量分别为1.0 g·L-1和1.6 g·L-1时对初始浓度分别为200 mg·L-1的Pb2+和100 mg·L-1的Cd2+的去除率达到最大,可使Pb2+实现达标排放(GB8978—1996);CPAANa@Fe_3O_4对Pb2+和Cd2+的吸附动力学符合准二级模型,吸附等温线符合Langmuir模型,对Pb2+和Cd2+的最大吸附量分别为454.55 mg·g-1和275.48 mg·g-1。将CPAANa@Fe_3O_4用于处理实际电解矿浆废水,发现能有效吸附其中的Pb2+和Cd2+,具有潜在实用价值。     

固定化生物吸附剂对Cd(Ⅱ)的去除性能及机理

从处理含Cd(Ⅱ)废水的人工湿地基质层中提取微生物,经过重金属浓度梯度筛选后,通过聚合酶链式反应（PCR）技术分析发现筛选后的菌群对Cd(Ⅱ)有较好的耐受性和吸附能力,菌种丰度依次为Lactococcus< Stenotrophomonas< Serratia< Pseudomona。将筛选后的微生物用包埋固定化技术制成固定化生物吸附剂,在pH=4~5、吸附时间48h、吸附剂用量（湿重）50g/L、Cd(Ⅱ)初始浓度100mg/L时,对Cd(Ⅱ)的最大去除率可达91%±2%。通过吸附平衡研究发现吸附过程符合准一级动力学模型和Langmuir模型,对Cd(Ⅱ)的最大单分子层吸附量为34.4mg/g。BET分析结果显示,固定化生物吸附剂具有介孔结构且比表面积大,有利于吸附作用的进行;傅里叶变换衰减全反射红外光谱法（FTIR-ATR）分析结果说明固定化生物吸附剂具有丰富的重金属结合点 位,—COOH、—OH、—NH和—CH基团参与了Cd(Ⅱ)的吸附过程。固定化生物吸附剂重复使用3次能保持较好的吸附效果,显示出较高的经济实用性。水环境中常见阳离子对Cd(Ⅱ)竞争吸附影响顺序依次为Na⁺+2+。     

Mn3O4@SiO2核壳磁性复合材料对钼(VI)的吸附性能

采用氧化法和正硅酸乙酯水解法制备了Mn3O4@SiO2核壳结构磁性纳米材料，研究了其对水溶液中Mo(VI)离子的吸附效果。运用Ｘ射线衍射仪(XRD)、扫描电镜(SEM)、透射电镜(TEM)、红外光谱仪(IR)及磁强计(VSM) 等多种手段对Mn3O4@SiO2核壳磁性复合材料进行了表征,并研究了溶液的初始pH、Mo(VI)离子初始浓度和温度对Mo(VI)吸附量的影响。结果表明：在298 K条件下Mn3O4@SiO2核壳结构磁性复合材料对Mo (VI)的饱和吸附量为145.35 mg/g； Mn3O4@SiO2对Mo (VI)的吸附过程符合Langmuir等温吸附模型，吸附动力学符合准二级动力学模型；吸附热力学分析表明Mn3O4@SiO2复合材料对Mo (VI) 的吸附行为是自发的、放热过程。     

氨基化磁性微球的制备及对辣椒碱的吸附性能研究

采用溶剂热法制备了Fe3O4磁性微球,利用凝胶法对Fe3O4包覆Si O2,用3-氨丙基三乙氧基硅烷修饰Fe3O4@Si O2,制备氨基功能化磁性微球。采用扫描电镜(SEM)和傅里叶红外吸收光谱仪(FT-IR)对所制备的氨基功能化磁性微球进行表征。将氨基功能化磁性微球作为辣椒碱的磁固相萃取材料,对辣椒碱进行了吸附性能实验。结果表明,在辣椒碱浓度为20μg·mL-1、吸附剂用量为40 mg、温度为20℃的条件下,氨基功能化磁性微球的最大吸附量为31.58mg·g-1。     

垃圾渗滤液污泥基生物炭吸附Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的效果及机理研究

以垃圾焚烧发电厂垃圾渗滤液处理后产生的污泥为原料,热解制备垃圾渗滤液污泥基生物炭(Landfill leachate sludge-derived biochar,LLSDB)。单因素实验发现,在LLSDB热解温度为500、600℃,投加量为0.3、0.3 g,吸附温度为40、20℃,Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的溶液初始浓度分别为1 000、200 mg/L时,Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)的去除率分别达到96.4%和94.9%。竞争吸附实验说明Cd(Ⅱ)对Pb(Ⅱ)的吸附起一定促进作用,而Pb(Ⅱ)对Cd(Ⅱ)的吸附起强烈抑制作用。通过吸附等温线、电镜扫描以及X射线衍射分析,推测其吸附机理：LLSDB中碳酸盐和氢氧化物热解生成氧化物,氧化物在水溶液中生成氢氧化物,与Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)发生置换反应及竞争反应,最终生成PbCO₃、Cd(OH)₂,沉淀在LLSDB的表面,即LLSDB对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附,浓度低时遵循线性分配,以物理吸附为主;浓度高时发生一系列化学反应,以化学吸附为主。     

羊骨炭对Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)、Cd(Ⅱ)吸附性能研究

以CO2为活化剂制备羊骨炭,在不同溶液pH、初始浓度、活性炭投加量等条件下,通过动态吸附试验考察羊骨炭对Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)和Cd(Ⅱ)的吸附规律,并用Langmuir和Freundlich吸附等温模型对其吸附性能进行了分析。结果表明,当羊骨炭对Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)和Cd(Ⅱ)的最佳吸附量分别为:4.2 mg/g、0.07 mg/g和2.7 mg/g时,吸附液的pH值Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)为7～8、Cr(Ⅵ)为酸性pH<6;羊骨炭的投加量分别为:0.2、0.7、0.03 g;最佳初始浓度分别为:60 mg/L、15 mg/L、30 mg/L。羊骨炭对3种离子的吸附行为基本符合Langmuir吸附等温模型和Freundlich吸附等温模型,计算得四种离子的最大吸附量分别为:4.854、1.247、0.402 mg/g。     

纳米Fe_3O_4@SiO_2@Chitosan磁性壳聚糖材料的制备及性能研究

采用壳聚糖材料为吸附剂,通过水热氧化-溶胶凝胶方法制备了纳米级Fe3O4@SiO2@CTS颗粒(MCNPs)。这种新型吸附剂对Cd2+和Cu2+的吸附在2 min内就可完成,其饱和吸附容量分别为110.0、89.1 mg/g,且能够通过酸洗脱附,脱附率分别达到92.7%和94.6%;3次回用后吸附容量仍能达到92.2、79.8 mg/g;经60℃水浴处理0.5 h后吸附率仅分别下降1.9%和1.4%;而且该吸附剂具有较大的饱和磁化强度(13.3 Am2/kg)和很小的矫顽力(1.4 mT),可通过磁性快速回收,并在水中分散性良好。可见,MCNP是一种可回收再利用、可满足重金属应急污染处理要求的吸附剂。     

磁性生物吸附剂对Cu2+吸附性能的研究

以环氧氯丙烷为交联剂,用壳聚糖、纳米磁粉悬浮液(Fe3O4)和纯菌丝体制备了磁性生物吸附剂,用XRD对该吸附剂进行了结构表征.研究了溶液pH、吸附时间和Cu2 初始浓度对其吸附性能的影响,结果表明,在pH为5～5.5,Cu2 初始质量浓度为0.1 g/L,吸附时间为8 h的条件下,它的Cu2 去除率为88.73%,吸附容量为16.530 mg/g.该磁性生物吸附剂经5次重复使用后,对Cu2 去除率仍然达到79%以上,具有良好的重复使用性.     

Fe浸渍污泥生物炭对含Cd(Ⅱ)废水的吸附性能研究

通过城市污泥热解制备污泥生物炭(BC),采用FeCl_3溶液浸渍污泥生物炭后制备出磁性污泥生物炭(MBC),对比了BC与MBC去除水溶液中Cd(Ⅱ)的能力。考察溶液初始pH、吸附时间、吸附温度以及Cd(Ⅱ)初始浓度对BC和MBC去除Cd(Ⅱ)效果的影响。结果表明,BC和MBC均符合拟二级动力学吸附模型;Langmuir吸附等温模型能够更好地描述BC和MBC去除Cd(Ⅱ)的过程。在溶液初始pH为6.0,生物炭投加量为10 mg,Cd(Ⅱ)质量浓度为10～150 mg/L的溶液25 mL,吸附时间为360 min,温度为25℃的最佳条件下,BC和MBC对Cd(Ⅱ)最大的吸附量分别为76.93 mg/g和167.42 mg/g。经过5次吸附解吸试验,MBC的Cd(Ⅱ)去除率保持在90%以上,BC的Cd(Ⅱ)去除率在55%左右,说明MBC具有更好应用于去除含Cd(Ⅱ)废水的能力。     

新型磁性纳米复合微凝胶吸附剂的制备及其应用

近年来,低成本、高效的高分子纳米复合吸附剂的开发备受瞩目。以化学共沉淀法制备磁性纳米Fe3O4粒子,将得到的磁性纳米Fe3O4粒子在油相介质中功能化,并以功能化磁性纳米Fe3O4粒子为交联剂,接枝聚合丙烯酸单体和丙烯酰胺单体,得到了新型纳米Fe3O4/丙烯酸-丙烯酰胺共聚物复合磁性微凝胶吸附剂。该吸附剂具有制备工艺简便、原材料利用率高、成本低、固液分离容易、使用寿命长、对Pb(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)具有选择吸附性等特点。     

基于丙烯酸/丙烯酰胺/苯乙烯的新型磁性水凝胶吸附重金属的研究

采用丙烯酸(AA)、丙烯酰胺(AM)、苯乙烯(St)制备了高吸附性的水凝胶[(P(AA-AM-St)],再将SiO2包裹的Fe3O4(Fe3O4@SiO2)与P(AA-AM-St)复合制备了磁性水凝胶[P(AA-AM-St)/Fe3O4@SiO2],研究了其热稳定性、重复利用性,以及吸附条件对其吸附性能的影响,并分析了...