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。     

K2FeO4强化采煤污染土壤吸附固定Pb2+的实验研究

利用Pb2+含量为8. 02 mg/kg的土壤作为实验原土,以50～400 mg/L Pb(NO3)2分别对原土和投加K2Fe O4的土壤进行吸附实验,考察了不同条件下两种土壤对Pb2+的吸附影响规律,并进行了动力学分析。在此基础上利用模拟酸性雨水,采用静态溶浸实验和连续浸提实验,从浸出浓度和土壤对Pb2+吸附态的影响两方面综合考查K2Fe O4对土壤强化吸附固定Pb2+的效果。结果表明,实验土壤对于初始浓度为350 mg/L的Pb2+仍具有良好的吸附作用,当Fe6+/Pb2+质量比为5、吸附时间为8 h时吸附量高达486 mg/kg;而加入K2Fe O4后使土壤对Pb2+的吸附等温线由Langmuir变为Freundlich,且整个反应过程符合准二级动力学模型,吸附趋于稳定形态,Pb2+的浸出大幅度降低,强化吸附固定效果显著。此外,吸附过程对pH和温度不敏感,这对于Pb2+污染土壤的原位修复具有重要的实际应用价值。     

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。     

生物活性炭工艺中失效的颗粒活性炭循环再利用试验

文章对生物活性炭(BAC)工艺中失效的颗粒活性炭(SGAC)的循环再利用进行了研究,用于吸附去除重金属和放射性核素。试验以重金属Pb(Ⅱ)和放射性核素Sr(Ⅱ)为例,共收集了8个BAC工艺水厂使用0.75～10.00年的10个SGAC样品,代表了BAC工艺生命周期的不同阶段。重金属吸附试验表明,SGAC对高质量浓度(5.0 mg/L)和低质量浓度(≤0.2 mg/L)的Pb(Ⅱ)均具有较好的吸附能力(>95.00%);对高质量浓度(5.0 mg/L)和低质量浓度(≤0.5 mg/L)Sr(Ⅱ)的去除率分别达89.00%和80.00%。运行0.75～10.00年的SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附性能整体上随运行时间的延长而增加,运行10.00年的HY水厂的SGAC对Pb(Ⅱ)的吸附量高达420.00 mg/g。实际水体应用试验表明,SGAC上的有机物、金属离子在真实的河水中几乎无溶出,且仍保持了80.00%以上的Pb(Ⅱ)去除能力。上述结论为SGAC的循环再利用提供了理论和实践基础。     

Ti3C2Tx超薄纳米片高效率去除废水中重金属的研究

通过刻蚀剥离法制备了Ti₃C₂T_x超薄纳米片，探究了其对废水中重金属离子的吸附特性。通过SEM、XRD、AFM、FT-IR、Raman对Ti₃C₂T_x超薄纳米片的形貌和结构进行了表征，通过ICP-MS对处理前后水体中重金属离子的含量进行了测试。结果表明剥离的Ti₃C₂T_x超薄纳米片表面含有结构缺陷和羟基，当水体中Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)初始浓度为50 mg/L时，47.5 mg Ti₃C₂T_x超薄纳米片对其的去除效率高达90%以上，尤其是对Pb(Ⅱ)的去除效率达到了98.81%,吸附性能远高于大孔树脂、硅藻土和活性炭等常见吸附试剂。在Na(Ⅰ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ) 4种离子共存溶液中，Ti₃C₂T_x超薄纳米片对于Pb(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)的...     

脐橙皮渣活性炭对水中低浓度Cu(Ⅱ)的吸附性能

利用脐橙皮渣为原料制备的活性炭吸附水中低浓度的Cu(Ⅱ),从pH值、吸附时间、活性炭投入量、Cu(Ⅱ)初始质量浓度等因素探讨了活性炭对低浓度含铜废水的吸附性能,并分析了其吸附等温模型。结果表明,脐橙皮渣活性炭以中孔为主,对吸附低浓度含Cu(Ⅱ)废水过程符合Freundlich等温吸附模型,有pH条件环境友好、吸附速度快、活性炭用量少等优点。在pH 6.0,活性炭投入量0.2 g/L,吸附时间25 min条件下,浓度5.0 mg/L以下的含Cu(Ⅱ)水体都可以被处理至低于1.0 mg/L。     

有色金属矿山重金属废水深度处理技术研究

为满足某有色金属矿山重金属废水深度处理要求,采用树脂材料吸附法进行深度处理技术研究,结果表明:D402型树脂对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)有很强的吸附能力,原水Pb(Ⅱ)为1 180 μg/L、Cd(Ⅱ)为670 μg/L时,在温度298 K、pH=6.0、流速16.8 m/h的条件下,单周期Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)分别达标可通过水样为6 800 BV和2 100BV,混合水样达标通过量为1 900 BV,出水满足《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)Ⅲ类水标准的要求.     

羊骨基活性炭对溶液中Pb(Ⅱ)的吸附性能

采用本实验室自制的羊骨基活性炭,研究其在不同吸附时间、不同溶液初始浓度、不同投加量、溶液不同的pH值条件下对Pb(Ⅱ)的吸附规律。结果表明:当Pb(Ⅱ)溶液的初始浓度为80mg/L、活性炭投加量为0.10g、吸附时间为6h、溶液温度为45℃时,羊骨基活性炭对Pb(Ⅱ)的去除率高达99%。利用Langmuir吸附等温模型和Freundlich吸附等温模型对其吸附性能的表征得出:羊骨基活性炭对溶液中Pb(Ⅱ)的吸附行为符合Langmuir吸附等温模型和Freundlich吸附等温模型,并且吸附等温曲线在Brunauer五种类型的等温吸附线中比较符合多分子层吸附等温线。     

层栽红托竹荪重金属污染特征

通过添加不同剂量活性炭改良剂进行红托竹荪层架栽培试验,分析改良剂使用后红托竹荪土壤和竹荪不同组织部位中Pb、Cd、Cr、Hg、As的含量,判断竹荪种植土壤的污染状况和竹荪不同组织部位富集Pb、Cd、Cr、Hg、As能力大小与改良剂之间的关系。结果表明:基质土壤元素含量差异明显分别为Pb:27.48～51.65 mg/kg,Cd:0.28～0.56 mg/kg,Cr:94.37～126.19 mg/kg,Hg:0.05～0.14 mg/kg,As:13.43～22.18 mg/kg,Cr和As的超标现象较严重在土壤中的累积特征显著。研究区基质土壤中Pb、Cd、Cr、Hg、As的Eir和RI均属于轻微水平,潜在风险较小。红托竹荪对Cd的富集能力最强,需要引起重视。     

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+。     

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。     

FeCl_3-柠檬酸复合淋洗剂去除土壤中Pb、Cd机理研究

以FeCl_3-柠檬酸复合淋洗剂为淋洗剂,测定不同浓度淋洗剂作用时土壤pH、Eh值变化,进行FeCl_3-柠檬酸复合淋洗剂对土壤中Pb和Cd的淋洗动力学实验,采用BCR连续提取法对淋洗前后土壤中Pb、Cd赋存形态进行分析。结果表明,随着淋洗剂浓度的增大,土壤pH值下降,Eh值增大,且FeCl_3-柠檬酸复合淋洗剂作用时土壤pH和Eh变化较FeCl_3和柠檬酸单一作用时更明显,0.2 mol/L FeCl_3-柠檬酸为适宜淋洗剂;Pb、Cd的淋洗平衡时间为120 min,过程分为快速淋洗阶段、慢速淋洗阶段和淋洗平衡阶段,Pb、Cd的平衡淋洗量分别为0.109 mg/g和0.015 mg/g,分别占土壤中其含量的95.98%和97.98%;淋洗后,土壤中Pb和Cd各形态含量均有所下降,Pb的酸可提取态、可还原态、可氧化态和残渣态分别降低82.97%,62.04%,55.29%和22.12%,而Cd的4种形态分别降低96.7%,95.03%,29.59%和17.71%。     

一株解磷菌ID-a修复重金属污染土壤效应分析

采用一株解磷成团肠杆菌ID-a修复陕北某工业园区长柄扁桃种植地土壤,评价了该地区土壤重金属的污染状况,分析了修复前后土壤中重金属元素Cu,Pb,Zn,Cd存在形态的变化以及解磷菌修复对长柄扁桃叶子及果实中重金属Cu,Pb,Zn,Cd的质量分数的影响。由结果可知:工业园区土壤与未污染的对照组相比Pb,Cd,Cu和Zn质量分数分别增加了24.92,4.45,18.13,77.99 mg/kg;解磷菌修复组与对照组相比土壤中可交换态Cd,Pb,Cu的质量分数显著降低,其相应的残渣态的质量分数增加。长柄扁桃叶子中Pb,Cd和Zn质量分数分别降低了95.14%,40.63%和43.87%,果实中Cu,Zn质量分数分别降低了54.06%和35.91%,长柄扁桃果实中未检测出重金属Pb和Cd。因此,该菌剂能够修复该污染区种植地土壤,提高长柄扁桃的安全性。     

不同改良剂对镉铅污染土壤修复效果研究

为研究不同改良剂对重金属复合污染土壤的修复效果,采用室内土壤培养方法,以Cd-Pb复合污染农田土壤为研究对象,探讨3种组合改良剂(羟基磷灰石+沸石、羟基磷灰石+硅藻土、羟基磷灰石+活性炭)在不同施用量条件下(0,0. 5%,1. 0%,2. 5%,5. 0%和10. 0%),对Cd和Pb污染土壤的修复效果。结果表明:三种组合改良剂均能有效提高土壤p H,羟基磷灰石+沸石组合对土壤Cd和Pb固化效果最好,其Ca Cl2提取态和TCLP提取态含量降低55. 4%～67. 1%;而且随着固化剂用量的增加固化效果也逐渐提高。     

覆盖地膜对东南景天修复砂糖桔果园重金属污染土壤的影响

为了检验重金属超富集植物-果树间套种修复条件下覆盖地膜控草措施的实际应用效果,在大田条件下将东南景天(Sedum alfredii Hance)与砂糖桔间种,进行了18个月(3次收获)小区试验,设置了无地膜覆盖、覆盖地膜及空白三个处理,对东南景天的产量、重金属含量以及土壤pH、重金属变化情况进行监测。结果表明,东南景天对土壤中Cd的总提取率约为11.18%～20.92%,对Zn总提取率约为3.881%～6.485%,达到了预期效果。小区试验中无地膜覆盖土壤Cd下降效果最好,种植东南景天后土壤Cd下降率可达45%,从1.52 mg·kg~(-1)降为0.83 mg·kg~(-1);Zn下降率为29.8%,从339.0 mg·kg~(-1)降为237.9 mg·kg~(-1)。土壤中Cd和Zn下降的原因主要是植物提取和淋溶作用,而在修复过程中土壤Pb无显著变化。覆盖黑色地膜可实现控草,节省控草人力成本,但会抑制土壤中重金属的向下淋溶作用,土壤Cd、Zn下降明显较少,需研究其它更合适的控草方法。     

氨基和羧基功能化磁性微球去除水溶液中Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)

以甲基丙烯酸和丙烯酰胺为功能单体,通过悬浮聚合法制备了氨基和羧基双功能化的磁性复合微球(Fe3 O4@SiO2-NH2/COOH),并探讨了其对水溶液中Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附性能.X-射线衍射(XRD)分析表明,制备的磁性吸附剂内核为Fe3 O4.红外光谱(FT-IR)和扫描电镜(SEM)测试表明,氨基和羧基对Fe3 O4@SiO2表面改性成功.吸附试验显示,Fe3O4@SiO2-NH2/COOH吸附Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最优pH值分别为5.0和5.5,吸附过程均符合动力学准二级模型和Langmuir吸附等温模型,吸附剂对Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)最大吸附量分别为207.807 mg/g和168.995 mg/g.实际饮用水样中Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附表明,去除率分别可达97.74％和91.44％.该磁性吸附剂对两种重金属离子吸附量大、去除率高,具有良好的实际应用潜力.     

NaOH处理香菇废弃物在二元金属溶液中镉的吸附特性研究

香菇废弃物是一种廉价生物吸附剂,Na OH处理后对Cd⁽²⁺⁾吸附能力大大提高,在此基础上探讨该生物吸附剂在二元金属溶液中的吸附行为特征。结果显示,NaOH处理后的香菇在二元金属溶液中对镉的吸附更具优势。当共存离子浓度较低时(1(2+)吸附能力大大提高,在此基础上探讨该生物吸附剂在二元金属溶液中的吸附行为特征。结果显示,NaOH处理后的香菇在二元金属溶液中对镉的吸附更具优势。当共存离子浓度较低时(1¹0 mg/L),Cu10 mg/L),Cu⁽²⁺⁾(Pb(2+)(Pb⁽²⁺⁾)对Cd(2+))对Cd⁽²⁺⁾吸附的负影响较小,继续增大共存离子浓度至30 mg/L,Cd(2+)吸附的负影响较小,继续增大共存离子浓度至30 mg/L,Cd⁽²⁺⁾的吸附量降低了0.247 mg/g(0.111 mg/g)。Zn(2+)的吸附量降低了0.247 mg/g(0.111 mg/g)。Zn⁽²⁺⁾浓度较低时(1 mg/L)对Cd(2+)浓度较低时(1 mg/L)对Cd⁽²⁺⁾吸附的负干扰作用明显,继续增加Zn(2+)吸附的负干扰作用明显,继续增加Zn⁽²⁺⁾浓度至30 mg/L,Cd(2+)浓度至30 mg/L,Cd⁽²⁺⁾吸附量维持不变。预处理香菇在二元金属溶液中(Cd+Cu、Cd+Zn、Cd+Pb)对Cd(2+)吸附量维持不变。预处理香菇在二元金属溶液中(Cd+Cu、Cd+Zn、Cd+Pb)对Cd⁽²⁺⁾吸附的最适宜p H范围为5(2+)吸附的最适宜p H范围为5⁷,较一元镉金属溶液的适宜pH值范围广(67,较一元镉金属溶液的适宜pH值范围广(6⁷)。热力学实验表明,Cu7)。热力学实验表明,Cu⁽²⁺⁾/Zn(2+)/Zn⁽²⁺⁾/Pb(2+)/Pb⁽²⁺⁾对香菇Cd(2+)对香菇Cd⁽²⁺⁾吸附的负干扰作用强弱的顺序依次是Zn(2+)吸附的负干扰作用强弱的顺序依次是Zn⁽²⁺⁾>Pb(2+)>Pb⁽²⁺⁾>Cu(2+)>Cu⁽²⁺⁾;Langmuir等温吸附模型和Freundlich等温吸附模型能够较好地拟合Na OH处理后香菇在二元金属溶液中(Cd+Cu、Cd+Zn、Cd+Pb)对Cd(2+);Langmuir等温吸附模型和Freundlich等温吸附模型能够较好地拟合Na OH处理后香菇在二元金属溶液中(Cd+Cu、Cd+Zn、Cd+Pb)对Cd⁽²⁺⁾的热力学吸附过程。     

脐橙皮渣活性炭对水中低浓度Cu(Ⅱ)的吸附性能

利用脐橙皮渣为原料制备的活性炭吸附水中低浓度的Cu(Ⅱ),从pH值、吸附时间、活性炭投入量、Cu(Ⅱ)初始质量浓度等因素探讨了活性炭对低浓度含铜废水的吸附性能,并分析了其吸附等温模型。结果表明,脐橙皮渣活性炭以中孔为主,对吸附低浓度含Cu(Ⅱ)废水过程符合Freundlich等温吸附模型,有pH条件环境友好、吸附速度快、活性炭用量少等优点。在pH 6.0,活性炭投入量0.2 g/L,吸附时间25 min条件下,浓度5.0 mg/L以下的含Cu(Ⅱ)水体都可以被处理至低于1.0 mg/L。     

标准加入法-电感耦合等离子体质谱法同时测定生活饮用水用聚氯化铝中砷、镉和铅

聚氯化铝样品按照GB15892-2009 5.7方法处理后,采用标准加入法-电感耦合等离子体质谱法同时测定其砷、镉和铅的含量。本方法使用碰撞模式消除干扰,检出限(3s)为As0.0001 mg/L、Cd0.00009 mg/L、Pb0.00007 mg/L,回收率分别为As 105.0%、Cd 104.6%、Pb 103.6%,方法准确可靠。     

氧化铝改性污泥生物炭粒制备及其对Pb(Ⅱ)的吸附特性

为拓展城市剩余污泥资源化利用途径,本文以剩余污泥球粒为原料在高温限氧条件下制备污泥生物炭粒（SBC）,同时以氢氧化铝溶胶为前体浸渍污泥球粒后在500℃下热解获得氧化铝改性污泥生物炭粒（SBC-Al）。使用BET、XRD、FTIR和SEM对生物炭粒进行了表征,并研究了生物炭粒改性前后对Pb(Ⅱ)的吸附特征及效果。结果表明：SBC-Al比表面积和总孔容分别达到83.266m²/g和0.158cm³/g,相比于SBC分别增大了142.42%和167.80%;XRD显示氢氧化铝溶胶浸渍使SBC-Al表面负载了γ-Al₂O₃粒子,FTIR红外谱图说明氧化铝改性可能会增加炭粒表面官能团数量,同时SEM显示出SBC-Al表面相较于SBC具有更多的层片状结构,从而增加生物炭粒的吸附性能。Pb(Ⅱ)的吸附动力学符合二级动力学方程和Elovich方程,同时用二阶段颗粒内扩散模型可以较好地拟合。吸附等温线以Freundlich模型为主,且SBC和SBC-Al对低浓度（＜50mg/L）Pb(Ⅱ)的去除率均较高,分别在95%和99%以上,实测最大吸附量可分别达626.73mg/g和663.97mg/g,但SBC-Al提高了对更高浓度（50～100mg/L）Pb(Ⅱ)的去除率。热力学计算数据表明吸附过程为吸热反应;脱附解吸试验说明,生物炭粒具有良好的循环再生利用性能。