水中砷混凝去除机理的研究

本文介绍了Ｆｅ（ＯＨ）３和Ａｌ（ＯＨ）３混凝吸附法去除水中Ａｓ（Ｖ）的研究。试验考察了ｐＨ、Ａｓ（Ｖ）的浓度对吸附量（Г）的影响以及它们吸附Ａｓ（Ｖ）前后表面ξ－电位的变化。结果表明：两者吸附皆符合Ｌａｎｇｍｕｉｒ吸附式，Ｆｅ（ＯＨ）３的Γｍａｘ随ｐＨ升高而减少，Ａｌ（ＯＨ）３的Γｍａｘ出现在ｐＨ６．０左右。并对吸附机理作了初步探讨。     

铁铝复配型混凝剂去除地下水高As（Ⅴ）试验

为建立完整的高砷地下水处理流程,在生物氧化滤柱实现了As(Ⅲ)至As(Ⅴ)的高效氧化后,进行了复配型混凝剂对As(Ⅴ)去除的最优条件筛选试验.在原水As(Ⅴ)的质量浓度为2.0mg/L的条件下,铁铝复配混凝剂对As(Ⅴ)的去除性能较铁盐、铝盐等单一混凝剂投加量减少50%以上,且复配混凝剂强化了其对砷的吸附、沉淀性能及对絮体的沉淀及网捕卷扫功能,对于出水痕量砷,铝盐对于去除效果的提升作用更为明显,2种混凝剂交叉效应显著;采用5.0 mg/L三氯化铁和3.0~4.0 mg/L聚合硫酸铝2种混凝剂复合投加,除砷效果最好,出水As(Ⅴ)质量浓度稳定小于10.0000μg/L;对复配型混凝剂最优条件的研究表明,在pH为6.00~7.00、浊度大于30.0NTU或小于10.0 NTU时,复配混凝剂除砷效果最高,能稳定达到国家饮用水卫生标准(小于10μg/L).     

水中砷混凝去除机理的研究

本文介绍了Ｆｅ（ＯＨ）３和Ａｌ（ＯＨ）３混凝吸附法去除水中Ａｓ（Ｖ）的研究。试验考察了ｐＨ、Ａｓ（Ｖ）的浓度对吸附量（Γ）的影响以及它们吸附Ａｓ（Ｖ）前后表面ζ－电位的变化。结果表明：两者吸附皆符合Ｌａｎｇｍｕｉｒ吸附式，Ｆｅ（ＯＨ）３的ｍａｘ随ｐＨ升高而减少，Ａｌ（ＯＨ）３的Γｍａｘ出现在ｐＨ６．０左右。并对吸附机理作了初步探讨。     

纳米二氧化锆对砷（Ⅲ）和砷（Ⅴ）的吸附性质研究

采用溶胶一凝胶法合成了纳米ZrO2，并用透射电镜及比表面积分析仪测定了产品的平均粒径和比表面积．研究了纳米ZrO2对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附及洗脱条件．在pH值1～10范围内，纳米ZrO2对As(Ⅲ)及As(Ⅴ)的吸附率均大于98％．吸附容量分别为1．4mg／g As(Ⅲ)和1．1mg／g As(Ⅴ)，富集倍数均为100倍，采用0．5mol／L NaOH可完全洗脱纳米ZrO2所吸附的砷．考察了共存离子对吸附率的影响，结果表明纳米ZrO2对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附具有较好的选择性．此研究对于含砷废水的处理、痕量砷的分离富集以及砷的形态分析，均有较高的应用价值．     

微生物改性钢渣去除废水中砷(Ⅲ)的性能研究

以固体废弃物钢渣为原始材料,通过微生物浸泡侵蚀进行改性,对其除砷(Ⅲ)影响因素、吸附等温线及动力学进行考察。结果表明:改性钢渣在pH=7时对砷(Ⅲ)吸附效果最佳,且在一定范围内吸附量与温度成正比例关系,同时吸附量随着投加量的增加而增大。改性后的钢渣对砷(Ⅲ)的静态吸附效果更符合Langmuir等温吸附模型(R2=0.981 8),最大拟合吸附量为2 500μg/g。动力学模型符合准二级动力学拟合方程(R2=0.999 8),并对材料进行XRF(X射线荧光光谱分析)、SEM(扫描电子显微镜)分析,探索其除砷机理。     

硫酸改性活性炭及其去除水中Cr（Ⅵ）的研究

探讨了硫酸改性活性炭的制备方法,以及改性炭吸附去除水中Cr（VI）的效果、条件与作用机理.结果表明,硫酸改性活性炭制备方法为：将5 g原炭浸泡在100 mL浓度为1 mol/L的硫酸溶液中改性时间4 h,改性温度60℃.改性炭吸附去除Cr（VI）的最佳方式为：溶液pH值3-5,改性炭投加比为1：100（重量比）,（补充单位）,Cr（VI）去除率为95.6%（较原炭提高了19.6%）.改性炭强化Cr（VI）去除的机理主要是：改性炭表面酸性基团含量显著增加,表面极性和亲水性增强,因而对亲水性的Cr2O72-离子吸附能力增强;且活性炭在改性过程中表面形成了大量带正电荷的基团,强化了与Cr2O72-负离子的异电吸附作用.     

纳滤膜去除水中砷的研究

通过配置含砷水在室温进行纳滤膜过滤，把膜出水和浓缩水同时回流到原水箱循环，水中砷浓度通过硼氢化钾还原原子荧光分光光度法测定．探讨了砷的形态、膜进水砷浓度、水中有机物浓度、无机物浓度、水的pH值等对除砷效果的影响．结果表明：纳滤膜对五价砷（As（Ⅴ））的去除率很高，一般大于90％，且明显大于对三价砷（As（Ⅲ））的去除．随着进膜水As（Ⅲ）浓度的升高，纳滤膜对其去除率下降．水的PH值影响纳滤膜对砷的去除，pH值越高，纳滤膜对砷的去除率越高．     

Fe（Ⅲ）改性D401螯合树脂吸附微量砷（Ⅴ）的研究

制备了Fe （Ⅲ） 负载型D401螯合树脂,研究了pH值、吸附时间、进水As（Ⅴ）浓度和SO4^2-/Cl^-共存离子对Fe （Ⅲ） 负载型螯合树脂去除As（Ⅴ）的影响,并进行了动力学研究.实验结果及动力学研究表明, Fe （Ⅲ） 负载型D401螯合树脂可将1 mg/L以下的含砷水降至我国饮用水标准0.05 mg/L 和美国环保局最新饮用水标准0.01 mg/L以下,是一种很有发展前景的去除生活饮用水和工业废水中微量砷的脱除剂.Fe （Ⅲ） 负载型螯合树脂可通过稀盐酸较为方便地再生,再生率可达到94%以上.     

改性毛竹生物炭复合材料对水中磷的动态吸附试验

以铁改性毛竹生物炭复合材料(PMC-Fe/C-B)为吸附剂,使用固定床吸附装置模拟动态吸附过程,探究P(Ⅴ)溶液初始浓度、流速、pH、吸附剂投加量、吸附剂粒径以及吸附温度等因素对PMC-Fe/C-B吸附P(Ⅴ)的影响.通过SEM-EDS、XRD、FT-IR和XPS等现代表征手段分别对吸附P(Ⅴ)前后的PMC-Fe/C-...     

绿色吸附剂松树叶去除水中Cr(Ⅵ)的性能和机理研究

将废弃松树叶用于水中Cr(Ⅵ)的吸附去除。研究发现松树叶可有效去除Cr(Ⅵ),反应3h后可达到吸附平衡,其最大平衡吸附量为45.73mg·g~(-1)。Cr(Ⅵ)在松树叶表面的吸附动力学符合准二级反应动力学和Freundlich等温线模型,其吸附过程包括表面扩散、颗粒内部扩散和吸附平衡扩散3个阶段。该吸附为吸热反应,吸附活化能为54.68kJ·mol~(-1)。研究表明将松树叶进行资源化利用,作为绿色吸附剂吸附去除水中的重金属离子是一种高效、环境友好的方法。     

铁氧化菌去除水中砷的机理与效果的研究进展

水体砷污染已受国际社会高度重视,铁氧化物能通过共沉淀和吸附的方式除砷,已成为理想的除砷吸附剂之一。生物矿化被认为是形成次生矿物和同时去除重(类)金属元素的一种有效手段,以铁氧化菌氧化亚铁离子形成的铁氧化物来去除水体中的砷具有潜在的应用前景。本文对铁氧化菌的分类、铁氧化机理和产物、耐砷机理以及生物修复砷污染水体的研究进展进行了综述,为铁氧化菌应用于去除水中的砷提供参考。铁氧化菌除耐砷性能外,对其他多种重金属元素的耐受能力及相关耐性机理、多种铁氧化菌组成的复合菌群对水体砷污染修复以及高效基因工程重组铁氧化菌培育将成为未来该领域的重点研究方向。     

三维电极反应器电吸附深度处理含砷废水（英文）

水环境中砷的深度处理对减少环境污染和确保人类健康至关重要。自制了三维电极反应器,以活性炭颗粒为粒子电极材料,采用电吸附和物理/化学吸附联合模式实现As(Ⅴ)的深度处理。经优化后,As(Ⅴ)浓度可从0.5 mg/L降至0.032 mg/L,且均以H₂AsO₄^-形式存在,无As(Ⅲ),表明不存在氧化还原反应。动力学研究发现,电吸附过程可分为三步:从溶液到电极材料表面的液膜扩散过程、从电极材料表面到内部孔隙的内扩散过程和电吸附接近平衡状态。为验证该工艺的循环性能,开展了电吸附-电脱附工艺研究,发现经过8次循环后,出水浓度仍仅为0.098 mg/L(低于0.1 mg/L的标准限值),实现了含砷废水的高效深度处理,但去除效率需提升、吸附后材料的处理仍需改进。     

壳聚糖复合磁性生物炭吸附去除水中Cu(Ⅱ)的性能和机理

以粉碎松树枝粉末为原料高温热解制备生物炭,然后采用水热方法与Fe3O4和壳聚糖复合,制备复合吸附剂,并将其用于水中Cu(Ⅱ)的吸附去除。研究发现复合吸附剂可有效去除Cu(Ⅱ),反应1.5h后可达到吸附平衡,其最大平衡吸附量为74.83mg·g-1。对其吸附机理研究表明,Cu(Ⅱ)在复合吸附剂表面的吸附过程包括表面扩散、颗粒内部扩散和吸附平衡扩散三个阶段,其吸附反应动力学可采用准二级反应动力学方程拟合,吸附等温线符合Langmuir模型。对其反应热力学研究表明Cu(Ⅱ)在复合生物炭表面的吸附主要为物理吸附。     

载铁活性炭的制备及对水中P(V)的吸附性能研究

通过直接蒸发法制备载铁活性炭,研究了载铁活性炭对水中P(V)的吸附等温线和吸附热动力学,并分析了pH值、P(V)初始浓度等因素对载铁活性炭吸附性能的影响.实验表明,载铁活性炭可以有效快速地吸附P(V),载铁活性炭对P(V)的去除效果随pH值的上升、P(V)初始浓度的增大而降低.吸附等温线符合Langmuir方程,最大吸附量为9.32mg/g;准二级动力学能够很好地描述P(V)在载铁活性炭上的吸附行为,吸附速率常数在0.01min·g/mg左右,且随着温度的升高逐渐增大.吸附P(V)的活化能Ea为10.89kJ/mol,吸附行为是自发吸热的化学吸附过程.     

表面铜（Ⅱ）离子印迹聚合物的制备及其对Cu（Ⅱ）的吸附

为了从复杂的实际废水中选择性地分离重金属离子,以生物质甘蔗渣为基质,通过环氧氯丙烷将聚乙烯亚胺键合到甘蔗渣表面,以铜(Ⅱ)为模板离子,戊二醛为交联剂,利用表面印迹技术,制备了铜(Ⅱ)离子印迹聚合物。采用傅里叶变换红外光谱法和Zeta电位法对其进行了表征,并通过静态吸附实验研究了其等温吸附和动力学吸附行为,探讨了pH和共存离子对其吸附性能的影响。结果表明：在25℃,pH 4时,印迹聚合物对铜(Ⅱ)的吸附在40 min内达到吸附平衡,最大吸附量为36.10 mg·g^-1,且该过程符合Langmuir等温吸附模型和准二级动力学模型,选择性吸附实验结果表明,表面铜离子印迹聚合物对铜(Ⅱ)具有很好的选择性。这为从复杂的实际废水体系中选择性地分离重金属离子铜(Ⅱ)提供理论参考。     

泥煤对铬（VI）吸附动力学研究

对泥煤吸附Cr（VI）的动力学过程进行了研究。结果表明,pH值和初始Cr（VI）质量浓度对Cr（VI）的吸附率有明显的影响,pH值越小,泥煤表面正电性越高,Cr（VI）吸附率越高;初始Cr（VI）质量浓度越小,Cr（VI）吸附率越高;初始Cr（VI）质量浓度位于10～20mg／L,新型L—F动力学模型能很好地描述泥煤吸附过程;新型L—F动力学方程直线化截距导出的参数Go／（Go—Ce）可以反映吸附剂的吸附强弱,“多化一”法推出了Cr（VI）初始浓度与吸附常数k拟合函数关系。     

稻壳对废水中铬的去除效果研究

利用稻壳作为吸附剂,进行稻壳对废水中Cr(Ⅵ)吸附效果的实验究,通过对稻壳的粒度、溶液的pH、吸附时间、温度及稻壳用量等因素对铬吸附去除率的影响,确定了稻壳对废水中铬的吸附去除的最优条件为:温度为35℃,pH值=2,稻壳的粒径为80-100目,吸附振荡时间控制在3h,投加量(稻壳和铬的质量比)为30g/0.2g.在这个条件下,稻壳对废水中的铬的去除率能达到91%左右.     

MoS_2纳米片去除水中Cr(Ⅵ)的吸附性能和机理

采用简单的一步水热法合成了薄片状纳米MoS_2并将其用于吸附去除水中Cr(Ⅵ)。片状MoS_2对Cr(Ⅵ)具有非常好的吸附效果,反应不到160min就达到了吸附平衡,Cr(Ⅵ)的去除率可达97%。Cr(Ⅵ)在MoS_2上的表面吸附是自发吸热的化学吸附过程,反应速率主要由扩散速率控制。其反应动力学符合准二级动力学模型,由Langmuir等温线计算的最大平衡吸附量为36.22mg·g~(-1)。实验结果表明MoS_2纳米片是一种优良的金属离子吸附剂。