载Ca磁性碳纳米管对水中腐殖酸的去除

采用化学共沉淀一步法以钙盐和铁盐对多壁碳纳米管(MWCNTs)改性以制备具有去除水中微污染物腐殖酸的磁性碳纳米管复合材料。X射线能谱分析表明改性MWCNTs上载有Ca和Fe元素。通过振动样品磁强计测得该复合材料具有较强磁性。改性后的MWCNTs 30 min对水中腐殖酸的去除率由改性前的63.89%提高到90.27%。研究了改性MWCNTs投加量、腐殖酸初始浓度、吸附时间、振荡速度、pH及温度对水中腐殖酸去除的影响。结果表明,腐殖酸去除率随着载Ca磁性MWCNTs投加量增大而提高。吸附量随着腐殖酸初始浓度的增大而增加,但去除率却减小。吸附初期腐殖酸去除速率快,0.5 g·L~(-1)的载Ca磁性多壁碳纳米管在腐殖酸初始浓度为20 mg·L~(-1)时,5 h达到吸附平衡,平衡吸附量为39.41mg·g~(-1)。腐殖酸去除率随着振荡速度的增大而增大,在225 r·min~(-1)时达最大,随后随着振荡速度的增大而缓慢下降。在弱酸性下,腐殖酸去除率较高,当pH为5时,腐殖酸去除率达到92.24%;当pH5时,酸性加强,腐殖酸去除率下降;当pH5时,腐殖酸去除率随pH增大呈下降趋势。腐殖酸去除率随着温度的升高而降低。     

腐殖酸修饰凹凸棒对U(VI)的吸附性能及机理

采用腐殖酸(HA)修饰凹凸棒(ATP)制备得到腐殖酸/凹凸棒(HA/ATP),用于去除废水中的U(VI)。通过静态吸附实验,研究了溶液初始p H、投加量、吸附时间和初始浓度对吸附的影响,并用扫描电镜(SEM),X射线能谱图(EDS),傅里叶红外光谱仪(FITR)分析吸附机理。实验结果表明,去除率随时间的增大而增大,在120 min内可以达到平衡;吸附剂投加量越大,溶液p H=6左右时越有利于U(VI)的去除;HA/ATP能多次重复使用,且经过5次吸附解吸后对U(VI)的去除率仍能达到96%。吸附过程均符合Langmuir和Frendlich等温方程。较之准一级动力学,准二级动力学模型能更好地拟合实验数据。SEM-EDS、FITR分析结果表明,U(VI)被成功地吸附到了HA/ATP的表面,吸附机理为络合作用。     

NiFe_2O_4/ZnAl-LDH吸附去除水中Cr(Ⅵ)

采用共沉淀法合成磁性复合材料NiFe_2O_4/ZnAl-LDH,通过静态吸附试验考察复合材料去除水中Cr(VI)的性能,系统地研究了溶液初始p H值、吸附剂投加量、吸附时间和温度等因素对Cr(VI)去除效果的影响。结果表明,当溶液初始p H值为2、初始Cr(VI)浓度为50 mg·L-1、吸附剂投加量为4 g·L-1时,吸附过程在240 min内达到平衡,此时Cr(VI)的去除率为89.5%。动力学和吸附等温式的研究表明:NiFe_2O_4/ZnAl-LDH吸附Cr(VI)的过程符合准二级动力学和Langmuir等温吸附模型。热力学参数表明该吸附过程为自发、放热的反应过程,低温有利于吸附剂对Cr(VI)的吸附。吸附剂经4次再生后对Cr(VI)仍有83.1%的去除率,且其在外加磁场的作用下能快速与水溶液分离,因此NiFe_2O_4/ZnAl-LDH可作为去除水中Cr(VI)的良好吸附剂。     

氧化-负载铁组合工艺改性活性炭及其对Cr(Ⅵ)的去除

通过氧化-负载铁组合工艺对活性炭进行改性,对比了不同氧化剂(硝酸/磷酸)对改性效果的影响,利用Boehm、FT-IR、BET、XRD对改性活性炭(ACNF/ACPF)进行了表征,并对改性活性炭吸附水中痕量Cr(Ⅵ)的性能进行了研究。结果显示:硝酸与磷酸氧化均可显著增加活性炭表面酸性官能团数量,提高表面亲水性;改性后活性炭比表面积、孔体积和平均孔径均减小;负载的铁主要以铁(氢)氧化物形式存在于活性炭表面(ACPF)和介孔(ACNF)中;在Cr(Ⅵ)初始浓度0.5 mg/L,p H值3.0,活性炭投加量100 mg/L时,吸附12 h达到平衡,ACNF对Cr(Ⅵ)的去除率达到97.82%,出水Cr(Ⅵ)剩余浓度降至0.05 mg/L以下,满足《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)要求,改性可显著提高对Cr(Ⅵ)的吸附容量。     

铁盐改性砂制备及其吸附Zn~(2+)的性能研究

通过改变石英砂表面的物理化学性质,提高石英砂的吸附效率,考察其对废水中的Zn~(2+)去除效果.以石英砂为载体,分别用反复高温加热法和反复碱性沉积法制备了三氯化铁改性砂、硝酸铁改性砂,测定2种方法制备的铁盐改性砂的表面含铁量、铁盐的酸稳定性及比表面积,并比较2种铁盐改性砂对Zn~(2+)的吸附效果.结果表明,三氯化铁改性砂、硝酸铁改性砂的比表面积分别为2.468、4.247 m~2/g,比石英砂比表面积分别提高6.910、12.612倍;在pH为中性条件下,石英砂对Zn~(2+)去除率为43%左右,三氯化铁改性砂对Zn~(2+)去除率达到70%左右,硝酸铁改性砂对Zn~(2+)去除率达到85%左右,表明铁盐改性砂对Zn~(2+)去除能力比石英砂有很大提高;铁盐改性砂对Zn~(2+)的吸附有一定容量,表面的活性中心越多,吸附能力越大;铁盐改性砂对Zn~(2+)的去除率随着pH的升高而增加,当pH>8.5时,Zn~(2+)去除率可达90%左右.     

生物铁修复Cr(Ⅵ)污染土壤的性能及机理

以活性污泥与生物铁作为修复剂,对比时间、pH、污泥投加量、Cr(VI)初始浓度对活性污泥、生物铁去除土壤中Cr(VI)的影响;考察生物铁对土壤中Cr(VI)的还原率;采用SEM、XRD、XPS对生物铁修复前后的Cr(VI)污染土壤进行表征分析。实验结果表明:在土壤中,生物铁对Cr(VI)的修复效果优于活性污泥,当pH为6.0,Cr(VI)初始浓度为300 mg·kg~(-1),生物铁和活性污泥的投加量均为19.57 mg·g~(-1),修复时间为45 d时,土壤中Cr(VI)经活性污泥与生物铁修复后浓度分别为31.42、19.69 mg·kg~(-1),去除率分别为89.52%、94.12%。生物铁修复土壤Cr(VI)以还原作用为主,吸附为辅。Cr(VI)污染土壤被生物铁修复后出现了FeOOH、Fe_3O_4以及Fe_3O_4与FeCr2O4的混合物,部分Cr(VI)被还原为Cr(III),铁被氧化为Fe~(2+)、Fe~(3+)。     

接触氧化过滤去除地表水中的氨氮

接触氧化过滤工艺普遍用于去除地下水中的氨氮,在去除地表水中氨氮的应用较少。为了对此工艺去除地表水中的氨氮进行研究,以附有铁锰氧化物的石英砂为滤料填充滤柱,测试了滤柱对地表水中的铁、锰和氨氮的去除效果,并重点分析了影响氨氮去除的主要因素。结果表明:当滤速为8 m·h-1,进水铁、锰、氨氮浓度分别为0.6、1.1和1.8 mg·L~(-1)时,滤柱对3种污染物的去除率分别为83.3%,95.3%和80.6%,3种污染物的出水浓度均达标。此外,升高进水温度、提高进水碱度可增大氨氮的去除率。当温度由8℃增大到14℃时,氨氮去除率提高了近一倍。进水投加NaOH(浓度为4mg·L~(-1))时,氨氮的平均去除率比不投加NaOH时高23.1%。     

高岭土与腐殖酸对混凝过程中药物去除效能的影响

以对乙酰氨基酚(ACE)、卡马西平(CBZ)、萘普生(NAP)、雌二醇(E2)和双氯芬酸(DCF)5种药物为目标物,采用静态实验,分别投加高岭土和腐殖酸来模拟水源水中的悬浮颗粒和天然有机物,考察了混凝过程中高岭土和腐殖酸投加量对5种目标药物去除效能的影响。结果发现,在未投加高岭土与腐殖酸的去离子水体系中进行硫酸铝混凝实验时,ACE与CBZ 2种药物的最大的去除率都不超过10%,5种药物中疏水性最高的DCF去除效果最好,最高去除率达到了33%;高岭土加入后对ACE与CBZ的去除效率无明显影响,但对NAP、E2与DCF的去除则有显著的促进作用,最大去除率分别达到31.53%、36.46%和52.4%;而在不投加混凝剂时,单独高岭土对5种药物的最大吸附去除率仅有20%左右。腐殖酸与高岭土同时加入后,对E2的混凝去除效果有较明显的抑制作用,但NAP与DCF去除效率却得到了一定程度的增加,最大去除率分别达到了63.5%和66.6%。可见,当水中含有悬浮颗粒物及腐殖酸的情况下,混凝工艺对酸性药物(如NAP及DCF)有较好的去除效果。     

废弃棉布制备活性炭纤维处理六价铬微污染水

采用废弃棉布制备活性炭纤维(ACF),并将其用于吸附处理六价铬微污染水。研究了吸附时间、吸附剂量和pH等对吸附效果的影响,并探讨了吸附过程的吸附热力学和动力学。结果表明,当微污染水中Cr(VI)浓度为1.0 mg/L,ACF剂量为0.5 g/L,吸附时间180 min时,可去除98.33%的Cr(VI)。Cr(VI)在ACF表面的吸附符合Freundlich吸附等温模型,ACF对水中Cr(VI)的吸附符合准二级动力学反应。     

Pseudomonas S2-3菌株对Cr(Ⅵ)的耐受性及去除

针对分离得到的Cr(VI)耐受菌株S2-3进行了基本生长特征、16S rRNA序列分析、Cr(VI)对菌株生长影响、菌株生长代谢与铬的去除的关系等研究。结果表明:该菌株属于假单胞菌,与Pseudomonas chlororaphis(Z76673)相似性最高(99.8%);Cr(VI)对菌株生长有着明显的抑制作用,其耐受上限可达到1 500 mg/L左右;Cr(VI)导致菌体细胞大小分布变宽,同时使得细胞表面的—OH和—NH基团减少。当初始Cr(VI)浓度为100 mg/L时,48 h内菌株S2-3对Cr(VI)去除效率可达到85.9%,对总铬去除率为24.1%。在高Cr(VI)浓度(1 000 mg/L)下,菌株对Cr(VI)和总铬仍有一定的去除效果,分别为58.7%和3.3%。菌株S2-3主要通过还原Cr(VI)的方式去除Cr(VI)。Cr(VI)的还原与菌液ORP以及细胞表面的—OH和—NH有关;总铬的去除不是因为形成了氢氧化铬沉淀,而是Cr(III)被吸附在了细胞表面的—CO上。     

一株Brevibacillus sp.的原生质球的制备及其对Cr(VI)的还原吸附效果分析

利用优势菌生物系统的还原吸附作用去除水环境中的Cr(VI)是一种有前景的处理方法。为了进一步探究优势菌Brevibacillus sp. 还原去除Cr(VI)的机理，利用正交试验得到酶法制备优势菌原生质球的最佳条件，分析原生质球对Cr(VI)的还原吸附效果。结果表明：酶解最佳条件为酶浓度0.1 mg/L，酶解时间30 min，酶解温度30℃。高渗环境下的优势菌原生质球对Cr(VI)和总Cr的去除效率分别为75.90%和63.82%，均高于完整菌株，而相对低渗环境下的原生质球，由于质膜破裂，对Cr(VI)和总Cr的还原吸附去除效率最低。结合Cr(VI)去除率高于总Cr去除率的现象可以推测，可再生原生质球对Cr(VI)的还原吸附过程是一个与其生理活性（透膜机制和代谢活性）相关的过程，且Cr(VI)的还原与吸附是两个联系非常紧密的反应。研究成果为进一步提高Cr(VI)还原去除效率奠定了理论基础。     

不同电子供体和受体对零价铁与微生物协同还原六价铬的影响

采用间歇实验考察了有机质及氧、硝酸盐和硫酸盐对零价铁(Fe0)与微生物协同还原Cr(Ⅵ)过程的影响。实验结果表明,对于Cr(Ⅵ)的去除协同体系明显优于Fe0和微生物单独作用;外加有机质如乙酸钠、乙醇、葡萄糖和腐殖酸可显著地提高协同体系去除Cr(Ⅵ)的效果,反应3 d后Cr(Ⅵ)去除率分别提高了33%、19%、16%和11%;空气对协同体系还原Cr(Ⅵ)过程影响不明显,但硝酸盐明显地抑制Cr(Ⅵ)的还原,且抑制作用随硝酸盐浓度升高而增强;硫酸盐诱导微生物在Fe0表面生成具有强吸附能力和强还原能力的硫铁矿物,促进Cr(Ⅵ)的去除。当硫酸根浓度为960 mg·L~(-1)时,反应2 d后Cr(Ⅵ)去除率提高了39%。在零价铁与微生物协同修复Cr(Ⅵ)污染水体中应充分考虑电子供体和受体的影响。     

氧化石墨烯-铁氧化物改性石英砂表面性能表征及其对腐殖酸的吸附特性研究

普通石英砂(RQS)滤料对腐殖酸(HA)的去除能力非常有限。以三氯化铁与氧化石墨烯(GO)为改性剂,对RQS进行改性,得到氧化石墨烯-铁氧化物改性石英砂(GO-IOCS),研究其吸附特性,并运用扫描电子显微镜(SEM)、能谱(EDS)和傅立叶变换红外光谱(FTIR)等手段进行表征。结果表明:(1)GO-IOCS对初始质量浓度低于5mg/L的HA溶液,吸附去除率高达98.57%,约为RQS的5倍;(2)GO-IOCS表面负载均匀密集的颗粒,且具有利于吸附的大量官能团(如—OH、C—O、C=O、Fe—O—C等);(3)GO-IOCS和RQS对HA的吸附动力学特性都符合准二级动力学模型,前者对HA的吸附速率约为后者的3倍;(4)GO-IOCS对HA的吸附除了静电作用外,还包括离子交换作用。     

天然有机物对零价铁去除水体中砷的影响研究

在研究零价铁对水体中砷去除动力学的基础上,着重探讨了天然有机物腐殖酸对零价铁除砷的影响.并对零价铁的腐蚀产物进行了分析.结果表明,水体中的砷可以通过在零价铁腐蚀产物上的吸附得到快速去除.腐殖酸显著降低了砷的去除率,这归因于腐殖酸与零价铁腐蚀产生的铁离子形成络合物,阻止了Fe(OH)3(或Fe(OH)2)沉淀的产生.腐殖酸浓度越高.砷的去除率越低.1.00 mg腐殖酸最多可以络合约0.75 mg铁离子.当铁离子与腐殖酸的络合达到饱和后,零价铁进一步腐蚀产生的铁离子可形成Fe(OH)3(或Fe(OH)2)沉淀,这些沉淀物可吸附水体中的腐殖酸和砷,从而加速砷的去除.冷冻干燥后的零价铁腐蚀产物的结构以无定型为主,含有少量的结晶化合物,包括γ-Fe2O3、γ-FeO(OH)和Fe3O4等.腐殖酸的存在可进一步增加腐蚀产物中的无定型成分.光电能谱(XPS)分析结果显示,吸附在腐蚀产物上的砷为5价,没有发现5价砷被还原成3价砷.在应用零价铁修复砷污染水体时,应考虑腐殖酸的影响.     

表面改性壳聚糖纳米铁球去除水中Cr(Ⅵ)

通过表氯醇(ECH)、乙二醇二缩水甘油醚(EGDE)和戊二醛(GLA)对壳聚糖-纳米铁(chitosan nanoscale zerovalent iron,CS-NZVI)进行表面改性,提高了其机械强度。研究在不同的初始pH值、反应温度、NZVI投加量、Cr(Ⅵ)初始浓度条件下,改性前与后的CS-NZVI球对去除Cr(Ⅵ)效果和动力学的影响。结果表明:4种CS-NZVI球对Cr(Ⅵ)的去除率和Kobs与NZVI投加量和反应温度成正比,与初始pH值和Cr(Ⅵ)初始浓度成反比。其中GLA-CS-NZVI球对水中Cr(Ⅵ)的去除效果最好。4种CS-NZVI球去除Cr(Ⅵ)的机理为:在前0.5 min内,物理吸附作用将Cr(Ⅵ)吸附在球表面并有部分被还原为Cr(Ⅲ),然后化学还原作用起主导作用。     

改性天然磷灰石去除废水中Cr(Ⅵ)

用改性天然磷灰石处理低浓度含Cr(Ⅵ)废水,考察反应时间、改性天然磷灰石用量、反应温度和初始pH对Cr(Ⅵ)去除的影响,研究了Cr(Ⅵ)去除的动力学及热力学,分析了反应机理。结果表明:(1)在改性天然磷灰石用量为10g/L、Cr(Ⅵ)初始质量浓度为10.000mg/L、初始pH为2.0、反应温度为283.15K、反应时间为90min的条件下,Cr(Ⅵ)去除率为99.38%,Cr(Ⅵ)残余质量浓度为0.062mg/L,低于《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中Ⅴ类标准限值(0.1mg/L)。(2)改性天然磷灰石去除Cr(Ⅵ)的反应符合一级反应动力学模型,是放热反应,反应温度低于410.83K时反应能自发进行。作用机理主要是以络阴离子形式存在的Cr(Ⅵ)自发吸附在磷灰石溶解形成的带正电荷表面,然后与溶解的Ca2+反应,形成铬酸钙沉积在固体表面,实现相转移。     

腐殖酸修饰凹凸棒对U(Ⅵ)的吸附性能及机理

采用腐殖酸(HA)修饰凹凸棒(ATP)制备得到腐殖酸/凹凸棒(HA/ATP),用于去除废水中的U(Ⅵ).通过静态吸附实验,研究了溶液初始pH、投加量、吸附时间和初始浓度对吸附的影响,并用扫描电镜(SEM),X射线能谱图(EDS),傅里叶红外光谱仪(FITR)分析吸附机理.实验结果表明,去除率随时间的增大而增大,在120 min内可以达到平衡;吸附剂投加量越大,溶液pH =6左右时越有利于U(Ⅵ)的去除;HA/ATP能多次重复使用,且经过5次吸附解吸后对U(Ⅵ)的去除率仍能达到96％.吸附过程均符合Langmuir和Frendlich等温方程.较之准一级动力学,准二级动力学模型能更好地拟合实验数据.SEM-EDS、FITR分析结果表明,U(Ⅵ)被成功地吸附到了HA/ATP的表面,吸附机理为络合作用.     

改性铁覆膜砂的制备及吸附性能研究

制备了4种改性铁覆膜砂,并对其吸附性能进行了全面的实验,分析比较了4种改性剂的作用和效果.实验中发现,添加改性剂对铁覆膜砂吸附性能的促进作用各不相同,改性剂和铁氧化物的性质共同决定了改性铁覆膜砂的性质.吸附等温线和连续动态过滤实验结果表明,活性炭和硅藻土对提高铁覆膜砂吸附性能有促进作用,但膨润土和粉煤灰的作用不明显,甚至还可能降低吸附容量.活性炭改性铁覆膜砂的吸附等温式符合Langmuir模型,硅藻土改性铁覆膜砂、膨润土改性铁覆膜砂和粉煤灰改性铁覆膜砂对Langmuir模型和Freundlich模型都有较好的相关性.改性铁覆膜砂对天然有机物(NOM)的吸附属于单分子层吸附,吸附的主要机理为静电相互作用、配位交换-表面络合作用和疏水/憎水作用等.溶液pH值对改性铁覆膜砂吸附NOM有很大的影响,表现为低"pH值去除效率高,高pH值去除效率低"的特点,其变化规律取决于添加物质的性质.磷酸盐会和腐殖酸在改性铁覆膜砂表面产生竞争吸附,磷酸盐对粉煤灰改性铁覆膜砂的吸附能力影响最大.     

新型生物除锰滤料处理含锰地下水研究

采用聚乙烯醇-硼酸-戊二醛法固定锰氧化细菌,并将其粘附于石英砂表面制备出一种新型生物除锰滤料,将生物除锰滤料装填模拟滤柱,进行了处理含锰水的连续流实验。结果表明:利用细胞固定化技术制备的生物除锰滤料使滤柱的启动期缩短到16d左右,且成熟期的滤柱在10m/h滤速下仍然保持95%以上的锰去除率;过量铁的存在不利于锰的氧化去除,进水中Fe2+质量浓度在2.0mg/L时降低了对锰的去除能力;滤柱对高浓度锰原水在10m/h滤速下仍然保持较高的锰去除率,且对低铁高锰水进行处理后,出水锰可以降到0.05mg/L以下。     

不同混凝剂处理松花江低温水

东北松花江地区冬季有将近6个月的冰封期,低温季节水源水处理难度大。为了保证东北地区冬季饮用水供应,研究几种混凝剂在处理冬季松花江低温水时的混凝效果。实验结果表明,NPAC1和NPAC2水解产物中具有较高的Alb和Alc成分,拥有较高的电中和、吸附和网捕卷扫性能,高效聚铝铁(PAF)水解产物Fe(OH)3具有比表面积大、吸附架桥作用较强的优点。这3种混凝剂无论是在控制出水浊度还是在对水体有机物去除能力方面均优于目前水厂所使用的PAC和聚合氯化铝铁(水厂PAF);NPAC2的投加量达到50 mg/L时,出水浊度达到最优;当混凝剂投加量达到50 mg/L时,NPAC1的浊度去除率逐渐超过NPAC2,剩余浊度低于3.0 NTU;NPAC1、NPAC2和PAF 3种混凝剂对有机物的去除能力大致相当,当混凝剂投加量为50 mg/L时,这3种混凝剂处理后的水的UV254的值均低于0.06,而水厂使用的2种混凝剂处理后的水的UV254仍高于0.1;结合其对浊度去除的情况,可以判断55 mg/L的投药量为NPAC1的最优投药点,PAF的最佳投药量为65 mg/L;投加适量的粉末活性碳可以有效地提高氨氮的去除率,当粉末活性炭的投加量为30 mg/L时,氨氮的去除率基本达到最大(51.27%)。表面负荷对混凝效果具有重要的影响,合理降低沉淀池的表面负荷对于提高出水水质具有重要作用。