A Comparison of the Langmuir Freundlich and Temkin Equations to Describe Phosphate Adsorption

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27076736_PVP包覆纳米Fe3O4_对U(Ⅵ)的吸附

27076736_PVP包覆纳米Fe3O4_对U(Ⅵ)的吸附

第44卷第3期核 化 学 与 放 射 化 学Vol.44No.3 2022年6月Journal of Nuclear and RadiochemistryJun.2022 收稿日期:2021 07 27;修订日期:2021 09 08犘犞犘包覆纳米犉犲3犗4对犝(Ⅵ)的吸附谢汶级1,李 佳1,王辛龙2,任 萌1,周显明11.中国核动力研究设计院核燃料及材料国家级重点实验室,四川成都 610041;2.四川大学化学工程学院,四川成都 610065摘要:以聚乙烯吡咯烷酮(polyvinylpyrrolidone,PVP)包覆纳米Fe3O4(以Fe3O4@PVP表示,下同)作为U(Ⅵ)吸附剂,开展了pH值、初始铀浓度、吸附温度、离子强度、吸附时间等因素对吸附U(Ⅵ)的影响研究,同时进行了吸附等温线、吸附动力学、吸附热力学与循环利用研究。

结果表明,在pH=6.00、温度为20~40℃时,Fe3O4@PVP吸附U(Ⅵ)达到平衡的时间为5~60min,单次铀吸附率均大于75%。

该吸附过程符合准二级吸附动力学模型,温度为20~40℃时,准二级吸附速率常数为0.000646~0.012500g/(mg·min);该过程符合Redlich Peterson与Langmuir等温线模型,根据Langmuir等温线预估20~40℃时Fe3O4@PVP吸附U(Ⅵ)的饱和吸附容量为185.8~291.0mg/g。

此吸附过程是一个吸热过程(标准吸附焓变Δ犎 >0),且为自发吸附过程(标准吉布斯自由能Δ犌 <0)。

关键词:PVP包覆;纳米Fe3O4;U(Ⅵ)吸附;吸附动力学;磁性分离中图分类号:TL212.3 文献标志码:A 文章编号:0253 9950(2022)03 0377 09犱狅犻:10.7538/hhx.2022.YX.2021063犃犱狊狅狉狆狋犻狅狀狅犳犝(Ⅵ)犗狀狋狅犖犪狀狅 犉犲3犗4犆狅犪狋犲犱犫狔犘狅犾狔狏犻狀狔犾犘狔狉狉狅犾犻犱狅狀犲XIEWen ji1,LIJia1,WANGXin long2,RENMeng1,ZHOUXian ming11.StateKeyLaboratoryofNuclearFuelandMaterials,NuclearPowerInstituteofChina,Chengdu610041,China;2.SchoolofChemicalEngineering,SichuanUniversity,Chengdu610065,China犃犫狊狋狉犪犮狋:Thenano Fe3O4coatedbypolyvinylpyrrolidonewassystematicallyconductedthisresearchasU(Ⅵ)adsorbentabouttheeffectofpHvalue,initialU(Ⅵ)concentration,temperature,ionstrengthandadsorptiontimeonU(Ⅵ)adsorption,meanwhilestudytheadsorptionisothermmodels,kinetics,thermodynamicsandadsorptionrecycles.Resultsshowthattheadsorptionequilibriumtimeisfrom5to60minuteswhenthepHvalueis6.00at20 40℃,andtheremovalrateofU(Ⅵ)ismorethan75%.ThekineticofU(Ⅵ)adsorp tionontoFe3O4@PVPisnearlytopseudo secondaryadsorptionkineticsandobeysRedlich PetersonandLangmuirmodels.TheadsorptionrateconstantofU(Ⅵ)adsorptionontoFe3O4@PVPis0.000646 0.012500g/(mg·min)at20 40℃,andthecorrespondingmaxi mumadsorptioncapacityofLangmuirisothermmodelsis185.8 291.0mg/g.ThermodynamicstudiesrevealthattheadsorptionprocessofU(Ⅵ)ontoFe3O4@PVPisendothermicandspontaneous(Δ犎 >0,Δ犌<0).犓犲狔狑狅狉犱狊:PVP coated;nano Fe3O4;U(Ⅵ)adsorption;adsorptionkinetics;magneticsep aration 核能作为一种可再生能源,得到了世界各国大力开发和广泛利用,但在核能开发过程中会产生大量含铀废水。

4种不同原料生物炭对镉污染土壤的钝化效果与稳定性比较

4种不同原料生物炭对镉污染土壤的钝化效果与稳定性比较

第37卷第4期2023年8月水土保持学报J o u r n a l o f S o i l a n d W a t e rC o n s e r v a t i o nV o l .37N o .4A u g.,2023收稿日期:2022-11-12资助项目:国家自然科学基金项目(4217070510) 第一作者:周宽(1998-),男,在读硕士研究生,主要从事土壤重金属污染修复研究㊂E -m a i l :2297768162@q q .c o m 通信作者:龙新宪(1975-),女,副教授,硕士生导师,主要从事重金属污染土壤的生态效应与修复研究㊂E -m a i l :l o n gx x @s c a u .e d u .c n 4种不同原料生物炭对镉污染土壤的钝化效果与稳定性比较周宽1,2,刘熙杨1,钟艺天1,黄金辉1,龙新宪1,2(1.华南农业大学资源环境学院,广州510642;2.广东省农业农村污染治理与环境安全重点实验室,广州510642)摘要:生物炭的性质与老化作用是影响生物炭钝化修复C d 污染土壤效果的重要因素㊂比较研究4种不同原料生物炭(污泥类㊁秸秆类㊁动禽粪便类和木本类)对C d 2+吸附作用和C d 污染土壤的钝化修复效果的差异㊂结果表明:施用生物炭显著提升土壤孔隙水p H (棕榈丝生物炭除外),降低孔隙水D O C 和C d 浓度,从而减少水稻根系对孔隙水中C d 的吸收㊂同时,4种生物炭提高土壤p H ,降低土壤有效态C d ㊁水稻根系和籽粒C d 含量㊂老化作用减弱稻秆生物炭的钝化效果,显著增强棕榈丝生物炭对土壤C d 的钝化作用,然而,老化作用对富含灰分的猪粪生物炭和污泥生物炭的影响较小㊂因此,选择生物炭钝化修复C d 污染稻田土壤时,必须考虑生物炭的原料及其老化作用㊂关键词:生物炭;C d 污染土壤;钝化作用;水稻中图分类号:X 53 文献标识码:A 文章编号:1009-2242(2023)04-0351-12D O I :10.13870/j.c n k i .s t b c x b .2023.04.043C o m p a r i s o no f t h e I m m o b i l i z a t i o nE f f e c t a n dS t a b i l i t y of F o u rD i f f e r e n t R a w M a t e r i a l sB i o c h a r o nC a d m i u m -C o n t a m i n a t e dS o i lZ HO U K u a n 1,2,L I U X i y a n g 1,Z HO N G Y i t i a n 1,HU A N GJ i n h u i 1,L O N G X i n x i a n 1,2(1.S c h o o l o f R e s o u r c e s a n dE n v i r o n m e n t ,S o u t hC h i n aA g r i c u l t u r a lU n i v e r s i t y ,G u a n gz h o u 510642;2.G u a n g d o n g K e y L a b o r a t o r y o f A g r i c u l t u r a l a n dR u r a lP o l l u t i o nM a n a g e m e n t a n dE n v i r o n m e n t a l S a f e t y ,G u a n gz h o u 510642)A b s t r a c t :T h e p r o p e r t i e sa n da g i n g o fb i o c h a ra r e i m p o r t a n t f a c t o r sa f f e c t i n g t h e r e m e d i a t i o ne f f e c to fb i o c h a r i n i m m o b i l i z i n g C d -c o n t a m i n a t e ds o i l .T h ed i f f e r e n c e so fC d 2+a d s o r pt i o na n d C d -c o n t a m i n a t e ds o i l i m m o b i l i z a t i o n e f f i c i e n c y o f f o u r d i f f e r e n t t y p e s b i o c h a rm a t e r i a l s (s l u d g e -b a s e d ,s t r a w -b a s e d ,a n i m a l a n d p o u l t r y m a n u r e -b a s e d a n d w o o d -b a s e d )w e r ec o m p a r a t i v e l y i n v e s t i g a t e d .T h er e s u l t ss h o w e dt h a tt h ea p p l i c a t i o no fb i o c h a rs i g n i f i c a n t l yi n c r e a s e d t h e p Ho f s o i l p o r e -w a t e r (e x c e pt p a l mf i b e r sb i o c h a r ),a n dd e c r e a s e d t h e c o n c e n t r a t i o n so fD O C a n dC d i n p o r e -w a t e r ,a n dt h u s r e d u c e dt h eC du p t a k eo f r i c er o o t s i n p o r e -w a t e r .A t t h es a m e t i m e ,t h e a p pl i c a t i o no f f o u rk i n d so fb i o c h a r i n c r e a s e ds o i l p H v a l u e ,b u td e c r e a s e ds o i l a v a i l a b l eC d ,r i c er o o ta n d g r a i nC d c o n t e n t .H o w e v e r ,a g i n g w e a k e n e d t h e i mm o b i l i z a t i o ne f f e c t o f r i c e s t r a wb i o c h a r a n ds i g n i f i c a n t l y e n h a n c e d t h e i mm o b i l i z a t i o ne f f e c t o f p a l mf i b e r s b i o c h a r o n s o i l C d ,w h i l e a g i n g ha d l i t t l e e f f e c t o n a s h r i c h p i g m a n u r eb i oc h a r a n ds l ud g eb i o c h a r .T he r ef o r e ,t h er a w m a t e r i a l sa n dag i n g ef f e c t so fb i o c h a rm u s tb e c o n s i d e r e dw h e n c h o o s i ng b i o ch a ri mm o b i l i z a t i o n t o r e m e d i a t eC d c o n t a m i n a t e d p a d d y s o i l .K e y w o r d s :b i o c h a r ;C d -c o n t a m i n a t e d s o i l s ;i mm o b i l i z a t i o n ;p a d d y 我国耕地土壤污染严重,点位超标率高达19.4%,尤以镉(C d )为首要污染物,点位超标率达7.0%[1]㊂与其他作物相比,水稻具有更强的根系吸收土壤C d ㊁并向籽粒转运的能力,导致食用 C d 米 是人体C d 风险的最主要暴露途径[2-3]㊂因此,以农产品安全为目标,以定向调控土壤C d 的生物有效性㊁阻隔C d 向地上部转移的阻控技术,是C d 污染耕地治理与安全利用的新思路,对保障我国粮食安全具有重大意义[4]㊂C d 从土壤颗粒表面向水稻根表的迁移过程,是决定籽粒中C d 积累的关键环节之一,这一过程与土壤中C d 的赋存形态密切相关,且受土壤p H ㊁C E C ㊁有机质含量等影响[5-6]㊂已有研究[7]表明,含磷类物料㊁黏土矿物㊁生物炭㊁含钙碱性材料㊁含硅类㊁金属氧化物㊁有机物料等钝化剂能够与土壤中C d 发生吸附㊁络合㊁沉淀㊁离子交换等一系列物理化学反应,从而改变土壤中C d的赋存形态,降低其生物有效性㊂生物炭是生物质在限氧或缺氧条件下热解形成的芳香化程度高㊁孔隙结构发达㊁比表面积大㊁表面富含羧基㊁羟基和羰基等含氧官能团的碱性富碳物质[8-9]㊂已有研究[10-12]表明,生物炭是一种C d污染土壤的绿色钝化剂,可以有效降低土壤C d生物有效性和稻米C d含量㊂生物炭对土壤C d的钝化机制包括直接作用和间接作用,直接作用是指生物炭通过静电吸引㊁离子交换㊁络合作用和共沉淀作用等吸附土壤溶液的C d,间接作用是指生物炭通过提高土壤p H㊁C E C㊁有机质含量等而增强土壤组分对C d的固持作用[13-15]㊂通常采用土壤孔隙水中的C d含量㊁p H和D O C浓度,土壤p H㊁C d有效态含量与赋存形态,植物组织(籽粒㊁根系㊁地上部等)C d含量等指标来评价生物炭对C d污染土壤的钝化效果[16]㊂生物炭原材料来源广泛,但不同原料制备的生物炭性质及其钝化修复C d污染土壤的效果存在显著差异[16-17]㊂同时,土壤理化性质(p H㊁C E C㊁C d浓度与赋存形态等)[18]和生物炭的物理㊁化学及生物老化[19-20]都影响生物炭对C d污染土壤的钝化效果与稳定性㊂因此,根据C d污染土壤性质,选择合适原料生物炭是决定钝化修复效果的关键㊂此外,生物炭施入土壤中后,受到土壤环境㊁植物和微生物等因素共同作用,导致其比表面积㊁官能团㊁元素组成等发生明显变化,对其钝化效果产生影响,即 老化作用 ㊂生物炭的在土壤中老化主要受植物根际效应㊁土壤微生物㊁土壤的氧化还原电位(o x i d a t i o n-r e d u c t i o n p o t e n t i a l)和p H等因素的影响㊂本研究以2种C d污染土壤为供试土壤,连续开展3茬水稻盆栽试验,比较4种原料生物炭(稻秆生物炭㊁污泥生物炭㊁猪粪生物炭和棕榈丝生物炭)对第1茬水稻不同生育期的土壤孔隙水性质(p H㊁D O C㊁C d2+含量)㊁收获每茬水稻后的土壤p H和C d有效性㊁水稻根系和稻米C d含量的影响,以期为今后我国C d污染水稻土壤的钝化修复选择合适的原料生物炭提供指导㊂1材料与方法1.1供试材料1.1.1生物炭本研究选用4种不同原料生物炭分别代表农业废弃物㊁城市固体废物㊁粪肥和园林木质原料生物炭㊂稻秆生物炭㊁污泥生物炭和猪粪生物炭委托河南洛阳众信蓝天环保设备有限公司制取,限氧条件下500ħ热解3h㊂棕榈丝生物炭由北京永邦科技有限公司赠送,500ħ热解2h㊂4种生物炭的基本理化性质见表1,F T-I R图谱见图1㊂表14种生物炭的基本理化性质指标污泥生物炭稻秆生物炭猪粪生物炭棕榈丝生物炭比表面积/(m2㊃k g-1)60.9210.24112.410.07孔隙体积/(c m3㊃g-1)0.050.030.050.02平均孔径/n m4.6211.153.167.94C/(g㊃k g-1)8.4649.9650.6454.22H/(g㊃k g-1)0.511.941.761.83O/(g㊃k g-1)1.5016.3424.440.92N/(g㊃k g-1)0.762.941.132.48H/C0.720.470.420.41O/C0.130.250.360.01p H8.6110.019.708.27灰分含量/%88.7728.8422.0340.55图14种生物炭的F T-I R图谱253水土保持学报第37卷1.1.2 供试土壤 本研究以2种C d 污染土壤为供试土壤㊂第1种C d 污染土壤采自广东省韶关市水文村(113ʎ33'34.440ᵡE ,24ʎ41'45.014ᵡN )的水稻土(S 1),该地块长期受到大宝山矿山废水污染㊂第2种C d 污染土壤是采自广东省韶关市仁化县(113ʎ45'19.636ᵡE ,25ʎ05'54.160ᵡN )的农田土壤(S 2),该地块长期采用重金属冶炼废水的灌溉㊂土壤自然风干后,去除砂砾和植物残体,过5m m 的筛,用于盆栽试验㊂2种土壤的基本性质见表2㊂表2 2种供试土壤的理化性质供试土壤全氮/(g ㊃k g -1)全磷/(g ㊃k g -1)全钾/(g ㊃k g -1)碱解氮/(m g ㊃k g -1)有效磷/(m g ㊃k g -1)速效钾/(m g ㊃k g -1)阳离子交换量/(c m o l ㊃k g -1)p H 有机质/(g ㊃k g -1)C d 全量/(m g ㊃k g -1)S 11.810.7016.76214.2516.02109.4112.865.8152.693.59S 22.080.778.58192.8924.4372.8513.085.9029.173.791.1.3 供试水稻 本研究以水稻为供试植物,品种为 华航31号,种子购自广东省广州市天河区先科联种子公司㊂水稻种子首先用30%H 2O 2浸泡15m i n ,然后用灭菌的去离子水洗干净,置于湿润干净纱布上,盖上湿纱布,待到种子发芽之后,将种子转入基质育苗钵中,适当浇水,当幼苗长出3~4片叶子时,选择长势均匀一致的幼苗进行移栽㊂1.2 试验方法1.2.1 4种生物炭对C d 的吸附作用 用去离子水配制1000m g /L 的C d 2+标准溶液(C d C l 2),将C d 2+标准溶液分别稀释为10,25,50,75,100,125,150,175,200m g /L ㊂分别称取50m g 供试生物炭若干份,装入100m L 三角瓶中,加入50m L 不同浓度的C d 2+溶液(初始p H 为5.5),每个浓度梯度重复3次㊂25ħ恒温振荡箱中以180r /m i n 的振荡8h 后,定量滤纸过滤,将滤液与吸附前C d 2+原液各滴加1滴优级纯浓硝酸保存,用火焰原子吸收光谱仪(Z -2300)测定滤液中的C d 2+浓度[21]㊂采用质量平衡公式(1)计算生物炭对溶液中C d2+的吸附量:qe =(C 0-C e )V /m (1)式中:qe 为平衡时C d 2+吸附量(m g /g );C 0为C d 2+初始浓度(m g /L );C e 为平衡时C d 2+浓度(m g /L );V 为溶液体积(L );m 为生物炭质量(g )㊂采用L a n g m u i r 吸附等温模型(2)和F r e u n d l i c h 吸附等温模型(3)对吸附结果进行拟合,分析不同模型的拟合效果㊂L a n g m u i r 吸附模型:q e =(q mk L C e )/(1+k L C e )(2)F r e u n d l i c h 吸附模型:qe =k F C e 1n(3)式中:C e 为平衡时C d 2+浓度(m g /L );qe 为平衡时C d 2+吸附量(m g /g );q m 为Cd 2+饱和吸附量(m g /g );k L 为L a n g m u i r 模型吸附平衡常数;k F 为F r e u n -d l i c h 模型吸附平衡常数;n 为F r e u n d l i c h 常数㊂2.2.2 4种生物炭对C d 污染水稻土壤的钝化作用(1)试验设计㊂采用双因素完全随机区组试验设计,因素为土壤类型,共设个水平(即土壤㊁);因素2为生物炭的种类,共设5个水平(即不加生物炭㊁水稻秸秆生物炭㊁污泥生物炭㊁猪粪生物炭和棕榈丝生物炭)㊂根据已有研究[9],生物炭的施加量常为1%~5%或相当于(1.5~40.0t /h m2);在实际土壤修复时,只有生物炭的用量低于5%时,才可以避免对土壤性质产生负面影响,费用可被接受㊂因此,本研究设置生物炭的添加水平为3%,使用的生物炭未经过任何的前处理,直接与土壤混合后开展盆栽试验㊂根据试验设计,在30L 棕色塑料桶(桶口直径32c m ,高24c m ,桶底直径23c m ),分别加入4k g 风干土壤和120g 过20目的生物炭,将生物炭和土壤混合均匀㊂每个处理重复4次,一共60盆㊂然后,每盆加入溶于自来水的基肥(尿素0.107g /k g,磷酸二氢钾0.191g /k g ,氯化钾0.022g /k g),加自来水至土壤表面1~2c m ,平衡1周㊂在每个盆栽中心安装1个R h i z o n S M S 采样器(N e t h e r l a n d s),用于收集土壤孔隙水㊂(2)水稻种植与管理㊂在华南农业大学校内10号网室种植水稻㊂2020年9月3日移栽第1茬水稻,每盆移栽3株水稻;7天后施返青肥(尿素0.060g /k g ),14天后追施保蘖肥(尿素0.060g /k g),30天后施穗肥(尿素0.080g /k g ,氯化钾0.123g /k g );水稻生长期间,定期补加自来水,使土壤一直保持淹水(水面高出土壤2c m ),直到收获前14天;2020年12月11日收获第1茬水稻(99天)㊂第2茬水稻的种植时间从2021年3月31日至7月3日(94天),第3茬水稻的种植时间从2021年8月6日至11月10日(100天),施肥和水分管理均同第1茬水稻㊂(3)土壤孔隙水的采集与分析㊂在第1茬水稻的分蘖期㊁孕穗期㊁抽穗期㊁灌浆期和成熟期采集土壤孔隙水,每次采集30m L ,立刻用0.45μm 滤头过滤㊂玻璃电极法测定土壤孔隙水的p H ,T O C 分析仪(V a r i oT O C )测定D O C 含量,I C P -M S (710-E S )测定C d2+含量,紫外可见分光光度计(S P E C O R D 250p l u s )在200~600n m的光谱范围内测定D O C 的比吸光度[22],采用公式(4)和公式(5)计算S U V A 254[L /(m g ㊃m )]:S U N V A 254=a 254(4)353第4期 周宽等:4种不同原料生物炭对镉污染土壤的钝化效果与稳定性比较a254=U V254ˑ2.303ˑ100(5)式中:a254为波长254处的吸收系数,表示D O C的芳香性;U V254为254n m波长处的U V-v i s吸收值㊂此外,采用三维荧光光谱仪(s p e c t r o m e t e r)测定灌浆期孔隙水样品的荧光E E M光谱(激发波长范围300~500n m,递增量为5n m,发射波长范围为200~400n m,递增量为0.5n m,双蒸水用作空白)㊂(4)水稻样品的预处理与C d含量分析㊂水稻成熟后,将整株水稻拔出,分为根㊁根头㊁稻秆和稻谷,先后用自来水和去离子水将植株冲洗干净,75ħ下烘干至恒重,记录各部位的生物量㊂稻谷烘干后,用砻谷机将籽粒脱壳㊂不锈钢粉碎机(D F Y-1000D)将样品粉碎㊁过100目筛,自封袋密封保存㊂根系和稻谷C d含量的测定方法为微波消煮-火焰原子吸收光度法[3],消煮每批样品时,做1个空白样品和标准样品(G S B-27)进行质控,标准样品的准确率为90%~103%㊂(5)土壤样品的预处理与分析㊂收获每一茬水稻后,采用抖根法收集根际土壤样品(用自封袋套住带有土壤的水稻根系,不停抖动,使附着在根上的土壤落入自封袋)㊂土壤自然风干后,研磨,过20目筛㊂土壤p H 的测定采用玻璃电极法,土ʒ液比为1ʒ2.5㊂土壤有效态C d含量采用0.01m o l/LC a C l2溶液提取,土液比为1ʒ5,火焰原子吸收光度法[3]测定C d浓度㊂1.3数据处理及统计方法使用S P S S18.0软件㊁O r i g i n2022软件进行数据统计分析与作图㊂采用A N O V A单因素方差分析及多重比较(m u l t i p l ec o m p a r i s o n)方法对数据进行差异显著性分析,O r i g i n2022软件进行相关性分析㊂2结果与分析2.14种生物炭对C d的吸附作用当溶液C d2+浓度较低时(0~40m g/L),4种生物炭对C d的吸附量均随着溶液C d2+浓度的增加而急剧增加;当溶液C d2+浓度从40m g/L增加到180 m g/L时,4种生物炭对C d2+的吸附量缓慢增加,这可能使生物炭表面的吸附位点逐渐达到饱和(图2)㊂虽然4种生物炭对C d2+的吸附量随着溶液C d2+浓度增加而升高,但是吸附C d2+的拐点浓度有差异,分别为30m g/L(稻秆生物炭)㊁90m g/L(棕榈丝生物炭)㊁90m g/L(猪粪生物炭)㊁120m g/L(污泥生物炭)㊂在拐点浓度之后,吸附量逐渐趋于稳定,即吸附反应达到平衡㊂由L a n g m u i r模型拟合预测得到的污泥生物炭㊁稻秆生物炭㊁猪粪生物炭和棕榈丝生物炭对C d2+的饱和吸附量分别为10.87,51.78,10.68,13.02m g/g㊂因此,4种生物炭中,稻秆生物炭对C d2+的吸附能力最强,棕榈丝生物炭和猪粪生物炭次之,污泥生物炭的吸附能力最差㊂吸附平衡常数(k L㊁k F)可以表征生物炭的吸附能力强弱,数值越高其能力越强㊂稻秆生物炭对C d2+的吸附平衡常数也显著高于棕榈丝生物炭㊁猪粪生物炭和污泥生物炭(图2)㊂注:q m为朗格缪尔曲线拟合的最大吸附量(m g/g);k L为朗格缪尔吸附常数;n为弗伦德利希拟合曲线表示吸附强度的常数;k F为弗伦德利希吸附常数㊂图24种生物炭对C d2+等温吸附作用453水土保持学报第37卷2.2 4种生物炭对第1茬水稻土壤孔隙水的性质影响2.2.1 孔隙水的p H 由图3可知,在第1茬水稻的生长期间,稻秆生物炭㊁猪粪生物炭㊁污泥生物炭与对照组的土壤孔隙水p H 变化趋势大致相同,即从分蘖期到孕穗期,孔隙水p H 快速上升;从孕穗期到成熟期,孔隙水pH 逐渐趋于稳定㊂到孕穗期,猪粪生物炭㊁稻秆生物炭㊁污泥生物炭㊁对照组的土壤S 1的孔隙水p H 分别比分蘖期增加1.07,0.90,0.77,0.64个单位,土壤S 2的孔隙水p H 分别增加0.93,1.17,1.04,1.32个单位㊂在土壤S 1中,稻秆生物炭㊁猪粪生物炭和污泥生物炭处理的孔隙水p H 始终显著高于对照组(分蘖期除外);而对于土壤S 2,稻秆生物炭㊁猪粪生物炭和污泥生物炭处理的土壤孔隙水的p H 略高于对照处理,且处理之间的差异随着水稻的生长逐渐减少㊂这说明稻秆生物炭㊁猪粪生物炭和污泥生物炭能够持续增加土壤S 1孔隙水p H ,但其对土壤S 2孔隙水p H 的影响短暂,随着水稻的生长,其对土孔隙水p H 的影响逐渐减弱㊂然而,棕榈丝生物炭处理的2种土壤的孔隙水p H 变化规律与其他3种生物炭具有明显差异㊂在土壤S 1中,棕榈丝生物炭处理的土壤孔隙水的p H 随着水稻的生长持续增加,分蘖期㊁孕穗期和抽穗期孔隙水的p H 均低于对照处理,直到灌浆期后才上升到对照组水平;S 2土壤中棕榈丝生物炭处理的孔隙水p H 随着水稻的生长也有增加趋势,但始终显著低于对照组,尤其是在抽穗期和灌浆期分别比对照组低0.71,0.69个单位㊂注:图中数据为平均值ʃ标准差(n =4),误差线为标准偏差㊂下同㊂图3 第1茬水稻土壤孔隙水的p H 变化2.2.2 孔隙水的C d 浓度 由图4可知,在土壤S 1中,5个处理组的孔隙水C d 含量的峰值均出现在水稻灌浆期;在分蘖期,4种生物炭处理的孔隙水C d 含量与对照处理间没有差异;在孕穗期,除棕榈丝生物炭处理使孔隙水C d 含量比对照组高147.83%,其他3种生物炭均显著降低孔隙水C d 含量㊂对于土壤S 2,稻秆生物炭㊁污泥生物炭和对照组的孔隙水C d 含量从水稻分蘖期到灌浆期持续增加,灌浆期达到峰值,但从灌浆期到成熟期,孔隙水C d 含量显著降低;猪粪生物炭处理的孔隙水C d 含量随着水稻生长缓慢上升,成熟期达到峰值;棕榈丝生物炭处理组的孔隙水C d 含量在水稻生育期内基本上没有显著变化㊂在分蘖期和孕穗期,稻秆生物炭㊁污泥生物炭和猪粪生物炭处理的孔隙水C d 含量与对照组之间没有显著差异,但棕榈丝生物炭处理组的孔隙水C d 含量分别比对照增加66.67%和81.16%㊂综上所述,在土壤S 1中,孔隙水C d 含量从抽穗期到成熟期,猪粪生物炭㊁稻秆生物炭㊁污泥生物炭和棕榈丝生物炭均降低分别比对照组降低3.85%~44.83%,19.70%~44.94%,20.69%~40.47%,17.73%~42.59%;在土壤S 2中分别降低9.09%~77.17%,27.27%~65.91%,29.80%~59.09%,20.70%~76.22%㊂图4 第1茬土壤孔隙水的C d 含量变化2.2.3 土壤孔隙水D O C 含量与光谱性质 由图5可知,4种生物炭显著降低2种土壤的孔隙水D O C 含量㊂与对照相比较,稻秆生物炭㊁猪粪生物炭㊁棕榈丝生物炭和污泥生物炭处理组的土壤地孔隙水D O C 含量分别降低6.03%~24.58%,5.44%~21.88%,32.72%~57.96%,12.41%~27.00%;土壤S 2地孔隙水D O C 含量分别降低5.98%~47.02%,11.77%~,,()㊂553第4期 周宽等:4种不同原料生物炭对镉污染土壤的钝化效果与稳定性比较因此,4种生物炭比较来看,棕榈丝生物炭对孔隙水D O C 含量的影响最大㊂进一步分析发现,生物炭对水稻不同生育期的孔隙水D O C 的影响存在差异,且2种土壤之间也存在差异㊂在土壤S 1中,稻秆生物炭㊁猪粪生物炭和棕榈丝生物炭对孔隙水D O C 含量影响最大的是孕穗期,而污泥生物炭在灌浆期的影响最大,但在S 2中,4种生物炭对孔隙水D O C 含量影响最大的分别是抽穗期㊁分蘖期㊁灌浆期和抽穗期(图5)㊂图5 第1茬土壤孔隙水的D O C 含量变化土壤孔隙水D O C 地荧光E E M 光谱显示2个主要的峰,峰1的激发/发射波长(E x /E m )为309~318n m /410~423n m ,属于类腐植酸物质;峰2的E x /E m 为255n m /425~445n m 属于类黄腐酸物质㊂生物炭处理组和对照组的孔隙水D O C 地E E M光谱发射波长都在410n m 以上,且峰2强度高于峰1(表3),说明D O C 中的腐殖质以疏水部分比较多,具有高度的芳香性[22]㊂S U V A 254值是一种表征DO C 芳香性指标,该值越大,代表芳香性越高㊂除棕榈丝生物炭,其他3种生物炭处理的孔隙水D O C 地S U V A 254值都低于对照组(表3),说明只有棕榈丝生物炭增加土壤孔隙水D O C 的芳香性,这可能是由于棕榈丝生物炭在制作过程中热解时间较短,有机质没有完全碳化㊂表3 孔隙水D O C 地E E M 光谱峰值及S U V A 254值(孕穗期)供试土壤生物炭处理峰1E x /E m强度峰2E x /E m强度峰1/峰2S U V A 254对照318/42049527255/432770520.642.98污泥生物炭317/42043939255/435678230.652.63S 1稻秆生物炭315/42348450255/438732090.662.43猪粪生物炭320/42516530255/445260040.642.25棕榈丝生物炭310/42161363255/440872950.703.37对照314/42449734255/440765450.652.18污泥生物炭310/41740029255/440608610.661.75S 2稻秆生物炭310/42251418255/435790060.651.96猪粪生物炭313/41827385255/440379570.722.07棕榈丝生物炭310/41557489255/435847030.682.872.3 生物炭对土壤p H 和有效C d 含量的影响2.3.1 土壤p H 4种生物炭对土壤S 1的p H 影响存在差异(表4)㊂收获第1茬水稻后,稻秆生物炭和猪粪生物炭处理的土壤p H 分别比对照增加0.29,0.27个单位,污泥生物炭没有产生明显影响,但棕榈丝生物炭处理的土壤p H 比对照土壤低0.50个单位;收获第2茬水稻后,棕榈丝生物炭处理的土壤pH 比对照土壤低0.19个单位,其他3种生物炭处理的土壤p H 与对照土壤之间没有显著差异;收获第3茬水稻后,污泥生物炭㊁稻秆生物炭㊁猪粪生物炭和棕榈丝生物炭处理的土壤p H 分别比对照土壤高0.16,0.37,0.47,0.31个单位㊂同样,4种生物炭影响土壤S 2的p H ,并且随着时间的延长,变化趋势有所不同(表)㊂茬后,除施加棕榈丝生物炭的试验组外(降低0.82个单位),其他3种生物炭没有对土壤p H 产生显著影响;第2茬后,除施加污泥生物炭外(增加0.44个单位),其余3种生物炭对土壤p H 没有显著影响;收获第3茬水稻后,4种生物炭均显著提升土壤的p H ,其中稻秆生物炭㊁猪粪生物炭㊁棕榈丝生物炭和污泥生物炭处理的土壤p H 分别比对照土壤增加0.32,0.43,0.26,0.12个单位(表4)㊂随着时间的延长,棕榈丝生物炭处理的2种土壤(S 1和S 2)的p H 均表现为增加趋势,稻秆生物炭处理的2种土壤的p H 均表现为明显的降低趋势,污泥生物炭和猪粪生物炭处理的土壤p H 略有降低(表4)㊂因此,稻秆生物炭在短期内提升土壤p H 的效果显著,但老化作用显著降低其对土壤的 石灰性效653水土保持学报 第37卷应 ;相反,棕榈丝生物炭在短期内增加土壤p H ,但老化作用增强其对土壤的 石灰性效应 ;猪粪生物炭和污泥生物炭对土壤p H 的影响比较小,且老化作用的影响也小㊂表4 生物炭对土壤p H 的影响处理土壤S 1第1茬第2茬第3茬土壤S 2第1茬第2茬第3茬对照组6.64ʃ0.21B a 6.70ʃ0.08A a 6.38ʃ0.12D b 7.09ʃ0.12A B a 6.67ʃ0.04B b 6.41ʃ0.08A B c 污泥生物炭6.63ʃ0.09B a 6.63ʃ0.03A B a6.54ʃ0.04C a 6.99ʃ0.06B b 6.64ʃ0.04A a6.53ʃ0.04B C c 稻秆生物炭6.93ʃ0.10A b 6.69ʃ0.03A a 6.75ʃ0.14A B a7.25ʃ0.20A a 6.80ʃ0.19B b 6.73ʃ0.14A B C b猪粪生物炭6.91ʃ0.06A a 6.74ʃ0.17A a 6.85ʃ0.07A a 7.08ʃ0.10A B a6.73ʃ0.01B b 6.84ʃ0.05A b 棕榈丝生物炭6.14ʃ0.10C c6.51ʃ0.03B b6.67ʃ0.08B C a6.27ʃ0.08C b6.72ʃ0.05B a6.77ʃ0.09C a 注:表中数据为平均值ʃ标准偏差(n =4);同列不同大写字母表示不同处理间差异显著(p <0.05);同列不同小写字母表示同一处理的不同时间差异显著(p <0.05)㊂下同㊂2.3.2 土壤有效态C d 的变化 由表5可知,在土壤S 1和S 2中施加4种生物炭后,土壤有效态C d 含量均降低㊂与对照相比较,稻秆生物炭㊁猪粪生物炭㊁棕榈丝生物炭和污泥生物炭处理的土壤S 1的有效态C d 含量分别降低55.87%~73.34%(平均64.51%),29.85%~52.79%(平均41.97%),7.31%~37.55%(平均18.93%),37.98%~55.19%(平均48.94%);土壤S 2分别降低42.17%~84.50%(平均59.00%),42.83%~59.82%(平均53.42%),11.29%~21.20%(平均17.50%),52.95%~75.78%(平均35.33%)㊂随着时间的延长,污泥生物炭处理的土壤S 2的有效态C d 含量没有明显变化,稻秆生物炭处理的土壤S 2的有效态C d 含量呈现出增加趋势,其他2种生物炭处理土壤的有效态C d 含量均呈现出下降趋势㊂因此,在短期内(收获第1茬水稻),稻秆生物炭对2种土壤有效C d 含量的降低效果最好㊂从长期来看(收获第3茬水稻),除棕榈丝生物炭处理的土壤S 2外,4种生物炭均显著降低土壤有效态C d 含量,且4种生物炭之间没有显著差异㊂表5 生物炭对土壤有效态C d 的影响单位:m g /k g处理土壤S 1第1茬第2茬第3茬土壤S 2第1茬第2茬第3茬对照组0.73ʃ0.16A a 0.25ʃ0.08A b 0.13ʃ0.03A c 0.80ʃ0.38A B a 0.56ʃ0.09A a0.60ʃ0.06A a 污泥生物炭0.33ʃ0.05B a 0.12ʃ0.03B b 0.08ʃ0.01A b0.27ʃ0.03C a 0.26ʃ0.03B C a 0.28ʃ0.05B a 稻秆生物炭0.19ʃ0.01B a 0.09ʃ0.02B b0.06ʃ0.01A c 0.17ʃ0.03C b0.32ʃ0.07A B C a 0.30ʃ0.02B a 猪粪生物炭0.34ʃ0.10B a 0.18ʃ0.03A B b 0.07ʃ0.01A c0.47ʃ0.16B C a 0.23ʃ0.18C b0.34ʃ0.09B a棕榈丝生物炭0.68ʃ0.18A a0.16ʃ0.08A B b0.11ʃ0.10A b0.90ʃ0.16A a0.50ʃ0.24A B b0.47ʃ0.04A b2.4 4种生物炭对稻谷产量的影响由表6可知,在土壤S 1中,棕榈丝生物炭处理组的第1茬稻谷产量比对照组显著降低33.89%,其余3种生物炭没有显著影响;稻秆生物炭处理组的第2茬稻谷产量比对照组显著降低45.56%,其余3种生物炭没有显著影响;4种生物炭对第3茬稻谷产量均没有产生显著影响㊂在土壤S 2上,污泥生物炭和猪粪生物炭对第1茬稻谷产量没有显著影响,但稻秆生物炭和棕榈丝生物炭处理的第1茬稻谷产量分别比对照组降低31.29%和34.34%;从第2茬和第3茬水稻的结果来看,只有棕榈丝生物炭处理组的稻谷产量分别比对照组显著降低43.87%和39.22%,其余3种生物炭对稻谷生物量没有显著影响㊂表6 稻谷的生物量单位:g /盆处理土壤S 1第1茬第2茬第3茬土壤S 2第1茬第2茬第3茬对照组30.72ʃ1.19a18.22ʃ2.17a 17.80ʃ2.39a 30.20ʃ9.37a b 32.47ʃ6.91a 28.56ʃ5.21a 污泥生物炭26.23ʃ9.11a b 15.83ʃ3.18a b 24.83ʃ8.85a 33.14ʃ5.92a b 24.94ʃ5.82a b 28.48ʃ3.65a 稻秆生物炭27.73ʃ2.07a b 10.83ʃ3.10b 17.37ʃ5.21a 20.75ʃ3.51b c 32.67ʃ6.64a 22.11ʃ3.42a b 猪粪生物炭23.40ʃ4.60a b 15.90ʃ6.22a b 17.15ʃ3.64a 24.99ʃ7.11a b c26.32ʃ1.55a b 27.62ʃ5.80a 棕榈丝生物炭20.31ʃ2.97b15.29ʃ2.00a b21.14ʃ9.01a19.83ʃ3.31c18.22ʃ2.17b17.36ʃ4.80b2.5 4种生物炭对水稻根系和稻米C d 含量的影响2.5.1 根系C d 含量 由表7可知,总体来看,4种生物炭均抑制水稻根系对的C d 吸收㊂在土壤S 1上,污泥生物炭对水稻根系C d 含量降低效果显著优于其他3种生物炭(p <0.05),该处理的根系C d 含量比对照降低36.36%~66.25%(平均为55.66%)㊂对于土壤S 2,污泥753第4期 周宽等:4种不同原料生物炭对镉污染土壤的钝化效果与稳定性比较生物炭和猪粪生物炭降低根系C d 含量的效果显著高于其他2种生物炭,3茬水稻根系C d 含量分别比对照处理降低23.71%~49.55%(平均24.42%)和11.01%~42.66%(平均27.67%),稻秆生物炭和棕榈丝生物炭使根系C d 含量分别比对照降低0.80%~27.60%(平均14.20%)和5.18%~22.64%(平均13.91%)㊂随着时间的延长,4种生物炭仍然有抑制根系吸收C d 的作用,但不同生物炭处理组的根系C d 含量变化趋势不一致㊂在土壤S 1上,猪粪生物炭和棕榈丝生物炭处理的根系C d 含量以第1茬>第2茬>第3茬,且与同一茬水稻的对照处理之间差异显著,说明这2种生物炭抑制根系吸收C d 的效果随着时间的延长而加强;相反,污泥生物炭和稻秆生物炭处理的水稻根系C d 含量以第1茬<第2茬<第3茬,尤其是稻秆生物炭处理的第2茬根系C d 含量显著高于对照组,说明老化作用减弱稻秆生物炭对根系吸收C d 的抑制效果㊂土壤S 2中所有生物炭处理的根系C d 含量均以第2茬水稻最低;猪粪生物炭和污泥生物炭处理的第3茬水稻根系C d 含量显著低于第1茬水稻,但稻秆生物炭㊁棕榈丝生物炭和对照组的第1茬水稻和第3茬水稻根系C d 含量没有显著差异㊂因此,随着生物炭在土壤中老化,猪粪生物炭和棕榈丝生物炭对抑制水稻根系吸收C d 的效果不断增强,而稻秆生物炭和污泥生物炭的抑制效果逐渐减弱㊂2.5.2 稻米C d 含量 在未加生物炭(对照)的土壤S 1上,第1茬㊁第2茬水稻的稻米C d 平均含量分别为0.45,0.22m g /k g,超过‘食品安全国家标准食品中污染物限量“[23-24]的标准限值(0.2m g /k g );施加4种生物炭后,稻米C d 含量显著降低,且均低于0.2m g /k g ,其中猪粪生物炭㊁污泥生物炭㊁稻秆生物炭和棕榈丝生物炭分别使第1㊁第2茬稻米C d 含量比对照处理降低60.37%~81.70%(平均71.04%),31.25%~71.72%(平均51.49%),14.49%~63.44%(平均38.97%)和21.12%~43.35%(平均32.24%)(表7)㊂所有处理组的第3茬稻米C d 含量均低于食品卫生限值㊂与对照处理相比较,污泥生物炭和稻秆生物炭对第3茬稻米C d 含量没有明显影响,但是猪粪生物炭和棕榈丝生物炭处理组的稻米C d 平均含量比对照组高75%和87.5%(表7)㊂表7 水稻根系和稻米C d 含量单位:m g /k g测定部位处理土壤S 1第1茬第2茬第3茬土壤S 2第1茬第2茬第3茬对照组5.55ʃ0.46A a 5.31ʃ0.53A a 4.32ʃ0.70A a 6.28ʃ0.88A a 4.01ʃ0.26A b 4.40ʃ0.37A b 污泥生物炭1.87ʃ0.27C b 1.89ʃ0.23D b2.75ʃ0.24B C a3.17ʃ1.02C a 3.06ʃ0.58B a 3.52ʃ0.49B a 根系稻秆生物炭3.58ʃ0.35B b4.11ʃ0.17B a 4.13ʃ0.19A a 4.55ʃ1.44B C a 3.21ʃ0.79B a 4.37ʃ0.44A a 猪粪生物炭4.70ʃ0.58A a 3.93ʃ0.46B a 2.98ʃ0.60B b 3.60ʃ0.15B C a 2.83ʃ0.44B b 2.51ʃ0.21C b 棕榈丝生物炭4.98ʃ0.74A a 3.38ʃ0.28C b 2.16ʃ0.29C c 4.78ʃ1.32B a 3.11ʃ0.39B c4.17ʃ0.32A b 对照组0.45ʃ0.03A a 0.22ʃ0A b0.08ʃ0.02B c 0.10ʃ0.03B a 0.13ʃ0.01A a 0.08ʃ0.05A B b 污泥生物炭0.13ʃ0.01C a 0.15ʃ0.02B a0.06ʃ0B b0.09ʃ0.02B a 0.06ʃ0.01C b 0.04ʃ0.02B c稻米稻秆生物炭0.16ʃ0.04C a 0.19ʃ0.02A a 0.08ʃ0.05B b0.09ʃ0.01B a 0.09ʃ0.03B C a 0.07ʃ0.02A B a 猪粪生物炭0.08ʃ0.01D b0.09ʃ0.03C b 0.14ʃ0.05A a0.11ʃ0.01A a0.10ʃ0.02B a 0.09ʃ0.02A a 棕榈丝生物炭0.25ʃ0.04B a0.18ʃ0.01B a0.15ʃ0.42A b0.09ʃ0.01B a 0.08ʃ0.01B C a0.06ʃ0.02A B b在土壤S 2上(表7),所有处理的3茬稻米C d 含量均低于食品卫生限值㊂与对照处理相比较,4种生物炭对第1茬稻米C d 含量没有显著影响,但是显著降低第2茬稻米C d 含量,其中污泥生物炭和棕榈丝生物炭处理的第2茬稻米C d 含量分别比对照处理降低53.81%和42.50%,效果优于稻秆生物炭(降幅为34.17%)和猪粪生物炭(降幅为21.65%);污泥生物炭㊁稻秆生物炭和污泥生物炭处理的第3茬稻米C d 含量分别比对照处理降低51.49%,17.70%,22.88%,但猪粪生物炭没有显著影响㊂3 讨论3.1 4种生物炭对C d 污染土壤的钝化作用生物炭通过直接吸附C d 或者改善土壤性质(尤其是增加酸性土壤p H 和有机质)的途径降低土壤的生物有效性,减少农作物对的吸收和积累,从而达到钝化修复C d 污染土壤的目标[20]㊂土壤-植物系统中C d 的生物有效性包括:(1)土壤-土壤溶液界面C d 的可供给性;(2)土壤溶液-植物根系表面的C d 的可利用性;(3)C d 在植物体内的迁移㊁积累与分布[5,25]㊂有效态C d 是指能对植物产生毒性效应和被生物吸收的C d [26-27]㊂本研究发现,4种生物炭均有效地降低2种土壤的有效态C d 含量(表5)㊂众所周知,pH 是控制土壤中C d 的植物有效性的重要因素[28-29]㊂当土壤p H升高时,C d 2+与土壤中O H -结合而降低C d 的移动性;同时,土壤p H 增加可减少H +与C d2+的竞争置换作用,增加土壤胶体表面的负电荷,从而促进土壤有机质和黏土矿物对C d2+的吸附和络合作用[30]㊂本研究发现,4种生物炭均不同程度地提升土壤的p H (表4),相关性分析结果(图)也表明,土壤有效含量与853水土保持学报 第37卷。

苹果汁中展青霉素的去除动力学与热力学研究

苹果汁中展青霉素的去除动力学与热力学研究

苹果汁中展青霉素的去除动力学与热力学研究高振鹏;张丹;刘瑞;袁亚宏;岳田利【摘要】利用Langmuir、Freundlich及Temkin吸附等温模型对LSA-800B型树脂吸附苹果汁中展青霉素的等温线数据进行拟合,确定较佳吸附模型,并且对吸附过程的热力学性质进行研究.此外,利用Lagergren拟一级、McKay拟二级吸附速率模型和Weber-Morris颗粒内扩散模型对LSA-800B型树脂吸附苹果汁中展青霉素的静态吸附过程进行分析,确定较佳的吸附速率模型及吸附机理.结果表明:LSA-800B型树脂吸附苹果汁中展青霉素符合Freundlich吸附等温模型;吸附自由能变量△G<0,证明LSA-800B型树脂对展青霉素的吸附是自发的物理过程;吸附焓变量△H <0,说明吸附过程是放热过程,温度降低有利于展青霉素的吸附;吸附熵变量△S <0,说明水分子不易对被吸附的展青霉素进行解析,解析过程需要其他溶剂;Lagergren拟一级吸附速率模型适合描述吸附过程的动力学,Weber-Morris颗粒内扩散模型揭示其吸附过程由液膜扩散和颗粒内扩散共同控制.【期刊名称】《农业机械学报》【年(卷),期】2015(046)010【总页数】7页(P304-310)【关键词】苹果汁;展青霉素;大孔吸附树脂;动力学;热力学【作者】高振鹏;张丹;刘瑞;袁亚宏;岳田利【作者单位】西北农林科技大学食品科学与工程学院,陕西杨凌712100;西北农林科技大学食品科学与工程学院,陕西杨凌712100;西北农林科技大学食品科学与工程学院,陕西杨凌712100;西北农林科技大学食品科学与工程学院,陕西杨凌712100;西北农林科技大学食品科学与工程学院,陕西杨凌712100【正文语种】中文【中图分类】TS201.6展青霉素是多种真菌产生的次级代谢产物[1],具有潜在的细胞、动物毒性和致畸、致癌、致突变作用[2]。

展青霉素广泛存在于苹果、葡萄等水果及其制品中,特别在苹果汁中尤为突出[3]。

颗粒物微界面吸附模型的分形修正--朗格缪尔(Langmuir)、弗伦德利希(Freundlich)和表面络合模型

颗粒物微界面吸附模型的分形修正--朗格缪尔(Langmuir)、弗伦德利希(Freundlich)和表面络合模型

万方数据 万方数据 万方数据 万方数据 万方数据 万方数据颗粒物微界面吸附模型的分形修正--朗格缪尔(Langmuir)、弗伦德利希(Freundlich)和表面络合模型作者:赵旭, 王毅力, 郭瑾珑, 韩海荣, 解明曙作者单位:赵旭,王毅力,韩海荣,解明曙(北京林业大学资源与环境学院环境科学学科,北京,100083),郭瑾珑(国家环境保护总局,北京,100035)刊名:环境科学学报英文刊名:ACTA SCIENTIAE CIRCUMSTANTIAE年,卷(期):2005,25(1)被引用次数:16次1.Mandelbrot B B The Fractal Geometry of Nature 19822.刘兴民;刘瑞霞;汤鸿霄;苏永渤不同染料化合物在底泥上的吸附规律[期刊论文]-环境科学 2002(01)3.陈宗淇;王光信;徐桂英胶体与界面化学 20014.韩德刚;高执棣;高盘良物理化学 20015.Sokolowska Z;Bor6wko M;Reszko-Zygmunt J Adsorption of nitrogen and water vapor by alluvial soils [外文期刊] 2002(1-2)6.Feder J Fractals 19887.Gimenez D;Allmaras R R;Huggins D R Mass,surface,and fragmentation fractal dimensions of soil fragments produced by tillage[外文期刊] 1998(3-4)8.Dathe A;Eins S;Niemeyer J The surface fractal dimension of the soil-pore interface as measured by image analysis[外文期刊] 20019.Sokotowska Z;Sokolowski S Influence of humic acid on surface fractal dimension of kaolin:analysis of mercuryporosimetry and water vapour adsorption data[外文期刊] 1999(3-4)10.Rice J A;Tombacz E;Malekani K Applications of light and X-ray scattering to characterize the fractal properties of soil organic matter[外文期刊] 199911.Perfect E;Kay B D Application of fractals in soil and tillage research:a review 199512.谢和平分形-岩石力学导论 199613.Fumiaki Kano;Ikuo Abe;Hiroshi Kamaya Fractal model for adsorption on activated carbonsurfaces:Langmuir and Freundlich adsorption[外文期刊] 2000(1/3)14.黎泽华尾矿砂的表生地球化学行为及其生态效应研究[学位论文] 200115.栾兆坤;汤鸿霄尾矿砂颗粒表面特征与吸附作用的研究Ⅱ-尾矿砂对重金属的吸附作用 1993(05)16.许保玖;龙腾锐当代给水与废水处理原理 200017.汤鸿霄环境纳米污染物与微界面水质过程[期刊论文]-环境科学学报 2003(02)18.Pfeifer P;Avnir D Chemistry in noninteger dimensions between two and three Ⅱ:fractal surfaces of adsorbents 198319.Pfeifer P;Avnir D Chemistry in noninteger dimensions between two and three Ⅰ:fractal theory of heterogeneous surfaces 198320.Pfeifer P;Obert M"Fractals :Basic concepts and terminology",The fractal approach to heterogeneous chemistry 198921.Avnir D;Frin D;Pfeifer P Molecular fractal surface 1984(15)22.Avnir D The Fractal Approach to Heterogeneous Chemistry:Surface, Colloids, Polymers 198923.Toth T;Jozefaciuk G Physicochemical properties of a solonetzic toposequence[外文期刊] 2002(1-2)24.Jozefaciuk G;Muranyi A;Szatanik-Klo A Changes of surface,fine pore and variable charge properties of a brown forest soil under various tillage practices[外文期刊] 2001(3/4)25.Meczislaw Hajnos;Ludmila Korsunskaia;Yakov Pachepsky Soil pore surface properties in managed grasslands[外文期刊] 20001.侯景龙.刘志东.刘建中煤层气开发压裂技术在沁水煤田的实践与应用[期刊论文]-中国工程科学 2011(1)2.胡康博.王毅力.李春荣.郑雅芹改性蒙脱土颗粒吸附直接染料的分形特征[期刊论文]-环境科学学报 2010(11)3.任磊.程实.刘守清高岭土对罗丹明B的吸附及光-Fenton降解研究[期刊论文]-苏州科技学院学报(工程技术版) 2009(3)4.宋建刚.岳东北.聂永丰硝酸改性活性炭对渗滤液中小分子有机物的吸附性能[期刊论文]-环境化学 2009(6)5.陈志和.方红卫.陈明洪泥沙颗粒表面吸附铜离子的分布特征的实验研究[期刊论文]-水利学报 2008(5)6.郑雅芹.王毅力.卢佳.李春成.袁学培.杜白雨粘土颗粒吸附直接染料的分形特征[期刊论文]-环境科学学报2008(4)7.郑雅芹.王毅力.卢佳.李春成.袁学培.杜白雨粘土颗粒吸附直接染料的分形特征[期刊论文]-环境科学学报2008(4)8.薛红喜.何江.樊庆云.吕昌伟.王霞.梁英.孙英.沈丽丽.萨茹莉黄河包头段不同粒径沉积物分形校正下重金属的吸附研究[期刊论文]-环境科学 2008(1)9.刘春琼.史凯.华坚.周良峰.田建.尹华强分形理论在活性炭脱硫中的应用[期刊论文]-炭素技术 2007(5)10.杜白雨.王毅力.石宝友.葛小鹏.王东升不同尺度下颗粒活性炭表面分形特征的研究[期刊论文]-计算机与应用化学 2006(12)11.王毅力.刘杰.石宝友.王东升颗粒活性炭吸附染料时的表面分形分析[期刊论文]-安全与环境学报 2006(3)12.王毅力.于富玲.王东升.葛小鹏颗粒活性炭吸附染料的类分形动力学特征的研究[期刊论文]-环境科学学报2005(5)13.王毅力.于富玲.王东升.葛小鹏颗粒活性炭吸附染料的类分形动力学特征的研究[期刊论文]-环境科学学报2005(5)14.王毅力.芦家娟.周岩梅.石宝友.王东升沉积物颗粒表面分形特征的研究[期刊论文]-环境科学学报 2005(4)15.王毅力.芦家娟.周岩梅.石宝友.王东升沉积物颗粒表面分形特征的研究[期刊论文]-环境科学学报 2005(4)16.于富玲.王毅力.郭瑾珑.解明曙颗粒活性炭吸附染料过程的分形特征研究[期刊论文]-安全与环境学报 2005(1)17.侯景龙.刘志东.刘建中煤层气开发压裂技术在沁水煤田的实践与应用[期刊论文]-中国工程科学 2011(1)本文链接:/Periodical_hjkxxb200501009.aspx。

非饱和-饱和区域中重金属污染物运移的数值模拟

非饱和-饱和区域中重金属污染物运移的数值模拟

非饱和-饱和区域中重金属污染物运移的数值模拟1梁冰,姜利国辽宁工程技术大学,辽宁阜新 (123000)E-mail:lbwqx@摘要:为了定量整体描述非饱和-饱和区域内水流及溶质迁移过程,在基于非饱和流动理论及溶质运移理论基础上,建立了非饱和-饱和区域内水流方程与重金属污染物运移方程耦合的数学模型,采用V-G模型来描述土壤水分特征函数,用Lagrange-Quadratic方法进行求解并给出模拟结果;分析结果表明,在非饱和-饱和区域内的压力水头、饱和度以及污染物阻滞因子等参数均随含水率的变化而改变,这是区别于饱和流的主要特点。

关键词:饱和-非饱和流,重金属污染物,V-G模型1. 引言随着工农业生产的迅速发展和社会人口的不断增长,土壤污染问题的日趋严重,各种施加在地表的污染物随入渗的水经过非饱和带进入地下水中,因此,非饱和带中污染物迁移问题己引起人们的高度重视。

由于土壤一旦被重金属所污染,不仅影响土质,而且关系到植物、动物甚至人类的健康,而且很难彻底消除。

由于重金属污染物具有多源性、隐蔽性、一定程度上的长距离传输性和污染后果的严重性,因此土壤中重金属污染问题受到各国的广泛关注。

据有关文献记载,最早开始针对土壤介质中重金属污染的研究始于上世纪80年代。

当时美、英等国通过大量的室内及野外土柱试验,在确定了非饱和带垂向一维弥散系数和衰减系数后,逐步开始研究重金属离子在非饱和带的迁移转化规律,考虑土壤液相和固相浓度的分配系数,并借助于Henry,Freundlich和Langmuir的等温吸附模式来表示液相和固相浓度吸附和解吸问题。

在数学模型求解方面也在不断发展,由非饱和带的简单解析解发展到在非饱和-饱和带区域中考虑复杂因素的数值解,求解的初始条件和边界条件也在不断改进,使之更加接近于污染物迁移的实际情况。

国内学者对重金属污染物在非饱和土壤中迁移转化也进行了大量的研究工作,如朱济成(1977)、吴岳(1981)、聂永丰(1987)等针对氮、磷、重金属和有机农药污染方面进行了试验和数值模拟研究[1]。

磁性四氧化三铁海藻酸钠复合物吸附剂去除水溶液中的Cr(Ⅵ)

磁性四氧化三铁海藻酸钠复合物吸附剂去除水溶液中的Cr(Ⅵ)

磁性四氧化三铁海藻酸钠复合物吸附剂去除水溶液中的Cr(Ⅵ)王清;朱世侦;杨文娟;周娅芬【摘要】制备了磁性Fe3O4@海藻酸钠(Fe3O4@SA)复合物吸附剂,并对其进行了FTIR、XRD表征.将该吸附剂用于去除水溶液中的Cr(Ⅵ)离子,考察了溶液pH、吸附剂用量、吸附时间对吸附过程的影响.结果表明,Fe3O4@SA吸附Cr(Ⅵ)很大程度上依赖于溶液的pH.在溶液pH值为2,初始浓度为50 mg/L,吸附时间为120 min达到吸附平衡,Cr(Ⅵ)的去除率达到98.0%.吸附等温线拟合结果表明,Langmuir等温吸附方程更适合描述Fe3 O4@SA对Cr(Ⅵ)的吸附行为,最大吸附量可达到147.06 mg/g.伪一阶和伪二阶动力学模型研究表明,该吸附过程更符合伪二阶动力学模型.%The magnetic ferriferrous oxide@sodium alginate(Fe3O4@SA) composite was prepared and characterized by Fourier transform infrared (FTIR) spectroscopy and X-ray diffraction (XRD).TheFe3O4@SA composite was used as an adsorbent for the removal of Cr(Ⅵ) from aqueous solution.The effects of solution pH value,adsorbent dosage and contact time on the adsorption of Cr(Ⅵ) from aqueou s solution were investigated.The experiments reveal that the adsorption of Cr(Ⅵ) onto the ************************************************************* is reached at about 120 min and the removal percent of Cr(Ⅵ) attains to 98.0% at solution pH valu e of 2,initial Cr(Ⅵ) concentration of 50 mg/L,and adsorbent dosage of 0.08 g.The linear regression analysis from Langmuir and Freundlich model shows that the Langmuir isotherm equation is better at describing the adsorption process of Cr(Ⅵ) onto the Fe3O4@SA composite,and the maximum adsorption capacity is 147.06 mg/g.Bypseudo-first order and pseudo-second order kinetic model study,it is found that the adsorption process fits well with the pseudosecond order kinetics model.【期刊名称】《西华师范大学学报(自然科学版)》【年(卷),期】2017(038)003【总页数】6页(P282-287)【关键词】Fe3O4;海藻酸钠;吸附;Cr(Ⅵ)【作者】王清;朱世侦;杨文娟;周娅芬【作者单位】西华师范大学化学化工学院,四川南充637009;西华师范大学化学合成与污染控制四川省重点实验室,四川南充637009【正文语种】中文【中图分类】O643.3水源污染主要源于城市工业废水排放,尤其是重金属如铬、锌、铅、汞、铜、镍等离子进入水源、土壤等,对生态系统和人类健康都是极大的威胁[1-3]。

水环境化学部分-本科-答案2008

水环境化学部分-本科-答案2008

昆明理工大学环境工程专业2008级环境化学习题(水环境化学部分)一、选择题1、海水中Hg2+主要以_______的形式存在。

a) Hg(OH)2 , HgCl2 b) HgCl2 , HgCl3-c) HgCl42- d) HgCl3- , HgCl42-2、若水体的pE值高,有利于下列_______ 组在水体中迁移。

a) Fe、Mn b) Cr、Fe c) Cr、Mn d) Cr、V3、当前最简单,也较流行的是将金属划分为溶解态和颗粒态,溶解态是能通过______μm孔径滤膜的部分。

a) 0.54 b) 0.22 c) 0.45 d) 0.504、河水中阴、阳离子的含量顺序为______。

a) Na+ > Mg2+ > Ca2+,HCO3- > SO42- > Cl-b) Ca2+ > Na+ > Mg2+,HCO3- > SO42- > Cl-c) Na+ > Ca2+ > Mg2+,Cl- > HCO3- > SO42-d) Na+ > Mg2+ > Ca2+,Cl- > SO42-> HCO3-5、某一水体的BOD20为100 mg/L,其BOD5约为__________。

a)40 b) 50 c) 35 d) 706、下列各种形态的汞化物,毒性最大的是______。

a) Hg(CH3)2 b) HgO c) Hg d) Hg2Cl27、有机物的辛醇-水分配系数常用________表示。

a)K oc b) K ow c) K om d) K d8、一般情况下,当水体DO______时,鱼类会死亡。

a) >8.0mg/L b) <4.0 mg/L c) >0 d) >4.0 mg/L9、表面活性剂含有很强的,容易使不溶于水的物质分散于水体,而长期随水流迁移。

A 疏水基团B亲水基团 C 吸附作用 D渗透作用二、填空题1、环境中某一重金属的毒性与其状态、浓度和价态有关。

超高交联树脂吸附二氯甲烷蒸气的平衡和动力学特性及应用_宋晓飞

超高交联树脂吸附二氯甲烷蒸气的平衡和动力学特性及应用_宋晓飞

离子交换与吸附, 2013, 29(4): 289 ~ 296ION EXCHANGE AND ADSORPTION文章编号:1001-5493(2013)04-0289-08超高交联树脂吸附二氯甲烷蒸气的平衡和动力学特性及应用*宋晓飞1章亮1邵绍良2龙超1**1 污染控制与资源化研究国家重点实验室,南京大学环境学院,南京 2100232 浙江华海药业股份有限公司,台州 317016摘要:开展了超高交联吸附树脂对气体中二氯甲烷的静态吸附行为研究,分别采用Langmuir、Freundlich和Dubinin-Astakov模型方程对吸附平衡数据进行拟合分析,拟合结果表明,Dubinin-Astakov方程能较好地拟合吸附平衡数据,表明在吸附过程中微孔填充起着很重要的作用;采用固定床吸附工艺研究了二氯甲烷在树脂上的动态吸附行为,用Yoon-Nelson模型对穿透曲线进行拟合,实验数据与模拟值吻合良好。

在实验研究的基础上开发了二氯甲烷废气超高交联树脂吸附回收工艺并建立工业化装置,处理效果良好、运行稳定。

关键词:吸附;超高交联树脂;二氯甲烷;回收利用中图分类号:O647.3 文献标识码:A1 前言二氯甲烷在胶片和医药生产领域以及工业制冷系统中作为溶剂得到广泛使用,由于其℃,在常温常压下易挥发,极易对大气造成污染。

目前处理二氯甲烷废气沸点低(约40)最常用的是采用活性炭吸附回收法[1-3],利用活性炭丰富的多孔结构将二氯甲烷吸附。

但活性炭表面具有催化特性[4],吸附的氯代烃类化合物,如二氯甲烷、二氯乙烷等,可能生成盐酸而造成设备腐蚀设备;此外,活性炭还具有较强的吸湿性,废气中含有的水蒸气会显著影响活性炭的吸附能力[5-6]。

超高交联吸附树脂作为一种新型的吸附材料,具有较高的比表面积和孔容,以及较高的机械强度和易再生等特性,一些研究已表明超高交联吸附树脂对气体中挥发性有机物 (VOCs) 具有很好的吸附性能[7-9],并且气体湿度对VOCs的吸附影响较小[10-11]。

等温吸附曲线计算

等温吸附曲线计算

等温吸附曲线计算等温吸附曲线计算是一种常用的实验方法,用于研究物质在固体表面的吸附行为。

在吸附实验中,通常会改变吸附剂的质量或浓度,然后测量吸附剂与被吸附物质之间的平衡浓度。

通过绘制等温吸附曲线,可以得到吸附剂与被吸附物质之间的吸附量随平衡浓度变化的关系。

等温吸附曲线计算的基本原理是根据吸附剂与被吸附物质之间的平衡浓度和吸附量的关系,利用数学模型进行计算。

常用的数学模型有Langmuir模型、Freundlich模型、Temkin模型等。

Langmuir模型是最简单的等温吸附模型,它假设吸附剂表面上只有一种可供吸附的活性位点,并且吸附剂与被吸附物质之间的吸附是可逆的。

Langmuir模型的数学表达式为:q = (qmax * K * c) / (1 + K * c)其中,q表示单位质量吸附剂上的吸附量,qmax表示单位质量吸附剂上的最大吸附量,K表示Langmuir常数,c表示平衡浓度。

Freundlich模型是一种更为复杂的等温吸附模型,它假设吸附剂表面上存在多种可供吸附的活性位点,并且吸附剂与被吸附物质之间的吸附是非可逆的。

Freundlich模型的数学表达式为:q = K * c^n其中,q表示单位质量吸附剂上的吸附量,K表示Freundlich常数,c表示平衡浓度,n表示Freundlich指数。

Temkin模型是一种介于Langmuir模型和Freundlich模型之间的等温吸附模型,它假设吸附剂表面上存在多种可供吸附的活性位点,并且吸附剂与被吸附物质之间的吸附是部分可逆的。

Temkin模型的数学表达式为:q = B * ln(A * c)其中,q表示单位质量吸附剂上的吸附量,A和B分别表示Temkin常数。

在进行等温吸附曲线计算时,首先需要确定实验所使用的数学模型。

根据实验条件和被吸附物质的性质,选择合适的模型进行计算。

然后,根据实验数据绘制等温吸附曲线图,并利用数学模型进行拟合。

最后,根据拟合结果得到的参数,可以计算出吸附剂与被吸附物质之间的吸附量随平衡浓度变化的关系。

固体在溶液中的吸附

固体在溶液中的吸附

五、注意事项
温度及气压不同,得出的吸附常数不同 使用的仪器干燥无水;注意密闭,防止与空气接触影 响活性炭对醋酸的吸附 称量活性炭要迅速,以免活性炭吸潮 滴定时注意观察终点的到达 在浓的HAc溶液中,应该在操作过程中防止HAc的挥发, 以免引起结果较大的误差。 本实验溶液配制用不含C02的蒸馏水进行。
以c/ Г对c作图,得一直线,由这一直线的斜率可求得Г∞,再结 合截距可求得常数k。这个k实际上带有吸附和脱附平衡的平衡常
数性质,而不同于弗罗因德利希方程式中的k。
根据Г∞的数值,按照兰格缪尔单分子层吸附的模型,并假定吸附质 分子在吸附剂表面上是直立的,则吸附剂的比表面S0可按下式计算得到:
3 s0 N0 a 6.02 24.310 2
Г=
v ( c c0 ) x m m
式中:x---吸附溶质量,mol;m---吸附剂量,g; 这样得出的吸附量通常称为表观式相对吸附量,其数值 低于溶质的实际吸附量
稀溶液中固体的吸附可用到弗罗因德利(Freundlich)和兰格缪 尔(Langmuir) 公式。 1、弗罗因德利希(Freundlich )从吸附量和平衡浓度的关系曲线, 1 1 lg lg c lg k n 得出经验方程: kc n 以lgГ对lgc作图可得一直线,从直线的斜率和截距可求得n和k。 此方程纯系经验方程式,只适用于浓度不太大和不太小的溶液。 2、兰格缪尔(Langmuir)根据大量实验事实,提出固体对气体的单 c 1 1 ck c 分子层吸附理论 : k 1 ck
四、实验步骤
(1)、准备6个干的编好号的125 mL锥形瓶(带塞)。按记录表 格中所规定的浓度配制50 mL醋酸溶液,注意随时盖好瓶塞,以防 醋酸挥发。 (2)、将120度下烘干的活性炭(本实验不宜用骨炭)装在称量 瓶中,瓶里放上小勺,用差减法称取活性炭各约1g(准确到0。 001g)放于锥形瓶中。塞好瓶塞,在振荡器上振荡半小时,或在不 时用手摇动下放置1小时。 (3)、使用颗粒活性炭时,可直接从锥形瓶里取样分析。如果是 粉状性活性炭,则应过滤,弃去最初10ml滤液。按记录表规定的 体积取样,用0.1M标准碱溶液滴定。 (4)、活性炭吸附醋酸是可逆吸附。使用过的活性炭可用蒸馏水 浸泡数次,烘干后回收利用。

全氟辛酸在纳米无机氧化物上的吸附特性研究

全氟辛酸在纳米无机氧化物上的吸附特性研究

全氟辛酸在纳米无机氧化物上的吸附特性研究陆昕昱;邓述波【摘要】全氟辛酸(PFOA)在人工纳米颗粒上的吸附对研究其在环境中的迁移和归趋具有重要意义。

本研究选取了四种典型纳米氧化物(Al2 O3,Fe2 O3,SiO2和 TiO2),通过吸附动力学、等温线、pH 及重金属离子影响实验,揭示了纳米无机氧化物对 PFOA 的吸附特性。

结果表明,除纳米 SiO2对 PFOA 的吸附作用不明显之外,其它纳米氧化物对PFOA 的吸附量远高于传统大颗粒矿物材料,吸附动力学符合拟二级动力学方程,吸附等温线符合 Langmuir 模型。

PFOA 的去除率随 pH 值增加而降低,当和铜离子共存时,PFOA 在纳米 SiO2和 TiO2表面的吸附量显著增加。

配体交换和静电作用是重要的吸附机理。

%Adsorption of perfluorooctanoic acid on artificial nanoparticles affects their transport and fate in the environment.The adsorption behavior of PFOA by four types of nano-oxides (i.e.,Al2 O3 ,Fe2 O3 ,SiO2 and TiO2 )was examined,including adsorption kinetics and isotherms,as well as influence of pH and heavy metallic cations.Results showed that the PFOA adsorption on nanosized SiO2 was not obvious while other nano-oxides had much higher adsorption capacities than bulk inorganic minerals.The adsorption ki-netics was described by the second-order kinetic model,while the isotherms data was well fitted with Langmuir model.PFOA adsorption decreased with increasing solution pH.In the presence of copper cat-ions,the adsorption of PFOA onto nanosized TiO2 and SiO2 increased significantly.Ligand exchange and electrostatic interaction might be the main adsorption mechanisms.【期刊名称】《应用化工》【年(卷),期】2016(045)007【总页数】5页(P1205-1208,1219)【关键词】PFOA;纳米氧化物;吸附;重金属【作者】陆昕昱;邓述波【作者单位】清华大学环境学院持久性有机污染物研究中心,北京 100084;清华大学环境学院持久性有机污染物研究中心,北京 100084【正文语种】中文【中图分类】TQ225;O69科研与开发全氟辛酸 (PFOA,C7F15COOH)在纺织、皮革、造纸和金属加工等领域已使用超过50年,造成其在水环境中的普遍存在[1]。

TheLangmuirAdsorptionIsotherm

TheLangmuirAdsorptionIsotherm

CHEM 331LPhysical Chemistry LaboratoryRevision 2.1The Langmuir Adsorption IsothermIn this laboratory exercise, we will generate a Langmuir Isotherm for the adsorption of AceticAcid on the surface of Norit A Activated Charcoal. The surface area of the Activated Charcoal available for adsorption of Acetic Acid will be determined from the Isotherm data and other assumptions.Activated Charcoal is particularly useful in purification processes involving impurity adsorption because of its high porosity, giving it an very high surface to mass ratio. It has been noted:Adsorption by a solid is not a very importantprocess unless the solid has a very large surfacearea compared to its mass. Consequently,charcoal made from bone, blood, or coconutshells is especially effective because it has ahighly porous structure. Charcoal is activated bybeing heated to quite high temperatures in avacuum or in a stream of dry air. This treatmentprobably desorbs the hydrocarbons that areadsorbed when the charcoal is first produced.Physical Chemistry: Methods, Techniques, Experimentsby Rodney J. Sime(Electron Micrograph of Activated Charcoal)Norit, a producer of purification products, describes its production of activated charcoal:Almost a century ago Norit began the production of activated carbon on anindustrial scale. In the early days, the activated carbon was mainly used for thedecolourisation of sugar syrup in the refining process for producing white sugar.Nowadays Norit is a global leader in purification solutions based on activatedcarbon technology. In steam activation as well as chemical activation we use awide spectrum of raw materials, such as peat, wood, lignite, coal, coconut shellsand even olive pits, to produce a vast array of activated carbon types....In both powdered and granular form,Norit offers over 150 differentvarieties of activated carbon toensure the precise fit for anyapplication. This precise fit alwaystranslates into best performance,whether it's meeting critical productspecifications, using the least amountof carbon to accomplish your task, orgetting longer treatment cycles andfewer change outs. While allactivated carbon may look the sameto the naked eye, pore size andstructure makes a huge difference in how well impurities are adsorbed. That'swhy Norit has taken the time to test thousands of combinations of raw materials,activation methods, activity levels, and other factors./norit%20products/activated%20carbon/ Surface adsorption to a solid falls into two broad categories; physisorption and chemisorption. Physisorption is a non-specific loose binding of the adsorbate to the solid via van der Waals type interactions. Multilayered adsorption is possible and it is easily disrupted by increasing temperatures. Chemisorption involves a more specific binding of the absorbate to the solid. It is a process that is more akin to a chemical reaction and hence, only monolayer adsorption is possible. “The difference between physical and chemisorption is typified by the behavior of nitrogen on iron. At the temperature of liquid nitrogen, -190o C, nitrogen is adsorbed physically on iron as nitrogen molecules, N2. The amount of N2 adsorbed decreases rapidly as the temperature rises. At room temperature iron does not adsorb nitrogen at all. At high temperatures, ~500o C, nitrogen is chemisorbed on the iron surface as nitrogen atoms.” (Castellan 1983) The Langmuir Isotherm best describes chemisorption processes.Irving Langmuir was awarded the Nobel Prize in 1932 for hisinvestigations concerning surface chemistry. Langmuir’s isothermdescribing the Adsorption of Adsorbate (A) onto the surface of theAdsorbant (S) requires three assumptions:∙The surface of the adsorbant is in contact with a solution containing anadsorbate which is strongly attracted to the surface.∙The surface has a specific number of sites where the solute moleculescan be adsorbed.∙The adsorption involves the attachment of only one layer of moleculesto the surface, i. e. monolayer adsorption.The chemical reaction for monolayer adsorption can be representedas follows:A + S ASwhere AS represents a solute molecule bound to a surface site on S. The equilibrium constantK ads for this reaction is given by:K ads = (Eq. 1) [A] denotes the concentration of A, while the other two terms [S] and [AS] are two-dimensional analogs of concentration and are expressed in units such as mol/cm2. The principle of chemical equilibrium holds with these terms. The complete form of the Langmuir isotherm considers (Eq.1) in terms of surface coverage θ which is defined as the fraction of the adsorption sites to whicha solute molecule has become attached. An expression for the fraction of the surface with unattached sites is therefore (1 - θ). Given these definitions, we can rewrite the term [AS]/[S] as = (Eq. 2) Now we express [A] as C and rewrite (Eq. 1) as:K ads = (Eq. 3) Rearranging, we obtain the final form of the Langmuir adsorption isotherm:θ = (Eq. 4)If we define Y as the amount of adsorption in units of moles adsorbate per mass adsorbant, and Y max and the maximal adsorption, then:θ = Y/Y max(Eq. 5) and the isotherm can be expressed as:= + (Eq. 6) This is the form of the isotherm we will use for our Charcoal-Acetic Acid system.At lower concentrations, an alternate isotherm developed by Herbert F. Freundlich frequently describes the data better. The Freundlich Isotherm is:Y = k C1/n(Eq. 7) where the Freundlich parameters k and n are empirically determined. A plot of log Y vs. log C allows for a determination of these parameters.Journal of Chemical Education, 1934We will prepare our Acetic Acid-Charcoal isotherm by allowing Acetic Acid solutions of various concentrations to equilibrate for about a week with a given mass of Norit A. The amount of Acetic Acid (HAc) not adsorbed to the Norit A will be determined by titration with Sodium Hydroxide (NaOH).HAc(aq) + NaOH(aq)NaAc(aq) + H2O (Eq. 8) This will allow us to easily determine the amount of Acetic Acid that has adsorbed to a given mass of the Charcoal.ProcedureWeek 1Prepare about 1L of 0.1M NaOH from a 6M stock solution and store it in a tightly stoppered plastic bottle. Standardize this NaOH solution against Potassium Hydrogen Phthalate (KHP) using Phenolphthalein to detect the endpoint. Your titration should be done in triplicate.Prepare about 1L of 0.4M Acetic Acid. Determine its exact concentration by titrating this solution with the NaOH standard. Again, this should be done in triplicate.Weigh about 1.5g Charcoal into 6 stopper 250 mL Erlenmeyer flasks. This should be recorded to ±1 mg.Prepare a series of Acetic Acid solutions according to the second column in the table below:Vol.(mL) 0.4 M AceticSample Acid Diluted to 100 mL Aliquot for Analysis (mL)1 100 102 75 103 50 104 25 255 10 256 5 25For each sample above, add 100 mL of the solution to a charcoal sample. Promptly stopper the flask tightly. Swirl the flasks vigorously and then place them into the shaker bath at 25o C. Let them agitate until next week.Pre-Lab Preparation1. Determine how to prepare the stock 0.4M Acetic Acid solution.2. Determine the dilution factor for the preparation of the 0.1M NaOH solution.3. Determine the amount of KHP needed for the standardization.Week 2Filter your charcoal solutions (discard the first 10 ml of filtrate to clean the filter flask of any contaminants and to saturate with acid any adsorption sites which might be on the filter paper) using a long-stem gravity funnel. A moderately "fast" filter paper can be used for this filtration. For each sample, titrate an aliquot, whose volume is recommended above, with the standardized NaOH solution using Phenolphthalein to detect the endpoint. Perform your titrations in triplicate.Data AnalysisAll results must be accompanied by an appropriate error estimate.1. Determine the concentration of the NaOH solution from your standardization data.2. Using your titration data, for each sample:Calculate the number of moles of acetic acid in the solution before adsorption.(Recall, you diluted the 0.4M Acetic Acid according to the above tabulated scheme.)Calculate the number of moles of acetic acid in the solution after adsorption.(Recall, you only titrated an aliquot of the original solution, as specified in the above tabulation.)3. Determine Y for each sample. Include appropriate error estimates for each Y value.4. Plot your isotherm; Y vs.C. Include appropriate error bars for Y.5. Plot the isotherm in the form of (Eq. 6) and determine the Langmuir parameters Y max andK ads. Include appropriate error estimates for each parameter.6. Make the suggested plot to determine the Freundlich parameters k and n. Again, includeappropriate error estimates for each parameter.7. Re-plot your isotherm; Y vs.C. Include the Langmuir and Freundlich isotherms, in eachcase generated using the parameters determined above. Comment on the quality of the Langmuir and Freundlich isotherms.8.Assume the surface area occupied by one acetic acid molecule on the surface of thecharcoal is 21Å2. Determine the surface area of 1 g of charcoal. Express your result in m2/g. Is your number reasonable? Compare your result with that of the literature.ReferencesAdamson, Arthur W. (1979). “A Textbook of Physical Chemistry,” 2nd Ed. Academic Press, New York.Castellan, Gilbert W. (1983). “Physical Chemistry,” 3rd Ed. Addison-Wesley.Duff, David G., Ross, Sheina M.C. and Vaughan, D. Huw “Adsorption form Solution: An Experiment to Illustrate the Langmuir Isotherm” J. Chem. Ed. 65 815 (1988).Dunicz, Boleslaw Ludwik “Surface Area of Activated Charcoal by Langmuir Adsorption Isotherm” J. Chem. Ed.38 357 (1961).Hanson, Robert S. and Craig, Roy P. “The Adsorption of Aliphatic Alcohols and Acids from Aqueous Solutions by Non-Porous Carbons” J. Phys. Chem. 58 211 (1954). Levine, Ira N. (2009) “Physical Chemistry,” 6th Ed. McGraw-Hill, Boston.Moore, Walter J. (1972). “Physical Chemistry,” 4th Ed. Prentice-Hall, New Jersey.Sime, Rodney J. (1990). “Physical Chemistry: Methods, Techniques and Experiments.”Saunders College Publishing, Philadelphia.un authored, “Professor Herbert Freundlich, 1880- “ J. Chem. Ed.11 257 (1934)./; accessed September 5, 2010.。

固体表面化学综合答案

固体表面化学综合答案

1. 什么叫表面驰豫?什么叫表面重构?在催化研究中如何利用这两种过程?答案1:表面结构重构:是指表面结构和体结构出现了本质的不同。

重构通常表现为表面超结构的出现,即两维晶胞的基矢按整数倍扩大,理想的晶体表面具有二维周期性,其单位网格由基矢决定。

由于表面原子受力的情况与体内不同,或由于有外来原子的吸附,最表面层原子常会有垂直于或倾斜于表面的位移,表面下的数层原子也会有垂直或倾斜于表面的位移,这种现象称为表面再构。

表面结构弛豫:是指表面结构与体内基本相同,但点阵参数略有差异,特别表现在垂直于表面质点方向上的法向弛豫。

表面原子只有垂直于表面的运动,则称为表面驰豫。

表面驰豫特点:a、表面原子局部调整,表面原子凹凸不平;b、表面对称性改变,周期性差。

反应往往是在表面进行,在选择某催化剂之后,提高催化剂的催化效率的一个重要方法就是改变其表面,通过控制弛豫和重构的形成过程,得高活性表面结构,从而提高催化剂性能。

答案2:表面驰豫是表面层微小的重排,然而可能有积极的意义,对金属表面来说是常见的,它涉及到垂直于表面的层间距的调整,但是没有平行于表面的周期性和表面对称性的变化。

表面重构是一个更容易观察到的效应,涉及到比较大的(仍然是分子尺度)表面原子的移位,并且包含表面结构的周期性的改变。

表面驰豫和表面重构都是为达到降低表面自由能的目的,表面原子位置发生的局部调整。

表面重构使悬挂键的数目减少,使活性降低,这对催化剂来讲是不利的,我们应该尽量缓解这种现象。

可以利用表面重构来改变催化分散方式,从而提高催化剂的性能。

2.试比较物理吸附、化学吸附的异同点?如何理解物理吸附的普遍性和化学吸附的特殊性?答案1:化学吸附是由吸附质与吸附剂分子间发生化学键作用所引起的吸附现象;物理吸附也称范德华吸附,它是由吸附质和吸附剂分子间作用力所引起,此力也称作范德华力;无论是物理吸附,还是化学吸附,吸附都是发生在吸附剂表面的一种表面现象。

物理吸附与化学吸附的不同点如下:物理吸附的活化能非常低,一般都可以自发进行,且由于物理吸附力是分子间力,所以吸附没有选择性,这都体现了物理吸附的普遍性;而化学吸附总需要克服价层电子间的相互排斥作用,需要一高的活化能,且化学吸附由于在吸附剂和吸附质之间形成化学反应,所以化学吸附具有很强的的选择性,这体现了其特殊性。

环境工程原理习题集060813-完整答案

环境工程原理习题集060813-完整答案

第八章吸收8.1在30℃,常压条件下,用吸收塔清水逆流吸收空气—SO2混合气体中的SO2,已知气-液相平衡关系式为,入塔混合气中SO2摩尔分数为0。

05,出塔混合气SO2摩尔分数为0。

002,出塔吸收液中每100 g含有SO2 0.356 g,试分别计算塔顶和塔底处的传质推动力,用、、、表示。

解:(1)塔顶出塔SO2的摩尔分数为,入塔吸收液中SO2的摩尔分数为所以与出塔气相平衡的吸收液摩尔分数为与入塔吸收液平衡的气相摩尔分数为所以kPa忽略吸收液中溶解的SO2,则摩尔浓度可计算为mol/Lmol/L(2)塔底入塔SO2的摩尔分数为,出塔吸收液中SO2的摩尔分数为所以与入塔气相平衡的吸收液摩尔分数为与出塔吸收液平衡的气相摩尔分数为所以kPamol/L8.2吸收塔内某截面处气相组成为,液相组成为,两相的平衡关系为,如果两相的传质系数分别为kmol/(m2·s),kmol/(m2·s),试求该截面上传质总推动力、总阻力、气液两相的阻力和传质速率。

解:与气相组成平衡的液相摩尔分数为所以,以气相摩尔分数差表示的总传质推动力为同理,与液相组成平衡的气相摩尔分数差为所以,以液相摩尔分数差表示的总传质推动力为以液相摩尔分数差为推动力的总传质系数为kmol/(m2·s)以气相摩尔分数差为推动力的总传质系数为kmol/(m2·s)传质速率kmol/(m2·s)或者kmol/(m2·s)以液相摩尔分数差为推动力的总传质系数分析传质阻力总传质阻力(m2·s)/kmol其中液相传质阻力为(m2·s)/kmol占总阻力的66。

7%气膜传质阻力为(m2·s)/kmol占总阻力的33.3%8。

3用吸收塔吸收废气中的SO2,条件为常压,30℃,相平衡常数为,在塔内某一截面上,气相中SO2分压为4.1kPa,液相中SO2浓度为0.05kmol/m3,气相传质系数为kmol/(m2·h·kPa),液相传质系数为m/h,吸收液密度近似水的密度.试求:(1)截面上气液相界面上的浓度和分压;(2)总传质系数、传质推动力和传质速率。

PEI二硫代氨基甲酸盐交联材料的制备及吸附镉、铜、铅离子

PEI二硫代氨基甲酸盐交联材料的制备及吸附镉、铜、铅离子

PEI二硫代氨基甲酸盐交联材料的制备及吸附镉、铜、铅离子胡绍中;周悦;周立宏;曾庆乐【摘要】聚乙烯亚胺(PEI)与戊二醛缩合发生交联,缩合形成的C=N(碳氮双键)用硼氢化钠还原,最后再跟二硫化碳反应,形成PEI接枝二硫代氨基甲酸盐的交联高分子重金属离子吸附材料.考察该高分子材料吸附镉(Ⅱ)、铜(Ⅱ)、铅(Ⅱ)重金属离子;对其作用机理进行了初步探究.实验证明,随着pH值和重金属离子的浓度的增加,高分子材料对重金属离子Cd2+、Cu2+、Pb2+的吸附容量均呈现先快速增加然后趋缓的趋势,对镉(Ⅱ)、铜(Ⅱ)、铅(Ⅱ)的吸附容量分别达到205.99,215.02和451.79 mg/g.【期刊名称】《功能材料》【年(卷),期】2018(049)011【总页数】6页(P11145-11150)【关键词】聚乙烯亚胺;二硫代氨基甲酸酯;重金属离子;络合吸附;交联高分子;吸附材料【作者】胡绍中;周悦;周立宏;曾庆乐【作者单位】成都理工大学地质灾害防治与地质环境保护国家重点实验室,国家环境保护水土污染协同控制与联合修复重点实验室,材料与化学化工学院,成都610059;成都理工大学地质灾害防治与地质环境保护国家重点实验室,国家环境保护水土污染协同控制与联合修复重点实验室,材料与化学化工学院,成都 610059;成都理工大学,成都 610059;成都理工大学地质灾害防治与地质环境保护国家重点实验室,国家环境保护水土污染协同控制与联合修复重点实验室,材料与化学化工学院,成都 610059【正文语种】中文【中图分类】TB3240 引言重金属由于其毒性以及生物难降解性而形成持久性污染,对环境伤害极大,而且一旦进入人体,会引起蓄积,当浓度超过一定量时会严重影响人体新陈代谢,从而引发各种疾病[1-2]。

我国重金属污染尤为突出,其来源主要是采矿、废气排放、污水灌溉和使用重金属超标制品等人为因素。

近年来频发的重金属污染事件时刻提醒着我们对其治理迫在眉睫。

氧化锆-磁性壳聚糖材料对磷酸盐的吸附研究

氧化锆-磁性壳聚糖材料对磷酸盐的吸附研究

氧化锆-磁性壳聚糖材料对磷酸盐的吸附研究安风霞;刘景亮【摘要】制备了氧化锆负载的磁性壳聚糖复合材料,并研究了其对水体中磷酸盐的吸附行为.XRD表征结果表明负载在磁性壳聚糖上的氧化锆纳米颗粒并未影响材料的晶型结构.吸附实验结果表明负载氧化锆后磁性材料对磷酸盐表现出了良好的吸附性能,其吸附机理包括离子交换和静电作用.该磁性材料对磷酸盐的吸附量随溶液pH值的增大而减小;随温度的升高而升高;阴离子对水中磷酸盐吸附效果影响的次序为:Cl->NO-3>SO2-4.【期刊名称】《广州化工》【年(卷),期】2017(045)020【总页数】4页(P29-32)【关键词】磁性壳聚糖;氧化锆;吸附;磷【作者】安风霞;刘景亮【作者单位】国电环境保护研究院, 江苏南京 210031;南京晓庄学院, 江苏南京211171【正文语种】中文【中图分类】O647.3磷是水体富营养化的限制性元素之一,过量磷的引入能引起水体的富营养化,因此除磷对控制和防治水体富营养化有重要的意义[1]。

除磷的方法主要有生物法、化学沉淀法和吸附法。

吸附法除磷由于成本低、吸附效率高、可再生循环等优点,受到广泛关注[2-3]。

常用的吸附除磷材料如工业废渣[4]、天然材料[5-6]等对磷的吸附容量有限。

近年来,将金属氧化物或氢氧化物作为除磷吸附剂取得了显著效果,特别是铝[7-8]、钙[9]、铁[10-11]、锆[12-13]的氧化物对磷酸盐均有良好的吸附性能。

研究表明氧化锆化学性质稳定,与其他阴离子相比对磷酸盐具有较高的吸附选择性[14-15]。

Chitrakar[12]合成了无定形的氢氧化锆,对磷酸盐的最大吸附量为10 mg·g-1;Chubar 等[16]用溶胶-凝胶法合成的ZrO2·xH2O 对磷酸盐的最大吸附量约40 m g·g-1,结果表明,ZrO2 对磷酸盐的吸附机制在于 ZrOH 吸附位点与磷酸根离子的配位作用,吸附过程中-OH 被置换到水体中。

水热改性热解生物炭的制备、表征及吸附特性

水热改性热解生物炭的制备、表征及吸附特性

水热改性热解生物炭的制备、表征及吸附特性余剑刚;张兴文;王栋;汤茜;李萍【摘要】以鸡粪和玉米芯的混合物为原料,制备热解生物炭前驱体(BPC),并用尿素对其水热改性,得到水热改性热解生物炭(HMPC),研究了HMPC对废水中Cr(Ⅵ)和甲基橙(MO)的吸附性能.结果表明,在温度为25℃,Cr(Ⅵ)、MO溶液初始pH分别为2.0、6.5,搅拌速率为150 r/min,HMPC投加量为1 g/L的条件下,对初始质量浓度为100 mg/L的Cr(Ⅵ)、MO的吸附量分别为56.26、73.31 mg/g.HMPC对Cr(Ⅵ)和MO的吸附较好地遵循准二级动力学模型.Langmuir模型更好地拟合HMPC对Cr(Ⅵ)和MO的吸附行为.【期刊名称】《工业水处理》【年(卷),期】2018(038)009【总页数】5页(P53-57)【关键词】改性生物炭;Cr(Ⅵ);甲基橙;吸附【作者】余剑刚;张兴文;王栋;汤茜;李萍【作者单位】大连理工大学环境学院,大连116024;大连理工大学环境学院,大连116024;大连理工大学环境学院,大连116024;吉林师范大学环境科学与工程学院,吉林四平136000;大连理工大学环境学院,大连116024【正文语种】中文【中图分类】X703电镀、印染、制革纺织等工业废水的大量排放,使得其中含有的重金属和有机染料成为了环境介质中常见的污染物质。

混凝、沉淀、吸附、生物和电化学等处理技术被广泛地运用在重金属和染料废水的净化过程中〔1〕,其中吸附技术由于能在一定程度上产生高质量的净化水而被广泛采用。

大量研究发现,以农业废弃物为原料制备得到的碳基材料及其改性后的新材料具有多孔结构,吸附容量大且吸附速率快,能有效固定污水中的大部分无机金属离子和有机物〔2〕,是一类低成本且高效的吸附剂〔3〕。

蛋鸡和玉米作为我国农村地区主要的禽畜养殖和农作物种植对象,年产量巨大,给农民带来巨大经济效益的同时,也产生了大量未经有效利用的农业废弃物——蛋鸡粪便和玉米芯。

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Introduction The Langmuir, Temkin and Freundlich equations are often used to describe the quantityhtensity relationships between solid and solution phase phosphate in soils (Olsen and Watanabe 1957; Kaila 1963; Bache and Williams 1971), but normally fit sorption data for only a limited range of solution phosphate concentrations (Syers etal. 1973; Holford el al. 1974; Fitter and Sutton 1975). The lack of agreement between phosphate adsorption data and these equations caused Gunary (1970) to include a square-root term in the Langmuir equation, and both Holford et al. (1974) and Syers et al. (1973) to use a two-surface Langmuir equation. Both Fitter and Sutton (1975) and Barrow (1978) also improved the goodness of fit of the Freundlich equation by including an estimate of native adsorbed phosphate with the sorption data. The quantitative description of soil phosphate interaction is important for predicting the phosphate fertilizer requirements of soils (Ozanne and Shaw 1967; Holford 1976) and critical solution or labile phosphate content of soils for optimum plant growth (Rajan 1973; Holford and Mattingly 1976a). Helyar and Spencer (1977) have also shown that the soil phosphate buffering capacity affected the critical level of the sodium bicarbonate extractable soil phosphate test for responses to applied phosphate on subterranean and white clover pastures. Many parameters have beenused to describe this characteristics of soils (Holford 1974), but themost commonly used are the buffering capacity (Beckett and White 1964), maximum adsorption capacity (Olsenand Watanabe 1957), maximum buffer capacity (Holford andMattingly 1976b), sorption index (Bache and Williams 1971), sorption capacity (Piper 1942), sorption test (Ozanne and Shaw 1967) and buffering index (Holford 1979).
Aust. J. Soil Res., 1981, 19, 33ቤተ መጻሕፍቲ ባይዱ-42
A Comparison of the Langmuir, Freundlich and Temkin Equations to Describe Phosphate Adsorption Properties of Soils
J. A. Mead
New South Wales Department of Agriculture, Agricultural Research Station, Glen Innes, N.S.W. 2370.
Abstract Four adsorption equations were fitted to phosphate isotherm data for 38 soils from northern New South Wales. The two-surface Langmuir equation provided the best fit to the data. The Freundlich equation, however, was almost as effective, provided that an estimate of native adsorbed phosphate was included. It required fewer adsorption points because the transformed data produced a straight line. A regression constant, a, from the Freundlich equation although underestimating adsorption capacity, calculated from the Langmuir I1 equation, was highly correlated with this parameter (r = 0,984) and a buffering index (r = 0.986), calculated from the Langmuir I equation. The other Freundlich regression constant, n, was significantly correlated (P< 1To) with the intensive parameters of adsorption from the one- and two-surface Langmuir equations. Since only two adsorption points are required for fitting the Freundlich equation and the parameters are easier to derive, it is suggested that this equation may be more suitable for commercial soil-testing laboratories than the Langmuir one- and two-surface equations for routine determination of phosphate adsorption characteristics of soils.
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