生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及 机理
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展生物炭是一种具有多孔结构和大比表面积的碳质材料，在环境治理和污水处理领域具有广泛的应用前景。
本文将从生物炭对污水典型污染物的去除机理和应用研究进展进行探讨，以期为相关研究提供参考。
生物炭是指在无氧或低氧条件下，将植物秸秆、木屑、废物等有机物热解而制得的一种碳质材料。
它具有多孔嵌杂结构和大比表面积的特点，因此具有较高的吸附能力和化学反应活性。
在污水处理领域，生物炭主要用于去除污水中的有机物、重金属、氮、磷等典型污染物。
其去除机理主要包括吸附、化学反应和微生物降解等多种方式。
生物炭的多孔结构赋予其良好的吸附能力。
生物炭的孔径大小和分布对其吸附性能起着决定性作用，较大的孔径适合吸附大分子有机物，而较小的孔径则适合吸附小分子有机物。
其大比表面积也能提高对污染物的吸附容量，从而有效去除污染物。
生物炭还可通过化学反应去除污染物。
生物炭表面的功能官能团（如羟基、羧基等）能够与污染物发生化学反应，包括酸碱中和、氧化还原等过程，从而将污染物转化为无害的物质。
由于生物炭中富含的碳元素，还可与某些污染物发生π-π作用、静电作用等非共价作用，进一步促进有机物的去除。
生物炭还能促进微生物降解。
生物炭不仅具有良好的吸附性能和化学反应活性，还能提供微生物生长的基质，促进微生物降解污染物。
生物炭本身也富含有机质和营养物质，能够为微生物提供能源和营养物质，增强微生物降解污染物的活性。
在污水处理中，生物炭广泛应用于去除有机物、重金属、氮、磷等典型污染物。
其在不同领域的应用研究进展如下：1. 生物炭对有机物的去除有机物是污水中的重要污染物之一，其去除对水质改善至关重要。
研究表明，生物炭对有机物具有良好的吸附性能和化学反应活性。
生物炭的吸附性能可通过调控其孔径大小和分布来提高，从而提高对有机物的去除效率。
结合化学反应和微生物降解，生物炭能够有效降解有机物，达到高效处理污水的目的。
重金属是污水中常见的有害物质，其去除对环境保护尤为重要。
《2024年活性炭的吸附机理及其在水处理方面的应用》范文
《活性炭的吸附机理及其在水处理方面的应用》篇一一、引言活性炭因其独特的物理化学性质，被广泛应用于水处理领域。
它凭借强大的吸附能力，能够有效地去除水中的杂质和有害物质，为我们的饮用水安全提供有力保障。
本文将深入探讨活性炭的吸附机理，以及其在水处理方面的应用。
二、活性炭的吸附机理活性炭是一种高度发达的碳材料，其内部具有丰富的孔隙结构。
活性炭的吸附机理主要涉及物理吸附和化学吸附两个方面。
1. 物理吸附：物理吸附主要依赖于活性炭表面的物理性质，如孔隙大小、比表面积等。
活性炭的孔隙结构可以有效地捕捉和容纳水中的杂质，如悬浮物、胶体等。
这些杂质被吸附在活性炭的表面或孔隙内，从而达到净化的目的。
2. 化学吸附：除了物理吸附外，活性炭还具有化学吸附的能力。
活性炭表面含有大量的含氧、含氮等官能团，这些官能团可以与水中的某些化学物质发生化学反应，形成化学键，从而实现化学吸附。
三、活性炭在水处理方面的应用活性炭在水处理方面的应用主要表现在以下几个方面：1. 去除水中异味：活性炭的强大吸附能力可以有效地去除水中的异味，如氯味、土味等，使水更加清新。
2. 去除有机物：活性炭能够吸附水中的有机物，如苯、酚等，有效降低水中的有机物含量。
3. 去除重金属离子：活性炭的孔隙结构可以有效地捕捉和容纳水中的重金属离子，如铅、汞等，从而降低水中的重金属含量。
4. 净化饮用水：活性炭作为饮用水处理的重要手段之一，可以有效地提高饮用水的质量，保障人们的饮用水安全。
四、结论活性炭因其独特的物理化学性质和强大的吸附能力，被广泛应用于水处理领域。
通过物理吸附和化学吸附两种方式，活性炭能够有效地去除水中的杂质和有害物质，为我们的饮用水安全提供有力保障。
在未来，随着科技的不断进步和人们对饮用水质量要求的提高，活性炭在水处理方面的应用将更加广泛。
我们应进一步研究和开发新型的活性炭材料和制备技术，以提高活性炭的吸附性能和耐用性，更好地服务于水处理领域。
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展生物炭是一种由植物和动物残体经过高温热解制得的多孔碳材料，具有丰富的孔隙结构和大量的功能基团。
生物炭常常被用于土壤改良和污水处理等领域，其对污水中的典型污染物有很好的去除效果。
本文将对生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展进行探讨。
1.1 生物炭的化学性质生物炭的化学性质对其去除污染物的效果起着重要作用。
生物炭具有丰富的功能基团，如羟基、羧基、酚基等，这些功能基团可以与污染物发生化学反应，从而实现去除污染物的目的。
1.2 生物炭的物理性质生物炭具有丰富的孔隙结构，包括微孔、中孔和大孔等不同尺寸的孔隙。
这些孔隙能够提供更多的吸附位点，增加生物炭对污染物的吸附能力。
孔隙结构也为微生物提供了生长繁殖的场所，促进了生物降解作用的发挥。
1.3 生物炭与微生物协同作用生物炭不仅可以直接吸附污染物，还可以与微生物协同作用，促进污染物的降解。
生物炭的孔隙结构可以提供微生物生长的场所，同时也可以保护微生物免受外界环境的影响。
生物炭表面的功能基团也可以提供营养物质，促进微生物的生长和代谢活动，从而加速污染物的降解过程。
1.4 生物炭对污水典型污染物的去除机理生物炭对污水中的典型污染物的去除机理主要包括吸附作用、化学反应和生物降解等几种途径。
吸附作用是最主要的去除机理之一，通过生物炭表面的功能基团与污染物之间的物理吸附作用，实现对污染物的去除。
生物炭还可以通过化学反应和生物降解等途径，将污染物转化成无害物质，从而实现污染物的彻底去除。
2.1 生物炭对重金属的去除重金属是污水中常见的一类污染物，具有强毒性和持久性。
研究表明，生物炭具有较强的吸附能力，可以有效去除水中的重金属。
生物炭的功能基团还可以与重金属形成络合物，从而实现对重金属的去除和稳定化。
2.3 生物炭对氮、磷的去除氮、磷是污水中的主要营养盐污染物，对水质造成严重影响。
研究表明，生物炭可以有效去除水中的氮、磷，主要通过吸附和微生物降解等途径。
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展生物炭是一种具有高孔隙度和大比表面积的炭材料，其在环境修复中有着广泛的应用前景。
生物炭的应用可以有效地去除污水中的各种有机和无机污染物，如溶解性有机物、重金属、营养物等。
本文将针对生物炭在污水处理方面的应用研究进展进行综述。
一、生物炭的制备方法生物炭是一种由生物质在缺氧条件下热解而成的炭材料。
其制备方法通常有两种，分别是裂解和碳化方法。
其中，裂解方法是通过加热生物质使其分解产生生物炭，而碳化方法则是使用沥青或煤焦油等有机化合物将生物质碳化。
二、生物炭的特性生物炭具有高孔隙度和大比表面积等特点，使其在污水处理方面有着独特的应用。
生物炭的孔隙结构可以为微生物提供适宜的生存环境，从而有助于降解污染物。
同时，生物炭还可以吸附污染物，从而实现污染物的去除。
生物炭对污水的去除机理主要包括吸附和生物降解两种方式。
其中，吸附是指污染物被吸附在生物炭表面的过程，而生物降解则是指通过微生物代谢使污染物分解为无害物质的过程。
生物炭的吸附能力主要与其孔径和表面化学性质有关。
较大的孔径和表面卤素含量使其具有较强的吸附能力。
另外，生物炭吸附污染物还受到溶液pH、温度和物质浓度等因素的影响。
生物炭在污水处理中的应用得到了广泛的研究。
研究表明，生物炭可以同时去除多种污染物，如重金属和有机物等。
同时，生物炭的应用也可以减少传统处理方法的能源消耗和有害废弃物产生。
生物炭-生物反应器是一种新型的污水处理方法，其结合了生物降解和吸附的优势。
该方法对于高浓度有机废水处理有着较好的效果，并且其处理过程具有较高的稳定性和重复性。
此外，生物炭还可以与其他材料结合使用，以提高其污染物去除效果。
例如，生物炭/活性炭结合体可以去除水中的氯苯等有机污染物，而生物炭/矿物材料复合体可以去除磷等营养物质。
总之，生物炭在污水处理中的应用具有广泛的前景。
随着其制备技术和应用技术的不断发展，生物炭在环境修复和污染防治方面的应用将会越来越广泛。
小麦秸秆生物碳质吸附剂从水中吸附硝基苯的机理
小麦秸秆生物碳质吸附剂从水中吸附硝基苯的机理小麦秸秆生物碳质吸附剂（Wheat Straw-Based Biocarbon Adsorbent，WSBA）是以小麦秸秆为原料制备的生物碳质材料，其具有独特的分子结构、表面化学特性和非常高的比表面积，有效吸附各类水体中的有害污染物，是一种具有优良吸附性能的被广泛应用于水质治理的无机物。
WSBA能够从水中有效吸附硝基苯。
此类有机污染物具有易溶解特性，在大部分水体中存在较高含量，对生态环境和人体健康都具有一定的潜在危害。
吸附是WSBA吸附水体中的硝基苯的最主要机理。
硝基苯的分子中具有可相互作用的分子间相互作用，通过与WSBA表面的具有特异功能基中的氢键以及谷氨酸、酪氨酸、酒石酸终端基团等之间产生化学作用，使得硝基苯从水溶液中广泛地吸附到WSBA上。
除此以外，硝基苯介质中还有一定的电荷离子，可以与WSBA表面的离子受体正负电荷之间发生离子吸引，使之产生强烈的吸引力，促进硝基苯分子的吸附。
此外，WSBA中含有较多的树脂酸和半乳糖寡糖，它们能够形成膜结构与硝基苯分子之间发生疏水作用，促进硝基苯的吸附效果。
WSBA的吸附机理大体分为三步：吸引效应、物理吸附效应和化学吸附效应。
首先，硝基苯在溶液中的静电场被WSBA物质上的电荷相互作用，形成吸引效应。
其次，硝基苯分子已经吸引到WSBA上，经过WSBA的形成团和有机基的层层吸附，物理吸附效应也产生，使非共价键紧锁住这些分子。
最后，硝基苯通过与WSBA表面上不同相互作用的有机基之间发生多重化学反应，如醇羟基-软酸和枝状加成反应，生成了共轭环化合物络合物，共价键机构使硝基苯牢固地结合至WSBA表面，形成化学吸附效果。
WSBA能够有效吸附水体中的硝基苯，这是由其独特的分子结构、表面化学特性和非常高的比表面积所决定的。
这几种作用机理协同工作，使WSBA的吸附效果提升，同时也保证了水质的安全性。
污水处理中的生物活性炭吸附
生物活性炭吸附技术在不同水质、不同规模和不同环境条件下的应 用仍存在一定的限制和挑战。
如何应对生物活性炭吸附技术的挑战
加强科研投入
政府和企业应加大对生物活性炭 吸附技术研究的投入，推动技术
不断优化和完善。
建立示范工程
通过建立生物活性炭吸附技术示范 工程，展示技术的实际应用效果， 促进技术的推广和应用。
城市废弃物
如污泥、垃圾等，这些原 料经过适当处理后也可用 于制备生物活性炭。
生物活性炭的制备方法
物理法
01
通过物理手段如热解、活化等制备生物活性炭，该方法操作简
单，但产品性能一般。
化学法
02
通过化学手段如酸洗、氧化等制备生物活性炭，该方法产品性
能较好，但操作复杂，成本较高。
生物法
03
通过微生物的作用制备生物活性炭，该方法操作简单，成本低
生物活性炭吸附技术的原理
活性炭具有高比表面积和丰富的 孔结构，能够有效地吸附水中的
有机物。
微生物在活性炭的表面生长繁殖 ，通过降解有机物获得能量，同 时将有机物转化为无害的物质。
通过活性炭的吸附和微生物的降 解作用，实现对有机污染物的有
效去除。
生物活性炭吸附技术的优缺点
优点
生物活性炭吸附技术能够有效地去除 水中的有机物，具有较高的处理效率 和处理能力。同时，活性炭可以再生 利用，降低了处理成本。
05
生物活性炭吸附技术的发展前景 与挑战
生物活性炭吸附技术的发展前景
高效去除污染物
生物活性炭吸附技术具有高效去除水 中的有机物、重金属、氮、磷等污染 物的性能，为污水处理提供了新的解 决方案。
降低能耗和成本
促进环保产业发展
生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理
生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理
近年来，水污染是一个紧迫的环境问题，治水和提高水质已成为各国面临的一
项重大挑战。
有机污染物也是水污染的主要物质，其中异苯乙烯和挥发性有机化合物，是污染水体的重要物质。
如何有效地减少有机污染物的排放，提高水质，已成为当前国内外的热点问题。
生物碳质吸附剂作为一种可再生的新技术逐渐得到广泛应用。
它主要以生物质
材料（如棕榈粉、木粉、棉籽碎粉、玉米糠、玉米壳、椰壳碎片等）为原料，利用物理、化学或生物反应，经过一定的加工，制备出一种专门用于吸附有机污染物的碳质吸附剂。
生物碳质吸附剂吸附有机污染物的机理尚不完全清楚，主要有三种：一是力学
吸附，吸附物质在生物碳质吸附剂的微结构间产生力学静电吸附；二是疏水性降解，有机物分子在吸附剂疏水性表面会被剥离，缩短聚集键，降低有机物分子之间的相互作用而被降解；三是缓冲效应，生物碳质吸附剂具有较强的酸碱缓冲能力，它可以吸附水中有机物，通过改变水溶液缓冲系统，增加有机物溶解度，使有机物沉积，从而达到去除有机物的目的。
可以看出，生物碳质吸附剂对水中有机污染物具有较高的吸附效果。
生物碳质
吸附剂改变水溶液表面张力，改变有机物的溶解度。
此外，吸附剂具有多孔结构，孔径主要为3~10微米，提供了足够的吸附空间，减低了有机物的吸附能力，可显
著提高有机污染物的吸附效率。
综上所述，生物碳质吸附剂的出现不仅大大促进了水污染的治理，而且具有可
再生性、无毒性、低成本以及近乎无色、无味等优点。
它在水污染治理中的应用有着广泛的前景，将来的研究方向是加强对它的动力及吸附机理的研究，为更好地开发和应用生物碳质吸附剂提供理论支持。
生物活性炭原理
生物活性炭原理
生物活性炭是一种经过特殊处理的炭化生物质制品。
它由天然的生物质材料（例如柚子核、木剑草等）经过高温炭化和活化处理制成。
生物活性炭的主要作用是通过其具有的多孔结构和大比表面积，吸附和去除水中的有害物质和异味。
生物活性炭的多孔结构使其具有很高的吸附能力。
这是因为多孔结构为分子提供了大量的表面积，使得吸附物质能够充分接触到活性炭表面，并发生化学吸附作用。
此外，生物活性炭的多孔结构还能提供更多的孔隙容积，使得更多的污染物能够被吸附。
生物活性炭还具有很好的亲水性和亲油性。
这使得它可以同时吸附水中的有机物质和无机物质。
它可以去除水中的重金属离子、有机污染物、溶解性气体等。
此外，生物活性炭还能去除水中的异味，特别是有机物产生的异味，如腐败水中的臭味。
生物活性炭的活性是可以再生的。
在一段时间使用后，当生物活性炭表面几乎被吸附物质填满时，可以通过热解或蒸汽再生的方法，将吸附物质从生物活性炭上脱附，使其恢复吸附能力，延长使用寿命。
总之，生物活性炭通过其多孔结构、大比表面积和亲水亲油性，能够高效吸附水中的有害物质和异味。
它是一种常用的水处理材料，广泛应用于水处理、净水、净化空气和除臭等领域。
生物活性炭水质净化理论和技术
生物活性炭水质净化理论和技术生物活性炭水质净化理论与技术是环境污染治理，水资源管理和污水处理的一种重要手段。
它以水质净化为目标，通过吸收、催化、分离、乳化等方法，将有害物质从水体中去除，从而改善水质。
净水炭是生物活性炭水质净化的主要原料。
它由木炭经过煅烧、氧化、活化等处理而成，被推广应用于污水处理。
首先，净水炭具有良好的吸附性能。
它具有大的比表面积，丰富的孔体结构产生较大的吸附表面，因此可以有效吸附有机物和无机杂质。
例如，它可以吸附重金属、氟化物、有机物和氨等有毒物质。
其次，净水炭具有良好的除臭性能。
活性炭具有良好的孔隙结构，可以牢牢的吸附氯化物、氨、硫化氢和化学需氧量等臭味分子，从而达到除臭的效果。
第三，净水炭具有优异的抗污染能力。
它具有超强的吸附能力，可以快速有效地去除水体中的污染物，有效阻止水体污染物的污染，从而达到良好的水质净化效果。
此外，它还能有效吸附有机污染物，如石油、醛、酮等，防止水体污染。
第四，净水炭具有良好的生物活性。
活性炭具有微生物友好的孔隙结构，能够有效承载微生物，促进污水处理过程中的生物学反应，从而达到良好的水质净化效果。
最后，净水炭具有良好的稳定性。
活性炭具有良好的稳定性，它能够长时间有效地在水中发挥作用，改善水质，使其稳定，从而防止水体污染。
以上就是生物活性炭水质净化理论与技术的概要分析。
生物活性炭具有良好的吸附性能、除臭性能、抗污染能力、生物活性和稳定性。
它可以有效地去除有害物质，改善水质，从而使水体变得更加安全和可靠。
此外，生物活性炭的应用也会为水资源管理和污水处理带来一定的经济效益。
总之，生物活性炭水质净化理论与技术是现代环境污染治理、水资源管理和污水处理中的一种重要手段。
它可以有效地改善水质，不仅可以满足社会对水质的要求，而且还可以带来一定的经济效益。
因此，未来应该加强对生物活性炭水质净化理论与技术的研究，从而为人类提供更安全和可靠的水资源。
生物活性炭水质净化理论和技术
生物活性炭水质净化理论和技术生物活性炭水质净化技术是一种新兴的水处理技术，它利用生物活性炭及其生物特性对污染物进行净化。
本文旨在介绍这一技术，以解决现有水处理技术的不足。
一、生物活性炭的特性及作用。
生物活性炭是一种利用有机物和无机物特性而制备的气炭。
它具有良好的有机吸附性能和相当大的表面积，具有明显的酸性，碱性，吸附性和氧化性等特性。
其结构具有大量的孔隙结构，可有效抑制有机污染物的形成，从而达到净化水的目的。
生物活性炭的另一个重要特性是具有生物特性。
这种特性使得它具有独特的水环境效应，可以有效抗衰老，降低水处理成本。
二、生物活性炭水质净化技术。
生物活性炭水质净化技术是一种新兴的水处理技术，由定性研究和定量结果结合而成。
主要通过改变水体中有机成分的物化特性和生物特性，以及改变水体化学组成，使用生物活性炭来净化水质。
本技术采用机械工程系统，利用生物活性炭及其生物特性来净化水质，分解有机污染物，有效抑制水中污染物的形成；同时增强水体微环境，改善水体的污染特征。
三、生物活性炭水质净化技术的优势。
生物活性炭水质净化技术的最大优势在于技术处理单元小，成本低，操作简单，且可实现无污染的短周期净化。
在处理污染水质时只需少量使用化学物质，或者不需要使用化学物质，对水质只需要轻微处理，而不需大量使用化学物质，从而大大减少化学品污染水环境。
采用生物活性炭水质净化技术，不仅净化效率高，而且具有良好的经济效益，可以有效净化污染水源中的有机污染物，以解决现有水处理技术的不足。
因此，生物活性炭水质净化技术在改善水质，净化污染水源方面具有重要的应用价值，它可以帮助我们改善水质，净化污染水源，同时还能大大降低水处理成本。
值得一提的是，生物活性炭水质净化技术可以有效降低水相污染的发生，净化水质，改善水环境。
生物炭吸附有机污染物的研究进展
生物炭吸附有机污染物的研究进展一、本文概述随着工业化和城市化的快速发展，有机污染物的排放问题日益严重，给生态环境和人类健康带来了巨大威胁。
生物炭作为一种具有多孔性、高比表面积和良好吸附性能的材料，近年来在有机污染物吸附领域受到了广泛关注。
本文旨在全面综述生物炭吸附有机污染物的最新研究进展，分析生物炭的制备方法、改性技术及其在吸附有机污染物方面的应用效果，探讨生物炭吸附有机污染物的机理和影响因素，以期为生物炭在环境污染治理中的实际应用提供理论支持和技术指导。
本文首先介绍了生物炭的基本概念、制备方法和改性技术，包括热解、气化、水热碳化等制备方法以及物理、化学和生物改性技术。
随后，重点综述了生物炭在吸附有机污染物方面的应用效果，包括吸附容量、吸附速率、吸附选择性等方面的研究进展。
本文还深入探讨了生物炭吸附有机污染物的机理，包括吸附平衡、吸附动力学、吸附热力学等方面，分析了影响生物炭吸附性能的因素，如生物炭的性质、有机污染物的性质、环境条件等。
本文总结了生物炭吸附有机污染物的优势和局限性，展望了生物炭在环境污染治理领域的发展前景，提出了未来研究的方向和建议。
通过本文的综述，旨在为相关领域的研究人员和技术人员提供有价值的参考和借鉴，推动生物炭在有机污染物吸附领域的研究和应用。
二、生物炭的制备方法与表征生物炭的制备方法多种多样，主要包括热解、气化、水热炭化等。
其中，热解法因其操作简单、炭化效率高等优点而被广泛应用。
热解过程中，生物质在缺氧或无氧环境下经过加热，发生一系列复杂的物理化学变化，如挥发分的释放、焦油的生成和聚合、以及炭的缩聚等，最终生成生物炭。
生物质来源的多样性导致了生物炭性质的差异，因此，选择合适的生物质原料对生物炭的性能至关重要。
生物炭的表征主要包括物理性质、化学性质和表面结构等方面。
物理性质如比表面积、孔结构、粒径分布等，这些性质直接影响生物炭的吸附性能。
化学性质如元素组成、表面官能团、灰分含量等，这些性质决定了生物炭的化学稳定性和反应活性。
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展1. 生物炭的基本特性生物炭是利用生物质为原料，在高温下经过氧化还原反应制备而成的一种新型固体吸附剂。
相对于其他固体吸附剂，生物炭具有更多的孔隙和更大的比表面积，因此具有更强的吸附能力和更好的稳定性。
此外，生物炭还具有良好的可再生性和低成本、安全环保等特点。
2. 生物炭的吸附机理生物炭的吸附机理主要包括物理吸附和化学吸附两种。
物理吸附主要是指污染物与生物炭表面的静电力、范德华力、氢键等力的相互作用引起的吸附。
化学吸附则是指污染物与生物炭表面功能团之间产生的化学键引起的吸附。
在实际应用中，生物炭的吸附机理通常是这两种吸附机理的综合作用。
3. 生物炭的应用研究进展生物炭在污水处理方面有着广泛的应用前景。
目前研究表明，生物炭对污水中的COD、NH4+-N、TP等污染物有着较好的去除效果。
具体应用方面包括以下几个方面：(1) 生物炭用于固定化微生物技术：利用生物炭的孔隙结构和大比表面积，将微生物固定在其表面形成微生物固定化材料，实现对污染物的生物降解。
(2) 生物炭用于生物膜处理技术：生物炭具有良好的跨膜传质特性，可以用于生物膜技术的载体，以提高生物膜对污染物的去除效率。
(3) 生物炭用于生物吸附技术：生物炭内部孔隙结构较为复杂，可通过微生物的代谢过程将一些难以吸附的有机污染物转化为易于生物吸附的形式。
(4) 生物炭用于吸附剂技术：生物炭表面存在大量的吸附活性位点和孔隙，可以吸附污水中的各种污染物，包括重金属、有机物、营养物等。
(5) 生物炭用于电化学技术：生物炭具有很好的导电性和催化性能，可作为电极材料用于电化学处理废水。
总之，生物炭在污水处理中具有广阔的应用前景，但其应用还面临一些问题，如孔径大小、吸附容量、生物膜生长等问题需要进一步研究和解决。
生物炭作为吸附剂在水处理中的应用现状
生物炭作为吸附剂在水处理中的应用现状摘要：生物炭吸附作为一种重要的污染物去除的高效方法，在水污染治理领域备受关注。
为更好地治理水环境污染，通过总结国内外已有研究成果，本文分析了生物炭的吸附机理和吸附性质，并进行了应用研究。
关键词：生物炭；水处理；应用现状；发展前景引言生物炭因其特殊的微晶结构、巨大的比表面积、独特的孔隙结构、复杂的表面活性官能团、稳定的化学性能，以及能耐强酸、强碱和高压等特点，在水环境污染治理处理方面发挥着重要作用。
生物质废弃物的不当处理不仅是资源的浪费，还可能污染环境，将废弃生物质转化为生物炭应用于污水处理，不仅可以实现生物质的合理处置以及资源化，还可达到“以废治废”的目的。
不同来源的生物炭在水处理中的应用对象也不一样，因此，总结不同原材料制备的生物炭的性质差异及其对不同污染物的去除效果，有利于根据污染物种类的不同，选择合适的生物炭。
【1】一、生物炭的定义及特性（一）生物炭的定义生物炭是指在低氧环境下，通过高温裂解将木材、草、玉米秸秆或动物粪便等进行碳化，是以固定碳元素为目的。
目前，生物炭的制备多采用高温分解法，在400～600℃的高温下将生物质置于缺氧状态下，对其有控制地进行高温慢速裂解。
裂解产物除了生物炭外，还包括焦油、裂解气和木醋液等副产品。
（二）生物炭的特性生物炭无论在低温或高温下都有很好的稳定性，因为生物炭几乎全部由碳元素组成，而且碳原子彼此间具有极强的亲合力。
生物炭表面有很多孔洞，其比表面积很大，孔隙大的可以达到750～1 360 m2/g，孔隙小的也能达到51～138m2/g，生物炭的密度也很小，一般为1.5～1.7g/cm3，容重为 0.3～0.7g/cm3，由于这些特性，生物炭可作为吸附剂在水处理中加以应用【1】。
二、生物炭在水处理中的应用现状（一）生物炭去除水中重金属的研究以蚕丝被废弃物为原料，在300、500、700℃高温缺氧条件下热解炭化制备成3种生物炭（BC300、BC500 和BC700），并研究了不同温度下制备的生物炭对溶液中Cd2+的吸附特性。
生物炭复合材料对水中污染物吸附的应用进展
生物炭复合材料对水中污染物吸附的应用进展
生物炭是一种由生物质在高温下热解制得的，具有高度孔隙度和特殊化学性质的吸附剂。
生物炭复合材料是将生物炭与其它吸附材料组合而成的一种新型吸附材料。
近年来，
生物炭复合材料在水污染治理领域得到了广泛的应用。
生物炭复合材料对水中污染物的吸附主要依靠其高度孔隙度和特殊化学性质。
首先，生物炭复合材料的高度孔隙度可以提供大量的吸附表面积，利于污染物与吸附
材料之间的物理吸附。
此外，生物炭还具有孔径均匀且分布范围广的优势，这种孔隙结构
允许不同大小、形状和性质的污染物进入到生物炭复合材料中，从而提高了吸附效率。
其次，生物炭的特殊化学性质也有助于其对水中污染物的吸附。
生物炭具有大量的官
能团，如羟基、羧基、酰胺基和氨基等，这些官能团对一些有机污染物的吸附具有强烈的
亲合力。
此外，生物炭还具有良好的还原性质，可以被用作氧化还原反应的催化剂，对水
中一些难降解的有机污染物具有良好的去除效果。
在实际应用中，生物炭复合材料可以用于水中各种污染物的吸附，如重金属、有机污
染物和酸性物质等。
例如，将生物炭与粘土等物质结合后制成水凝胶，可以用于铅、镉等
重金属离子的吸附；将生物炭与活性炭结合后可以用于对水中难降解有机化合物的吸附；
将生物炭与硅胶、泡沫陶瓷等物质结合可以用于酸性废水的处理。
总之，生物炭复合材料作为新型的吸附材料，在水污染治理领域具有广泛的应用前景。
同时，随着技术的不断发展，生物炭复合材料的吸附效率和应用范围还有待进一步提高和
扩展。
生物炭复合材料对水中污染物吸附的应用进展
生物炭复合材料对水中污染物吸附的应用进展生物炭复合材料是指将生物炭与其他材料（如聚合物、金属氧化物等）进行复合制备而成的新型材料。
生物炭是一种由生物质炭化而来的碳质材料，具有高孔隙度、大比表面积、强大的吸附能力和良好的化学稳定性等特点。
生物炭复合材料在水中污染物吸附领域具有广阔的应用前景。
本文将对生物炭复合材料对水中污染物吸附的应用进展进行探讨。
生物炭复合材料在水中重金属离子吸附方面表现出良好的性能。
研究表明，生物炭复合材料的孔隙结构和大比表面积可以有效地促进重金属离子在材料表面的吸附。
生物炭复合材料与其他材料的复合结构可以提高材料的稳定性和循环利用性，从而增强对重金属离子的吸附效果。
生物炭复合材料在水中有机污染物吸附方面也具有潜在的应用价值。
有机污染物（如苯酚、染料、农药等）具有高毒性和难以降解的特点，对环境和人体健康造成严重威胁。
研究表明，生物炭复合材料的孔隙结构可以提供良好的吸附空间，吸附有机污染物并降低其浓度。
生物炭复合材料与其他材料的复合结构还可以增加材料的亲水性和化学稳定性，从而提高对有机污染物的吸附效果。
生物炭复合材料还在水中营养物质去除方面显示出潜力。
水中过多的营养物质（如氮和磷）会导致水体富营养化，引发藻类暴发和水质恶化等问题。
研究发现，生物炭复合材料可以通过吸附和催化作用去除水中的营养物质，降低水体中的养分含量，减少水体富营养化的风险。
生物炭复合材料还可以通过水中微生物的吸附和降解作用来去除水中的微生物污染物。
微生物污染物（如细菌、病毒和寄生虫等）是引发水源性疾病的主要原因。
研究发现，生物炭复合材料可以通过与微生物的物理相互作用和生物活性基团的化学结合，有效地去除水中的微生物污染物。
生物炭复合材料在水中污染物吸附方面具有广泛的应用潜力。
目前相关研究还存在一些问题，如材料的制备和表征方法、吸附机制的研究不够深入等。
今后需要进一步深入开展研究，加强各方面的合作，以推动生物炭复合材料在水处理领域的应用。
生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理
中国科学B辑:化学 2008年 第38卷 第6期: 530~537 《中国科学》杂志社SCIENCE IN CHINA PRESS生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理陈宝梁*, 周丹丹, 朱利中, 沈学优浙江大学环境科学系, 杭州 310028*联系人, Email: blchen@收稿日期: 2007-09-06; 接受日期: 2007-10-25国家自然科学基金(批准号: 20577041)和教育部“新世纪优秀人才支持计划”(批准号: NCET-05-0525)资助项目摘要以松针为生物质代表, 通过控制不同炭化温度(100~700℃), 制备了一系列生物碳质吸附剂, 表征了其结构和表面特征; 以4-硝基甲苯为目标, 探讨吸附剂在水中对有机污染物的吸附性能、机理及与其结构特征之间的定量关系, 为制备经济高效吸附剂和预测其吸附性能与机制提供理论依据. 结果表明, 生物碳质吸附剂的芳香性随炭化温度的升高而急剧增加、极性指数((N+O)/C)则急剧降低, 逐渐从“软碳质”过渡到“硬碳质”, 同时其比表面积则迅速增大. 生物碳质吸附剂对水中4-硝基甲苯具有强的吸附能力, 等温吸附曲线符合Freundlich方程, N指数和lg K f与其芳香性呈良好的线性关系. 定量描述了分配作用与表面吸附对生物碳质总的吸附作用的贡献. 表面吸附的贡献量随炭化温度升高而迅速增大, 表面饱和吸附量与吸附剂的比表面积呈良好的线性正关系; 硬碳质吸附剂的最大表面吸附量(Q max,SA)与理论计算值(2.45 µmol/m2)相当, 而软碳质吸附剂的Q max,SA值则高于理论值. 生物碳质的分配作用(K om)取决于分配介质与有机污染物的“匹配性”和“有效性”, K om值随(N+O)/C 降低呈现先升高后降低的趋势. 关键词生物碳质吸附剂有机污染物分配作用表面吸附作用废水处理我国水体有机微污染(如PAHs, PCBs, 芳香硝基化合物)日趋严重, 其中痕量的有机污染物常具高生物积累性、“三致”效应, 而且当前的水处理技术难以有效去除此类有机污染物, 对饮用水安全和人群健康构成严重威胁[1,2]. 寻找经济高效、适合于饮用水处理的新型吸附剂已成为了环境科学与工程领域关注的焦点之一[3], 其中涉及活性炭、有机黏土[4,5]、三油酸甘油酯-活性炭复合吸附剂[6]等, 但对环境友好的生物碳质吸附剂的研究几乎为空白. 有机污染物的吸附作用是非常典型的环境化学行为, 决定其在土壤和水环境中的迁移转化、归趋、生物生态效应及修复/缓解途径和机制, 因此, 研究其吸附机理一直是环境科学和土壤化学的热点方向之一[7~9]. 最近研究表明, 环境中普遍存在生物碳质如木炭、焦炭、烟炱等[10,11], 且具有超强的吸附性能[12,13], 但有关其吸附机理, 特别是与生物碳质的结构之间的定量关系尚待深入[14]. 同时, 对吸附机理及其与吸附剂结构之间定量关系的深入开展, 必将为设计和制备新型高效吸附剂提供理论依据和技术指导.森林火灾常以针叶树木为代价, 松针作为森林中典型落叶之一, 其干燥后极易燃烧, 产生的生物碳质则大量积累于土壤中, 成为土壤炭黑的重要来源[14,15]. 4-硝基甲苯主要用于生产染料、农药、塑料、合成纤维及助剂, 是有机废水中非常典型的污染物中国科学B辑: 化学 2008年第38卷第6期之一以及有机农药的降解产物的典型代表. 为此, 本文以松针为生物质代表, 在8个不同炭化温度(100, 200, 250, 300, 400, 500, 600, 700℃)下, 制备了一系列生物碳质吸附剂, 用元素分析(CHN)和BET-N2比表面积表征其结构和表面特征; 以4-硝基甲苯为目标, 以批量平衡法, 研究其吸附水中有机污染物的吸附性能, 探讨其机理及其与吸附剂的结构特征之间的定量关系, 为制备经济高效吸附剂、预测生物碳质的吸附性能与机制提供理论依据.1实验部分1.1样品与试剂实验采用凋落松针作为生物质代表, 采自浙江大学西溪校区校园内, 经水洗4次去除表面黏附物后, 风干2 d, 并在70~80℃烘箱中过夜干燥; 经粉碎, 过0.154 mm筛子, 装于棕色瓶中, 待用. 粉末活性炭(AC)为分析纯; 4-硝基甲苯为分析纯, 其分子量、水中溶解度、辛醇-水分配系数(K ow)分别为137.1, 350 mg/L (25℃), 235. 根据范德华半径, 单个4-硝基甲苯分子平铺所占面积(即分子面积)为0.678 nm2.1.2生物碳质吸附剂的制备生物碳质吸附剂的制备采用限氧升温炭化法[14]. 具体为: 称取20 g过0.154 mm筛子的松针粉末于坩埚中, 盖上盖子, 置于一定温度(100, 200, 250, 300, 400, 500, 600, 700℃)的马弗炉中炭化6 h; 经冷却至室温后取出; 制得的炭化产物用200 mL 1 mol/L的HCl溶液处理12 h, 去除灰分; 经过滤, 用蒸馏水洗至中性后, 于70~80℃过夜烘干; 过0.154 mm筛子, 装于棕色瓶中, 作为生物碳质吸附剂用于结构表征和吸附实验. 制得的样品标记为P100, P200, P250, P300, P400, P500, P600和P700, 其中P代表松针, 后面的数字代表所使用的炭化温度.1.3结构表征用CHN元素分析仪(ThermoFinnigan, Flash EA 1112)测定8种生物碳质吸附剂(P100-P700)中的C, H, N元素百分含量. 因样品经脱除灰分后使用, 故O元素含量通过差减法得到; 样品平行测定2次, 用平均值计算了各吸附剂中H/C和(N+O)/C的原子比. H/C, (N+O)/C比值分别表示生物碳质吸附剂的芳香性、极性大小. 用NOV A-2000E 表面积分析仪测定吸附剂的比表面积(BET-N2法).1.4等温吸附线绘制用批量平衡法绘制了8种生物碳质吸附剂和1种AC对水中4-硝基甲苯的等温吸附曲线. 具体步骤为: 分别称取一定质量的样品于8 mL的样品瓶中, 分别加入8 mL不同起始浓度的4-硝基甲苯溶液(0～320 mg/L), 共包括10个浓度点, 每个点重复2次, 同时做2组对照空白(不加吸附剂); 使用的吸附背景液为pH = 7, 0.01 mol/L CaCl2和200 mg/L NaN3混合溶液, 以保证4-硝基甲苯处于分子状态, 并控制离子强度、抑制微生物降解作用. 样品瓶加盖内垫锡箔纸的聚四氟乙烯垫片的盖子, 在(25±0.5)℃, 20 r/min, 避光条件下旋转振荡3 d; 平衡后, 于4000 r/min下离心15 min; 取一定量上清液, 稀释后, 用岛津-2550紫外分光光度计于284 nm下测定吸光度, 计算平衡浓度. 实验表明, 瓶子吸附、挥发、生物降解、光降解损失可忽略不计, 因此, 吸附量用质量差减法计算, 由平衡浓度和吸附量绘制等温吸附曲线.2结果与讨论2.1生物碳质吸附剂的结构特征在不同炭化温度下制得的生物碳质吸附剂具有不均匀结构, 其C, H, N, O元素的质量分数, H/C和(N+O)/C原子比, BET-N2比表面积(SA)见表1. 随着炭化温度升高, 吸附剂的碳含量从50.34%(P100)上升到84.61%(P700);相应的氢和氧的含量则分别从6.09%, 42.87%下降为1.25%, 13.04%. 人们常分别用H/C, (N+O)/C原子比表征吸附剂的芳香性和极性指数的大小[16], 即H/C越小则芳香性越高、(N+O)/C比值大则极性越大. 由表1可见, P100样品为高极性和脂肪性, 但随炭化温度的升高, 生物碳质吸附剂的芳香性急剧增加, 而其极性则急剧降低. 随着极性降低和芳香性的增大, 意味着生物碳质逐渐从“软碳质”过渡到“硬碳质”[17]. 同时, SA也发生着规律性的变化. P100样品的SA 非常小(仅0.65m2/g), 而随炭化温度升高而逐渐增大, 到300℃时增至19.92 m2/g; 温度增加到400℃时SA则突跃为112.4 m2/g; 而P500的陈宝梁等: 生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理表1 生物碳质吸附剂的元素(CHNO)质量组成、原子比及其BET-N 2比表面积质量组成原子比样品 名称处理温度/℃C/% H/% N/%O/% (N+O)/C O/C H/C比表面积/m 2·g −1P100 100 50.34 6.09 0.70 42.87 0.651 0.639 1.440 0.65 P200 200 56.58 5.66 0.87 36.88 0.502 0.489 1.191 6.22 P250 250 60.48 5.47 0.85 33.20 0.424 0.412 1.077 9.52 P300 300 67.55 4.23 1.06 27.15 0.315 0.301 0.746 19.92 P400 400 76.04 2.88 1.13 19.94 0.209 0.197 0.451 112.4 P500 500 79.38 2.20 1.08 17.34 0.175 0.164 0.329 236.4 P600 600 83.00 1.80 0.95 14.24 0.139 0.129 0.258 206.7 P700 700 84.61 1.25 1.10 13.040.127 0.116 0.176 490.8SA 为236.4 m 2/g, 大于P600的SA(206.7 m 2/g); 最终到700℃时SA 则高达491 m 2/g. 可见, 温度可调控生物碳质的表面结构和性质, 将对其吸附特征和机理产生重要影响.2.2 吸附性能比较研究了8个生物碳质吸附剂(P100-P700)和1个AC 对水中4-硝基甲苯的吸附作用, 绘制了等温吸附曲线(见图1), 并对吸附数据进行拟合. 结果表明, 该等温吸附曲线符合Freundlich 方程(见表2). 由图1和表2可得, 生物碳质吸附剂对水中有机污染物具有强的吸附能力, 在400℃前随着炭化温度升高, 生物碳质吸附剂的吸附性能逐渐增大, 即P100 < P200 < P250 < P300 < P400 (图1(a)). 当4-硝基甲苯为低浓度时, P400<P500;而高浓度时则为P400 > P500, 说明有多种吸附机制在起作用. 对高温处理后的生物碳质, 其吸附量大小为P600 < P500 < P700 < AC, 与样品的比表面积SA 大小一致(表1). 由表2可得, 对P100样品, 等温吸附曲线呈良好的线性关系(N 指数 =1.00); 但随着炭化温度升高, N 指数小于1.00, 并逐渐降低, 说明其非线性程度逐渐增加; 对P400~P700, 呈强的非线性吸附. 这主要是由于生物碳质的芳香性增加, 即从“软碳”逐渐过渡为“硬碳”, 同时比表面积增大造成的. 生物碳质N 指数与其芳香性(H/C 比值)呈良好的线性正相关(图2), 即芳香性越高, 非线性越强. 回归参数lg K f 与H/C 比值也呈良好的线性负相关, 即H/C 比值越小, lg K f 则越大. 因此, 由N ~H/C 比值、lg K f ~H/C 比值的线性回归方程(图2), 可预测不同炭化温度制得的生物碳质吸附剂的吸附性能. 生物碳质吸附剂的吸附性能的规律性变化, 是源于其结构变化而引起的分配作用和表面吸附作用的变迁所致, 将在吸附机制部分进一步探讨.2.3 吸附机制一般认为吸附作用主要由表面吸附(adsorption) 引起, 取决于吸附剂的比表面积大小. 1979年Chiou 等认为水中非离子有机污染物在土壤上的吸附机制为分配作用(partition)[7,18],即有机污染物“溶解”在固图1 水中4-硝基甲苯在生物质吸附剂上的等温吸附曲线中国科学B辑: 化学 2008年第38卷第6期表2 水中4-硝基甲苯在生物碳质吸附剂上的等温吸附曲线的回归参数Freundlich 回归参数高浓度线性回归参数样品名称N lg K f R K f线性方程R分配系数K om/mL·g−1Q max/mg·g−1Q max,SA c)/µmol·m−2P100 1.001 1.7600.99757.58Q = 57.71C e0.99857.7100 P200 0.765 2.8020.999633.4Q = 172.4C e + 36850.997172.4 2.685 3.15 P250 0.695 3.0980.9991254Q = 226.3C e + 74140.995226.37.414 5.68 P300 0.499 3.7680.9995864Q = 369.9C e + 204470.995369.920.457.49 P400 0.236 4.4680.99129343Q = 180.4C e + 653990.982180.465.40 4.24 P500 0.126 4.6750.99647326Q = 102.8C e + 723670.919102.872.37 2.23 P600 0.081 4.6710.99646914Q = 67.28C e + 603550.92767.2860.36 2.13 P700 0.070 5.1670.987146757Q = 140.0C e + 1865780.896140.0186.6 2.77 AC 0.135 5.3230.987210572Q = 276.6C e + 3673610.883276.6367.4 2.59a) Freundlich方程: Q = K f C e N, 其中Q为吸附量, mg/kg; C e为平衡浓度, mg/L; K f和N为回归系数，K f单位为[(mg/kg)/(mg/L)N]; R2为相关系数; b) 对等温吸附曲线的高浓度进行线性回归，回归方程的斜率为分配系数(K om); 截距为最大的表面吸附量(Q max, mg/g); c) Q max, SA = Q max÷SA÷137.1, 其中SA为生物碳质吸附剂的比表面积; 137.1为4-硝基甲苯分子的摩尔质量图2 水中4-硝基甲苯的吸附回归参数(N和lg K f)与生物碳质吸附剂的芳香性参数(H/C比值)之间的关系相有机质中,而表面吸附作用受到水膜的压制则可忽略不计,与比表面积无关. 对低温炭化制得的生物碳质吸附剂(P100), 其比表面积非常小(0.65m2·g−1), 但表现出较强的吸附性能(图1); 其等温吸附曲线为线性, 表明P100生物碳质的吸附机理是4-硝基甲苯在P100吸附剂-水之间的分配作用. 其吸附作用的大小可用分配系数K om描述, 即K om= K d/f om = Q P/C e, (1) 式中, Q P为溶质在吸附剂上由分配作用产生的吸附量, mg/kg; C e为溶质的平衡浓度, mg/L; f om为吸附剂有机质含量(f om=1); K om为f om标化的分配系数; K d为分配系数. 因此, K om则为等温吸附曲线的线性回归方程的斜率(表2), 即K om=K d =57.71 mL/g(P100). 从P200~P700样品的吸附性能可见,其存在多种吸附机制. 大量研究表明[4,5,7~9], 水中有机污染物在介质上的吸附作用包括分配作用和表面吸附作用; 分配作用表现为等温吸附曲线呈线性、弱的溶质吸收、非竞争吸附, 而表面吸附则为非线性、强的溶质吸收、竞争吸附. 作者曾定量描述过有机污染物在有机黏土上的分配作用和表面吸附作用的相对贡献率[4,5]. 但有关生物碳质吸附剂的定量吸附机理仍需要深入研究, 以期为指导设计高效多功能的新型吸附剂提供理论依据.为探讨生物碳质吸附剂的吸附机理及其与吸附剂本身的结构特征之间的定量关系, 将4-硝基甲苯在8个生物碳质上的等温吸附曲线分解为分配作用和表面吸附作用两部分, 即Q T = Q P + Q A,(2) 式中Q T, Q P, Q A分别为总吸附量、由分配作用和表面吸附作用产生的吸附量. 根据表面吸附和分配作用的特征, 在低浓度时有机物主要被吸附于表面吸附位, 并随其浓度升高而快速到达饱和; 而在高浓度时则主要由分配作用引起, 呈线性关系. 为此, 对高浓度范围的等温吸附曲线进行线性回归, 回归方程为:Q T = a C e + b,(3) 式中a, b分别为线性回归方程的斜率和截距. 由图1陈宝梁等: 生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理和表2可得, 在高浓度区域Q T~C e呈良好的线性关系. 参数a的物理意义为4-硝基甲苯在生物碳质上的分配作用大小(K om); 而b则为4-硝基甲苯在生物碳质上表面吸附的饱和吸附量(Q max)[4], 各个吸附剂的K om 和Q max见表2. 由方程(1)和(2)可得, 分配作用贡献为Q P = K om C e, 表面吸附作用的贡献量为Q A = Q T – Q P = Q T–K om C e. 据此, 绘制了分配作用和表面吸附作用对总吸附作用的相对贡献(见图3).图3 分配作用(∆)和表面吸附(×)对4-硝基甲苯在生物碳质吸附剂上的总吸附作用(■)的贡献量中国科学B辑: 化学 2008年第38卷第6期由图3可得, 生物碳质P100的吸附机理为分配作用, 几乎不存在表面吸附作用. 随炭化温度升高, 吸附剂(从P200到P700)的表面吸附作用的贡献逐渐增大, 与SA呈正相关. 对P200, P250, P300吸附剂, 由分配作用与表面吸附共同作用; 当4-硝基甲苯为低浓度时, 表面吸附>分配作用; 而在高浓度时, 则为分配作用的贡献>表面吸附的贡献. 对P400, P500, P600, P700吸附剂, 表面吸附的贡献>>分配作用的贡献. 生物碳质的分配系数K om与其极性指数(N+O)/C 之间的关系见图4(a). 由表2和图4(a)可见, 随着炭化温度升高, 分配作用从K om =57.71 mL/g (P100)逐渐增大为172.4 mL/g (P200), 226.3 mL/g (P250); 于P300达到最大(即K om =369.9mL/g), 比P100增大6.5倍; 接着K om则急剧下降为180.4 mL/g (P400), 102.8 mL/g (P500), 于P600达到最小(即67.28 mL/g), 与P100相当. 而到P700时, K om又上升为140 mL/g (大于P500和P600的K om); 因经700℃处理后, 吸附剂上的分配相应该完全被去除, K om增大不应为分配作用增强所致; 从其低表面极性、高比表面积和高芳香性的结构特征可见, 4-硝基甲苯可能在P700上发生孔隙填充作用(pore-filling)[19]. 由此可见, 从P100到P300吸附性能逐渐增大主要是由于表面吸附作用和分配作用同时增强所致. 如比较P400与P500, 在低浓度时, 以表面吸附为主, 故P500的吸附作用>P400的吸附作用; 在高浓度时, 表面吸附达到饱和, 以分配作用为主, 所以P400的吸附作用> P500的吸附作用(见图1(a)).分配作用与极性指数的规律性变化的原因取决于生物碳质上分配介质的“匹配性(compatibility)”和“有效性 (accessibility)”[16,20]. 根据“相似相容”原理和分配作用机制可得, 当炭化温度≤300℃时, 随温度升高, 生物碳质的非极性增强, 使4-硝基甲苯与生物碳质的极性更为匹配, 引起分配作用增大; 然而,当炭化温度≥400℃时, 虽然生物碳质的极性进一步降低, 但此时“软碳”进一步转化为“硬碳”, 引起生物碳质中产生分配作用的“有效性”降低, 造成300℃之后K om则急剧下降. 4-硝基甲苯在生物碳质上的Q max~比表面积(SA)之间的关系(图4(b))可见, 生物碳质的饱和表面吸附量与其比表面积呈良好的线性正关系,于P700达到最大值(186.6 mg/g), 但仍小于粉末活性炭(AC, 367.4 mg/g). Q max~ SA的良好线性关系反过来旁证了分解得到的表面吸附作用是合理的.为进一步探讨表面吸附作用, 计算了单位面积生物碳质对水中4-硝基甲苯的饱和表面吸附的摩尔数(Q max,SA), 即2maxmax,SA2(mg/g)1000(mol/mmol)(mol/m),SA(m/g)(mg/mmol)QQM×µµ=×(4) 式中, SA为生物碳质吸附剂的比表面积; M为4-硝基甲苯的相对分子质量, 137.1; 1000为量纲换算系数.计算得到的Q max,SA值列于表2中. 4-硝基甲苯的分子结构示意图及尺寸大小见图5, 计算得到其分子面积图4 4-硝基甲苯的吸附性能与生物碳质吸附剂的结构特征之间的关系(a) 分配系数(K om) ~ 极性((N+O)/C)关系; (b) 最大表面吸附量(Q max) ~ BET-N2比表面积关系陈宝梁等: 生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理图5 4-硝基甲苯的分子结构及尺寸大小示意图为0.678 nm2, 据此, 当单分子层排布时, 4-硝基甲苯分子的理论最大表面吸附量为2.45 µmol/m2. 由表2可得, 对“硬碳质”吸附剂(P500, P600, P700和AC吸附剂), 4-硝基甲苯的实验测的最大表面吸附量为2.13~2.77 µmol/m2, 与理论计算的最大吸附量(2.45 µmol/m2)相当, 表明表面覆盖(surface coverage)是主要的表面吸附机制. 然而, 对“软碳质”吸附剂(P200, P250, P300, P400), 其实际的最大表面吸附量(3.14~ 7.49 µmol/m2)则普遍高于理论计算值(2.45 µmol/m2), 意味着除了表面覆盖外还存在其他表面吸附作用机制.3结论(1) 生物碳质吸附剂对水中有机污染物具有强的吸附能力和大的吸附容量. 炭化温度调控其表面与结构特征, 进而决定其吸附性能和作用机制. 生物碳质的芳香性(H/C比值)随炭化温度的升高而急剧增加, 而其极性((N+O)/C比值)则急剧降低, 相应从“软碳质”逐渐过渡到“硬碳质”, 同时比表面积(SA)迅速增大. 吸附性能参数(N和lg K f) 与H/C比值呈良好的线性相关, 为制备特异的生物碳质吸附剂并预测其吸附性能提供理论依据.(2) 描述了表面吸附和分配作用与生物碳质的结构特征之间的定量关系. 表面吸附的贡献量随炭化温度升高而迅速增大,饱和表面吸附量与其SA呈良好的线性正关系. 对硬碳质吸附剂(如P500, P600, P700和AC), 4-硝基甲苯分子的最大表面吸附量(2.13~2.77 µmol/m2)与理论计算值(2.45 µmol/m2); 而对软碳质吸附剂(如P200, P250, P300, P400), 其最大表面吸附量则高于理论计算值.(3) 生物碳质的分配作用(K om)与其极性指数呈规律性变化, 取决于生物碳质的分配介质与有机污染物的“匹配性”和“有效性”. 随着炭化温度升高, K om 由57.71 mL/g (P100)线性增大为369.9 mL/g (P300); 接着, 又线性急剧下降为67.28 mL/g (P600);而对P700又升至K om =140 mL/g, 可能源于孔隙填充作用而非分配作用.参考文献1 Zhu L Z, Chen B L, Wang J, Shen H X. Pollution survey of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface water of Hangzhou, China.Chemosphere, 2004, 56(11): 1085—10952 Chen B L, Xuan X D, Zhu L Z, Wang J, Gao Y Z, Yang K, Shen X Y, Lou B F. Distributions of polycyclic aromatic hydrocarbons insurface waters, sediments and soils of Hangzhou city, China. Water Research, 2004, 38: 3558—35683 霍金仙, 刘会娟, 曲久辉, 茹加, 刘海宁, 李国亭. 三油酸甘油酯复合吸附剂去除狄氏剂和异狄氏剂的研究. 科学通报, 2005,50(18): 1957—19614 Zhu L Z, Chen B L. Sorption behavior of p-nitrophenol on the interface between anion-cation organobentonite and water. EnvironSci Technol, 2000, 34: 2997—30025 Zhu L Z, Chen B L, Shen X Y. Sorption of phenol, p-nitrophenol, and aniline to dual-cation organobentonites from water. EnvironSci Technol, 2000, 34: 468—4756 茹加, 刘会娟, 曲久辉, 王爱民, 代瑞华. 新型三油酸甘油酯-活性炭复合吸附剂的性能表征及吸附行为. 科学通报, 2005,50(22): 2563—25647 Chiou C T. Partition and adsorption of organic contaminants in environmental systems. John Wiley & Sons, Inc, 2002, 106—2138 Weber W J Jr, McGinley P M, Katd L E. 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Environ Sci Technol, 2007, 41: 1212—121720 Chen B L, Xing B S. Sorption and conformational characteristics of reconstituted plant cuticular waxes on montmorillonite. EnvironSci Technol, 2005, 39: 8315—8323。
生物碳质吸附剂的结构特征与吸附机理
02-0-005生物碳质吸附剂的结构特征与吸附机理陈宝梁*，周丹丹，朱利中浙江大学环境科学系，杭州310028, E-mail: blchen@我国水体有机微污染(如PAHs、PCBs、芳香硝基化合物)日趋严重, 对饮用水安全和人群健康构成严重威胁[1]。
寻找经济高效、环境友好的新型吸附剂已成为了环境科学与工程领域关注的焦点之一[2]。
森林火灾常以针叶树木为代价，松针作为森林中典型落叶之一, 其干燥后极易燃烧, 产生的生物碳质则大量积累于土壤中, 成为土壤碳黑的重要来源[3-4]。
本文以松针为生物质代表，在8个不同炭化温度(100、200、250、300、400、500、600、700˚C)下，制备了一系列生物碳质吸附剂[3]，用元素分析、比表面积、红外谱图和电镜扫描表征其结构特征；研究其吸附水中硝基苯、4-硝基甲苯、间二硝基苯和萘的性能, 探讨其机理与吸附剂结构之间的定量关系，为制备经济高效吸附剂提供理论依据。
结果表明，生物碳质吸附剂的芳香性随炭化温度的升高而急剧增加、极性指数((N+O)/C)则急剧降低, 逐渐从“软碳质”过渡到“硬碳质”, 同时其比表面积则迅速增大；生物碳质吸附剂对水中有机污染物具有强的吸附能力, 等温吸附曲线符合Freundlich方程, N指数和log K f与其芳香性呈良好的线性关系。
定量描述了分配作用与表面吸附对生物碳质总的吸附作用的贡献。
表面吸附贡献量随炭化温度升高而迅速增大，表面饱和吸附量(Q max,SA)与吸附剂的比表面积呈良好的正关系，硬碳质吸附剂的Q max,SA与单层平铺理论计算值相当；对极性化合物，软碳质吸附剂的Q max,SA值则高于理论值，而对非极性化合物则相反。
生物碳质的分配作用(K om)取决于分配介质与有机污染物的“匹配性”和“有效性”，随(N+O)/C降低呈现先升高后降低的趋势。
关键词：生物碳质吸附剂；有机污染物；分配作用；表面吸附作用；废水处理。
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展
生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展引言随着城市化和工业化的不断发展，污水处理成为一个严峻的环境问题。
污水中的有机物、重金属和营养物等成分不仅影响了环境质量，也对人类健康造成了严重的威胁。
而生物炭的出现为污水处理带来了新的解决方案。
生物炭是一种由生物质炭化而成的炭质产品，具有孔隙结构和大量的表面功能团，具有较高的吸附性能。
本文将针对生物炭对污水典型污染物的去除机理与应用研究进展进行讨论。
一、生物炭对污水有机物的去除机理1、吸附作用生物炭对污水有机物的去除主要通过吸附作用来实现。
生物炭表面的孔隙结构和功能团能够与有机分子形成作用力，从而吸附有机物分子，实现去除。
其吸附作用受到溶液pH、溶液中的离子强度、生物炭表面性质等因素的影响。
研究表明，生物炭对污水中的有机物具有较高的吸附能力，可有效去除污水中的挥发性有机物、酚类物质等。
2、微生物附着生物炭的表面具有丰富的微生物附着空间，这些微生物能够生长繁殖，并产生一系列分解有机物的酶和代谢产物，从而加速有机物的降解过程。
研究表明，在生物炭和微生物共同存在的条件下，污水中的有机物能够被有效去除。
3、化学氧化生物炭表面的功能团能够与污水中的有机物发生氧化反应，从而实现有机物的降解。
这种化学氧化作用对有机物的去除同样具有较高的效率。
2、还原沉淀生物炭表面的活性物质和功能团可与一些重金属形成沉淀，从而实现重金属的还原和沉淀。
这种还原沉淀作用对一些难降解的重金属离子同样具有较高的去除效率。
三、生物炭在污水处理中的应用研究进展1、污水生物处理系统生物炭能够与活性污泥、废水生物处理系统相结合，形成生物膜反应器、生物膜过滤器等污水处理设备。
通过生物炭的吸附作用和微生物附着功能，能够有效提高污水有机物和重金属的去除效率，从而改善污水处理系统的性能。
2、植物修复生物炭还能够与植物共同用于污水植物修复系统中。
生物炭可以作为土壤改良剂，改善土壤结构和保持水分，从而增强植物修复系统对污水的净化效果。
生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理
生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理随着工业化和城市化的快速发展，水环境面临着越来越严重的有机污染物问题。
有机污染物对水体生态系统和人类健康造成了严重威胁，因此急需寻找高效环保的水处理方法。
近年来，生物碳质吸附剂作为一种新兴的污染物吸附材料，得到了广泛关注。
本文将探讨生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理。
首先，生物碳质吸附剂的来源多样。
生物碳质吸附剂可以从各种生物质或废弃物中制备而成，例如植物残渣、农业废弃物、生物质炭等。
这些生物碳质吸附剂具有丰富的孔隙结构和高度的亲水性，能够较好地与水中的有机污染物发生作用。
其次，生物碳质吸附剂对水中有机污染物具有较高的吸附能力。
生物碳质吸附剂通过物理吸附和化学吸附两种方式去除水中的有机污染物。
物理吸附主要通过生物碳质吸附剂的大孔隙结构和高比表面积，使有机污染物能够进入材料孔隙并与其表面相互作用。
化学吸附则是通过生物碳质吸附剂上的官能团（如羟基、羧基等）与有机污染物中的官能团之间的化学作用进行。
此外，生物碳质吸附剂对不同类型的有机污染物具有较好的选择性。
由于生物碳质吸附剂具有不同的结构和成分，不同类型的有机污染物与生物碳质吸附剂之间的相互作用机理也不同。
例如，氨基酸类污染物与生物碳质吸附剂之间的吸附作用主要通过氢键和静电作用实现。
芳香类污染物则往往通过π-π堆积作用与生物碳质吸附剂相互作用。
最后，生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用受多种因素影响。
温度、pH值、溶液中的盐浓度以及吸附剂的原料来源和制备方法等都会对生物碳质吸附剂的吸附性能产生影响。
此外，吸附速率、饱和度、吸附容量以及吸附-脱附循环性能也是评价生物碳质吸附剂性能的重要指标。
综上所述，生物碳质吸附剂作为一种新兴的污染物吸附材料，在去除水中有机污染物方面具有潜力。
通过深入研究生物碳质吸附剂的吸附作用机理，可以提高其吸附效率和选择性，同时优化吸附剂的制备方法，以实现对水体中有机污染物的高效、环保去除。
《2024年生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理》范文
《生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，水体中有机污染物的含量逐渐增加，对环境和人类健康构成了严重威胁。
生物碳质吸附剂作为一种新兴的环保材料，因其具有良好的吸附性能和环保可持续性，被广泛应用于水中有机污染物的处理。
本文将重点探讨生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及其机理。
二、生物碳质吸附剂的概述生物碳质吸附剂主要由生物质材料经过热解、碳化等过程制备而成，具有比表面积大、孔隙结构丰富、化学稳定性好等优点。
其来源广泛，包括农业废弃物、木材废弃物、城市生活垃圾等，通过利用这些废弃物制备生物碳质吸附剂，不仅可以实现资源化利用，还能有效去除水中的有机污染物。
三、生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用1. 物理吸附作用：生物碳质吸附剂具有丰富的孔隙结构，通过范德华力、氢键等物理作用力吸附水中的有机污染物。
2. 化学吸附作用：生物碳质吸附剂表面含有大量的羟基、羧基等官能团，能与有机污染物发生化学反应，形成稳定的化合物。
3. 生物降解作用：生物碳质吸附剂本身具有一定的生物相容性，能作为微生物的载体，通过微生物的降解作用去除水中的有机污染物。
四、生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附机理1. 表面吸附机理：生物碳质吸附剂的表面具有较大的比表面积和丰富的孔隙结构，为有机污染物的吸附提供了条件。
当水中的有机污染物与生物碳质吸附剂接触时，通过范德华力、氢键等物理作用力被吸附在吸附剂表面。
2. 离子交换机理：生物碳质吸附剂表面带有负电荷，能与水中的阳离子型有机污染物发生离子交换作用，从而将其去除。
3. 官能团作用机理：生物碳质吸附剂表面含有大量的羟基、羧基等官能团，能与有机污染物发生化学反应，形成稳定的化合物。
这种化学反应包括配位交换、络合作用等。
4. 微生物降解机理：生物碳质吸附剂可作为微生物的载体，为其提供生长和繁殖的场所。
在适宜的条件下，微生物能将水中的有机污染物降解为无害物质，从而达到净化水质的目的。
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1112)测定 8 种生物碳质吸附剂(P100-P700)中的 C, H, N 元素百分含量. 因样品经脱除灰分后使用, 故 O 元 素含量通过差减法得到; 样品平行测定 2 次, 用平均 值计算了各吸附剂中 H/C 和(N+O)/C 的原子比. H/C,
2.2 吸附性能
比较研究了 8 个生物碳质吸附剂(P100-P700)和 1 个 AC 对水中 4-硝基甲苯的吸附作用, 绘制了等温吸 附曲线(见图 1), 并对吸附数据进行拟合. 结果表明, 该等温吸附曲线符合 Freundlich 方程(见表 2). 由图 1 和表 2 可得, 生物碳质吸附剂对水中有机污染物具有 强的吸附能力, 在 400℃前随着炭化温度升高, 生物 碳质吸附剂的吸附性能逐渐增大, 即 P100 < P200 < P250 < P300 < P400 (图 1(a)). 当 4-硝基甲苯为低浓 度时, P400<P500;而高浓度时则为 P400 > P500, 说明 有多种吸附机制在起作用. 对高温处理后的生物碳 质, 其吸附量大小为 P600 < P500 < P700 < AC, 与样 品的比表面积 SA 大小一致(表 1). 由表 2 可得, 对 P100 样品, 等温吸附曲线呈良好的线性关系(N 指数
质量组成
原子比
C/%
H/%
N/%
O/%
(N+O)/C
O/C
H/C
50.34
6.09
0.70
42.87
0.651
0.639
1.440
56.58
5.66
0.87
36.88
0.502
0.489
1.191
60.48
5.47
0.85
33.20
0.424
0.412
1.077
67.55
4.23
1.06
27.15
0.315
及修复/缓解途径和机制, 因此, 研究其吸附机理一
直是环境科学和土壤化学的热点方向之一 [7~9]. 最近 5H
研究表明, 环境中普遍存在生物碳质如木炭、焦炭、
烟炱等 [10,11], 且具有超强的吸附性能 [12,13], 但有关其
6H
7H
吸附机理, 特别是与生物碳质的结构之间的定量关
系尚待深入 [14]. 同时, 对吸附机理及其与吸附剂结 8H
530
中国科学 B 辑: 化学 2008 年 第 38 卷 第 6 期
之一以及有机农药的降解产物的典型代表. 为此, 本 文以松针为生物质代表, 在 8 个不同炭化温度(100, 200, 250, 300, 400, 500, 600, 700℃)下, 制备了一系列 生物碳质吸附剂, 用元素分析(CHN)和BET-N2 比表 面积表征其结构和表面特征; 以 4-硝基甲苯为目标, 以批量平衡法, 研究其吸附水中有机污染物的吸附 性能, 探讨其机理及其与吸附剂的结构特征之间的 定量关系, 为制备经济高效吸附剂、预测生物碳质的 吸附性能与机制提供理论依据.
531
陈宝梁等: 生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理
样品 名称
P100 P200 P250 P300 P400 P500 P600 P700
表1
处理温度/℃
100 200 250 300 400 500 600 700
生物碳质吸附剂的元素(CHNO)质量组成、原子比及其BET-N2比表面积
处理的新型吸附剂已成为了环境科学与工程领域关
注的焦点之一 [3], 其中涉及活性炭、有机黏土 [4,5]、
2H
3H
三油酸甘油酯-活性炭复合吸附剂 [6]等, 但对环境友 4H
好的生物碳质吸附剂的研究几乎为空白. 有机污染
物的吸附作用是非常典型的环境化学行为, 决定其
在土壤和水环境中的迁移转化、归趋、生物生态效应
(N+O)/C 比值分别表示生物碳质吸附剂的芳香性、极 性大小. 用 NOVA-2000E 表面积分析仪测定吸附剂 的比表面积(BET-N2 法).
1.4 等温吸附线绘制 用批量平衡法绘制了 8 种生物碳质吸附剂和 1
种 AC 对水中 4-硝基甲苯的等温吸附曲线. 具体步骤 为: 分别称取一定质量的样品于 8 mL 的样品瓶中, 分别加入 8 mL 不同起始浓度的 4-硝基甲苯溶液(0～ 320 mg/L), 共包括 10 个浓度点, 每个点重复 2 次, 同 时做 2 组对照空白(不加吸附剂); 使用的吸附背景液 为 pH = 7, 0.01 mol/L CaCl2 和 200 mg/L NaN3 混合溶 液, 以保证 4-硝基甲苯处于分子状态, 并控制离子强 度、抑制微生物降解作用. 样品瓶加盖内垫锡箔纸的 聚四氟乙烯垫片的盖子, 在(25±0.5)℃, 20 r/min, 避 光条件下旋转振荡 3 d; 平衡后, 于 4000 r/min 下离心 15 min; 取一定量上清液, 稀释后, 用岛津-2550 紫外 分光光度计于 284 nm 下测定吸光度, 计算平衡浓度. 实验表明, 瓶子吸附、挥发、生物降解、光降解损失 可忽略不计, 因此, 吸附量用质量差减法计算, 由平 衡浓度和吸附量绘制等温吸附曲线.
关键词
生物碳质吸附剂 有机污染物 分配作用 表面吸附作用 废水处理
我国水体有机微污染(如PAHs, PCBs, 芳香硝基
化合物)日趋严重, 其中痕量的有机污染物常具高生
物积累性、“三致”效应, 而且当前的水处理技术难以
有效去除此类有机污染物, 对饮用水安全和人群健
康构成严重威胁 [1,2]. 寻找经济高效、适合于饮用水 1H
浙江大学环境科学系, 杭州 310028 *联系人, Email: b0H lchen@
收稿日期: 2007-09-06; 接受日期: 2007-10-25 国家自然科学基金(批准号: 20577041)和教育部“新世纪优秀人才支持计划”(批准号: NCET-05-0525)资助项目
2 结果与讨论
2.1 生物碳质吸附剂的结构特征 在不同炭化温度下制得的生物碳质吸附剂具有
不均匀结构, 其C, H, N, O元素的质量分数, H/C和 (N+O)/C原子比, BET-N2 比表面积(SA)见表 1. 随着 炭化温度升高, 吸附剂的碳含量从 50.34%(P100)上 升到 84.61%(P700);相应的氢和氧的含量则分别从 6.09%, 42.87%下降为 1.25%, 13.04%. 人们常分别用 H/C, (N+O)/C原子比表征吸附剂的芳香性和极性指 数的大小 [16], 即H/C越小则芳香性越高、(N+O)/C比
1H
值大则极性越大. 由表 1 可见, P100 样品为高极性和 脂肪性, 但随炭化温度的升高, 生物碳质吸附剂的芳 香性急剧增加, 而其极性则急剧降低. 随着极性降低 和芳香性的增大, 意味着生物碳质逐渐从“软碳质”过 渡到“硬碳质”[17]. 同时, SA也发生着规律性的变化.
12H
P100 样品的SA 非常小(仅 0.65 m2/g), 而随炭化温度 升高而逐渐增大, 到 300℃时增至 19.92 m2/g; 温度增 加到 400℃时SA则突跃为 112.4 m2/g; 而P500 的
中国科学 B 辑:化学 2008 年 第 38 卷 第 6 期: 530 ~ 537
《中国科学》杂志社
SCIENCE IN CHINA PRESS
生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及 机理
陈宝梁*, 周丹丹, 朱利中, 沈学优
=1.00); 但随着炭化温度升高, N 指数小于 1.00, 并逐 渐降低, 说明其非线性程度逐渐增加; 对 P400~P700, 呈强的非线性吸附. 这主要是由于生物碳质的芳香 性增加, 即从“软碳”逐渐过渡为“硬碳”, 同时比表面 积增大造成的. 生物碳质 N 指数与其芳香性(H/C 比 值)呈良好的线性正相关(图 2), 即芳香性越高, 非线 性越强. 回归参数 lgKf 与 H/C 比值也呈良好的线性负 相关, 即 H/C 比值越小, lgKf 则越大. 因此, 由 N~H/C 比值、lgKf~H/C 比值的线性回归方程(图 2), 可预测 不同炭化温度制得的生物碳质吸附剂的吸附性能. 生物碳质吸附剂的吸附性能的规律性变化, 是源于 其结构变化而引起的分配作用和表面吸附作用的变 迁所致, 将在吸附机制部分进一步探讨.
0.65 6.22 9.52 19.92 112.4 236.4 206.7 490.8
SA 为 236.4 m2/g, 大于 P600 的 SA(206.7 m2/g); 最终 到 700℃时 SA 则高达 491 m2/g. 可见, 温度可调控生 物碳质的表面结构和性质, 将对其吸附特征和机理 产生重要影响.
0.301
0.746
76.04
2.88
1.13
19.94
0.209
0.197
0.451
79.38
2.20
1.08
17.34
0.175
0.164
0.329
83.00
1.80
0.95
14.24
0.139
0.129
0.258
84.61
1.25
1.10
13.04
0.127
0.116
0.176
比表面积/m2·g−1
1.2 生物碳质吸附剂的制备 生物碳质吸附剂的制备采用限氧升温炭化法 [14].
10H
具体为: 称取 20 g过 0.154 mm筛子的松针粉末于坩 埚中, 盖上盖子, 置于一定温度(100, 200, 250, 300, 400, 500, 600, 700℃)的马弗炉中炭化 6 h; 经冷却至 室温后取出; 制得的炭化产物用 200 mL 1 mol/L的 HCl溶液处理 12 h, 去除灰分; 经过滤, 用蒸馏水洗 至中性后, 于 70~80℃过夜烘干; 过 0.154 mm筛子, 装于棕色瓶中, 作为生物碳质吸附剂用于结构表征 和吸附实验. 制得的样品标记为P100, P200, P250, P300, P400, P500, P600 和P700, 其中P代表松针, 后 面的数字代表所使用的炭化温度.