水中重金属离子吸附研究
废水处理中纳米材料对重金属离子的吸附机理研究
废水处理中纳米材料对重金属离子的吸附机理研究随着经济的迅速发展和人口的不断增加，水资源日益紧张，水污染问题也日益突出。
废水处理成为了日常生活中必不可少的环节。
众所周知，工业生产中会产生很多有毒有害的废水，其中重金属污染最为严重。
因此，研究废水处理技术，特别是纳米材料对重金属离子的吸附机理的研究具有重要的意义。
一、问题的背景在众多的废水处理技术中，利用纳米材料进行重金属的吸附是当前研究的热门话题。
纳米材料的特殊结构和表面活性可有效地提高重金属离子的吸附量，对于废水处理行业具有十分重要的意义。
纳米材料的应用可以出现很多问题，例如，纳米材料与重金属离子的相互作用机制还不清楚，不同形态和尺寸的纳米材料对重金属离子的吸附效应还未研究深入。
因此，在研究纳米材料对重金属离子的吸附机理方面，迫切需要进行一系列深入的研究。
二、纳米材料对重金属的吸附机理（一）纳米材料表面活性纳米材料的表面活性是纳米材料对重金属离子吸附效果的重要影响因素。
纳米材料表面上具有大量未饱和键和活性官能团，通过利用表面上的官能团进行官能化改性，可以增强纳米材料的吸附能力。
例如，羧基、磺酸基等官能化改性后的纳米材料具有更强的吸附能力。
（二）纳米材料粒径和形态纳米材料的粒径和形态对纳米材料的吸附性能也有一定的影响。
通常来说，越小的纳米材料颗粒吸附的重金属离子越多。
而纳米材料的形态则与其晶体结构有关，不同的晶体结构会影响纳米材料表面的化学活性和空间结构，从而对吸附重金属的效果产生影响。
（三）重金属离子的物理化学性质重金属离子的物理化学性质对其在废水处理中的吸附效果也起着很大的影响。
例如，重金属离子的电荷性质和离子半径大小对其在纳米材料表面的吸附能力会产生很大的影响。
同时不同重金属离子之间的相互作用也会对吸附效率产生影响。
例如，某些重金属离子之间具有竞争性吸附，纳米材料对其的吸附量会受到影响。
三、纳米材料吸附机理研究的应用前景（一）水处理行业纳米材料的应用在水处理领域已经日益普遍。
重金属离子吸附材料的研究与应用
重金属离子吸附材料的研究与应用重金属离子是指化学元素周期表中原子序数大于20的金属离子，因为其具有较高的稠密度和电子密度，所以具有一定的毒性和生物累积效应。
它们可以从环境污染源中进入到土壤、水体和大气中，从而对人类和生态环境造成威胁。
为了减轻重金属污染带来的不良影响，研究和应用重金属离子吸附材料成为了一种重要的解决方法。
一、重金属离子吸附材料的特点重金属离子吸附材料是一种可以捕获和去除重金属离子的材料，它具有以下几个特点：1.高吸附性能：重金属离子吸附材料具有高效的吸附性能，能够快速捕获环境中的重金属离子，从而降低其浓度。
2.良好的选择性：重金属离子吸附材料具有一定的选择性，能够在环境中选择性地捕获特定种类的重金属离子。
3.可循环使用：重金属离子吸附材料可以循环使用，即在捕获重金属离子之后，它可以被再次用于吸附，从而减少材料的浪费。
4.低成本：重金属离子吸附材料的制备成本相对较低，同时材料的使用寿命较长，能够有效地降低治理重金属污染的成本。
二、重金属离子吸附材料的研究目前，常见的重金属离子吸附材料主要有以下几种类型：1.离子交换树脂：离子交换树脂是一种具有不同离子交换基团的高分子化合物，通过与水中的金属离子发生离子交换反应来去除重金属离子。
2.吸附剂：吸附剂是一种具有高比表面积的介孔材料，其中间存在大量的可用吸附位点，能够快速去除环境中的重金属离子。
3.沸石：沸石是一种具有良好离子交换性的天然矿物质，其内部具有球形的孔道结构，能够对重金属离子进行高效捕获。
4.生物吸附剂：生物吸附剂是利用生物吸附材料作为载体，通过微生物或植物等生物源对重金属离子进行络合去除，具有高效、环保的特点。
三、重金属离子吸附材料的应用目前，重金属离子吸附材料已经广泛应用于多个领域。
具体包括：1.环境领域：重金属离子吸附材料被广泛应用于治理水体和土壤中的重金属污染，可以降低重金属离子的浓度，从而减轻其对人体和生态环境的影响。
高锰酸钾溶液对水中重金属离子的吸附性能研究
高锰酸钾溶液对水中重金属离子的吸附性能研究摘要：水污染已成为世界各地面临的重要环境问题之一。
其中，重金属污染物对水体的污染十分严重，并且对生态环境和人体健康有着重大的影响。
因此，针对重金属离子的吸附技术备受关注。
本研究旨在探究高锰酸钾溶液对水中重金属离子的吸附性能，通过实验方法研究了吸附剂质量浓度、反应时间、初始pH值和温度对吸附效果的影响。
实验结果表明，高锰酸钾溶液对水中重金属离子具有较好的吸附性能，可以作为有效的水处理技术之一。
1. 引言水是生命之源，但由于工业化进程的不断推进和人类活动的增加，水资源遭受到严重的污染。
重金属污染是水污染的重要组成部分，对环境和健康造成了潜在的威胁。
因此，研究和开发有效的重金属离子去除技术对于保护水资源和生态环境至关重要。
本研究旨在探究高锰酸钾溶液对水中重金属离子的吸附性能，为水处理领域的研究和应用提供科学依据。
2. 实验方法2.1 实验材料本实验采用的是优质高锰酸钾溶液和水样。
2.2 实验装置实验装置主要包括磁力搅拌器、恒温水浴槽、离心机和紫外-可见分光光度计等。
2.3 实验步骤首先，制备一系列高锰酸钾溶液的不同质量浓度，设置实验组和对照组。
然后，分别将待测水样与高锰酸钾溶液混合，并通过磁力搅拌器将其搅拌均匀。
在一定时间内，取样品进行离心处理，并测量上清液中重金属离子浓度。
最后，通过紫外-可见分光光度计对吸附后的高锰酸钾溶液进行分析。
3. 结果与讨论3.1 吸附剂质量浓度对吸附性能的影响通过改变高锰酸钾溶液的质量浓度，实验结果显示，吸附剂浓度的增加可以显著提高重金属离子的吸附量。
这表明，增加吸附剂的用量可以提高吸附效果。
3.2 反应时间对吸附性能的影响实验中，我们调节反应时间，并观察到吸附效果的变化。
结果显示，随着反应时间的延长，吸附量逐渐增加，但达到一定时间后趋于稳定。
这意味着在一定的反应时间内，重金属离子的吸附达到平衡状态。
3.3 初始pH值对吸附性能的影响我们调节初始pH值，并测量吸附效果。
铅离子吸附实验报告
一、实验目的1. 了解铅离子吸附的基本原理和方法；2. 掌握不同吸附材料对铅离子的吸附效果；3. 分析影响铅离子吸附的因素。
二、实验原理铅是一种重金属元素，对环境和人体健康都有很大的危害。
本实验采用吸附法去除水中的铅离子，主要原理是利用吸附剂对铅离子进行选择性吸附，从而达到净化水质的目的。
三、实验材料与仪器1. 实验材料：- 铅离子标准溶液；- 吸附剂：活性炭、氢氧化铝、沸石等；- 铅离子吸附剂；- 水样。
2. 实验仪器：- pH计；- 电子天平；- 恒温水浴锅；- 分光光度计；- 烧杯、漏斗、滤纸等。
四、实验步骤1. 准备实验溶液- 配制一定浓度的铅离子标准溶液；- 配制不同pH值的实验溶液。
2. 吸附实验- 将一定量的吸附剂加入实验溶液中；- 在恒温水浴锅中搅拌一定时间；- 滤除吸附剂，测定滤液中铅离子的浓度。
3. 结果分析- 计算不同吸附剂对铅离子的吸附率；- 分析不同pH值、吸附时间、吸附剂用量等因素对铅离子吸附的影响。
五、实验结果与分析1. 不同吸附剂对铅离子的吸附效果- 活性炭对铅离子的吸附效果较好，吸附率为85.3%；- 氢氧化铝对铅离子的吸附效果次之，吸附率为73.6%；- 沸石对铅离子的吸附效果较差，吸附率为59.2%。
2. pH值对铅离子吸附的影响- 当pH值为6时，活性炭对铅离子的吸附效果最佳；- 当pH值为8时，氢氧化铝对铅离子的吸附效果最佳；- 当pH值为7时，沸石对铅离子的吸附效果最佳。
3. 吸附时间对铅离子吸附的影响- 在吸附时间为30分钟时，活性炭对铅离子的吸附效果最佳；- 在吸附时间为20分钟时，氢氧化铝对铅离子的吸附效果最佳；- 在吸附时间为15分钟时，沸石对铅离子的吸附效果最佳。
4. 吸附剂用量对铅离子吸附的影响- 随着吸附剂用量的增加，铅离子的吸附率逐渐提高；- 当吸附剂用量达到一定值后，铅离子的吸附率趋于稳定。
六、结论1. 活性炭、氢氧化铝、沸石等吸附剂对铅离子具有一定的吸附能力，其中活性炭的吸附效果最佳；2. pH值、吸附时间、吸附剂用量等因素对铅离子的吸附效果有显著影响；3. 本实验为铅离子吸附净化水质提供了一定的理论依据和实验数据。
石墨烯及其复合材料对水中重金属离子Pb2+的吸附性能研究进展
石墨烯及其复合材料对水中重金属离子Pb2+的吸附性能研究进展石墨烯由于其独特的二维结构、极高的比表面积和优异的力学性能，在环境污染治理领域表现出了巨大的应用潜力。
石墨烯的复合材料因具有石墨烯和其他功能材料的优势，被广泛应用于水处理领域。
本文将从石墨烯及其复合材料对水中重金属离子Pb2+的吸附性能进行综述与分析。
二、石墨烯及其复合材料对Pb2+的吸附性能1. 石墨烯对Pb2+的吸附性能石墨烯由于其大的比表面积、丰富的官能团、高载流子迁移率等特性，对于重金属离子的吸附具有很好的性能。
研究表明，石墨烯的吸附量和吸附速度都远远高于传统的吸附材料，如活性炭。
石墨烯对Pb2+的吸附过程主要受到静电吸附、络合和离子交换等机制的影响。
2. 石墨烯复合材料对Pb2+的吸附性能除了石墨烯本身的优异性能外，石墨烯复合材料在吸附Pb2+方面也表现出了很好的性能。
石墨烯复合材料由于其复合材料的协同效应和增强效应，能够提高对Pb2+的吸附能力和吸附速度。
例如氧化石墨烯、石墨烯纳米颗粒复合材料等，都能够有效吸附Pb2+，并且具有很高的循环使用性能和稳定性。
三、研究进展和存在问题1. 研究进展近年来，关于石墨烯及其复合材料对水中重金属离子Pb2+的吸附性能的研究取得了许多进展。
研究者通过改善石墨烯材料的结构和表面性质，设计合成了多种高效的石墨烯复合材料，提高了对Pb2+的吸附性能。
也有研究者对石墨烯复合材料的吸附机制进行了深入研究，为石墨烯复合材料的设计和性能优化提供了理论基础。
2. 存在问题尽管石墨烯及其复合材料在吸附Pb2+方面表现出了较好的性能，但其应用仍存在一些问题。
在工程应用中，石墨烯的生产成本较高，且存在一定的分散性和稳定性问题。
石墨烯的稳定性和循环使用性能也需要进一步提高。
对于石墨烯复合材料的吸附机制和影响因素的研究仍然不够深入，需要进一步加强。
石墨烯及其复合材料对水中重金属离子Pb2+的吸附性能具有很好的应用前景。
纳米零价铁去除水中重金属离子的研究进展
纳米零价铁去除水中重金属离子的研究进展纳米零价铁去除水中重金属离子的研究进展摘要：水污染是影响人类健康和生态环境的重要问题之一。
重金属离子是常见的水污染物之一，其具有毒性和蓄积性，对人体和生态系统造成潜在危害。
纳米零价铁（nZVI）因其卓越的还原性能和高效的去除能力，成为一种重要的去除重金属离子的材料。
本文综述了纳米零价铁在去除水中重金属离子方面的研究进展，包括合成方法、去除机理、影响因素以及应用前景。
1. 引言水是维持生命和支持人类社会发展的基本资源，但随着工业化和城市化的快速发展，水污染问题日益严重。
重金属离子是水污染中的重要成分，常见的包括铅、铬、镉、汞等。
这些重金属离子在水体中经过生物积累，会对人体健康和生态系统造成潜在危害，因此寻找一种高效可行的去除方法变得迫切。
2. 纳米零价铁的合成方法纳米零价铁是一种由纳米级铁粒子组成的材料，其具有很高的比表面积和活性。
目前，常见的合成方法包括还原法、凝胶法、气相法等。
还原法将铁盐与还原剂反应生成纳米零价铁，可通过调控反应条件（温度、pH值等）和添加助剂来控制纳米零价铁的尺寸和形貌。
3. 纳米零价铁的去除机理纳米零价铁能够与重金属离子发生还原反应，将其转化为可沉淀的金属颗粒或生成难溶的金属化合物，从而实现重金属离子的去除。
此外，纳米零价铁还具有表面吸附能力，可以通过静电作用或络合反应吸附重金属离子。
4. 影响因素纳米零价铁去除重金属离子的效果受多种因素影响，如纳米零价铁的粒径、溶液pH值、溶液温度、重金属离子浓度等。
这些因素的改变会影响重金属离子与纳米零价铁的接触面积、还原速率和吸附能力，从而影响去除效果。
5. 应用前景纳米零价铁作为一种高效的去除重金属离子的材料，具有广阔的应用前景。
目前，纳米零价铁已被广泛应用于地下水、饮用水和废水处理领域。
未来，随着合成方法和性能的不断改进，纳米零价铁在水污染治理中的应用前景将更加广阔。
6. 结论纳米零价铁是一种有效去除水中重金属离子的材料，具有良好的应用前景。
活性炭吸附废水中重金属离子的研究
活性炭吸附废水中重金属离子的研究废水排放对环境污染和资源浪费具有极大的影响。
其中，重金属是一种常见的废水污染物，而且有着极强的毒性和难以降解的特点。
活性炭吸附是一种有效的治理重金属废水的方法，其工艺简单、成本低、效果好，已被广泛应用于工业和农业生产中。
本文将就活性炭吸附废水中重金属离子的研究进行探讨。
一、活性炭吸附原理活性炭的吸附原理是通过其多孔性和表面活性来吸附溶在水中的废物和有机物质。
其中，表面活性是指物质表面的分子组成，以及物质与水分子结合的情况。
对于重金属离子，其电荷多，因此在与活性炭分子结合时，会形成一种静电吸引力，使重金属离子被活性炭吸附。
二、活性炭吸附对重金属离子的影响1. pH值和离子交换pH值是影响重金属吸附效果的重要因素。
一般来说，在酸性条件下，重金属的离子交换能力较强，而在碱性条件下，重金属离子更容易被活性炭吸附。
因此，活性炭吸附重金属离子时需要根据不同的废水来源和水质情况来调节水质，以达到最佳吸附效果。
2. 活性炭孔径大小孔径大小对活性炭吸附重金属离子也有着显著的影响。
一般认为，孔径越小，活性炭吸附重金属离子的能力越强。
这是因为，较小的孔径可以提供更多的吸附面积，并且能够更容易地通过静电力作用，将重金属离子吸附在孔壁上。
3. 活性炭表面官能团活性炭表面的官能团种类和数量也会影响其吸附重金属离子的能力。
不同种类的官能团对重金属离子的亲和性有着不同的影响，而官能团数量多的活性炭表面亲和性更强。
因此，在生产过程中，要根据不同的废水来源和水质情况，选择含有不同官能团的活性炭，以达到更好的吸附效果。
三、活性炭吸附重金属离子的应用活性炭吸附重金属离子已被广泛应用于各种工业和农业生产中，如印染、制革、化工、炼油、金属加工等领域。
此外，活性炭吸附重金属离子也可以应用于废水再生、水源矫正、废气吸附等方面，具有广泛的应用前景和发展空间。
四、活性炭吸附废水中重金属离子存在的问题虽然活性炭吸附废水中重金属离子的效果明显，但也存在一些问题和挑战。
《重金属离子吸附材料的制备及性能研究》范文
《重金属离子吸附材料的制备及性能研究》篇一一、引言随着工业化的快速发展，重金属离子污染问题日益突出，对于环境和人类健康构成了严重威胁。
因此，开发高效、环保的重金属离子吸附材料成为当前研究的热点。
本文旨在研究重金属离子吸附材料的制备方法及其性能，以期为相关领域的研究和应用提供参考。
二、制备方法1. 材料选择制备重金属离子吸附材料的主要原料包括基体材料、吸附剂和助剂等。
基体材料一般选用具有较大比表面积和多孔结构的材料，如活性炭、硅藻土等。
吸附剂则选用具有较强吸附能力和选择性的化学物质，如有机配体、无机化合物等。
助剂则用于改善材料的性能，如增强吸附能力、提高稳定性等。
2. 制备过程制备过程主要包括混合、成型、干燥、烧结等步骤。
首先，将基体材料、吸附剂和助剂按一定比例混合均匀，然后进行成型，如压制、挤出等。
接着进行干燥处理，以去除水分。
最后，进行烧结处理，使材料具有一定的强度和稳定性。
三、性能研究1. 吸附性能重金属离子吸附材料的吸附性能是其最重要的性能指标。
通过实验测定，该材料对重金属离子的吸附能力较强，且选择性好，能够有效地去除水中的重金属离子。
此外，该材料还具有较快的吸附速度和较高的吸附容量。
2. 稳定性稳定性是衡量材料性能的重要指标之一。
该重金属离子吸附材料在酸、碱、盐等不同环境下均表现出较好的稳定性，能够长期稳定地吸附重金属离子。
3. 可再生性该材料在吸附饱和后，可以通过一定的方法进行再生，重复使用。
再生过程中，材料的性能基本不变，且再生后的吸附能力与新制备的材料相当。
四、应用前景重金属离子吸附材料在环境保护、水资源净化、废水处理等领域具有广泛的应用前景。
该材料可以用于处理含有重金属离子的工业废水、生活污水等，有效地去除水中的重金属离子，保护环境和人类健康。
此外，该材料还可以用于土壤修复、固体废弃物处理等领域。
五、结论本文研究了重金属离子吸附材料的制备方法及其性能，通过实验测定，该材料具有较好的吸附性能、稳定性和可再生性。
生物炭吸附废水中重金属离子的研究进展
生物炭吸附废水中重金属离子的研究进展生物炭（biochar）是一种由生物质材料经过干燥、高温热解或炭化而制得的碳质产物。
由于其特殊的孔隙结构和化学性质，生物炭被广泛应用于吸附废水中的重金属离子。
本文将探讨生物炭在吸附废水中重金属离子方面的研究进展。
首先，生物炭的制备方法与性质对其吸附性能具有重要影响。
制备生物炭的原料种类、炭化温度和时间等因素会影响生物炭的孔隙结构和表面化学官能团的含量。
较高的炭化温度和时间能够使生物炭具有更多的微孔和介孔，提高其特定表面积和孔容，增加重金属离子的吸附位点。
此外，生物炭的表面官能团（如羟基、羧基和胺基等）也对重金属离子的吸附具有重要影响。
这些官能团能够与重金属离子形成氢键、配位键等化学键，增加吸附能力。
其次，生物炭对重金属离子的吸附行为受多个因素的制约。
pH值是影响重金属离子吸附的重要因素之一。
通常情况下，生物炭对重金属离子的吸附能力在酸性环境中较高，而在碱性环境中较低。
这是由于酸性环境下，生物炭表面官能团的负离荷有利于重金属离子的吸附。
此外，重金属离子的浓度、离子尺寸和电荷状态等也会影响生物炭对其吸附能力。
第三，各类生物炭对不同重金属离子的吸附能力存在差异。
研究表明，不同原料制备的生物炭对不同重金属离子的吸附能力存在显著差异。
例如，高炭化温度制备的生物炭更适合吸附铅离子，而较低炭化温度制备的生物炭则对镉离子的吸附效果较好。
此外，杏仁壳生物炭对铜离子的吸附性能更为突出，而竹炭则对镍离子的吸附效果较好。
因此，在实际应用中，应根据废水中重金属离子的特性选择合适的生物炭。
最后，生物炭的再生与废弃物资源化也是当前研究的热点。
当生物炭饱和吸附重金属离子后，可以采用各种方法对其进行再生，如酸碱洗法、电解法和生物修复等。
这不仅能够提高生物炭的重复利用率，还能够回收废弃物中的重金属离子。
因此，生物炭的研究不仅有助于净化废水，还具有环境保护和资源回收的双重效益。
综上所述，生物炭作为一种新型的吸附材料，在废水处理中具有良好的应用前景。
硅藻土对废水中重金属离子的吸附性能研究
硅藻土对废水中重金属离子的吸附性能研究一、本文概述随着工业化的快速发展，大量重金属离子被排放到环境中，对生态系统和人类健康构成严重威胁。
因此，开发高效、环保的重金属离子去除技术显得尤为重要。
硅藻土作为一种天然的多孔材料，因其独特的物理化学性质，如高比表面积、丰富的表面官能团和良好的吸附性能，被广泛应用于废水中重金属离子的去除。
本研究旨在深入探究硅藻土对废水中重金属离子的吸附性能，以期为重金属污染治理提供理论支持和实际应用参考。
本研究首先对硅藻土进行表征分析，包括其比表面积、孔结构、表面官能团等性质的研究，为后续吸附实验提供基础数据。
接着，通过批量吸附实验，系统研究硅藻土对不同重金属离子的吸附行为，包括吸附动力学、吸附热力学、吸附等温线等。
通过改变实验条件，如pH值、温度、离子强度等，探究这些因素对硅藻土吸附性能的影响。
本研究还将通过解吸实验和再生实验，评估硅藻土的重复利用性能，为其在实际应用中的长期稳定性和可持续性提供依据。
通过本研究，我们期望能够全面揭示硅藻土对废水中重金属离子的吸附机理和性能，为重金属污染治理提供新的思路和方法。
本研究结果也将为硅藻土在环境保护领域的广泛应用提供有力支撑。
二、文献综述随着工业化的快速发展，重金属污染问题日益严重，对人类健康和生态环境构成巨大威胁。
废水中重金属离子的有效去除已成为环境保护领域的研究热点。
在众多处理方法中，吸附法因其操作简便、成本较低、效率较高等特点而备受关注。
硅藻土作为一种天然的多孔材料，具有丰富的孔结构、高比表面积和良好的吸附性能，被广泛应用于废水处理领域。
国内外学者对硅藻土吸附重金属离子的性能进行了大量研究。
硅藻土的吸附性能与其物理化学性质密切相关，如比表面积、孔结构、表面官能团等。
硅藻土的比表面积越大，孔结构越发达，越有利于重金属离子的吸附。
硅藻土表面的羟基、羧基等官能团也能与重金属离子发生络合反应，进一步提高吸附效果。
关于硅藻土对废水中重金属离子的吸附性能，已有研究表明，硅藻土对Cu²⁺、Pb²⁺、Cd²⁺等多种重金属离子均具有良好的吸附效果。
重金属离子在水中的吸附行为研究
重金属离子在水中的吸附行为研究重金属污染是工业生产和人类文明发展所带来的一大污染问题。
随着经济的发展，人们对环境保护的意识也逐渐增强，对重金属污染的研究也越来越深入。
重金属离子在水中的吸附行为是研究重金属污染防治的重要方向之一。
一、什么是重金属离子重金属是指相对于其他元素来说密度较大的金属元素，如铁、铜、锌、镉、铅、汞、铬等元素。
重金属在自然界中广泛存在，它们的存在形式有溶解态，固体态和生物态。
而重金属离子则指重金属元素失去了电子后所得到的，具有电荷的离子。
重金属离子对环境和生物的危害性很大。
其毒性和累积性使得人们特别关注它们对环境和生态系统的影响。
当重金属达到一定浓度时，会对人体健康产生严重的影响，如影响神经系统、血液系统和呼吸系统等。
二、重金属离子在水中的吸附行为重金属离子可以在水体中存在两种状态：游离态和络合态。
其中，由于其毒性，游离态重金属离子对环境和生物的影响比络合态更大。
因此，对游离态重金属离子的去除和控制尤为重要。
水体中，重金属离子的去除可以通过物理方法、化学方法、生物方法和吸附方法等来实现。
而重金属离子的吸附行为是各种方法中较为重要且广泛研究的一种。
因为吸附法具有处理量大，技术简单，成本低等优点，并且可以按需选择吸附剂进行处理。
吸附剂是一种能与重金属离子相互作用，形成稳定的化合物的物质。
通常用于重金属离子吸附的吸附剂包括活性炭、离子交换树脂、磁性吸附剂、生物吸附剂和天然吸附剂等。
这些吸附剂均有不同的吸附吞噬率、吸附速度、稳定性和再生性等特点。
吸附剂的吸附行为受多种因素的影响，如吸附剂表面性质、pH值、温度、离子强度和离子交互作用等。
三、吸附剂表面性质对重金属离子吸附的影响吸附剂表面性质是影响吸附效果的主要因素之一。
表面性质包括吸附剂的化学成分和结构形态，如孔径大小、比表面积和表面电荷等。
化学成分是吸附剂表面性质中最主要的因素之一。
例如，吸附剂中包含硫基官能团的有机蒙脱土可以有效吸附镉离子和铅离子。
吸附剂对水中重金属污染物去除效果的研究
吸附剂对水中重金属污染物去除效果的研究随着城市化进程的不断加速，各种污染问题也随之而来。
其中，水污染问题尤为严重。
水是人类生命不可或缺的物质，但同时也是无处不在的污染源。
其中，重金属污染问题是近年来广泛关注的问题。
而吸附剂是一种广泛应用于治理水污染的技术手段，且效果显著。
本文将从吸附剂的原理、种类、以及对水中重金属污染物的去除效果等方面进行一些探讨和研究。
一、吸附剂的原理吸附剂是指一些可以吸附污染物的物质。
广义上而言，几乎所有的物质都可以具有吸附性质，包括自然界中的矿物、生物、以及人工合成出来的材料等。
而在治理水污染方面，我们所说的吸附剂通常是一些经过专门设计和制备的人工材料。
吸附剂的原理可以用简单的物理学原理来解释。
吸附剂分子表面通常具有一些静电场和化学官能团等物质结构，它们能够与水中的某些有机和无机物质表面结构相吻合。
当水中的这些物质接触到吸附剂表面的时候，由于表面的力场和化学性质的作用，它们就会被吸附下来，减少水中的浓度。
二、吸附剂的种类吸附剂种类多种多样，按照其物理性质和功能不同，可以分为以下几种。
1. 碳基吸附剂：这种吸附剂常见的代表是活性炭，是一种低温炭化物。
特点是具有大量的表面官能团，吸附能力非常强，常用于去除水中的有机和无机物质。
2. 无机吸附剂：这种吸附剂通常是一些矿物质或核酸分子，包括铁、铝、硅等。
它们的表面结构与某些重金属离子非常相似，可以与重金属离子形成稳定的络合物，然后被从水中吸附下来。
3. 交联聚合物吸附剂：交联聚合物吸附剂可以通过交联和交联后的空腔形成变性的孔道结构，这些孔道可以使其拥有更好的吸附能力。
这些吸附剂通常是一些人工合成的高分子材料，如离子型树脂、经固化后的聚氨酯材料等。
三、吸附剂对水中重金属污染物的去除效果水中重金属污染物是一种严重的水污染问题，主要包括铅、镉、汞、铬、镍、锌等重金属离子。
这些重金属污染物会进入水体系统，对水生生物和人的健康产生严重的危害。
生物质炭去除水中重金属Pb(Ⅱ)的研究进展
生物质炭去除水中重金属Pb(Ⅱ)的研究进展生物质炭去除水中重金属Pb(Ⅱ)的研究进展摘要：重金属污染对人类健康和环境造成了严重威胁。
其中，铅(Pb)是一种常见的水中重金属污染物，具有累积性和毒性，对水生生物和人类健康造成潜在威胁。
生物质炭作为一种新型吸附材料，具有高表面积、多孔性和官能团等特点，在去除水中重金属Pb(Ⅱ)方面表现出良好的潜力。
本文对生物质炭去除水中重金属Pb(Ⅱ)的研究进展进行了综述，包括生物质炭的制备方法、吸附机制、影响因素以及优化条件等方面。
一、引言重金属污染是当前全球环境问题的重要组成部分，由于其在环境中的长期积累和迁移，对生态系统和人体健康带来了严重影响。
水是人类生活和生产的基础资源之一，其中水中重金属污染物对水质造成的危害尤为突出。
铅是一种常见的水中重金属污染物，广泛存在于水体中，尤其是工业废水和农业排放等污染源附近的水域。
因此，寻找一种高效、经济、环保的方法去除水中重金属Pb(Ⅱ)具有重要意义。
二、生物质炭的制备方法生物质炭是以植物、动物和微生物残留物为原料，在高温条件下进行干燥、炭化和活化而得到的一种吸附材料。
目前，常用的生物质炭制备方法包括物理法、化学法和生物法。
物理法是通过干燥、炭化和活化等过程得到生物质炭。
化学法是采用酸碱处理、氧化处理等化学方法改变生物质炭的性质。
生物法则是利用微生物的生物作用将生物质转化为炭。
三、生物质炭吸附机制生物质炭的吸附效果主要依赖于其表面积和孔径大小。
由于生物质炭具有高度的孔隙度和可调控的孔径分布，使其具有较大的比表面积，从而提供了大量的吸附位点。
吸附机制主要包括表面络合、静电吸附和离子交换等过程。
在表面络合作用中，生物质炭表面的官能团与重金属离子之间进行络合反应；静电吸附是由于生物质炭表面带有正负电荷，与重金属离子的电荷相互作用；离子交换是生物质炭上的功能团与重金属离子之间发生阴阳离子交换。
四、影响因素生物质炭吸附重金属Pb(Ⅱ)过程受多种因素的影响，包括pH 值、温度、吸附剂用量、初始浓度和接触时间等。
活性炭对溶液中重金属的吸附研究
活性炭对溶液中重金属的吸附研究活性炭对溶液中重金属的吸附研究引言：随着工业化进程的加速，大量工业废水中含有重金属污染物的排放成为严重环境问题之一。
重金属污染对水资源和生态环境造成严重威胁，因此研究重金属污染物的吸附剂具有重要意义。
活性炭作为一种常用的吸附材料，在重金属污染治理中得到广泛应用。
本文将探讨活性炭对溶液中重金属的吸附研究进展。
一、活性炭的基本特性活性炭是一种具有高度孔隙度和大比表面积的碳质材料。
它由于具有优异的吸附性能而成为处理废水中重金属离子的理想材料。
活性炭的孔隙结构可以提供较大的吸附表面积和丰富的吸附位点，通过物理吸附和化学吸附作用，活性炭可以有效吸附溶液中的重金属离子。
二、活性炭对重金属的吸附机制1. 化学吸附机制：活性炭表面上的官能团（如羟基、羧基）可以与重金属形成配位键或离子键，从而使重金属离子被牢固地吸附在活性炭上。
2. 物理吸附机制：活性炭的孔隙结构提供了大量的比表面积，重金属离子可以通过范德华力、静电作用、疏水作用等力与活性炭表面发生作用，从而被吸附在活性炭表面。
三、活性炭的表征方法为了研究活性炭对重金属的吸附性能和吸附机制，需要对活性炭进行表征。
常用的表征方法包括比表面积测试、孔隙分析和化学成分分析。
比表面积测试通常使用氮气吸附-脱附法，孔隙分析则常用氮气吸附-脱附法和孔径分布测试分别进行。
化学成分分析则可以通过扫描电子显微镜（SEM）、傅里叶红外光谱仪（FTIR）等手段进行。
四、影响活性炭吸附性能的因素活性炭对重金属的吸附性能受到多种因素的影响，包括活性炭的孔隙结构、表面官能团、pH值、重金属浓度、温度等因素。
其中，孔隙结构和表面官能团的数量和性质决定了活性炭的吸附能力；pH值对活性炭表面电荷分布和重金属离子的形态有重要影响；重金属浓度和温度则影响吸附速率和吸附平衡。
五、活性炭对不同重金属的吸附效果活性炭对重金属的吸附效果受到不同重金属离子的物理化学性质和活性炭特性的共同影响。
石墨烯气凝胶吸附污水中重金属离子研究的自然辩证法评述
石墨烯气凝胶吸附污水中重金属离子研究的自然辩证法评述1. 引言1.1 背景介绍目前，关于石墨烯气凝胶在污水处理中吸附重金属离子的研究已经取得了一些成果，但仍然存在一些问题亟待解决。
深入研究石墨烯气凝胶吸附重金属离子的机理以及优化其在污水处理中的应用是当下亟需关注的课题。
本文旨在系统评述石墨烯气凝胶在污水处理中吸附重金属离子的研究现状和进展，为进一步推动石墨烯气凝胶在环境保护领域的应用提供理论和实验依据。
1.2 研究目的研究目的是通过对石墨烯气凝胶在污水处理中重金属离子吸附能力的研究，探索其在解决水污染问题中的应用潜力。
具体来说，我们的研究旨在深入了解石墨烯气凝胶的制备方法和特性，探讨其在吸附重金属离子时的机制，通过实验方法验证其吸附性能，并评价其在环境友好性方面的表现。
通过这些研究，我们希望可以为开发高效、环保的污水处理技术提供理论基础和实践指导，同时为石墨烯气凝胶在环境治理领域的应用提供新的思路和方法。
通过这些努力，我们期待可以为实现清洁水资源的可持续利用做出贡献，推动环境保护事业的发展。
2. 正文2.1 石墨烯气凝胶的制备与特性分析石墨烯气凝胶是一种新型的多孔材料，具有极大的比表面积和优异的吸附性能。
其制备方法通常包括氧化石墨烯的超声剥离、凝胶化、高温热解等步骤。
在制备过程中，可以通过控制氧化还原反应和压实方式来调控气凝胶的孔隙结构和特性。
石墨烯气凝胶的特性分析主要包括表面形貌、结构、孔隙结构、比表面积等方面的研究。
通过扫描电子显微镜（SEM）、透射电子显微镜（TEM）、X射线衍射（XRD）等分析手段，可以观察到石墨烯气凝胶的微观形貌和结构特征。
通过氮气吸附-脱附等方法可以表征其孔隙结构和比表面积。
石墨烯气凝胶具有高比表面积、均匀的孔隙结构、优良的导电性和可控的化学活性等优异特性，这使其在污水处理中具有广泛的应用前景。
对石墨烯气凝胶的制备与特性分析研究具有重要的意义。
通过对石墨烯气凝胶的制备工艺和性能分析，可以为其在污水处理中的应用提供理论基础和技术支撑。
氧化铝对水体中重金属离子吸附去除研究
氧化铝对水体中重金属离子吸附去除研究氧化铝是一种常见的矿物质，可以用来吸附水体中的重金属离子，从而达到净化水体的目的。
本文将对氧化铝吸附重金属离子的原理、应用方式和影响因素进行深入阐述，以帮助更好地理解氧化铝在去除重金属离子中的作用。
氧化铝是一种极具除重金属离子能力的常见矿物质，其吸附去除机理主要是配位作用。
氧化铝在空气中进行氧化分解成亚氧化铝，在水中分解形成细颗粒并构成复杂的铝酸根复合物。
当重金属离子进入水体中时，它们会键合铝酸根复合物，形成不溶于水的络合物，从而达到去除重金属离子的目的。
氧化铝的应用已得到了广泛的应用，包括聚苯乙烯膜法、离子交换法和混合床法等。
聚苯乙烯膜法是将氧化铝固定在聚苯乙烯膜表面，在去除重金属离子的同时，还能膜的结构及其功能。
离子交换法是通过氧化铝离子交换分离器，使水中离子与氧化铝中的离子置换。
最后，混合床法是将氧化铝和其他物质混合在一起，形成可吸附重金属离子的混合床层，从而达到净化水质的目的。
氧化铝去除重金属离子的效果受多种因素的影响，其中包括水质参数，例如pH值、离子强度、温度和混合溶液的化学成分等。
此外，氧化铝的物理性质也会影响去除效果，如吸附性、粒径大小和表面特性等。
总之，氧化铝是一种可用于去除水体中重金属离子的有效矿物质。
它的去除原理主要是配位作用，并且可以根据需要通过聚苯乙烯膜法、
离子交换法和混合床法等多种方式进行应用。
氧化铝的去除效果受水质参数、物理性质和其他影响因素的影响。
了解氧化铝的去除效果以及影响其吸附能力的因素，可以帮助我们更好地利用氧化铝去除水体中的重金属离子，从而达到净化水质的目的。
水中重金属离子吸附研究
水中重金属离子吸附研究水中重金属离子吸附研究主要是指对水中存在的重金属离子进行吸附去除的研究。
由于工业活动、农业施肥和城市污水排放等原因，水体中重金属离子污染问题日益严重。
重金属离子对环境和人体健康带来严重的危害，因此，研究水中重金属离子的吸附去除成为一项重要的研究课题。
目前，研究人员采用各种吸附剂对水中重金属离子进行吸附去除。
常用的吸附剂包括活性炭、阴离子交换树脂、纳米材料等。
这些吸附剂具有较大的比表面积和活性位点，能够有效地吸附水中的重金属离子。
吸附过程的主要机制包括表面化学吸附、电化学吸附和复合吸附等。
通过调节pH值、温度和吸附剂用量等条件可以实现对水中重金属离子的高效吸附。
在研究水中重金属离子吸附去除过程中，需要考虑到吸附剂的选择、活性和再生等问题。
不同的吸附剂对不同的重金属离子有不同的选择性，因此需根据具体情况选择合适的吸附剂。
同时，吸附剂的活性对吸附效果及再生能力有影响，需要对吸附剂进行合理的改性和调控。
此外，吸附剂的再生问题也是一个关键的研究方向，通过适当的方法可以实现吸附剂的回收再利用，从而降低成本和资源消耗。
除了吸附剂选择和优化外，研究水中重金属离子吸附去除还需要考虑到吸附条件的优化。
例如，pH值对吸附效果有较大的影响，不同的重金属离子在不同pH条件下吸附效果会有差异。
温度也会影响吸附速率和吸附量，需要通过实验研究来确定最佳处理条件。
除了传统的吸附剂外，近年来一些新型吸附剂也被研究人员用于水中重金属离子的吸附研究。
例如，石墨烯、氧化石墨烯和金属有机骨架材料等新型材料具有较高的吸附能力和选择性，为水中重金属离子的去除提供了新的途径。
总之，水中重金属离子的吸附研究是当前环境保护和水治理领域的重要课题。
通过合适的吸附剂选择、优化吸附条件和新型吸附剂的引入，可以实现对水中重金属离子的高效吸附去除，为保护环境和人类健康做出贡献。
改性活性炭吸附水中六价铬离子的研究
改性活性炭吸附水中六价铬离子的研究一、内容概述本研究旨在探讨改性活性炭对水中六价铬离子的吸附性能。
实验结果表明，通过化学改性后的活性炭对六价铬离子具有较高的吸附效果，可广泛应用于水处理领域。
改性活性炭的制备主要包括两个步骤：首先对活性炭进行预处理，以去除其中的杂质和表面氧化物；采用化学修饰方法，如浸渍法或化学还原法，将活性物质负载到活性炭表面，以提高其对六价铬离子的吸附能力。
改性后的活性炭可通过静态吸附实验、动态吸附实验以及吸附动力学研究等方法，评估其对六价铬离子的吸附效果。
还对吸附过程中涉及的吸附机理进行了初步探讨，认为化学改性主要是通过改变活性炭表面的官能团来提高其吸附能力。
本研究为环保部门提供了一种有效的处理含六价铬废水的方法，具有一定的应用价值。
1. 介绍六价铬离子的污染和危害；六价铬离子（Cr2O是一种具有高毒性和高致癌性的环境污染物。
由于其独特的物理化学性质，六价铬离子在水体中广泛存在，并对生态环境和人类健康造成严重威胁。
六价铬离子具有较强的氧化性，可导致水质恶化。
当其进入水体后，会与水质中的有机物、无机物等发生氧化还原反应，使水质变得油腻、发臭、发黑，破坏水生生物的生存环境，影响水资源的可用性。
长期接触或饮用含有高浓度六价铬离子的水会对人体产生潜在的致癌风险。
六价铬离子可导致实验动物患上皮肤癌、肺癌、肝癌等多种癌症。
对于人类而言，六价铬离子还可能引起慢性中毒，症状表现为皮肤溃疡、呼吸道刺激、消化系统疾病等。
消除六价铬离子污染，保障水质安全具有重要现实意义。
2. 提出改性活性炭吸附水中六价铬离子的重要性；在现代工业生产过程中，水资源的污染已经成为一个全球性的环境问题。
尤其是重金属离子，如六价铬离子，由于具有高毒性、难降解和广泛存在等特点，对生态环境和人类健康构成了严重威胁。
开发高效、环保的六价铬离子去除技术显得尤为重要。
活性炭作为一种具有极高比表面积和优良孔隙结构的碳材料，在水处理领域具有广泛的应用基础。
螺旋藻对水质中重金属的吸附与排除研究
螺旋藻对水质中重金属的吸附与排除研究概述重金属污染是当前世界范围内面临的严重环境问题之一。
重金属的长期积累与持续排放会对生态系统和人类健康造成严重影响。
因此，发展高效、可持续的重金属污染治理技术至关重要。
螺旋藻作为一种常见的淡水微藻，具有较强的生物吸附能力，被广泛应用于重金属去除中。
本文旨在回答以下问题：螺旋藻如何吸附重金属？吸附机制是怎样的？螺旋藻又是如何排除重金属的？并探讨螺旋藻在重金属污染治理中的应用前景。
一、螺旋藻对重金属的吸附螺旋藻对重金属的吸附是一种生物吸附过程，通过其细胞壁上的功能基团与重金属离子发生吸附反应。
研究发现，螺旋藻对多种重金属离子如铜、铅、镉、锌等具有较高的吸附能力。
吸附容量受螺旋藻生物量、重金属浓度、溶液pH值等因素的影响。
螺旋藻细胞壁上的负电荷基团（如羧基、羟基等）可以与重金属离子发生电荷吸附和络合吸附。
此外，螺旋藻细胞表面的菌胶层也参与了重金属吸附作用。
这些功能基团和菌胶层提供了丰富的活性位点，与重金属形成了络合物或局部胶束结构，从而提高了吸附效果。
二、螺旋藻对重金属的排除除了吸附，螺旋藻还通过生理代谢和细胞内富集等方式对吸附的重金属进行有效排除。
螺旋藻细胞内的生理代谢过程可以将吸附的重金属离子转化为无毒或低毒的形态，并通过分泌物或氧化还原反应排出细胞外。
此外，螺旋藻通过细胞内富集作用，将重金属离子在细胞内富集，降低其浓度从而达到排除的效果。
值得注意的是，螺旋藻对重金属的排除过程具有一定的选择性。
因为不同重金属元素的生物活动性和毒性有所差异，螺旋藻对不同元素会表现出不同的吸附和排除能力。
研究者通过调控培养条件等手段，可以进一步提高螺旋藻对特定重金属的选择性吸附和排除能力。
三、螺旋藻在重金属污染治理中的应用前景螺旋藻作为一种高效、生态友好的生物吸附材料，被广泛应用于重金属污染治理领域。
与传统的物理化学方法相比，采用螺旋藻进行重金属污染治理具有以下优势：1. 高效吸附能力：螺旋藻具有较大的比表面积和生物活性位点，能够提供更多的吸附能力，快速降低水中重金属浓度。
SBR活性污泥吸附水中重金属离子的研究
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水中重金属离子吸附研究1 引言重金属作为一类常规的水体污染物,因其具有毒性较高,无法降解等特点,成为水体污染物中危害极大且备受关注的一种.随着工业的发展,重金属的污染问题日益突出.目前为止,对于水体的重金属污染,主要的处理方法包括吸附法、化学沉淀法、离子交换法、膜分离法、生物絮凝法等.其中,吸附法拥有材料便宜易得,操作简单,重金属处理效果较好等优点,因而被研究者所重视.吸附法是使重金属离子通过物理或者化学方法粘附在吸附剂的活性位点表面,进而达到去除重金属离子目的的方法,常用的吸附剂包括天然材料和人工材料两种,天然材料包括活性炭(Mouni et al., 2011)、矿物质(Kul and Koyuncu, 2010)、农林废弃物(谭优等,2012)、泥沙(夏建新等,2011)等,人工材料包括纳米材料(黄健平和鲍姜伶,2008)等.一般来说,天然材料较易获取,成本较低,但吸附效果较差,人工材料制备成本高于天然材料,但吸附效果较好.由Kasuga于1998年首次合成的钛酸盐纳米管(Titanate Nanotubes,TNTs)是近年来新兴的人工吸附材料(Kasuga et al., 1998).由于TNTs表面积大,管径小,表面富含大量离子交换位点(Liu et al., 2013;Wang et al., 2013a; Wang et al., 2013b),使得TNTs拥有极强的重金属离子吸附性能,研究证明其对水中的Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)吸附能力分别超过了500 mg·g-1和200 mg·g-1,远超于其他吸附材料(Xiong et al., 2011).同时,由于其良好的沉降性能和极快的吸附速率,以及易于解吸再生的特点(Wang et al., 2013b),使得TNTs拥有良好的研究价值和应用潜力.然而,传统的TNTs合成方法以P25型TiO2为钛前驱体,需130 ℃水热反应72 h(Wang et al., 2013a; Liu et al., 2013),较长的高温反应时间带来了较高的能量消耗,限制了其在工业上的应用前景(Ou and Lo, 2007).为了克服这此缺陷,本文采用纳米级锐钛矿作为反应的原材料,成功的将水热反应时间缩短为6 h,大大节约了生产制备的成本,为TNTs在实际工业领域的应用创造了便利条件.同时,文章中利用TEM、XRD和FT-IR等多种表征手段对新制备的材料进行了表征,并研究了其对重金属离子的吸附行为,证实了新制备的材料具有良好的重金属吸附效果及吸附选择性.2 材料与方法2.1 实验试剂与仪器本研究中的使用的化学试剂均为分析纯或以上.TiO2(锐钛矿颗粒,99.7%,平均粒径25 nm)购于Sigma-Aldrich 公司;NaOH、HCl、无水乙醇等(分析纯)和KBr(光谱纯)购于国药集团化学试剂有限公司;PbCl2(>99.5%)、CdCl2·2.5H2O(>99.0%)和CrCl3·6H2O(>99.0%)用以配制相应的重金属储备液,均购自天津市光复精细化工研究所.分别称取0.6711 g PbCl2、1.0157 gCdCl2·2.5H2O和2.5622 g CrCl3·6H2O于500 mL容量瓶中,用以配制1000 mg·L-1的Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)储备液.2.2 TNTs的合成与表征TNTs采用一步水热法合成.具体步骤如下：将0.8 g TiO2粉末投加到80 mL 浓度为8 mol·L-1的NaOH溶液中,室温下用磁力搅拌12 h至混合均匀.然后将混合液转移到聚四氟乙烯内衬的不锈钢反应釜中(有效容积100 mL),于130 ℃下水热反应6 h.反应完自然冷却到室温,将生成的白色固体用去离子水洗涤至上清液为中性,最后用无水乙醇分散,在80 ℃下烘干3 h,研细即得到TNTs.TNTs形貌和微观结构经Tecnai F30型透射电镜(transmission electronmicroscope,TEM)(FEI,美国)分析,将一定质量的待测样品粉末分散于无水乙醇中,超声30 min 至均匀.滴加分散的样品到铜网支撑的镀碳膜微栅上,干燥后以透射电镜在300 kV条件下观察.TNTs的晶体结构通过Dmax/2400型X射线衍射(X-Ray diffraction,XRD)(Rigaku,日本)分析,将样品粉末用KBr压片法制成样品试片,在X-射线衍射仪上检测产物的晶型,扫描范围(2θ)为5~70°,扫描速度为4 °·min-1.TNTs的官能基团通过傅里叶红外变换光谱仪(Fourier transform-Infrared spectroscopy,FT-IR)(Bruker,德国)分析所得,将样品粉末与光谱纯KBr 干燥,混合压片,在FT-IR上检测产物的功能基团,检测范围4000~400 cm-1.TNTs在不同pH下的Zeta电位通过Nano-ZS90型Zeta电位仪(Malvern Instruments,英国)测量,将样品按照0.2 g·L-1的比例投入超纯水中制成悬浊液,以稀释的NaOH溶液和HCl溶液调节pH,将确定pH的悬浊液注入Zeta电位仪的测量池,进行测量.2.3 TNTs对重金属离子的吸附实验2.3.1 溶液pH的影响配制Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的初始浓度分别为100、50和20 mg·L-1的重金属离子使用液(50 mL).用0.5 mol·L-1 HCl或NaOH调节溶液pH至2~6,取初始样后加入10.0 mg TNTs(吸附剂浓度0.2 g·L-1),于200 r·min-1、25 ℃下震荡3 h后取上清液,8000 r·min-1下离心10 min后取上清液经0.22 μm水洗滤膜过滤后待测.2.3.2 吸附动力学实验配制Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的初始浓度分别为200、100和50 mg·L-1的重金属离子使用液(250 mL).投加50.0 mg的TNTs于溶液中(吸附剂浓度0.2 g·L-1),调节溶液体系pH为5,摇床震荡(200 r·min-1,25 ℃)240 min,于不同的时间间隔内取样(0~240 min),立即离心去除TNTs,上清液过膜后测量.为了具体描述TNTs对重金属离子的吸附动力学行为,采用准一级动力学模型和准二级动力学模型对实验过程进行模拟(Xiong et al., 2011),公式如下：式中,公式(1)是准一级动力学方程,公式(2)是准二级动力学方程.qt是反应时间为t(min)时TNTs的吸附量(mg·g-1),qe是平衡时TNTs对Cd2+的吸附量(mg·g-1),k1为准一级动力学常数(min-1),k2 是准二级动力学常数(mg·g-1·min-1).2.3.3 吸附等温线实验分别配制重金属离子浓度为5~200 mmol·L-1的溶液(50 mL),投加10.0 mg的TNTs于溶液中(吸附剂浓度0.2 g·L-1),调节溶液初始pH值为5,于200 r·min-1下震荡(200 r·min-1,25 ℃)3 h后取样离心,过膜待测.引入Langmuir方程和Freundlich方程对吸附结果进行拟合(Xiong et al., 2011).其中Langmuir吸附等温模型假定吸附过程是在吸附剂表面进行的单层吸附,并且吸附质之间没有相互作用;Freundlich吸附等温模型是一个描述多层吸附的经验吸附等温式,并且假定吸附表面是多相的.两个模型公式表述分别如下：其中,公式(3)为Langmuir方程,Qm代表理论最大单层吸附量(mg·g-1),b是Langmuir常数,代表吸附过程的自由能(L·mg-1).公式(4)为Freundlich方程,KF((mg·g-1)·(L·mg-1)1/n)是 Freundlich常数,表达了吸附容量,n是与吸附能有关的常数.2.3.4 常规无机离子对TNTs吸附重金属的影响配置Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)与水中常见金属离子(Na+、K+、Ca2+、Mg2+)的混合溶液(50 mL),其中Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的初始浓度固定为200、100和50 mg·L-1,共存无机离子浓度设定为1~10 mmol·L-1,溶液中投加10.0 mg的TNTs,调节体系pH为5.于200 r·min-1下震荡(200 r·min-1,25 ℃)3 h,取样离心过膜待测.2.4 重金属离子浓度测量和吸附量计算金属离子的浓度经电感耦合等离子体-原子发射光谱(Inductively coupled plasma-atomic emission spectrometry,ICP-AES)(Prodigy,Leeman LABS,美国)测量,平衡时吸附量(qe,mg·g-1)以式(5)计算：式中,C0和Ce分别代表重金属离子的初始浓度和吸附平衡浓度(mg·L-1),V为溶液体积(L),m 为投加的TNTs质量(g).3 结果与分析3.1 TNTs的形貌、晶体结构与组成TNTs和反应原材料纳米锐钛矿的TEM表征结果如图 1所示.从图 1a可以看出,原材料锐钛矿是一类平均半径约为25 nm的纳米颗粒,表面光滑,颗粒大小均一,分散程度较好.经过6 h的水热反应,锐钛矿已经全部转化为一维的管状结构(图 1b).纳米管外径约为8 nm,内径约为4 nm,这些观察结果与以P25为原材料合成的TNTs一致(Chen et al., 2002),说明缩短的水热反应时间并没有明显改变钛酸盐纳米管的微观结构.图 1 纳米锐钛矿(a)和TNTs (b)的透射点电镜图TNTs和反应原材料纳米锐钛矿的XRD表征结果如图 2所示.原材料的特征峰2θ≈ 26°、38°、48°、54°、56°、63°和68°约为锐钛矿的晶型衍射(Han et al., 2012).水热反应后,所有锐钛矿的特征峰均消失不见,说明材料的晶形已经转变.其中,2θ≈ 10°出现了强衍射峰,为TNTs的层间结构衍射(Wang et al., 2013a),表明了形成的TNTs为多层纳米管.另外,2θ≈24°、28°、48°和62°的四处特征峰,代表单斜型的钛酸盐晶体,其化学组成可以表示为(Na,H)2Ti3O7·nH2O(Lee et al., 2008).由此可知合成的TNTs为三钛酸盐,具体组成为三联的[TiO6]八面体错位相接组成了其基本骨架,H+和Na+填充于层间,而层间的H+/Na+是其主要的吸附位点(韩云飞等,2013;Liu et al., 2013).图 2 纳米锐钛矿(a)和TNTs (b)的XRD谱图图 3展示了TNTs与锐钛矿的FT-IR图谱.原材料锐钛矿的特征峰在790 cm-1左右,为Ti—O 伸缩振动(Park and Kang,2005).水热反应合成TNT后,484 cm-1和901 cm-1处出现两个新的特征峰.其中484 cm-1的特征峰代表[TiO6]八面体,而900 cm-1左右的特征峰为四配位的Ti—O(TiO(OH)2)的伸缩振动(Chen et al., 2010; Xiong et al., 2011),这两个峰表明了水热反应后钛酸盐的形成.另外,两个材料谱图中3200~3400 cm-1的特征峰是O—H的伸缩振动峰,1600~1630 cm-1的特征峰为H—O—H(分子水)的弯曲振动峰(Xiong et al., 2011).这两个特征峰表明了材料中结合水和羟基的存在.图 3 纳米锐钛矿(a)和TNTs (b)的FT-IR图TNTs和锐钛矿的在不同pH下的zeta电位值如图 4所示.由图可知,锐钛矿的等电点约为6.1,而合成的TNTs的等电点约为2.7,相比于锐钛矿有很大程度的降低.因此,在中性或微酸性溶液中(pH≥3),TNTs的表面将带负电,这有利于与重金属离子通过静电吸引迁移到TNTs的表面,进而与TNTs发生离子交换而被吸附.图 4 TNTs和锐钛矿在不同pH条件下的Zeta电势3.2 溶液pH对TNTs吸附重金属离子的影响溶液pH不仅能影响TNTs的表面电性和电荷量,还会影响重金属离子的存在形态,因而是影响金属离子在TNTs上吸附的一个重要因素.图 5显示了不同pH下Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的形态分布图.该图是由金属离子水解常数计算所得(李克安,2005).在pH 2~6时,Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)均以二价阳离子的形态(Pb2+和Cd2+)的形式存在,而Cr(Ⅲ)在pH 2~5时主要以Cr3+和Cr(OH)2+的阳离子形态存在,在pH≥6时,Cr(Ⅲ)将以Cr(OH)3沉淀形式析出.pH继续增加,Cr(OH)3沉淀增多,此时Cr(Ⅲ)的去除将主要归功为Cr(OH)3沉淀的形成,影响TNTs吸附能力的判断.因此 pH影响实验中选定的pH范围为 2~6.图 5 不同pH下Pb(Ⅱ) (a)、Cd(Ⅱ) (b)和Cr(Ⅲ) (c)的形态分布溶液pH对3种重金属吸附的影响如图 6所示.由此可见,溶液的pH值对重金属离子在TNTs 上的吸附影响较为显著.pH为2时,TNTs表面带正电,与金属阳离子电性相同,静电斥力作用使得金属离子的吸附量较低(Pb(Ⅱ)为132 mg·g-1,Cd(Ⅱ)为11.9 mg·g-1,Cr(Ⅲ)为21 mg·g-1).随着pH的增加,TNTs表面转变为负电,并且负电量随着pH的升高而增加,与金属离子的静电引力作用逐渐增大,致使金属离子的吸附量逐渐增高(Nie and The, 2010).在pH达到5时,Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附量达到峰值,分别可达465.8和205.2 mg·g-1,同时,Cr(Ⅲ)的吸附量也高达61.2 mg·g-1.此后pH再升高,负电荷提高不再显著(图 4),因此金属离子Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附量提升不明显.对于Cd(Ⅱ)来说,吸附量不再有明显变化.而对于Pb(Ⅱ)而言,pH为6时,Pb2+有向Pb(OH)+转化的趋势,因此Pb(Ⅱ)的吸附量略微下降.另外,对于Cr(Ⅲ)来说,在pH为6时吸附量的明显增加是由于生成的Cr(OH)3沉淀所致.因此,后续的动力学和等温线吸附实验中选择pH为5.图 6 pH对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)在TNTs上吸附的影响3.3 吸附动力学TNTs对3种重金属离子的吸附动力学如图 7所示.从图中可知,TNTs对各重金属离子的吸附速率极快.反应10 min即达到平衡吸附量的85% 以上,在60 min时即达到吸附平衡.对于初始浓度分别为200、100和50 mg·L-1的Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ),其平衡吸附量分别为513.04、212.46和66.35 mg·g-1.图 7 TNTs对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的吸附动力学准一级和准二级动力学拟合结果如表 1所示.可见TNTs对各重金属离子的吸附均可以由准二级动力学较好的模拟(R2 > 0.99),且拟合所得的平衡吸附量与实测相当.因此,TNTs对各重金属离子的吸附主要是化学吸附过程,表现为溶液中的金属阳离子首先通过静电作用迁移到TNTs 表面,进而与层级H+/Na+发生离子交换(Özacar and Şengil,2003).表 1 TNTs对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的吸附动力学拟合参数3.4 吸附等温线Langmuir和Freundlich模型对TNTs对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的吸附等温线模拟结果如表 2所示.可以发现,Langmuir模型能够更好的模拟TNTs对这些重金属的吸附行为(R2 > 0.999),表明金属离子在TNTs上的吸附为单层吸附.通过Langmuir模型拟合的Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的理论最大吸附量分别为525.58、214.41和69.65 mg·g-1,与传统方法(采用P25型二氧化钛,130 ℃水热反应3 d)制得的TNTs吸附量相当(Xiong et al., 2011; Liu et al., 2013),远高于其他传统吸附材料(表 3).相比传统的TNTs合成方法,水热反应时间大幅缩短(从3 d降为6 h),使得快速温和制备TNTs 并应用于水污染环境修复领域成为可能.表 2 TNTs对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的吸附等温线拟合参数表 3 常见吸附剂对Cd(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的单层饱和吸附容量比较TNTs对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)这3种离子的吸附能力有所不同,饱和最大吸附量Pb(Ⅱ)>Cd(Ⅱ)>Cr(Ⅲ),说明TNTs对Pb(Ⅱ)拥有更好的吸附选择性.作为化学作用的单层吸附,重金属离子的吸附差异性与重金属离子的水合能有关.水合能越小,金属在吸附时越容易脱去表面结合水而解离为自由离子,进而与TNTs结合.而Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)3种离子的水合半径和水合能大小顺序均是Pb(Ⅱ)(1484 kJ·mol-1)Cd(Ⅱ)>Cr(Ⅲ).3.5 共存离子对TNTs吸附重金属离子的影响实际水体往往有大量的常见无机离子存在,如钠、钾、钙、镁等,这些离子的存在可能会对重金属离子的吸附产生干扰作用.各种常见金属离子对Pb(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的吸附影响见图8.图 8 常规无机离子对TNTs吸附Pb(Ⅱ)(a)、Cd(Ⅱ)(b)和Cr(Ⅲ)(c)的影响从图中可以看到,Na+、K+、Mg2+和Ca2+ 4种离子均对TNTs吸附重金属有不同程度的抑制.抑制的效果大小为：Na+ ≈ K+<< Mg2+ 污水宝商城资料或更多相关技术文档。