活性炭纳米纤维

活性炭纳米纤维（精选八篇）

活性炭纳米纤维篇1

近年来, 开发的新型纳米光催化剂为多相光催化技术处理有机废水带来了前所未有的机遇, 未来的发展将使得多相光催化处理有机废水成为最具有广阔应用前景的环境友好型污水处理技术[1]。然而, 由于纳米颗粒的粒径小, 表面能量高, 常以粉末状的形态分散在溶液中, 很难进行分离回收, 从而限制了该技术的工业化应用[2,3]。因此寻找合适的催化剂载体以及开发出有效的负载方法是将纳米光催化剂推向实用化的关键技术之一。

优良的载体可改善所担载物质的组织结构 (如增加孔隙、表面积等) , 提高催化剂活性组分的利用率, 从而提高催化活性[4]。因此, 在催化剂的固定化方面载体的选择也是一个非常重要的因素。一些在搅拌或曝气条件下悬浮的多孔性载体, 如天然沸石、漂珠、活性炭和活性炭纤维 (ACFs) [5,6,7,8]等, 因可以增大液体的传质速率和提高污染物的去除率, 日益受到众多研究者的青睐。在这些多孔性载体中, ACFs因具有很高的稳定性、巨大的比表面积、丰富的微孔结构且对有机物分子有很强的吸附能力等优点[9], 使得其作为催化剂载体时能够有效地吸附降解的中间产物, 提高光催化反应速率, 是近年来倍受人们关注的吸附性载体。

因此, 笔者认为将La-S/TiO2纳米粒子与具有强吸附能力的ACFs复合, 通过ACFs载体的吸附与富集作用来进一步提高催化降解效率、解决纳米粉体催化剂的固定化问题是一条行之有效的途径。鉴于此, 本研究首次采用浸涂-焙烧的简单方法制得ACFs负载纳米La-S/TiO2的薄膜, 以期解决La-S/TiO2纳米粉体的固定化问题、提高光催化性能。

1 实验部分

1.1 实验原料

硝酸镧[La (NO3) 3·6H2O, AR]、钛酸四丁酯 (C16H36O4Ti, CP) 、硫脲 (CH4N2S, AR) 、无水乙醇 (C2H6O, AR) 、苯酚 (C6H6O, AR) , 以上试剂均由国药集团上海化学试剂有限公司提供。

粘胶基活性炭纤维毡, 石家庄广洁碳纤维有限公司生产。

1.2 ACFs负载纳米La-S/TiO2光催化剂的制备

1.2.1 ACFs的预处理

取粘胶基活性炭纤维毡 (比表面积1 125 m2/g) 数根, 用稀盐酸浸泡后再用去离子水洗涤数次, 烘干, 再用乙醇浸泡, 超声波洗涤后于120 ℃下烘干备用。

1.2.2 ACFs负载La-S/TiO2复合催化剂的制备

本研究采用浸涂-焙烧的方法制得ACFs负载La-S/TiO2复合光催化剂。首先按La/Ti摩尔比 (1.5%) 称取所需量的La (NO3) 3·6H2O和钛酸四正丁酯 (Ti (OBu) 4) , 用质量分数为25%的硫脲溶液做沉淀剂, 采用沉淀-浸渍法制备镧、硫共掺杂纳米TiO2粉末前驱体, 在120 ℃下烘干至恒重后, 取其中一部分加入适量的去离子水中, 经超声波处理5 min, 分散均匀制成悬浮液。然后, 将事先预处理过的ACFs放入该悬浮液底部, 浸渍10 h后取出, 在室温下风干后, 置于马弗炉中以10 ℃/min的升温速率升至450 ℃保温2 h, 然后自然冷却至室温, 即得到ACFs负载La-S/TiO2复合光催化剂。

1.3 ACFs负载La-S/TiO2复合光催化剂的表征

负载前后复合光催化剂的表面形貌和其结构的变化采用日本JSM—5600LV型扫描电子显微镜进行观察。

1.4 光催化反应实验

光催化反应实验在XPA—Ⅱ型光化学反应仪 (南京胥江机电厂) 中进行。所用光源为1 000W的氙灯, 其光谱分布和相对强度均与日光相似, 实验过程中加入滤光片去掉λ<400nm的紫外光。Pyrex光催化反应器的有效容积为250mL。为使实验条件尽量一致, 每次取20mg/L的苯酚溶液250mL, 反应前避光搅拌30min, 以达到吸附-解吸平衡。控制相同的搅拌速度使催化剂悬浮于反应液中。在光催化反应一定时间间隔内取样, 样品在分析前过滤分离, 然后取上清液用TU—1810型紫外-可见分光光度计 (北京普析通用仪器有限公司) 在269nm波长处测定降解过程中苯酚浓度和其UV-Vis吸收光谱的变化情况。

2 结果与讨论

2.1 ACFs负载La-S/TiO2复合催化剂的表面形貌

La-S/TiO2纳米粒子在ACFs上的负载情况以及负载前后ACFs表面形貌的变化如图1所示。

对照图1中a和b两张SEM图片可以很清楚地看到, 负载前 (图a) 的ACFs的直径分布比较均匀, 表面稍粗糙, 结构蓬松。从图b可以看出, 经过浸渍和焙烧处理后, 大量的La-S/TiO2粒子能够均匀地负载于活性炭纤维上, 基本上以平铺的形式与活性炭纤维结合在一起, 虽然负载过程中有一小部分La-S/TiO2颗粒发生了团聚现象, 但仍然保持蓬松的结构。

的ACFs扫描电镜照片

2.2 ACFs负载La-S/TiO2催化剂前后对苯酚的吸附-降解性能比较

在相同的实验条件下, 比较了ACFs、ACFs负载La-S/TiO2和La-S/TiO2纳米粉体三种不同催化剂对20mg/L的苯酚溶液的吸附-降解能力, 结果如图2所示。图2中3条曲线的变化趋势表明, 纯La-S/TiO2纳米催化剂对苯酚的吸附能力比其他两种体系的吸附能力要小很多, 这是因为ACFs具有高度发达的微孔结构和巨大的比表面积, 吸附能力强。另外, 从图2中ACFs对苯酚的吸附-降解曲线可以看出, 在60min内, ACFs对苯酚的吸附-降解率随时间延长而增加, 在60min后, 苯酚的浓度基本上不随时间而变化;而比较ACFs负载La-S/TiO2复合催化剂和纯La-S/TiO2两种催化剂对苯酚的降解曲线发现, 反应60min后, 苯酚的浓度仍随光照时间的延长而降低, 这些说明了ACFs几乎没有光催化活性, 它对苯酚的降解是其强吸附的结果。

综合分析图2中的3条曲线, 在反应开始阶段, 有ACFs存在的体系中, 催化剂对苯酚的吸附量大于光催化降解的量, 此时催化剂以吸附作用为主, 其表面的苯酚量较少, La-S/TiO2的光催化作用还未能充分发挥出来, 同时也说明La-S/TiO2覆盖在ACFs表面, 会阻碍苯酚进入ACFs内表面, 在某种程度上降低了吸附性能。因此, 在反应早期阶段 (60min内) 苯酚浓度在三种体系中的下降顺序为:ACFs>ACFs负载La-S/TiO2催化剂>纳米La-S/TiO2催化剂。而在反应的后期阶段 (光照60min后) , ACFs的吸附逐渐趋于饱和状态, 此时催化剂以光催化降解作用为主, 相比其他两种催化体系, 苯酚在ACFs负载La-S/TiO2催化剂体系中的降解能力最强, 这表明催化剂中ACFs吸附功能与La-S/TiO2光催化功能的协同效应已经持续稳定地发生了作用。一方面, La-S/TiO2光催化降解被吸附的苯酚, 使ACFs得以再生;另一方面, ACFs的强吸附作用为La-S/TiO2的光催化提供了高浓度的反应环境, 加快了反应速率。

2.3 La-S/TiO2催化剂可见光催化降解苯酚的机理分析

从图3中苯酚经不同时间光照后的UV-Vis谱图变化情况可以看出, 随光照时间的增加, 苯酚的吸收峰位并没有发生变化, 但强度逐渐下降, 且未发现明显的新吸收峰。这说明在整个光催化降解过程中没有形成可稳定存在的芳香族中间化合物[10], 而可能是苯酚的苯环直接发生了开环降解。苯酚发生开环降解首先可能形成的是对紫外光谱没有响应的直链低分子量化合物, 但这些直链低分子量化合物能否直接被矿化成CO2和H2O还要从图4中苯酚的降解和矿化曲线变化分析。浓度和TOC曲线的变化趋势表明, 随着光照时间的增加, 苯酚的降解速率和矿化速率是同步的, 都呈先迅速增加后逐渐减缓的过程, 且降解率明显高于矿化率, 这可能是由于短链脂肪酸的氧化降解速率通常较芳香化合物的开环降解过程慢的原因造成的[11], 继续延长光照时间, 最终能达到完全降解和矿化的目的。这从另一方面佐证了在可见光光照下, ACFs负载La-S/TiO2复合催化剂对苯酚的降解是在自由基的作用下进行的, 经历了先形成不稳定的活性中间体, 然后直接开环降解成脂肪酸等低分子量的化合物 (如乙酸、甲酸等) , 接着被深度氧化, 矿化为CO2和H2O的过程, 在某种程度上达到环保的目的。其可能的反应历程如图5所示。

3结论

(1) 采用浸涂-焙烧法首次合成了活性炭纤维负载La-S/TiO2复合光催化剂, SEM的测试结果表明大量的La-S/TiO2纳米粒子能够均匀地负载于活性炭纤维上。负载后的催化剂显示了更高的光催化性能。

(2) 在可见光光照下, ACFs负载La-S/TiO2复合催化剂对苯酚的降解是在自由基的作用下进行的, 经历了先形成不稳定的活性中间体, 然后直接开环降解成脂肪酸等低分子量的化合物, 接着被深度氧化为CO2和H2O的过程。

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纳米管纤维篇2

在莱斯大学的实验室里，直径只有头发丝大小的黑色纤维盘旋在乙醚烧杯中。它由纯纳米管制成，是实验进行近十年来的取得的最大成就。化学工程师马蒂奥·帕斯克利(Matteo Pasquali)与他的同事将纳米管纺成几百米长的纤维，这证明从纯碳圆柱形分子中生产微型材料的商业制造技术可以被开发。

将碳纳米管制成纤维是莱斯大学教授理查德·斯马利(Richard Smalley)晚年的一个特别梦想，他在1996年因为发现球形碳分子巴基球而获得诺贝尔化学奖。单独的纳米管有着显著特性：它们很轻，很坚韧，并且可以导电。但将它们聚合成有这样特性的大型结构则很困难。

2001年，斯马利开始尝试用液体处理，将碳纳米管旋纺成纤维，并且在超过千米的长度下保留其导电性与物理特性——他承认，这个想法“的确够疯的”。这样的纤维比钢更强，比铜导电性更好。斯马利想象把它们编成电缆，这些电缆可以把电能从远方的风力和太阳能发电场传输到人口密集的区域——在这个过程中电能不会转化成热能，所以不会造成损失。帕斯克利从开始就参与了该项目，并且在斯马利2005年去世后成了接班人。他承认开始做这件事的时候就对此表示怀疑，他说，“我认为这完全疯了，因为碳纳米管根本不在液体中溶解一而我是个液体狂。”

其他研究者从干纳米管制造微型纤维，当它们从反应堆中出现时，把它们从垂直阵列拉出来，或者像纺织羊毛一样编织它们。但这些纤维中的独立纳米管并不线性排列，而恰当的排列是至关重要的：大量的分子混乱放在在一起，导电性能并不好，而且也不强韧。帕斯克利清楚，放人溶剂中的纳米管会像河流上漂流的浮木一样线性排列，这样才会产生排序良好的纤维。

2004年，当他们了解到制造防弹背心所用的芳纶纤维的方法可能也可用于纳米管时，该团队有了重大突破。像纳米管一样，芳纶纤维聚合物与很长、很细并且难以溶于溶剂。纤维是这样制造的：首先混合纤维聚合物与硫酸，之后通过成组的针孔注射溶剂，就像沐浴喷头孔那样的针孔。

莱斯的研究员们使用硫酸仅能溶解少量的纳米管。但当他们使用了氯磺酸——种所谓的超强酸——便可以使更高浓度的纳米管溶入溶剂。纳米管形成了已经排列好的液体晶体——这是将它们制造成纤维的一大优势。

纺线

帕斯克利的团队采用单壁纳米管进行纤维纺织，单壁纳米管是通过斯马利研究的方法在附近一个实验室制造出来的。在温度高达1000℃的高压反应堆中，一氧化碳降落在纯铁催化剂的液滴上并且分解。这些碳原子形成直径为1纳米，长度为几百纳米的中空圆柱。这些纳米管以蓬松的黑色堆积物形式从反应堆中出现。它们保存在5加仑容量的桶中，这些桶堆到了天花板，每桶仅装有200克的纳米管。

这种反应堆中制出的纳米管含有微量铁，在将纳米管制成纤维前必须除掉这些铁。研究生科林·杨(Colin Young)将纳米管充满玻璃容器，这些纳米管已被熔炉中的氧气处理过，氧气是用来氧化铁的。在通风柜内，他在盐酸烧瓶上扣紧容器。他在盐酸下方打开加热块将盐酸煮沸。随着盐酸凝结并滴到纳米管上，盐酸就会溶解铁，但纳米管不会被破坏。

在酸处理后，研究生纳特纳尔·贝哈布图(Natnael Behabtu)将纳米管与氯磺酸加入装配活塞的不锈钢管中，这样可在单一方向均匀地摩擦纳米管使它们线性排列。这样制成的黏性溶液按重量算，含有8％的液体晶体纳米管。

接下来，他分离出一半溶液，将其配上一个活塞，然后将其与配备有一根纺针的部分溶液替换。活塞将溶液挤压通过玻璃过滤器(防止阻塞)，进入纺针，之后进入乙醚溶液冲洗。酸在两个溶液中都可溶解。但纳米管不行，所以得到的就是纯纳米管纤维，直径为50～100微米，而长度达到数米。

测量

为了测量这种纤维的抗拉强度，杨用胶水将一小段纤维钉在硬纸板框架上。他将其夹在应力测试器的金属钳中，剪掉框架，拉伸纤维两端直到它被拉断。目前，纤维最大可承受大约350兆帕的压力——比人类头发稍弱，对于它的直径来说，这已经是相对很强韧了。

纤维的强度取决于纳米管表面相互作用而产生的摩擦。越长的纳米管产生越多的摩擦，因此，制成的纤维也就越强韧。莱斯大学的纳米管一帕斯克利为了实验方便而使用的——相对较短。但他尝试与纤维制造公司以及碳纳米管制造商合作，这些公司可以提供更多的纺织纤维技术和更长的纳米管。帕斯克利希望最终将纤维的拉伸强度提高10倍以上。

对于斯马利想使用纳米管改造电网的梦想，目前还有一个主要的障碍。帕斯克利的纤维每厘米电阻为120微欧姆，是铜线电阻的8倍。原因是，每一种生产纳米管的方法都会导致导电纳米管与半导电纳米管的混合。为了让纳米管纤维替代铜来传输足够的电流，它们需要由完全的导电纳米管制成。莱斯大学的团队计划从不导电的纳米管中分离出导电的纳米管，并由此制成纤维，以判断这种导电率是否可能。但是，当前的分类处理过程令纳米管过于昂贵而无法用于电力传输。

活性炭纳米纤维篇3

活性炭纤维具有吸附能力强, 表面积大, 耐酸耐腐, 导电性能良好等特点, 是一种适合作为电极进行反应的新型材料[3]。活性炭纤维作为电极使用可将污染物吸附在电极周围, 提高处理效率。活性炭纤维电极应用于电-Fenton反应中, 能提高H2O2的生成效率, 同时由于有机物被吸附在活性炭纤维表面, 进而提高了羟基自由基的氧化速度, 且水中污染物的浓度多少对于反应影响较小[4]。王爱民等人以活性炭纤维分别作为阳极和阴极用电-Fenton法处理偶氮染料酸性红B, 发现活性炭纤维作为阳极时的氧化能力远低于其作为阴极的氧化能力, 这是由于氧分子能更有效的在阴极表面还原, 从而提高生成过氧化氢的效率[5]。本实验选用活性炭纤维作为电-Fenton反应阴极, 对模拟活性染料废水进行处理研究。

1 实验部分

1.1 实验仪器及药品

可见光分光光度计, WFJ7200;恒温磁力搅拌器, 81-2;直流稳压稳流电源, APS-1502;精密酸度仪, PHS-3C。

无水硫酸钠 (分析纯) , 天津市红岩化学试剂厂;氢氧化钠 (分析纯) , 天津市富禄化工试剂厂;浓硫酸 (分析纯) , 天津市红岩化学试剂厂;活性橙。

1.2 实验准备

1.2.1 模拟活性染料废水的配置

实验配置0.1g/L的活性橙溶液作为模拟染料废水进行处理。

1.2.2 实验装置

1—阴极;2—阳极;3—反应器;4—磁力搅拌转子;5—磁力搅拌器;6—直流电源;7—曝气管

实验装置见图1所示, 反应器长15cm, 宽12cm, 高15cm, 通过直流电源提供电解所需电流。电解反应在磁力搅拌下进行。

1.2.3 电极处理

以10cm×10cm铁板作为阳极;以10cm×10cm的活性炭纤维用去离子水浸泡洗涤后放入烘箱, 在100℃下烘干2h, 取出放入干燥器中保存, 作为阴极。

1.3 色度去除率的测定

采用吸光光度法, 色度指标均在染料的最高吸收波峰下测定。

色度去除率= (A0-At/A0) ×100%

式中:A0—处理前溶液吸光度

At—处理后溶液吸光度

1.4 实验方法

将配置好的0.1g/L的活性橙溶液倒入反应器中, 调节溶液初始pH值, 用小型空气泵进行曝气, 将电极与直流电源相连, 打开电源开始电解反应。每隔15min取反应上清液进行水质分析。

实验中以Na2SO4作为电解质。

2 结果与讨论

2.1 正交实验结果

2.1.2 确定最佳反应条件

一般认为, 在电-Fenton反应中影响反应的主要因素有电流强度, pH值, 电解质浓度以及极间距。所以选择该四项进行正交实验。建立L9 (34) 的正交实验表。

注:k= (相应列中i指标值之和) / (相应列中i的重复次数)

由表2可得, 四个影响因素的最优水平组合为:电流强度=0.8A, pH=2.5, 电解质浓度=12 g/L, 极间距=10cm。

2.1.2 确定因素影响程度

分别作水平与指标的关系图来判断不同因素的影响程度, 见图2。

由图2可知各因素对色度去除率的影响主次顺序为pH值>电流强度>电解质浓度>极间距。

2.2 影响因素

通过改变各因素的值来研究不同因素取值对于色度去除率的影响规律。

2.2.1 电流强度对色度去除率的影响

本实验在初始pH值为2.5, 电解质浓度为8g/L条件下, 测定不同电流强度 (0.6A、0.8A、1.0A、1.2A) 下对活性橙溶液的电解脱色情况, 反应总时间为120min, 结果见图3所示。从图3中可以看出随着反应时间的延长, 色度去除率有升高的趋势。在不同的电流强度下, 色度的去除率随着电流强度的增大而提高, 但是由于极化作用和副反应会随着电流强度的增大而加剧, 所以电流强度达到一定值时, 色度去除率趋于平稳。

2.2.2 pH值对色度去除率的影响

实验选取不同的初始pH值:2.5、3.0、3.5、4.0和5.0, 比较在电流强度为0.8A, 电解质浓度8g/L条件下的电解脱色情况。反应在酸性溶液中进行有利于过氧化氢的生成, 从而能提高与Fe2+的结合效率, 进一步提高羟基自由基的产生, 反而当pH值升高到碱性条件时, 溶液中的Fe2+和Fe3+将反应形成Fe (OH) 2和Fe (OH) 3沉淀, 这会减少羟基自由基的产生, 所以在酸性条件下更利于反应的进行。从图4可以看出, 总体上色度去除率随pH值的升高而降低。当pH值过高, 会降低色度的去除率;当pH值过低时, Fe3+难以被还原为Fe2+, 也不利于羟基自由基的生成, 所以最优pH值范围在2～4之间[7]。

2.2.3 电解质浓度对色度去除率的影响

本实验在pH值为3.0, 电流强度为0.8A的条件下, 比较电解质浓度分别为6g/L、8g/L、10g/L和14g/L时的电解脱色情况。从图4可以看出, 色度去除率随着电解质浓度的增加而增加, 但继续增加电解质浓度到14g/L时, 色度去除率反而下降。这是因为在电解反应中电解质浓度的高低决定了溶液离子浓度的高低, 从而决定电流产生的大小, 所以当电解质浓度较低时, 通过溶液的电流就无法满足电解反应的需求, 且过低的电解质浓度还能够增大系统内阻, 更加不利于反应进行。但是当电解质浓度过高时会增强溶液中离子的相互作用, 干扰主反应的正常进行。

3 结论

(1) 采用正交实验法得出电解活性橙溶液的最优参数组合为:pH为2.5, 电流强度为0.8A, 电解质浓度为12g/L, 极间距为10cm。各因素对色度去除率的影响主次顺序为pH值>电流强度>电解质浓度>极间距。

(2) 通过单因素实验分析, 活性炭纤维作为阴极材料电解处理活性染料废水时, 电解1h内脱色率就可达到80%以上, 能够在较短的时间内达到较好的处理效果。

摘要：以活性炭纤维为电Fenton反应中的阴极材料, 对模拟活性染料废水进行处理。实验得出在不同的反应条件下色度随反应时间的变化规律, 同时通过正交实验得出活性炭纤维作为阴极处理染料废水的最佳反应条件及各因素的影响程度。实验表明, 利用活性炭纤维作阴极的电Fenton反应对活性染料废水色度的去除具有良好的效果。

关键词：活性炭纤维,电解,脱色,电-Fenton法

参考文献

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活性炭纤维吸附性能的研究新进展篇4

近年来,一种新型的炭多功能吸附剂———活性炭纤维(Activated carbon fiber,ACF)被广泛研究和应用。ACF是由有机纤维经高温炭化活化制备而成的一种多孔性纤维状吸附材料,是继传统粉状、粒状活性炭之后的第三代活性炭产品。这种吸附材料具有大的比表面积,一般可达到1000~2000m2/g,微孔含量丰富且制备工艺灵活,可方便地加工成纸、布、毡、纱等不同的形状,吸附再生后仍具有良好的吸附效果,在环境领域具有广阔的应用前景。

1 活性炭纤维的吸附机理

当流体与多孔固体接触时,流体中某一组分或多个组分在多孔固体表面处产生富集,这种现象称为吸附。它是由于多孔固体表面的分子因受力不平衡而产生表面能,当其它物质与该固体表面接触时,受到这些不均衡力的吸引而附着在固体表面上产生的,其中的多孔固体称为吸附剂,被固体吸附的物质称为吸附质。ACF具有大面积的微孔和窄的孔径分布,暴露在外的微孔使ACF形成快速吸附优势,窄的孔径能使ACF吸附能量加强[1,2]。因此,ACF具有良好的吸附特性,显示出高的吸附容量、快的吸脱附速度及一定的吸附选择性。

根据吸附过程中吸附质分子与吸附剂表面分子间作用力的不同,将ACF的吸附行为分为物理吸附和化学吸附两种类型。物理吸附是由于吸附剂表面分子与吸附质分子之间通过静电相互作用而引起的吸附,特点是吸附没有选择性,吸附质能够在界面上自由移动,吸附的牢固程度不如化学吸附;化学吸附则是由于两种分子间产生了化学结合力,形成牢固的化学键和表面络合物。化学吸附具有一定的选择性,一般为单分子层吸附。

2 活性炭纤维的吸附性能

2.1 对重金属离子的吸附

从环境污染方面所说的重金属,主要是指汞、铅、镉、铬以及类金属砷这5种具有显著生物毒性的重金属,也指具有一定毒性的一般重金属,如铜、锌、镍等[3,4,5]。重金属污染具有持久性、隐蔽性、毒性大等特点,且不能被微生物降解,并可通过生物富集作用破坏生态系统平衡,甚至可通过化学和生物作用与有机物结合,形成毒性更强的有机金属[6]。吸附法不仅具有高效的重金属去除能力,而且具有较强的经济可行性,因而釆用吸附技术来处理含重金属的废水成为应用最为广泛、最具前景的技术之一[7]。

Leyva-Ramos等[8]采用聚丙烯腈(AW1104)和酚醛树脂(ACN211-15)制备ACF,研究了ACF对水溶液中Pb(Ⅱ)的吸附性能。结果发现,ACF对Pb(Ⅱ)的吸附是非常显著的,pH值在2~4之间,ACF对Pb(Ⅱ)的吸附量可达82%。朱冬冬等[9]通过ACF对镉离子的吸附实验,研究了ACF对镉离子的吸附性能,探讨了在静态条件下,ACF的质量、溶液的初始浓度、吸附时间、体系的pH值对ACF吸附性能的影响。实验发现ACF对镉离子有较强的吸附性能,吸附率最高达85%;在所选择的条件范围内,ACF最佳质量为0.2g,溶液的最佳初始质量浓度为200mg/L,最佳吸附时间为90min;此外,随着pH值的增大,ACF对镉离子的吸附率逐渐增加,当pH值大于8时,吸附率变化很小,吸附趋于平衡。

研究人员[10]通过研究ACF吸附重金属的机理,得出ACF吸附重金属的能力主要取决于pH值和大的比表面积。但是,对于不同的金属离子,ACF对其的吸附容量仍有较大的差异。这主要归因于ACF的表面微孔结构和表面官能团的种类及数量,从而使得ACF对不同物质的吸附具有一定的吸附选择性。因此,为了能最大化地发挥ACF的功能性,改善其吸附选择性和吸附效果,在选用ACF作吸附剂时,有必要对ACF进行改性处理。如肖乐勤等[11]采用HNO3和H2O2对ACF进行氧化改性,并用静态吸附法考察了不同条件下ACF对水体中Pb2+的吸附性能。实验结果显示,改性前后样品对Pb2+的吸附速率均较高,吸附平衡时间为5min;饱和吸附容量由改性前的32.5 mg/g增加到改性后的75mg/g。在此基础上,肖乐勤等通过对比未处理的ACF及经氧化和碱化改性后的ACF对重金属离子的动态吸附性能,得出改性后的ACF在吸附容量及穿透时间上均优于未改性的ACF,经碱化改性的ACF效果最佳,其饱和吸附量为225.62mg/g,是未改性ACF饱和吸附量(55.42 mg/g)的4倍[12]。

一直以来,有不少国内外学者致力于研究各种可以有效去除重金属离子的吸附材料。丁毅[13]以山西平塑风化煤为吸附剂,研究其对Cu2+的吸附能力,发现效果良好。Franco Ferrero等[14]和Sun等[15]研究了不同方法改性纤维素后对重金属离子的吸附能力,发现该吸附剂的吸附量大、吸附速率快,如对Cr(Ⅵ)的最大吸附量为171.5 mg/g。Zhang等[16]以Pb2+为模板制备了具有磁性的印迹聚合物,发现此印迹聚合物对Pb2+的最大吸附量为19.61mg/g。Wu等[17]以Si/Al介孔材料为载体制备印迹介孔材料,发现它们对Pb2+的吸附具有良好的亲和力和吸附容量,实验室最大吸附量为367mg/g。Fan等[18]通过自制石墨烯复合材料,研究其对Pb(Ⅱ)的吸附性能,实验结果表明该材料对Pb(Ⅱ)具有高的吸附容量。这些吸附材料均具有不逊于ACF的吸附效果,甚至有些吸附材料的吸附能力远高于ACF,但是从大规模工业化应用方面而言,远不及ACF优越。表1列出了这些吸附材料在应用方面存在的主要不足之处。

2.2 对水中有机污染物的吸附

吸附法因不引入新的污染物和不需要紫外光照射,能耗低且能从废水中富集分离有机污染物,实现废物资源化,从而受到广泛的重视。ACF是一种新型的吸附材料,具有非常好的吸附性能,可以有效去除水中的有机污染物[19,20]。

2.2.1 对染料的吸附

染料能降低水体透光量,从而会影响生物的光合作用,大部分染料还具有复杂的芳环结构而难以降解,其中某些染料具有强烈的致癌、致畸、致突变效应[21]。由此可见,对于染料废水的治理迫在眉睫。用ACF作为吸附剂处理染料废水因具有效率高、易操作且重复利用率高等优点而受到广大研究人员的青睐。

目前,我国关于染料废水的主要污染源有亚甲基蓝、酸性品红及酸性橙Ⅱ等染料。下面逐一论述ACF针对不同染料污染源的去除效果。

亚甲基蓝(Methylene blue,MB)是水溶性还原性染料的代表物之一,在水溶液中形成Ⅰ价有机“阳离子型”的季铵盐离子基团,并且色度极高,对环境污染严重[22]。Hatem A.AL-Aoh等[23]研究对比了ACF与ACG(Granular activated carbon)对MB的吸附特性。结果发现,ACF与ACG对MB的吸附过程均属于自发的吸热过程,Langmuir模型能较好地描述吸附过程的热力学,吸附动力学符合二级动力学方程,并且ACF的吸附性能明显高于ACG的吸附性能。热力学结果还表明,MB在两种吸附剂上的吸附均是由化学键间的相互作用力引起的。对于未经过任何处理的ACF,其对MB的吸附容量可达100~200mg/g[24],表现出了良好的吸附特性。若对其进行改性处理,其吸附容量还能大幅度提升。如Ma等[25]制备了一种新型的介孔活性炭纤维,探究了其对MB的吸附特性。实验结果表明,这种新型的ACF最大比表面积可达2604.7m2/g,孔容为1.433cm3/g,其中86.6%孔径在2~4nm的介孔范围内。这种新型的ACF对MB的吸附容量随活化温度(750~850 ℃)的升高而升高,850 ℃时对MB的吸附量可高达1142mg/g,800℃时对MB的吸附量可达794mg/g,远高于未经处理的ACF。

酸性品红是水溶性酸性染料的代表,其结构中含有对生物呈强抑制作用的苯环,很难采用生物化学方法将其降解成小分子。经高温炭化秸秆材料制备出的比表面积大、吸附容量大的ACF,可在更宽范围内对污染物进行高效吸附[26]。龚正君[26]采用ZnCl2活化稻草秸秆炭化得到的ACF对酸性品红进行吸附。实验分析结果显示,投加量为0.1g、pH=1时,ACF对酸性品红具有很好的吸附效果,吸附在8h后达到平衡。该吸附过程符合Langmuir及Freundlich等温吸附模型和准二级动力学方程,其反应的吉布斯自由能 ΔG<0,为自发的吸热反应。

罗丹明B属于人工合成的阳离子碱性有机染料,具有致癌性,被广泛应用于造纸印刷、纺织印染、皮革和油漆等行业[27]。科研工作者们[28,29]考察了ACF对水中罗丹明B的吸附性能。结果表明,最佳接触时间为140min;pH=2.0时罗丹明B的去除率达到最大;温度为55℃时,ACF的吸附效果最好;罗丹明B的去除率随着罗丹明B初始浓度增大而减小;离子强度对吸附的影响不大。通过对其吸附机制进行分析,发现Langmuir等温线更适合于描述罗丹明B的吸附行为;热力学数据表明较高温度下,ACF对罗丹明B的吸附是自发的吸热反应;吸附动力学符合二级动力学模型;吸附过程可以很好地用内扩散模型来说明。

酸性橙Ⅱ是一种阴离子单偶氮染料,具有难生物降解的性质。乔启成等[30]研究了25 ℃、30 ℃、35 ℃下酸性橙Ⅱ在ACF上的吸附平衡、吸附热力学和吸附动力学特性。结果表明,酸性橙Ⅱ在ACF上的吸附等温线可用Freundlich方程进行描述,吸附为自发的吸热过程,主要属于物理吸附;伪二级动力学方程、Elovich方程、颗粒内扩散方程均能很好地描述酸性橙Ⅱ在ACF上的吸附动力学行为。

荧光素是具有光致荧光特性的有机染料,常作为荧光探针和荧旋光性试剂使用。周文波等[31]将玉米秸秆经高温炭化为炭纤维,采用1mol/L H3PO4活化制备成活性炭纤维吸附剂,荧光素为吸附质,研究ACF吸附性能的影响因素,并对吸附机理进行了探讨。研究结果表明,炭化温度为750℃,投加量为0.2g,pH为3时,ACF对溶液中的荧光素具有较强的吸附能力;ACF对低浓度荧光素溶液具有显著吸附效果,Langmuir方程能很好地描述等温吸附特征,吸附强度因子a为正值,表明吸附过程在该试验条件下可自发进行。实验结果和吸附机理表明,玉米秸秆高温炭化ACF能有效处理含荧光素废水。ACF对不同染料的吸附情况总结于表2。

众多研究结果显示,ACF对不同种类染料分子的吸附多在酸性条件下有利。另外,温度是影响吸附能力的一个重要因素,这主要归因于ACF对所有染料分子的吸附反应均属于自发的吸热反应,温度越高,吸附反应越易进行,相应的吸附能力越强。所以,在实际染料废水的处理中,可针对不同的对象,选择适宜的温度和酸性范围内的pH值来调控ACF对其的吸附性能,提高净化效果。

2.2.2 对农药的吸附

农药在农业生产领域中的广泛使用和农药的大量生产,共同导致了农药的残留问题,尤其是有机农药的大量施用,造成严重的农药污染问题,甚至有些农药的降解产物具有更强的毒副作用。通过大量实验研究表明,ACF对于农药的去除具有很好的效果。如敌草隆是一种具有持久性、溶解度低、化学性质稳定的除草剂,其降解产物3,4-二氯苯胺(3,4-DCA)比母体毒性更大且在环境中检测到的频率比母体化合物更高,欧盟已将其列为优先控制的有害物质[20]。徐建华等[32]探讨了ACF对水中敌草隆的吸附,分析了溶液pH值、吸附剂量和温度对ACF吸附水中敌草隆的影响,并通过对相关数据进行拟合,进一步研究了该吸附过程的热力学和动力学。结果表明,在pH =2.9时,吸附量最大;ACF的吸附能力随着温度的升高而升高;热力学数据表明此吸附过程是自发进行的吸附过程;Redlich-Peterson方程更适合描述敌草隆的吸附行为;假二级方程更适用于描述ACF对水中敌草隆的吸附动力学过程。但是该吸附过程为放热反应,这与Fontecha-Cámara等的研究结果不同,他们的研究证实该反应为吸热过程。经试验研究发现,这是由于ACF的形态不同所引起的。因此,徐建华等[32]又分别以片状、粉末状ACF为原料,经预处理后对水中敌草隆进行吸附研究,探讨溶液pH值、吸附剂量和温度对两种形态的ACF吸附水中敌草隆的影响。结果显示,粉末ACF的前期吸附速率较快,平衡吸附量大,但达到吸附平衡的时间较长;pH对两者的平衡吸附量的影响趋势一致,且片状ACF和粉末ACF的最佳pH值分别为2.9和3.1,并且两者对敌草隆的最低去除率分别在99%和91%以上;敌草隆在两种ACF上的吸附皆为多分子层吸附,吸附行为均适宜采用Redlich-Peterson方程进行描述;假二级方程均适用于描述两种形态ACF对水中敌草隆的吸附动力学过程;两者的吸附Gibbs自由能均小于零,说明两者的吸附过程皆为自发进行的吸附过程。但值得注意的是,片状ACF的焓变 ΔH0>0,说明该吸附反应为吸热反应;粉末ACF的焓变 ΔH0<0,说明该吸附反应为放热反应。

李一凡[33]研宄了ACF对于阿特拉津三嗪类除草剂的吸附性能,并且通过改变初始溶液的浓度、反应溶液温度、溶液的pH值探究其最佳吸附条件。研究发现,每1g ACF可以吸附阿特拉津标准物质200g以上,去除率至少达到98%以上;pH的变化产生的效果差异最明显,当溶液为酸性时,去除效率较快。综合实验效果、运行成本等方面的考虑,当温度为20 ℃、pH=7 时,可以达到最佳吸附效果。V.O.Njoku等[34]探讨了经微波处理的PSHAC(The pumpkin seed hull activated carbon)对2,4-D(2,4-dichlorophenoxyacetic acid)的去除效果,结果显示,经微波处理的PSHAC对2,4-D有很好的去除效果,当2,4-D的初始质量浓度分别为50mg/L、100mg/L、150mg/L、200mg/L、300mg/L和400mg/L时,PSHAC对其相应的吸附率分别为98.28%、97.57%、96.03%、93.40%、78.11%和65.07%。动力学研究表明,该吸附过程符合二级动力学模型,PSHAC对2,4-D的最大吸附量为260.79 mg/g。Saha Aioy等[35]探究了RHA(Rice husk ash)对废水中农药的去除效果,发现在实验条件范围内,此吸附过程遵循Freundlich及准一级动力学模型,最大吸附容量在0.078~0.166mg/g,并且在10L质量浓度为0.05mg/L的农药废水中,只需要10g RHA,其去除率就可达到90%。因此,可以以谷稻壳为原料来制备绿色环保的ACF,以此来降低ACF的成本。

ACF对制备农药的中间体和原料(如喹啉类和三聚氰酸等)仍具有较大的吸附容量,从这个角度而言,也可以利用ACF独特的吸附性能,缓解农药污染问题。研究人员[36]采用ACF静态吸附法模拟吸附废水中的喹啉,发现ACF对喹啉的吸附速率很快,30min内基本达到平衡;初始浓度较高时,最终吸附容量较大,达210 mg/g;低温和pH值小于7时,吸附效果较好;苯酚与喹啉产生竞争吸附,吸附行为较好地符合Langmuir等温方程,吸附动力学符合准二级动力学模型,热力学参数表明该吸附是一个自发的放热过程。

综上所述,应用ACF去除水中残留农药及中间体时,过程较为复杂。但是,总体上来说,ACF吸附水中农药及中间体的反应在低温、pH小于7的条件下是有利的,且ACF对大多数农药的去除率均在80%以上(如图1所示),大部分反应属于放热反应。只是对于不同形状的ACF而言,反应焓变的正负值不定。因此,加大ACF对于农药方面吸附机理的研究对于揭示ACF的去除机理及优化结构设计有重要的理论意义和实践价值。目前,我国在该方面的理论研究相对于国外还比较薄弱,有待于进一步研究。

3 结语

综上所述,ACF对于水中各种污染物均表现出较强的吸附特性。因此,针对组分复杂的实际废水体系而言,用ACF净化水体,可同时去除多种污染物,从经济和能源有效利用两方面来说,ACF均具有良好的发展前景。在今后,我国应从以下几方面进行改善:(1)研究开发高性能ACF,在确保质量和性能的同时,降低成本,提高经济效益;(2)加强对ACF改性机理及方法的深入研究,根据实际需求,采用不同的改性方法增加ACF的吸附容量;(3)进一步深入探究多种污染物共存时,ACF的最佳吸附条件,使其利用率达到最优状态,从而降低资源的浪费,提高经济可行性。

摘要：介绍了活性炭纤维的吸附机理,着重论述了吸附技术在含重金属废水、染料废水及农药废水处理中的应用研究进展,并指出目前存在的不足之处以及对未来的研究工作提出了一些展望和建议,以期为环境的治理做出贡献。

活性炭纳米纤维篇5

铁是活泼金属, 电极电位为-0.440 V, 具有还原能力, 氧化时释放电子, 能够去除多种污染物。纳米级铁具有特殊晶体形状和点阵排列等微观结构, 由于其颗粒尺度小, 比表面积急剧增加, 因此具有较大的表面活性, 从而产生特殊的物理化学性质, 可以更加有效地去除水体污染物[4,5]。但由于粉末状的纳米铁颗粒细微, 在水中易失活和凝聚, 难以回收和重复利用, 而且处理后需要固液分离, 进一步增加了处理成本, 未能推广应用。同时, 纳米铁在使用过程中呈现失活、团聚、回收困难等缺陷, 需要将其负载到载体上以增强实用性[6,7,8,9,10]。

研究以活性炭为原料, 硫酸亚铁为铁源, 采用液相还原法制备再生性能良好的活性炭-纳米铁复合材料, 用XRD对制备的复合材料进行表征测试, 并就其对模拟的含镍废水进行还原去除研究。活性炭-纳米铁复合材料将活性炭吸附性能和纳米铁强还原性有机地结合起来, 充分发挥了两种材料的优势, 而且负载型纳米铁以铁为阳极、炭为阴极组成原电池, 对还原反应具有促进作用, 可以快速、高效地还原处理含镍废水, 为其在重金属废水处理中的应用提供实验依据。

1 材料与方法

以活性炭为载体, 硫酸亚铁为铁源, 采用液相还原法制备活性炭-纳米铁复合材料。取20 g Fe SO4·7H2O和过50目的活性炭10 g于500 m L烧杯中, 并置于磁力搅拌器上, 往烧杯中加入200 m L蒸馏水, 混合搅拌60 min, 使其充分吸附。然后, 缓慢滴入 (1滴/s) 100 m L 0.2 mol/L的Na BH4溶液, 剧烈搅拌30 min。用去离子水反复清洗复合材料至上清液澄清。将清洗后的材料抽滤后转移到玻璃培养皿中, 盖上盖子后在室温下自然干燥得到活性炭-纳米铁复合材料。

取100 m L一定浓度的模拟含镍废水及一定量的活性炭-纳米铁复合材料于250 m L烧杯中, 置于磁力搅拌器上, 以120~150 r/min的转速及恒定的温度搅拌一定时间。将处理后的模拟含镍废水置于离心机并以4 000 r/min的转速离心15 min。取其上清液, 采用丁二酮肟分光光度法测量剩余的镍离子的吸光度。根据处理前后吸光度的变化, 按下式计算活性炭-纳米铁复合材料对镍离子的去除率:

式中:D为去除率;

A0为含镍模拟废水的初始吸光度;

A为处理后的吸光度。

2 结果与讨论

2.1 复合材料的XRD表征

用PANalytical XRD衍射仪对活性炭-纳米铁复合材料进行结构表征。

测试条件为:

铜靶, Kα=1.54×10-10m;

电压40 V;

电流100 m A;

扫描步长0.02°;

扫描速率4°/min;

扫描范围2θ=0~90°。

结果如图1所示。

由图1表明该复合材料在30°~90°的2θ角度内, 样品在44.75°出现明显衍射峰。对应于体心立方的α-Fe的110衍射 (d=0.2 027 nm) , 同时还出现了与体心立方的α-Fe的200衍射 (d=0.2 027 nm) 接近的64.88°衍射。由此可知城市污泥负载的粒子主要是α-Fe, 具有较强的还原性。

2.2 复合材料用量对镍离子去除效果的影响

分别取0.2 g、0.4 g、0.6 g、0.8 g、1.0 g、1.2 g的活性炭-纳米铁复合材料加入装有100 m L 20 mg/L的模拟含镍废水的烧杯中, 以120~150 r/min的转速磁力搅拌60 min后, 取样, 离心分离, 取上清液并测定残存镍离子吸光浓度, 结果如图2所示。

由图2可知, 在相同的时间、温度等条件下, 随着活性炭-纳米铁复合材料用量的增加, 镍离子的去除效率逐渐增高。但当用量超过1 g后, 增加用量, 镍离子去除效果增加不显著, 综合考虑去除镍离子效率和工程的实际应用, 宜用10 g/L的用量处理含镍废水。

2.3 搅拌时间对镍离子去除效果的影响

取200 m L 20 mg/L的模拟含镍废水及2.0 g的活性炭-纳米铁复合材料装入250 m L烧杯中, 以120~150 r/min的转速搅拌, 分别在15 min、30 min、45 min、60 min、75 min、90 min、105 min、120 min取样, 离心分离, 取上清液并测定残存镍离子吸光浓度, 结果如图3所示。

由图3可知, 在磁力搅拌60 min后, 镍离子的去除率已达到95%, 随着搅拌时间的延长, 去除率不再呈现明显的上升趋势, 而是趋于平衡。由此可知, 活性炭-纳米铁复合材料对镍离子有快速的去除效果。

2.4 p H值对镍离子去除效果的影响

取100 m L 20 mg/L的模拟含镍废水及1.0 g的活性炭-纳米铁复合材料装入250 m L烧杯中, 依次调节p H值为2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0和9.0。以120~150 r/min的转速搅拌60 min后取样, 离心分离, 取上清液并测定残存镍离子吸光浓度, 结果如图4所示。

由图4可知, 活性炭-纳米铁复合材料在强酸性和碱性条件下处理效果较差。在p H值为5~6的弱酸性条件下镍离子的去除率可达95%。因此宜在弱酸性环境下处理含镍废水。

3 结论

采用液相还原法制备的活性炭-纳米铁复合材料, 活性炭和硫酸亚铁质量比为1∶2, 得到的复合材料所负载的的粒子主要是α-Fe, 具有较强的还原性, 对含镍废水具有较好的去除作用, 可在重金属废水中推广使用。这为活性炭资源化处理提供一条新的途径, 具有较高的社会效益和环境效益。

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活性炭纳米纤维篇6

活性炭和生物炭都是去除重金属离子、治理水污染和净化水资源非常有效的吸附剂。由于比表面积大、表面活性官能团对多价金属离子和其他污染物具有很强的亲和性。由于活性炭生产成本较高, 不易用于大规模废水处理。因此, 大量机构对低成本的、高利用率、可用于大规模废水处理的活性炭进行研究。从仙人掌纤维萃取物中制得的生物活性炭, 是一种生物质副产物, 比表面积大, 有利于吸附, 可制得低成本、高分散率的活性生物炭。本文主要对材料特性进行表征, 对影响生物吸附三价镧 (Ln (III) ) 特性的各项参数进行研究 (如:pH, 镧系元素浓度、离子强度、温度和反应时间) , 对热力学参数进行测定 (如:Kd, △G, △H和△S) , 为水污染处理技术的发展奠定基础。

1 材料和方法

1.1 材料

在常压下, 采用Sm (N03) 3·6H2O制备钐离子溶液。采用商用玻璃电极进行pH值测定。从仙人掌纤维萃取物中制得的活性生物炭作为吸附剂, 通过扫描电镜进行材料的表征, 以比表面积测试理论 (BET测试) 为基础, 采用氮气吸附法, 测定表面积。以KBr作为基底, 将生物质和KBr以1∶10的质量比混合研磨后, 用傅里叶变换红外光谱和酸碱滴定法对吸附三价钐进行表征。

1.2 吸附量测试

在60mL的计量瓶中对吸附量进行研究。30mL定量金属离子和活性生物炭 (0.01g) 的混合溶液作为测试溶液, 并将该溶液在100r/min的恒温定轨振荡器上混合24h, 确保达到平衡。在pH=2~7范围内, 恒温 (T=23℃) , 三价钐离子浓度[Sm (III) ]0=5x10-4mol/L的条件下, 研究pH值对吸附性能的影响。三价钐离子浓度在5×10-6和9×10-3mol/L范围内, 研究金属离子浓度对吸附性能的影响, pH值在3~6.5之间, 温度在30~70℃之间, pH值在3~6.5之间, 研究吸附过程的动力学, 定时对金属离子浓度进行测定。通过离心整体去除钐离子, 并用过滤膜 (孔径:450nm) 将其过滤, 用偶氮胂III试剂、分光光度计测定钐浓度, 不含有吸附剂的溶液作为参比溶液。

1.3 统计分析

每组三次实验, 结果为平均值正负标准偏差, 误差低于10%, 采用95%的置信水平对结果进行统计分析。

2 结果与讨论

2.1 活性生物炭吸附Sm (III) 前后的表征

活性生物炭水溶液吸附Sm (III) 后的酸碱滴定结果, 与吸附前的明显不同, 与蒸馏水的酸碱滴定结果更相似, 表明活性生物炭吸附Sm (III) 后, 表面的质子被Sm (III) 离子取代。在pH=10缓冲溶液的滴定结果表明吸附Sm (III) 后, 在生物炭表面形成了三元Sm (III) 碳酸盐螯合物。

实验结果表明Sm (III) 和羧基直接反应, 在生物炭表面只生成一种内球面螯合物。在中性pH条件下吸附后, 在生物炭表面形成的三元碳酸盐螯合物, 与在酸性条件下形成的物质具有显著差异。

2.2 吸附性研究

通过与活性生物炭表面的羧基聚合, 实现对Sm3+的吸附。其吸附性能取决于溶液中Sm (III) 的化学特性和吸附剂的表面电荷。溶液的pH值即影响溶液中金属离子的化学性能, 也影响吸附剂的表面电荷, 是影响表面吸附性能的重要参数之一。

结果表明, 随着pH值的增大, Sm (III) 吸附量增加, pH在6.5~7的范围内, 达到最大值 (~100%) 。pH值低于6.5时, 随着pH值的降低, Sm (III) 吸附量降低, pH=2时, 吸附量降至20%。pH<6时, Sm (III) 在水中是带正电荷的阳离子, 生物活性炭表面带负电荷, 金属离子的吸附过程以阳离子交换占主导。随着pH值的降低, 表面电荷逐渐中和, 导致吸附率降低。虽然会降低, 但在pH=2时, 吸附量仍然很显著 (20%) 。表明在酸性水溶液中, 活性生物炭也可以有效的去除Sm (III) 。

在pH=3和pH=6.5的条件下, 对不同Sm (III) 浓度的溶液进行吸附实验。结果表明从仙人掌纤维中提取的活性生物炭对Sm (III) 有显著的吸附性。在pH=3时, 表面吸附饱和度0.6mol/kg (qmax=90g/kg) , 在pH=6.5时, 表面吸附饱和度2.3mol/kg (qmax=350g/kg) , 吸附率显著增加, 在活性炭表面发生聚合或沉降过程, 具有相似的热力学性能, 表面形成内球形螯合物。从仙人掌纤维中提取出的活性生物炭的吸附性显著高于活性炭和生物炭的吸附性, 也高于纯氧化石墨烯和改性氧化石墨烯的吸附性, 这种较强的吸附性主要源于活性生物炭的层状结构。

2.3 活性生物炭吸附Sm (III) 的热力学过程

在不同的pH条件下, 活性生物炭吸附Sm (III) 的热力学过程不同, 说明在生物炭表面形成的物质有显著差异。在pH=3时, 随着温度的升高 (吸热过程) , 吸附性能增强, 相应的热力学参数△H0=33.9KJ/mol, △S0=192.9J/K/mol。在pH=6.5时, 随着温度的降低 (放热过程) , 吸附性能增强, 相应的热力学参数△H0=81.2KJ/mol, △S0=100.7J/K/mol。

2.4 生物炭表面吸附Sm (III) 的动力学分析

分析结果显示, 当pH=3.0时, 生物炭吸附Sm (III) 的过程分两步相对较慢。当pH=6.5时, 吸附过程相对较快;pH=3.0时的动力学参数是k1=0.07s-1和k2=0.007s-1, 当pH=6.5时, k1=0.47s-1, 由此可知, 一级吸附过程发生在吸附剂外表面。二级吸附过程发生在吸附剂内表面, 相对较慢, 很可能是以Sm (III) -螯合物在层状结构内扩散为主导的动力学过程。甚至, 在pH=3.0和pH=6.5不同的动力学常数表明在不同的pH范围内形成了不同的表面螯合物。

3 结论

从仙人掌纤维萃取物中提取的活性生物炭, 可用于去除水溶液中的三价钐。结果表明在接近中性 (pH=6.5) 时, 吸附性能较强, 这归因于层状结构和表面Sm (III) 螯合物的形成。在酸性溶液中, 吸附性能也很显著, 说明这种材料无论在从天然水中, 还是在重度污染的工业废水中, 都可以有效去除镧系元素。在保护环境和资源可持续发展方面, 具有非常广泛的应用前景。

摘要：对活性炭纤维吸附水中三价钐 (Sm (III) ) 的效率进行研究。分析pH值、金属溶液初始浓度、离子强度、温度和反应时间对吸附的影响。结果显示:在酸性溶液 (qmax=90g/kg, pH3.0) 和接近中性的溶液 (qmax=350g/kg, pH6.5) 中, 活性炭纤维对Sm (III) 具有显著的吸附作用。

关键词：钐,活性炭纤维,吸附性能,红外光谱 (FTIR) ,稀土元素

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活性炭纳米纤维篇7

关键词：活性炭,复合材料,高氯酸盐,吸附

1 引言

随着经济的高速发展和人口的增长,水体污染日益严重,含氧酸盐因净化困难而广泛存在于饮用水中[1]。高氯酸盐的主要危害是干扰甲状腺的正常生理功能,特别是对孕妇和婴幼儿的神经系统和大脑发育影响更为严重[2]。美国环保局规定,饮用水中高氯酸盐浓度不得超过24.5mg/L[3]。高氯酸盐主要来源于军工、烟火等工业产生的废水[4]。高氯酸根离子(Cl O4-)呈四面体结构,物理和化学性质非常稳定,常规方法难以去除[5,6]。

目前,国内外对如何有效去除水中高氯酸盐已做了大量研究,生物膜法[7]、吸附法[8]、离子交换法[9]、还原法[10]、微生物法[11]均有一定的效果。Yu等的[12]研究表明,微生物法能有效去除水中的高氯酸盐,但受制于降解速度缓慢而难以推广。Moore等[13]用零价铁来降解水中高氯酸盐,结果溶液中高氯酸盐经过336h仅有66%被降解。为了解决普通零价铁去除效果不佳和易被氧化等缺点,本实验通过采用浸润法制备活性炭负载纳米零价铁(NZVI)的新型复合材料去除高氯酸盐。纳米零价铁具有比表面积大、还原性强、反应活度高等优势,逐渐受到人们的关注。本文考察了含铁量、高氯酸盐的初始浓度、p H值、共存阴离子等复合材料对去除水中高氯酸盐效果影响,探讨了该复合材料体的去除机理。

2 实验

2.1 实验材料与仪器设备

实验材料:颗粒活性炭(GAC)购置于杭州碳素公司;高氯酸钠(Na Cl O4)、七水合硫酸亚铁(Fe SO4·7H2O)、氢氧化钠(Na OH)、浓盐酸(HCl)、碳酸钠(Na2CO3)、氯化钠(Na Cl)、硝酸钠(Na NO3)、硫酸钠(Na2SO4)、磷酸钠(Na3PO3)、硼氢化钠(Na BH4)等均为国产分析纯,购自国药集团有限公司。实验中所有用水均为超纯水(Mill-Q)出水。

仪器设备:电子天平(FA1004型)、p H计(P8-21型)、电热恒温鼓风烘箱(DHG-9146型)、恒温振荡器(HZQ-X300C型)、单联立式万用电炉(DK-98型)、离子色谱(ICS-1000)、场发射电子扫描显微镜(JSM-6701F型)、电感耦合等离子体质谱仪(ICP-OES,Vista MPX型)。

2.2 实验方法

实验材料制备:①将活性炭用去离子水冲洗干净后超声30min灭菌,取出后再用去离子水清洗数遍并用电炉温火煮沸,反复换水煮至水干,然后置入110℃烘箱中干燥至恒重备用,标记GAC。②称取2g Fe SO4·7H2O在30m L的去离子水中溶解,然后加入5g制备好的GAC搅拌均匀,用铝箔纸密封好放入110℃烘箱中浸润24h。③将混合物分成两份保存于透明磨口细口瓶中,其中一份倒掉上清液并用脱氧无水乙醇洗涤三次,然后通入高纯的氮气,保存在脱氧无水乙醇中,标记为Fe(II)-GAC,真空冷冻干燥后备用。另一份搅拌后缓慢滴加浓度为1mol/L Na BH4的溶液20m L,并同时通入氮气,搅拌至溶液颜色逐渐变黑为止,黑色物质即为零价铁。④置入25℃120r/min恒温振荡摇床中振荡6h,然后倒掉上清液并用脱氧无水乙醇洗涤数次,保存在无水乙醇中,标记为n ZVI-GAC,真空冷冻干燥后备用。

铁含量测定:在烧杯中盛入100 m L超纯水,分别放入0.1g备用的复合材料,通过2 mol/L的HCl调制p H值约为1.5,放入恒定25℃的摇床以150 r/min频率振荡24h,溶液取样过0.22μm微孔滤膜,通过ICP-OES测出铁离子含量。

去除高氯酸盐影响因素的实验:实验均在250m L的磨口细口瓶中进行,不同材料影响实验的配制为100m L、浓度0.15mmol/L的高氯酸根溶液,加入三种不同的吸附材料;不同含铁量影响实验的配制为浓度0.15mmol/L的Cl O4-溶液,加入不同含铁量的复合材料n ZVI-GAC;高氯酸盐浓度影响实验的配制为100m L不同浓度的高氯酸盐,加入一定量的复合材料n ZVI-GAC;p H值的配制为浓度100m L的0.15mmol/L高氯酸盐,通过0.1mmol/L的HCl和Na OH调节p H值,加入一定量的复合材料n ZVI-GAC;共存阴离子影响实验的配制为浓度100m L的0.15mmol/L高氯酸盐,投加不同浓度的共存阴离子Cl-、SO42-、NO3-、CO32-、PO43-,然后加入一定量的复合材料n ZVI-GAC。实验配制过程通入高纯度氮气5min以去除溶解氧,将样品放入摇床中以120r/min振荡,在不同时间间隔取样,用0.22μm微孔滤膜过滤,通过离子色谱仪分析溶液中的Cl O4-浓度。

3 结果与讨论

3.1 材料SEM分析

通过实验对材料GAC、Fe(II)-GAC和n ZVI-GAC进行了SEM表征分析。SEM表征能反映材料负载物的形态、结构和分散状态,三种材料的SEM表征见图1(彩图见封二)。

从图1a可见,经过反复煮洗和超声波处理过的GAC表面光滑,含有较少杂质,空隙良好;图1b为负载了亚铁离子的活性炭,表面堆积了大量的细小棒状物晶体结构且分布均匀,此为铁氧化物和二价铁化合物;图1c为负载了纳米零价铁后的活性炭,表面负载了大量的球状物晶体,平均粒径为45 nm以下,结构松散,空隙较好,可见纳米零价铁颗粒均匀地分布在整个活性炭表面。由表征图可知,图1c负载在活性炭表面的纳米零价铁球状晶体比图1b活性炭表面的亚铁离子棒状物小,更密集和均匀,说明纳米零价铁能更好地负载在活性炭上。

3.2 不同材料对高氯酸盐的去除影响

本文考察了材料GAC、Fe(II)-GAC、n ZVI-GAC负载在活性炭上对高氯酸盐的去除影响,p H值为5.45,高氯酸盐的初始浓度为0.15 mmol/L,反应时间为24h,结果见图2。由图2可知,GAC对Cl O4-的去除率在整个过程中较低,在反应24h后去除率仅为15%,48h后的去除率仅为17%,去除效果较差;Fe(II)-GAC对高氯酸盐在反应24h后达到平衡状态,去除率约为70%;而n ZVI-GAC对高氯酸盐的去除率反应10h就高达80%,但随着反应时间的延长,去除率增加幅度较少。由此可知,相较于Fe(II)-GAC、GAC,n Z-VI-GAC对高氯酸盐的去除率和反应速率都有很大的提升,可见n ZVI-GAC对高氯酸盐具有较强的去除能力。其主要原因可能是:纳米零价铁更容易负载在活性炭上,从而更容易吸附高氯酸根,因此后期的实验将以n ZVI-GAC材料作为主要研究对象。

3.3 负载n ZVI含量对高氯酸盐的去除影响

纳米零价铁作为去除高氯酸盐的主要反应物,GAC负载的纳米零价铁含量将是去除高氯酸盐的一个重要因素。为了考察活性炭负载不同含量的铁对高氯酸盐的去除影响,我们以p H值为5.45,高氯酸盐的初始浓度为0.15 mmol/L,反应时间为24h,进行了有关实验。

由图3可知,活性炭负载不同含量的纳米零价铁对高氯酸盐的去除率不同,在纳米零价铁含量为0.893%—2.422%时,n ZVI-GAC对高氯酸盐的去除率随铁含量的增加而升高,去除率由69%上升到82.7%。当纳米零价铁含量进一步增加到3.633%时,n ZVI-GAC对高氯酸盐的去除率反而下降,去除率下降到65%。原因可能是:①在一定范围内,随着复合材料(n ZVI-GAC)上纳米零价铁的铁含量增加,增大了接触面积,有助于纳米零价铁与高氯酸盐结合发生吸附作用,从而提高去除率和反应速率。②当活性炭表面的纳米零价铁含量进一步增加时,活性炭的空隙被过多的纳米零价铁覆盖,并堆积在GAC表面,堵住了活性炭表面孔径,堆积在活性炭表面的纳米铁容易脱落,从而降低了对高氯酸盐的去除效果。

图4的结果反映了不同纳米铁含量n ZVI-GAC反应溶液中检测到的铁析出率。从图4可以看出,随着铁含量增加,水中的铁离子浓度也相应增加。材料n Z-VI(0.893%)-GAC在整个反应过程中的铁析出率为0.4%,反应平衡后材料n ZVI(1.969%)-GAC的铁析出率为1%,材料n ZVI(2.422%)-GAC的铁析出率为2%,材料n ZVI(3.633%)-GAC的铁析出率高达4.5%,原因可能是过多的铁负载在活性炭表面而易于脱落,造成了二次污染,因此后期实验选用材料n ZVI(2.422%)-GAC。

3.4 高氯酸盐不同初始浓度的影响

为了考察复合材料n ZVI-GAC对不同浓度的高氯酸盐的去除影响,材料n ZVI-GAC含铁量为2.422%、p H值为5.45、高氯酸盐的初始浓度分别为0.05mmol/L、0.1mmol/L、0.15mmol/L、0.2mmol/L、0.25mmol/L和0.3mmol/L,反应时间为24h进行了有关实验。由图5可知,随着高氯酸盐溶液初始浓度的增加,n ZVI-GAC对高氯酸盐的吸附容量逐渐升高,而去除率则逐渐降低。当高氯酸盐的初始浓度由0.05mmol/L升高到0.15mmol/L时,n ZVI-GAC对高氯酸盐的吸附容量由6.125mg/g增加到13.0mg/g,去除率则由100%下降到70%。原因可能是:负载在活性炭表面的纳米零价铁占有较大比例,能将溶液中较低浓度的高氯酸根反应完全。随着高氯酸盐初始浓度的继续升高,溶液中高氯酸根离子的占比更大,复合材料n ZVI-GAC仅能吸附溶液中的部分高氯酸根离子,去除率大幅度下降,说明初始浓度是影响复合材料吸附高氯酸盐的一个重要的因素。综合考虑后,高氯酸盐的初始浓度选择为0.15mmol/L作为后期实验。

3.5 溶液不同初始p H值的影响

p H值的变化是影响复合材料吸附Cl O4-的一个重要因素,主要表现在影响吸附质表面的分布形态、官能团和电性性质[14]。配制高氯酸盐的初始浓度为0.15mmol/L、含铁量为2.422%的复合材料n ZVI-GAC,通过Na Cl和Na OH调节p H,使溶液初始p H值分别为2.34、3.43、5.45、7.65、8.26、9.61、10.75,反应时间24h,考察溶液不同初始p H值对高氯酸盐的去除影响。

不同p H值条件下,复合材料n ZVI-GAC对高氯酸盐的去除效果见图6。由图6可知,高氯酸盐的去除效率在偏酸性条件下较高,在碱性条件下则迅速下降。在p H值2—5之间时,随着p H值的增加,n ZVI-GAC对高氯酸盐的去除率相应提高,并在p H=5时去除率达到最高(86%)。随着p H值的进一步增大,复合材料n ZVI-GAC对高氯酸盐的去除效果逐渐下降。其主要原因是:在酸性和中性条件下,有利于零点电位的复合材料n ZVI-GAC对高氯酸盐的去除;而在碱性条件下,OH-会与Cl O4-发生竞争吸附占据电位[15],且OH-与纳米零价铁结合生成氢氧化铁络合物,并随着p H值的增大而增多,容易覆盖在n ZVI-GAC的表面,阻碍了电子传导,从而致使去除率降低[16]。因此,溶液偏酸性条件有助于n ZVI-GAC去除高氯酸盐。在酸性p H条件下,Cl O4-+4Fe0+8H+=Cl-+4Fe2++4H2O。

3.6 共存阴离子对高氯酸盐的去除影响

配制高氯酸盐的初始浓度为0.15mmol/L、含铁量为2.422%的复合材料n ZVI-GAC,溶液初始p H值为5.45,分别添加不同浓度的Na Cl、Na NO3、Na2CO3、Na3PO4,与不添加阴离子去除效率做对比,考察不同浓度的阴离子对高氯酸盐的去除影响。由图7可知,投加不同浓度的Cl-、NO3-、CO32-、PO43-这四种离子均对n ZVI-GAC去除高氯酸盐具有一定的抑制作用,其中Cl-抑制作用相对较小。由于CO32-、PO43-的存在,对n ZVI-GAC去除高氯酸盐的效果抑制作用较大,且随着溶液中阴离子浓度增加其抑制作用加强。原因可能是:CO32-、PO43-等高价位离子具有高的电荷密度,与复合材料n ZVI-GAC具有更好的亲和能力,占据了Cl O4-在复合材料表面的吸附电位。另一方面,PO43-能与复合材料n ZVI-GAC表面的纳米零价铁形成络合物沉淀,覆盖在n ZVI-GAC复合材料的表面,影响电子传导。

3.7 n ZVI-GAC去除高氯酸盐的分析与探讨

高氯酸盐的氧化还原电位较高,普通的还原铁粉很难做到[17],并且还原铁粉通常因所具有的吸附沉淀作用不能有效去除高氯酸盐[18],因此有必要研究活性炭负载的纳米零价铁对高氯酸盐的去除,探讨其吸附机理。

图8为n ZVI-GAC对高氯酸盐的去除反应过程中,各个反应时刻溶液中高氯酸根、氯离子、氯离子+高氯酸根的摩尔浓度曲线。由图8可知,反应前10h内,溶液中高氯酸根离子的浓度迅速下降,氯离子浓度迅速升高,反应过程中氯的总浓度无明显变化规律。氯离子总量高于高氯酸根与氯离子量的原因可能是活性炭表面含有未处理完全的氯离子。研究表明,n ZVI-GAC能将高氯酸盐还原成氯离子,但而整个过程中氯离子增加与高氯酸盐降低不一致,可能在反应过程中有其他中间产物生成,原因可能是n ZVI-GAC对高氯酸盐的去除分为两个阶段:第一阶段为吸附作用,n ZVI-GAC先将溶液中高氯酸盐吸附到材料表面,此时溶液中的高氯酸盐浓度迅速下降,但氯离子的浓度并未迅速增加。第二阶段为还原作用,纳米零价铁将吸附在活性炭表面的大部分高氯酸根离子还原为氯离子,同时有少部分高氯酸根离子还原为其他氯酸根离子,但被纳米零价铁迅速还原为氯离子,因此水样中没有检测到其他中间产物,这与卜芳等[19]利用电沉积ZVI去除高氯酸盐的研究基本一致。

4 结论

活性炭负载在n ZVI-GAC后对高氯酸盐去除效果大大提高,比GAC高63%,表明纳米零价铁更易负载在GAC上。复合材料去除高氯酸盐的机理是先将高氯酸根吸附在活性炭表面,然后再把高氯酸根离子还原成无毒氯离子。

复合材料n ZVI-GAC含铁量小于2.422%时,对高氯酸盐的去除率随着铁含量的增加而升高,最高去除率为85%。随着纳米零价铁含量继续升高,对高氯酸盐的去除效果下降。随着负载的铁含量增多,析出的铁离子增多。高氯酸盐初始浓度实验表明,随着初始浓度的升高,高氯酸盐的去除效率降低。

活性炭纳米纤维篇8

活性炭作为一种良好的吸附剂,能吸附苯类、苯酚类、脂类等有机物,同时也能吸附Zn2+、Cu2+、Cd2+、 Pb2+、Ni2+、Cr3+、Cr6+、Hg2+、As5+等重金属离子和磷酸盐等无机物,因而被广泛应用于废水、废气的处理中[3]。目前,作为吸附的活性炭主要包括:粉末活性炭、颗粒活性炭、改性活化的活性炭以及活性炭纤维[4] 。其中,活性炭纤维具有比其他类型活性炭大的比表面积[2],能够获得更好的吸附效果,且活性炭纤维在吸附饱和后易于脱附,回收吸附剂。因此,对以活性炭纤维作为吸附剂的研究逐渐为人们所关注。

1 材料与方法

1.1 主要仪器与试剂

紫外可见分光光度计(T6新世纪)、分析天平、恒温振荡器(WHY-2)。

活性炭纤维(南通苏通碳纤维有限公司)、硫酸、磷酸、二苯基碳酰二肼、重铬酸钾、丙酮。

1.2 实验方法

根据实验要求称取活性炭纤维和配取所需浓度的重铬酸钾溶液(活性炭纤维经过110 ℃烘箱内处理2 h,然后在干燥器内冷却至室温,保存备用),将称取的活性炭纤维加入到含铬溶液的250 mL锥形瓶中,至于已设定好的恒温振荡器中,以30~60 r/min 的转速进行吸附,取样,测算Cr6+的吸附量,并计算去除率,即:

q=V(c0-ct)/W

η=(c0-ct)/c0×100%

式中:q——吸附量,mg/g

c0——初始浓度,mg/L

ct——取样时的浓度,mg/L

V——溶液体积,L

Η——去除率,%

W——粉煤灰质量,g

1.3 分析方法

取5 mL处理样于50 mL比色管,加入5 mL硫酸溶液(2 mol/mL)、2 mL磷酸溶液(1:1)、2 mL二苯基碳酰二肼指示剂后定容、摇匀,在542 nm波长下测定其吸光度,绘图拟合标准曲线,结合不同浓度溶液的吸光度,确定Cr6+的含量。

2 实验结果与讨论

2.1 吸附等温线

配取铬离子浓度分别为2、4、6、8、10 mg/L的溶液于250 mL锥形瓶中,用1 g活性炭纤维[5],于25 ℃恒温振荡器中吸附24 h。取样,测定样品的吸光度,并计算其吸附量。

吸附等温线是研究和设计吸附系统基本的因素,活性炭吸附水溶液中的重金属可以用不同的吸附等温线来描述。现用Langmuir模型和Freundlich模型对实验数据进行拟合[2],其等温吸附模型公式如下:

Langmuir模型表达:

qe=q0KLCe/(1+KLCe)

对其两边取倒数,化作直线形式:

$q_{e} = \frac{1}{q_{0}} + \frac{1}{q_{0}} Κ_{L} C_{e}$

Freundlich模型表达:

qe=KFCe1/n

对其两边取对数,化作直线形式:

lnqe=lnKF+1/nlnCe

式中: qe——平衡态吸附剂单位质量吸附量,mg/g

q0——吸附剂单层吸附量,mg/g

KL——与吸附自由能有关的Langmuir常数,L/mg

Ce——吸附质平衡浓度,mg/L

KF——与吸附量有关的Freundlich常数,mg/g(L/mg)1/n

1/n——与吸附强度有关的Freundlich常数

对于Langmuir进行回归分析,从图2得到相关系数R2=0.9898,模型拟合度很高,回归方程有意义;对Freundlich进行回归分析,从图3得到相关系数R2=0.999,模型拟合度也很高,回归方程有意义。在本次试验中,我们从这两幅图中可以看出,Freundlich模型比Langmuir模型更具有代表性,所以在该试验条件下用Freundlich式拟合更合适。

2.2 动力学吸附研究

2.2.1 平衡时间的确定

配取不同浓度的溶液于250 mL锥形瓶中,并加入质量为1 g的活性炭纤维进行吸附,在不同的时间对其进行取样[6],用分光光度计进行测量,并计算出其去率:

由图4得出,在室温下,相同质量吸附剂吸附不同浓度溶液的平衡时间有所不同[7],但整体平衡时间在8-10 h范围内,因此我们先可以大致地把平衡时间定在10 h内。

2.2.2 特征曲线

从表3可以看出,由于浓度的不同,去除率随时间的变化趋势也有所不同,并且吸附平衡时的吸附效果也随着溶液浓度的增大而变差。从C1的变化曲线我们可以看出,其平衡时间在5 h左右。为更好地表达曲线增长,我们选用1 g活性炭在2 h内吸附浓度约为1 mg/L的铬离子溶液,控制温度在25 ℃,每10 min 取一次样,进行测定,并计算其去除率,以制作特征曲线。

我们可以从图5看出:用1 g活性炭纤维吸附浓度约为1 mg/L铬离子溶液呈现出了良好的变化曲线,铬离子的去除率随着时间的增长而增大[8],去除率的变化率随着时间的增长而减小,并在2 h时达到吸附平衡。我们可以看出1 g活性炭纤维能够较好的处理低浓度的铬离子溶液,在以下的式样中我们都选用1 g活性炭纤维进行吸附。

2.3 热力学吸附研究

温度是对于吸附来说是一个影响比较大的因素[9],本次试验中,为更好的了解温度的影响,采用热力学结合动力学吸附进行研究。

在热力学吸附试验中,分别配制了浓度分别约为2 mg/L(C1)、4 mg/L(C2)、6 mg/L(C3)、8 mg/L(C4)的铬离子溶液,在不同温度下进行吸附试验。选定温度为25 ℃(常温)、35 ℃、45 ℃。

从图4、图6、图7、图8四种不同温度下进行的吸附中可以看出,随着温度的升高,对于不同浓度的处理平衡时间都有所提前[10]。在35 ℃时,C1的吸附平衡时间提前到了1.5 h;C2的吸附平衡时间提前到了2 h;C3的吸附平衡时间提前到了5 h;C4的吸附平衡时间提前到了7 h。

3 结论

(1)实验用活性炭纤维对Cr6+有良好的吸附效果,在25

℃条件下,其吸附量在一定范围内与其溶液浓度成线性关系:y=1.4775x+1.941其中R2=0.999。但是其除去率随着溶液浓度的增大而减小。吸附过程用Freundlich等温模型来描述,其表达式为:qe=2.76C0.7728e。

(2)考虑到经济效益与资源节约,用1

g活性炭纤维吸附250 mL低浓度的溶液,就能够有效得去除,并且去除率能达到70%以上。如果选择适当温度,常温或者常温以上,其吸附效果可以得到有效的提高,去除率达到90%以上。

(3)在不同温度下,所处理的各浓度溶液的吸附平衡时间有所改变:

在常温条件下,吸附2 mg/L浓度的溶液,其平衡时间在7 h左右。在35 ℃条件下,吸附2 mg/L浓度的溶液,其平衡时间在1.5 h左右;在35 ℃条件下,吸附4 mg/L浓度的溶液,其平衡时间在2左右;在35 ℃条件下,吸附6 mg/L浓度的溶液,其平衡时间在5 h左右;在35 ℃条件下,吸附8 mg/L浓度的溶液,其平衡时间在7 h左右。

(4)综合各方面条件所得:

若以得到最有效吸附效果为主,则可选用35 ℃条件下,1 g活性炭纤维吸附250 mL浓度为4 mg/L 左右的溶液,其处理效果在90%左右的去除效率,如果溶液体积或浓度增加可适当增大吸附剂用量;若实验以实用为主,则可选用25 ℃常温条件。效果接近35 ℃时的去除率。

摘要：分析了活性炭纤维对水中Cr6+的吸附性能,为以活性炭纤维为吸附材料的实验装置提供基础数据。本文研究了温度、吸附剂用量、溶液浓度对吸附效果的影响,并作出相应的吸附平衡、吸附动力学和吸附热力学分析。实验表明活性炭纤维在常温下去除铬离子的的效率达到90%以上。

关键词：活性碳纤维,铬离子,吸附

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