磷酸铝吸附除水中氟的研究
Al_CTMAB复合膨润土同时吸附处理水中菲和磷酸根
Al 2CTMAB 复合膨润土同时吸附处理水中菲和磷酸根朱润良,朱利中3,朱建喜(浙江大学环境科学系污染环境修复与生态健康教育部重点实验室,杭州 310028)摘要:用AlCl 3和溴化十六烷基三甲基铵(CTMAB )共同改性制得无机2有机复合膨润土Al 2CTMAB 2Bent ,并研究其同时吸附处理水中菲和PO 3-4的性能.结果表明,在菲和PO 3-4的初始浓度分别为1mg/L 和5mg/L (以P 计)、水土比为800∶1时,Al 2CTMAB 2Bent 对菲和PO 3-4的去除率分别为9613%和9012%.Al 2CTMAB 2Bent 沉降性能良好,沉降1h 后剩余浊度比相应的有机膨润土下降8114%,为解决实际污水处理中有机膨润土固2液分离难题提供依据.关键词:无机2有机复合膨润土;菲;磷酸盐;吸附;水处理中图分类号:X70311 文献标识码:A 文章编号:025023301(2006)0120091204收稿日期:2005201212;修订日期:2005202220基金项目:国家自然科学基金项目(50378081);国家高技术研究发展计划(863)项目(2002AA302305)作者简介:朱润良(1979～),男,硕士研究生,主要从事污水处理吸附剂开发研究.3通讯联系人Simultaneous Sorption of Aqueous Phenanthrene and Phosphate onto Bentonites Modif ied with AlCl 3and CTMABZHU Run 2liang ,ZHU Li 2zhong ,ZHU Jian 2xi(K ey Laboratory of Pollution Remediation and Ecosystem Health of Ministry of Education ,Department of Environment Science ,Zhejiang University ,Hangzhou 310028,China )Abstract :Inorganic 2organic bentonites (Al 2CTMAB 2Bent )were synthesized by modifying bentonites with AlCl 3and cetyltrimethyl ammonium bromide (CTMAB ).Simultaneous sorption of aqueous phenanthrene and phosphate onto Al 2CTMAB 2Bent were examined.Removal rates of phenanthrene and phosphate from water are 9613%and 9012%,res pectively ,at their res pective initial concentrations of 1mg/L and 5mg/L when the added amount of Al 2CTMAB 2Bent was 1125g/L.The residual turbidity of Al 2CTMAB 2Bent suspension decreased 8114%comparing to that of organobentonite sus pension after 1hour settlement.Thus inorganic 2organic bentonite can be used to treat wastewater containin g both organic pollutants and phosphate.K ey w ords :inorganic 2organic bentonites ;phenanthrene ;phosphate ;sorption ;water treatment 我国污水处理过程中常将生活污水和各种工业废水混合后集中处理,导致污水中大量有机物和磷酸盐共存.传统污水处理工艺能有效去除易生物降解有机物和部分磷酸盐,但处理后的出水中仍含有难降解有机物和磷酸盐,有必要对其进行深度处理.许多学者分别开发了多种水中难降解有机物或磷酸根的吸附剂[1～4],但鲜见能同时有效吸附去除这2类污染物的相关报道.有机膨润土对水中有机物有良好吸附性能[2,5],而负载铝的粘土矿物或多孔材料能有效吸附水中PO 3-4[3,6,7].因此,有机膨润土负载铝后有可能同时吸附去除水中难降解有机物和PO 3-4.此外,有机膨润土沉降性能较差,固2液分离困难,负载铝后有望改善其沉降性能,使其更适用于实际污水处理.本文用AlCl 3和溴化十六烷基三甲基铵(CTMAB )共同改性制得了无机2有机复合膨润土,研究了其同时吸附处理水中菲和PO 3-4的性能,试图开发一种能同时去除水中难降解有机物和PO 3-4的高效吸附剂.1 材料与方法111 实验材料和仪器钙基膨润土(Bent )取自内蒙古自治区,其阳离子交换容量(CEC )为11084mmol/g.AlCl 3・6H 2O 、菲、磷酸二氢钾和CTMAB 均为分析纯.主要仪器有Shimadzu UV 22450紫外可见分光光度计,Agilent 1100series 高效液相色谱,Rigaku D/MAX 22550PC 型X 射线衍射仪,L ECO CS 2344碳硫测定仪,QZ201散射式浊度仪.112 无机2有机复合膨润土的制备在60℃水浴条件下,将一定量CTMAB 加入AlCl 3溶液中,搅拌10min 制得复合改性剂,然后加入过100目筛的膨润土,搅拌60min ;所得悬浮液在80～90℃烘干粉碎,过100目筛,即得无机2有机复第27卷第1期2006年1月环 境 科 学ENV IRONM EN TAL SCIENCEVol.27,No.1Jan.,2006合膨润土(Al 2CTMAB 2Bent ).本实验中CTMAB 用量固定为膨润土CEC 的012倍,AlCl 3用量分别为每g 膨润土015和110mmol Al ,产物分别记为Al 0152CTMAB 2Bent 和Al 12CTMAB 2Bent.同时制备了012CEC 的有机膨润土CTMAB 2Bent.用X 射线衍射仪和碳硫测定仪分别测定了各种膨润土的底面间距和有机碳含量,并计算了复合膨润土中负载Al 的量,结果见表1.表1 膨润土原土和各种改性膨润土的基本性质1)Table 1 Properties of original bentonite and modified bentonites土样底面间距/nmf Al/mmol ・g -1f oc /%Bent 1.520.01CTMAB 2Bent 1.53 4.65Al 0.52CTMAB 2Bents 1.500.42 4.03Al 12CTMAB 2Bents1.470.763.661)f Al 为改性膨润土中负载Al 的量,不包括膨润土原土的结构Al ;f oc 为改性膨润土有机碳含量113 吸附实验称取不同量Al 2CTMAB 2Bent 加入到25mL 的离心管中,然后向离心管中加入20mL 一定浓度菲和PO 3-4(以P 计)的混合溶液,盖紧离心管塞,25℃于150r/min 振荡4h 后以3000r/min 离心分离15min ,取上清液分析菲和PO 3-4的浓度,计算吸附量.分别用高效液相色谱和磷钼蓝分光光度法分析了水中菲和PO 3-4的浓度,测定波长分别为250nm 和700nm [8].空白实验表明,实验过程中菲和PO 3-4的损失可忽略不计.114 浊度测定按800∶1的水土比称取一定量Bent 、CTMAB 2Bent 和Al 2CTMAB 2Bent 加入25mL 水中,振荡30min 后静置不同时间,测定悬浮液浊度.2 结果与讨论211 改性膨润土吸附性能比较在菲和PO 3-4的初始浓度分别为1mg/L 和5mg/L ,水土比为800∶1条件下,比较研究了各种膨润土同时吸附水中菲和PO 3-4的性能,结果见表2.由表2可知,Bent 对菲有一定的吸附能力,对PO 3-4则几乎没有吸附作用.CTMAB 2Bent 能有效吸附去除菲,但吸附PO 3-4的能力很差.Al 2CTMAB 2Bent 基本保持了CTMAB 2Bent 对菲的吸附效果,同时对PO 3-4的吸附能力比Bent 和CTMAB 2Bent 都有极大的提高,表明负载Al 3+后,膨润土中生成了大量能吸附PO 3-4的位点.模拟污水用Al 12CTMAB 2Bent 处理后PO 3-4的剩余浓度降至0149mg/L ,达到了国家一级排放标准[9].因此,Al 2CTMAB 2Bent 能同时去除水体难降解有机物和PO 3-4,有望成为污水深度处理的高效吸附剂.表2 改性膨润土同时吸附菲和PO 3-4效果比较Table 2 Simultaneous sorption of phosphate andphenanthrene by modified bentonite土样菲PO 3-4剩余浓度/mg ・L -1去除率/%剩余浓度/mg ・L -1去除率/%Bent 0.51848.2 4.93 1.46CTMAB 2Bent 0.01898.2 4.83 3.37Al 0.52CTMAB 2Bent 0.03296.8 1.0678.8Al 12CTMAB 2Bent0.03796.30.4990.22.2 吸附等温线Al 2CTMAB 2Bent 同时吸附菲和PO 3-4的吸附等温线见图1,分别可用线性方程和Langmuir 方程对其进行拟合,结果见表3和表4.图1 Al 2CTMAB 2B ent 同时吸附菲和磷酸根的吸附等温线Fig.1 Isotherms of phenanthrene and phosphate sorption on Al 2CTMAB 2Bent 由表3可知,菲在Al2CTMAB2Bent上的吸附主要为分配作用,其中Al0.52CTMAB2Bent对菲的分配系数K p较大.有机碳标化的分配系数K oc(=K p/f oc)可表征表面活性剂的利用效率[10].从表3可知,Al0.52CTMAB2Bent的K oc比Al12CTMAB2Bent 大,表明前者有更好的表面活性剂利用率.表面活性剂在膨润土层间的密度对改性膨润土吸附有机物的性能有很大影响,在一定表面活性剂载量范围内,其密度较高时往往可以得到较大的K oc[10].从表1f oc 值可知,Al0152CTMAB2Bent的表面活性剂密度比Al12CTMAB2Bent大,因此形成了更有效的分配相,从而有较大的K oc.表3 菲等温吸附曲线线性回归方程Table3 Regression data for sorption of phenanthreneon Al2CTMAB2Bent吸附剂线性回归方程R2K p K oc Al0.52CTMAB2Bent y=2.23x-0.060.981223055300 Al12CTMAB2Bent y=1.37x-0.120.974137037400表4 PO3-4等温吸附曲线Langmuir回归方程Table4 Regression data for sorption of phosphate on Al2CTMAB2Bent吸附剂Langmuir回归方程R2Q max/mg・g-1Q Al/mg・mmol-1 Al0152CTMAB2Bent Q=5162c e/(0160+c e)01923516213148Al12CTMAB2Bent Q=9180c e/(3151+c e)01931918012193 由表4可知,Al12CTMAB2Bent对PO3-4的吸附性能比Al0152CTMAB2Bent好,饱和吸附容量Q max达到了9180mg/g,表明Al载量较大的复合膨润土产生了更多的PO3-4吸附位点.Q Al(=Q max/f Al)为用f Al标化过的饱和吸附容量,表示单位负载Al对PO3-4的饱和吸附量.2种复合膨润土的Q Al相近(≈13mg/mmol),表明其所负载的单位Al对PO3-4具有相近的吸附位.负载Al的粘土矿物、多孔材料等吸附剂表面往往含有Al—OH和Al—H2O 基团,这些基团作为活性吸附位能对水体PO3-4等阴离子产生配体交换作用[3,11].Al2CTMAB2Bent中含大量的Al—H2O基团,这类基团在水中可以部分水解而生成Al—OH,与PO3-4发生配体交换作用而将其吸附,同时向水体释放OH-.213 沉降性能各种膨润土沉降不同时间后的剩余浊度见图2.2种Al2CTMAB2Bent的沉降性能均比CTMAB2 Bent好,静置1h后剩余浊度比CTMAB2Bent分别下降了7117%和8114%.表明Al2CTMAB2Bent的沉降性能远优于CTMAB2Bent,从而更适用于实际污水处理.有机膨润土沉降性能与其颗粒微观结构有关[12,13],阳离子表面活性剂吸附到膨润土上后,其带电端朝向膨润土表面,而碳链端向外伸长,在表面活性剂碳链的相互作用下,有机膨润土细颗粒相互聚集成大颗粒,大颗粒之间可以形成许多孔隙.由于有机膨润土颗粒表面疏水,所以水分子难以进入颗粒之间的孔隙,因而孔隙之间只含少量的水而保留着大量空气(如图3),这使得有机膨润土“表观密度”小,进而导致了有机膨润土沉降性能较差.图2 膨润土悬浮液剩余浊度Fig.2 Residual turbidity of bentonite suspension有机膨润土负载了高价无机离子后,部分表面活性剂碳链的伸长方向发生了改变,由原来的向外伸长转变为向膨润土表面伸长,因而碳链之间的相互作用下降,絮凝性能降低[12,13].Al2CTMAB2Bent 表面负载的Al3+及其水解产物改变了膨润土中表面活性剂的排列方式,碳链之间的相互作用降低,生成膨润土大颗粒的几率减小,从而减少了孔隙的形成;此外,由于表面活性剂碳链影响下降,Al2 CTMAB2Bent颗粒表面疏水性降低,水分子更容易进入已经形成的颗粒之间的孔隙.因此,复合膨润土颗粒的“表观密度”比相应的有机膨润土颗粒大.因此,Al2CTMAB2Bent的沉降性能比CTMAB2Bent有极大改善.图3 有机膨润土大颗粒结构示意图Fig.3 Schematic representation of organobentonite particles3 结论Al 2CTMAB 2Bent 能同时去除水中菲和PO 3-4,在菲和PO 3-4的初始浓度分别为1mg/L 和5mg/L 、水土比为800∶1时,其对菲和PO 3-4的去除率分别为9613%和9012%.Al 2CTMAB 2Bent 对菲的吸附主要为分配作用,吸附等温线呈线性;对PO 3-4的吸附主要为配体交换作用,吸附等温线符合Langmuir 方程.负载的Al 改变了膨润土中表面活性剂碳链的伸长方向,使其颗粒表观密度增大,因此Al 2CTMAB 2Bent 沉降性能优于CTMAB 2Bent.参考文献:[1] Zhao H T ,Nagy K L ,Waples J S ,et al 1Surfactant 2templatedmesoporous silicate materials as sorbents for organic pollutants in water [J ].Environ.Sci.Technol.,2000,34:4822～4827.[2] Zhu L Z ,Ren X G ,Yu S e of cetyltrimethylammoniumbromide 2bentonite to remove organic contaminants of varying polar character from water [J ].Environ.Sci.Technol.,1998,32:3374～3378.[3] Shin E W ,Han J S.Phosphate adsorption on aluminum 2impregnated mesoporous silicates :surface structure and behavior of adsorbents [J ].Environ.Sci.Technol.,2004,38:912～917.[4] 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水体酸碱度对硫酸铝混凝除氟的影响及其机理研究
水体酸碱度对硫酸铝混凝除氟的影响及其机理研究氟，是指氟原子或其他含氟物质。
氟是一种有毒物质，如果摄入太多的氟，可能会对人的脸颊、牙齿，头发和免疫系统等造成损害。
如今，由于自然现象和人类活动，水体中的氟含量较高，严重污染水体，淤积水体中潜在的有害物质。
为了保护环境和水资源，对于氟的去除也变得越来越重要。
近年来，硫酸铝混凝技术被越来越多地用于处理含氟水体，它是一种有效的技术手段，但是由于水体中的酸碱度，它的净化效果受到一定的影响。
因此，了解水体的酸碱度对硫酸铝混凝除氟的影响及其机理，对于提高水体的氟排放量、保护环境和水资源具有重要意义。
有关水体酸碱度对硫酸铝混凝除氟影响机制的研究，主要集中在水体酸碱度与硫酸铝混凝除氟性能是否有关，以及酸碱度对硫酸铝混凝剂的影响，包括两方面的研究：第一，水体酸碱度对硫酸铝混凝除氟的影响：水体的酸碱度主要是指pH值，它可以影响水体中的氧化还原反应，从而影响硫酸铝的氧化还原性能。
如果水体中的pH值较低，则硫酸铝混凝剂的氧化性能降低，这将减弱氟的沉淀效果。
反之，如果pH值较高，硫酸铝混凝剂的氧化性能提高，从而更好地净化水体中的氟。
第二，酸碱度对硫酸铝混凝剂的影响：水体中的酸碱度会影响硫酸铝混凝剂的性能，如果pH值较高，则硫酸铝混凝剂的溶解度会降低，从而影响硫酸铝混凝除氟的效率；如果pH值较低，则硫酸铝混凝剂的溶解度会提高，但高溶解度的硫酸铝混凝剂也无法有效改变水体的酸碱度，从而对硫酸铝混凝除氟的效率也不会有太大的影响。
另外，水体的电导率也会影响硫酸铝混凝除氟的效果，如果水体中的盐分较高，则会影响硫酸铝混凝剂的聚集和沉淀作用，从而减弱硫酸铝混凝除氟的效率。
综上所述，水体酸碱度对硫酸铝混凝除氟有重要的影响，如果水体中的pH值较低，则硫酸铝混凝剂的氧化性能降低，减弱氟的沉淀效果；如果pH值较高，硫酸铝混凝剂的氧化性能提高，从而更好地净化水体中的氟；水体的电导率也会影响硫酸铝混凝除氟的效果，如果水体中的盐分较高，则会影响硫酸铝混凝剂的聚集和沉淀作用，从而减弱硫酸铝混凝除氟的效率。
去除水中铝及氟的研究
去除水中铝及氟的研究一、背景水中铝及氟的含量对人体健康有着重要影响。
铝是一种潜在的神经毒素，长期饮用含铝的水可能导致老年痴呆等神经退行性疾病。
而氟是人体必需的微量元素之一，适量摄入氟化物对预防龋齿和骨质疏松有积极作用，但过量摄入可能导致氟斑牙和氟骨症等健康问题。
因此，研究水中铝及氟的去除方法具有重要意义。
二、方法1、物理方法物理方法是去除水中铝及氟的一种有效手段。
其中，最常见的是活性炭吸附。
活性炭具有高度发达的孔隙结构和极大的比表面积，能够吸附水中的有机污染物、重金属离子、氟离子等。
有研究表明，活性炭对铝及氟的去除率较高，但再生困难，成本较高。
2、化学方法化学方法是通过投加化学药剂与水中铝及氟离子反应，从而将其去除。
常用的化学药剂包括聚合氯化铝、聚合硫酸铝等混凝剂，以及氟离子交换树脂等。
这些方法具有较高的去除效果，但可能会造成水质的二次污染，且运行成本较高。
3、生物方法生物方法是通过微生物的作用，将水中的铝及氟离子转化为无害物质或将其吸附在微生物细胞壁上。
主要有固定化微生物法和活性污泥法等。
固定化微生物法是将微生物固定在载体上，提高微生物的耐受力，并实现微生物的重复利用。
活性污泥法则利用污泥中的微生物群体，通过曝气、沉淀等过程将铝及氟离子去除。
生物方法具有环保性和可持续性，但处理周期较长，需要结合物理或化学方法进行优化。
三、结果不同方法对于水中铝及氟的去除效果存在差异。
物理方法的优点在于操作简单、见效快，但再生成本较高。
化学方法具有较高的去除率，但可能造成二次污染，且运行成本较高。
生物方法环保性和可持续性较好，但处理周期较长，需要结合物理或化学方法进行优化。
四、讨论在实际应用中，应根据具体的水质和处理要求，选择适合的去除方法。
对于出水水质要求较高或处理水量较大的情况，可以考虑采用物理与化学相结合的方法。
同时，应注重优化工艺参数和操作条件，提高处理效率，降低运行成本。
未来研究应以下几个方面：一是深入研究各种方法的去除机制和优化条件，提高处理效率；二是探索新型的去除材料和方法，降低成本，提高可再生性；三是结合人工智能、物联网等先进技术，实现水处理过程的智能控制和优化管理；四是加强应用基础研究与产业化开发的衔接，推动水中铝及氟去除技术的创新和应用。
《无机聚铝阳离子框架材料合成与F~-和Cr(Ⅵ)吸附性能研究》范文
《无机聚铝阳离子框架材料合成与F~-和Cr（Ⅵ）吸附性能研究》篇一一、引言随着工业的迅猛发展，环境问题日趋严峻，水体污染治理与环保技术的研发已成为社会关注的焦点。
其中，氟离子（F~-）和铬（Ⅵ）是水体中常见的有毒有害物质，其超标排放对环境和人类健康造成了严重影响。
针对这一情况，研究新型的吸附材料以去除水中的F~-和Cr（Ⅵ）具有重大意义。
无机聚铝阳离子框架材料（以下简称“铝基框架材料”）因其独特的物理化学性质和良好的吸附性能，在环境治理领域受到了广泛关注。
本文旨在研究铝基框架材料的合成工艺及其对F~-和Cr（Ⅵ）的吸附性能，为实际应用提供理论依据。
二、无机聚铝阳离子框架材料的合成1. 材料选择与制备铝基框架材料的合成主要采用无机铝盐作为前驱体，通过特定的合成工艺制备而成。
在实验中，我们选择氯化铝作为主要原料，采用水热法进行合成。
首先将氯化铝溶液与一定浓度的碱溶液混合，调节pH值后进行水热反应，经过一定的时间后得到铝基框架材料。
2. 合成条件优化合成条件对铝基框架材料的结构和性能具有重要影响。
通过实验，我们发现反应温度、时间、pH值以及原料浓度等因素均会影响材料的合成。
通过优化这些条件，我们得到了具有最佳结构和性能的铝基框架材料。
三、F~-和Cr（Ⅵ）的吸附性能研究1. 吸附实验方法采用静态吸附法进行实验。
将一定浓度的F~-和Cr（Ⅵ）溶液与铝基框架材料混合，在一定温度下进行吸附反应。
通过测定反应前后溶液中F~-和Cr（Ⅵ）的浓度变化，计算吸附量及去除率。
2. 吸附性能分析实验结果表明，铝基框架材料对F~-和Cr（Ⅵ）具有良好的吸附性能。
在一定的条件下，材料对F~-和Cr（Ⅵ）的吸附量随时间增加而增加，达到一定时间后趋于稳定。
此外，我们还发现温度、pH值等因素对吸附性能也有影响。
在适当的条件下，铝基框架材料对F~-和Cr（Ⅵ）的去除率可达到较高水平。
四、结论与展望本文研究了无机聚铝阳离子框架材料的合成及其对F~-和Cr （Ⅵ）的吸附性能。
吸附法去除饮用水中的氟化物
吸附法去除饮用水中的氟化物摘要：利用活性氧化铝吸附去除饮用水中的氟化物，在进水氟化物2.66mg/l时，出水氟化物≤0.7mg/l，出水水质稳定，达到了《生活饮用水卫生标准》（gb5749-85）中的要求。
该项目为类似水中氟化物去除提供了实际参考。
关键词：氧化铝饮用水氟化物中图分类号：x52 文献标识码：a 文章编号：1672-3791（2012）09（c）-0075-01氟是人体需要的微量元素之一，过量的氟会给人类带来沉重的灾难，工业生产中的氟化物更是破坏大自然生态平衡的罪魁祸首。
氟是人体骨骼和牙齿的正常成分，微量的氟有助于骨骼和牙齿的发育，有明显的预防龋齿作用，而过量的氟却会造成地方性氟中毒，氟中毒不仅影响骨骼和牙齿，过量吸收氟还危机包括心血管、中枢神经、消化系统的全身疾病。
同时影响全身发育和釉质发育不全，这些都是疑难病症，甚至是无法治愈的，这些危害性大大超出氟的防龋齿的作用。
地方性氟中毒已属于一种地球化学性疾病。
在我国44%县区内流行，病区人口约占1亿人，氟中毒者近500万人。
人体摄取氟主要是通过水，还从食品、空气等获取。
饮用水氟含量在0.5～1.0mg/l时，氟斑牙患病一般为10%～30%，多数为轻度斑釉，当饮用水氟含量1～1.5mg/l时，多数地区氟斑牙患病率高达45%，以上中度、重度患者明显增多，据国外资料报道，氟摄入量达10mg/l左右可发生急性中毒，每日氟摄入量15～25mg/l，持续10～12年后可患氟骨症，每日摄取总量20mg，长期饮用可引起骨骼损伤。
人对氟的摄取不仅来源于饮用水，而且粮食、蔬菜、食品空气也能摄取，根据我国国情同时考虑经济和技术上的可行性，国家《生活饮用水卫生标准》gb5749-85，对饮用水氟化物规定<1.0mg/l标准，因而超此标准的饮用水必须进行除氟和消毒处理。
1 工程概况本方案涉及到的饮用水水源位于某小区，主要供给本小区750户家庭做生活饮用水使用。
《用聚铝化合物通过混凝法和吸附法去除水中氟、硒、砷的研究》范文
《用聚铝化合物通过混凝法和吸附法去除水中氟、硒、砷的研究》篇一一、引言随着工业的快速发展和人类活动的不断增加，水体污染问题日益严重，特别是氟、硒、砷等重金属及类金属的污染已成为水处理领域的一大挑战。
聚铝化合物因其高效的混凝作用和低廉的成本在处理水中的有害物质时，表现出了巨大的应用潜力。
本研究以聚铝化合物为基础，探讨了混凝法和吸附法在去除水中氟、硒、砷等元素中的应用效果及作用机制。
二、方法本研究选取了含氟、硒、砷的水样，采用聚铝化合物作为混凝剂，通过混凝法和吸附法进行水处理实验。
具体步骤如下：1. 混凝法：将聚铝化合物加入水中，通过搅拌使聚铝化合物与水中的氟、硒、砷等元素形成不溶性沉淀物，再通过物理或化学的方法进行分离。
2. 吸附法：采用特定的吸附剂对含氟、硒、砷的水样进行吸附处理，将水中的有害物质固定在吸附剂上，然后通过解析等方法回收水样。
三、实验结果与分析1. 混凝法处理水中氟、硒、砷的效果：实验结果显示，当聚铝化合物的浓度适宜时，对水中氟、硒、砷的去除率均达到了较高的水平。
在一定的pH值条件下，聚铝化合物能够有效地与水中的氟、硒、砷等元素形成较大的絮凝体，从而方便进行后续的分离处理。
2. 吸附法处理水中氟、硒、砷的效果：实验发现，不同的吸附剂对水中氟、硒、砷的吸附效果存在差异。
经过筛选和优化，我们找到了几种对特定元素具有较高吸附能力的吸附剂。
这些吸附剂能够有效地将水中的有害物质固定在表面或内部，从而达到净化水质的目的。
3. 影响因素分析：实验结果表明，聚铝化合物的浓度、pH值、反应时间等因素对处理效果具有重要影响。
适当提高聚铝化合物的浓度和调整pH值有助于提高混凝法的处理效果；而吸附法则主要受到吸附剂种类和性能的影响。
四、作用机制探讨1. 混凝法作用机制：聚铝化合物在水解过程中能够产生多核羟基配合物，这些配合物与水中的氟、硒、砷等元素发生反应，形成不溶性沉淀物。
这些沉淀物在适当的条件下可进行分离，从而达到去除有害物质的目的。
水体酸碱度对硫酸铝混凝除氟的影响及其机理研究
水体酸碱度对硫酸铝混凝除氟的影响及其机理研究近年来，人们对水体中污染物的高度关注促使研究工作朝氟污染物除去方向发展。
氟是一种毒性物质，因健康不利，需要有效除去，而铝盐有效除氟的除氟方法是水处理工艺中使用最广泛的。
为了更加有效地除去氟，需要对水中酸碱度的影响进行研究。
硫酸铝是一种常用的可溶性铝明矾，在特定温度和pH值下，它能够形成稳定的水溶液。
硫酸铝可以有效地结合氟，因此被广泛用于除氟剂的制备和应用。
然而，硫酸铝对水中酸碱度有较高的要求，过低和过高的pH值可能会对它的性能产生不利影响。
本文以江苏省某市水系为研究对象，采用硫酸铝混凝除氟的方法，研究了水体酸碱度对硫酸铝的混凝作用的影响及其机理。
结果表明，随着水体酸碱度的升高，硫酸铝的除氟效果也随之升高，但当pH值超过8.0时，除氟效果显著降低。
这是因为水中的酸碱度会影响硫酸铝的溶解度，从而影响混凝型除氟剂的水溶性，从而影响氟的结合强度。
同时，我们也研究了硫酸铝混凝除氟机理，实验表明，当pH值维持在6.0~7.0范围时，硫酸铝与氟离子在水中形成复合物，由硫酸铝离子形成锥体结构，形成稳定的复合物，把氟离子结合到硫酸铝离子的表面，形成硫酸铝-氟离子复合物，有效降低氟的活性，从而达到除氟的目的。
以上研究表明，水体酸碱度对采用硫酸铝混凝除氟的效果具有重要的影响，通过控制水中的pH值，可以提高硫酸铝的除氟效率，为水体净化提供了一种有效的技术。
本次研究工作，为水处理中硫酸铝混凝除氟技术的开发提供了参考，也增加了对水体酸碱度对除氟作用的理解，把水体更好地处理和净化，有助于提高我们的生活质量。
因此，进一步的研究将继续对硫酸铝混凝除氟工艺的优化、硫酸铝混凝除氟调控水体pH值的技术和硫酸铝混凝除氟剂在实际应用中的性能等方面进行深入研究，以更好地服务社会。
《2024年新型除氟聚合铝基吸附剂特性及机理研究》范文
《新型除氟聚合铝基吸附剂特性及机理研究》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，水体中氟离子污染问题日益突出，严重影响着人类健康和生活质量。
为了有效去除水中的氟离子，研究者们不断探索新型高效的除氟技术。
其中，基于聚合铝基的吸附剂因其良好的吸附性能和较低的成本，受到了广泛关注。
本文将重点研究新型除氟聚合铝基吸附剂的特性和去除机理，为实际水处理提供理论支持。
二、新型除氟聚合铝基吸附剂特性新型除氟聚合铝基吸附剂具有以下特性：1. 良好的吸附性能：该吸附剂具有较高的比表面积和丰富的活性位点，能够有效地吸附水中的氟离子。
2. 较强的稳定性：该吸附剂具有良好的化学稳定性，能够在不同水质条件下保持较高的吸附性能。
3. 易于再生：通过适当的再生处理，该吸附剂可以重复使用，降低处理成本。
4. 环境友好：该吸附剂制备过程中无有害物质产生，符合绿色化学的要求。
三、除氟机理研究除氟机理主要包括物理吸附和化学沉淀两种作用。
具体过程如下：1. 物理吸附：新型除氟聚合铝基吸附剂具有较大的比表面积和丰富的活性位点，通过范德华力、静电作用等物理作用力，将水中的氟离子吸附到吸附剂表面。
2. 化学沉淀：在一定的pH值条件下，吸附剂中的铝离子与氟离子发生化学反应，生成难溶的氟化物沉淀，从而实现对氟离子的去除。
四、实验方法与结果分析1. 材料与方法：选取合适的新型除氟聚合铝基吸附剂，设置不同实验条件（如pH值、吸附时间、吸附剂量等），进行除氟实验。
采用分光光度法、扫描电镜、X射线衍射等技术手段对吸附剂性能进行表征和分析。
2. 结果与讨论：（1）pH值对除氟效果的影响：实验结果表明，在一定的pH 值范围内，新型除氟聚合铝基吸附剂的除氟效果随着pH值的增加而提高。
当pH值达到一定值时，除氟效果达到最佳。
这主要是由于在该pH值条件下，吸附剂表面的活性位点与氟离子之间的相互作用达到最佳状态。
（2）吸附时间对除氟效果的影响：随着吸附时间的延长，新型除氟聚合铝基吸附剂的除氟效果逐渐提高。
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离子交换与吸附, 2006, 22(6): 527 ~ 535ION EXCHANGE AND ADSORPTION文章编号：1001-5493(2006)06-0527-09磷酸铝吸附除水中氟的研究*詹予忠李玲玲汪永威杨向东郑州大学化工学院，郑州450002摘要：采用静态吸附法研究了比表面为308m2/g的无定形磷酸铝吸附除氟性能，研究了接触时间、pH值、吸附剂量等对吸附的影响。
结果表明，磷酸铝吸附除氟高效、迅速，30min内可以接近最大吸附量。
对含氟50mg/g的溶液，优化条件下的最大除氟率约93%。
研究了吸附与溶液pH的关系，得到了优化pH值并解释了吸附机理。
吸附的最佳pH值约为5.5。
用拟二级动力学方程描述了吸附速率并计算了速率常数。
用Langmuir方程拟合了吸附等温线，计算的饱和吸附量为53.5mg/g。
吸附剂量对分配系数的影响表明吸附剂表面是不均匀的。
关键词：除氟；吸附；磷酸铝；吸附动力学；吸附等温线中图分类号：O647.3; X791 文献标识码：A1 引言氟是人体必须的微量元素之一，饮用水适宜的氟浓度为0.5mg/L~1mg/L，当饮用水中氟含量不足时，易患龋齿病；但若长期饮用氟浓度高于1mg/L的水，则会引起氟斑牙病；长期饮用氟浓度为3mg/L~6mg/L的水会引起氟骨症。
因此，我国和世界卫生组织的饮用水卫生标准均为含氟不大于1mg/L。
我国含氟地下水分布广泛，影响20多个省、自治区和直辖市的1.1亿人。
另外，工业上含氟矿石开采、金属冶炼、铝加工、焦炭、玻璃、电子、电镀、化肥、农药等行业排放的废水中常含有高浓度的氟化物，经一般的化学沉淀法处理含氟量仍有20mg/L~30mg/L，高于国家规定的10mg/L的排放标准，进一步污染水源，使饮用水处理更加困难。
吸附法是一种重要的除水中氟的方法[1]，成本较低，而且除氟效果较好，尤其适用于含氟量较低的水处理。
目前应用最多的是活性氧化铝除氟，但其吸附容量只有0.06mg/g~2mg/g，适用于处理水量较小的场合。
以镧[2]、铈[3]、钛[4]以及混合稀土氧化物[5]等为活性组分的吸附剂由于吸附容量大而受到重视，但价格较贵，难以普及。
一些低值吸附材料，如低值矿物[6]和工业废弃物[7][8]等，吸附容量都较低。
因此，开发高效、廉价、稳定的吸附剂对于含氟废水、高氟区含氟水和城市饮用水的深度处理等具有重要意义。
* 收稿日期: 2006年1月23日项目基金: 河南省科技攻关项目（042427008）作者简介: 詹予忠(1965~), 男, 河南省人, 工学博士, 副教授. E-mail: zhanyz@多孔磷酸铝作为一种弱酸性催化剂已有很多研究，用环氧丙烷溶胶-凝胶法制备的多孔磷酸铝比表面可达300m2/g以上。
初步试验表明该高比表面磷酸铝有很好的吸附氟离子的能力。
本文结合静态实验结果，研究了接触时间、pH值、吸附剂量等对磷酸铝吸附性能的影响。
2 实验部分2.1 实验原料和试剂高比表面磷酸铝由实验室合成。
将定量的氯化铝溶于定量的1mol/L磷酸溶液中，使P/Al=1 (摩尔比)。
将溶液降温至0℃，在搅拌下缓慢滴加定量的环氧丙烷，滴加时保持溶℃℃。
加完后在室温静置24h，将所得透明凝胶破碎，120℃烘24h，800℃焙液温度在0~5烧24h，筛分80mesh~100mesh样品。
样品经XRD检验为无定形，比表面308m2/g[9]。
所用试剂除环氧丙烷为化学纯外，其他试剂均为分析纯试剂。
2.2 实验仪器HZS-H超级恒温水浴振荡器(哈尔滨东联电子技术开发有限公司)；PHS-3C精密酸度计(上海雷磁仪器厂)，TG328A分析天平(上海天平仪器厂)。
2.3 实验方法实验用合成溶液用氟化钠和去离子水配制，溶液pH值由少量0.1mol/L盐酸或0.1mol/L 氢氧化钠溶液调节，并加入氯化钠溶液使实验溶液中氯化钠浓度保持0.1mol/L。
平衡吸附实验采用静态法：称取一定量磷酸铝吸附剂加入到一定浓度的50ml含氟溶液中，密闭，置于30℃恒温振荡器中振荡一定时间，振荡速度185r/min。
取溶液离心分离后，用酸度计测定pH值，用离子选择电极法测定溶液氟含量。
根据预实验结果，平衡实验吸附时间均采用4h。
平衡吸附量按下式计算：q e=(C0-C e)V/W吸附率按下式计算：吸附率 (%)=(C0-C e)/C0进行动力学研究时，实验方法同平衡实验。
但样品吸附时间不同，与吸附时间相应的吸附量按下式计算：q t=(C0-C t)V/Wq t (m g /g )t (min)3 结果与讨论3.1 吸附动力学吸附动力学实验结果见图1和图2。
由图1和图2可知，吸附开始速度很快，吸附量随接触时间增加而迅速增大，吸附量的大部分在30min 内完成，再增加接触时间，吸附量增加缓慢，逐渐趋于平衡。
不同酸度溶液吸附速度的比较也绘于图1中，对于pH 3~11内的溶液，吸附量随接触时间的变化非常接近，平衡吸附量随初始pH 增加略有增大。
相同酸度条件下，起始浓度高则吸附量大得多，见图2。
图2也表明在研究的浓度范围内尚未达到吸附饱和。
Fig. 1 Adsorption Kinetics of Fluoride onto Aluminum Phosphate at Different Initial pHC 0=50mg/L, V =50ml, W =0.2g, T =30℃Fig. 2 Adsorption Kinetics of Fluoride onto Aluminum Phosphate at Different Initial Fluoride Concentration.pH 0=8.0, V =50ml, W =0.2g, T =30℃吸附动力学数据通常可由拟一级动力学方程或拟二级动力学方程描述。
由Ho 等[10]首先提出的拟二级动力学方程已广泛用于描述多种吸附体系，通常给出较好的结果。
拟二级动力学方程表示为：2)(t e tq q k dtdq −= 应用初始条件t =0时q t =0，t =t 时q t =q t ，将上式积分、变形得：t q kq q t ee t 112+= 上式表明t /q t 与t 呈线性关系。
通过线性回归，从直线方程的斜率和截距可求得动力学常数k 和平衡吸附量q e 。
图3表示了这种直线关系，表1列出了拟合结果，回归系数达q t (m g /g )t (min)到0.998以上，可见实验数据和动力学方程符合得很好。
Fig. 3 Pseudo-second Order Adsorption Kinetics ofFluoride onto Aluminum Phosphate at Different InitialFluoride ConcentrationpH 0=8.0, V =50ml, W =0.2g, T =30℃Fig. 4 Effect of Equilibrium pH onFluoride AdsorptionC 0=50mg/L, V =50ml, W =0.2g, T =30℃Table 1 Pseudo-second Order Adsorption Kinetics Constants of Fluoride onto Aluminum PhosphateC 0 (mg/L)k q e (mg/g)R10 0.06271 2.19 0.9984 30 0.03147 6.58 0.9990 50 0.02314 11.27 0.9996 100 0.01657 23.140.99983.2 酸度的影响酸度是影响吸附的重要因素。
在研究的平衡pH 约3~9的范围内，在低pH 时，由于HF 的生成，使吸附性能略低。
随着pH 增加，吸附量逐渐增大，到pH=5.5左右达到最大，然后随着pH 增加，吸附能力迅速下降，见图4。
这与混合稀土氧化物等材料吸附氟的研究结果是一致的[5]，也表明可以采用碱溶液使吸附剂再生。
在不加缓冲溶液的情况下，吸附前后溶液的pH 是不一致的，如图5所示。
当吸附剂量较大而溶液初始浓度较低时，对于初始pH=3的溶液，吸附平衡后pH 升至3.5；而对于初始pH=4~9的溶液，平衡pH 均保持在约pH=4左右，表明吸附材料有一定的缓冲能力。
当吸附剂量较小而溶液浓度较大时，这一趋势同样存在，但pH 难以保持在一稳定值。
从图中可以看出，在初始pH 从4到11的范围内，平衡pH 集中在4.5到5.5，这一范围正是吸附性能最佳的酸度范围，表明不需调整酸度磷酸铝即可用于从弱酸性到弱碱性水样的处理。
图6显示了平衡pH 值随平衡浓度的增大而增大的关系，由图6可见，尽管初始pH 差别很大，但平衡pH 趋于一致。
吸附前后pH 的变化可以解释如下：高温焙烧的多孔磷酸铝表面会失去部分羟基，留q e (m g /g )pH et /q tt (min)下L 酸中心。
遇水则再次生成表面羟基，释放出氢离子，使水溶液呈酸性。
溶液酸性的另一原因也可能是磷酸铝吸附剂含有的表面磷羟基离解，同样释放氢离子。
氟离子在磷酸铝上的吸附过程，如在其他氧化物上一样，实际是与表面羟基的离子交换过程。
因此，吸附量越大，释放羟基越多，溶液pH 值的变化趋势是增大。
但是，由于磷酸铝本身使溶液呈酸性，所以总的结果是平衡pH 低于初始pH 。
对于起始溶液pH 较低时，由于缓冲作用，使平衡pH 升高。
吸附前后这种pH 的变化在其它材料吸附氟的过程中同样存在[3]。
Fig. 5 Effect of Initial pH on Equilibrium pHV =50ml, T =30℃Fig. 6 Effect of Equilibrium Concentration onEquilibrium pHV =50ml, W =0.2g, T =30℃3.3 吸附剂量与溶液浓度的影响Fig. 7 Effect of Adsorbent Mass onFluoride Percent Removal.pH 0=8.0, C 0=50mg/L, V =50ml, T =30℃Fig. 8 Effect of Adsorbent Mass onFluoride AdsorptionpH 0=8.0, C 0=50mg/L, V =50ml, T =30℃对起始浓度为50mg/L 的溶液50ml ，吸附剂的量从0.1g 增加到0.2g ，氟去除百分率迅p H eC e (mg/L)p H epH 0q e (m g /g )W (g)P e r c e n t r e m o v a l (%)W (g)速增加到90%以上。
再进一步增加吸附剂的量，氟去除率的增加非常缓慢，如图7所示。