生物碳质吸附剂对水中有机污染物的吸附作用及机理
吸附现象——精选推荐
吸附现象——精选推荐吸附现象是一种物理现象，指的是物质间的相互作用，其中一个物质吸附在另一个物质的表面。
吸附现象在我们日常生活中无处不在，它不仅存在于化学反应和工业生产过程中，还在环境保护和科学研究中扮演着重要角色。
本文将介绍几个精选的吸附现象，并探讨对应的应用。
一、活性炭的吸附现象活性炭是一种常见的吸附剂，具有大孔径、高比表面积和良好的吸附性能。
它可以吸附各种有机物和气体，因此在水处理、空气净化和医药领域有广泛应用。
举个例子，活性炭可以吸附水中的有机物和重金属离子，提高水的净化效果。
在医药领域，活性炭可以用于解毒，吸附药物或毒素，减轻中毒的伤害。
二、分子筛的吸附现象分子筛是一种具有规则孔道结构的吸附材料，可以通过选择性吸附分子的大小和形状，实现分离和纯化等应用。
分子筛广泛应用于石油化工、化学药品和环境工程等领域。
举个例子，分子筛可以用于油田开发中的气体分离。
在石油开采过程中，伴随产出的天然气中含有大量的杂质，通过分子筛的吸附作用，可以将杂质分离，提高天然气的纯度。
三、金属有机框架（MOF）的吸附现象金属有机框架是由金属离子和有机配体组成的晶体结构，具有高孔隙度和吸附容量。
MOF可以通过调整其结构和材料组分来实现吸附不同分子的目的。
一个重要的应用是CO2捕集与储存。
CO2是主要的温室气体之一，造成全球变暖问题。
MOF作为一种吸附剂，可以选择性地吸附CO2，从而减少其排放到大气中，有助于缓解气候变化。
四、生物吸附现象生物吸附是一种利用生物体吸附能力进行环境污染修复和资源回收的方法。
通过微生物或植物的吸附作用，可以去除水中的有害物质和重金属离子。
例如，水中的重金属污染是一个严重的环境问题。
某些植物和微生物具有吸附重金属的能力，可以通过植物修复和微生物修复来清除水中的重金属，实现环境的净化和可持续利用。
综上所述，吸附现象在各个领域都起到重要作用。
活性炭、分子筛、金属有机框架和生物吸附等各种吸附材料和方法，为我们解决环境问题和应对工业挑战提供了有效的手段。
吸附法去除水中抗生素研究进展
吸附法去除水中抗生素研究进展一、本文概述随着人类社会的发展，抗生素作为重要的医药品被广泛应用于医疗、畜牧业等领域，然而，其过量使用及不当排放导致水环境中抗生素残留日益严重。
这些抗生素不仅会对生态环境产生负面影响，如破坏微生物平衡、促进抗药性细菌的产生，还会通过食物链累积，最终威胁人类健康。
因此，开发高效、环保的抗生素去除技术显得尤为重要。
吸附法作为一种常用的废水处理技术，因其操作简单、成本低廉、去除效果好等优点，在抗生素废水处理领域受到广泛关注。
本文将对吸附法去除水中抗生素的研究进展进行综述，分析各种吸附材料的性能特点，探讨吸附机理及影响因素，以期为未来抗生素废水处理技术的研发和应用提供参考。
二、抗生素的种类与性质抗生素是一类具有抑制或杀灭其他微生物生长能力的化学物质，主要由微生物（包括细菌、真菌、放线菌等）产生。
自20世纪初发现青霉素以来，抗生素的种类和数量不断增加，广泛应用于医疗、农业、畜牧业等领域。
然而，抗生素的过度使用和不当排放导致其在环境中广泛存在，甚至进入水体，对生态系统和人体健康构成潜在威胁。
抗生素的种类繁多，根据其化学结构和作用机制可分为多种类型，如β-内酰胺类、氨基糖苷类、四环素类、大环内酯类、磺胺类等。
这些抗生素具有不同的物理化学性质，如溶解度、稳定性、极性、官能团等，这些性质直接影响到抗生素在水体中的行为和在吸附过程中的表现。
例如，β-内酰胺类抗生素通常具有较高的水溶性和稳定性，而氨基糖苷类抗生素则可能具有较低的溶解度和较高的极性。
这些差异使得不同类型的抗生素在吸附过程中表现出不同的吸附能力和吸附速率。
抗生素的化学性质还与其生物活性密切相关。
一些抗生素具有广谱抗菌活性，而另一些则可能对特定类型的微生物具有选择性抑制作用。
这种生物活性的差异也反映在抗生素的吸附过程中，可能影响到吸附剂的选择和吸附条件的优化。
因此，在研究吸附法去除水中抗生素时，需要充分了解抗生素的种类和性质，以便选择合适的吸附剂和吸附条件，实现高效、安全的抗生素去除。
生物碳对环境中污染物质的吸附研究进展
生物碳对环境中污染物质的吸附研究进展发表时间：2018-09-17T10:08:45.593Z 来源：《建筑学研究前沿》2018年第11期作者：舒垚荣王行其姚豪[导读] 近年来，生物碳主要用于增加土壤碳汇和提升土壤肥力，以及增加土壤持水力，起到节约用水的目的。
武汉科技大学湖北省武汉市摘要：文章基于水体富营养化现象，探讨了生物碳用于环境污染的现状，以及在废水重金属吸附中的机制原理。
以供参考。
关键词：生物碳；环境污染；吸附前言近年来，生物碳主要用于增加土壤碳汇和提升土壤肥力，以及增加土壤持水力，起到节约用水的目的。
同时由于其具有较高的pH、较大的孔隙度以及丰富的含氧官能团，对水、土壤或底泥中的有机污染物以及重金属有较好的吸附固定作用，也成为污染环境治理的重要材料。
因此近年来对于生物碳在环境治理及土壤修复等方面受到越来越多的关注。
1生物碳的介绍水体富营养化是水体污染中最为普遍的现象，也是国内外水环境污染治理的难题。
随着经济发展和人口增长，水体富营养化问题日趋突出，引起水质恶化、湖泊退化，严重破坏水体生态环境，威胁水生生物的生存，乃至人类健康。
治理水体的富营养化，第一是严格控制各类污染源将营养物质带入水体，第二是削减已处于或趋近于富营养化状态的公共自然水体中的P含量。
目前采用的方法主要有化学、物理和生物方法。
化学法是投撒混凝剂或吸附剂，效果是暂时的，且有副作用；物理方法如清挖底泥，费用较高，技术难度大，掌握不好可能导致水体P平衡的破坏，水质更加恶化；生物方法过去多采用在水域中放养凤眼莲等水生杂草，虽收到一定效果，但由于价值低难以收获利用，且产生二次污染。
生物碳（Biochar）是生物质原料（通常是秸秆、稻壳、果壳、木屑等农林废弃物以及家畜粪便）在完全绝氧或部分缺氧条件下经高温热裂解产生的一类高度芳香化和高稳定性的高碳固体产物。
生物碳自身具有较高的稳定性，pH呈碱性特征和富含养分物质，以及具有保水、持留养分、改善土壤环境质量、利于微生物繁殖等优点，对环境污染治理起着重要作用。
活性炭吸附技术在水处理中的应用
溶剂中的溶解度和溶质与吸附剂之间的范德华力、化学键力和静电引力。
通常上，活性炭交互作用下是一个非常复杂的过程。
它是一种通过物理吸附、化学吸附、交换吸附、氧化、催化氧化和活性炭还原去除水中污染物的水处理方法。
3 活性炭在水处理方面的应用3.1 活性炭吸附法应用于吸附重金属离子活性炭对重金属离子的吸附除表面积大、孔道发达、空腔容量大外，还取决于活性炭表面的稳定性和可调节性，活性炭表面含氧和含氮官能团的存在可以改变重金属的化学性质。
因现代化工业不断的发展中，大量的重金属离子不断地从工业废水中分散出来，存有极大的安全隐患。
对此，利用活性炭的结构密度特点，可以不断地优化活性炭链接式的密度结构，从而加快对重金属离子的吸附、分解[3]。
近年来，多元化的行业不断新起，工业技术优化中不断产生重金属离子的废水。
活性炭身上有很多的化学、物理性质，可以有效地去除重金属离子，对其进行吸附。
且在重金属离子中六价铬的金属最多，其以各种不一样的形式存在于水中，其结构中所含的pH 值也是不同的。
而且，活性炭微孔结构可以很好地对重金属的阴离子进行吸附，从而改性重金属中含有的元素，使其表面吸附的负价铁、其他正价金属会发生交互作用，尤其是六价铬，会对铬产生化学吸附，从而去除水中的微量铬。
改性活性炭可用于电镀废水中铬的处理，吸附水可达到国家排放标准。
3.2 活性炭吸附法应用于吸附水中有机物活性炭对水中有机污染物具有良好的吸附能力。
活性炭的亲水性优于亲油性炭。
因此，活性炭对含油废水的吸附一般是采用其他方法吸附油脂，然后再用活性炭进行二次吸附。
用这种方法吸附后的废水含油量将降低到0.1～0.2mg/L 。
二是吸附含重金属离子的污水。
例如酚类化合物、苯类化合物、石油和石油产品等具有很强的吸附能力，还可以去除生物法pH 和其它化学法难以去除的有机污染物、除草剂、杀虫剂、农药等异味；亚甲基蓝表面活性剂、合成染料、含有胺类、合成洗涤剂及多元化合成的有机物同时也具备吸附能力，可有效去除水中杂质[4]。
活性炭的吸附原理
活性炭的吸附原理活性炭是一种具有高吸附性能的材料，主要用于水和空气中有机物的吸附。
其吸附原理主要涉及物理吸附和化学吸附两个方面。
1. 物理吸附：活性炭的吸附是基于物理吸附原理进行的。
物理吸附是通过分子间的范德华力吸附或者是电荷相互作用力吸附来实现的。
活性炭具有高度发达的孔隙结构，孔隙大小分布范围广且孔体积大。
这使得活性炭具有大量的微孔和介孔，具有较大的比表面积。
这种结构特点为物理吸附提供了很好的条件。
有机物分子通过扩散进入孔隙中，由于孔内表面吸附作用力的存在，分子会被捕获并停留在孔隙壁上。
物理吸附的过程包括三个主要阶段：传递（transport）、扩散（diffusion）和平衡（equilibrium）。
在传递阶段，有机物分子通过气相或液相传递进入活性炭内部；在扩散阶段，有机物分子沿着孔道扩散到孔壁上，通过范德华力或电荷作用力与活性炭表面相互作用；最终，在平衡阶段，吸附达到动态平衡，吸附物质的吸附量不再随时间的变化而变化。
2. 化学吸附：活性炭的吸附还涉及到化学吸附。
化学吸附是指通过化学键或离子键与吸附剂发生化学反应，从而吸附有机物质。
活性炭上具有丰富的活性官能团，例如羟基、酮基、醛基、羧基等。
这些官能团可以与有机物质中含有的活性基团发生化学键的形式作用，通过化学反应吸附有机物质。
化学吸附的过程涉及到化学键的形成和断裂。
吸附剂表面的活性官能团与有机物分子之间发生化学反应，形成强化学键。
这种吸附方式具有较强的选择性，可以根据有机物分子的特性进行吸附。
总结来说，活性炭的吸附原理主要包括物理吸附和化学吸附。
物理吸附是通过范德华力或电荷作用力实现的，通过活性炭具有的孔隙结构和大比表面积来提供较好的吸附条件。
化学吸附是通过化学键或离子键的形式与有机物质发生化学反应来实现的，借助活性炭上的活性官能团来与有机物质发生作用。
这些吸附机制共同作用，使活性炭具有高效的吸附性能。
活性炭漂白原理
活性炭漂白原理活性炭漂白是一种通过吸附有机物和颜色剂，将水中有机物和颜色剂进行除去的过程。
活性炭漂白通常可以消除水中的颜色，除去有机物和污染物，达到净化水质的目的。
活性炭漂白的原理主要是通过吸附作用来实现的，这里的吸附是指一种分子间的物理性作用，力的大小取决于吸附的分子的形状、大小、电荷分布等因素。
流体（如水）中的污染物因其形状、大小、电荷分布等因素，与活性炭表面上具有吸附作用的分子结构有着相互作用，从而被活性炭吸附，而水中的污染物被活性炭吸附后，就会和水分离，从而实现净化水质的目的。
活性炭漂白的过程一般由几个步骤组成：1.活性炭的装载：将活性炭放入到漂白装置或滤器中，使其与水分离，以吸附水中的污染物；2.吸附：水中的污染物经受活性炭的吸附，形成吸附层；3.洗涤：经搅拌和冲洗活性炭，将吸附在表面上的污染物冲走；4.更新：为了保持活性炭的有效性，增加活性炭的更新次数，使其有较高的活性；5.再生：一旦活性炭失去了活性，那么必须要进行再生处理，以便重新获得其有效性，进行下一次漂白。
活性炭漂白是一种现代净化水质的有效方法，其实施简便、成本低廉、投资少，可以有效的消除水中的有机物、重金属离子和悬浮物，提高水质，保护生态环境。
但是活性炭漂白也有一些不足之处，如有有机及无机的有毒物质的吸附率较低，而且活性炭的更替周期较长，对这些物质的去除效率较低，需要替换更新活性炭才能提高净化水质的效果。
总之，活性炭漂白是一种相对简单、低成本、可以提高水质的中央处理工艺，但是同时由于它的不足，也不可能取代其他净水技术，而是应该在其他净水技术的帮助下，作为水处理技术的补充，以提高净水效果。
因此，运用活性炭漂白技术可以提高水质，有利于改善环境，有利于人类健康。
城镇有机垃圾热解生物炭对水中亚甲基蓝的吸附
浸出浓度按照 《危险废物鉴别标准 浸出毒性鉴别》 (GB 5085.3-2007)测定，将生物炭消解后，采用
ICPE-9000 型电感耦合等离子发射光谱仪(日本岛津制作所)测定重金属浓度。对吸附前和吸附后的生物
炭样品进行红外光谱、比表面积及孔径、微观形貌的表征。吸附后的生物炭样品选取反应条件为：0.5
2) 亚甲基蓝初始浓度对生物炭吸附效果的影响。取 200 mL 浓度分别为 20、40、50、60、80 mg · L-1 的亚甲基蓝溶液，调节溶液 pH 至 7，加入 0.5 g 生物炭，在反应过程中取样离心后测定亚甲基蓝浓度。
3) 溶液 pH 对生物炭吸附效果的影响。取 50 mg · L-1 亚甲基蓝溶液 200 mL，调节溶液 pH 至 3、5、 7、9、11，加入 0.5 g 生物炭，在反应过程中取样离心后测定亚甲基蓝浓度。
热解是一种很有前景的城镇生活垃圾资源化处理技术。垃圾中的有机物在无氧或缺氧的条件下分 解成气态、液态和固态等产物，产物组成和产率主要受原料种类、热解温度、加热速率、停留时间等 的影响[5]。热解产物主要用于能源或化工行业，如用作燃料或用于生产化工产品的原料等[6]。然而，热 解制气温度过高(700~1 000 ℃以上)、能耗大，热解产油产物需进一步升级后才能使用，热解制炭反应
溶液的体积，mL；W 为生物炭的投加量，g。
2 结果与讨论
2.1 单因素变量对生物炭吸附效果的影响 2.1.1 生物炭投加量
生物炭投加量是影响生物炭吸附效果的重要因素， 生物炭投加量对亚甲基蓝去除率的影响如图 1 所示。在反 应的前 10 min 内，亚甲基蓝的去除率迅速增加；后随着 反应的进行缓慢增加并趋于稳定。随着生物炭投加量的 增加，亚甲基蓝的去除率也呈增加趋势。在反应 240 min 时 ， 0.8 g 和 1.0 g 生 物 炭 对 亚 甲 基 蓝 的 去 除 率 分 别 为 91.6% 和 92.5%。为了评估生物炭的吸附效果，开展了 0.1 g 活性炭吸附亚甲基蓝的对比实验。0.1 g 活性炭在反 应 10 min 时可去除 97.1% 的亚甲基蓝，效果优于生物炭 (相同条件下生物炭仅可去除 37.8% 的亚甲基蓝)。生物炭 需 采 用 较 高 的 投 加 量 和 较 长 的 反 应 时 间 ， 如 1.0 g 和 240 min，可得到接近市售活性炭的吸附效果。 2.1.2 亚甲基蓝初始浓度
水处理的生物活性炭技术探讨
水处理的生物活性炭技术探讨引言随着我国工业化的大力推进，工业污水和生活污水等大量污水向环境中的排放使人们的生活面临着严重的威肋，因此，对这些污水的处理成为了亚待进行的任务在众多污水的处理中，生物活性炭技术的应用表现出了巨大的优势，不仅可以达到除污的良好效果，而且可以使活性炭再生利用，节省了原料，实践证明，生物活性炭技术在水处理中的应用具有广阔的发展前景。
一、生物活性炭技术简介1、简介生物活性炭是当前国内外饮用水深度处理的主流工艺之一。
生物活性炭技术是将臭氧化学氧化、活性炭物理化学吸附、生物氧化降解进行联合使用。
在生物活性炭吸附前增设臭氧预氧化，不仅可以初步氧化水中的有机物及其他还原性物质，以降低生物活性炭滤池的有机负荷；还可以使部分难生物降解有机物转变为易生物降解物质，从而提高生物活性炭滤池进水的可生化性。
生物活性炭还被成功用于处理呈现高藻、高有机物、高氨氮“三高” 特征的太湖水处理中，为类似水厂的深度处理改造提供经验和示范。
生物活性炭深度处理工艺具有诸多的优点，但在应用过程中也会发生活性炭滤池生物泄漏、溴酸盐超标、中间提升泵房运行不稳定等问题，针对上述问题，需要找出防止生物泄漏、溴酸盐超标等设计优化和改进的方法，为臭氧—生物活性炭工艺更加科学合理的运用提供依据。
总之，臭氧化-生物活性炭处理工艺充分发挥了臭氧化和生物活性炭两种水处理技术的优点，并相互促进和补充，是一种高效的除污染技术，能够充分保证饮用水的安全性。
2、优势生物活性炭技术特有的优势主要有：一是能有效的深度处理有机废水。
通常情况下，有机物被微生物的降解具有一个最小的基质浓度，当水中的有机物浓度比这一基质浓度小时，微生物的降解速率不高，基于生物活性炭技术对水中有机物具有良好的吸附作用以及炭表面有机物的富集，从而提升微生物降解速率。
例如在处理城市污水个工业废水等二级水处理时，由于其具有有机物浓度不高、可生化性能差的缺点，应用这一技术能很好的去除有机污染物，最佳能达到回用水水质标淮。
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中国科学 B辑:化学 2008年 第38卷 第6期: 530 ~ 537 www.scichina.com chem.scichina.com
530 《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@zju.edu.cn
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lgKf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(Qmax,SA)与理论计算值(2.45 µmol/m2)相当, 而软碳质吸附剂的Qmax,SA值则高于理论值. 生物碳质的分配作用(Kom)取决于分配介质与有机污染物的“匹配性”和“有效性”, Kom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 531 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(Kow)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.
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0.65 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 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 532 表1 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
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/m2·g−1
P100 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 13.04 0.127 0.116 0.176 490.8
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.
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, 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