河口水中Cd（Ⅱ）在Fe2O3.nH2O（am.）上的特性吸附及界面…

本文叙述了盐度为５‰的河口水中Ｃｄ（Ⅱ）在Ｆｅ２Ｏ３．ｎＨ２Ｏ（ａｍ２）上的吸附等温线以及ｐＨ盐度对吸附百分率的影响，着重讨论了吸附对固－液界面电性的影响和不同盐度（ｓ＝２．５‰，５．０‰，７．５‰）时吸附Ｃｄ（Ⅱ）后变化的等电点，结果表明：Ｃｄ（Ⅱ）在Ｆｅ２Ｏ３．ｎＨ２Ｏ（ａｍ）上的吸附为特性吸附，固液界面的电性变化及等电点移动与体系的ｐＨ和Ｃｄ（Ⅱ）的吸附量有关，盐度上升，吸附量降低，由吸附～     

聚乙烯醇在Al_2O_3、SiO_2颗粒上的吸附及对Zeta电位的影响

测定了超细 Al2 O3、Si O2 颗粒对聚乙烯醇 (PVA)的吸附 ,考察了 Na Cl对吸附量的影响 ,发现当 Na Cl浓度大于 0 .1 mol· L-1时 ,随着 PVA浓度的升高 ,吸附量会出现一个突跃性的升高。用微电泳仪测定了吸附 PVA前后 Al2 O3、Si O2 颗粒 Zeta电位的变化 ,发现 Si O2 的等电点不受PVA的影响 ,而 Al2 O3吸附了 PVA后 ,等电点降低。     

长江口细颗粒泥沙对 Pb、Cd、Cu 的吸附

长江年输水量达一万亿公方,并携带五亿吨泥沙入海。长江口是典型的潮汐河口,咸淡交汇,水体中固-液界面过程十分复杂。本文研究长江口铜沙浅滩沉积物对 Pb、Cd、Cu 的吸附。结果表明:泥沙表面的有机物,固-液界面ζ电位,介质 pH值盐度、温度对吸附均有影响。介质 pH值不仅影响水体中重金属的水解沉淀作用,同样影响泥沙表面的电性质。泥沙对 Pb、Cd、Cu 的吸附符合 Freundlich 等温式。     

长江口细颗粒泥沙对Pb、Cd、Cu的吸附

长江年输水量达一万亿公方,并携带五亿吨泥沙入海。长江口是典型的潮汐河口,咸淡交汇,水体中固-液界面过程十分复杂。本文研究长江口铜沙浅滩沉积物对Pb、Cd、cu的吸附。结果表明:泥沙表面的有机物,固一液界面ζ电位,介质pH值盐度、温度对吸附均有影响。介质pH值不仅影响水体中重金属的水解沉淀作用,同样影响泥沙表面的电性质。泥沙对Pb、Cd、Cu的吸附符合Freundlich等温式。     

MgCl2改性橘子皮对水溶液中镉镍的吸附性能

以橘子皮(OP)为原料通过MgCl2改性制备新型橘子皮吸附剂MgOP.考察溶液pH、固液比、温度、吸附时间和金属离子质量浓度对其从水溶液中吸附Cd2+和Ni2+的吸附性能的影响.采用扫描电镜及红外光谱仪对吸附剂进行表征.MgOP对2种金属离子的吸附率随pH和固液比的增大而增大;温度对吸附率的影响较小;吸附速度很快,能在20 min内达到吸附平衡.MgOP对Cd2+和Ni2+的吸附动力学均符合准二级动力学方程;MgOP对Cd2+和Ni2+的的Langmuir最大吸附量分别为125.47和44.58mg/g.     

天然黄铁矿吸附废水中Cd（Ⅱ）的实验研究

分批次实验研究了平衡时间、溶液pH值、Cd（Ⅱ）初始浓度、粒径对天然黄铁矿吸附废水中Cd（Ⅱ）的影响。实验前利用XRD衍射确定黄铁矿的特征，并确定了黄铁矿零电荷点pHpzc为6，4。在吸附平衡时间30min，pH值6．0，即接近零电荷点时对Cd（Ⅱ）的吸附量最大。初始浓度、黄铁矿粒径对吸附Cd（Ⅱ）的影响表明，最大吸附量分别在Cd（Ⅱ）浓度为350mg／L和粒径为200目时。实验数据与Freundlich等温线拟合良好。初步探讨了黄铁矿吸附Cd（Ⅱ）的机理。研究表明，天然黄铁矿可以有效除去有毒有害重金属Cd（Ⅱ），是处理工业废水的优良吸附剂。     

Fe_2(SO_4)_3·xH_2O催化酯化反应及其在酯内残留的研究

本文对用Fe2（SO4）3·xH2O做催化剂催化酯化反应进行了研究,首次报道了Fe2（SO4）3·xH2O在酯内的残留问题,为使用及改进Fe2（SO4）3·xH2O做为实用催化剂提供帮助．     

TiO_2-KNO_3溶液界面吸附Cu(Ⅱ)的动力学特征

本文通过用BAM理论处理吸附动力学数据，得出Cu（Ⅱ）在TiO2-KNO3溶液界面上的吸附过程由液膜扩散所控制，吸附反应级数为一级．     

硅胶分离富集-火焰原子吸收法测定镉和锰

利用高温处理过的硅胶作为固相萃取剂,富集样品中的痕量金属Cd（Ⅱ）和Mn（Ⅱ）,并用火焰原子吸 收光谱法（FAAS）进行检测.考察了硅胶用量、pH、酸体积、酸浓度等对吸附率和解吸率的影响,同时考察了静态饱和吸附容量和共存离子的影响.结果表明,当硅胶用量为0.3 g和pH为6.0时,硅胶对Cd（Ⅱ）和Mn（Ⅱ）的吸附率均可达到90％以上;用0.1 mol/L的HNO3可把吸附在硅胶上的Cd（Ⅱ）和Mn（Ⅱ）定量洗脱.硅胶对Cd（Ⅱ）和Mn（Ⅱ）的静态饱和吸附容量分别为45.5 mg/g和35.3 mg/g;此法对Cd（Ⅱ）的检出限为3.10 μg/L,对Mn（Ⅱ）的检出限为2.90 μg/L;相对标准偏差分别为2.1％和2.2％.在优化的实验条件下,实测水样中Cd（Ⅱ）和Mn（Ⅱ）的含量,加标回收率均为97 %104％,结果令人满意.     

黄河泥沙与Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)界面相互作用的研究

研究了黄河泥沙与重金属污染物铅(Ⅱ)、铜(Ⅱ)、镉(Ⅱ)的液—固界面交换吸附作用,得到一系列E%-pH曲线,曲线均为正S型.结果表明:①重金属离子铅(Ⅱ)、铜(Ⅱ)、镉(Ⅱ)在水体中主要以 M(OH)+ 形式存在,与黄河泥沙在液—固界面发生一价阳离子交换反应; ② 3 种金属离子在天然黄河水 pH 值范围内(8.0~8.5)与黄河泥沙相互作用的离子交换率均达到75%以上,绝大部分离子被黄河泥沙交换吸附; ③在体系中加入0.2 mg·L-1的组氨酸,3种金属离子的离子交换率均有所增加,且 E%-pH曲线均发生不同程度的左移,表明一定量的组氨酸对3种金属离子与黄河泥沙表面的交换吸附起促进作用; ④比较 3 种金属离子的 E%-pH曲线可知,它们与黄河泥沙交换吸附作用的大小顺序为:Cu (II) > Pb (II) > Cd (II).     

天然高岭土对Pb~(2+),Cd~(2+),Ni~(2+),Cu~(2+)的吸附及解吸性能研究

探讨了吸附时间、溶液pH、重金属离子初始质量浓度、离子强度以及竞争吸附等因素对天然高岭土吸附水中Pb2+,Cd2+,Ni2+,Cu2+等重金属离子的影响.结果表明,pH、初始质量浓度、离子强度以及共存离子,是影响高岭土吸附重金属离子的主要因素;高岭土对Pb2+的吸附性能明显优于其它3种重金属离子,顺序为:Pb2+＞Cd2+＞Ni2+＞Cu2+;吸附等温线均符合Freundlich型等温方程,说明高岭土对这几种离子都是典型的单分子层吸附;Pb2+,Cd2+,Ni2+,Cu2+离子解吸量大小顺序为:Pb2+＜Ni2+＜Cu2+＜Cd2+.     

功能化磁性Fe3O4纳米粒子用于含Cu2+废水的净化

采用共沉淀法制备超顺磁性Fe3O4纳米粒子(SPION),并通过硅烷化在SPION粒子表面引入3-氨丙基三乙氧基硅烷(APTES),制得氨基化磁性纳米粒子(Fe3O4-NH2),比较改性前后SPION对于重金属离子Cu2+的吸附,分别考察吸附溶液的pH和Cu2+初始质量浓度(ρ)对吸附效果的影响.结果表明:吸附量均随溶液pH和ρ的升高而增加,在pH为5时达到最大吸附量,ρ为5 g/L时均达到吸附平衡,Fe3O4和Fe3O4-NH2吸附量分别为12.49和103.41 mg/g.     

pH值对水稻土Cu^2＋静电吸附与专性吸附的影响

采用平衡液吸附法和CaCl2与HCl溶液的连续解吸法研究了太湖地区水稻土（黄泥土）在pH值为2～6范围内pH值对Cu^2＋的静电吸附和专性吸附的影响以及吸附过程土壤溶液pH值的变化.研究结果表明,吸附量随pH值升高而增加.低pH值条件下利于静电吸附,吸附过程H＋减少使平衡液pH值上升;高pH值条件下主要是专性吸附所控制,释放H＋使平衡液pH值下降.所以土壤酸化可以增加重金属的生物有效性,降低土壤对重金属的缓冲能力.     

层状分子基磁体:{[ML][Fe~ⅡFe~Ⅲ(ox)_3·1.5H_2O]}_∞的合成和波谱表征(M=Co~(2+),Mn~(2+))

合成和表征了两种新的Schiff碱配合物[CoL(ClO4)·3H2O(1)和MnL(ClO4)·3H2O(2),其中L是由摩尔比为1∶1的水杨醛和二乙撑三胺缩合而成的Schiff碱。1(或2)、FeSO4·7H2O和K3[Fe(ox)3]·3H2O进一步反应,生成了层状分子基磁体{[ML][FeⅡFeⅢ(ox)3]·1.5H2O}∞,其中M=Co2+(3)orMn2+(4)。红外光谱和Mo¨ssbauer谱测定结果表明,3和4具有二维层状结构,其阴离子层由[FeⅡFeⅢ(ox)3]-单元构成。     

[{Fe（Salen））3（Fe（CN）6）（MeOH）2]n·3nH2O的磁性研究

采用溶液法合成了二维网状结构化合物[{Fe（Salen））3{Fe（CN）6）（MeOH）2]n·3nH2O，通过场冷和零场冷磁化强度随温度变化关系图、ueff-T图我们知道该化合物为铁磁性分子基磁体，居里温度在7K附近，与另外两种相似的二维网状结构分子磁体比较，得出层间距离对该类化合物的磁特性有较大的影响。     

硅藻土对水相中Pb~(2+)的吸附

研究了吉林长白硅藻土吸附水相中Pb2+的吸附过程,讨论了各试验因素对吸附效果的影响·实验结果表明:吉林长白硅藻土对Pb2+有较好的吸附效果·该吸附过程进行得很快,在5min左右就达到吸附平衡·与酸性条件下的吸附效果相比,pH=6 5时的吸附效果最佳·温度对吸附效果影响不大·吸附过程中吸附剂用量少,对100mL铅离子质量浓度为50mg/L的溶液,0 4g的硅藻土就可以使Pb2+去除率达到98%·经过硅藻土二次吸附后,铅离子去除率接近100%·     

游离和固定化Synechococcus sp.细胞对铬(Ⅵ)生物吸附性能的比较研究

从pH值、温度及吸附动力学等方面比较研究游离和经海藻酸固定化的微藻Synechococcus sp.细胞生物吸附剂对Cr（VI）的吸附性能. 研究结果表明： 游离细胞吸附剂在较宽的pH值（1～12）范围内稳定, 其表面电位等电点为pH=3;在等电点前（pH〈3）细胞对Cr（VI）吸附明显增强;在等电点后（pH＞3）细胞对Cr（VI）也表现出一定的吸附. 这表明Cr（VI）主要通过静电吸附到细胞上, 吸附的作用点为蛋白质表面的质子化氨基. 游离细胞经海藻酸固定化后, 其表面电位等电点移至pH=2, 但两者的吸附行为相似, 且都与在海藻酸钙上的吸附行为显著不同, 说明固定化细胞对Cr（VI）的吸附主要是游离微藻细胞的作用;Cr（VI）在游离和固定化细胞上的吸附是一个快速的过程, 在其质量浓度低于1 g/L的范围内符合Freundlich吸附等温方程, 在10～50 ℃吸附不受温度影响.     

BPHC脱除水溶液中Hg（Ⅱ）

从碳酸氢盐水处理的花生壳中制取活性碳，已用于初始金属离子浓度１０￣２０ｍｇ·ｄｍ＾－３的Ｈｇ（Ⅱ）的吸附，其搅拌时间５￣１８０分钟，吸附剂量５￣１２０ｍｇ·１０ｍｌ＾－１，ｐＨ在１．５￣１０．０范围内。用１００ｍｇ·１００ｍｌ＾－１的ＢＰＨＣ吸附Ｈｇ（Ⅱ），吸附作用随其初始浓度由１０到２０ｍｇ·ｄｍ＾－３和吸附平衡时间从７５到９０分钟的增加而增强。吸附过程遵循弗罗因特利奇和兰格缪尔两个吸附等温线。     

十钒酸盐[Fe_2~ⅡCl_8V_(10)O_(18)(H_2O)]Cl_2·xH_2O和[Fe_2~ⅢCl_8V_(10)O_(18)(H_2O)]Cl_4·yH_2O的水热合成及表征

合成了两种分别含有过渡元素FeⅡ和FeⅢ的混合价态十钒酸盐[FeⅡ2Cl8V10O18(H2O)]Cl2·xH2O和[FeⅢ2Cl8V10O18(H2O)]Cl4·yH2O,用元素分析、IR、TG和ESR等方法对其进行了结构表征.结果表明,两种标题化合物中的V元素有VⅣ和VⅤ两种价态,第二过渡元素Fe仍保持反应原料中Fe的价态,为含有过渡元素Fe的混合价态十钒酸盐.     

钝化剂铁粉对Cd(Ⅱ)的吸附特性

以铁粉为稳定化剂,通过吸附试验,系统分析了多种因素影响下Cd(Ⅱ)在铁粉中的吸附特性;利用吸附等温线、吸附动力学对铁粉吸附Cd(Ⅱ)进行研究,并通过反应前后SEM电镜图和XRD衍射谱图分析吸附反应机理.试验结果表明:铁粉对Cd(Ⅱ)的单位吸附量随初始溶液质量浓度和反应时间的增加呈上升趋势,随铁粉掺量的增加呈下降趋势;初始溶液酸碱度对铁粉吸附Cd(Ⅱ)影响并不大;在Cd(Ⅱ)初始质量浓度为100 mg·L~(-1),铁粉掺量为20 g·L~(-1),反应时间为48 h的条件下,Cd(Ⅱ)去除率达到94%,平衡吸附量为4.69 mg·g~(-1);Langmuir等温线、Freundlich等温线、R-P等温线和颗粒内扩散模型较为符合本反应;谱图分析得出铁粉去除Cd(Ⅱ)主要通过物理吸附和化学吸附,并以化学吸附为主,具体作用形式包括Cd(Ⅱ)被铁粉还原固定,含铁胶体吸附Cd(Ⅱ)共沉淀,以及静电作用等.