孙西同[1]2015年在《磁性高分子复合材料的制备及对Cr(Ⅵ)的吸附性能研究》文中指出大量剧毒、致癌的含Cr(Ⅵ)工业废水的超标排放,给人类和环境带来了巨大的危害。吸附法作为一种有效的含Cr(Ⅵ)废水处理方法,具有设备简单、操作简便、金属离子可以回收、吸附剂可以循环使用等优点。但传统的吸附工艺不易进行连续化操作,且容易产生沟流等问题,限制了生产效率。磁性分离技术由于具有分离简单快速、易于连续化和处理效率高等优点,可有效解决传统工艺存在的不足。磁性分离技术的基础是制备磁性分离材料。已报道的Cr(Ⅵ)磁性吸附剂主要为适用于较低pH的弱碱性材料,且普遍存在吸附量低、吸附速率慢、磁性能与吸附性能不对称、磁核耐酸性差、机理研究不深入以及实际体系未见报道等问题。针对以上问题,本论文从吸附性能的影响因素探索、高吸附性能常规吸附剂的开发、强碱与弱碱性阴离子吸附剂的吸附机理研究、合成及天然高分子基强碱性与弱碱性磁性吸附剂的开发、模拟与实际体系的Cr(Ⅵ)吸附性能等方面入手,开展了磁性吸附法处理含Cr(Ⅵ)废水的应用基础研究。首先制备了两种在粒径、孔隙率、比表面积、氨基含量等性质上具有明显差异的乙二胺(EDA)功能化微米级和毫米级聚甲基丙烯酸缩水甘油酯微球(PGMA-EDA)。通过对比两者的吸附速率和吸附量,发现微米级微球均明显优于毫米级微球。说明减小材料的粒径与减少孔隙结构可以有效降低内扩散作用,提高吸附速率。而提高吸附剂有效基团的含量对提高吸附量更有利。此外,伯、仲胺的吸附性能明显高于叔胺说,明伯、仲胺含量丰富的多胺类试剂是理想的修饰试剂。进一步在微米级PGMA-EDA的基础上,以氨基含量丰富的大分子聚乙烯亚胺(PEI)作为修饰试剂,制备了高吸附性能的PGMA-PEI微球。该微球氨基含量可达6.5 mmol/g,吸附量高达505.1 mg/g,且4min内即可达到吸附平衡。针对150和50 mg/L的铬液,一次吸附脱除率为97%,两次吸附处理后,Cr(Ⅵ)的浓度可降至0.06 mg/L,叁次吸附后可降至0.05 mg/L以下。进一步以PGMA-PEI微球和甲基咪唑氯修饰的聚苯乙烯微球(Pst-MIMCl)作为多胺型弱碱性和强碱性阴离子吸附剂的模型,通过对比吸附解吸特性并结合Zeta电位、FT-IR、XPS等表征手段深入研究其吸附机理。实验结果表明弱碱性PGMA-PEI微球的吸附机理为静电吸引-氢键作用机理,吸附pH依赖性强,最适pH为2.0。强碱性Pst-MMC1微球的吸附机理为静电引力辅助的离子交换作用机理,吸附pH依赖性弱,在pH 1.0-6.0均表现出较高的吸附量。为了实现连续化磁性吸附处理Cr(Ⅵ)废水的目标,以PEI和甲基咪唑作为功能化试剂,以成本较低的聚乙烯醇(PVA)、聚苯乙烯(Pst)和性能较好的PGMA为磁性载体,利用改进悬浮聚合法和渗透沉积法制备了性能优良的磁性弱碱性(PGMA-PEI、 PVA-PEI)和强碱性(Pst-MIMCl)阴离子吸附剂。叁种微球均表现出超顺磁性,比饱和磁化强度分别为8.6、36.7和12.5 emu/g,最大吸附量分别为492.6、88.4和104.0mg/g,吸附平衡时间分别为10、8和30 mmin。与文献对比发现,所制备的叁种微球兼具有强的磁响应性、高的吸附容量和快的吸附速率等优点,尤以磁性PGMA-PEI微球的吸附量是目前文献报道的最高值。吸附Cr(Ⅵ)的磁性PGMA-PEI和PVA-PEI微球可被0.1 mol/LNaOH溶液有效洗脱,吸附Cr(Ⅵ)的Pst-MIMCl微球可被0.3 mol/LNaOH+0.3 mol/L NaCl溶液有效洗脱。同时,叁种微球均表现出良好的重复利用性。为了提高磁性材料的磁核(Fe3O4)在弱酸性条件下的耐酸性,对其包覆Si02保护层。首先通过改进方法制备了单颗粒包覆的磁性SiO2纳米颗粒,发现其在弱酸条件下(pH：2.0)的耐酸性得到了很大提高。通过对磁性SiO2纳米颗粒进行硅烷化修饰和引发接枝聚合修饰后,发现均未取得理想结果,主要是由于硅烷化过程中有机基团的接枝量低造成的。因此,首次以磁性SiO2纳米颗粒为核,以纤维素、壳聚糖等天然高分子为壳,利用溶胶凝胶法和乳液交联法制备了核-壳-壳形式的磁性天然高分子材料(Fe3O4@SiO2@CE、Fe3O4@SiO2@CTS)。进一步以EDA、PEI和环氧丙基叁甲基氯化铵(GTMAC)作为功能化试剂,制备出弱碱性(Fe3O4@SiO2@CE-EDA、 Fe3O4@SiO2@CTS-PEI)和强碱性(Fe3O4@SiO2@CTS-GTMAC)阴离子吸附剂。其对Cr(Ⅵ)最大吸附量分别为171.5、236.4和233.1 mg/g,其中Fe3O4@SiO2@CTS-PEI的吸附量是目前文献报道的磁性壳聚糖材料中的最高值。吸附平衡时间分别为10、60-120和40-120 min。此外,叁种材料均表现出良好的重复利用性。最后,将所制备的磁性高分子材料应用于实际电镀铬废水的处理,筛选出脱除率及金属离子选择性最优的吸附剂。Pst-MIMCl具有最佳的处理性能和良好的选择性。当用量为7 g/L时,经过一次吸附后,Cr(Ⅵ)脱除率高达99.7%,此时Cr(Ⅵ)浓度降至0.26 mg/L,低于国家排放标准(0.5 mg/L)。且吸附过程中仅有少量Fe3+发生了明显吸附。同时,通过将母液pH调至7.0可以有效解除其他重金属阳离子的吸附干扰。
叶锦韶[2]2003年在《重金属生物吸附剂的开发、应用与机理研究》文中研究说明本课题对重金属的生物吸附进行了系统的研究。主要包括生物吸附剂的筛选、吸附性能、吸附工艺、吸附机理、现场试验及毒理实验等。 本研究对多家电镀厂及五金厂进行了重金属废水、污泥采样，微生物分离、筛选、鉴定等工作。共筛选到了十株对铬具有良好吸附性能的菌株：细菌一株、掷孢酵母、产朊假丝酵母、解脂假丝酵母、霉菌六株。 研究了掷孢酵母的培养基成份与配比对吸附铬的影响。最佳培养基配方是：葡萄糖20g／L、蛋白胨5g／L和酵母浸出粉2g／L、pH5。培养60h后，对30mg／L含铬水样的还原率与去除率分别为68.9％、61.6％；味精废水培养的菌体对铬的还原率与去除率分别为68.8％、63.1％。 预处理研究表明NH_4Cl、NH_4NO_3、NaOH、Na_2MoO_4等预处理剂能促进铬的吸附。当NH_4Cl、NH_4NO_3为0.5mol／L时，掷孢酵母对30mg／LCr(VI)的还原率分别为87.1％、84.4％；去除率分别为83.9％、80.7％。吸附液中Na~+、K~+、NH4~+、—NH_2、Cl~-等离子在适当的浓度范围内能促进铬的生物吸附。 吸附pH和培养时间是控制重金属废水生物吸附的重要因素。掷孢酵母、产朊假丝酵母和解脂假丝酵母的适宜pH分别为2.5～6.5、3～5和3～7，适宜培养时间分别是50～65h、35～48h、20～60h。对30～35mg／L Cr(总)的电镀废水的还原率分别达85％～95％、70％～80％、95％～100％；去除率达65％～80％、65％～70％、85％～98％。10g／L掷孢酵母在最佳吸附条件下曝气处理8h后，对Cr(总)34.4mg／L、Cr(VI)30mg／L的电镀废水的还原率与去除率均超过了92％。 处理工艺研究结果表明，在进行鼓风曝气的情况下，生物吸附剂与活性污泥联合应用，能对铬进行有效去除。10g／L的解脂假丝酵母处理30.9～68.6 mg／L Cr(总)电镀废水8h后，去除率达94％～100％，pH 5.4-5.8。对电镀废水的现场实验研究表明，出水含铬低于0.05mg／L，可达标排放。首次提出了重金属废水和无毒高浓度有机废水同步处理的HMOC工艺。毒性实验结果表明，本研究应用的生物吸附剂无害无毒。
李森[3]2009年在《高效重金属生物吸附剂的廉价制备及应用研究》文中认为研究了高效Cr吸附融合菌的廉价培养方法及初步应用条件。主要包括廉价培养材料选取、培养条件优化、固定化生物吸附剂开发、生物吸附剂的吸附动力学、热力学及吸附机理等。利用3%制糖厂废弃糖蜜和20g╱L城市污泥作为廉价培养底物能很好地培养融合菌,制备重金属生物吸附剂,最优培养条件为:初始pH 3.0-4.0,培养40h。在此条件下,生物吸附剂的产量在40g╱L以上,其对Cr的去除率最高可达99.9%。利用自制的简易浅层刷式培养装置对融合菌进行培养,当培养温度为30℃,转速为600-800r/min,培养量为1.5L,转刷浸入深度为1-1.5cm时,批式和连续培养法均能较好实现融合菌的廉价扩大培养,稳定后融合菌的浓度在19×10~7cells/ml左右。准一级、准二级及内部扩散动力学模型和Freundlich吸附热力学模型均能较好地拟合菌-泥复合吸附剂的吸附。提高温度可以提高吸附速率,然而,也会使Cr的吸附稳定性下降。当吸附体系中有营养源存在时Cr向内扩散的趋势增强,吸附量增加。1.5%海藻酸钠为包埋剂包埋50g╱L融合菌可制成物理和吸附性能较好的固定化吸附剂,其对含Cr模拟废水和实际电镀废水都具有良好的吸附能力,当投加量为50g╱L时(约含6g╱L融合菌),固定化吸附剂可基本去除实际电镀废水(pH:2.67,Cu:1.70mg╱L,Cr:20.62 mg╱L,Ni:29.97 mg╱L,Zn:1.11mg╱L)中的Cu和Cr,且对Ni和Zn的去除率也分别达到48.05%和61.09%。填充柱吸附工艺可连续处理含Cr模拟废水,当流速为150ml/h和250 ml/h时填充柱一次稳定处理的废水量分别为7.2L和11.5L。融合菌对Cr~(6+)的还原和吸附过程伴随着溶液H~+离子的消耗,表面吸附基团主要有氨基、羟基、磷酸基等,其中磷酸基团对吸附的影响最大,该基团屏蔽后,总Cr去除率和Cr~(6+)还原率分别下降了70%和46%。吸附过程趋向于将吸附到表面的Cr运输至细胞内并和细胞内物质形成稳定结合态,该过程可在吸附90min内达到平衡,Cr在细胞表面的吸附及还原作用将使细胞通透性增强。
黄飞[4]2013年在《蜡状芽孢杆菌对水体中镉的吸附特性与机理研究》文中研究说明微生物吸附法因其安全性和经济性等优点，成为水体重金属镉污染修复的潜在技术之一。同时，也引起国内外学者的广泛关注。本论文在展开大宝山矿山水体、悬浮物和沉积物重金属污染分布与评价的基础上，采用课题组前期筛选的耐镉细菌Bacillus cereusRC-1作为微生物吸附剂，对水体中Cd~(2+)的吸附特性与机理进行了初步研究。论文取得的主要研究成果如下：1、开展了大宝山尾矿坝周围水体的重金属污染采样监测工作。大宝山尾矿坝水体、悬浮物和沉积物都遭受了以重金属Cu、Zn、Cd和Pb为主的复合污染，特别是Cd污染尤为严重。水体中Cu、Zn、Cd和Pb最高超标倍数分别达6倍、20倍、35倍和3倍，其中，Cd含量不仅与水体pH值呈负相关，还与水体氧化还原电位有较高的相关系数（R~2=0.9387）。此外，在探讨了沉积物中重金属含量分布特征的基础上，采用地累积指数法和潜在生态风险指数法对其重金属污染的生态风险程度进行了评价，发现沉积物中重金属污染程度顺序为Cu> Cd> Zn> Pb。2、以课题组已筛选的耐镉细菌为研究对象，初步探讨了其对Cd~(2+)的耐受性和抗性机制。经过16S rDNA序列同源性分析和NCBI数据库的比对，该菌株属于蜡状芽孢杆菌（Bacillus cereus），GenBank登录号为JF683581。该菌株在含20mg/L Cd~(2+)液体培养基中的生长速率与对照组的相当且最小抑制浓度为200mg/L，预示该菌体在水体镉污染治理方面有很大的应用潜力。此外，采用高温法和SDS法进行质粒消除试验，结果表明处理前后菌株的抗镉性能差异不大即抗性不稳定，同时质粒提取与检测试验也未发现质粒条带。因此，初步认为该菌株的抗性基因可能位于染色体上。3、研究了生长菌株B.cereus RC-1对Cd~(2+)的吸附特性。确定了生长菌株吸附的最佳条件为：pH为7.0、温度为28±2℃、转速为150rpm。另外，Freundlich模型拟合效果较好，表明生长菌体对Cd~(2+)吸附是一个异质面的吸附过程。同时，一级动力学能较好地模拟生物吸附反应的初始阶段，而且预测值与实际值接近；二级动力学能较好的模拟生物吸附反应的整个过程，而且相关系数较高。4、当无营养物质提供时，对比研究了B.cereus RC-1的活细胞和死细胞对Cd~(2+)的吸附。首先，确定了活、死细胞吸附的最佳条件均为：pH为5.0、吸附剂浓度为1.5g/L、转速为150rpm；采用了Langmuir、Freundlich和Redlich-Peterson等叁种吸附平衡模型对菌株吸附过程进行模拟。对于活细胞，叁个模型都适合拟合其吸附过程，表明活细胞吸附是一个异质面的吸附过程，除了细胞表面吸附之外，其他生物吸附机制如胞内积累等有可能参与了Cd~(2+)的去除过程；对于死细胞，Langmuir模型最适合拟合其吸附过程，而且RL值远远小于活细胞，说明死细胞的吸附过程是一个单分子层吸附并且更加有利进行。其次，对于死菌体吸附，基本在30min内，达到了最大吸附量的93%，而活菌体则需要约50min，而且二级动力学更适合描述两者的动态吸附过程，说明两者是以化学吸附过程为主。最后，通过Zeta测定、TEM、SEM-EDS、FTIR、胞内积累试验和解析试验等，探究了死细胞吸附效果优于活细胞的主要原因是：一方面死细胞表面展示了更多的吸附位点和负电荷量，另一方面活细胞内部对Cd~(2+)积累作用并不显着。5、当有营养物质提供时，探讨了生长菌株B.cereus RC-1对Cd~(2+)吸附机理。首先，SEM-EDS、TEM和AFM结果表明，除了20mg/L Cd~(2+)初始浓度之外，随着Cd~(2+)浓度的增加，菌体表面粗糙度Ra和RMS都显着增加，尤其当高浓度Cd~(2+)时（>20mg/L），生长菌株部分细胞发生了严重变形和细胞质收缩。其次，Zeta测定表明当低浓度Cd~(2+)（≤20mg/L）时，随着菌体的生长时期所起作用的大小也有所不同；而在高浓度Cd~(2+)（>20mg/L）下，静电吸引在生长初期迅速达到了平衡，但生长后期可能通过其他方式来吸附Cd~(2+)。 FTIR分析表明生长菌株表面参与吸附官能团有-OH、C=O、-NH和-CH等，其中-OH和C=O是优先吸附位点，而且在高浓度下，蛋白质中酰胺基在吸附过程中可能起主要作用。最后，胞内外积累试验表明当较低Cd~(2+)浓度（≤20mg/L）时，吸附过程以胞内积累为主；当高Cd~(2+)浓度（>20mg/L）时，吸附过程以胞外吸附为主。综合分析，表明生长菌体在不同镉浓度下的吸附机制有所不同，而且当较低Cd~(2+)浓度（≤20mg/L）时，生长菌体的吸附效果较好。6、探究了生长菌体在不同生长时期的吸附机制。B.cereus RC-1对Cd~(2+)吸附过程初期是一个产酸的过程，后期开始产生碱性物质，这可能是菌体在不同生长时期有不同的吸附机制，同时pH值总体变化不大，说明离子交换不显着。而且，菌体的胞外吸附与胞内积累同菌体处于哪个生长时期有很大关系，对数期细胞的总吸附容量大于稳定期的。此外，当含有ATP酶活性抑制剂DCC的条件下，DCC不仅提高了生长菌体对Cd~(2+)的去除率，而且还阻止了细胞内部Cd~(2+)重新释放到环境中去，进而避免了二次污染。
王彩冬[5]2007年在《生物吸附剂处理含Cr（Ⅵ）废水的基础研究》文中指出由于工业生产的飞速发展，环境中的Cr(Ⅵ)污染日益严重，特别是冶金、金属加工、电镀、制革、颜料、印染等行业所排放出的含Cr(Ⅵ)废水已成为当前环境污染的主要问题。Cr(Ⅵ)的化合物具有较高的毒性，并且进入水体后可随水体迁移，严重威胁周边的生态环境和人类的生存质量。现有的含Cr(Ⅵ)废水的处理方法往往在不同程度上存在着投资大、运行费用高、产泥量大、易造成二次污染等问题。固定化微生物技术由于具有微生物密集，可维持反应器中的高生物量浓度，并且易于固液分离，特别适用于含有有毒有害物质的处理，目前已成为一种高效、经济的新兴处理技术。本论文拟采用生物固定化技术制备生物吸附剂处理低浓度含Cr(Ⅵ)废水。本论文以城市污水处理厂的活性污泥作为生物吸附材料，分别进行海藻酸钙生物吸附剂和聚氨酯泡沫生物吸附剂处理含Cr(Ⅵ)废水的研究，考察了影响吸附的因素，确定了吸附性能，分析了对Cr(Ⅵ)的吸附过程机理。海藻酸钙生物吸附剂对Cr(Ⅵ)的吸附主要受废水pH值、吸附剂投加量的影响。在本次试验中，在投加量0．6g(污泥干重)／100mL(废水)，废水pH值2，吸附温度25℃的最佳吸附条件下，海藻酸钙生物吸附剂对10mg／L的含Cr(Ⅵ)废水的去除率为97．95％，吸附量为1．63mg(Cr(Ⅵ))／g(污泥干重)。穿透吸附容量为5．35mg／g，对应的吸附速率为0．206mg．g~(-1)．h~(-1)；耗竭吸附容量为7．27mg／g，对应的吸附速率为0．145mg．g~(-1)．h~(-1)。对吸附过程机理分析表明：海藻酸钙生物吸附剂对Cr(Ⅵ)起吸附去除作用的主要是污泥。吸附过程为多分子层的物理吸附过程。海藻酸钙包埋固定化后的生物吸附剂对Cr(Ⅵ)的吸附能力和亲和能力大于悬浮活性污泥。聚氨酯泡沫生物吸附剂对Cr(Ⅵ)的吸附主要受废水pH值、吸附剂投加量的影响。在本次试验中，在投加量0．92g(污泥干重)／100mL(废水)，废水pH值1，吸附温度25℃的最佳吸附条件下，聚氨酯泡沫生物吸附剂对10mg／L的含Cr(Ⅵ)废水的去除率为97．97％，吸附量为1．00mg Cr(Ⅵ)／g(污泥干重)。穿透吸附容量为7．35mg／g，对应的吸附速率为0．377mg．g~(-1)．h~(-1)；耗竭吸附容量为14．37mg／g，对应的吸附速率为0．230mg．g~(-1)．h~(-1)。对吸附过程机理分析表明：聚氨酯泡沫生物吸附剂对Cr(Ⅵ)起吸附去除作用的主要是污泥。吸附过程为多分子层的物理吸附过程。经过聚氨酯泡沫吸附固定化后的生物吸附剂对Cr(Ⅵ)的吸附能力和亲和能力大于悬浮活性污泥。海藻酸钙生物吸附剂和聚氨酯泡沫生物吸附剂对Cr(Ⅵ)的吸附动力学方程式符合Lagergren拟二级速率方程，在本试验操作条件下，海藻酸钙生物吸附剂与聚氨泡沫生物吸附剂的Lagergren拟二级速率方程分别为：QT=1.9615t/0.194+t Qt=2．5284t/0．7067+t海藻酸钙生物吸附剂和聚氨酯泡沫生物吸附剂对Cr(Ⅵ)的等温吸附规律可以用Freundlich方程描述。在本试验操作条件下，海藻酸钙生物吸附剂和聚氨酯泡沫生物吸附剂对Cr(Ⅵ)的等温吸附方程分别为：lgQ_e=0．4589lgc_e+0．1382 lgQ_e=0．4149lgc_e+0．1959在本试验的操作条件下，聚氨酯泡沫生物吸附剂对Cr(Ⅵ)的平衡吸附量Qe、亲和能力、穿透吸附容量、耗竭吸附容量、吸附速率均大于海藻酸钙生物吸附剂，且更易吸附Cr(Ⅵ)。同时由于聚氨酯泡沫生物吸附剂的载体具有机械强度高、寿命长、价格低廉、性质稳定、不易被生物降解、固定化过程简单等特点，使得聚氨酯泡沫生物吸附剂具有较好的应用前景。活性污泥具有吸附容量大、效率高、选择性较好、pH值和温度的适用范围广等优点，是一种比较理想的吸附材料。通过固定化微生物技术将其制备成生物吸附剂，不仅可以提高吸附容量，而且特别适用于含有有毒有害物质的处理。该技术的研究还可以有效利用城市污水处理厂的活性污泥，变废为宝。
彭国文[6]2014年在《新型功能化吸附剂的制备及其吸附铀的试验研究》文中研究说明摘要：铀作为核燃料的主要成分,又是国防建设所必需的战略物质。为了满足核能快速发展和国防建设(核军工)的需求,仍然需要加大对铀矿资源的开采和选冶力度。然而,在铀矿资源开采和选冶过程中产生大量的含铀废水,将改变铀矿厂周围环境的本底辐射而致使物种基因畸变,对人类的生存和社会发展将构成潜在威胁,也将给人们身体健康和国家经济发展造成不利影响。因此,寻求吸附性能好、再生能力强和制备成本低的新型功能化吸附剂,显得十分重要。本论文基于铀酰离子特殊的空间配位结构的特点,构筑了一系列具有环境友好、吸附性能好、能重复利用的新型功能化吸附剂材料,并借助红外光谱(FTIR).扫描电镜(SEM)、X射线粉末衍射(XRD)和N2吸附-脱附实验等手段对所得的各种吸附剂进行了表征研究。以铀矿冶模拟含铀废水作为研究对象,利用静态吸附试验法进行了一系列含铀废水的吸附实验,考察了各种影响因素对吸附剂吸附铀的性能影响,并对吸附实验结果采用吸附动／热力学模型和等温线模型进行了分析和讨论,取得了较好的研究成果。论文的主要研究内容及结论如下：(1)提出了一种胱氨酸化学修饰啤酒酵母菌SC的新方法,构筑了一种新型的功能化生物吸附剂MSC。通过静态吸附试验法分别研究了SC和MSC对铀的吸附特性。结果发现,SC和MSC在pH值均为6.0时达到最大铀吸附量,MSC的最大吸附量q∞是SC的6.5倍。动力学研究发现SC和MSC吸附铀在1.0h就完成了80%的吸附量,在1.5h左右均可达到吸附平衡,而且准二级反应动力学模型能更好的描述了SC和MSC对铀的吸附过程。同时,Langmuir和Freundlich等温线模型能够描述SC和MSC吸附铀的行为,这一结果说明此吸附过程是单层覆盖和多层吸附相结合的。通过对SC和MSC解吸实验,发现SC和MSC均具有较好的再生性能,进行8次吸附解吸后吸附能力没有下降明显,说明吸附剂SC和MSC可以多次重复利用。(2)研究了新型环保且经济的纳米Fe304粒子制备方法,并提出了纳米Fe304粒子表面功能化改性的新方法。采用静态吸附法对比研究了纳米Fe304粒子和表面氨基功能化磁性吸附剂Fe3O4-NH2对铀的吸附特性。结果显示,纳米Fe3O4粒子和Fe3O4-NH2纳米颗粒吸附铀的最佳条件是：pH值分别是5.0、6.0；铀的初始浓度均为5.0mg/L；吸附时间均为1.0h；反应温度均为常温条件下(25℃)。动力学研究发现准二级模型都可对纳米Fe304粒子和Fe3O4-NH2纳米颗粒吸附铀的过程进行有效表达；热力学研究结果表明,纳米Fe304粒子和Fe3O4-NH2纳米颗粒吸附铀的过程都是自发的、吸热过程,且Fe3O4-NH2纳米颗粒比纳米Fe304粒子对铀的吸附能力有所提高；吸附解吸实验,结果表明纳米Fe304粒子和Fe3O4-NH2纳米颗粒的再生性能较好,进行6次吸附解吸实验后对铀的吸附率均仍可达80%以上。(3)通过包含大量氨基、羧基和羟基等功能团的磁性纳米Fe304粒子,与氯乙酰修饰后的啤酒酵母菌表面的羧基、羟基发生O-酰化反应和氨基发生N-酰化反应,实现了纳米Fe304粒子与啤酒酵母菌“接枝负载”,得到一种新型功能化吸附剂—纳米Fe304负载啤酒酵母菌(Nano-Fe3O4loading saccharomyces cerevisiae,NFSC),并对吸附剂NFSC吸附铀的行为和机理进行研究。实验结果表明：NFSC在溶液pH值7.0、铀初始浓度5.0mg/L、吸附剂投入量20mg以及NFSC粒径大小12nnm条件下,对铀的吸附性能最好。动力学研究发现准二级反应模型比准一级模型更能有效拟合NFSC吸附铀的过程。通过研究等温线模型发现NFSC吸附铀过程均能使用Langmuir和Freundlich模型进行描述。吸附剂NFSC进行8次吸附解吸实验后,对铀的吸附率均仍可达90%以上(4)以FeCl3·6H2O为铁源,二乙基磷酰乙基叁乙氧基硅烷(PTS)和氨丙基叁乙氧基硅烷(APS)为有机改性基团,提出了对介孔氧化硅SBA-15进行功能化改性新方法,得到了一种新型功能化磁性介孔氧化硅G-PA-SBA-15。研究了溶液pH值、反应时间、铀初始浓度和温度等因素对吸附铀的影响。结果显示：G-PA-SBA-15吸附铀达到最大吸附量时的pH值均为6.0；反应时间为1.0h；铀的初始浓度为20mg/L；吸附反应温度为25℃。动力学研究发现吸附剂G-PA-SBA-15吸附铀过程可以采用准二级反应动力学模型进行描述。等温线模型研究结果表明G-PA-SBA-15吸附铀的行为符合Langmuir吸附等温模型。吸附剂G-PA-SBA-15分别使用0.1mol/L的HCl、NaOH和EDTA等3种解析剂解析再生8次后,对铀的吸附率均在80%以上,说明吸附剂G-PA-SBA-15可以多次重复利用。
沈雪贤[7]2005年在《球衣菌吸附重金属离子工艺条件及其机理的研究》文中研究说明本文首先综述了微生物作为生物吸附剂的研究进展及球衣菌的研究概况。系统地描述了生物吸附剂的种类和来源、生物吸附的影响因素、吸附机理以及生物吸附剂的应用等,并详细地介绍了球衣菌的分离纯化与保藏及其在环保方面的广泛应用。 球衣菌是活性污泥中的主要丝状菌,对污水中的有机物和有毒物质有很强的降解能力,而且对于利用其作为生物吸附剂吸附去除回收重金属的研究越来越受到重视。因此,本文以该菌吸附重金属离子为研究方向,开展了系统的基础研究,主要包括以下工作: 1.通过采用富集培养,结合平板划线、凃布等手段成功地从活性污泥中分离筛选到一株具有重金属离子结合能力的球衣菌,研究了其对重金属离子的耐受能力后,对其进行了驯化培养。 2.根据《伯杰氏细菌鉴定手册》,从细胞形态和结构、培养特征和生理生化特征等方面对菌种进行了鉴定。 3.研究了不同工艺条件对球衣菌吸附重金属离子的影响,初步确定了最佳吸附条件并对其进行了验证试验;并采用两种不同的分析方法对球衣菌吸附重金属的吸附结果进行测定分析比较。 4.采用不同的方法对球衣菌进行预处理,比较预处理前后的吸附情况。 5.利用扫描电镜观察和红外光谱分析方法对吸附前后的球衣菌进行比较,对其吸附机理进行初步研究。 以上研究成果将为今后开发利用球衣菌净化污水以及吸附废水中重金属离子提供理论依据。
王鹤[8]2015年在《一株重金属耐受菌的分离鉴定及其生物吸附Zn~(2+)特性与机理研究》文中研究指明随着工业的快速发展,含有大量的有毒重金属的废水排放到环境当中,成为污染水源的重要因素,对人类的身体健康、生活环境和生态系统造成了严重的威胁。常规的从工业废水中除去重金属的技术效果欠佳且运行成本高,同时这些技术产生含重金属的污泥造成二次污染。而利用微生物吸附法处理重金属污染这种新型技术,已成为近年来国内外学者研究的热点。本研究从福建厦门某电镀厂排水口污水和底泥中,经过连续富集培养,在Zn~(2+)浓度达到5000 mg/L培养基上筛选到一株细菌,命名为XMHC-1。对菌株进行形态观察、分子生物学鉴定及生理生化特性实验,确定该菌株属于节杆菌属(Arthrobacter sp.)。同时质粒检测与消除实验表明,未能提取出质粒,其抗锌基因可能位于染色体上。菌株生长的基本特性研究结果表明,菌株XMHC-1生长的较好条件是pH值在8.0左右,温度30℃,摇床转速120 r/min,NaCl质量分数0.5%。该菌株对不同浓度如Zn、Cd、Cr、Ni、Cu等8种重金属都具有抗性,其中对Zn~(2+)的耐受性最高。考察了接触时间、pH值、初始锌浓度、吸附剂用量、温度和共存离子实验参数对锌离子吸附效果的进行评估。优化吸附工艺,菌株较适宜的实验参数为:吸附pH值7.0浓度为10 mg/L锌离子溶液,摇床温度25℃,干菌体浓度1.7 g/L,接触时间90 min后吸附效果90%以上。对菌株动力学和等温吸附模型研究表明:XMHC-1吸附Zn~(2+)过程遵循Lagergren伪二级动力学方程,相关系数R2大于0.99。该菌株吸附Zn~(2+)的过程更符合Langmuir等温吸附模型。本研究通过FTIR、SEM-EDX、XRD、XPS实验对菌株XMHC-1吸附Zn~(2+)的机理进行初步探讨。红外光谱和扫描电镜结果表明,在吸附过程中菌体表面的活性基团参与Zn~(2+)的反应;SEM-EDX分析表明吸附后的细胞表面紧密发亮,有沉积物产生,并且推测在吸附过程中,细胞表面发生了离子交换作用;X-射线衍射分析表明,菌体吸附Zn~(2+)后无明显晶相结构的衍射峰。另外,X-射线光电子能谱对吸附剂表面的化学结构进行分析,推测在吸附过程中可能存在氧化还原反应,吸附在菌体表面的Zn以ZnO的形式存在。菌株XMHC-1具有耐受和吸附Zn~(2+)的特性,可应用于含锌废水的处理,作为一种生物吸附剂具有实际的应用价值。
郑晓丹[9]2010年在《变形假单胞菌吸附镉的机制及其吸附条件的研究》文中研究表明本文概述了水体重金属污染的危害及污染现状,描述了现阶段重金属废水的主要处理方法,并介绍了生物吸附剂的种类和来源、生物吸附的影响因素、生物吸附的机理及生物吸附剂的应用等方面的研究进展。由于长期的环境选择及适应进化,处在重金属污染环境中的微生物对重金属离子都具有一定的抗性。因此,利用这一特性,实现微生物对重金属废水的净化及对水体重金属污染的修复已成为环境保护领域的一个研究热点。本课题分离筛选到一株抗镉变形假单胞菌C-18,对该菌的抗镉机制及影响其吸附镉离子的各种理化因素,开展了系统的基础研究,主要包括以下工作：1.采用含Cd(Ⅱ)的选择性培养基成功地从16株抗汞菌株中分离筛选出一株具有较强抗镉能力的细菌,在含Cd(Ⅱ)浓度为900mg/L的液体培养基中和Cd(Ⅱ)浓度1600mg/L的平板上能够正常生长。从形态特征、生理生化特征及分子生物学方面对该菌进行了分类鉴定,初步鉴定为变形假单菌,并构建了系统发育树。2.通过对培养基的成分进行优化,采用糖蜜和酵母膏为主要营养,培养24h,变形假单胞菌C-18生物量OD600可达4.8左右。3.以该菌株做为生物吸附剂,研究了理化因素对该菌吸附Cd(Ⅱ)的影响,并通过正交实验优化确定了最佳吸附条件。在吸附剂浓度1.2g/L、Cd(II)初始浓度100mg/L、菌龄24h、pH7.0、温度30℃、转速200r/min的条件下,吸附12h,对Cd(Ⅱ)的吸附率和吸附量分别达到88.8%和74mg/g。4.吸附Cd(Ⅱ)的C-18菌体采用0.1mol/LHC1解吸30min,解吸率在80%以上5.变形假单胞菌C-18对Cd(Ⅱ)的吸附可分为快速吸附和缓慢吸附二个阶段,在吸附过程的前30min时,吸附率可达总吸附率的90%左右,吸附12h达到平衡。该菌对Cd(Ⅱ)的吸附模型符合Langmuir和Freundlich等温吸附模型。吸附Cd(Ⅱ)的动力学模型与假二级动力学模型吻合。6.SEM显示吸附Cd(Ⅱ)后的C-18菌体细胞表面粗糙有褶皱,可见沉积物。吸附Cd(Ⅱ)前后菌体的红外光谱(FTIR)分析表明,C-18菌体表面的活性基团参与Cd(Ⅱ)的络合反应。电感耦合等离子发射光谱仪分析C-18吸附Cd(Ⅱ)后的菌体消解液和上清液中Cd(Ⅱ)浓度,发现两者浓度之和接近于溶液初始Cd(Ⅱ)浓度。比较死菌吸附剂和活菌吸附剂对Cd(Ⅱ)的吸附效果,结果显示,二者的吸附率相当。均说明变形假单胞菌C-18对Cd(Ⅱ)的吸附机制属于被动吸附,是通过细胞壁上官能团的络合作用将Cd(Ⅱ)沉积在细胞表面。
朱波[10]2008年在《用于重金属离子吸附的生物吸附剂的初步研究》文中提出本文通过柠檬酸化学改性大豆秸秆制备出一种对重金属离子有着较好吸附性能的生物吸附剂。研究了该生物吸附剂对Cu(II)的吸附性能,并深入分析了吸附作用时间、Cu(II)溶液pH、Cu(II)初始浓度对吸附的影响,并通过数据拟合得出了该生物吸附剂的吸附等温线。此外,通过对该生物吸附剂表面形貌和化学结构特征的观测,提出了可能的吸附机理。柠檬酸酐与大豆秆纤维发生脂化反应,为大豆秆结构上提供了羧基功能团,该功能团对吸附起着重要作用。通过扫面电镜和氮吸附测试,发现改性过程保留了原材料的植物多孔结构。通过红外吸收光谱,得知改性过程为大豆秆成功的添加了羧基功能团。通过ICP测试得出相关吸附数据,研究了该生物吸附剂对Cu(II)的吸附性能。该生物吸附剂吸附容量随着pH的增大而增加,当pH值由5增至6时,吸附容量选速增大,并在pH=6时达到最大吸附容量。另外,吸附容量随Cu(II)初始浓度的增加而增大,而Cu(II)的去除率却随Cu(II)初始浓度的增加而减小。该生物吸附剂在起始的10分钟内吸附速度很快,之后渐渐变缓,对于化学处理后的大豆秆吸附剂,到达吸附平衡只需1小时,而未化学处理的吸附剂需4小时才能达到吸附平衡。Freundlich吸附等温线方程很好地拟合了该生物吸附剂对Cu(II)的吸附数据,相关系数都在0.90以上。分析表明碱洗柠檬酸改性大豆秆吸附剂(CA-BWSS)相比其他大豆秆吸附剂具有最好的吸附性能。使用Langmuir模型得出CA-BWSS的吸附能力为0.77 mmol g~(-1)或48.81 mg g~(-1)。通过对比不同处理方法后的大豆秆吸附剂的对Cu(II)的吸附性能,柠檬酸改性后的吸附剂具有很明显的优势。实验表明柠檬酸改性大豆秆吸附剂是一种具有可比性的植物纤维性生物吸附剂。
参考文献：
[1]. 磁性高分子复合材料的制备及对Cr(Ⅵ)的吸附性能研究[D]. 孙西同. 中国科学院研究生院(过程工程研究所). 2015
[2]. 重金属生物吸附剂的开发、应用与机理研究[D]. 叶锦韶. 暨南大学. 2003
[3]. 高效重金属生物吸附剂的廉价制备及应用研究[D]. 李森. 暨南大学. 2009
[4]. 蜡状芽孢杆菌对水体中镉的吸附特性与机理研究[D]. 黄飞. 华南理工大学. 2013
[5]. 生物吸附剂处理含Cr（Ⅵ）废水的基础研究[D]. 王彩冬. 昆明理工大学. 2007
[6]. 新型功能化吸附剂的制备及其吸附铀的试验研究[D]. 彭国文. 中南大学. 2014
[7]. 球衣菌吸附重金属离子工艺条件及其机理的研究[D]. 沈雪贤. 福建师范大学. 2005
[8]. 一株重金属耐受菌的分离鉴定及其生物吸附Zn~(2+)特性与机理研究[D]. 王鹤. 集美大学. 2015
[9]. 变形假单胞菌吸附镉的机制及其吸附条件的研究[D]. 郑晓丹. 福建师范大学. 2010
[10]. 用于重金属离子吸附的生物吸附剂的初步研究[D]. 朱波. 上海交通大学. 2008
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