吸附生物（通用9篇）
吸附生物 篇1
印染废水是工业废水的重要组成部分, 近几年, 随着染料纺织工业的迅猛发展, 使得产生的印染废水成为了水系环境的重点污染源之一, 而染料的数量和品种的日益增加, 及产品结构和印染工艺的不断改变, 使得印染废水的水质也发生了变化, 尤其是近几年PVA浆料和新型助剂的使用, 使印染废水的处理难度也随之加大。印染废水具有水量大、有机污染物浓度高、可生化性较差、色度高且多变、碱性大等特点, 同时其水质成分也非常复杂, 含有多种浆料、染料、表面活性剂等物质。目前的处理方法可归纳为化学法、物理法及生化法, 其中还包括膜、等离子体、超临界水氧化法 (SCWO) 、超声波、电化学氧化法光、催化氧化法等方法, 在物理处理法中应用最多的是吸附法[1]。
传统的吸附法的工作原理主要是将活性炭、粘土等多孔物质的颗粒或粉末与废水混合, 或让废水通过由其颗粒组成的滤床, 使废水中的污染物质吸附在吸附剂表面上后被过滤除去[2]。传统的吸附法对除去废水中的溶解性有机物十分有效, 但它对于胶体和疏水性染料等物质却无能为力。活性炭具有较高的比表面积, 具有较强的脱色吸附性能, 可吸附废水中的多种有机物和金属离子, 吸附后活性炭还可以通过热空气再生循环利用, 但再生后脱色率下降, 需不断补充新炭, 运行费用较高, 所以常用作在废水处理的预处理或深度处理工段。
而与传统吸附法相比较, 生物吸附法是将活性污泥对有机物的降解的吸附和代谢降解两个过程分别在各自的反应器内进行, 这样将活性污泥充分的利用, 不仅能够通过传统的吸附作用吸收降低废水中的有机物含量, 而且能够分解吸收的有机物作为自身微生物的养料, 维持细菌的生长。由于细胞结构的复杂性使得对于生物吸附的机理研究处于争议状态, 现在普遍认为生物吸附中微生物吸收金属离子的过程主要分为有两种方式, 第一种是金属离子在细菌表面的被动吸附, 生物体细胞壁上的官能基团被动的与金属离子发生结合;第二种是活体细胞的主动吸附, 细胞表面的某些酶与细胞表面吸附的金属离子主动结合, 通过细胞壁转移至细胞内[3]。
生物吸附法始于50年代的美国, 其突出的优点是污泥负荷高, 约为常规活性污泥法的10-20倍, 抗冲击负荷能力强, 对pH和有毒物质具有很大的缓冲作用, 同时由于吸附池停留时间短, 处理费用大为降低, 运行费用不足普通活性污泥法的50%, 具有极高的经济适用性。
生物吸附的过程可以大致由上图表示, 这种方法不仅在低浓度下, 对重金属等有害物质可以被选择性地吸附去除, 还可以有效地回收一些贵重金属, 利用生物吸附法处理废水效率高, 投资小, 菌种的来源广泛, 运行费用低, 具有较强的经济价值。但是对于工业化处理废水来讲, 生物吸附法仍然具有一定的困难, 主要是由于自然状态下的微生物菌的成长能力较弱, 耐冲击性能较差, 不利于工业上生物吸附的连续性操作, 所以要想生物吸附像活性炭吸附一样应用于废水的工业化处理, 必须将微生物菌种制备成固定的颗粒。相对于工业而言, 生物吸附剂应符合以下几方面的要求, 首先是要具有较理想的物理、化学和机械性能, 适用于如全混、柱式或流化床等连续流动系统, 其次是要具备快速有效的吸附和解吸操作的能力, 同时对金属具有较好的的选择性, 以便重金属的回收利用, 最后要有较好的循环利用能力和较低的运行成本和死亡率, 以提高经济性[4]。
与传统的活性炭吸附法相比, 生物吸附法具有以下方面的优点: (1) 生物吸附法处理能力更强。生物吸附不仅能够处理可降解有机物, 对与重金属等物质也有较强的吸附作用, 处理废水的能力更强, 效率更高 (2) 生物吸附法具有较强的自我调节能力。生物吸附中存在的细菌能够自己通过不断地进行繁殖、适应、淘汰、优选产生更强的微生物菌种, 这样产生的微生物菌种不仅具有更强的适应性, 繁殖能力和处理能力更强, 同时还具有较强的抗冲击能力, 这样使得生物吸附法具有更强的自我调节能力。 (3) 生物吸附法适应性更好。由于生物吸附法中物理化学作用占主导作用, 因此对毒物、pH值、负荷以及温度的变化都有较强的适应性。 (4) 生物吸附法效果更好。生物吸附法对于可生化性的提高, 具有更好的效果, 也可以根据生产要求对吸附补充一定量的混凝药剂进行强化, 这样对于后续处理单元的工作更加方便灵活多变。
虽然生物吸附具有很多优点, 但是目前利用生物吸附技术大规模处理废水的系统却很少, 因为各方面的影响因素限制了它的大规模使用, 例如缺乏金属和生物吸附剂之间作用的动力学数据, 不能进行过程设计和放大以及经济衡算等, 因此有必要对生物吸附现象进行进一步的研究[5]。随着社会经济的发展和人们对环境问题的重视, 印染废水生物吸附处理技术一定会得到快速长久的发展, 生物吸附法一定将绽放属于自己的光彩。
参考文献
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吸附生物 篇2
磁性生物吸附剂的制备及其对Cu2+的吸附
以废弃菌丝体、壳聚糖和纳米磁粉(Fe3O4)为主要原料,制备了磁性生物吸附剂,考察了原料用量、交联时间对Cu2+去除率的影响,并对该吸附剂的吸附特性进行了研究.结果表明:在相同条件下与纯菌丝体、壳聚糖交联菌丝体、磁粉交联菌丝体相比,该吸附剂的吸附容量分别提高2.27倍、2.25倍、1.81倍,对Cu2+的去除率可达88%以上.并且在25℃下,对Cu2+的.吸附行为属于单分子层吸附.
作 者：任月明 张密林 于萍 REN Yue-ming ZHANG Mi-lin YU Ping 作者单位：哈尔滨工程大学化工学院,哈尔滨,150090刊 名：工业安全与环保 PKU英文刊名：INDUSTRIAL SAFETY AND ENVIRONMENTAL PROTECTION年，卷(期)：33(11)分类号：X7关键词：磁性生物吸附剂 吸附特性 菌丝体 Cu2+去除 废水处理
吸附生物 篇3
关键词：生物质,生物焦,活性炭,吸附
0 引言
生物质热解制可燃气是人们利用生物质能源的一种重要方式,其副产物生物焦拥有天然的丰富孔隙结构[1],是制作活性炭的理想原料。活性炭是一种优良的吸附材料,可以用于医药、化工、印染、环境、日常生活等各个领域[2,3]。利用生物焦制备活性炭,有利于提高生物质气化行业的经济效益及促进其市场化,也能降低制造活性炭的成本。多数研究表明,农业废弃物制作的活性炭去除污水中污染物能力可以与商品活性炭相媲美,有些甚至效果更好[4]。
当前,已经有很多学者对生物质热解气化做过研究,利用热解气化的副产品生物焦制备活性炭也有少许人做过探索[5],但基本上两个方向的实验都是分别进行的,极少数文章体现出两者的相关性。实际上,热解气化获得生物焦相当于活性炭制备过程中的炭化阶段,将生物焦制备成活性炭相当于制作过程中的活化阶段。据报道,活性炭的中孔大部分在炭化阶段形成,焦炭孔隙越发达,活化剂(如ZnCl2、KOH、H3POundefined等)在其内部扩散得越充分,制备的活性炭性能越好。活化实验中选择孔隙发达的生物焦较有利,而生物焦孔隙发达程度取决于热解反应的条件,所以,热解气化与利用生物焦制活性炭的结合点与关联处就是热解条件对生物焦孔隙的影响,这也是之前研究者所忽略的地方,是本研究的主要内容。实验通过测试生物焦对亚甲基蓝的吸附量来表征其孔隙发达程度,并结合采集到的电镜照片对实验中产生的现象做出了详细的解释。
1 实验
1.1 材料与仪器
不同热解条件下得到的生物焦;精密天平,精度为0.0001g,德国赛多利斯BS124S;恒稳水浴箱,XMT-DA,数显调节仪,余姚市亚星仪表有限公司;扫描电子显微镜,S-3700N,日本日立公司;G53紫外可见光分光光度仪,GS53,上海凌光技术有限公司;亚甲基蓝,分析纯,北京瀛海精细化学试剂有限公司。
1.2 实验方法
1.2.1 生物焦的制取
热解实验在粒径为30～60目、60～100目,热解终温为700℃、800℃和900℃,升温速率为10℃/min、20℃/min、30℃/min条件下完成,制得共18个生物焦样品。热解装置如图1所示。
1.2.2 亚甲基蓝标准溶液的配制
分别配制4mg/L、8mg/L、12mg/L、16mg/L、20mg/L的标准亚甲基蓝溶液,采用G53紫外可见分光光度计在当前波长为665nm处以清水为空白测得各溶液的吸光度分别为0.6156、1.0732、1.5959、2.0384、2.4026,以A为吸光度,c为被测亚甲基蓝浓度,拟合得式(1):
1.2.3 生物焦对亚甲基蓝的吸附实验
精确称量0.1g上述每种生物焦样品置于烧杯中,加入40mg/L的标准亚甲基蓝溶液50mL,搅拌10min,充分混合后于30℃的恒温水浴箱中静止3h,取上层清液用G53紫外可见光分光光度仪测量665nm处的吸光度。
活性炭样品的平衡吸附量由式(2)算得:
式中:Co为亚甲基蓝初始质量浓度(mg/L);Ce为吸附平衡时滤液中亚甲基蓝质量浓度(mg/L);V为溶液体积(L);W为活性炭的质量(g);Qe为活性炭的平衡吸附量(mg/g)。
1.2.4 生物焦表面形貌的测定
采用日本日立公司的S-3700N扫描电子显微镜对选取的生物焦试样表面形貌进行观测和记录。
2 结果及分析
讨论了热解气化条件中的热解终温、升温速率和木屑粒径对得到的生物焦吸附亚甲基蓝性能的影响,并结合扫描电镜照片进行分析。
2.1 热解终温的影响
热解终温是影响生物焦性能的重要参数,图2是热解终温与该终温下得到的生物焦对亚甲基蓝吸附量的关系图。由图2可知,在同一升温速率下,生物焦的吸附量随着热解终温的升高有先升后降的趋势,都在800℃左右终温时达到最高。
解释实验现象需要联系到热解过程,吸附量只是生物焦内部孔结构的一种宏观表现。生物质含挥发分与难挥发分,热解时逐步分解产生气体,在内部挥发分分解形成一定孔隙,难挥发分形成孔隙的支撑,同时气体释放也会在生物焦表面形成气体排出小孔,共同形成热解生物焦丰富的内部和表面孔结构。
图3为热解终温分别为800℃和900℃时的生物焦扫描电镜图。虽然两张图片视角不同,但两张照片表面仍存在显著差异,800℃终温时生物焦表面较为复杂,细小结构保持较好,900℃终温时生物焦部分表面结构已经遭到部分破坏,烧蚀比较严重。热解温度的升高会增大挥发分分解程度,丰富孔结构,左宋林等[9]认为温度过高会引起孔隙的坍塌或者孔壁的熔融烧蚀,反而破坏了形成的孔隙,本实验观察到的现象与此有相似之处。
2.2 生物质粒径的影响
热解时生物质粒径对生物焦性能的影响至今尚未有人做过详细的研究。由图2可知,800℃热解终温时,相同的升温速率下,热解木屑颗粒为30～60目时的生物焦的吸附性能明显较好;升温速度为 20℃/min时的30～60目生物焦对亚甲基蓝吸附量最大,为8.17mg/g。相关研究表明,活性炭的吸附性能与活性炭的颗粒尺寸有关系,其平衡吸附量随活性炭中细颗粒含量的增加而增大[10],而本实验的结果与此结论有所不同。
分析SEM图时发现在生物焦的表面会产生坍塌现象,如图4所示。图4既能反映出生物焦内部有多层次的孔隙结构,又可以在一定程度上解释颗粒较细的生物焦吸附性能反而较差的原因。未经处理的生物焦保留了生物质热解完成后的形态,如这种表面的坍塌,坍塌会形成很多细小的微粒,堵塞在坍塌区周围的孔隙里,对生物焦的吸附能力产生不利影响;热解实验之前制备不同粒径的生物质颗粒时,较细颗粒的生物质表面受到粉碎机的剪切作用更强,表面结构强度更低,而较细颗粒之间的相互接触作用也更强,可能是由于上述原因,粒径较小的生物质热解后形成的生物焦表面存在的坍塌区域的比例更大,这一发现在已报道的生物焦制活性炭相关实验中尚未提及。因此,不仅仅活性炭在使用时需要表面处理,在利用生物焦活化制作活性炭时,也很有必要对其进行表面微粒的脱去处理。
2.3 升温速率的影响
热解终温为800℃、生物质粒径为30～60目时的不同升温速率和平均可燃气产率(可燃气质量与热解生物焦质量之比)及生物焦对亚甲基蓝的吸附性能的关系如表1所示。
生物质热解气化的目标产品是可燃气体,较高的气体产率对整个实验有着重要的意义。表1显示,平均可燃气产率随热解升温速率的增大而增加,升温速度为30℃/min时产率最高,为38.57%;生物焦的吸附性能随热解升温速率的增大有先增大后减小的趋势。物料的升温速率对气体产率有十分重要的影响,这是因为较快的升温速率使小分子气体裂解反应加强[11],提高了产气率。热解气化行业如果考虑将制气制活性炭联合生产,需综合考虑终温因素,这方面还需做更深入的研究。
综上所述,合适的热解终温(如800℃)、较大的粒径(30～60目)、较快的升温速率(20℃/min)下得到的生物焦对亚甲基蓝具有较好的吸附性能。需要说明的是,活性炭的吸附性能与实验条件、活性炭孔结构的尺寸分布以及被吸附分子尺寸均有关系[12],吸附亚甲基蓝的主要是活性炭的中孔[13],实验表面生物焦有较发达的中孔,但想要全面了解其性能,仍需做进一步分析。
3 结论
(1)合适的热解终温(如实验中的800℃),既能保证生物质挥发分充分地分解,又不会因温度过高造成生物焦孔隙支持的坍塌及表面的烧蚀,得到的生物焦吸附性能较好。
(2)热解生物质的粒径对生物焦表面结构有很大影响,较小颗粒(如本实验60～100目)的生物质热解得到的生物焦,表面更容易出现坍塌区。故将生物焦活化前,有必要进行生物焦的表面微粒脱去处理。
吸附生物 篇4
产朊假丝酵母生物吸附Cu2+影响因素及吸附机理的研究
选取产朊假丝酵母作为生物吸附材料,在确立Cu2+最佳吸附条件的基础上,通过细胞内pH值荧光探测剂测定酵母吸附重金属前后的pH值变化,以及运用phengreen细胞内外重金属荧光探测剂进行重金属分布定位,对酵母生物吸附的.机理进行了初步的探讨.实验结果表明,最佳吸附条件为PH 4.49～5.04,[酵母]:[Cu2+]为60:1;酵母细胞内pH值随吸附时间的增加而有所升高,并由酸性变为弱碱性,与此同时酵母死亡率也随吸附时间的增加而迅速增加;生物吸附主要集中在细胞壁的结合位点上,在细胞内部基本没有;生物吸附过程分为2个步骤,首先是一个快速过程,然后是一个慢速过程,但吸附中出现的慢速过程并不一定代表重金属由细胞外进入细胞内.
作 者：赵修华 王文杰 胡茂盛 祖元刚 任远 张宇亮 张衷华 ZHAO Xiuhua WANG Wenjie HU Maosheng ZU Yuangang REN Yuan ZHANG Yuliang ZHANG Zhonghua 作者单位：东北林业大学森林植物生态学教育部重点实验室,哈尔滨,150040 刊 名：环境科学学报 ISTIC PKU英文刊名：ACTA SCIENTIAE CIRCUMSTANTIAE 年，卷(期)： 26(5) 分类号：X172 关键词：产朊假丝酵母 生物吸附 铜离子 吸附机理生物炭对多环芳烃的吸附行为研究 篇5
多环芳烃 (Polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs) 通常是指含有两环或两环以上以线状、角状或簇状排列的稠环化合物, 是一类致癌、致畸、致突变的有毒有机污染物, 广泛分布于天然环境中。具有高亲脂性, 易在生物相中富集, 并通过食物链进入人体, 对人类健康和生态环境具有很大的潜在危害。
生物炭作为一类新型环境功能材料, 因其在土壤改良、温室气体减排等方面巨大的应用潜力, 受到广泛关注。它由紧密堆积、高度扭曲的芳香环片层构成, 比表面积较大, 表面能较高, 具有较强的吸附能力, 以其为吸附剂置于受PAHs污染水体或土壤, 可起到富集锁定污染物的作用。因此, 本文采集了3种生物质材料松针、草、玉米芯制备生物炭, 对其进行表征, 研究其对PAHs的吸附行为, 以期了解其性质与吸附能力的关系, 为筛选有效吸附PAHs的生物炭吸附材料提供理论依据。
1 材料与方法
1.1 生物炭制备
采集松针 (山东省济南市千佛山) , 草 (山东省科学院草坪) , 玉米芯 (山东省肥城市) 等生物质材料, 去离子水清洗, 风干, 置于100 m L带盖坩埚中, 压实, 置于箱式气氛炉中。气氛炉抽真空至-0.1 MPa, 以10-15℃/min速率从室温升至300度, 保持4小时, 之后充入N2待气压恢复至常压后, 将样品取出, 研磨过筛, 取粒径在30-80目的松针炭、草炭、玉米芯炭及200-400目的玉米芯炭用于吸附实验。
1.2 生物炭表征
用扫描电子显微镜 (Hitachi TDCLS-4800, 日本) 观察样品的形貌。用表面积分析仪 (Quantachrome NOVA2000, 美国) 测定样品的比表面积和孔径分布, 测定方法为77 K下N2吸附–脱附法。总表面积通过对氮气吸附等温线采用Brunauer–Emmett–Teller (BET) 法得到, 孔径分布通过DFT (density functional theory) 法计算得到。用CHN元素分析仪 (Elementar Vario EL, 德国) 测定样品的元素含量 (C, H, N) , 样品灰分含量通过在750℃下煅烧4 h, 利用重量损失测定, O的含量由样品总量减去C, H, N以及灰分的含量得到。
(a) 松针炭 (放大倍数:左100倍;右1500倍) ; (b) 草炭 (放大倍数:左100倍;右3000倍) ; (c) 玉米芯炭 (放大倍数:左100倍;右1200倍) 。
1.3 吸附实验
本研究选取菲、芘 (三、四环PAH) 作为PAHs的代表进行吸附实验。在40 m L EPA样品瓶中加入5 mg生物炭, 并加入40 m L的背景溶液 (背景溶液中含有0.02 mol/L Na NO3, 200 mg/L Na N3) 。然后加入菲或芘的甲醇储备液, 使目标化合物的浓度达到实验设计的水平, 且溶液中的甲醇浓度控制在0.2%以内, 以避免溶剂效应。将样品瓶置于恒温摇床上, 30℃、150 rpm避光振荡2周 (动力学实验表明, 菲、芘在14 d内可以达到表观吸附平衡) , 在3000 rpm下离心20 min, 取上清液用HPLC (Waters, 美国) 测定, 二极管阵列检测器检测 (菲:250 nm;芘:333 nm) 。实验均做三平行。
2 结果与讨论
2.1 生物炭的表面积与孔结构
由图1可知, 3种生物炭的多孔性特征明显。由于前体物的差异, 3种生物炭在比表面积和孔结构上表现出明显不同, 具体数据如表1所示, BET比表面积、总孔体积、微孔体积的大小遵循以下顺序:草炭>松针炭>玉米芯炭;平均孔径则相差不大。由图2 (a) 可知, 草炭和松针炭有相似的孔径分布, 1.5-2 nm的微孔及3.5-6 nm的介孔丰富;玉米芯炭则1-2 nm的微孔占主导 (如图2 (b) ) 。
对同样前体物和热解条件下制备的生物炭, 不同粒径范围的部分在比表面积和孔结构也呈现差异。200-400目的玉米芯炭的BET比表面积和总孔体积远高于30-80目的部分 (BET比表面积:12.7和0.6 cm2/g;总孔体积:1.3E-02和1.1E-03 cm3/g) 。小粒径的生物炭比大粒径的生物炭具有更大的比表面积和孔体积, 这可能是因为研磨粉碎至较小粒径使更多原本在生物炭内部不可及的孔被暴露出来。由图2 (b) 可知, 研磨粉碎使玉米芯炭出现了一些孔径为3.5-8 nm的新介孔, 进而增大了其比表面积和总孔体积 (见表1) 。
2.2 生物炭的化学组成
生物炭的化学组成如表2所示 (200-400目的玉米芯炭与30-80目元素组成相同, 表中不赘述) 。3种生物炭具有不同的元素组成。松针炭比玉米芯炭含有更多的O (19.7%;15.9%) 和更少的C (65.1%;76.5%) , 因而具有更大的极性, 常用作极性指标的 (N+O) 与C的比值也呈相同规律。松针炭和草炭极性差别不大, (N+O) /C的值分别为0.25和0.21, 但草炭中灰分含量明显高于松针炭 (18.7%;9.2%) 。
注:微孔体积通过DFT法计算得到。
2.3 生物炭的吸附
菲、芘在4种生物炭上的吸附如图3、4和表3所示。从Freundlich KF值可看出, 相同粒径范围的生物炭对菲、芘吸附能力的大小顺序为:草炭>松针炭>玉米芯炭;从Freundlich n值可看出, 这几种生物炭的吸附非线性程度大小也遵从同样顺序。草炭强大的吸附能力则主要源于其具有更大的表面积和微孔体积, 尽管它的极性强于玉米芯炭, 不利于其对非极性化合物的吸附, 但表面积和微孔的作用仍居主导地位。200-400目玉米芯炭和30-80目玉米芯炭有相同的元素组成, 但前者对菲、芘均有更强的吸附能力, 也是由于前者有更大的的表面积和微孔体积的缘故;且深度研磨粉碎增加了吸附点位的异质性, 使前者Freundlich n值远小于后者。
同种生物炭对菲、芘的吸附能力不同。当水相浓度为50μg/L时, 草炭对菲、芘的吸附量分别为6.8×103μg/g和4.3×103μg/g (由Freundlich公式拟合得到) , 对菲的吸附大于芘, 另外3种生物炭也呈同样规律, 这是因为空间位阻作用, 较小的菲分子较芘分子而言更易于到达生物炭的吸附点位。
3 结论
(1) 草炭、松针炭、玉米芯炭多孔性特征明显, BET比表面积、总孔体积、微孔体积的大小遵循草炭>松针炭>玉米芯炭的顺序。对热解条件下制备的玉米芯炭, 小粒径比大粒径具有更大的比表面积和孔体积, 研磨粉碎至较小粒径使更多原本在生物炭内部不可及的孔被暴露出来。
(2) 松针炭和草炭极性差别不大, 均大于玉米芯炭。
(3) 草炭、松针炭、玉米芯炭对菲、芘吸附能力的大小顺序与它们的表面积、孔体积大小顺序相同, 相较于极性作用, 表面积和孔在吸附中占主导作用。深度研磨粉碎增加了玉米芯炭吸附点位的异质性, 提高了其吸附能力。同种生物炭对菲的吸附能力大于芘, 是由于较小的菲分子更易到达吸附点位。
结语
本研究由国家国际科技合作专项 (2013DFR90540) , “863”计划 (2013AA06A210) , 山东省自然科学基金 (ZR2011DQ002) , 山东省科学技术发展计划 (2013GSF11703) , 山东省环境瓶颈解析与突破项目 (SDHBPJ-ZB-07) 以及山东省科学院青年基金 (2013QN015) 支持。
摘要：采集生物质材料制备生物炭, 对其性质进行表征, 测定了其对菲、芘的吸附, 考察了其性质与吸附行为的关系。3种生物炭的吸附能力遵循草炭>松针炭>玉米芯炭的顺序, 相较于极性作用, 表面积和孔在吸附中占主导作用。小粒径玉米芯炭的吸附能力和非线性程度大于大粒径, 深度粉碎暴露出来一些内部原不可及的孔, 增加了点位的异质性, 提高了其吸附能力。生物炭对菲的吸附能力大于芘, 是由于较小的菲分子更易到达吸附点位的缘故。
关键词：生物炭,多环芳烃,吸附
参考文献
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生物炭对土壤重金属的吸附 篇6
随着工农业生产的迅猛发展, 大量工业“三废”、城市生活垃圾和污泥等污染物的排放和不恰当的处置, 使得重金属在土壤中不断积累, 产生污染。含重金属农药和化肥的过量使用也加重了土壤重金属的污染负荷。因重金属污染造成的农产品安全问题和巨大经济损失, 引起了国内外的极大关注。鉴于生物炭的多孔性以及较大的比表面积, 作为改良剂时可改善土壤性质并增加农业产量、作为碳汇可减轻全球气候变化和作为吸附剂消除农业污染[1]。
1 生物炭特性
生物碳是由生物残体在缺氧情况下, 经高温慢热解 (通常<700℃) 产生的一类难熔、稳定的、高度芳香化的、富含碳素的固态物[2]。生物炭含有一定量的灰分, 矿质元素如Na、K、Mg、C等以氧化物的形式存在于灰分中, 溶于水后呈碱性。
从微观结构看, 生物炭多有紧密堆积、高度扭曲的芳香片层组成, 具有乱层结构表面多孔, 具有较大的比表面积和较高的表面能[3], 随裂解温度升高, 生物炭酸性基团减少, 碱性基团增加, 总官能团减少, 官能团密度减少。不同材料, 不同裂解方式对生物炭的比表面积影响很大。一般来说, 随裂解温度升高, 比表面积增加。但有些材料在裂解温度达到600℃-700℃时, 比表面积反而下降。生物炭经活化后可以显著增加其比表面积。
2 生物炭的原料
生物碳本着“变废为宝”的理念, 多种行业中的废弃物都可以加以利用, 制造成为生物炭。
植物类废弃物主要有秸秆、稻草、米壳、树枝等, 这些废弃物通常含丰富的碳元素。若直接燃烧, 会产生大量的CO2, 不仅造成了资源浪费, 还污染了环境, 因此可以将它们制成生物炭进一步利用。
轻工业也会有大量的固体废弃物, 其中不乏含较多碳的物质。例如, 制糖产业中, 在制糖后会产生大量的甘蔗渣和甜菜渣, 是制备生物质碳的理想材料。
活性污泥法处理污水的过程中, 会产生大量的剩余污泥, 目前处理污泥的方法为填埋和焚烧, 考虑到污泥中含丰富的C、N、P等营养物质, 成为生物炭加入土壤中还可以促进植物的生长, 是制备生物炭的优质材料。
藻类分为大分子藻类和微藻类, 大分子藻类常见于湖泊中, 而微藻个体极小。微藻类脂类含量较高, 适合于生产生物燃料。大分子藻类脂类含量较低, 且繁殖速度非常快, 可以用来制备生物质碳。
3 生物炭的制备
以小麦秸秆为例
(1) 小麦前期处理:取适量小麦秸秆, 自来水清洗, 洗净并风干一天, 在80℃恒温干燥箱烘干12小时。然后粉碎, 过80目筛, 放置于棕色瓶保存备用。
(2) 小麦秸秆生物炭的制备:生物炭的制备采用限氧升温碳化法。具体操作:取过80目的小麦颗粒, 放入干锅中, 放满, 不留空隙, 放入马弗炉中加热, 温度分别为200℃、300℃、500℃、600℃下加热6小时, 冷却至室温, 取出, 制得生物炭加400ml 1mol/L的HCl进行酸洗6小时, 去除灰分, 经过滤, 用蒸馏水洗至中性, 80℃烘干12小时, 置于棕色瓶中备用, 制得的生物炭分别记为W200、W300、W400、W500、W600, WX其中W代表小麦秸秆, X代表炭化温度。
小麦秸秆制备是通过图1的流程完成的。
4 展望
未来生物质碳的制备重点是发展绿色、反应条件温和的转化方法, 以及通过选择活化剂种类与含量、活化方法、催化剂种类与含量对生物质炭微孔结构、表面官能团的调控。在环境领域的应用可有效治理水体和土壤方面的环境污染。
参考文献
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吸附生物 篇7
本工作以海带为生物吸附材料,采用海藻酸钠和明胶作为固定剂,制备了固定化海带生物吸附剂,并研究了该吸附剂对Ni2+的等温吸附过程和动力学特性。
1 实验部分
1.1 材料和仪器
海藻酸钠、明胶:化学纯;氯化钙、NiSO4·7H2O:分析纯。
7554-85型蠕动泵:Cole-Parmer 公司;FD-1 PF型冷冻干燥机:北京德天佑科技发展有限公司;Optima 2100/5000型电感耦合等离子体原子发射光谱仪:珀金埃尔默仪器有限公司。
1.2 吸附剂的制备
新鲜海带用去离子水冲洗,冷冻干燥24 h,粉碎至粒径为0.3～80 μm的粉状,置于干燥器中待用。
将质量分数为2%的海藻酸钠和质量分数为0.5%的明胶溶解于一定体积的去离子水中,经加热搅拌形成胶液,将海带粉加入胶液中,搅拌均匀形成混合胶体。用蠕动泵将混合物滴入质量分数为4%的氯化钙溶液中,形成小球状的生物吸附剂,固化4 h,过滤,用去离子水冲洗并浸泡1 h,滤出小球,冷冻干燥12 h,制得粒径为2 mm左右的固定化海带生物吸附剂。
1.3 对Ni2+的吸附实验
用NiSO4·7H2O和去离子水配制成一定质量浓度的镍溶液,取100 mL镍溶液置于300 mL锥形瓶中,加入0.25 g固定化海带生物吸附剂,在pH为6、25 ℃的条件下振荡吸附,每间隔一定时间取一定体积吸附后的镍溶液真空抽滤,采用原子发射光谱仪测定其中的Ni2+浓度。
1.4 Ni2+吸附效果的评价方法
采用吸附量和去除率来评价固定化海带生物吸附剂对Ni2+的吸附效果,见式(1)和式(2)。
undefined (1)
undefined (2)
式中:qe为平衡吸附量,mg/g;ρo为Ni2+的初始质量浓度,mg/L;ρe为吸附平衡时Ni2+的质量浓度,mg/L;V为溶液体积,L;m为吸附剂质量,g;η为吸附剂对Ni2+的去除率,%。
2 结果与讨论
2.1 吸附时间对固定化海带生物吸附剂的Ni2+吸附量和Ni2+去除率的影响
在Ni2+初始质量浓度为80 mg/L、pH为6、25 ℃的条件下,吸附时间对固定化海带生物吸附剂的Ni2+吸附量和Ni2+去除率的影响见图1。由图1可见,固定化海带生物吸附剂对Ni2+的吸附分为3个阶段。第一阶段为快速吸附,吸附速率较大,在吸附40 min时吸附量达到平衡吸附量(20.7 mg/g)的84%;第二阶段为缓慢吸附,吸附速率较小,在吸附60 min时吸附量达到平衡吸附量的92%;第三阶段为吸附平衡,在180 min时达到吸附平衡。固定化海带生物吸附剂对Ni2+的去除率随时间变化的规律与吸附量变化规律相似。董新姣等[7,8]研究铜绿假单胞菌吸附Cu2+的吸附动力学和橘皮对锌的吸附动力学也有类似的规律。
去除率; 吸附量
2.2 Ni2+初始质量浓度对固定化海带生物吸附剂的Ni2+吸附量和Ni2+去除率的影响
在pH为6、25 ℃的条件下,Ni2+初始质量浓度对固定化海带生物吸附剂的Ni2+吸附量和Ni2+去除率的影响见图2。由图2可见,随Ni2+初始质量浓度的增加,固定化海带生物吸附剂对Ni2+的去除率几乎呈线性下降,固定化海带生物吸附剂的Ni2+吸附量则随Ni2+初始质量浓度的增加而增大。这是因为,Ni2+初始质量浓度较低时,Ni2+与吸附剂可以充分接触,所有的Ni2+均可与吸附剂作用,Ni2+去除率较高。但吸附剂的吸附位点是一定的,当吸附达到平衡时,吸附位点饱和,Ni2+初始质量浓度再提高时,Ni2+去除率则降低。Ni2+初始质量浓度越高,在驱动力上越有助于克服Ni2+在吸附剂和液体之间的迁移阻力,提高迁移动力;另外,Ni2+初始质量浓度提高也增加了Ni2+与吸附剂碰撞的几率,使固定化海带生物吸附剂的Ni2+吸附量逐渐增大。但由于吸附剂吸附容量的限制及溶液中Ni2+浓度的降低,随着吸附的进行,固定化海带生物吸附剂的Ni2+吸附量增加趋势逐渐变缓[9,10]。从图2还可看出,Ni2+初始质量浓度低于50 mg/L时,Ni2+去除率保持在60%以上,说明固定化海带生物吸附剂适宜处理低浓度Ni2+废水。
去除率; 吸附量
2.3 吸附动力学特性
为进一步了解固定化海带生物吸附剂吸附Ni2+的动力学特性,采用 Lagergren 准一级和准二级反应动力学方程对实验数据进行拟合,准一级反应动力学方程表达式为
undefined (3)
式中:k1为一级吸附速率常数,min-1;qt为 t 时刻的吸附量,mg/g。将方程变形为
undefined (4)
准二级反应动力学方程表达式为
undefined (5)
可整理为
undefined (6)
式中:k2为二级吸附速率常数, g/(mg·min),h≡ qundefinedk2,表示初始吸附速率,mg/(g· min)[11]。
拟合结果见图3和表1。由表1可见,准一级反应动力学方程拟合所得吸附剂的qe为12.0 mg/g,明显低于实验所得数值(20.7 mg/g),且相关性较差(R2=0.955)。因此,固定化海带生物吸附剂吸附Ni2+的吸附过程不符合准一级反应动力学方程。由Lagergren准二级反应动力学方程拟合,R2=0.999,拟合所得的吸附剂qe为21.4 mg/g,与实验所得数值接近,说明固定化海带生物吸附剂吸附Ni2+的吸附过程符合准二级反应动力学方程。根据准二级反应动力学方程建立的机理,可以推测吸附过程中质量扩散对吸附速率的影响可以忽略,限速步骤是化学吸附过程,该过程可能与吸附剂及Ni2+之间电子共享或电子交换的共价力有关。准二级反应动力学参数可用于平衡吸附量、去除率等的计算,由准二级反应动力学确定的初始吸附速率和二级速率常数等有助于反应器的设计[12]。
2.4 吸附等温线
在Ni2+初始质量浓度为10～200 mg/L、25 ℃的条件下,固定化海带生物吸附剂对Ni2+的吸附等温线见图4。由图4可见,随平衡浓度的增加,固定化海带生物吸附剂对Ni2+的吸附量逐渐增大。在Ni2+平衡质量浓度为125 mg/L时,固定化海带生物吸附剂对Ni2+的吸附量达33 mg/g,还有继续上升的趋势。说明固定化海带生物吸附剂对Ni2+有较大的吸附潜力。采用Langmuir和Freundlich等温吸附方程对实验数据进行拟合。Langmuir方程线性表达式为
undefined (7)
式中:Qc为最大吸附量,mg/g;b为吸附平衡常数,L/mg。
Freundlich方程线性表达式为
undefined (8)
式中:k和n为Freundlich常数,k表示吸附剂与Ni2+的亲和力;n表示Ni2+浓度对吸附性能的影响[3]。
拟合结果见图5,拟合参数列于表2。Langmuir吸附等温方程是单分子层吸附模式,而Freundlich吸附等温方程是多分子层不均匀吸附模式。由表2可见,固定化海带生物吸附剂对Ni2+的等温吸附数据对Langmuir和Freundlich吸附等温方程的拟合情况均较好(R2 >0. 970),说明该吸附体系既有物理吸附又有化学吸附,从吸附状态看属于多层吸附,表明生物吸附剂颗粒的表面作用、微孔吸附及功能团作用在对Ni2+的吸附中均起重要的作用。由Langmuir等温方程得出的最大吸附量为39.43 mg/g,说明固定化海带生物吸附剂对Ni2+有较好的吸附性能。
3 结论
a)以海藻酸钠、明胶和海带粉为原料制备了固定化海带生物吸附剂。固定化海带生物吸附剂对Ni2+的吸附过程可分为3个阶段:快速吸附阶段、缓慢吸附阶段和吸附平衡阶段。动力学过程可用Lagergren准二级反应动力学方程描述,限速步骤为化学吸附。
b)随Ni2+初始质量浓度的增加,固定化海带生物吸附剂的Ni2+吸附量逐渐增大,Ni2+去除率逐渐降低。吸附过程符合Langmuir和Freundlich吸附等温方程,说明该吸附体系既有物理吸附又有化学吸附,从吸附状态看属于多层吸附,由Langmuir吸附等温方程得出固定化海带生物吸附剂对Ni2+的最大吸附量为39.43 mg/g,说明固定化海带生物吸附剂对Ni2+有较好的吸附性能。
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吸附生物 篇8
关键词：生物焦,吸附能力,ANN,预测
0 引言
活性炭因其多孔、堆积密度低、比表面积大的特点而被广泛应用于脱色、过滤、吸附有害物质等多个领域,如水的净化处理、空气干燥和催化剂载体等。生物焦作为生物质高温热解过程的残留物,具有丰富的孔隙结构[1],是用来制作活性炭的良好原料。研究表明,热解工艺参数如温度、升温速率、活性剂等[2]对制得的生物焦的孔隙、表面结构有着显著的影响。当温度较低时,在生物质炭化阶段,大部分非碳元素如氢、氧会由于生物质裂解不充分而未能以气体形式挥发出去,造成生物焦孔隙不饱满而降低其吸附能力;当升温速率过快时,部分生物质不能均匀受热,从而造成大部分挥发气体来不及挥发,进而影响生物焦的吸附能力。因此,研究热解工艺参数对生物焦吸附能力的影响,以及预测不同工艺条件下制得的生物焦吸附能力都显得尤为重要。
根据上述分析,热解过程中不同工艺条件对生物焦孔隙形成因素的影响是复杂和非线性的,以至于它们之间很难建立准确的数学模型。BP神经网络不需要对输入变量做过多的假定,通过对输入输出变量之间的训练和对历史数据的学习归纳,获得它们之间的逼近曲线进而对生物焦吸附能力进行预测,这与常规的预测方法如回归分析、指数平滑等不同,它克服了参数设计和建立数学模型的困难。因此,笔者基于BP神经网络原理,利用Matlab的人工神经网络工具箱,选取粒径、升温速率、终温3个工艺因素,自编程序,对不同工艺条件下制得的生物焦的吸附能力进行预测,降低了生物焦吸附能力预测的难度。
1 实验
1.1 材料与设备
不同工艺条件下制得的生物焦(如表1所示);亚甲基蓝,分析纯,北京瀛海精细化学试剂有限公司;电子天平,BSA124S,d=0.0001 g,德国赛多利斯仪器系统有限公司;恒温水浴锅,XMT-DA,余姚市亚星仪表有限公司;G53紫外-可见光分光光度仪,GS53,上海凌光技术有限公司。
1.2 实验方法
(1)分别配制4mg/L、8 mg/L、12 mg/L、16 mg/L、20 mg/L的标准亚甲基蓝溶液。
(2)用G53紫外-可见光分光光度仪在波长665nm、以清水为空白基准的条件下测得制备的亚甲基蓝溶液的吸光度分别为0.6156、1.0732、1.5959、2.0384、2.4026,拟合得:
A=0.1834+0.1135C (R=0.9952)
式中:A为吸光度;C为被测亚甲基蓝浓度。
(3)将0.1g生物焦样品置于烧杯中,加入40 mg/L的标准亚甲基蓝溶液50 mL并搅拌10 min;待充分混合后,静放于水浴锅中30 ℃恒温3 h。
(4)取一定量的上层清液,用G53紫外-可见光分光光度仪测量665nm处的吸光度,由平衡吸附公式得出生物焦对亚甲基蓝的吸附量。
qt=(C0-Ct)V/W
式中:qt为平衡时吸附量(mg/g);C0为亚甲基蓝的初始浓度(mg/L);Ct为亚甲基蓝t时间后吸附平衡时的浓度(mg/L);V为溶液的体积(L);W为样品的质量(g)。
2 结果与分析
2.1 生物焦制备工艺与吸附量的关系
由实验可得到不同粒径、终温、升温速率下制得的生物焦对亚甲基蓝的吸附量,如表1所示。生物焦在终温800 ℃时吸附量最大,热解温度升高会使生物质的挥发程度更大,孔隙结构更丰富,但是过高的热解温度也会烧蚀生物焦表面的部分结构,使得吸附量下降[3];在其他工艺条件不变时,粒径30～60目制得生物焦的吸附量最大,粒径30目以下制得生物焦的吸附量最小,大约是粒径30～60目生物焦吸附量的70%;同时,升温速率对生物焦吸附量也有一定的影响,平均来说,升温速率为20 ℃/min时热解得到的生物焦的吸附量较大。但是,粒径、终温、升温速率与生物焦的吸附量的关系很难用传统的数理方法来建立数学模型。因而,设计合理的神经网络并通过对系统输入输出对象的自动学习、自动组织和适应,训练出一个可归纳全部数据的特定网络,进而对数据进行预测显得尤为重要。
2.2 基于ANN的生物焦吸附量预测
2.2.1 BP网络模型的建立
BP网络是前向多层网络,利用误差反向传播法(Back-propagation)对网络进行训练,由于其结构简单、可塑性强,在函数逼近、模式识别、信息分类、数据压缩等领域应用广泛[4]。
ANN理论已经证明:具有1个隐含层的3层BP网络能够逼近任何有理函数[5]。本研究设定隐层数为1,网络结构为3-10-1。输入节点(变量)为3,分别是粒径Pr、升温速率Pv、终温Pt,即网络的输入向量(Pr,Pv,Pt),记为P=(P1,P2,P3);隐层神经元数目为10;输出节点(变量)为1,则目标向量T=(m)。网络结构如图1所示。
2.2.2 BP网络模型的训练
取表1中19组各工艺参数向量P和生物焦吸附量T作为训练样本,利用Matlab中BP网络工具箱函数,编写程序对其进行训练。学习速率设为0.1,判断样本均方差MSE设为0.0005(即MSE=0.0005时,训练结束)。具体训练过程如下[4,6]:
(1)初始化。对权值矩阵Wjt、Vij和阀值θt、γj赋予[-1,1]的值。
(2)输入训练样本P、T,计算各层输出。对于输出层,有:
Yt=f(nett) t=1
nett=undefinedWjtLj-θtt=1
对于隐层,有:
Sj=f(netj) j=1,2,…,10
netj=undefinedVijPi-γjj=1,2,…,10
(3)计算网络输出误差Ekt。网络目标向量Tk=(m),网络的实际输出为Yt,则输出误差Ekt为:
Ekt=(mt-Yt)·Yt(1-Yt) t=1
(4)计算各中间层误差dkj。由Ekt、Vij和隐层输出Sj可知:
dkj=(undefinedEt·Vij)·Sj(1-Sj) j=1,2,…,10
(5)调整各层权值和阀值。由输出误差Ekt和层误差dkj来修正连接的权值和阀值。
(6)检查是否所有样本完成一次轮训。完成则转步骤(7);否则返回步骤(2)。
(7)检查网络总误差e是否达到精度要求。若e小于预先设定的最小值,则训练结束;否则返回步骤(2)。
2.2.3 BP网络模型的预测结果与分析
训练结果显示,当训练次数为6634时,均方误差MSE为0.0004999,低于设定值0.0005。此时,Training-blue曲线(逐渐下降的曲线)与Goal-black水平直线交汇,如图2所示。
将参与训练的19组样本输入训练后,得到的BP网络的预测值如表1所示。
实验有3个水平因子、3个因素,根据正交试验的设计原则,采用L9正交表,选取9组未参与训练的正交样本输入训练好的BP网络进行预测。预测结果如表2所示。因素水平如表3所示。
由表1可以看出,BP网络有着较高的预测精度,最大的绝对误差为0.0406,平均相对误差3.58%,能够满足预测误差的要求。因此可以认为,BP网络适用于此类数据的处理。
从表2可以看出,对于未参与训练的9组正交数据,BP网络预测结果的平均相对误差为16%,与实际数据的吻合度较高,能够满足实际预测的需求。这表明BP网络可以提前对生物焦吸附能力进行预测,大大有利于寻找生物质热解气与生物焦制活性炭的结合点,从而更大程度地提高生物质能的利用率。
3 结论
(1)人工神经网络能够较好地预测生物焦吸附能力的大小,平均相对误差为3.58%。未参与训练的样本采用正交实验设计,对组合进行简化,布点均衡,减少实验次数并能兼顾预测的充分性。
(2)BP神经网络可用于提前预测生物焦的吸附能力,有助于寻找热解气和生物焦制活性炭的关联处和最优点,可减少实验的盲目性。
参考文献
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吸附生物 篇9
关键词：生物材料,有机废水,COD去除率
1 引言
在高浓度有机废水的处理过程中,通常采用物理或化学方法进行预处理,以去除水中部分难生物降解的高分子有机污染物,从而减轻后续生物处理工艺的负荷[1]。对于选用吸附剂做预处理介质的情况,预处理选择吸附材料尤为重要。有的材料吸附效果好,但价格昂贵(如活性炭),难以推广应用,因此,开发高效低成本的吸附剂是吸附处理技术推广应用的关键[2,3,4,5]。废弃有机物经过生物发酵后,可转化成大量腐植酸,对废水中难分解的有机物有较好的去除效果[6]。如枯枝落叶等材料经生物发酵得到的产物,含有大量的纤维素、木质素等成分,对水中难生物降解有机物具有较好的滞留作用[7]。本试验利用有机废弃物的生物发酵制取生物吸附材料,设置不同的实验条件,对高浓度有机废水进行预处理,以期降低COD浓度,增加废水的可生化性,提高后续处理效果,为探索高浓度有机废水处理工艺提供理论参考。
2 材料与方法
2.1 试验材料
(1)生物吸附材料。
由泥炭土、餐厨垃圾、垃圾衍生燃料(由垃圾焚烧产物制得)、树皮、菇渣、枯枝落叶等,其中,餐厨垃圾、菇渣通及枯枝落叶均为经过生物发酵工艺制得的产物。
(2)高浓度有机废水。
取自城市垃圾压缩站的高浓度有机废水。由于原废水COD很高,本实验将其稀释数倍作为进水进行处理,处理前用纱布过滤掉悬浮物。稀释后的废水pH值为4～5,CODcr为1 198.4～3 326.40mg/L。
2.2 实验仪器与试剂
JB90-D型强力电动搅拌器;pHS-25型pH计;XJ-Ⅲ型COD消解炉;PB2002-N型电子天平;KXB-250A型生化培养箱;硫酸;硫酸亚铁(AR);重铬酸钾;硫代硫酸钠(AR)。
2.3 试验方法
在室温下(20℃),移取500mL水样于1L烧杯中,投加一定量的生物吸附材料,在一定pH条件下,用机械搅拌机在180r/min的转速下搅拌15min,静止一定时间,取液过滤,对滤液进行COD、BOD5的测定。
2.4 实验测定方法
COD:催化消解密封法;pH:pH计;BOD5:5日培养碘量法。
3 实验结果分析
3.1 生物吸附材料的选择
原水COD为1340mg/l,PH值为4.92,取4g过2mm筛的生物吸附材料泥炭土(c1)、餐厨垃圾(c2)、生活垃圾湿法分选系统有机物(c3)、椰壳树皮(c4)、菇渣(c5)、枯枝落叶(c6),加入到500mL废水中,处理结果见图1。
由图1可知,在相同条件下,各种生物吸附材料对废水COD的去除率不同,其中,以菇渣材料去除效果最好,去除率达到了30.85%。枯枝落叶材料对COD的去除率也有26.87%。泥炭土材料和树皮材料的COD去除率相当。生活垃圾湿法分选系统有机物生物吸附材料对COD的去除率最低,只有3.98%。故选择菇渣作为废水处理的生物吸附材料。
同时,对处理后的废水进行BOD5测定,结果如图2。从图2可以看出,废水经生物吸附材料处理后,BOD5/COD较处理前都有不同程度的增加,其中以椰壳树皮生物吸附材料处理后废水的BOD5/COD变化最大,其值为0.43,较原水提高了0.15。这主要是因为生物吸附材料中小分子有机物溶解到废水中,使得水中BOD5/COD的相对含量增加了。这说明废水经生物吸附材料处理后,可生化性增强,有利于废水的后续生化处理。
3.2 生物吸附材料用量对COD去除率的影响
原水COD为2448.00mg/l,在原水pH条件下,分别称取3、4、5、6、7g过2mm筛的菇渣吸附材料,加入到500mL废水中,处理结果见图3。
本试验采用的吸附材料本身是一种有机物,对增加废水COD浓度有一定的贡献。由图2可以看出,COD的去除率随着吸附材料用量的增加而增大,当用量大于5g时,COD的去除率有所下降,说明在用量为5g时,吸附材料的吸附能力已接近饱和,因此生物吸附材料的投加量以1%为宜。
3.3 不同粒径的生物吸附材料对COD去除率的影响
将菇渣分别过0.45mm、2mm、3mm的筛子,得到3种不同粒径的生物吸附材料对废水进行吸附试验,原水COD为2 544mg/l,在原水pH条件下,分别取5g 3种不同粒径吸附材料,加入到500mL废水中进行处理,结果表明粒径为0.45mm的COD去除率为9.43%;粒径为2mm时去除率为5.66%;粒径为3mm时去除率为3.77%。可以看出,粒径越小,对COD的去除效果越好,但实际处理中,为了便于吸附剂的沉淀分离以及操作方便,推荐以2mm粒径为宜。试验结果与上述结果相差较大,这可能是由于处理水样的COD浓度及pH值不一样造成的。
3.4 不同pH值对COD去除率的影响
取4份500mL的废水,用石灰分别将pH调节至原水、5、7、9,投加5g菇渣进行处理。吸附结果如图4所示。由图4可知,随着pH值的上升,COD的去除率有所下降,这可能是由于水中溶液中的氢离子影响了废水中难降解有机物的离子化和生物吸附材料表面的性能[8],从而有利于COD的去除。在原水pH值下,COD的去除率最高,为12.54%。
3.5 不同废水浓度对COD去除率的影响
将原废水稀释不同的比例,在不调节pH的情况下(pH值在4～5之间),投加5g过2mm的菇渣进行处理。测定COD。结果如图5所示。由图5可知,生物吸附材料对COD的去除率随原废水COD浓度的不同而有很大的变化。当原废水COD浓度在1 515.7mg/L时,COD去除率最高,达32.02%。
3.6 废水处理效果
选用上述最佳试验条件,即将废水稀释到1 500mg/L左右,移取500mL的废水,投加5g过2mm的菇渣,处理废水的结果如下表1所示。由表1可知,经试验条件优化,COD的去除率可达35.98%,处理后废水pH为6.42。
4 结语
生物吸附材料由有机废弃物经过发酵工艺制得,来源广,处理废水成本低廉,且能做到以废治废。对生物吸附材料处理废水的研究表明:菇渣材料对废水中COD的去除效果较其他几种生物吸附材料要好。在粒径为2mm,投加量为5g,处理COD浓度为1 478.40mg/L,pH值为4.92的废水,其COD去除率可达35.98%。生物吸附材料处理高浓度有机废水,能够提高废水可生化,有利于废水的后续生化处理。
参考文献
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