活性炭吸附銅的研究[畢業(yè)論文+開題報告+文獻綜述]

1、<p>　　本科畢業(yè)設(shè)計(論文)</p><p><b>　?。ǘ?屆）</b></p><p>　　活性炭吸附銅的研究 </p><p>　　所在學院 </p><p>　　專業(yè)班級 環(huán)境工程

2、</p><p>　　學生姓名 學號 </p><p>　　指導(dǎo)教師 職稱 </p><p>　　完成日期 年 月 </p><p>　　摘要:為了確定活性炭和硅藻土對廢水中銅離子去除的最佳效果，本實驗研究分析

3、了不同環(huán)境條件（如：活性炭和硅藻土用量、吸附時間、溫度、pH值）下兩者對銅離子的去除效果，結(jié)果表明:在一定范圍內(nèi),增加活性炭及硅藻土用量、延長吸附作用時間、升高吸附溫度、提高pH 值均可改善對Cu2+的吸附，并且隨著初始濃度的增加，對Cu2+的去除率均逐漸降低,由此探討提高活性炭以及硅藻土吸附能力的一些措施。</p><p>　　關(guān)鍵詞: 活性炭；硅藻土；吸附；銅；分光光度法</p><p&g

4、t;　　Abstract: In order to determine the best effect of adsorption of heavy metals by activated carbon and diatomite. This experiment study different environmental conditions of copper ions under both removal efficiency,

5、such as activated cardon and diatomite dosage、adsorption time、temperture、pH value. Results show that in some extent, the removal effect to Cu2+ is improved with increase in quantity of sorbent, time of adsorption, adsorp

6、tion temperature and pH value. pH value is important factor, the</p><p>　　Keywords: activated carbon; diatomite; adsorption; copper; spectrophotometric method</p><p><b>　　目 錄</b>&l

7、t;/p><p><b>　　摘要:I</b></p><p>　　Abstract:錯誤!未定義書簽。</p><p><b>　　1 緒論1</b></p><p>　　1.1 重金屬廢水的處理方法1</p><p>　　1.1.1 重金屬廢水的傳統(tǒng)處理方法3

8、</p><p>　　1.1.2 重金屬廢水處理新技術(shù)4</p><p>　　1.2 活性炭性質(zhì)及其吸附機理4</p><p>　　1.2.1 活性炭性質(zhì)4</p><p>　　1.2.2 吸附機理4</p><p>　　1.3 吸附平衡式4</p><p>　　1.3.1

9、 Freundlich模式和Langmuir模式4</p><p>　　1.3.2 表面絡(luò)合模式5</p><p>　　1.4 活性炭吸附重金屬效果的影響因素5</p><p>　　1.4.1 活性炭用量5</p><p>　　1.4.2 吸附時間5</p><p>　　1.4.3 溫度6<

10、/p><p>　　1.4.4 pH值6</p><p>　　1.4.5 溶液初始濃度6</p><p>　　1.4.6 其他因素7</p><p><b>　　2 實驗部分7</b></p><p>　　2.1 實驗儀器和試劑7</p><p>　　2.2

11、 實驗方法8</p><p>　　2.2.1 銅離子濃度的測定方法8</p><p>　　2.2.2 溶液的配置8</p><p>　　2.2.3 活性炭及硅藻土預(yù)處理8</p><p>　　2.3 實驗步驟8</p><p>　　3 結(jié)果與分析10</p><p>　　3

12、.1 吸附標準曲線10</p><p>　　3.2 吸附劑投加量對吸附效果的影響10</p><p>　　3.3 吸附時間對吸附效果的影響11</p><p>　　3.4 溫度對吸附效果的影響12</p><p>　　3.5 pH對吸附效果的影響14</p><p>　　3.6 銅離子初始濃度對吸

13、附效果的影響15</p><p>　　3.7 吸附等溫線16</p><p><b>　　4 結(jié)論18</b></p><p><b>　　參考文獻20</b></p><p><b>　　致 謝22</b></p><p><b&

14、gt;　　1 緒論</b></p><p>　　中國社會經(jīng)濟的飛快發(fā)展和人口的迅速增加，人類不斷對重金屬進行開采、冶煉、加工及商業(yè)制造活動，造成不少重金屬進入大氣、水以及土壤中，造成的重金屬污染嚴重威脅著人類的生存。含重金屬離子廢水的主要來源是煤礦、金屬硫化物礦、鐵礦、冶金等生產(chǎn)企業(yè),這些生產(chǎn)廢水往往是多種廢水的混合，包含有眾多的重金屬離子，處理起來較為困難，并且對環(huán)境污染嚴重，其對環(huán)境污染的主要特

15、點有以下幾個方面。(1)重金屬污染物在自然環(huán)境中不能夠自行分解，只能發(fā)生形態(tài)的改變，而在此過程中其毒性并沒有根本消除，如果含重金屬離子廢水得不到有效處理，重金屬離子會重返溶于水中，重新形成危害，也就是所謂的“二次污染”。(2)生物體從環(huán)境中攝取重金屬，通過生物鏈逐漸在高等生物體內(nèi)富集起來。(3)重金屬進入人體后能夠和生物高分子物質(zhì)發(fā)生相互作用，并導(dǎo)致生物高分子失去活性，這樣積累在人體造成慢性中毒，而這種積累性危害往往短期不宜發(fā)現(xiàn)。日本水

16、俁灣由汞中毒造成的“水俁病”，神通川流域由鎘引起的“痛痛病”，就是重金屬污染給人體健康帶來損害的典型事例。</p><p>　　銅作為重金屬中的一種，當銅離子不經(jīng)處理排入環(huán)境中，通過水遷移、土壤積累和食物鏈的累積和放大效應(yīng)，將導(dǎo)致人體腹痛、嘔吐，甚至是肝硬化等[1-2]。我國已將銅及其化合物列入水體優(yōu)先控制污染物的“黑名單”[3]。但是金屬銅有較高的經(jīng)濟價值，被廣泛地應(yīng)用于電氣、輕工、機械制造、國防工業(yè)等領(lǐng)域，最

17、近幾十年，人們還發(fā)現(xiàn)銅有非常好的醫(yī)學用途，具有極強的抗癌功能和殺菌作用，相信不久的將來，銅元素將為提高人類健康水平做出巨大貢獻。因此，探索銅離子的處理方法具有十分重要的現(xiàn)實意義。</p><p>　　重金屬廢水的處理方法</p><p>　　1.1.1 重金屬廢水的傳統(tǒng)處理方法</p><p>　　對重金屬廢水的治理包括傳統(tǒng)方法和新技術(shù)。其中，較傳統(tǒng)的方法有化學沉

18、淀法、電化學法、吸附法和膜分離法等。新技術(shù)有納米技術(shù)、光催化法、新型介孔材料和基因工程等。</p><p><b>　?。?）化學沉淀法</b></p><p>　　化學沉淀法是傳統(tǒng)的電鍍廢水處理技術(shù)，包括中和沉淀法、硫化物沉淀法、鋇鹽沉淀法和鐵氧體共沉淀法等。其中，中和沉淀法是目前工業(yè)上應(yīng)用最廣的方法。向重金屬廢水中投加堿中和劑，使廢水中的重金屬形成溶解度較小的氫氧

19、化物或碳酸鹽沉淀而去除。含銅離子廢水可采用此法處理。化學沉淀法是工藝較成熟的方法，它具有去除范圍廣、效率高、經(jīng)濟簡便的特點，但需要投加大量化學藥劑，并以沉淀物的形式沉淀出來，存在二次污染問題。</p><p><b>　?。?）電化學法</b></p><p>　　電化學法指應(yīng)用電解的基本原理，使廢水中的重金屬通過電解在陽、陰兩極上分別發(fā)生氧化還原反應(yīng)使重金屬富集的方

20、法。按照陽極類型的不同，電解法可分為電解沉淀法和回收重金屬電解法。其中電解沉淀法主要用于含鉻工業(yè)廢水的治理。電化學法工藝成熟，設(shè)備簡單，占地面積小，無二次污染，所沉淀的重金屬可回收利用；缺點是耗電量大，廢水處理量小，出水水質(zhì)差，不適合處理低濃度廢水。</p><p><b>　　（3） 吸附法</b></p><p><b>　　a 物理吸附</b&g

21、t;</p><p>　　物理吸附法主要是利用具有高的比表面積或表面具有高空隙結(jié)構(gòu)的物質(zhì)，如活性炭、礦物質(zhì)和分子篩等，吸附去除重金屬的方法?；钚蕴渴欠菢O性吸附劑，來源豐富，具有發(fā)達的孔隙結(jié)構(gòu)，巨大的比表面積，較多的表面化合物和良好的機械強度，其對重金屬去除的有效性已經(jīng)被廣泛論證，成為吸附重金屬的常用吸附劑之一[4]。近年來，發(fā)現(xiàn)礦物材料具有很強的吸附能力，如沸石、蛇紋石、硅藻土等。</p><

22、p><b>　　b 樹脂吸附</b></p><p>　　樹脂中含有羥基、羧基、氨基等活性基團可與重金屬離子進行螯合，形成網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)的籠形分子，因此能有效地吸附重金屬。其中殼聚糖及其衍生物是處理重金屬廢水的理想材料，許多學者對此研究甚多。近年來，對改性殼聚糖的研究也大量出現(xiàn)。M. Ruiz 等[5]用戊二醛交聯(lián)制成的殼聚糖微珠回收冶金廢水中的Cu2+，當Cu2+的初始質(zhì)量濃度為1 000

23、 mg/L，pH 為5 時，其最大吸附量為200 mg/g。改性后的殼聚糖用于吸附重金屬離子，具有吸附容量大、吸附速度快、易洗脫、應(yīng)用范圍廣等優(yōu)點，但目前多集中在改性殼聚糖的靜態(tài)吸附研究上，實際應(yīng)用還有一定差距。</p><p><b>　　c 生物吸附</b></p><p>　　生物吸附是利用生物體的化學結(jié)構(gòu)或成分特性來吸附水中的重金屬。凡具有從溶液中分離重金屬能

24、力的生物體及其衍生物統(tǒng)稱為生物吸附劑。生物吸附劑主要是菌體、藻類及一些細胞提取物。目前，利用生物吸附去除廢水中重金屬的研究越來越受到重視，但應(yīng)用范圍限制在低濃度、單組分的重金屬廢水的處理中。</p><p><b>　?。?）膜分離法</b></p><p>　　膜分離技術(shù)是利用一種特殊的半透膜， 在外界壓力作用下，不改變?nèi)芤褐谢瘜W形態(tài)的基礎(chǔ)上，將溶劑和溶質(zhì)進行分離或

25、濃縮的方法。膜技術(shù)包括反滲透、超濾、電滲析、液膜和滲透蒸發(fā)等。目前，反滲透和超濾膜在電鍍廢水處理中已得到廣泛應(yīng)用。與其他技術(shù)相比，膜技術(shù)設(shè)備簡單，占地面積少，使用范圍廣，處理效率高，節(jié)能并能實現(xiàn)重金屬的回收，另外不需加化學試劑，不會造成二次污染。但存在膜組件昂貴和使用過程中膜的污染和膜通量下降問題。隨著膜技術(shù)在廢水領(lǐng)域中的深入研究，將膜技術(shù)與其他工藝組合起來處理重金屬廢水將是今后的發(fā)展趨勢。</p><p>　　

26、1.1.2 重金屬廢水處理新技術(shù)</p><p>　　（1） 納米技術(shù)及材料</p><p>　　納米技術(shù)作為一門新興學科，對其研究才剛剛開始。但納米技術(shù)在水污染治理方面的巨大潛力已得到廣泛認同。納米過濾是一種由壓力驅(qū)動的新型膜分離過程，介于反滲透與超濾之間。與反滲透相對，納米過濾具有設(shè)備投資低、能耗低的優(yōu)點[6]。目前，采用納米過濾技術(shù)可有效去除鎳﹑鉻（Ⅵ）﹑鎘﹑銅等[7-10]重金屬

27、污染物。</p><p><b>　?。?） 光催化技術(shù)</b></p><p>　　光催化法是一種環(huán)境友好型水處理方法，利用光催化劑表面的光生電子或空穴等活性物種，通過還原或氧化反應(yīng)去除重金屬。目前，光催化法降解廢水中的重金屬大多還處于實驗研究階段，實驗室最常用的光催化劑是二氧化鈦（TiO2）[11]。近年來，利用半導(dǎo)體TiO2光催化法去除或回收廢水中的Se4+、C

28、u2+、Hg2+、Ag+ 和Cr6+ 等金屬離子的研究備受關(guān)注。光催化法耗能低、無毒性、選擇性好、常溫常壓、快速高效，在重金屬廢水處理中前景廣闊且日益受到重視，但從實際應(yīng)用的角度出發(fā)光催化法還存在著許多問題，如重金屬離子在光催化劑表面的吸附率低，光催化劑的吸光范圍窄等。</p><p>　?。?） 新型介孔材料</p><p>　　根據(jù)國際理論和應(yīng)用化學聯(lián)合會（IUPAC）定義，介孔材料指

29、孔徑介于2-50 nm 的多孔材料。介孔材料具有長程結(jié)構(gòu)有序、孔徑分布窄、比表面大（>1 000 cm2/g）、孔隙率高且水熱穩(wěn)定性好等優(yōu)點。因此，介孔材料是當今國際上的研究熱點和前沿之一。目前利用新型高效介孔材料吸附劑處理重金屬廢水仍處于實驗研究階段，吸附劑的價格限制了其在工業(yè)上的應(yīng)用。</p><p>　?。?） 基因工程技術(shù)</p><p>　　Wilson 在20世紀90年代

30、嘗試用基因工程技術(shù)對微生物進行改造，并將其應(yīng)用于含汞廢水的治理，取得了較好結(jié)果。隨后其他研究者也逐漸將基因工程技術(shù)應(yīng)用于不同類型重金屬廢水的處理， 從而使這一領(lǐng)域的研究日趨活躍。基因工程技術(shù)應(yīng)用于重金屬廢水的治理指通過轉(zhuǎn)基因技術(shù)， 將外源基因轉(zhuǎn)入微生物細胞中， 使之表現(xiàn)出一些野生菌沒有的優(yōu)良遺傳性狀，從而實現(xiàn)對重金屬Hg、Cu、Cd 等[12-14]高效的生物富集。利用基因工程處理重金屬廢水目前尚處于實驗研究階段， 真正用于工業(yè)水平還存

31、在一些問題， 如利用基因工程菌連續(xù)化處理重金屬廢水就面臨難題。</p><p>　　吸附法處理重金屬廢水具有高效、簡便和選擇性好等優(yōu)點，特別是對低濃度、污染性強、其他方法難以有效處理的重金屬廢水具有獨特的應(yīng)用價值。</p><p>　　活性炭性質(zhì)及其吸附機理</p><p>　　1.2.1 活性炭性質(zhì)</p><p>　　活性炭是一種由含炭材

32、料制成的外觀呈黑色、內(nèi)部孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達、比表面積大、吸附能力強的一類微晶質(zhì)碳素材料?；钚蕴坎牧现杏写罅咳庋劭床灰姷奈⒖?。活性炭主成分除了碳元素以外還有氧、氮、氫等元素及灰份。常見的活性炭有顆粒狀、粉狀兩種，隨著纖維工業(yè)的發(fā)展，誕生了一種新型的活性吸附材料和環(huán)保工程材料——活性炭纖維。它是繼顆粒狀、粉狀活性炭之后的第三代產(chǎn)品?；钚蕴课降淖饔卯a(chǎn)生于物理吸附和化學吸附。物理吸附主要發(fā)生在活性炭豐富的微孔中，用于去除水和空氣中雜質(zhì)，這些雜質(zhì)的分

33、子直徑必須小于活性炭的孔徑。另一方面活性炭在其表面有官能團，與被吸附的物質(zhì)發(fā)生化學反應(yīng)，從而與被吸附物質(zhì)常發(fā)生在活性炭的表面，此過程為化學吸附。</p><p>　　1.2.2 吸附機理</p><p>　　目前，活性炭對金屬離子的吸附機理被認為主要是金屬離子在活性炭表面的離子交換吸附，同時還有重金屬離子與活性炭表面的含氧官能團之間的化學吸附、金屬離子在活性炭表面沉積而發(fā)生的物理吸附[1

34、5-16] 。</p><p>　　Mohan[17]認為如果活性炭對金屬離子的吸附中離子交換占主導(dǎo)作用，那么被吸附與被解吸附的金屬離子之比應(yīng)約等于1，而目前的研究結(jié)果則與此是嚴重背離的，因此他認為活性炭對重金屬的吸附不僅僅是一個簡單的離子交換過程，活性炭上各種活性位點對重金屬的吸附也是一個重要的原因。同時，金屬陽離子和活性炭表面的陰離子間的靜電引力也起了一定作用。也有學者[18]認為活性炭對重金屬的吸附表現(xiàn)為一

35、種表面絡(luò)合現(xiàn)象?；钚蕴款w粒表面各種含羥基的基團與溶液中離子的各種形態(tài)形成表面絡(luò)合而將其吸附。</p><p>　　1.3 吸附平衡式</p><p>　　1.3.1 Langmuir 模式和Freundlich 模式</p><p>　　Langmuir 模式和Freundlich 模式是活性炭對重金屬的吸附中最常見的經(jīng)典經(jīng)驗?zāi)Ｊ?。這兩個模式主要是依靠大量的實驗

36、結(jié)果而提出的數(shù)學模式，形式簡單，計算方便，能化成某一線性方程進行作圖擬合而被廣泛應(yīng)用。張淑琴等通過對重離子鉛、鎘、銅等的吸附研究[19]，得出的吸附曲線可以很好與 Langmuir 型和Freundlich 型曲線擬合，線性相關(guān)系數(shù)均在0.95 以上。Dastgheib Seyed A[20] 通過在溫度25℃, pH 值為3 的條件下, 運用PS400 型活性炭對Hg2+, Cr3+, Cu2+, Cd2+, Ni2+, Ca2+,

37、Sr2+, Zn2+, Co2+,Mn2+, Mg2+, K+的吸附實驗后得出Langmuir 模式不能較好的模擬實驗結(jié)果, 但Freundlich 模式卻可以得出滿意的模擬結(jié)果。Chu K H[21]發(fā)現(xiàn)在溫度25℃,pH 值分別為3, 4, 5, 6 時, 活性炭對Cu(II)的吸附等溫線均能用Langmuir 模式較好的模擬。</p><p>　　Langmuir 模式和Freundlich 模式的應(yīng)用實例

38、是相當廣泛的。但它們同時也含有一些缺點，因而限制了其應(yīng)用[22-23]：( 1) Langmuir 模式和Freundlich 模式的參數(shù)是通過實驗在某種特定條件下( 如pH 值一定的條件下) 得出的，因而不具有普遍性，只能在有限的范圍內(nèi)才能運用。( 2) 這些經(jīng)驗式都沒有明確的物理意義，在其適用范圍內(nèi)，只能概括的表達一部分實驗事實，而不能說明吸附作用的機理。</p><p>　　1.3.2 表面絡(luò)合模式<

39、;/p><p>　　表面絡(luò)合模式( Surface Complex Formation Model, SCFM)是基于溶液中配位化學反應(yīng)平衡理論，把金屬陽離子在活性炭表面上的吸附看成是活性炭上的官能團(羥基)與金屬陽離子之間的化學反應(yīng)[24]。目前具有代表性的表面絡(luò)合模式有恒定容量模式(Constant capacitance model, CCM) 、擴散層模式(Diffuse layer model, DLM)和

40、三層模式( Triple layer model, TLM) 。Chen J Paul發(fā)現(xiàn)TLM模型不僅能描述在各種變化的情況(如pH值、離子強度、陰離子類型、初始濃度)下H 型活性炭對重金屬離子的吸附情況，而且還能描述在多個金屬離子共存的條件下H 型活性炭對重金屬離子的吸附情況。</p><p>　　1.4 活性炭吸附重金屬效果的影響因素</p><p>　　1.4.1 活性炭用量&

41、lt;/p><p>　　活性炭的用量對吸附有一定的影響。對于相同的溶液，隨著活性炭用量的增加，各種離子的吸附效率隨之增加，吸附效果也隨之增強，被吸附離子的相對濃度隨之降低，但它的單位吸附量呈現(xiàn)減小的趨勢。因為當原水中濃度一定時，吸附劑量增加，可供吸附的活性位隨之增多，吸附劑上吸附的吸附質(zhì)絕對量增加。而達到吸附平衡時，吸附質(zhì)的平衡濃度降低，因而吸附去除率升高，但吸附容量卻隨著吸附劑量增加而降低，其原因是吸附劑量增加，平

42、衡濃度降低，按照吸附平衡規(guī)律q=k Ce ，吸附容量也隨之下降。</p><p><b>　　吸附時間</b></p><p>　　在活性炭的吸附過程中，振蕩時間對吸附效果也有較大的影響。溶液中的吸附質(zhì)占據(jù)活性中心是一個漸進的過程，即需要一定的時間來使吸附達到平衡，這一段時間即所謂的吸附平衡時間。只有達到了吸附平衡時間，活性炭才能最大限度的發(fā)揮效能。重金屬離子在活性炭

43、上的吸附容量均隨吸附時間的增加而增加，但當吸附時間達到一定數(shù)值時則基本不變。開始時吸附容量上升很快是因為此時重金屬離子在活性炭上的吸附主要發(fā)生在外表面上，隨著吸附的進行，吸附質(zhì)逐漸由大孔經(jīng)過過渡孔深入到微孔中，重金屬在內(nèi)孔中傳質(zhì)速度逐漸減慢，吸附容量隨時間緩慢增加，直至達到吸附平衡。</p><p><b>　　溫度</b></p><p>　　活性炭對重金屬的吸附作

44、用實際為吸附和脫附兩個過程的競爭，一般吸附是放熱過程，低溫有利；而脫附是吸熱過程，高溫有利。張淑琴[25]等研究發(fā)現(xiàn)，低溫時溫度對吸附容量影響不大，而且對重金屬的吸附可達到很好的效果，而當溶液溫度較高（高于50℃）時，液相吸附熱雖然較小，但是由于分子熱運動的加劇，導(dǎo)致對吸附平衡的破壞，吸附容量有所減小，表現(xiàn)為物理吸附性能的特性。</p><p>　　在實際生產(chǎn)生活中，一般廢水的溫度變化不大，因而溫度對活性炭吸附含

45、重金屬離子廢水的影響不大。</p><p><b>　　1.4.4 pH</b></p><p>　　pH值對活性炭與金屬離子之間的親合力有著非常重要的影響，通常情況下，在一定范圍內(nèi)(臨界pH值以下)，隨著溶液中pH值的增加，活性炭對金屬離子的吸附量也在增加。當溶液的pH值升高后，活性炭表面官能團被質(zhì)子化，從而表面電勢密度降低，金屬陽離子與活性炭表面的靜電斥力減少，

46、因此吸附量增加。同時，由于活性炭表面的官能團為弱酸性，當溶液pH值升高后，活性炭上負電勢點增多，因而吸附量增多[23-26-27]。但是，當pH值超過一定限值時，隨著pH值繼續(xù)增大，溶液中的OH-與金屬離子的化學作用力增大，導(dǎo)致金屬氫氧化物沉淀的生成，從而導(dǎo)致吸附量的相對下降。許多學者[28-29]研究發(fā)現(xiàn)在酸性溶液中活性炭對重金屬的吸附能力增加，但在堿性溶液中其吸附能力相對較低，酸性溶液比堿性溶液有利于活性炭對重金屬的吸附去除。<

47、;/p><p>　　一般而言，不同的金屬陽離子存在不同的最佳pH值或pH值范圍。</p><p><b>　　溶液初始濃度</b></p><p>　　根據(jù)EDL(雙層靜電)理論，當溶液的初始濃度增加，金屬離子的去除率降低?；钚蕴康奈轿稽c是固定不變的，對金屬離子的吸附量也是固定的，因此當金屬離子的初始濃度增加后，去除率降低。但是張萃[30]等研究

48、發(fā)現(xiàn)，用活性炭處理含砷廢水時，隨著溶液中砷的初始濃度的增加，砷的去除率逐漸增加，但初始濃度增加到一定程度后，去除率反而隨著濃度的增加有所下降。因此，可以斷定，初始濃度對活性炭的處理效果必定有影響，但具體影響視不同的重金屬離子而定。</p><p><b>　　其他因素</b></p><p>　　除了以上因素，活性炭種類、活性炭顆粒的大小以及溶液離子強度等都會影響活性

49、炭對單個重金屬離子溶液的吸附效果。另外，活性炭表面是否改性對活性炭的吸附效果也有很大的影響，張建策[31]等發(fā)現(xiàn)經(jīng)濃硝酸改性后的活性炭具備了很強的吸附金屬離子的能力，其吸附容量也要大得多。 </p><p><b>　　2 實驗部分</b></p><p>　　2.1 實驗儀器和試劑</p><p>　　本實驗所采用的主要實驗儀器見表 1和

50、表 2。</p><p>　　表 1 主要實驗儀器表</p><p>　　本實驗采用自行配制的溶液，實驗所需試劑見表 2。</p><p>　　表 2 主要實驗試劑表</p><p><b>　　2.2 實驗方法</b></p><p>　　2.2.1 銅離子濃度的測定方法</p>

51、;<p>　　本實驗選取分光光度法測定銅離子濃度。當水中銅離子濃度在0.1 ～2.5μg/mL范圍內(nèi)用此法進行測定時可獲得較好的準確度和精密度，而且避免了大量使用有機試劑萃取所帶來的污染和浪費，是測定被銅污染的水質(zhì)的有效方法。</p><p>　　方法原理：在pH = 9的堿性氨溶液中,銅離子與二乙基二硫代氨基甲酸鈉(銅試劑,簡寫為DDTC - Na)作用,生成摩爾比為1: 2的黃棕色膠體配合物：

52、</p><p>　　在波長為452 nm處測定吸光度。銅與銅試劑反應(yīng)迅速，狀態(tài)穩(wěn)定，反應(yīng)產(chǎn)物在測定條件下可穩(wěn)定30 min。</p><p>　　本實驗測定時間選為5～25 min。所用的銅試劑是0.5%的二乙基二硫代氨基甲酸鈉溶液，該試劑要用棕色玻璃瓶貯存，放在暗處可以保存兩周。</p><p>　　2.2.2 溶液的配置</p><p&g

53、t;　　（1）本實驗主要研究活性炭對銅離子的吸附性能情況及影響因素，同時對硅藻土也進行實驗，對比兩者的吸附性能。實驗前期將待用實驗試劑配制好，備用。</p><p>　　100mg/硫酸銅溶液：稱取藥品CuSO4·5H2O 0.3926g，加蒸餾水溶解后，移至1000ml容量瓶中定容，備用。</p><p>　　2.2.3 活性炭及硅藻土預(yù)處理</p><p

54、>　　本實驗采用的吸附劑為活性炭顆粒及硅藻土粉末，在使用前應(yīng)置于干燥箱中，在105℃下恒溫干燥1h。</p><p><b>　　2.3 實驗步驟</b></p><p>　　（1）向1-9號 100ml容量瓶中依次加入 0.00,0.20,0.40,0.80,1.00,1.20,1.40,1.60 mL 100mg/L 的硫酸銅溶液，即Cu2+溶液濃度分別為

55、 0,0.2,0.4,0.8,1.0,1.2,1.4,1.6 mg/L，再將9份溶液移入50ml具塞比色管中，加銅試劑1mL，繼續(xù)加1滴濃氨水調(diào)節(jié)pH值到9左右，在波長為452nm除測定溶液的吸光度值，繪制標準曲線。</p><p>　　（2）配制100mL濃度為20mg/L的Cu2+溶液18份于已標號的250mL具塞錐形瓶中，分別加入0.5、1.0、1.5、2.0、2.5、3.0、3.5g活性炭以及0.05、0

56、.1、0.15、0.2、0.4、0.6、0.8g硅藻土，調(diào)節(jié)pH為5.0，在25℃，轉(zhuǎn)速100r/min震蕩60min，然后過濾，取上清液5mL于50mL具塞比色管中，用去離子水定容至刻度，再用上述分光光度法測定吸光度。</p><p>　　根據(jù)實驗結(jié)果，結(jié)合成本因素，確定活性炭投加量為1.5g，硅藻土投加量為0.2g。</p><p>　?。?） 配制100mL濃度為20mg/L的Cu2

57、+溶液12份于已標號的250mL具塞錐形瓶中，前6份加入1.5g活性炭，后6份加入0.2g硅藻土，調(diào)節(jié)pH = 5.0，在25℃，轉(zhuǎn)速100r/min分別震蕩5、10、20、30、40、60min，然后過濾，取上清液5mL于50mL具塞比色管中，用去離子水定容至刻度，用分光光度法測定吸光度。</p><p>　?。?） 配制100mL濃度為20mg/L的Cu2+溶液12份于已標號的250mL具塞錐形瓶中，前6份加

58、入1.5g活性炭后6份0.2g硅藻土，調(diào)節(jié)pH = 5.0，分別在25、35、40、50、55、60℃的溫度，轉(zhuǎn)速100r/min振蕩60min，然后過濾，取上清液5mL于50mL具塞比色管中，用去離子水定容至刻度，再用分光光度法測定吸光度。</p><p>　　（5） 配制100mL濃度為20mg/L的Cu2+溶液13份于已標號的250mL具塞錐形瓶中，前6份加入1.5g活性炭，調(diào)節(jié)pH值分別為2、3、4、5、

59、6、7，其余6份加入0.2g硅藻土，調(diào)節(jié)pH值分別為3、4、5、5.5、6，6.5，7。在25℃，轉(zhuǎn)速100r/min條件下振蕩60min，然后過濾，取上清液5mL于50mL具塞比色管中，用去離子水定容至刻度，再用分光光度法測定吸光度。</p><p>　　在測定pH之前，先對pH計進行了校準。</p><p><b>　　校準方法：</b></p>&

60、lt;p>　　a 打開電源開關(guān)，按“pH/MV”按鈕，使儀器進入pH測量狀態(tài)；</p><p>　　b 按“溫度”鍵使顯示為溶液溫度值（此時溫度指示燈亮），然后按“確認”鍵，儀器確定溶液溫度后回到pH測量狀態(tài)。</p><p>　　c 把用蒸餾水清洗過的電極插入pH=6.86（0.025mL/L磷酸二氫鉀和磷酸二氫鈉溶液）的標準溶液中，待讀數(shù)穩(wěn)定后“定位”鍵（此時pH指示燈慢閃爍，表

61、明儀器在定位標定狀態(tài)）使讀數(shù)為該溶液當前溫度下的pH值。</p><p>　　d 把用蒸餾水清洗過的電極插入pH=4.00（0.05mL/L鄰苯二甲酸氫鉀溶液）的標準溶液中，待讀數(shù)穩(wěn)定后按“斜率”鍵（此時pH指示燈快閃爍，表明儀器在斜率標定狀態(tài)）使讀數(shù)為該溶液當時的pH值，然后按“確認”鍵，儀器進入pH測量狀態(tài)，pH指示燈停止閃爍，標定完成。</p><p>　　e 用蒸餾水洗電極后即可對

62、被測溶液進行測量。</p><p>　　（6） 分別配制100mL濃度為5、10、15、20、25mg/L的Cu2+溶液各2組于10個已標號的250mL具塞錐形瓶中，第1組加1.5g活性炭，第2組加0.2g硅藻土，調(diào)節(jié)pH = 5.0，在25℃，轉(zhuǎn)速100r/min震蕩60min，然后過濾，取上清液5mL于50mL具塞比色管中，用去離子水定容至刻度，再用上述分光光度法測定吸光度。</p><p

63、><b>　　3 結(jié)果與分析</b></p><p>　　3.1 吸附標準曲線</p><p>　　實驗測得的不同濃度的CuSO4標準溶液的吸光度值，繪制銅離子濃度與吸光度度曲線。吸附標準曲線見圖3-1。</p><p>　　圖3-1 CuSO4標準溶液吸附標準曲線</p><p>　　由圖可知，在0.2-1

64、.6mg/L范圍內(nèi)，吸光度與銅離子濃度之間具有良好的線性關(guān)系，可獲得較好的準確度。根據(jù)上圖中的線性方程和溶液的吸光度值，可以算出溶液的相關(guān)濃度，從而得到吸附重金屬離子處理的去除率。</p><p>　　3.2 吸附劑投加量對吸附效果的影響</p><p>　　在25 ℃、pH = 5.0、Cu2+ 濃度20mg/L、攪拌60min的條件下,進行活性炭及硅藻土用量對Cu2+ 去除率的影響試

65、驗。</p><p>　　根據(jù)標準方程 y = 0.1737x + 0.0023，算得出Cu2+ 吸附后濃度Ce，則去除率為</p><p>　　E= (Co－Ce）/ Co （1）</p><p>　　結(jié)果如圖3-2，圖3-3所示。</p><p>　　圖3-2 活性炭投加量對吸附Cu2

66、+的影響</p><p>　　圖3-3 硅藻土投加量對吸附Cu2+的影響</p><p>　　從圖3-2、圖3-3中可得知，隨著活性炭及硅藻土用量的增加，Cu2+ 去除率也隨之增加，當活性炭用量大于1.5g，硅藻土用量大于0.2g時Cu2+去除率均增加趨于平緩，因此,綜合考慮，選擇1.5g活性炭，0.2g硅藻土為最佳。</p><p>　　3.3 吸附時間對吸附效

67、果的影響</p><p>　　在其他試驗條件不變，改變吸附時間對吸附Cu2+的影響，吸附劑分別為活性炭和硅藻土。結(jié)果分別如圖3-4，圖3-5所示。</p><p>　　圖3-4 吸附時間對活性炭吸附Cu2+的影響</p><p>　　圖3-5吸附時間對硅藻土吸附Cu2+的影響</p><p>　　由圖3-4，圖3-5可知，在吸附作用的初始階段

68、(前10min)活性炭及硅藻土對Cu2+的吸附速率均很快，表現(xiàn)為Cu2+的去除率增長比較明顯，但隨后吸附速度趨于減慢，到20min以后變化很小。這主要是初期吸附主要在吸附劑的外表面和部分微孔內(nèi)進行，在短時間內(nèi)就可以完成，隨著吸附量的增加，金屬離子產(chǎn)生的斥力增強，游離金屬離子進一步深入微孔內(nèi)部的阻力增大，因此要達到吸附飽和所需的時間就比較長。但由于硅藻土的孔隙率比活性炭大，更快達到平衡。由此得出,活性炭及硅藻土吸附去除Cu2+的適宜時間分

69、別為30min，20min。</p><p>　　3.4 溫度對吸附效果的影響</p><p>　　在其他試驗條件不變，改變溫度對吸附Cu2+的影響，吸附劑分別為活性炭和硅藻土。結(jié)果分別如圖3-6，圖3-7所示。</p><p>　　圖3-6 溫度對活性炭吸附Cu2+的影響</p><p>　　圖3-7 溫度對硅藻土吸附Cu2+的影響<

70、;/p><p>　　圖3-6表明，隨著溫度的增加，溶液中Cu2+的去除率先增大后減小。活性炭對銅離子的吸附過程實質(zhì)上是吸附與脫附相互交織的過程。吸附反應(yīng)是吸熱反應(yīng)，當溫度下（<55℃）對吸附容量的影響并不大，去除率逐漸增大，活性炭對銅離子的吸附依舊可以得到比較好的效果。而當溫度較高（>55 ℃）時，液相吸附熱雖然較小，但是由于分子熱運動的加劇，導(dǎo)致對吸附平衡的破壞，去除率降低，表現(xiàn)為物理吸附性能的特性。&

71、lt;/p><p>　　圖3-7表明，隨溫度的升高Cu2+的去除率也隨之升高。這是因為溫度的升高可以使溶液中的離子運動速度加快，溶液中的活化離子增多，克服擴散阻力、加快在微細孔內(nèi)的擴散，從而促進了金屬離子與硅藻土顆粒表面的有效碰撞機會，加快了吸附反應(yīng)的進行。但溫度升高對Cu2+去除率的影響并不明顯(Cu2+ 去除率略有增加)。</p><p>　　從圖3-6和圖3-7中可看到，溫度為25℃～3

72、5℃時，活性炭及硅藻土的去除率變化均很小，因此采用25℃是可行的。</p><p>　　3.5 pH 對吸附效果的影響</p><p>　　在其它基本試驗條件不變情況下，溶液不同pH值對活性炭及硅藻土去除Cu2+ 的試驗結(jié)果見圖3-8，圖3-9。</p><p>　　圖3-8 pH對活性炭吸附Cu2+的影響</p><p>　　圖3-9 p

73、H對硅藻土吸附Cu2+的影響</p><p>　　由圖3-8得知，活性炭對Cu2+的去除率隨pH值的增加而增加。pH值對活性炭與金屬離子之間的親合力有著非常重要的影響，pH值小于3活性炭對Cu2+的吸附相當小，當pH值從3升高到7后，活性炭對Cu2+的吸附去除率從20%升到95%。pH值為3.5～5的范圍內(nèi)，活性炭對Cu2+的吸附最為顯著。由于溶液的pH值升高后，活性炭表面官能團被質(zhì)子化，從而表面電勢密度降低，銅

74、離子與活性炭表面的靜電斥力減少。同時，因活性炭表面的官能團為弱酸性，當溶液pH值升高后，活性炭上負電勢點增多，因而去除率增加。根據(jù)圖3-8可確定，活性炭吸附銅離子的最佳pH值大致為6.8。</p><p>　　圖3-9表明，硅藻土對Cu2+的去除率也隨pH 值的增加而增加。在pH < 4.0時，Cu2+的去除率較低，在pH = 4.5～5.5的范圍內(nèi)，Cu2+去除率的變化很大，在pH > 6.5時，C

75、u2+的去除率將大于90 % ,并且趨于穩(wěn)定；在中性條件下的Cu2+去除率接近95%。兩者出現(xiàn)此現(xiàn)象原因主要是：①pH值的變化改變了硅藻土的表面ξ電位，在水溶液中硅藻土的等電點小于3[32]。當溶液pH值大于其等電點時，ξ電位變?yōu)樨撝?，隨著pH值的增大，ξ電位的絕對值變大，此時硅藻土就帶有更多的負電荷，更有利于對Cu2+的吸附去除。②在較低pH 值時，溶液中H+濃度較高，存在著H+與Cu2+的競爭吸附，此時硅藻土對Cu2+的去除較低，隨

76、著pH值的升高，這種競爭作用減弱，從而有利于Cu2+的吸附去除。硅藻土吸附Cu2+的溶液pH值以中性和弱酸性條件為最佳。pH值對Cu2+的去除率影響很大。</p><p>　　3.6 銅離子初始濃度對吸附效果的影響</p><p>　　將活性炭及硅藻土吸附初始濃度為5mg/L、10mg/L、15mg/L、20mg/L、25mg/L的CuSO4溶液最終去除效率計算出來，并作圖，分別為圖3-

77、10，圖3-11。</p><p>　　圖3-10 初始濃度對活性炭吸附Cu2+的影響</p><p>　　圖3-11初始濃度對硅藻土吸附Cu2+的影響</p><p>　　從圖3-10和圖3-11可知，當投入的活性炭和硅藻土的量為定值時，隨著初始濃度的增加，對Cu2+的去除率均逐漸降低。這是因為活性炭和硅藻土的吸附位點是固定不變的，對Cu2+離子的吸附量也是固定的

78、，因此當Cu2+離子的初始濃度增加后，其去除率降低。</p><p>　　3.7 吸附等溫線</p><p>　　在實驗條件下，對一系列不同濃度的Cu2+離子進行吸附實驗，測試在吸附平衡后銅離子濃度，所得數(shù)據(jù)換算為吸附量，分別繪制吸附等溫線。</p><p>　　3.5.1 Langmuir等溫式</p><p>　　對單一組分的溶質(zhì)，水

79、處理中常見的吸附等溫線有兩種形式，其中一種是Langmuir等溫式，其標準形式為：</p><p><b>　　（2）</b></p><p>　　而吸附量qe計算式如下：</p><p><b>　　(3) </b></p><p>　　式中，aL和KL均為常數(shù)；V為溶液的體積；W為活性炭及硅藻

80、土的質(zhì)量；Co和Ce分別為金屬離子吸附前后的濃度。</p><p>　?。?）本實驗中活性炭體積為0.1l，活性炭質(zhì)量為1.5g，則</p><p>　　qe= 0.1/1.5(Co－Ce) = 1/15(Co－Ce) （4） </p><p>　　對25℃時初始濃度分別為5mg/L、10 mg/L、15 mg/L、20mg/L、25 mg/

81、LCuSO4溶液實驗數(shù)據(jù)進行Langmuir擬合，見圖3-12。</p><p>　　圖3-12 Langmuir線性擬合（活性炭）</p><p>　?。?）本實驗中硅藻土體積為0.1l ，硅藻土質(zhì)量為0.2g，則</p><p>　　qe= 0.1/0.2(Co－Ce) = 0.5(Co－Ce) （5） </p><p&

82、gt;　　對25℃時初始濃度分別為5mg/L、10 mg/L、15 mg/L、20mg/L、25 mg/LCuSO4溶液實驗數(shù)據(jù)進行Langmuir線性擬合，見圖3-13。</p><p>　　圖3-13 Langmuir線性擬合（硅藻土）</p><p>　　3.5.1 Freundlich等溫式</p><p>　　Freundlich等溫式也是一種常見的吸附

83、模型，其線性形式為：</p><p><b>　　（6）</b></p><p>　　指數(shù)函數(shù)形式的經(jīng)驗公式為：</p><p><b>　?。?）</b></p><p>　　式中qe為吸附量，計算方法同上；lg K為截距；為斜率；Ce為重金屬離子吸附后的平衡濃度。</p><

84、p>　?。?）本實驗中活性炭體積為0.1l ，活性炭質(zhì)量為1.5g，則</p><p>　　qe= 0.1/1.5(Co－Ce) =1/15(Co－Ce) （8） </p><p>　　對25℃時初始濃度分別為5mg/L、10 mg/L、15 mg/L、20mg/L、25 mg/L的CuSO4溶液吸附實驗數(shù)據(jù)進行Freundlich線性擬合，見圖3-14。

85、</p><p>　?。?）本實驗中硅藻土體積為0.1l ，活性炭質(zhì)量為0.2g，則</p><p>　　qe= 0.1/0.2(Co－Ce) =0.5(Co－Ce) （9）</p><p>　　對25℃時初始濃度分別為5mg/L、10 mg/L、15 mg/L、20mg/L、25 mg/L的CuSO4溶液吸附實驗數(shù)據(jù)進行Freundli

86、ch線性擬合，見圖3-15。</p><p>　　圖3-14 Freunlich線性擬合（活性炭）</p><p>　　圖3-15 Freunlich線性擬合（硅藻土）</p><p>　　從圖3-13，圖3-14表明：在考察的溫度及濃度范圍內(nèi)，活性炭及硅藻土對銅離子的吸附曲線可以很好與Langmuir型和Freundlich型曲線擬合，線性相關(guān)系數(shù)均在0.95 以

87、上，說明銅離子在活性炭上的吸附屬單分子層吸附，該吸附過程屬于物理吸附和化學吸附并存的物理運動過程， 只要金屬鉛離子充分接觸活性炭表面并進入空隙內(nèi)部就能有效地被吸附， 但當吸附到達一定的時間后，吸附運動基本達到一種動態(tài)平衡。</p><p><b>　　4 結(jié)論</b></p><p>　　1. 本實驗采用分光光度法測定銅離子濃度，獲得了較好的準確度，而且避免了大量使

88、用有機試劑萃取所帶來的污染和浪費。它是測定被銅污染的水質(zhì)的有效方法。</p><p>　　2. 硅藻土比活性炭有更大的表面積，吸附劑的投加量小的多，但去除率較活性炭稍低。硅藻土是一種天然礦物，硅藻土污泥的回收利用空間大，且穩(wěn)定性好，經(jīng)適當?shù)奶幚?，可回用到農(nóng)業(yè)、廢水處理或建材等領(lǐng)域。將硅藻土應(yīng)用到廢水處理領(lǐng)域，不但為我國豐富的硅藻土資源開辟了一個廣闊的新市場， 也有利于緩解我國目前污染治理方面所面臨的“二次污染”問

89、題。</p><p>　　3．隨著吸附時間的增加，活性炭及硅藻土的吸附量逐漸增大，開始時溶液中Cu2+濃度下降很快，即吸附容量上升很快，隨著吸附的進行，活性炭吸附容量隨時間緩慢增加，直至達到吸附平衡。吸附劑的吸附能力與其空隙大小和結(jié)構(gòu)有關(guān)。顆粒越小，空隙擴散速度越快，吸附能力就越強。顆粒活性炭的吸附速度小于硅藻土粉末的吸附速度，硅藻土比活性炭更早達到平衡。</p><p>　　4. 低溫時

90、，活性炭及硅藻土的去除率較大，對Cu2+的吸附可達到很好的效果。而隨著溫度的增加，尤其是當溶液溫度較高（高于55℃）時，活性炭的吸附作用減弱、去除率減小，活性炭吸附重金屬離子表現(xiàn)為物理吸附性能的特性。但溫度升高，硅藻土對Cu2+去除率的影響并不明顯。</p><p>　　5. pH值對Cu2+的去除率影響很大，實驗中要嚴格控制pH。在一定pH值范圍內(nèi)（通常為酸性至中性），隨著溶液pH值增大，活性炭及硅藻土對Cu2

91、+的去除率顯著增大?；钚蕴课姐~離子的最佳pH值大致為6.8。硅藻土吸附Cu2+的溶液pH值以中性和弱酸性條件為最佳。</p><p>　　6．當投入的活性炭及硅藻土的量為定值時，隨著初始濃度的增加，對Cu2+去除率均逐漸降低?；钚蕴考肮柙逋撂幚磔^低濃度的CuSO4溶液時均有較高的去除率，但處理較高濃度的溶液時，去除率顯著減小。</p><p>　　7. Cu2+在活性炭及硅藻土上的吸附行

92、為遵循Langmuir模式，同時更好的符合Freundlich模型。</p><p>　　8. 本實驗中采用的活性炭僅經(jīng)過了較簡單的處理，其粒徑不統(tǒng)一，這勢必會對實驗結(jié)果產(chǎn)生影響，建議以后實驗將活性炭碾碎，并經(jīng)過篩分處理，或者直接用活性炭粉末。</p><p>　　9. 工業(yè)廢水中銅離子的含量不得超過1mg/L，直接用活性炭及硅藻土吸附銅離子時處理效果不是特別理想，水質(zhì)不能達標?？梢詫ζ溥M

93、行改性，從而增強其去除銅離子的效果。</p><p><b>　　參考文獻</b></p><p>　　[1] 張劍波,王維敬,祝樂.離子交換樹脂對有機廢水中銅離子的吸附.水處理技術(shù),2001,27(1): 29- 32.</p><p>　　[2] FAW ZI BABAT.Competitive adsorption of phenol,c

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