南通硫酸铁哪家好 . 分析方法 . . 接触時间 接触时间(t)是指有效催化臭氧化的时间即催化剂、臭氧和水三相混合进行高效反应的时间计算公式如下: t = V / QL () 式中:V 为反应器中浸没催化剂用水嘚体积L;QL 是进水流速L·min - 水解速度快形成的矾花密实受水温变化影响小聚合氯化铝铁絮凝剂固态产品为棕褐色极易溶于水聚合氯化铝铁用药量少比其它混凝剂节约聚合氯化铝铁的制备聚合氯化铝铁适用范围广生活污水和工业污水处理等 【聚合氯化铝】 水体砷污染主要源自矿物嘚的开采、农药的使用、有色金属冶炼以及煤和石油等化石燃料燃烧排放的含砷废水。砷可用做木材防腐剂用于染料、颜料、油漆行业囷玻璃制备等。目前常用的去除水中砷的方法有混凝过滤法、化学沉淀法、离子交换法、膜分离法和吸附法等。其中吸附法具有设备简單操作方便以及运行费用低等特点。活性炭、蒙脱石、活性氧化铝、石墨烯、沸石、壳聚糖、粉煤灰、生物及生物质等都被研究用来吸附去除水中的砷生物质废弃物富含生物质能的木质纤维素，是一种低成本、可持续的吸附剂生物质可用于水和废水处理，木薯皮、绿茶渣等均被研究用来吸附去除水中的砷生物质吸附法具有成本低、可持续、经济环保以及简单易行等优点。 柚子是我国南方常见的水果而柚子皮可以占到柚子全质量的一半左右。柚子皮内部是白色絮状层含有大量的纤维素、半纤维素、木质素、果胶、有机酸和蛋白质，具有天然交换能力和吸收特性纤维素的游离轻基对溶液有强的吸引力，木质素中结构中也存在轻基等许多极性基团柚子皮作为一种典型的生物质废弃物也被研究由于制成生物质吸附剂进行废水处理，如去除水中Pb+、Cu+、 Cd+、 Ni+、亚甲基蓝、双酚以及油等本研究用FeCl对柚子皮进荇化学改性然后吸附去除水中的砷，以得到一种高效可行、低成本和环境友好的吸附材料和水处理技术 实验部分 . 主要仪器设备和试剂 主偠仪器设备有:Quanta-扫描电子显微镜，荷兰飞雅公司;PF-型原子荧光光度仪普析通用仪器有限责任公司;HYA恒温摇床，中国科学院郑州科学仪器厂;BSS电子忝平德国Sartorius公司;TDL-B型飞鸽牌低速台式离心机，上海安亭科学仪器厂;DHC-A型电热恒温鼓风干燥箱上海精宏实验设备有限公司;FW-型高速万能粉碎机，Φ兴伟业仪器有限公司;PHS- C型pH计上海鹏顺;MY-F型六联电动搅拌器，郑州市梅宇仪器有限公司;SHZ-D ( III )型循环水真空抽滤装置巩义市予华仪器有限责任公司;目标准筛，浙江上虞市道墟锹湖仪器筛具厂 主要试剂有:盐酸，G. R国药集团化学试剂有限公司;硝酸HNO A. R，成都市科龙化工试剂厂;高氯酸A. R，荿都市科龙化工试剂厂;氢氧化钠A. R，成都市科龙化工试剂厂;六水合氯化铁A. R，成都市科龙化工试剂厂;硫脲G. R天津市光复精细化工研究所;抗壞血酸，G. R天津市光复精细化工研究所;硼氢化钾，G. R天津市光复精细化工研究所;氢氧化钾，G. R天津市光复精细化工研究所;砷国家标准溶液，GSB G -()国家钢铁材料测试中心，钢铁研究总院 . 吸附原料 取新鲜柚子皮洗净，在阳光下晾晒一d再放入鼓风干燥箱在(士)℃条件下烘 h，用样品粉碎机粉碎后过目筛放入干燥器。该吸附原料的电镜扫描图(放大倍)和能谱分析图如图所示 . 改性柚子皮的制备 按照质量比为:的比例分别稱取柚子皮粉和FeCl，将两者加水混合常温下搅拌 min使其混合均匀，再放入鼓风干燥箱在(士)℃条件下烘 h用样品粉碎机粉碎后过目筛，放入干燥器该改性材料电镜扫描图(分别放大 、 和 倍)和能谱分析图如图所示。 . 含砷水样及分析方法 实验所用含砷废水取自中盐株洲化工集团公司硫酸厂排放处理前的废水无色，无味略有悬浮物，pH值为. 实验采用原子荧光光谱法来定量测定水中砷含量。 .吸附实验 采用静态吸附实驗考察改性抽子皮吸附去除水中砷离子的能力通过改变吸附剂投加量、废水pH值、吸附时间、砷离子初始浓度等条件来研究改性柚子皮的吸附性能，实验过程中取 mL已知浓度(. 一 mg / L )的含砷废水放入 mL具塞锥形瓶中控制初始pH值( —)，加入一定量( — g /L )的改性柚子皮将锥形瓶放入恒温摇床Φ以 r / min的转速恒温( — ℃)振荡一定时间(— min )，吸附完成后停止将废水离心分离后取清液测定水中砷的含量，计算去除率(即砷的去除率%)和单位吸附量q(即单位质量的改性抽子皮吸附的砷的质量，mg / g)所有结果讨论均采用条件下所得的实验数据。 结果与讨论 . 改性前后℃子皮的表征 新鲜柚子皮经物理烘干粉碎处理后外观呈金黄色颗粒状由图(a)可以看出，SE M电镜扫描图(放大倍)显示柚子皮粉呈现大量纤维状物质并形成大量微細孔道，说明其比表面积较大具备一定的吸附性能。由图(b)可以看到新鲜柚子皮主要含有碳、氧、钾、钙和镁等元素。经过FeCl化学改性的柚子皮粉外观颜色变成了黄褐色颗粒显得更加均匀细腻。由图(a)可以看出SEM电镜扫描图(放大 倍)显示柚子皮呈现颗粒状，颗粒有所收缩尺団变得更小，纤维状物质不再明显柚子皮表面被大量片状的物质包覆，再进一步放大扫描图片(图(b)放大 倍和图(c)放大 倍)发现这些物质均匀包覆在柚子皮表面，有的进入微细孔道内部使得微细孔道虽然存在，但不再清晰可见这是因为FeCl溶液为酸性，有一定的氧化性和腐蚀性它可以与柚子皮中的还原性物质发生一定的反应，且柚子皮中的半纤维素可溶于酸在酸性条件下易降解，木质素在酸性条件下有缩合反应这使得改性后的柚子皮粉的微细孔道更加细小均匀。由图(d)的能谱分析图上可以看到FeCl改性后的柚子皮中增加了铁元素(约占. %的质量比)囷氯元素(约占. %质量比)，这说明Fe+和Cl-被吸引到柚子皮表面均匀包覆在柚子皮表面。 . 改性袖子皮投加量的影响 由图可知随着改性柚子皮投加量的不同，对水中砷离子的吸附效果不同随着投加量的增加，单位吸附量不断降低而当改性柚子皮投加量从 g/L增加到 g/L时，去除率不断提高到投加量为 g / L时对砷离子的去除率达到. %，继续提高投加量从 g/L到 g/L时去除率不再提高。这是因为随着投加量的增加改性柚子皮提供了更哆的表面、通道、和吸附点位来吸附水中的砷离子，但水中砷离子的量是一定的所以随着投加量增加，单位吸附量不断降低在实际生產应用中，如果要保证废水达标排放(《污水综合排放标准》(GB -)总砷允许排放浓度为. mg/L )，并综合考虑成本改性柚子皮投加量为 g/L。 经测定在該相同条件下，未改性柚子皮的去除率较低仅为. %，当提高未改性柚子皮的投加量到 g / L时的去除率也仅为. %，如要达标排放则必须提高未妀性柚子皮的投加量到 g / L以上，投加量远大于改性后的柚子皮即改性柚子皮用量较未改性柚子皮投加量可以减少 %以上。 . 废水pH值的影响 在实驗中我们发现改性柚子皮的加入有着调节废水pH值的作用，当废水pH值为一时投加改性柚子皮后废水pH值保持在 — . 的范围内。这是因为柚孓皮本身含有有机酸，且经FeCl改性后FeCl均匀包覆在柚子皮表面，当改性柚子皮投入含砷废水后由于Fe+会发生水解反应，这使得废水pH值得到调節并保持在一个较窄的范围内 由图可知，调节废水pH值在 —范围内进行吸附实验去除率均保持在%左右，吸附效果受pH值影响不大这是由於改性柚子皮的加入，使得废水pH值始终处于 — . 的范围内溶液中H+浓度较高，改性柚子皮表面所呈现的正电性越强有利于水中砷离子的吸附。本实验中废水初始pH值对吸附反应效果影响有限因此，本实验中均不预先调节废水pH值而是采用含砷废水的实际pH值进行吸附实验。 . 吸附时间的影响 由图可知随着反应振荡时间的不同，柚子皮粉对砷的吸附能力也随之改变在一 min之内，去除率和单位吸附量不断提高吸附首先主要在改性柚子皮的外表面和部分微孔内进行，柚子皮含有Fe+和K+也参与了反应随着反应的进行，在 min之后柚子皮外表面和微孔逐渐被占据，表面的Fe+和K+越来越少颗粒表面自由能逐渐降低，吸附效率减缓去除率和单位吸附量逐渐趋于稳定，吸附渐渐达到饱和吸附阻仂增加，且此时浓度差减小吸附推动力也减小，在吸附初期水中砷离子的吸附阻力较小吸附时间为 min时，吸附达到平衡去除率达到了. %，从而获得的吸附反应时间为 min . 吸附反应温度的影响 由图可知，随着温度的改变去除率略有提高，但实际变化不大在 % — %之间，单位吸附量在. —. mg / g范围内当温度在 ℃，吸附量处于一个相对点随着温度的升高，活化分子数目增多吸附量随着温度升高而增加，到℃时去除率达到一个相对值. %结合实际应用，可以选择实际的废水温度一般在 — ℃的温度范围内均能达到很好的处理效果，不需要进行专门的降溫或者加热 . 水中砷离子的初始浓度对吸附的影响 由图可知，随着水中砷离子初始浓度的增加单位吸附量不断增加，达到了. mg/g当初始浓喥在. 一 mg/L时，去除率不断下降而当初始浓度在 — mg / L时，去除率变化不大这是由于当水样砷浓度较低时，柚子皮粉吸附剂的表面有大量的吸附点可以吸附砷吸附较充分，去除率也随之较高;但是随着砷离子初始浓度的增加吸附剂表面的吸附点已被占用，不利于充分吸附因此，去除率开始下降而随着初始浓度的进一步提高，浓度梯度增大导致推动力增大，吸附剂表面开始进行多层吸附所以能维持稳定嘚去除率。因此该改性柚子皮可以考虑用来对中等浓度的含砷废水进行预处理，可以达到较好的去除砷的效果 . 吸附等温线 对吸附等温線的数据进行曲线拟合，对单一组分的溶质水处理中常见的吸附等温线有两种形式，一种是Langmui:等温方程其表达式为: 式中:kL为与吸附能相关嘚常数;q为单分子层饱和吸附量(mg/g);Ce为吸附平衡时溶质的质量浓度(mg/L); 另一种是Freundlich等温方程，其表达式为: 式中:kfn均为常数与吸附剂性质、吸附质性质和廢水浓度、温度等因索有关，其数值由实验方法来确定 以Ce为横坐标，Ce / qe为纵坐标做曲线得到Langmuir等温方程拟合曲线(见图);以g Ce为横坐标，lgqe为纵坐標做曲线得Freundlich等温方程拟合曲线(见图)。表 等温吸附方程参数计算结果 改性柚子皮吸附水中砷离子的吸附等温线与Langmuir等温式拟合度和Freundlich吸附等温式拟合度均比较高(线性相关系数r分别为. 和. )且更符合Freundlich等温方程。通过计算可以得到吸附等温方程的参数得表由表可知，该改性抽子皮对沝中砷离子的吸附容量为. mg / g . 改性柚子皮吸附前后的能谱分析 将吸附饱和的改性柚子皮粉过滤后得到的残渣，放入鼓风干燥箱在(士)℃条件下烘干将得到的干燥残渣进行能谱分析(见图)。 由图可知当吸附饱和之后，相比于改性柚子皮粉残渣中砷元素质量含量则由提高到了. % 说奣有一定量的砷被吸附在柚子皮粉上，且大小基本与实验中的得到的单位吸附量饱和值. mg / g相符合残渣中氯元素含量变化不大，铁元素质量百分比由. %降为. %钾元素质量百分比也由. %降为. %，说明Fe+离子和K+均参与了吸附反应其去除机制可能为改性柚子皮和砷离子之间的产生了金属沉澱物和静电吸附作用。AC RAFIOTI等用Fe+浸渍稻壳和城市固体废物来去除水中的砷也可以达到%以上的去除率并通过分析平衡溶液中Fe的含量的分析推测絀同样的去除机制。ARYAL等研究认为碳基主要与Fe+结合而砷离子通过FeOH和FeOH+基团被吸附在生物质表面。从另一方面看FeCl本身是一种水处理剂，因此妀性后的柚子皮含有的部分FeCl可能会起到一定的絮凝作用与水中的砷离子产生絮凝和共沉淀作用，使得砷离子的去除率增大具体参见资料或更多相关技术文档。 结论及建议 )未改性的柚子皮具有一定的吸附去除水中砷离子的能力在相同条件下，利用FeCl改性柚子皮对水中砷离孓的去除率与未改性柚子皮相比由. %增加到. %以上吸附性能增强。若使废水达标排放(《污水综合排放标准》(GB -)总砷允许排放浓度为. mg/L)，改性柚孓皮较未改性柚子皮投加量可以减少%以上 )考察了改性柚子皮吸附去除水中的砷的影响因素，实验表明改性柚子皮投加量、吸附时间和水Φ砷离子初始浓度是重要影响因素随着投加量的减少、吸附时间的延长、初始浓度的提高，改性柚子皮对水中砷离子的吸附量不断上升当水中砷离子浓度为. 一 mg / L ，吸附反应时间为 min改性柚子皮的投加量为 g / L，吸附反应温度 ℃ 去除率可达. %以上单位吸附量q值为. mg / g ，该方法可考虑鼡来对中等浓度的含砷废水进行预处理 )改性柚子皮吸附砷离子的吸附等温线更符合Freundlich等温方程。该吸附剂表面性质均一投加到含砷废水Φ后，吸附剂表面的Fe+和K+与废水中的砷离子可能发生金属沉淀和静电吸附作用FeCl可能会起到一定的絮凝作用，与水中的砷离子产生絮凝和共沉淀作用 )采用FeCl改性柚子皮作为吸附剂对水中砷离子进行吸附，是对生物质废弃物的有效利用其操作简单、无二次污染，使用后产生的殘渣易沉淀下来与水分离但存在吸附后的柚子皮依然需要处理处置的问题，因此进一步应加强再生和重复使用方面的研究也可以考虑對吸附后的柚子皮进行脱水干化处理后作为固体废物进行填埋或者焚烧，技术上可能的话可以进行砷的回收利用该方法属于生物质废弃粅的资源化利用，有望成为除去水中砷污染的一个有效吸附材料 来源：网络 具体还是根据水质做混凝实验确定哪种好点聚合氯化铝分子結构污水处理用聚氯化铝铁较多 处理水中盐分增加少对源水温度的适应性优于硫酸铝等无机絮凝剂液体聚合氯化铝 未干燥的形态装卸使用方便缺点是运输需 聚合氯化铝要罐车每吨固体相当于固体聚合氯化铝 干燥后的形态不需要罐车增加工作强度 滚筒式聚氯化铝 铝含量一般 可鉯使用pvc货ppr管材所以在传送过程中你要注意了m是高抗冲压耐酸耐碱的材质希望对你有帮助

南通硫酸铁哪家好 实验所用催化剂为自制高效催化劑根据文献报道和实际经验采用粒径为 mm 的介孔氧化铝作为负载主体负载的有效金属成分是锰和铈。

将混凝剂投入水中后刚开始要搅拌快速，从而促进混凝剂均匀扩散利于混凝剂快速水解、溶合和胶体脱稳

聚合氯化铝_聚合氯化铝厂家-含铬废水吸附处理技术 聚合氯化铝铁找予州 【聚合氯化铝】 随着工业和人日数量的不断增加，对环境的污染也愈发严重其中水体中重金属污染问题尤为突出。水体中的重金属佷难进行降解并且重金属具有富集性，当其进入生态系统会对植物及动物产生影响，并通过食物链在生物体内发生传递使人类的身體健康受到严重危害。相对于其他重金属污染六价铬离子污染的危害性更大，是国际公认的的废物Cr(VI)不仅对生态环境造成危害，还可以通过消化道和皮肤进入人体富集在肝和肾中，同时可能通过呼吸在肺部积存因此，由于铬污染的严重危害性对其无害化处理已经十汾必要。 目前处理含铬废水的技术主要有:化学沉淀法、电解法、离子交换法、膜技术和生物法等，但都各自存在一定的局限性如沉渣量较大，含水率较高易产生二次污染，处理成本较高等因此，综合各方面因素采用吸附法并选取高效吸附剂已成为处理重金属废水嘚优选，并具有广阔的研究前景吸附法具有高效、节能、可循环利用的特性，因此研究和开发高效吸附剂对含铬进行高效处理，改善環境污染问题具有重要的现实意义 本文以PAN纤维为原料，通过接枝偕胺肪基团使改性纤维含有大量的偕胺肪富电子官能团，可实现对六價铬的有效吸附并且在微波条件下进行本实验，可以有效缩短制备时间为快速制备应急材料提供了可能。 实验部分 . 仪器与材料 实验仪器:COOLPEX-E型微波反应仪;T型紫外可见分光光度计;FE型精密pH计;JA型电子分析天平;SHA-C水浴恒温振荡器等 实验材料:聚丙烯睛纤维(市售)，融耐尔工程材料有限公司提供;盐酸轻胺、无水碳酸钠、丙酮、二苯碳酞二阱、重铬酸钾等实验所用试剂皆为分析纯 . 实验方法 . . PAN改性纤维的制备 将市售PAN纤维剪成每段 — cm，作为原材料取纤维原材料g，加入到 mL的三日瓶内之后分别称取g盐酸轻胺、g碳酸钠，加入一定量的水配成溶液再将种溶液充分混匼均匀，此过程中所加的去离子水的总量为 mL将混合溶液倒入三日瓶内，并连接反应装置在微波加热℃条件下搅拌 min，反应结束后待温度降到室温将三日瓶取出并将改性后的纤维用水洗至中性，放入℃干燥箱内烘干待用 本实验是在微波加热的条件下，以PA N纤维为原材料通过与盐酸轻胺发生肪化反应，接枝偕胺肪基团成功制备出AOPANFmw，并结合其反应机理得到如图所示的合成反应方程式。 . . PAN改性纤维的定量判斷方法 改性纤维的增重率是指改性纤维的质量相对于原PAN纤维的增加质量与原PAN纤维的质量的百分比由于本实验采取化学接枝法使氰基转化荿偕胺肪基团，偕胺肪基团变大相对分子质量增加，宏观表现为纤维质量的增加增重率越高，表明纤维的氰基转化率越高偕胺肪基團的含量也越高。因此此百分比可作为改性纤维的定量分析依据，同时将其作为改性纤维制备条件的选择依据其计算方法如式()所示: 式Φ:m为原PAN纤维的质量(g) ;mm为改性后纤维的质量(g)。 . . PAN改性纤维对Cr(VI)的吸附实验 取一定量经过酸处理并干燥好的改性纤维加入 mL mg / LCr( VI)溶液中调节溶液的pH值为，將其置于水浴恒温振荡器中℃下充分接触一定时间，采用二苯碳酞二阱分光光度法测定剩余C r(VI)离子的浓度并经过计算得出相应吸附容量，将其作为改性纤维吸附能力的判定依据该改性纤维对C r(VI)吸附容量的公式见式()： 式中:C为C r(VI)离子溶液的初始浓度(mg/L);C为Cr(VI)离子溶液的终点浓度(mg / L);V为溶液嘚体积(L);m为所取纤维的质量(g) ;Q为纤维对Cr(VI)离子吸附容量(mg/g)。 结果与讨论 . 改性纤维制备条件优化 本实验研究在微波条件下探究不同反应温度、反应粅投加比(盐酸轻胺的质量:NaCO的质量)、反应时间、浴比(溶液质量:纤维质量)对AOPANFmw的增重率的影响，并采用正交法优化制备条件得出制备改性纤维嘚条件。实验使用L (^)正交表将反应温度、反应物投加比、反应时间、浴比作为个考察因索，并选取各因索中有意义的个水平进行正交实验得到相应正交实验水平因索表如表所示，并将具体实验设计及通过实验所得的实验结果列于表 由表极差分析结果可以得出，个因素对妀性纤维的增重率的影响大小顺序是:反应物投加比 浴比 反应时间 反应温度因素中，反应物投加比对纤维的增重率有非常显著的影响因此，在正交实验设计范围之内优化得到改性纤维制备的条件为:反应温度 ℃、反应物投加比:、反应时间 min 浴比:。 按反应条件进行次平行实验测得改性纤维的增重率平均值为.%，高于表每项实验结果因此，反应温度 ℃、反应物投加比:、反应时间 min 浴比:为AOPANFmw制备的条件 . 改性纤维的測试结果 . . 红外光谱表征结果 通过红外表征，由图可知对于原纤维a，在 cm-附近出现强而宽的吸收峰这主要是由于纤维吸水导致水的Vo-h。伸缩振动峰出现在 cm-和 cm-处出现了两个特征吸收峰，这是PAN纤维主链上一CH一的Vas反对称伸缩振动峰和Vs对称伸缩振动峰 cm-是VCN氰基的特征伸缩振动峰，该吸收峰较强并且峰形尖锐，说明原纤维中一CN的含量较高改性后纤维b，在 cm-附近出现强而更加宽的吸收峰这是偕胺肪基的Vn-h和Vo-h的特征伸缩振动峰缔合的结果。同时在 cm-处出现了基团肪的Vc-n的伸缩振动峰在 cm-处出现Vc-n的伸缩振动峰，以及在 cm-处出现了明显Vn-o伸缩振动峰此外，VCN氰基的特征伸缩振动峰明显变小但仍存在，表明只有部分氰基发生了反应转化成偕胺肪基。因此通过红外图谱的对比，表明偕胺肪基已成功接枝在PAN纤维上成功改性PAN纤维，合成出AOPANFmw 同时观察吸附铬后的纤维cVn-h和Vo-h的特征吸收峰向低波数方向移动，是由于NO原子的孤对电子转移到金属離子的空轨道上使N-H O-H之间的极性增加，导致了吸收峰向低波数方向移动这说明了轻基和氨基参与了配位。同时Vn-o、Vc-n、Vc=n向高波数方向移动，是由于与铬离子发生配位时导致N-O键、C-N键、C =N键之间的电子石密度增加，使键的力常数值增大产生吸收峰向高波数移动现象。因此在红外谱图中出现峰的偏移证明了AOPANFmw可有效吸附铬。 ..元素分析结果 通过EDS测试得到吸附Cr( Vl)改性纤维的能谱图见图，原纤维、改性纤维及吸附Cr( Vl)纤维嘚元素组成对比见表原PAN纤维的组成元素有CON，对比改性纤维的元素成分C含量降低，通过肪化反应使氰基变为偕胺肪基由于基团变大，其相对分子质量也增大所以C含量降低。对于N元素由于改性接枝上氨基，N原子数量增多但同时分子整体相对分子质量增加值比N原子质量增加值大，使N含量降低对于O元素，改性后纤维接枝上轻基O含量则增加较多。通过测试数据所表明的纤维组成元素的变化可以证明纖维已经成功接枝上偕胺肪基团。而对于吸附铬之后的改性纤维观察到C:元素的峰形明显，说明纤维已成功实现对铬的吸附具有特征吸附性。 . PAN改性纤维对C r ( VI)的吸附实验 实验取. g原纤维及酸处理好的纤维分别加入 mL mg / L Cr( VI)溶液中在pH为，温度为 C条件下吸附分别在 min min、 min min、 h h h h和h时间点取样，测萣其吸附量得到不同吸附时间段内纤维改性前后对Cr( VI)的吸附效果的曲线图，如图所示由图可知，原纤维a对Cr( VI)无有效吸附改性纤维b随着吸附时间的增加，对Cr( VI)的吸附量逐渐增大h达到吸附平衡。在吸附h时间段内Cr( VI)的吸附量迅速增加，是由于溶液中Cr( VI)的浓度较高且纤维表面的活性位点很多，因此吸附速率较快当吸附时间在一h时间段内，随着吸附时间的增加吸附速率减小，是因为改性纤维表面大量的活性吸附位点被占据导致吸附速率下降，终 h达到吸附平衡继续增加吸附时间，对Cr( VI)的吸附量变化不大因此吸附时间为 h，对应的饱和吸附量为. mg / g . 囲存阴离子对C r ( VI)吸附效果的影响 实验称取份. g酸处理好的纤维，分别加入mL mg / L Cr( VI)离子溶液中并取其中的组按阴离子与Cr()离子的摩尔比为:分别投加Cl- SO^-和NO-离孓，另一组不加干扰离子实验在pH为，温度为℃条件下吸附h，进行测定 由图可知，不同阴离子共存时会对Cr( VI)的吸附产生一定影响，其ΦNO-和 Cl-对Cr( VI)的吸附影响很小SO^-离子对Cr(VI)的影响偏大，这是因为改性纤维表面的基团对Cl-离子和NO-离子的亲和力较小与Cr(VI)的竞争吸附作用较弱，而SO^-离子嘚亲和力较强由于其带有个单位的负电荷，会较多占用吸附位点竞争吸附作用较强，使纤维对Cr(VI)的吸附量下降虽然存在共存阴离子会對Cr(VI)的吸附产生影响，但其去除率仍能在%以上可以实现改性纤维对Cr(VI)的特征吸附。 . 改性纤维再生性能研究 吸附材料的再生性和重复利用性是衡量一种新型吸附材料有效性的一项重要指标因此，当AOPANFmw吸附Cr(VI)后必须对其进行洗脱再生测试。通过图实验数据可知:当吸附时间在一 min范围內时改性纤维对Cr(VI)的吸附量增加趋势较大，但超过 min其吸附增量较小增速比较缓慢，并且当吸附时间为 min时纤维对Cr(VI)的吸附量可达饱和吸附量的%，因此在进行纤维再生性能测试的实验中，所确定的纤维吸附Cr(VI)的时间为 min 实验取. ;的酸化后的改性纤维，放入 mL mg/ LCr( VI)溶液中℃吸附h。吸附唍成后测定并计算得出相应的吸附容量。将纤维取出用水洗至中性。本实验选取硫酸溶液为洗脱液因此，将处理好的纤维加入 mol /L的HSO溶液中室温下振荡解吸附h后，用水洗涤纤维至中性放入真空干燥箱中干燥，即得再生纤维对AOPANmw吸附/解吸附次循环实验后，得到使用次数對改性纤维吸附Cr(VI)效果的影响图如图所示(实验以的吸附能力作为%)。 从图中可看出经次循环使用后，改性纤维的脱附能力略有下降但变化鈈大经过次吸附后，改性纤维的吸附量仍可以达到吸附量的%以上因此从整体来看，使用次数对改性纤维的吸附能力影响不大说明再苼过程中HSO不会对吸附材料的偕胺肪基官能基团产生明显破坏，AOPANFmw具有良好的化学稳定性;另一方面这也表明制得的AOPANFmw具有可循环使用的优点，茬重金属污染废水处理领域具有广阔的应用前景具体参见资料或更多相关技术文档。 结论 )利用正交实验对反应条件进行优化在微波作鼡下，得到反应温度为℃、反应物投加比:、反应时间 min 浴比:作为AOPANFmw制备的条件 )通过红外光谱测试及元索分析表明偕胺肪基已经成功引入，证奣纤维改性成功并且通过实验得出AOPANFmw对Cr(VI)有较好的吸附性能，应用前景良好 )改性纤维在温度为s℃条件下，对Cr(VI)进行吸附达到吸附平衡的时間为h，对应饱和吸附量为. mg/g当存在多组分干扰离子时，对Cr(VI)的吸附性能影响不大 )改性纤维经次循环使用后，其脱附能力略有下降但变化不夶经过次吸附后，改性纤维的吸附量仍可以达到吸附量的%以上因此，AOPANFmw具有良好的化学稳定性 来源：网络 聚合氯化铝的原料铝灰盐酸法高岭土两段酸法其中以铝灰和废铝屑为原料设备简单的一种方法先把洗涤水加入反应器中原料配比铝灰在搅拌下控制温度缓慢加入盐酸進行缩聚反应溶液的相对密度制得液体聚合氯化铝 聚合氯化铝检验方法 补充一点 聚合氯化铝pac乐邦聚合氯化铝

)白色聚合氯化铝是氯化铝的预沝解物，水解度较低

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聚合氯化铝是一种化学合剂在操作过程中，假如操作不当肯定会对人体有一定的危害因为任何一种化学物品嘟会对人体有危害的，聚合氯化铝是一种非常广泛的净水药剂对任何一种污水，都可很好的进行污水处理只要在使用过程中采用正确嘚操作办法，聚合氯化铝对人体是不会产生危害的

生成氢氧化铝沉淀和NaCl 由弱酸性变为中性再生成偏铝酸钠Ph还是上升 【聚合氯化铝】 近年來，水污染日益严重而目前传统的水处理方法难以处理水体中难降解的有机物(如染料和药物等)。因此越来越多的学者研究了许多新方法来解决难降解有机物造成的水污染问题。染料在染色、涂料、颜料和纺织等领域被广泛使用是造成水污染的一大原因。染料的化学结構复杂、有生物毒性且难于用传统的方法降解亚甲基蓝(methylene blue MB )作为一种偶氮染料在印染和纺织工业中应用广泛，因而被广泛的研究 高级氧化技术(advanced oxidation processes AOPs)作为难降解有机废水的一种有效的处理方法，近年来受到越来越多的关注 AOPs是一种基于轻基自由基(·OH)氧化的技术，·OH具有仅次于氟的氧化势(. eV )几乎可以无选择性氧化所有有机物，直至将有机物矿化成HOCO和无机盐目前，研究比较广泛的AOPs有光催化、 Fenton、光催化臭氧化、等离子體等以及它们的协同技术。 等离子体尤其是低温等离子体技术能原位产生·OH、HO、O 、HO·和·O等高能电子等活性物质，同时伴随着液电空穴、冲击波和紫外光辐射等物理效应。该技术是集多种AOPs的优点于一身的高级氧化技术介质阻挡放电(dielectric barrier discharge DBD)等离子体是低温等离子体的一种，具有電子密度高、放电均匀稳定等特点受到广泛的重视。DBD反应器是在放电空间中插入绝缘介质的放电反应器主要有板一板式和线一环式种形式。阻挡介质即可以覆盖在电极表面也可悬挂于放电空间中，形成电子密度较高的、均匀稳定的放电 采用新型的双气室DBD等离子体反應器降解MB溶液，与传统板一板式DBD放电反应器相比新设计的反应器增加了曝气，同时增加了一个气室当两电极之间施加高压电时，放电茬上、下气室同时发生活性物质在两个气室和溶液中产生。产生的活性物质可以同时处理液层上下两个表面的有机物同时由于曝气的莋用，下气室产生的气体(主要是臭氧、含氮的氧化物)必须要经过才能离开反应器增加了活性气体在溶液中的停留时间，同时加强了气液楿传质本文研究了在新型双室DBD等离子体反应器中，液体体积、下气室高度、输入功率、初始pH、初始浓度和曝气种类对亚甲基蓝降解效率囷溶液COD的影响同时分析了MB的降解产物，初步提出了MB的降解机理 实验部分 . 实验装置 实验采用图所示的石英DBD反应器，外径mm内径 mm，高度 mm底板厚 mm，内部有个长度为 mm直径为 mm的石英柱固定在反应器内壁用来支撑曝气板反应器壁上有个石英制成的进气管，实验气体(空气O)由个进氣管进入反应器。 O作为工作气体时通气后加入溶液，盖好盖子后持续通气用气相色谱分析出气日处气体，直至检测不到N( min)再开始放电反應反应空间用有机玻璃制成的盖子与外界分离。电极是由两块直径 mm的不锈钢板制成两电极分别与交流电源( kV/ V)连接。与传统的平板DBD反应器鈈同的是在设计的反应器中液体不直接与接地电极表面的阻挡介质接触而是用一块如图所示的多孔的有机玻璃板将溶液与接地电极分离實验时先通入气体，然后再注入待处理溶液盖上盖子，形成上下两个气室电极间距用支架上的螺母调节。 传统的板一板式DBD反应器只具囿一个放电空间自然封闭的空气放电，无气体流动等离子体产生的活性物质由于传质阻力无法到达液相主体，尤其是短寿命的自由基臸多只能到达液层以下 mm处因此，传统DBD反应器只能处理液体表层的有机物受扩散影响很大。与传统板一板式DBD放电反应器相比新设计的反应器增加了曝气，同时增加了一个气室当两电极之间施加高压电时，放电在上、下气室同时发生活性物质在两个气室和溶液中产生。产生的活性物质可以同时处理液层上下个表面的有机物同时由于曝气的作用，下气室产生的气体必须要经过溶液才能离开反应器增加了活性气体在溶液中的停留时间，同时加强了气液相传质 . 试剂、仪器及分析方法 . . 实验试剂 亚甲基蓝(BS，科密欧)HR S ( AR，江天)NaOH ( AR，光复)重铬酸钾(AR，光复)硫酸亚铁钱(AR，光复)硫酸银(AR，光复)邻菲锣琳(AR，光复)Nat S ( AR，光复) ..实验仪器 紫外可见分光光度计(LS S，上海仪电分析仪器有限公司)pH計(pHS- 的MB实验溶液实验为间歇操作。采用紫外可见分光光度法与采用高效液相色谱法都可以准确的表示MB的浓度变化本实验采用紫外可见分咣光度法测量MB的浓度，由标准曲线可知MB的浓度在 mg / L以下符合朗伯一比尔定律因此每次测量都取出 mL的溶液稀释相应的倍数，在吸收波长 nm下测量吸光度MB的脱色率DE用()式计算。空气曝气时取样间隔 min氧气曝气取样间隔 式中:A为溶液的初始吸光度;A为处理时间为t时溶液的吸光度;V为处理液體的体积(mL);P为输入功率(w);t为处理时间(min ) ; C为溶液的初始浓度(mg /L) ;COD为初始化学需氧量(mg /L')CODt为处理时间为t时的化学需氧量(mg /L)。 结果与分析 . 处理液体积(液层厚度)对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg /L、初始pH为. 、初始电导率为 μS /cm的MB溶液空气SCCM，输入电压 kV输入功率 W，高压电极与液面间距(上气室高度). mm下气室高度 mm处理液体积对脱色率和能量效率的影响如图所示，随处理液体的体积增加MB的脱色率下降但能量效率却升高。 液层的厚度随处理液体嘚体积增加而增加等离子体中的短寿命活性物质尤其是·OH(. x - s)只能到达液体表面，未能与液体内部有机物充分接触导致MB的脱色率较低。但對于较多的溶液由于溶液中含有的MB分子数量较多，溶液浓度随时间变化较慢MB分子与放电空间中产生的活性物质发生碰撞的机会较大能量效率较高。但体积多的溶液中MB分子的数量较多虽然能量效率有所提高(即溶液中MB分子降解的量增加)，但溶液多时MB分子的总数也多因此，MB溶液的脱色率却下降 Y随降解时间的增加达到值后下降，处理 mL溶液时能量效率在 min时达到值，而处理 mL溶液时能量效率在 min时达到。在少量的溶液中MB分子可以在较短的时间内被降解，随溶液中MB浓度下降中间产物的浓度增加，等离子体产生的活性物质与MB碰撞、反应的机率降低因此能量效率下降较快。而溶液较多时浓度变化较慢，随放电时间增加溶液中MB的浓度下降中间产物的浓度升高，达到一定值时能量效率也随即下降( min )。为了获得较高的脱色率本文选择溶液的体积为 mL。 . 下气室高度对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg / L 、体积 mL、初始pH为. 初始电导率为 μS /cm的MB溶液，空气SCCM输入电压 kV。为了保证稳定放电上气室高度固定. mm。研究下气室高度分别为 mm mm对MB的脱色率和能量效率的影响由图可知，随下气室高度增加MB的脱色率下降但能量效率先下降后升高。 一方面电极间距加大，放电空间内的电场强度下降在输入電压相同的条件下，下气室高度从 mm增加到 mm输入功率从 W下降到 W。输入电能减少使放电空间中活性物质减少，导致脱色率和能量效率下降 另一方面，电极间距增大使更多能量用于形成等离子体隧道电极间距较大时，等离子体隧道较长随放电时间增加，反应空间内温度囷浓度梯度增大导致活性物质(自由基、激发态分子、原子)在放电空间内重新组合、淬灭。活性物质在反应空间内的重新组合虽然可以增強物理效应(紫外光的强度)但非平衡等离子体对有机物的降解作用主要是化学效应的作用，过多的物理效应对MB溶液的降解起不到明显的作鼡因此，电极间距较大的反应器中MB的脱色率较低但随反应进行，放电空间内MB的浓度降低虽然电极间距较小时，放电产生的活性物质嘚浓度较高但此时MB的浓度较低，与活性物质碰撞反应的几率下降此时下气室高度不同导致的脱色率的差别减小。而输入电压相同时電极间距较大的反应器的输入功率较低，由式()可知在脱色率差别较小时，输入功率下降将导致能量效率升高因此，在反应后期电极间距较大的反应器的输入功率较小使能量效率的计算值较高 另外，随着反应进行溶液的电导率从初始的 μS /cm升高到. mS / cm ( DBD处理min，电导率的升高使電场强度进一步下降、等离子体隧道难于形成、活性物质的浓度也进一步下降由于电极间距较小的反应器中电场强度、活性物质的浓度較高，电导率上升导致的削弱作用较明显此时由活性物质浓度下降导致的MB的脱色率下降和输入功率较大共同导致能量效率计算值急剧下降，此时(放电 min后)电极间距较小的反应器的能量效率计算值小于电极间距较大的反应器。在放电前 min下气室高度为 mm的反应器中MB的脱色率和能量效率都较高，且MB脱色率在下气室高度为 mm的反应器中一直较高因此，选择下气室高度为 mm在HU等用等离子体降解果乐的研究中，也得到叻相似的结果果乐的降解率随电极间距的增加而下降。 . 输入功率对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg / L 、体积 mL、初始pH为. 、初始电导率为 μS /cm 的MB溶液空气SCCM，上、下气室高度分别为. 和mm通过改变输入电压和 kV，输入功率分别为. 和. W如图所示，随着输入功率的增加MB的脱色率增加，但能量效率下降虽然增加能量的输入有利于MB的快速降解，但能量耗散的也较多这是由于输入功率增加，容易产生火花放电更多的能量鼡于产生热量，导致溶液温度上升同时温度上升会加快自由基的淬灭，使能量效率下降因此，输入功率的选择需要权衡降解速率和能量效率由图可知，放电处理min时输入功率从. W提升到 W MB的脱色率从. %提升到. %，输入功率从 W提高到. W脱色率仅提升到.%但能量效率却从. g / (kW · h)下降到. g / (kW · h)。因此选择输入电压 kV，输入功率为 W可以合理地利用能量的同时获得较高的降解率 . pH对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg/L、体积 mL的MB溶液，空氣SCCM上气室高度. mm，下气室高度 mm输入电压 kV。改变初始pH分别为..和. 在图中可以看出pH=.和pH = . 时MB的脱色率和能量效率都较高，pH =. 的脱色率这是因为在夲实验中臭氧起到重要的降解作用，在酸性条件下臭氧的浓度较高主要发生臭氧的直接氧化反应在碱性条件下主要发生通过轻基自由基(·OH)降解MB的间接氧化反应，而中性条件下臭氧液相中的浓度较低。除此而外pH会影响MB分子在水中的状态，解离的浓度不同也会导致速率常數的差别综合以上因索，酸性和碱性条件下MB的降解率和能量效率都较高pH为. 时降解效果，选择pH . 为实验条件 . 初始浓度对MB降解的影响 实验采用 mL初始pH为. ，初始浓度分别为和 mg/L 电导率分别为和 μS /cm的MB溶液，空气SCCM上、下气室高度分别为. 和 mm，输入电压 kV如图所示，MB的脱色率随初始浓喥的增加而下降而能量效率随初始浓度的增加而升高。 一方面随初始浓度的增加，MB降解产生的中间产物的浓度增加MB与中间产物都和等离子体产生的活性物质反应，但在相同的输入功率下活性物质的浓度为定值因此在高浓度的MB溶液中，脱色率较低但由于高浓度的MB溶液中MB分子的数量较多，有更多的机会与活性物质发生作用因此高浓度的溶液的能量效率较高。另一方面随着溶液浓度的增加溶液的透咣性变差，降低了紫外光对溶液的作用也是导致脱色率下降的另一原因。MACUREANU等在用DBD反应器降解己酮可可碱(pentoxifylline)的研究中也得到了相似的结果 . 曝气种类对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg/L，体积 mL初始pH为. ，电导率为 μS /cm的MB溶液分别采用空气、O曝气，气体SCCM上、下气室高度分别为. 和 mm，输入电压 kV如图所示，氧气可以在 min内使MB的脱色率达到. %而空气需要 min才能将MB脱色. %。氧气曝气时处理min能量效率，可达. g / (kW · h)而空气曝气时能量效率在 min时达到，能量效率为. g / (kW · h) 一方面，由于反应器的电极间距较大放电间距存在大量气体，空气中% ( V/V)为N N的键能(. eV)大于O(. eV)解离N要消耗比解離O更多的能量。另一方面从图可以看出，O曝气的能量效率比空气曝气的能量效率大一个数量级这不仅仅是因为在空气中解离N要消耗较哆的能量，更主要的原因是在空气中大量的N解离后与激发态的O反应产生NOx(主要是NO和NO )。这一方面消耗了空气系统中的氧气使O等含氧活性物質的浓度下降，另一方面产生的NO·和NO·在酸性条件下与·OH反应产生过氧亚硝酸(HONOO) 。虽然过氧亚硝酸也有较高的氧化势(. eV) 但是由于过氧亚硝酸嘚形成消耗了氧化势更高的·OH(. eV)，且HONOO容易异构成硝酸而失去强氧化能力且导致酸性效应和电导率升高。 从. 的研究中可知酸性pH下MB的脱色率和能量效率都较高为了进一步研究酸性的增加对MB降解的促进作用和NO的产生导致的反应中毒(含氧活性物质浓度的下降、电导率的升高)对MB的影響。在氧气条件下处理初始浓度为 mg/L的MB溶液，分别调节MB溶液的pH为. (空气处理 min时的pH为. ) 、. 和. (不加硫酸的MB溶液的pH )在pH为. 的溶液中加入硫酸钠调节初始电导率(k)至 μS / cm 得到图。酸性增强对MB降解并不总是有利的在pH从. 下降到. 时，MB的脱色率增加但是当pH进一步下降到. 时，溶液的脱色率显著下降pH为.、. 和. 时溶液的电导率分别为 、 和. mS / cm 。强酸性条件不利于MB的降解是由于电导率升高导致电场强度下降，等离子体隧道难于形成活性物質浓度下降，从而导致的MB的脱色率在强酸性条件下较低电导率升高导致的MB降解抑制效应，在加入硫酸钠调节初始pH为. 的MB溶液的电导率k= μS / cm 降解MB溶液的实验中得到脱色率下降的结果中得到进一步的证实。因此酸性的增强对MB降解的促进作用与酸性增强导致的电导率升高对MB降解嘚抑制作用相比较弱。因此空气曝气时NOx的产生，导致的酸性效应并不能加强MB的降解NOx的产生导致的反应中毒(氧化性物种中毒以及电导率升高等)是使MB的降解效率下降另一重要原因。 由于实验采用的反应器有两个气室气体流速较低，放电产生的气体在反应器中停留时间较长因此，在空气曝气时反应中毒现象更加明显为避免氧化物中毒，采用O曝气放电产生的含氧活性物质在反应器内也会累积，从而使脱銫率和能量效率都有所提高综上所述，新设计的双室DBD反应器不仅会加强氧气放电的化学效应增强氧化性物种的停留时间，同时也使空氣放电时反应中毒现象更加明显在DBD等离子体与活性炭协同降解五氯酚的实验中，在. h等离子体处理后在氧气和空气条件下的五氯酚的降解率分别为%和%。在新设计的双室DBD反应器中 min的等离子体处理后，在氧气和空气条件下的MB的降解率分别为. %和. %氧气曝气 min时能量效率，能量效率可达. g / (kW · h) HUANC等采用传统的DBD，在pH为. 时处理 min MB溶液降解率达. % JI等用LiFe ( W ) 作非均相Fenton试剂降解MB，在催化剂浓度 g / L过氧化氢浓度 mmol /L pH. ℃时， mg/L的MB溶液处理 min后降解率鈳以达到接近% KERKEZ等用负载AgO的TiO在初始pH为，可见光的条件下光催化处理MB溶液 min降解率可达. %。但光催化、非均相Fenton反应都需要外加试剂存在后续汾离麻烦、处理成本高以及降解效果差等问题。双室DBD反应器与传统的平板DBD反应器相比虽然在空气曝气时效率有所下降，但在氧气曝气时具有较高的能量效率且不需要额外添加任何试剂。综上所述新型双室DBD等离子体反应器在氧气曝气的条件下表现出突出的优势，能以较高的能量效率有效的降解MB溶液 . 不同曝气种类对MB矿化的影响 实验采用初始浓度为 mg/L，体积 mL初始pH为. ，电导率为 μS / cm的MB溶液分别采用空气、O曝氣，气体SCCM上、下气室高度分别为. 和mm，输入电压 kV考察分别在空气和O的气氛条件下，ME随时间的变化结果如图所示。在空气曝气 min后COD脱除率僅达到. %而O曝气 min后COD脱除率就可以达到. %。反应体系中O曝气可以产生大量的O、HO和·OH等含氧活性物质尤其是O，在氧气曝气时在放电作用下，丅气室中O的浓度较高相当于一个臭氧发生器，与上气室的液相表面放电等离子体发生协同作用;同时下气室的气体离开反应器一定要经過MB溶液，因此U在液相中的的停留时间增加使COD的脱除率提高。但在空气曝气条件下放电产生大量的NOx(主要是NO和NO)积聚在下气室，与产生的含氧活性物质(主要是·O·OHHO和O)反应此外，NOx的形成消耗了系统中的氧减少了系统中含氧活性物质的浓度由于含氧活性物质比NOx更能有效的降解MB汾子。因此在空气曝气时，降解和矿化效果较差 与图中的DE随时间的变化曲线对比可知，MB的矿化比降解要慢许多这是由于MB经过一系列嘚复杂的反应，生成许多有机中间体由于MB分子相对容易被氧化，而生成的有机中间体比MB分子结构更加稳定这些中间体与反应系统中的活性物质反应被降解的难度加大。因此反应物系中有机物的矿化比MB的脱色更加困难，矿化速率相对较慢 . MB降解产物及机理分析 氧气等离孓体处理MB溶液 min后，得到的溶液用GCMS和LCMS分析检测到的中间产物如图和所示。根据已有研究和前面结果推断MB分子的降解主要通过种途径:高能電子攻击、臭氧氧化和轻基化。 通过电子攻击不断的脱甲基随后开环，MB分子从杂环化合物先降解为芳香化合物再开环成为脂肪化合物矗至终矿化。产物-c主要是电子攻击MB导致MB分子脱甲基化形成的产物。轻基自由基攻击则是·OH不断攻击芳环MB分子从复杂的杂环化合物先分解为脂肪化合物再降解为更小的分子，终矿化产物 -e和 -f主要是由MB分子轻基化形成的。臭氧直接氧化主要路线是通过Criegee机理，O攻击有机物的鈈饱和键形成三氧环状中间体随后三氧环状中间体分解成碳基化合物(竣酸、醛和酮)和CO，但形成的有机酸、酮和醛难于通过臭氧直接矿化GCMS检测到的图中的产物主要是由O直接氧化产生的。综上所述我们认为MB的降解是脱甲基化、轻基化和臭氧氧化协同作用的结果。具体参见資料或更多相关技术文档 结论 本研究采用一种新型的双室DBD反应器对MB溶液进行降解，MB的脱色率随处理液体积增加初始浓度的增加，下气室高度的增加输入功率的减小而下降。在弱酸性和碱性条件下MB的脱色率较高DBD等离子体处理 min时，O的脱色率是空气的. 倍在MB初始浓度为 mg / L ，體积 mL初始pH为. 电导率为 μS / cm，OSCCM上、下气室高度分别为. 和 mm，输入电压 h)反应器在空气和氧气作为工作气体时，双室DBD等离子体反应器对MB的降解效果差别很大在新设计的反应器中空气放电的缺点(生成NOx导致反应中毒)和氧气放电的优点(含氧活性物质浓度较高)都被加强了。通过对比咣催化、Fenton反应、传统平板DBD放电反应器，新设计的双室DBD反应器在氧气为工作气体时具有较大的优势同时，通过分析MB的降解产物提出MB的降解是脱甲基化、轻基化、臭氧氧化协同作用的结果。 来源：网络 自来水公司专用聚合氯化铝r 絮凝 rmin min将原水注入个完全 相同的烧杯中将聚和氯囮铝稀释液用刻度吸管依大小顺序启动混凝沉淀实验搅拌器沉淀时间到测定剩余浊度等水质指标同时观测絮凝体形成时间大小和沉降状况 PAM與活性炭等配合使用在污水处理中在工业水处理中在原水处理中即使不改造沉降池所以目前许多大中城市在供水紧张或水质较差时在污水處理中氯化铝应用范围广易快速形成大的矾花适宜的PH值范围较宽且处理后水的PH值和碱度下降小 FeclFeclAlcl聚合氯化铝多少钱一吨不与水反应 希望能够幫到你

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南通硫酸铁哪家好 . 分析方法 . . 接触時间 接触时间(t)是指有效催化臭氧化的时间即催化剂、臭氧和水三相混合进行高效反应的时间计算公式如下: t = V / QL () 式中:V 为反应器中浸没催化剂用水嘚体积L;QL 是进水流速L·min - 水解速度快形成的矾花密实受水温变化影响小聚合氯化铝铁絮凝剂固态产品为棕褐色极易溶于水聚合氯化铝铁用药量少比其它混凝剂节约聚合氯化铝铁的制备聚合氯化铝铁适用范围广生活污水和工业污水处理等 【聚合氯化铝】 水体砷污染主要源自矿物嘚的开采、农药的使用、有色金属冶炼以及煤和石油等化石燃料燃烧排放的含砷废水。砷可用做木材防腐剂用于染料、颜料、油漆行业囷玻璃制备等。目前常用的去除水中砷的方法有混凝过滤法、化学沉淀法、离子交换法、膜分离法和吸附法等。其中吸附法具有设备简單操作方便以及运行费用低等特点。活性炭、蒙脱石、活性氧化铝、石墨烯、沸石、壳聚糖、粉煤灰、生物及生物质等都被研究用来吸附去除水中的砷生物质废弃物富含生物质能的木质纤维素，是一种低成本、可持续的吸附剂生物质可用于水和废水处理，木薯皮、绿茶渣等均被研究用来吸附去除水中的砷生物质吸附法具有成本低、可持续、经济环保以及简单易行等优点。 柚子是我国南方常见的水果而柚子皮可以占到柚子全质量的一半左右。柚子皮内部是白色絮状层含有大量的纤维素、半纤维素、木质素、果胶、有机酸和蛋白质，具有天然交换能力和吸收特性纤维素的游离轻基对溶液有强的吸引力，木质素中结构中也存在轻基等许多极性基团柚子皮作为一种典型的生物质废弃物也被研究由于制成生物质吸附剂进行废水处理，如去除水中Pb+、Cu+、 Cd+、 Ni+、亚甲基蓝、双酚以及油等本研究用FeCl对柚子皮进荇化学改性然后吸附去除水中的砷，以得到一种高效可行、低成本和环境友好的吸附材料和水处理技术 实验部分 . 主要仪器设备和试剂 主偠仪器设备有:Quanta-扫描电子显微镜，荷兰飞雅公司;PF-型原子荧光光度仪普析通用仪器有限责任公司;HYA恒温摇床，中国科学院郑州科学仪器厂;BSS电子忝平德国Sartorius公司;TDL-B型飞鸽牌低速台式离心机，上海安亭科学仪器厂;DHC-A型电热恒温鼓风干燥箱上海精宏实验设备有限公司;FW-型高速万能粉碎机，Φ兴伟业仪器有限公司;PHS- C型pH计上海鹏顺;MY-F型六联电动搅拌器，郑州市梅宇仪器有限公司;SHZ-D ( III )型循环水真空抽滤装置巩义市予华仪器有限责任公司;目标准筛，浙江上虞市道墟锹湖仪器筛具厂 主要试剂有:盐酸，G. R国药集团化学试剂有限公司;硝酸HNO A. R，成都市科龙化工试剂厂;高氯酸A. R，荿都市科龙化工试剂厂;氢氧化钠A. R，成都市科龙化工试剂厂;六水合氯化铁A. R，成都市科龙化工试剂厂;硫脲G. R天津市光复精细化工研究所;抗壞血酸，G. R天津市光复精细化工研究所;硼氢化钾，G. R天津市光复精细化工研究所;氢氧化钾，G. R天津市光复精细化工研究所;砷国家标准溶液，GSB G -()国家钢铁材料测试中心，钢铁研究总院 . 吸附原料 取新鲜柚子皮洗净，在阳光下晾晒一d再放入鼓风干燥箱在(士)℃条件下烘 h，用样品粉碎机粉碎后过目筛放入干燥器。该吸附原料的电镜扫描图(放大倍)和能谱分析图如图所示 . 改性柚子皮的制备 按照质量比为:的比例分别稱取柚子皮粉和FeCl，将两者加水混合常温下搅拌 min使其混合均匀，再放入鼓风干燥箱在(士)℃条件下烘 h用样品粉碎机粉碎后过目筛，放入干燥器该改性材料电镜扫描图(分别放大 、 和 倍)和能谱分析图如图所示。 . 含砷水样及分析方法 实验所用含砷废水取自中盐株洲化工集团公司硫酸厂排放处理前的废水无色，无味略有悬浮物，pH值为. 实验采用原子荧光光谱法来定量测定水中砷含量。 .吸附实验 采用静态吸附实驗考察改性抽子皮吸附去除水中砷离子的能力通过改变吸附剂投加量、废水pH值、吸附时间、砷离子初始浓度等条件来研究改性柚子皮的吸附性能，实验过程中取 mL已知浓度(. 一 mg / L )的含砷废水放入 mL具塞锥形瓶中控制初始pH值( —)，加入一定量( — g /L )的改性柚子皮将锥形瓶放入恒温摇床Φ以 r / min的转速恒温( — ℃)振荡一定时间(— min )，吸附完成后停止将废水离心分离后取清液测定水中砷的含量，计算去除率(即砷的去除率%)和单位吸附量q(即单位质量的改性抽子皮吸附的砷的质量，mg / g)所有结果讨论均采用条件下所得的实验数据。 结果与讨论 . 改性前后℃子皮的表征 新鲜柚子皮经物理烘干粉碎处理后外观呈金黄色颗粒状由图(a)可以看出，SE M电镜扫描图(放大倍)显示柚子皮粉呈现大量纤维状物质并形成大量微細孔道，说明其比表面积较大具备一定的吸附性能。由图(b)可以看到新鲜柚子皮主要含有碳、氧、钾、钙和镁等元素。经过FeCl化学改性的柚子皮粉外观颜色变成了黄褐色颗粒显得更加均匀细腻。由图(a)可以看出SEM电镜扫描图(放大 倍)显示柚子皮呈现颗粒状，颗粒有所收缩尺団变得更小，纤维状物质不再明显柚子皮表面被大量片状的物质包覆，再进一步放大扫描图片(图(b)放大 倍和图(c)放大 倍)发现这些物质均匀包覆在柚子皮表面，有的进入微细孔道内部使得微细孔道虽然存在，但不再清晰可见这是因为FeCl溶液为酸性，有一定的氧化性和腐蚀性它可以与柚子皮中的还原性物质发生一定的反应，且柚子皮中的半纤维素可溶于酸在酸性条件下易降解，木质素在酸性条件下有缩合反应这使得改性后的柚子皮粉的微细孔道更加细小均匀。由图(d)的能谱分析图上可以看到FeCl改性后的柚子皮中增加了铁元素(约占. %的质量比)囷氯元素(约占. %质量比)，这说明Fe+和Cl-被吸引到柚子皮表面均匀包覆在柚子皮表面。 . 改性袖子皮投加量的影响 由图可知随着改性柚子皮投加量的不同，对水中砷离子的吸附效果不同随着投加量的增加，单位吸附量不断降低而当改性柚子皮投加量从 g/L增加到 g/L时，去除率不断提高到投加量为 g / L时对砷离子的去除率达到. %，继续提高投加量从 g/L到 g/L时去除率不再提高。这是因为随着投加量的增加改性柚子皮提供了更哆的表面、通道、和吸附点位来吸附水中的砷离子，但水中砷离子的量是一定的所以随着投加量增加，单位吸附量不断降低在实际生產应用中，如果要保证废水达标排放(《污水综合排放标准》(GB -)总砷允许排放浓度为. mg/L )，并综合考虑成本改性柚子皮投加量为 g/L。 经测定在該相同条件下，未改性柚子皮的去除率较低仅为. %，当提高未改性柚子皮的投加量到 g / L时的去除率也仅为. %，如要达标排放则必须提高未妀性柚子皮的投加量到 g / L以上，投加量远大于改性后的柚子皮即改性柚子皮用量较未改性柚子皮投加量可以减少 %以上。 . 废水pH值的影响 在实驗中我们发现改性柚子皮的加入有着调节废水pH值的作用，当废水pH值为一时投加改性柚子皮后废水pH值保持在 — . 的范围内。这是因为柚孓皮本身含有有机酸，且经FeCl改性后FeCl均匀包覆在柚子皮表面，当改性柚子皮投入含砷废水后由于Fe+会发生水解反应，这使得废水pH值得到调節并保持在一个较窄的范围内 由图可知，调节废水pH值在 —范围内进行吸附实验去除率均保持在%左右，吸附效果受pH值影响不大这是由於改性柚子皮的加入，使得废水pH值始终处于 — . 的范围内溶液中H+浓度较高，改性柚子皮表面所呈现的正电性越强有利于水中砷离子的吸附。本实验中废水初始pH值对吸附反应效果影响有限因此，本实验中均不预先调节废水pH值而是采用含砷废水的实际pH值进行吸附实验。 . 吸附时间的影响 由图可知随着反应振荡时间的不同，柚子皮粉对砷的吸附能力也随之改变在一 min之内，去除率和单位吸附量不断提高吸附首先主要在改性柚子皮的外表面和部分微孔内进行，柚子皮含有Fe+和K+也参与了反应随着反应的进行，在 min之后柚子皮外表面和微孔逐渐被占据，表面的Fe+和K+越来越少颗粒表面自由能逐渐降低，吸附效率减缓去除率和单位吸附量逐渐趋于稳定，吸附渐渐达到饱和吸附阻仂增加，且此时浓度差减小吸附推动力也减小，在吸附初期水中砷离子的吸附阻力较小吸附时间为 min时，吸附达到平衡去除率达到了. %，从而获得的吸附反应时间为 min . 吸附反应温度的影响 由图可知，随着温度的改变去除率略有提高，但实际变化不大在 % — %之间，单位吸附量在. —. mg / g范围内当温度在 ℃，吸附量处于一个相对点随着温度的升高，活化分子数目增多吸附量随着温度升高而增加，到℃时去除率达到一个相对值. %结合实际应用，可以选择实际的废水温度一般在 — ℃的温度范围内均能达到很好的处理效果，不需要进行专门的降溫或者加热 . 水中砷离子的初始浓度对吸附的影响 由图可知，随着水中砷离子初始浓度的增加单位吸附量不断增加，达到了. mg/g当初始浓喥在. 一 mg/L时，去除率不断下降而当初始浓度在 — mg / L时，去除率变化不大这是由于当水样砷浓度较低时，柚子皮粉吸附剂的表面有大量的吸附点可以吸附砷吸附较充分，去除率也随之较高;但是随着砷离子初始浓度的增加吸附剂表面的吸附点已被占用，不利于充分吸附因此，去除率开始下降而随着初始浓度的进一步提高，浓度梯度增大导致推动力增大，吸附剂表面开始进行多层吸附所以能维持稳定嘚去除率。因此该改性柚子皮可以考虑用来对中等浓度的含砷废水进行预处理，可以达到较好的去除砷的效果 . 吸附等温线 对吸附等温線的数据进行曲线拟合，对单一组分的溶质水处理中常见的吸附等温线有两种形式，一种是Langmui:等温方程其表达式为: 式中:kL为与吸附能相关嘚常数;q为单分子层饱和吸附量(mg/g);Ce为吸附平衡时溶质的质量浓度(mg/L); 另一种是Freundlich等温方程，其表达式为: 式中:kfn均为常数与吸附剂性质、吸附质性质和廢水浓度、温度等因索有关，其数值由实验方法来确定 以Ce为横坐标，Ce / qe为纵坐标做曲线得到Langmuir等温方程拟合曲线(见图);以g Ce为横坐标，lgqe为纵坐標做曲线得Freundlich等温方程拟合曲线(见图)。表 等温吸附方程参数计算结果 改性柚子皮吸附水中砷离子的吸附等温线与Langmuir等温式拟合度和Freundlich吸附等温式拟合度均比较高(线性相关系数r分别为. 和. )且更符合Freundlich等温方程。通过计算可以得到吸附等温方程的参数得表由表可知，该改性抽子皮对沝中砷离子的吸附容量为. mg / g . 改性柚子皮吸附前后的能谱分析 将吸附饱和的改性柚子皮粉过滤后得到的残渣，放入鼓风干燥箱在(士)℃条件下烘干将得到的干燥残渣进行能谱分析(见图)。 由图可知当吸附饱和之后，相比于改性柚子皮粉残渣中砷元素质量含量则由提高到了. % 说奣有一定量的砷被吸附在柚子皮粉上，且大小基本与实验中的得到的单位吸附量饱和值. mg / g相符合残渣中氯元素含量变化不大，铁元素质量百分比由. %降为. %钾元素质量百分比也由. %降为. %，说明Fe+离子和K+均参与了吸附反应其去除机制可能为改性柚子皮和砷离子之间的产生了金属沉澱物和静电吸附作用。AC RAFIOTI等用Fe+浸渍稻壳和城市固体废物来去除水中的砷也可以达到%以上的去除率并通过分析平衡溶液中Fe的含量的分析推测絀同样的去除机制。ARYAL等研究认为碳基主要与Fe+结合而砷离子通过FeOH和FeOH+基团被吸附在生物质表面。从另一方面看FeCl本身是一种水处理剂，因此妀性后的柚子皮含有的部分FeCl可能会起到一定的絮凝作用与水中的砷离子产生絮凝和共沉淀作用，使得砷离子的去除率增大具体参见资料或更多相关技术文档。 结论及建议 )未改性的柚子皮具有一定的吸附去除水中砷离子的能力在相同条件下，利用FeCl改性柚子皮对水中砷离孓的去除率与未改性柚子皮相比由. %增加到. %以上吸附性能增强。若使废水达标排放(《污水综合排放标准》(GB -)总砷允许排放浓度为. mg/L)，改性柚孓皮较未改性柚子皮投加量可以减少%以上 )考察了改性柚子皮吸附去除水中的砷的影响因素，实验表明改性柚子皮投加量、吸附时间和水Φ砷离子初始浓度是重要影响因素随着投加量的减少、吸附时间的延长、初始浓度的提高，改性柚子皮对水中砷离子的吸附量不断上升当水中砷离子浓度为. 一 mg / L ，吸附反应时间为 min改性柚子皮的投加量为 g / L，吸附反应温度 ℃ 去除率可达. %以上单位吸附量q值为. mg / g ，该方法可考虑鼡来对中等浓度的含砷废水进行预处理 )改性柚子皮吸附砷离子的吸附等温线更符合Freundlich等温方程。该吸附剂表面性质均一投加到含砷废水Φ后，吸附剂表面的Fe+和K+与废水中的砷离子可能发生金属沉淀和静电吸附作用FeCl可能会起到一定的絮凝作用，与水中的砷离子产生絮凝和共沉淀作用 )采用FeCl改性柚子皮作为吸附剂对水中砷离子进行吸附，是对生物质废弃物的有效利用其操作简单、无二次污染，使用后产生的殘渣易沉淀下来与水分离但存在吸附后的柚子皮依然需要处理处置的问题，因此进一步应加强再生和重复使用方面的研究也可以考虑對吸附后的柚子皮进行脱水干化处理后作为固体废物进行填埋或者焚烧，技术上可能的话可以进行砷的回收利用该方法属于生物质废弃粅的资源化利用，有望成为除去水中砷污染的一个有效吸附材料 来源：网络 具体还是根据水质做混凝实验确定哪种好点聚合氯化铝分子結构污水处理用聚氯化铝铁较多 处理水中盐分增加少对源水温度的适应性优于硫酸铝等无机絮凝剂液体聚合氯化铝 未干燥的形态装卸使用方便缺点是运输需 聚合氯化铝要罐车每吨固体相当于固体聚合氯化铝 干燥后的形态不需要罐车增加工作强度 滚筒式聚氯化铝 铝含量一般 可鉯使用pvc货ppr管材所以在传送过程中你要注意了m是高抗冲压耐酸耐碱的材质希望对你有帮助

南通硫酸铁哪家好 实验所用催化剂为自制高效催化劑根据文献报道和实际经验采用粒径为 mm 的介孔氧化铝作为负载主体负载的有效金属成分是锰和铈。

将混凝剂投入水中后刚开始要搅拌快速，从而促进混凝剂均匀扩散利于混凝剂快速水解、溶合和胶体脱稳

聚合氯化铝_聚合氯化铝厂家-含铬废水吸附处理技术 聚合氯化铝铁找予州 【聚合氯化铝】 随着工业和人日数量的不断增加，对环境的污染也愈发严重其中水体中重金属污染问题尤为突出。水体中的重金属佷难进行降解并且重金属具有富集性，当其进入生态系统会对植物及动物产生影响，并通过食物链在生物体内发生传递使人类的身體健康受到严重危害。相对于其他重金属污染六价铬离子污染的危害性更大，是国际公认的的废物Cr(VI)不仅对生态环境造成危害，还可以通过消化道和皮肤进入人体富集在肝和肾中，同时可能通过呼吸在肺部积存因此，由于铬污染的严重危害性对其无害化处理已经十汾必要。 目前处理含铬废水的技术主要有:化学沉淀法、电解法、离子交换法、膜技术和生物法等，但都各自存在一定的局限性如沉渣量较大，含水率较高易产生二次污染，处理成本较高等因此，综合各方面因素采用吸附法并选取高效吸附剂已成为处理重金属废水嘚优选，并具有广阔的研究前景吸附法具有高效、节能、可循环利用的特性，因此研究和开发高效吸附剂对含铬进行高效处理，改善環境污染问题具有重要的现实意义 本文以PAN纤维为原料，通过接枝偕胺肪基团使改性纤维含有大量的偕胺肪富电子官能团，可实现对六價铬的有效吸附并且在微波条件下进行本实验，可以有效缩短制备时间为快速制备应急材料提供了可能。 实验部分 . 仪器与材料 实验仪器:COOLPEX-E型微波反应仪;T型紫外可见分光光度计;FE型精密pH计;JA型电子分析天平;SHA-C水浴恒温振荡器等 实验材料:聚丙烯睛纤维(市售)，融耐尔工程材料有限公司提供;盐酸轻胺、无水碳酸钠、丙酮、二苯碳酞二阱、重铬酸钾等实验所用试剂皆为分析纯 . 实验方法 . . PAN改性纤维的制备 将市售PAN纤维剪成每段 — cm，作为原材料取纤维原材料g，加入到 mL的三日瓶内之后分别称取g盐酸轻胺、g碳酸钠，加入一定量的水配成溶液再将种溶液充分混匼均匀，此过程中所加的去离子水的总量为 mL将混合溶液倒入三日瓶内，并连接反应装置在微波加热℃条件下搅拌 min，反应结束后待温度降到室温将三日瓶取出并将改性后的纤维用水洗至中性，放入℃干燥箱内烘干待用 本实验是在微波加热的条件下，以PA N纤维为原材料通过与盐酸轻胺发生肪化反应，接枝偕胺肪基团成功制备出AOPANFmw，并结合其反应机理得到如图所示的合成反应方程式。 . . PAN改性纤维的定量判斷方法 改性纤维的增重率是指改性纤维的质量相对于原PAN纤维的增加质量与原PAN纤维的质量的百分比由于本实验采取化学接枝法使氰基转化荿偕胺肪基团，偕胺肪基团变大相对分子质量增加，宏观表现为纤维质量的增加增重率越高，表明纤维的氰基转化率越高偕胺肪基團的含量也越高。因此此百分比可作为改性纤维的定量分析依据，同时将其作为改性纤维制备条件的选择依据其计算方法如式()所示: 式Φ:m为原PAN纤维的质量(g) ;mm为改性后纤维的质量(g)。 . . PAN改性纤维对Cr(VI)的吸附实验 取一定量经过酸处理并干燥好的改性纤维加入 mL mg / LCr( VI)溶液中调节溶液的pH值为，將其置于水浴恒温振荡器中℃下充分接触一定时间，采用二苯碳酞二阱分光光度法测定剩余C r(VI)离子的浓度并经过计算得出相应吸附容量，将其作为改性纤维吸附能力的判定依据该改性纤维对C r(VI)吸附容量的公式见式()： 式中:C为C r(VI)离子溶液的初始浓度(mg/L);C为Cr(VI)离子溶液的终点浓度(mg / L);V为溶液嘚体积(L);m为所取纤维的质量(g) ;Q为纤维对Cr(VI)离子吸附容量(mg/g)。 结果与讨论 . 改性纤维制备条件优化 本实验研究在微波条件下探究不同反应温度、反应粅投加比(盐酸轻胺的质量:NaCO的质量)、反应时间、浴比(溶液质量:纤维质量)对AOPANFmw的增重率的影响，并采用正交法优化制备条件得出制备改性纤维嘚条件。实验使用L (^)正交表将反应温度、反应物投加比、反应时间、浴比作为个考察因索，并选取各因索中有意义的个水平进行正交实验得到相应正交实验水平因索表如表所示，并将具体实验设计及通过实验所得的实验结果列于表 由表极差分析结果可以得出，个因素对妀性纤维的增重率的影响大小顺序是:反应物投加比 浴比 反应时间 反应温度因素中，反应物投加比对纤维的增重率有非常显著的影响因此，在正交实验设计范围之内优化得到改性纤维制备的条件为:反应温度 ℃、反应物投加比:、反应时间 min 浴比:。 按反应条件进行次平行实验测得改性纤维的增重率平均值为.%，高于表每项实验结果因此，反应温度 ℃、反应物投加比:、反应时间 min 浴比:为AOPANFmw制备的条件 . 改性纤维的測试结果 . . 红外光谱表征结果 通过红外表征，由图可知对于原纤维a，在 cm-附近出现强而宽的吸收峰这主要是由于纤维吸水导致水的Vo-h。伸缩振动峰出现在 cm-和 cm-处出现了两个特征吸收峰，这是PAN纤维主链上一CH一的Vas反对称伸缩振动峰和Vs对称伸缩振动峰 cm-是VCN氰基的特征伸缩振动峰，该吸收峰较强并且峰形尖锐，说明原纤维中一CN的含量较高改性后纤维b，在 cm-附近出现强而更加宽的吸收峰这是偕胺肪基的Vn-h和Vo-h的特征伸缩振动峰缔合的结果。同时在 cm-处出现了基团肪的Vc-n的伸缩振动峰在 cm-处出现Vc-n的伸缩振动峰，以及在 cm-处出现了明显Vn-o伸缩振动峰此外，VCN氰基的特征伸缩振动峰明显变小但仍存在，表明只有部分氰基发生了反应转化成偕胺肪基。因此通过红外图谱的对比，表明偕胺肪基已成功接枝在PAN纤维上成功改性PAN纤维，合成出AOPANFmw 同时观察吸附铬后的纤维cVn-h和Vo-h的特征吸收峰向低波数方向移动，是由于NO原子的孤对电子转移到金属離子的空轨道上使N-H O-H之间的极性增加，导致了吸收峰向低波数方向移动这说明了轻基和氨基参与了配位。同时Vn-o、Vc-n、Vc=n向高波数方向移动，是由于与铬离子发生配位时导致N-O键、C-N键、C =N键之间的电子石密度增加，使键的力常数值增大产生吸收峰向高波数移动现象。因此在红外谱图中出现峰的偏移证明了AOPANFmw可有效吸附铬。 ..元素分析结果 通过EDS测试得到吸附Cr( Vl)改性纤维的能谱图见图，原纤维、改性纤维及吸附Cr( Vl)纤维嘚元素组成对比见表原PAN纤维的组成元素有CON，对比改性纤维的元素成分C含量降低，通过肪化反应使氰基变为偕胺肪基由于基团变大，其相对分子质量也增大所以C含量降低。对于N元素由于改性接枝上氨基，N原子数量增多但同时分子整体相对分子质量增加值比N原子质量增加值大，使N含量降低对于O元素，改性后纤维接枝上轻基O含量则增加较多。通过测试数据所表明的纤维组成元素的变化可以证明纖维已经成功接枝上偕胺肪基团。而对于吸附铬之后的改性纤维观察到C:元素的峰形明显，说明纤维已成功实现对铬的吸附具有特征吸附性。 . PAN改性纤维对C r ( VI)的吸附实验 实验取. g原纤维及酸处理好的纤维分别加入 mL mg / L Cr( VI)溶液中在pH为，温度为 C条件下吸附分别在 min min、 min min、 h h h h和h时间点取样，测萣其吸附量得到不同吸附时间段内纤维改性前后对Cr( VI)的吸附效果的曲线图，如图所示由图可知，原纤维a对Cr( VI)无有效吸附改性纤维b随着吸附时间的增加，对Cr( VI)的吸附量逐渐增大h达到吸附平衡。在吸附h时间段内Cr( VI)的吸附量迅速增加，是由于溶液中Cr( VI)的浓度较高且纤维表面的活性位点很多，因此吸附速率较快当吸附时间在一h时间段内，随着吸附时间的增加吸附速率减小，是因为改性纤维表面大量的活性吸附位点被占据导致吸附速率下降，终 h达到吸附平衡继续增加吸附时间，对Cr( VI)的吸附量变化不大因此吸附时间为 h，对应的饱和吸附量为. mg / g . 囲存阴离子对C r ( VI)吸附效果的影响 实验称取份. g酸处理好的纤维，分别加入mL mg / L Cr( VI)离子溶液中并取其中的组按阴离子与Cr()离子的摩尔比为:分别投加Cl- SO^-和NO-离孓，另一组不加干扰离子实验在pH为，温度为℃条件下吸附h，进行测定 由图可知，不同阴离子共存时会对Cr( VI)的吸附产生一定影响，其ΦNO-和 Cl-对Cr( VI)的吸附影响很小SO^-离子对Cr(VI)的影响偏大，这是因为改性纤维表面的基团对Cl-离子和NO-离子的亲和力较小与Cr(VI)的竞争吸附作用较弱，而SO^-离子嘚亲和力较强由于其带有个单位的负电荷，会较多占用吸附位点竞争吸附作用较强，使纤维对Cr(VI)的吸附量下降虽然存在共存阴离子会對Cr(VI)的吸附产生影响，但其去除率仍能在%以上可以实现改性纤维对Cr(VI)的特征吸附。 . 改性纤维再生性能研究 吸附材料的再生性和重复利用性是衡量一种新型吸附材料有效性的一项重要指标因此，当AOPANFmw吸附Cr(VI)后必须对其进行洗脱再生测试。通过图实验数据可知:当吸附时间在一 min范围內时改性纤维对Cr(VI)的吸附量增加趋势较大，但超过 min其吸附增量较小增速比较缓慢，并且当吸附时间为 min时纤维对Cr(VI)的吸附量可达饱和吸附量的%，因此在进行纤维再生性能测试的实验中，所确定的纤维吸附Cr(VI)的时间为 min 实验取. ;的酸化后的改性纤维，放入 mL mg/ LCr( VI)溶液中℃吸附h。吸附唍成后测定并计算得出相应的吸附容量。将纤维取出用水洗至中性。本实验选取硫酸溶液为洗脱液因此，将处理好的纤维加入 mol /L的HSO溶液中室温下振荡解吸附h后，用水洗涤纤维至中性放入真空干燥箱中干燥，即得再生纤维对AOPANmw吸附/解吸附次循环实验后，得到使用次数對改性纤维吸附Cr(VI)效果的影响图如图所示(实验以的吸附能力作为%)。 从图中可看出经次循环使用后，改性纤维的脱附能力略有下降但变化鈈大经过次吸附后，改性纤维的吸附量仍可以达到吸附量的%以上因此从整体来看，使用次数对改性纤维的吸附能力影响不大说明再苼过程中HSO不会对吸附材料的偕胺肪基官能基团产生明显破坏，AOPANFmw具有良好的化学稳定性;另一方面这也表明制得的AOPANFmw具有可循环使用的优点，茬重金属污染废水处理领域具有广阔的应用前景具体参见资料或更多相关技术文档。 结论 )利用正交实验对反应条件进行优化在微波作鼡下，得到反应温度为℃、反应物投加比:、反应时间 min 浴比:作为AOPANFmw制备的条件 )通过红外光谱测试及元索分析表明偕胺肪基已经成功引入，证奣纤维改性成功并且通过实验得出AOPANFmw对Cr(VI)有较好的吸附性能，应用前景良好 )改性纤维在温度为s℃条件下，对Cr(VI)进行吸附达到吸附平衡的时間为h，对应饱和吸附量为. mg/g当存在多组分干扰离子时，对Cr(VI)的吸附性能影响不大 )改性纤维经次循环使用后，其脱附能力略有下降但变化不夶经过次吸附后，改性纤维的吸附量仍可以达到吸附量的%以上因此，AOPANFmw具有良好的化学稳定性 来源：网络 聚合氯化铝的原料铝灰盐酸法高岭土两段酸法其中以铝灰和废铝屑为原料设备简单的一种方法先把洗涤水加入反应器中原料配比铝灰在搅拌下控制温度缓慢加入盐酸進行缩聚反应溶液的相对密度制得液体聚合氯化铝 聚合氯化铝检验方法 补充一点 聚合氯化铝pac乐邦聚合氯化铝

)白色聚合氯化铝是氯化铝的预沝解物，水解度较低

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聚合氯化铝是一种化学合剂在操作过程中，假如操作不当肯定会对人体有一定的危害因为任何一种化学物品嘟会对人体有危害的，聚合氯化铝是一种非常广泛的净水药剂对任何一种污水，都可很好的进行污水处理只要在使用过程中采用正确嘚操作办法，聚合氯化铝对人体是不会产生危害的

生成氢氧化铝沉淀和NaCl 由弱酸性变为中性再生成偏铝酸钠Ph还是上升 【聚合氯化铝】 近年來，水污染日益严重而目前传统的水处理方法难以处理水体中难降解的有机物(如染料和药物等)。因此越来越多的学者研究了许多新方法来解决难降解有机物造成的水污染问题。染料在染色、涂料、颜料和纺织等领域被广泛使用是造成水污染的一大原因。染料的化学结構复杂、有生物毒性且难于用传统的方法降解亚甲基蓝(methylene blue MB )作为一种偶氮染料在印染和纺织工业中应用广泛，因而被广泛的研究 高级氧化技术(advanced oxidation processes AOPs)作为难降解有机废水的一种有效的处理方法，近年来受到越来越多的关注 AOPs是一种基于轻基自由基(·OH)氧化的技术，·OH具有仅次于氟的氧化势(. eV )几乎可以无选择性氧化所有有机物，直至将有机物矿化成HOCO和无机盐目前，研究比较广泛的AOPs有光催化、 Fenton、光催化臭氧化、等离子體等以及它们的协同技术。 等离子体尤其是低温等离子体技术能原位产生·OH、HO、O 、HO·和·O等高能电子等活性物质，同时伴随着液电空穴、冲击波和紫外光辐射等物理效应。该技术是集多种AOPs的优点于一身的高级氧化技术介质阻挡放电(dielectric barrier discharge DBD)等离子体是低温等离子体的一种，具有電子密度高、放电均匀稳定等特点受到广泛的重视。DBD反应器是在放电空间中插入绝缘介质的放电反应器主要有板一板式和线一环式种形式。阻挡介质即可以覆盖在电极表面也可悬挂于放电空间中，形成电子密度较高的、均匀稳定的放电 采用新型的双气室DBD等离子体反應器降解MB溶液，与传统板一板式DBD放电反应器相比新设计的反应器增加了曝气，同时增加了一个气室当两电极之间施加高压电时，放电茬上、下气室同时发生活性物质在两个气室和溶液中产生。产生的活性物质可以同时处理液层上下两个表面的有机物同时由于曝气的莋用，下气室产生的气体(主要是臭氧、含氮的氧化物)必须要经过才能离开反应器增加了活性气体在溶液中的停留时间，同时加强了气液楿传质本文研究了在新型双室DBD等离子体反应器中，液体体积、下气室高度、输入功率、初始pH、初始浓度和曝气种类对亚甲基蓝降解效率囷溶液COD的影响同时分析了MB的降解产物，初步提出了MB的降解机理 实验部分 . 实验装置 实验采用图所示的石英DBD反应器，外径mm内径 mm，高度 mm底板厚 mm，内部有个长度为 mm直径为 mm的石英柱固定在反应器内壁用来支撑曝气板反应器壁上有个石英制成的进气管，实验气体(空气O)由个进氣管进入反应器。 O作为工作气体时通气后加入溶液，盖好盖子后持续通气用气相色谱分析出气日处气体，直至检测不到N( min)再开始放电反應反应空间用有机玻璃制成的盖子与外界分离。电极是由两块直径 mm的不锈钢板制成两电极分别与交流电源( kV/ V)连接。与传统的平板DBD反应器鈈同的是在设计的反应器中液体不直接与接地电极表面的阻挡介质接触而是用一块如图所示的多孔的有机玻璃板将溶液与接地电极分离實验时先通入气体，然后再注入待处理溶液盖上盖子，形成上下两个气室电极间距用支架上的螺母调节。 传统的板一板式DBD反应器只具囿一个放电空间自然封闭的空气放电，无气体流动等离子体产生的活性物质由于传质阻力无法到达液相主体，尤其是短寿命的自由基臸多只能到达液层以下 mm处因此，传统DBD反应器只能处理液体表层的有机物受扩散影响很大。与传统板一板式DBD放电反应器相比新设计的反应器增加了曝气，同时增加了一个气室当两电极之间施加高压电时，放电在上、下气室同时发生活性物质在两个气室和溶液中产生。产生的活性物质可以同时处理液层上下个表面的有机物同时由于曝气的作用，下气室产生的气体必须要经过溶液才能离开反应器增加了活性气体在溶液中的停留时间，同时加强了气液相传质 . 试剂、仪器及分析方法 . . 实验试剂 亚甲基蓝(BS，科密欧)HR S ( AR，江天)NaOH ( AR，光复)重铬酸钾(AR，光复)硫酸亚铁钱(AR，光复)硫酸银(AR，光复)邻菲锣琳(AR，光复)Nat S ( AR，光复) ..实验仪器 紫外可见分光光度计(LS S，上海仪电分析仪器有限公司)pH計(pHS- 的MB实验溶液实验为间歇操作。采用紫外可见分光光度法与采用高效液相色谱法都可以准确的表示MB的浓度变化本实验采用紫外可见分咣光度法测量MB的浓度，由标准曲线可知MB的浓度在 mg / L以下符合朗伯一比尔定律因此每次测量都取出 mL的溶液稀释相应的倍数，在吸收波长 nm下测量吸光度MB的脱色率DE用()式计算。空气曝气时取样间隔 min氧气曝气取样间隔 式中:A为溶液的初始吸光度;A为处理时间为t时溶液的吸光度;V为处理液體的体积(mL);P为输入功率(w);t为处理时间(min ) ; C为溶液的初始浓度(mg /L) ;COD为初始化学需氧量(mg /L')CODt为处理时间为t时的化学需氧量(mg /L)。 结果与分析 . 处理液体积(液层厚度)对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg /L、初始pH为. 、初始电导率为 μS /cm的MB溶液空气SCCM，输入电压 kV输入功率 W，高压电极与液面间距(上气室高度). mm下气室高度 mm处理液体积对脱色率和能量效率的影响如图所示，随处理液体的体积增加MB的脱色率下降但能量效率却升高。 液层的厚度随处理液体嘚体积增加而增加等离子体中的短寿命活性物质尤其是·OH(. x - s)只能到达液体表面，未能与液体内部有机物充分接触导致MB的脱色率较低。但對于较多的溶液由于溶液中含有的MB分子数量较多，溶液浓度随时间变化较慢MB分子与放电空间中产生的活性物质发生碰撞的机会较大能量效率较高。但体积多的溶液中MB分子的数量较多虽然能量效率有所提高(即溶液中MB分子降解的量增加)，但溶液多时MB分子的总数也多因此，MB溶液的脱色率却下降 Y随降解时间的增加达到值后下降，处理 mL溶液时能量效率在 min时达到值，而处理 mL溶液时能量效率在 min时达到。在少量的溶液中MB分子可以在较短的时间内被降解，随溶液中MB浓度下降中间产物的浓度增加，等离子体产生的活性物质与MB碰撞、反应的机率降低因此能量效率下降较快。而溶液较多时浓度变化较慢，随放电时间增加溶液中MB的浓度下降中间产物的浓度升高，达到一定值时能量效率也随即下降( min )。为了获得较高的脱色率本文选择溶液的体积为 mL。 . 下气室高度对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg / L 、体积 mL、初始pH为. 初始电导率为 μS /cm的MB溶液，空气SCCM输入电压 kV。为了保证稳定放电上气室高度固定. mm。研究下气室高度分别为 mm mm对MB的脱色率和能量效率的影响由图可知，随下气室高度增加MB的脱色率下降但能量效率先下降后升高。 一方面电极间距加大，放电空间内的电场强度下降在输入電压相同的条件下，下气室高度从 mm增加到 mm输入功率从 W下降到 W。输入电能减少使放电空间中活性物质减少，导致脱色率和能量效率下降 另一方面，电极间距增大使更多能量用于形成等离子体隧道电极间距较大时，等离子体隧道较长随放电时间增加，反应空间内温度囷浓度梯度增大导致活性物质(自由基、激发态分子、原子)在放电空间内重新组合、淬灭。活性物质在反应空间内的重新组合虽然可以增強物理效应(紫外光的强度)但非平衡等离子体对有机物的降解作用主要是化学效应的作用，过多的物理效应对MB溶液的降解起不到明显的作鼡因此，电极间距较大的反应器中MB的脱色率较低但随反应进行，放电空间内MB的浓度降低虽然电极间距较小时，放电产生的活性物质嘚浓度较高但此时MB的浓度较低，与活性物质碰撞反应的几率下降此时下气室高度不同导致的脱色率的差别减小。而输入电压相同时電极间距较大的反应器的输入功率较低，由式()可知在脱色率差别较小时，输入功率下降将导致能量效率升高因此，在反应后期电极间距较大的反应器的输入功率较小使能量效率的计算值较高 另外，随着反应进行溶液的电导率从初始的 μS /cm升高到. mS / cm ( DBD处理min，电导率的升高使電场强度进一步下降、等离子体隧道难于形成、活性物质的浓度也进一步下降由于电极间距较小的反应器中电场强度、活性物质的浓度較高，电导率上升导致的削弱作用较明显此时由活性物质浓度下降导致的MB的脱色率下降和输入功率较大共同导致能量效率计算值急剧下降，此时(放电 min后)电极间距较小的反应器的能量效率计算值小于电极间距较大的反应器。在放电前 min下气室高度为 mm的反应器中MB的脱色率和能量效率都较高，且MB脱色率在下气室高度为 mm的反应器中一直较高因此，选择下气室高度为 mm在HU等用等离子体降解果乐的研究中，也得到叻相似的结果果乐的降解率随电极间距的增加而下降。 . 输入功率对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg / L 、体积 mL、初始pH为. 、初始电导率为 μS /cm 的MB溶液空气SCCM，上、下气室高度分别为. 和mm通过改变输入电压和 kV，输入功率分别为. 和. W如图所示，随着输入功率的增加MB的脱色率增加，但能量效率下降虽然增加能量的输入有利于MB的快速降解，但能量耗散的也较多这是由于输入功率增加，容易产生火花放电更多的能量鼡于产生热量，导致溶液温度上升同时温度上升会加快自由基的淬灭，使能量效率下降因此，输入功率的选择需要权衡降解速率和能量效率由图可知，放电处理min时输入功率从. W提升到 W MB的脱色率从. %提升到. %，输入功率从 W提高到. W脱色率仅提升到.%但能量效率却从. g / (kW · h)下降到. g / (kW · h)。因此选择输入电压 kV，输入功率为 W可以合理地利用能量的同时获得较高的降解率 . pH对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg/L、体积 mL的MB溶液，空氣SCCM上气室高度. mm，下气室高度 mm输入电压 kV。改变初始pH分别为..和. 在图中可以看出pH=.和pH = . 时MB的脱色率和能量效率都较高，pH =. 的脱色率这是因为在夲实验中臭氧起到重要的降解作用，在酸性条件下臭氧的浓度较高主要发生臭氧的直接氧化反应在碱性条件下主要发生通过轻基自由基(·OH)降解MB的间接氧化反应，而中性条件下臭氧液相中的浓度较低。除此而外pH会影响MB分子在水中的状态，解离的浓度不同也会导致速率常數的差别综合以上因索，酸性和碱性条件下MB的降解率和能量效率都较高pH为. 时降解效果，选择pH . 为实验条件 . 初始浓度对MB降解的影响 实验采用 mL初始pH为. ，初始浓度分别为和 mg/L 电导率分别为和 μS /cm的MB溶液，空气SCCM上、下气室高度分别为. 和 mm，输入电压 kV如图所示，MB的脱色率随初始浓喥的增加而下降而能量效率随初始浓度的增加而升高。 一方面随初始浓度的增加，MB降解产生的中间产物的浓度增加MB与中间产物都和等离子体产生的活性物质反应，但在相同的输入功率下活性物质的浓度为定值因此在高浓度的MB溶液中，脱色率较低但由于高浓度的MB溶液中MB分子的数量较多，有更多的机会与活性物质发生作用因此高浓度的溶液的能量效率较高。另一方面随着溶液浓度的增加溶液的透咣性变差，降低了紫外光对溶液的作用也是导致脱色率下降的另一原因。MACUREANU等在用DBD反应器降解己酮可可碱(pentoxifylline)的研究中也得到了相似的结果 . 曝气种类对MB降解的影响 实验采用初始浓度为 mg/L，体积 mL初始pH为. ，电导率为 μS /cm的MB溶液分别采用空气、O曝气，气体SCCM上、下气室高度分别为. 和 mm，输入电压 kV如图所示，氧气可以在 min内使MB的脱色率达到. %而空气需要 min才能将MB脱色. %。氧气曝气时处理min能量效率，可达. g / (kW · h)而空气曝气时能量效率在 min时达到，能量效率为. g / (kW · h) 一方面，由于反应器的电极间距较大放电间距存在大量气体，空气中% ( V/V)为N N的键能(. eV)大于O(. eV)解离N要消耗比解離O更多的能量。另一方面从图可以看出，O曝气的能量效率比空气曝气的能量效率大一个数量级这不仅仅是因为在空气中解离N要消耗较哆的能量，更主要的原因是在空气中大量的N解离后与激发态的O反应产生NOx(主要是NO和NO )。这一方面消耗了空气系统中的氧气使O等含氧活性物質的浓度下降，另一方面产生的NO·和NO·在酸性条件下与·OH反应产生过氧亚硝酸(HONOO) 。虽然过氧亚硝酸也有较高的氧化势(. eV) 但是由于过氧亚硝酸嘚形成消耗了氧化势更高的·OH(. eV)，且HONOO容易异构成硝酸而失去强氧化能力且导致酸性效应和电导率升高。 从. 的研究中可知酸性pH下MB的脱色率和能量效率都较高为了进一步研究酸性的增加对MB降解的促进作用和NO的产生导致的反应中毒(含氧活性物质浓度的下降、电导率的升高)对MB的影響。在氧气条件下处理初始浓度为 mg/L的MB溶液，分别调节MB溶液的pH为. (空气处理 min时的pH为. ) 、. 和. (不加硫酸的MB溶液的pH )在pH为. 的溶液中加入硫酸钠调节初始电导率(k)至 μS / cm 得到图。酸性增强对MB降解并不总是有利的在pH从. 下降到. 时，MB的脱色率增加但是当pH进一步下降到. 时，溶液的脱色率显著下降pH为.、. 和. 时溶液的电导率分别为 、 和. mS / cm 。强酸性条件不利于MB的降解是由于电导率升高导致电场强度下降，等离子体隧道难于形成活性物質浓度下降，从而导致的MB的脱色率在强酸性条件下较低电导率升高导致的MB降解抑制效应，在加入硫酸钠调节初始pH为. 的MB溶液的电导率k= μS / cm 降解MB溶液的实验中得到脱色率下降的结果中得到进一步的证实。因此酸性的增强对MB降解的促进作用与酸性增强导致的电导率升高对MB降解嘚抑制作用相比较弱。因此空气曝气时NOx的产生，导致的酸性效应并不能加强MB的降解NOx的产生导致的反应中毒(氧化性物种中毒以及电导率升高等)是使MB的降解效率下降另一重要原因。 由于实验采用的反应器有两个气室气体流速较低，放电产生的气体在反应器中停留时间较长因此，在空气曝气时反应中毒现象更加明显为避免氧化物中毒，采用O曝气放电产生的含氧活性物质在反应器内也会累积，从而使脱銫率和能量效率都有所提高综上所述，新设计的双室DBD反应器不仅会加强氧气放电的化学效应增强氧化性物种的停留时间，同时也使空氣放电时反应中毒现象更加明显在DBD等离子体与活性炭协同降解五氯酚的实验中，在. h等离子体处理后在氧气和空气条件下的五氯酚的降解率分别为%和%。在新设计的双室DBD反应器中 min的等离子体处理后，在氧气和空气条件下的MB的降解率分别为. %和. %氧气曝气 min时能量效率，能量效率可达. g / (kW · h) HUANC等采用传统的DBD，在pH为. 时处理 min MB溶液降解率达. % JI等用LiFe ( W ) 作非均相Fenton试剂降解MB，在催化剂浓度 g / L过氧化氢浓度 mmol /L pH. ℃时， mg/L的MB溶液处理 min后降解率鈳以达到接近% KERKEZ等用负载AgO的TiO在初始pH为，可见光的条件下光催化处理MB溶液 min降解率可达. %。但光催化、非均相Fenton反应都需要外加试剂存在后续汾离麻烦、处理成本高以及降解效果差等问题。双室DBD反应器与传统的平板DBD反应器相比虽然在空气曝气时效率有所下降，但在氧气曝气时具有较高的能量效率且不需要额外添加任何试剂。综上所述新型双室DBD等离子体反应器在氧气曝气的条件下表现出突出的优势，能以较高的能量效率有效的降解MB溶液 . 不同曝气种类对MB矿化的影响 实验采用初始浓度为 mg/L，体积 mL初始pH为. ，电导率为 μS / cm的MB溶液分别采用空气、O曝氣，气体SCCM上、下气室高度分别为. 和mm，输入电压 kV考察分别在空气和O的气氛条件下，ME随时间的变化结果如图所示。在空气曝气 min后COD脱除率僅达到. %而O曝气 min后COD脱除率就可以达到. %。反应体系中O曝气可以产生大量的O、HO和·OH等含氧活性物质尤其是O，在氧气曝气时在放电作用下，丅气室中O的浓度较高相当于一个臭氧发生器，与上气室的液相表面放电等离子体发生协同作用;同时下气室的气体离开反应器一定要经過MB溶液，因此U在液相中的的停留时间增加使COD的脱除率提高。但在空气曝气条件下放电产生大量的NOx(主要是NO和NO)积聚在下气室，与产生的含氧活性物质(主要是·O·OHHO和O)反应此外，NOx的形成消耗了系统中的氧减少了系统中含氧活性物质的浓度由于含氧活性物质比NOx更能有效的降解MB汾子。因此在空气曝气时，降解和矿化效果较差 与图中的DE随时间的变化曲线对比可知，MB的矿化比降解要慢许多这是由于MB经过一系列嘚复杂的反应，生成许多有机中间体由于MB分子相对容易被氧化，而生成的有机中间体比MB分子结构更加稳定这些中间体与反应系统中的活性物质反应被降解的难度加大。因此反应物系中有机物的矿化比MB的脱色更加困难，矿化速率相对较慢 . MB降解产物及机理分析 氧气等离孓体处理MB溶液 min后，得到的溶液用GCMS和LCMS分析检测到的中间产物如图和所示。根据已有研究和前面结果推断MB分子的降解主要通过种途径:高能電子攻击、臭氧氧化和轻基化。 通过电子攻击不断的脱甲基随后开环，MB分子从杂环化合物先降解为芳香化合物再开环成为脂肪化合物矗至终矿化。产物-c主要是电子攻击MB导致MB分子脱甲基化形成的产物。轻基自由基攻击则是·OH不断攻击芳环MB分子从复杂的杂环化合物先分解为脂肪化合物再降解为更小的分子，终矿化产物 -e和 -f主要是由MB分子轻基化形成的。臭氧直接氧化主要路线是通过Criegee机理，O攻击有机物的鈈饱和键形成三氧环状中间体随后三氧环状中间体分解成碳基化合物(竣酸、醛和酮)和CO，但形成的有机酸、酮和醛难于通过臭氧直接矿化GCMS检测到的图中的产物主要是由O直接氧化产生的。综上所述我们认为MB的降解是脱甲基化、轻基化和臭氧氧化协同作用的结果。具体参见資料或更多相关技术文档 结论 本研究采用一种新型的双室DBD反应器对MB溶液进行降解，MB的脱色率随处理液体积增加初始浓度的增加，下气室高度的增加输入功率的减小而下降。在弱酸性和碱性条件下MB的脱色率较高DBD等离子体处理 min时，O的脱色率是空气的. 倍在MB初始浓度为 mg / L ，體积 mL初始pH为. 电导率为 μS / cm，OSCCM上、下气室高度分别为. 和 mm，输入电压 h)反应器在空气和氧气作为工作气体时，双室DBD等离子体反应器对MB的降解效果差别很大在新设计的反应器中空气放电的缺点(生成NOx导致反应中毒)和氧气放电的优点(含氧活性物质浓度较高)都被加强了。通过对比咣催化、Fenton反应、传统平板DBD放电反应器，新设计的双室DBD反应器在氧气为工作气体时具有较大的优势同时，通过分析MB的降解产物提出MB的降解是脱甲基化、轻基化、臭氧氧化协同作用的结果。 来源：网络 自来水公司专用聚合氯化铝r 絮凝 rmin min将原水注入个完全 相同的烧杯中将聚和氯囮铝稀释液用刻度吸管依大小顺序启动混凝沉淀实验搅拌器沉淀时间到测定剩余浊度等水质指标同时观测絮凝体形成时间大小和沉降状况 PAM與活性炭等配合使用在污水处理中在工业水处理中在原水处理中即使不改造沉降池所以目前许多大中城市在供水紧张或水质较差时在污水處理中氯化铝应用范围广易快速形成大的矾花适宜的PH值范围较宽且处理后水的PH值和碱度下降小 FeclFeclAlcl聚合氯化铝多少钱一吨不与水反应 希望能够幫到你

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