钢贸企业开展物流金融的条件分析及改性活性炭对城市污水厂出水中污染物模拟吸附性能的实验研究

西南交通大学本科毕业设计（论文）第页第1章绪论1.1本论文的研究背景当前水污染日益加重，随着水体受污染程度越来越高，污染物的种类也越来越多，其中有机物污染和重金属问题最为突出。这就导致污水处理时，污水处理厂常规处理工艺之后出水污染物中含有大量的污染物（如重金属，表面活性剂，芳香类化合物等等）。1.1.1我国水资源污染严重目前，我国废水每年排放约1,000亿m3，80﹪左右的废水未经处理就直接排入水体，造成水源，特别是地表水的污染。根据2007年中国环境状况公报，2007年197条河流407个水质监测断面中，Ⅰ-Ⅲ类、Ⅳ-Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为：49.3﹪、26.3﹪和24.4﹪，七大水系中总体水质比上年好转，其中珠江、长江总体水质良好，松花江为轻度污染，淮河、黄河为中度污染，海河、辽河为重度污染。主要污染指标为氨氮、五日生化需氧量、高锰酸盐指数和石油类。表1七大水系水质类别比例水系名称Ⅰ-Ⅲ类(%)Ⅳ类(%)Ⅴ类(%)劣Ⅴ类(%)长江6.8黄河22.7珠江81.815.203.0松花江23.852.44.819.0淮河25.639.59.325.6海河25.99.711.353.1辽河40.5总体49.3从表1-1中可以看出，我国地表水资源质量现状，符合《地面水环境质量标准》的Ⅰ-Ⅲ类标准的占49.3﹪，Ⅳ、Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的比例分别为：20.1﹪、6.2﹪和24.4﹪，则我国河流有50.7﹪被污染，约占监测河流长度的1/2。淮河枯水期的水质已达不到Ⅲ类，其部分支流的水质，常年在Ⅴ类以上。黄河水系属中度污染，4个水质监测断面中，Ⅰ-Ⅲ类、Ⅳ类、Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为：63.7﹪、9.1﹪、4.5﹪和22.7﹪。主要污染指标为石油类、氨氮和高锰酸盐指数。从目前的状况来看，水资源环境污染日益严重，受污染的水源范围日益扩大，据调查，全国430个城市有90﹪以上的饮用水受到不同程度的污染。近年来，虽然在水污染防治方面做了许多工作，但不少江河湖泊的水质仍在逐渐变差，工业发达地区水域的污染尤为严重，在这种情况下，随着城市人口和工农业的迅速发展，要使受到污染水源的水质在短期内恢复困难较大，近期许多水厂不得不使用受污染原水作为生活饮用水水源[1]。使得我国饮用水资源出现了资源短缺和污染严重的严峻形势。而随着经济的发展和人民生活水平的提高，人们对于饮用水的安全和质量更加关心，要求日益提高。1.1.2近年来，人类渐渐认识到可持续发展的重要性，许多城市污水处理厂建立起来。污水处理厂的污水深度处理技术多为物理化学生物方法，包括砂滤、高级氧化、生物过滤、沉淀法和膜分离技术等，其生化处理后的出水具有水量大的特点，又由于大部分的污染物已经被去除，所以出水中污染物浓度较低，但是由于污水只是经过了常规的二级生物处理,往往还含有一定浓度的有机污染物、氨氮、浊度和重金属离子无法去除[2]。这些无法去除的污染物的种类有：消毒副产物，苯酚，氨氮，重金属离子等。1.2城市污水厂出水中污染物的种类，来源和危害1.2.1消毒副产物三氯甲烷的来源和危害消毒副产物(DBPs)的产生主要是因为供水水源被污染，导致水中含有大量溶解性有机物，在加氯消毒过程中能反应形成的副产物，直接或间接地危害人体健康。目前已经发现的消毒副产物有三卤甲烷(THMs)、卤代丙烯腈(HANs)、卤代乙酸(HAAs)、三氯硝基甲烷(HP)等，其中三卤甲烷、卤代乙酸为最具代表性的消毒副产物。在所能测到的DBPs中，三卤甲烷占64﹪，卤代乙酸占30﹪，这些物质己发现对动物有致癌作为，对人体可能也有致癌作用[3]。1.2.加氯消毒是城市给水处理中的常见工艺。自1902年问世以来，为杀灭水中微生物、阻止水疾病的传染，发挥了重大作用。但自1947年荷兰的Rook博士以及美国的Belelr等人报导了在自来水中检测了以氯仿为主的三卤甲烷类消毒副产物后，世界上许多地区先后报道，在饮用水中发现三卤甲烷类物质。人们经过研究发现在消毒过程中，氯与水中的有机物反应产生三卤甲烷(THMs)和其他副产物，如卤代乙酸(HAAs)、卤代乙腈(HANs)、氯酚及其它特殊化合物，这些卤化有机化合物中有许多被推测是致癌物或诱变剂。氯仿是三卤甲烷的主要物质，实际观察和实验都证明它对人体具有全身中毒作用和远期效应，特别引人注意的是它对人和动物的致癌作用，有的研究表明，氯仿具有积蓄性，高剂量的氯仿有明显的致癌作用，而在远期影响方面，会引起脂肪肝和肾机能障碍。中国科学院和美国环境保护署(USEPA)联合评价指出[4]：如果70年中每人每饮用2升含0.1mg/L氯仿的水，每一万人中会多出3～4例癌症患者。大量流行病学调查表明，长期饮用氯消毒的饮用水与消化和泌尿系统癌症的死亡率存在着统计学的关系[5]。此外研究队伍发现，每天饮用大于70μg/LTHMs的生水5升以上的孕妇，增加早期的流产危机性。根据美国国家癌症病研究所的研究结果(NCI)几种DBPs致癌性和致突变性的分类见表1-3[6]。目前，三卤甲烷类消毒副产物己成为多数国家和组织的饮用水水质标准中的控制指标。1979年美国环保局(EPA)在安全饮用水法规中规定THMs的在最高允许浓度为100μg/L1994年又将此值降低到80μg/L，并提出HAAs的限量为60μg/L，同时提出了THMs为40μg/L和HAAs为30μg/L的二期目标值。加拿大规定THMs可接受值为100μg/L，澳大利亚在饮用水指南中规定THMs为250μg/L，DCAA和TCAA均为100μg/L，德国对饮用水THMs要求很高，其THMs为10μg/L，表1-4为WHO与我国制定的卫生标准中对消毒副产物的限量值：表3几种主要消毒副产物的浓度及毒理研究DBPs浓度范围μg/L致癌试验氯仿·*1.3～73.3大、小鼠致癌1，2二氯乙烷0～1.4大、小鼠致癌四氯化碳.*0～3.2大、小鼠致癌溴仿·*定性小仓鼠可疑致癌六氯乙烷定性小仓鼠可疑致癌四氯乙烷定性小仓鼠可疑致癌六氯苯·*0.03～0.17小仓鼠致癌注有“·”的为列入我国“水中优先控制污染物黑名单”的有机物；注有“*”的为列入美国“优先控制污染物名单”的有机物。表4世界四大饮用水水质标准中消毒副产物指标(μg/L)类别成分中国WHOUSEPA日本三氯仿TCM602060卤溴仿TBM100100090甲一溴二氯甲烷6060030烷二溴一氯甲烷1001006010THMs二氯甲烷2020520四氯化碳22521，2二氯乙烷303054一氯乙酸40卤二氯乙酸5050300乙三氯乙酸100100酸一溴乙酸由上表可知三氯甲烷（氯仿）是城市污水厂出水中较为典型的一种有机污染物。1.2.2苯酚的来源和危害苯酚的性质苯酚，又名石炭酸、羟基苯，是最简单的酚类有机物。苯酚原子量94.11，密度1.071，熔点42~43℃，沸点182℃，燃点79℃苯酚常用于生产或制造炸药、肥料、焦炭、照明气、灯黑、涂料、除涂剂、橡胶、石棉品、木材防腐剂、合成树脂、纺织物、药品、药物制剂、香水、酚醛塑料和其它塑料，以及聚合物的中间体。苯酚在医药上用作消毒剂、杀虫剂、止痒剂等，在实验室中用作溶剂、试剂。目前，我国苯酚主要用于生产酚醛树脂、双酚A、水杨酸(用于生产阿司匹林)以及壬基酚(非离子表面活性剂)等。其中生产酚醛树脂是其最大用途，占苯酚产量一半以上。近些年来由于电子通讯、汽车工业和建筑行业等的迅猛发展，导致双酚A的需求量大幅度增长，从而带动了苯酚需求的强劲增长，这进一步导致苯酚废水的排放量越来越大[7]。苯酚的危害苯酚主要经过呼吸道和皮肤进入人体，从而引起中毒，属于高毒类物质，细胞浆毒物。低浓度苯酚可以使蛋白质变性，高浓度苯酚可以使蛋白质沉淀，对细胞有直接损害，能使粘膜、心血管和中枢神经系统受到腐蚀、损害和抑制，对生物体的危害很大，会给环境造成严重的污染。苯酚被吸入、食入、经皮吸收，对皮肤、粘膜有强烈的腐蚀作用，可抑制中枢神经或损害肝、肾功能。急性中毒的表现为:头痛、头晕、乏力、视物模糊、肺水肿等。如果误服，可引起消化道灼伤，出现烧灼痛，呼出气带酚味，呕吐物或大便可带血液，有胃肠穿孔的可能，可出现休克、肺水肿、肝或肾损害，出现急性肾功能衰竭，可死于呼吸衰竭。如果眼接触可致灼伤。慢性中毒的表现为:头痛、头晕、咳嗽、食欲减退、恶心、呕吐，严重者引起蛋白尿。苯酚应储存于阴凉、通风的库房，远离火种、热源，避免光照。库温不超过30℃苯酚的常用处理方法和国家排放标准对于苯酚废水而言，目前较为常见的是生物处理法和活性炭吸附法。生物法处理苯酚废水，在处理前必须先作一些必要的预处理，并提供一定的微生物生长条件，而且生物处理过程随着有机负荷及水力负荷的变化而波动，因而出水的苯酚浓度也随之变化，出水不稳定。因此，往往造成出水不能达标，还需进行进一步的处理。活性炭吸附法既可用于中等浓度也可用于低浓度苯酚废水的处理，出水稳定且可达标排放，而且投资和操作费用范围较宽，操作简单方便，是一种较好的苯酚废水处理方法。根据中国(GB8978-1996)污水综合排放标准，苯酚的排放标准为:一级:0.3mg/L;二级:0.4mg/L;三级:1.0mg/L。1.2.3重金属废水的来源及危害1.2.重金属废水来源于电镀、采矿、化工等部门。主要来自矿山排水、废石场淋浸水、选矿厂尾矿排水、有色金属冶炼厂除尘排水、有色金属加工厂酸洗水、电镀厂镀件洗涤水、钢铁厂酸洗排水，以及电解、农药、医药、油漆、颜料等工业的废水[8]。废水中重金属离子的种类、含量及其存在形态随不同生产种类而异，差异很大。重金属废水Pb是对人类健康有害的常见微量元素之一，它是一种神经毒性的重金属元素，是一种蓄积性毒物，主要导致儿童中枢神经系统功能障碍，对儿童的智能行为发育和体格发育等影响较大。而我国目前儿童铅中毒相当普通，已引起儿童保健工作者的日益关注。而且铅在人体内几乎可以引起所有重要器官的功能紊乱，人若长期在有铅污染的环境中活动，会出现痴呆，免疫力减弱，衰老加快[9-11]。Cu虽为人体必需元素，它对红血球的形成十分重要，但是摄取过多却干扰人体正常的新陈代谢，刺激消化系统，长期过量促使肝硬化，甚至造成中毒。Cd是一种人体非必需的重金属元素，是毒性最强的重金属元素之一，它能引起“骨痛病”，震.惊世界的日本“骨痛病”就是Cd污染所致，Cd通过食物链进入人体而慢慢累积，在肾脏和骨骼中会取代骨中的钙，使骨骼严重软化，骨头寸断。福毒性是潜伏性的，潜伏期可长达10-30aZn、Ni、Cr在人体中都属于微量元素。但是Zn、Ni、Cr过量摄入，也会对人体产生重大危害:Zn的毒性较弱，但Zn的有机化合物如柠檬酸锌等毒性却较强，Zn过量时会引起发育不良，新陈代谢失调、腹泻等；Ni过量初期发生头晕、头痛，有时恶心呕吐，长期过量则发高烧，呼吸困难等，甚至中枢神经障碍;过量的Cr3+易积存在肺泡中，引起肺癌，进入血液中引起肝和肾的阻碍，Cr6+有很大的刺激和腐蚀性，引起喉炎和肠炎。综上所述，Pb2+和Cd2+确实是城市污水处理厂出水中较为典型的重金属污染物。1.3活性炭简介1.3.1活性炭吸附法处理水的历史及其现状迄今为止，可查到的最早使用炭作水处理的记载源自曼特尔(Mantell)所译的公元前约200年的梵语原文:“在阳光下，用铜制容器中保存水并经炭过滤。”此法可以认为早期广为应用的处理技术之一:：铜浸碳微动力学作用处理工艺。18世纪英国曾经用过内部炭化的木质容器来盛水。后来辛克莱(Sinclair,1807年)和(Dahke,1861年)等人也都先后使用木炭净化水。日木从江户末期就开始将木炭用于水的净化。1927年被认为是活性炭应用史上特别重要的时期，这是因为在这一年，由于原水中的苯酚和消毒用的氯生成臭味，美国芝加哥和德国等地的自来水厂发生了广大居民难以接受的自来水恶臭事故。这些事故都是用活性炭处理解决的。随后，活性炭陆续用于处理饮用水、污水和工业废水中。第一次世界大战后活性炭己基本上进入了工业化的生产。斯波尔丁于1929年开始将粉状活性炭用于新泽西洲的新米尔福给水处理中，后来美国和欧洲各地也使用添加活性炭的方法来净化水。在这以后，人们并未停步于使用粉状活性炭，而是继续开拓了粒状活性炭填充层的净水装置。由于粒状活性炭的出现，活性炭在水处理方面的用量逐年增大。到目前为止，活性炭吸附法已成为城市污水和工业废水深度处理及污水源净化的有效手段。从80年代后半期到90年代活性炭在自来水方面主要用于腥嗅ABS苯酚的去除，同时为改善自来水水质，将活性炭利用于家庭用净水器去除细菌的污染也已得到普及。由于各方面的因素，我国在60年代才将活性炭技术用于处理污染水源的除臭、除味和工业废水的净化。60年代将活性炭用于二硫化碳废水处理，自70年代初以来，粒状活性炭用于处理工业废水，不论在技术上，还是在应用范围和处理规模上都发展很快，在炼油废水、炸药废水、印染废水、化工废水、电镀废水等处理上都己在生产上较大规模的应用，并取得了满意的效果。世界上利用活性炭处理水的主要国家有美国、德国、英国、瑞典及日本。日本活性炭专家北川睦夫80年代末就估计美国和亚欧用于水处理方面的活性炭量占液相吸附用炭量的50%左右，日本占40%左右。80年代中期我国已有30多套活性炭处理有机工业废水的工业装置，90年代我国水处理炭的应用更加广泛。1.3.2活性炭定义及种类活性炭(ActivatedCarb)是经过活化处理的黑素多孔的固体物质，具有发达的空隙结构、有很大比表面积的炭。按照国际纯粹化学和应用化学联合会(IUPAC)的定义，活性炭是炭在炭化时、炭化前、炭化后经与气体或与化学品(如氯化锌)作用与增加吸附性能的多孔的炭[12]。活性炭由于是一种具有丰富孔隙结构和巨大比表面积的碳质吸附材料，因此它具有吸附能力强、化学稳定性好、力学强度高，且可方便再生等特点，被广泛应用与工业、农业、国防、交通、医药卫生、环境保护等领域，其需求量随着环境和人民生活水平提高，呈逐年上升的趋势，尤其是随着今年来随着环境保护的日益提高，使得国内外活性炭的需求量越来越大，逐年增长。活性炭产品种类很多，其主要分类如下：按形状分有：粉状活性炭、颗粒活性炭、圆柱形活性炭、球形活性炭。按原料分有：煤质活性炭、果壳类活性炭、石油类活性炭、再生炭、水质活性炭。按制法分有：物理活化的活性炭、浸渍处理的活性炭、涂布处理的活性炭、化学品活化的活性炭。1.3.3活性炭结构与性质1.3.3多孔炭材料可以用含有碳的任何物质做原材料如木材、锯末、煤、泥煤、果壳、果核、骨、皮革废物、纸厂废物等来制造，属于无定形炭或微晶形炭，微晶形炭的结构比石墨缺乏完整性，在微晶形炭中有两种不同的结构，一种是和石墨类似的一元结构，这种结构网平面平行，形成相等的间隔，而层平面在垂直方向上取向不完全，层与层之间的排列也不规则，这就是所谓的乱层结构。由具有乱层结构的炭排列成一个单位称为一个基本结晶，这个基本结晶的大小随炭化温度而变化。基本结晶的错动便形成孔隙，这是起吸附作用的部位。另一种是由炭六角形不规则交叉连接而形成的空间格子所组成，石墨层平面中有歪斜现象，可以把这种结构看作是由于有像氧那样的不同原子侵入的结果，这种不同原子的存在对多孔炭材料的化学吸附和催化作用有较大影响[13]。1.3.3活性炭的制造分为碳化和活化两步。碳化也称热解，是在隔绝空气条件下对原材料加热，一般温度在600℃以下。碳化有两个作用，一是使原材料分解放出水气、一氧化碳、二氧化碳及氢等气体，第二个作用是使原材料分解成碎片，并重新集合成稳定的结构。这些碎片是由一些微晶体组成，微晶体的大小和原材料的成分和结构有关，并受碳化温度的影响，大致是随碳化温度的升高而增大的。碳化后微晶边界原子上还附有一些残余的碳氢化合物[14]。活化是在有氧化剂的作用下，对碳化后的材料加热，以生产活性炭产品。当氧化过程的温度在800℃-900℃时，一般用蒸汽或CO2为氧化剂，当氧化温度在600℃以下时，一般用空气做氧化剂对活化所起的作用是在活化过程中烧掉了碳化时吸附的碳氢化合物，把原有孔隙边上的碳原子烧掉，起扩大孔隙的作用，并把孔隙与孔隙之间烧穿，形成多孔碳材料[15]图1碳化及活化后的微晶片结构[15]1.3.3（1）化学元素的组成活性炭的吸附特性，不仅受其孔隙结构的影响，同时也受其化学组成的制约。结构非常规则的石墨表面的吸附力，主要是范德华力中的色散力引起的物理吸附[16]。炭素的基本微晶结构是不规则的，明显改变了炭素位，架上的电子云的构成，其结果产生了不饱和原子价或不成对电子，因此活性炭对极性物质具有较强的吸附力。基本结构不规则的另一个原因是由于杂原子的存在。各种各样的杂原子或由杂原子形成的官能团存在于炭的基本结构中，对碳元素表面进行“修饰”，从而改变了碳的吸附特性。活性炭除炭素外，还含有其他两种混合物。其一是化学结合的元素，这些以氧或氢为代表。在原料中，存在着不完全的炭化，以石墨化的状态存在于活性炭的结构中，或者在活化时，在表面形成了化学结合或由氧或水蒸气在炭素表面以氧化的形式存在；另一种混合物是灰分，它可以构成活性炭的无机成分，灰分的含量及组成随活性炭的种类而异，灰分在水蒸气活化时具有催化作用，铁及其他组分在炭和二氧化碳的反应中显示出强烈的催化作用。灰分往往使吸附受到影响，一些极性物质在活性炭上的吸附因灰分而增加，原因是灰分引起了活性炭基本构造的缺陷，而缺陷部分对氧产生化学吸附。（2）活性炭的表面氧化物影响活性炭吸附或其他性质的主要因素是氧和氢的存在。这些元素和碳原子发生化学结合，形成了和灰分不同的活性炭的有机部分。根据固体表面不均匀理论，炭素物质中的氧或氢及其他异原子，处于石墨微晶的端部或晶格缺陷处和碳原子相结合。这些原子的原子价随周围碳原子是否充分饱和而异，所以反应性相差悬殊。图图2氧化物A、B、C的模型[19]希洛夫(Sohilow)在活性炭表面氧化物的研究中，推论炭的一氧化物以表面氧化物A,B,C三种状态存在。图2表示表面氧化物的模型，氧化物A在700℃以上的温度下生成，氧化物B在300℃以上生成，在700℃以上时和CO2反应放出CO。在300℃-850将碳素物质加热炭化时，炭以外的元素，如氧、氢等依次脱离炭的结构，由于加热或炭化条件不同，在炭表面形成各种有机官能团。在活性炭表面已检测出的有机官能团有:梭型氢氧基、醚类、过氧化物、酯类、荧光素、炭环状过氧化物等。对炭化物进行热处理，最终可看作是C-C结合依次向石墨结晶过渡，中间产物是非石墨质炭，随着温度由低到高，氧、氢等元素相继离开。这时，表面氧化物的形式是:低温状态下-C00H和-OH的存在较多，高温状态下-C00H减少，而>C-O增多[19]。（3）活性炭的化学改性活性炭表面化学性质的改性可以从氧化改性、还原改性和负载金属改性等方面进行。强氧化改性主要是利用强氧化剂在适当的温度下对活性炭表面的官能团进行氧化处理，从而提高表面的含氧酸性基团的含量，增强表面的极性。表面极性较强的活性炭易吸附极性物质，从而可以达到吸附回收或废水治理的日的。范顺利等[17]采用HNO3＋H202和（NH4）2S2O8试剂对活性炭进行改性处理，探讨了活性炭的表面化学性质与表面结构特性对吸附的影响。有人认为，活性炭的碱性可以通过还原性气体H2或N2高温处理得到碱性基团含量较多的活性炭[18]。高尚愚等[19]利用氢气改性活性炭，研究了改性后活性炭对苯酚及苯磺酸吸附能力。万福成等[20]采用了NH2·H20、苯胺等对活性炭进行了改性处理，部分消除了表面阴性基团，增强了对Au(Ⅲ)的吸附能力。负载金属改性的原理大都是通过活性炭的还原性和吸附性，使金属离子在活性炭的表面上首先吸附，再利用活性炭的还原性，将金属离子还原成单质或低价态的离子，通过金属或金属离子对被吸附物较强的结合力，从而增加活性炭对被吸附物的吸附性能。刘慧英等[21]用H2S改性活性炭，使活性炭表面形成含硫元索的基团(C-S)，使其对Pb2+的吸附能力成倍地提高。1.3.4粉末活性炭在饮用水处理中应用现状活性炭吸附是去除饮用水中的有机污染物的有效方法之一，而粉末活性炭因其价格便宜、基建投资省、不需增加特殊设备和构筑物、应用灵活等特点，尤其适合于原水水质季节性变化大的原水净化和现有常规处理水厂的工艺改造。自1929年美国新米尔福水厂首次用粉末活性炭去除氯酚产生的嗅味以来，粉末活性炭在水处理中的应用己有70多年的历史，人们对其在饮用水处理的应用作了大量的研究，并在许多水厂里取得了实用。粉末活性炭在饮用水处理中的作用：粉末活性炭在水厂中初次应用的目的是为了去除氯酚产生的嗅味，但随后的研究发现它对水中的色、嗅、味的去除效果都十分显著。七十年代以来，随着水源污染的日益严重以及消毒副产物(DBP)的检出，人们对去除饮用水源中的酚类、农药、消毒副产物及其前体物方面作了研究，并发现粉末活性炭对此类物质也有很好的去除效果，因此粉末活性炭在水处理中得到了普遍的应用且有逐年递增趋势。粉末活性炭在美国、荷兰、法国、比利时、英国等国都有广泛的应用。饮用水处理中粉末活性炭炭种的选择：由于原水中天然有机物大多为大分子有机物，因此一般认为应采用中孔较发达的木质活性炭。董秉直等人通过对活性炭吸附黄浦江原水中有机物的研究发现，粉末活性炭吸附作用不仅与有机物的分子量分布有关，还与有机物本身的性质有关。丁恒如等人则认为活性炭对天然水中有机物的吸附性能与其指标相关性不好，不能单纯通过这指标来评价活性炭对天然水中有机物的吸附性能，提出了采用活性炭对水中四种典型有机物(腐殖酸、富里酸、木质素、丹宁)的吸附容量和吸附速度作为正确选择水处理用活性炭的指标，且在五种水质(长江、黄浦江、太湖、淮河、巢湖)中得以验证。活性炭炭种的选择应根据原水的水质状况特别是有机物的分子量分布及其性质来确定。1.3.5活性炭的改性活性炭的吸附作用包括物理吸附和化学吸附。由于物理吸附容易脱附，因此活性炭在废水处理中，主要利用其化学吸附，提高去除率。但是，化学吸附时，吸附分子和吸附剂表面有某种化学作用，即它们之间有电子的交换、转移或共有，从而可导致原子的重排、化学键的形成或断裂，一般发生在像边缘不饱和碳原子等活性位上，于是存在固定的吸附位，而且被吸附分子不能沿表面移动。化学官能团作为活性中心支配了活性炭表面化学性质，活性炭的原材料主要决定活性炭表面官能团的数量和种类，所以对活性炭进行改性处理以改善其吸附性能就有一定的意义。活性炭表面化学性质的改性可以从物理改性和化学方法改性，物理改性有微波辐射改性、声波改性、等离子改性等;化学方法改性一般可分为干法和湿法两大类。湿法改性主要是氧化、还原、表面活性剂和负载金属等溶液处理法。改性方法有：（1）微波辐射改性微波改性是通过调节微波功率和辐射时间来控制活性炭的表面化学成分或元素的含量，从而调节活性炭的表面化学性质，提高活性炭的吸附性能，是改变活性炭吸附性能的一种有效方法。有研究表明微波加热能有效提高活性炭的吸附能力，微波功率和辐照时间是决定改性活性炭吸附性能的关键因素。微波辐射使活性炭空隙结构和性能发生了较大的改变，增强了对难降解有机物吡啶的吸附能力。相关文献[22-23]报道，在氮气气氛下微波改性后，ACF表面的氮含量升高，部分氮以四氮化合物形式存在于活性炭层的芳香族结构中，同时碳原子含量有轻微的增加而氢原子含量变小，然而氧原子含量大量地减少。这些微波改性处理后的活性炭重新暴露于空气时，活性炭上的部分碳原子发生重新氧化，经过数天后氧化达到平衡。这些重新氧化后的活性炭重新生成一些含氧酸性官能团，但即使过数月后，经微波处理后的活性炭的碱性总会比未经微波处理过的活性炭强[24]。（2）声波改性超声波处理时间及其物理参数的不同会产生不同的影响。采用超声波处理活性时，超声空化作用将引起冲击波和微射流。超声波改性使活性炭的孔径发生了变化。研究表明发现随着超声波处理时间的延长，活性炭的BET比表面积和微孔比表面积略有下降。这是因为活性炭是脆性粒子，超声空化作用引起的强烈冲击破坏了孔壁，造成部分活性炭结构塌陷，微孔减小，中孔增多。由于超声波时间过长，部分中孔破裂为大孔，使中孔的比例下降。超声波处理后，由于空化作用使表面的细小基团及杂质不断地被清洗剥除，活性炭表面和孔内变得光洁[27]。（3）等离子体改性低温等离子体对AC表面的作用主要有表面杂质清除、表面刻蚀、表面交联和形成具有新化学结构的表面等，改性只发生在表面层，不影响基体固有性能，改性前后AC的表面结构参数并未发生显著的变化，而且工艺简单，效率高，成本低，是一种能对ACF表面物理化学性质进行改性的新颖的方法，所以引起众多学者的关注。Hua-chiangwen等[25]用等离子体—化学气相沉积法在氨气气氛下对碳纤维进行改性，结果是高能状态的氨等离子体破坏碳纤维的微孔结构，同时在碳纤维表面生成含有N-H键的官能团和化学键。SatoshiKedam等[26]用氧低温等离子体对活性炭表面进行改性，结果是比表面积减小，表面的酸性官能团数量增多。Boudou等[27]研究得知，沥青基活性碳纤维(PIT-ACF)经低压氧等离子体处理1~5min后，其结构及直径基本保持不变，同时由于等离子体对ACF表面的刻蚀作用，其粗糙度增强，比表面积增大;在较温和的氧等离子体氛围中，可以产生大量的含氧官能团，但当等离子体强度超过一定极限后，部分含氧基团消失。以上几种方法为物理改性，物理方法特点:物理改性法通常包括两个步骤，首先是对原料进行炭化处理以除去其中的可挥发成分，使之生成富含碳的固体热解物，然后用合适的氧化性气体(如水蒸气、一氧化碳、氧气或空气)对炭化物进行活化处理，通过开孔、扩孔和创造新孔，形成发达的孔隙结构。并且物理方法改性时的诸多活化条件也将影响其性能。其另一个特点是往往添加催化剂。（4）表面氧化改性表面氧化改性是指利用合适的氧化剂在适当的温度下对活性炭材料表面的官能团进行氧化处理，从而提高材料表的含氧官能团的含量，增强材料表面的亲水性。常用的氧化剂主要有HNO3，HCIO和H2O2:等。通过氧化改性的活性炭材料表而几何形状变得更加均一。不同的氧化剂处理后，含氧官能团的数量和种类不同，氧化程度越高，含氧官能团越多。氧化处理可以改变活性炭的孔隙结构，比表面积、容积降低，孔隙变宽。而氧化处理在活性炭表而增加的梭基等酸性基团也可通过高温处理去除且不影响由氧化而引起的微孔变化。目前，对活性炭的表面氧化改性主要集中在通过氧化提高表面酸性基团上，特别是通过HNO3的氧化，提高了表面酸性氧化物的含量，相应提高了其亲水性，这不利于对以疏水性为主的有机污染物的吸附。通过文献知道使用较多的是HCIO、HNO3、H2O2、CI2进行改性。范延臻[28]研究了表面氧化改性对活性炭吸附各种有机物性能的影响，研究发现，硝酸氧化可显著增加活性炭表面酸性基团的含量，提高了活性炭的表面亲水性，降低pH值，并造成活性炭的结构塌陷和比表面积的减少，因而对活性炭吸附水中的苯酚、苯胺、腐殖酸、氯仿、四氯化碳等有机物的性能产生明显不良影响，以去除水中有机污染物为目的的活性炭表面改性的方向应为:减少表面内醋基及梭基等含氧官能团的含量，增加活性炭表面的疏水性。但是硝酸氧化显著地增加了活性炭对Pb2+的吸附容量。Kyung-RyeolKO等[29]将含有O3的O2混合气分别通入含有Na0H的溶液中，对酚醛树脂基ACF氧化改性，并用于对Cr(VI)和Cu(II)的吸附研究，在NaOH溶液中的改性效果要好于在H2O2溶液中的改性。s.Haydar等[30]利用由橄榄石为原料制备的活性炭进行HNO3和次氯酸钠氧化改性。经MS检测，氧化改性引入了大量的含氧官能团。使用原料活性炭、氧化改性活性炭和经除气处理的改性活性炭对p一硝基酚(PNP)进行吸附实验。结果显示:在低浓度条件下，吸附效果有很大程度的提高，3种样品的吸附等温线却有很大不同。经分析表明对于苯酚取代物，活性炭表面碳基官能团是首要的化学吸附位。（5）表面还原改性表面还原改性主要是通过还原剂在适当的温度下对活性炭表面的官能团进行改性，从而提高含氧碱性基团的含量，增强表面的非极性。这种活性炭对非极性物质具有更强的吸附性能[31-32]。常用的还原剂有H2、N2和NaOH等。在水处理中，由于经过还原改性的活性炭表面碱性含氧基团大量增加，在一定程度上有助于对某些污染物质特别是有机物的吸附。有人认为，活性炭的碱性主要是由于其无氧的LewiS碱表面，可以通过在还原性气体H2或N2等惰性气体下高温处理得到碱性基团含量较多的活性炭。还原改性的手段主要集中在H:或N:等惰性气体对活性炭的高温处理和氨水浸渍处理，主要机理是去除法性炭表面的大部分酸性集团。Manuel等[33]人将活性炭进行有选择的改性，通过检测改性活性炭试样表面化学性质、结构特性以及对不同染料的吸附效果可以看出，活性炭表面化学性质在染料吸附过程中起了关键的作用。（6）负载金属离子改性负载金属改性的原理大都是通过活性炭的还原性和吸附性，使金属离子在活性炭的表面上优先吸附，再利用活性炭的还原性，将金属离子还原成单质或低价态的离子，通过金属离子或金属对被吸附物较强的结合力，从而增加活性炭对被吸附物的吸附性能。目前经常用来负载的金属离子包括铜离子、铁离子等[34]。Wen-ming等采用Fe(NO3)3和Fe2(SO4)3对活性炭进行了实验，表明了在高温下，金属盐分解释放出NOx、SOx与活性炭孔道反应，增大了孔径；同时金属盐的金属氧化物在高温下被活性炭还原，扩大了孔径；金属存在下，对活性炭孔壁活化，这些都提高了活性炭的中孔率。杨娇萍等以FeCl3为化学添加剂、CO2为活化剂，采用化学-物理混合活化法对活性炭进行改性。实验表明，FeCl3-CO2体系能明显改进活性炭的孔结构和孔径分布，经改性后活性炭平均孔径稍有下降，但比表面积和总孔容都较原料炭增加了一倍，孔径分布更趋均。余谟鑫在活性炭上负载上Ag+，Ni2+、Cu2+、Zn2+、Fe2+等离子证明了通过负载不同的金属离子可以对油品中含硫有机物的苯并噻吩的吸附能力（7）电化学改性电化学改性是利用微电场，使活性炭表面的电性和化学性质发生改变，从而提高吸附的选择性和性能。它不需要加化学药剂，也不需要加热，不会造成对环境的污染，能耗低，仅在几百毫伏内进行，操作方便。有研究表明研究发现活性炭吸附量随电位的增加而逐渐提高，吸附速度加快;阳极极化有利于活性炭对氯仿的吸附，阴极极化抑制活性炭对氯仿的吸附[35]。（8）化合物改性活性炭具有很高的稳定性和良好的活性，这两个基本性质成为活性炭做催化剂或催化剂载体的条件。chiK.Ahn等[36]人利用SDS、SDBS和DSS对活性炭进行改性吸附福离子，A.ucer等[37]人用丹尼酸对活性炭进行改性来增加对Fe3+、Cu2+、Cd2+、Zn2+和Mn2+的吸附。1.4小结综上所述，本实验选择城市污水厂出水中污染物的类型为：重金属铅离子（Pb2+）和镉离子（Cd2+）；有机污染物为三氯甲烷（CHCl3）和苯酚（C6H5OH）。原因是铅离子（Pb2+）和镉离子（Cd2+）是重金属废水中含量较多的，较为典型的且对人体危害较大的重金属离子，有一定的研究意义，实验进行起来也较为方便，；而三氯甲烷（CHCl3）和苯酚（C6H5OH）也是在污水厂出水中含量较多，对人体有很大危害的有机污染物，有研究的价值和意义。而用来处理上述污染物的活性炭的改性方法则选择：硝酸氧化改性法和负载金属氧化铁改性法。因为这两种改性方法实际操作性比较高，且之前探究这两种改性方法处理四种污染物的研究较少，有一定的研究意义。故具体方法为：用改性后的活性炭和未处理的活性炭共同分别处理上述出水污染物，比较吸附效果得出实验结论。1.5本论文的结构安排本论文分依照逻辑关系可以分为五个部分，如下：第一章（绪论）即为第一部分，该部分主要介绍了研究背景和该研究方向的发展现状，并简要地说明了本研究的主要依据、研究内容和本研究的预期目标，以期通过该部分能够让读者对该领域有一定的了解，并且熟悉本研究的相关内容，为后面部分提供概要。第二部分则为第二章，该部分介绍了本研究的所需的实验仪器和所使用的化学药品，该部分是实验进行的准备，为从事相关研究工作的读者提供参考意见。（后续所需的实验仪器和实验药品已在第二部分全部列出）第三部分则包含本论文的第三章和第四章，其主要内容则是实验方案及实验所得的相关实验数据和实验图表，这一部分在整个研究中起着非常重要的作用，它作为前两部分的成果，为读者提供所需的相关信息。（实验的成果通过图表体现出来，）第四部分则为第五章，结论部分作为本论文的最后部分，通过对前几部分的分析、总结，得出相关的结论，是本论文成果的体现。第五部分为本论文的致谢、参考文献和附录翻译部分，致谢部分表达了笔者在论文拟写过程中对于指导过笔者的人员的敬意。参考文献中的引用文献可以为读者在进行相关研究时提供扩展阅读。

第2章实验仪器与试剂2.1实验仪器紫外灯（20W），紫外可见分光光度计（UV1201，北京瑞利分析仪器有限公司），，电子天平（AUY120，岛津国际贸易有限公司），pH计（PB-10，德国赛多利斯股份公司），电热恒温真空干燥箱（DZF-6090，上海精宏实验仪器有限公司），数显水浴恒温振荡器（WHY-2，常州普天仪器制造有限公司），电子移液枪（e5000，飞世尔实验器材有限公司），旋片式真空泵（FY-10，温岭市飞越机电有限公司），气相色谱仪（Varian3700型），63Ni电子捕获检测器，3390积分仪，色谱柱。下面列举了一些实验仪器的图片： 电子天平 电子移液枪数显水浴恒温振荡器数数显恒温磁力搅拌器 抽滤泵紫外分光光度计pH计 2.2实验材料材料名称化学式规格醋酸铜(CH3COO)2Cu分析纯硝酸HNO3分析纯三氯化铁FeCI3分析纯硫酸亚铁FeSO4分析纯硫酸H2SO4分析纯硫酸亚铁，七水FeSO4·7H2O分析纯过氧化氢H2O2分析纯盐酸HCl分析纯氢氧化钠Na0H分析纯氯化铁，六水FeCl3·6H2O分析纯十二烷基硫酸钠C12H25―OSO3Na分析纯硫酸亚铁铵Fe（NH4）2（SO4）2·6H2O分析纯硝酸铅Pb（NO3）2分析纯三氯甲烷CHCl3分析纯苯酚标准液C6H5OH分析纯氨水NH3·H2O分析纯第3章实验方案3.1硝酸氧化改性实验3.1.1实验原料市售粉末活性炭，硝酸（分析纯）3.1.2实验方法（1）清洗粉末活性炭，去除杂质。（2）在105℃-110℃（3）称取五组粉末活性炭，每组20g，放入250ml锥形瓶(带塞)内。（4）分别向各个瓶内加入不同浓度0mol/L、1.2mol/L、3.5mol/L、7.2mol/L、13.2mol/L的氧化剂100ml，并加入适量0.4mol/L的醋酸铜溶液(利用硝酸处理时用)，充分混合至无气泡，在水浴震荡器(60℃)上恒温震荡反应4h。（5）用砂心漏斗抽洗，直至将活性炭洗至中性(至洗出液pH值不再变化为止)，在烘箱中(105℃)烘干，置于干燥器中备用，并分别予以标示。3.2负载金属氧化铁改性实验3.2.1氧化铁的制备（1）药剂FeCl3；FeSO4；FeCl2；氨水；过氧化氢；NaOH；FeSO4·7H2O；FeCl3·6H2O和异丁基聚磷酸钠均为分析纯；十二烷基硫酸钠，实验用水为去离子水。甲酸、甲醛和丙酮(均为分析纯)；颗粒活性炭（已洗净干燥）。（2）仪器酒精灯；石棉网；三脚架；玻璃棒；烧杯；量筒；滴管；移液管；磁铁；DG-202型电热恒温干燥箱；PHS-3C型精密电子pH计；LG10-24A型离心机；BS210S电子天平；1000ml磨口瓶(距杯底部10mm处设置取样口)；（3）实验步骤①磁性氧化铁的制备其试验步骤是:将7.2g的FeSO4·7H2O和9.8g的FeCl3·6H2O加入20ml水中加热到70℃全部溶解以后，加入浓度为5mol/l的Na0H20ml，快速搅拌在恒温70℃生成氧化铁沉淀。用Na0H滴定直到溶液呈碱性。用水将其洗涤，除去剩余的盐类。为了阻止生成物的絮凝沉积，有效地抑制粒子的长大，获得细小的分布均匀的粒子，加入0.8g的表面活性剂月桂酸，同时滴加5mol/l的Na0H以增其溶解度，搅拌10min，将其装入容器中加热到90℃，恒温30min，以使月桂酸充分吸附到磁性粒子的颗粒上。加HCI调整pH值4~5，在60℃水浴中加热1h，以形成所需要的磁性氧化铁，称为催化活化法制备氧化铁(记为FeO3.2.2磁性氧化铁/活性炭(FeO/AC)的制备（1）主要材料及药品①药剂制备的FeO磁性氧化铁材料；活性炭；氨水；过氧化氢；Na0H；十二烷基硫酸钠和异丁基聚磷酸钠均为分析纯；实验用水为去离子水。②仪器l000ml磨口瓶(距杯底部10mm处设置取样口)；搅拌器；加热炉。（2）实验步骤FeO/AC复合材料的制备方法是催化法，即将制备FeO时的磁流体中，加入水洗3次除去其表面杂质的活性炭试样20g，将其浸入溶液中，搅拌10min，向其中加10ml0.002mol/l的活化剂氯化钙，搅拌3min以后加入盐酸溶液调节pH值到2.2，然后继续搅拌20min，磁化剂就可以完全吸附在活性炭上，水洗3次，于50℃下干燥，即可得到活性炭/磁性氧化铁的复合吸附材料。（另一份颗粒活性炭做空白试验对照）3.3改性活性炭对污水厂污染物的模拟吸附实验3.3.1活性炭改性对Pb2+的吸附Pb2+溶液的配制和标准曲线的绘制(l)配制1g/L的硝酸溶液：准确称取0.3996gPb(NO3)2(分析纯)，用蒸馏水溶解后，加入2.5mL浓硝酸，定容于250mL容量瓶中。(2)按照实验浓度的要求，用移液枪分别量取1g/L的硝酸铅溶液0.1035mL；0.207mL；0.414mL；0.621mL；0.828mL，移至5个1000mL的容量瓶中，加蒸馏水稀释，定容，其浓度各自为：0.5μmol/L；1.0μmol/L；2.0μmol/L；3.0μmol/L；4.0μmol/L，备用。(3)用分光光度计分别测出它们的吸光度，绘制出Pb2+溶液的标准曲线。恒温吸附移取上述制得的4μmol/L的Pb(NO3)2溶液各100mL，装入7个锥形瓶中。调节其PH值为4.0，分别加入0.2g制得的7种活性炭，于298K下在数显水浴恒温振荡器中震荡24h，过滤，用原子吸收分光光度计测定滤液的浓度。3.3.2活性炭改性对Cd2+的吸附Cd2+溶液的配制和标准曲线的绘制按照实验浓度的要求，用移液管分别量取10mg/L的镉标准溶液溶液5.6mL；11.2mL；22.4mL；33.6mL；44.8mL，移至5个1000mL的容量瓶中，加蒸馏水稀释，定容，其浓度各自为：0.5μmol/L；1.0μmol/L；2.0μmol/L；3.0μmol/L；4.0μmol/L，备用。用分光光度计分别测出它们的吸光度，绘制出Cd2+溶液的标准曲线。恒温吸附移取上述制得的4μmol/L的镉离子溶液各100mL，装入7个锥形瓶中。用0.1mol/L的NaOH溶液调节其pH值为8.0左右，分别加入0.2g制得的7种活性炭，于20℃下在数显水浴恒温振荡器以160r·min-1的摇速3.3.3活性炭改性对苯酚的吸附实验苯酚标准曲线用苯酚标准液准确配制一系列不同浓度苯酚溶液：0.1mg/L、0.2mg/L、0.6mg/L、1.0mg/L、1.4mg/L、2.0mg/L、2.5mg/L，于50mL比色管中，用分光光度计测出其吸光度，绘制出吸光度对苯酚浓度的标准曲线。恒温吸附移取上述制得的2.0mg/L的苯酚溶液各100mL，装入7个锥形瓶中。调节其PH值为6.0左右，分别加入0.2g制得的7种活性炭，于10-15℃下在数显水浴恒温振荡器中震荡24h，过滤，用原子吸收分光光度计3.3.4活性炭改性对三氯甲烷的吸附三氯甲烷溶液的配制和标准曲线的绘制三氯甲烷溶液用分析纯的三氯甲烷配制，配制水样用水系再煮沸20min的蒸馏水。取7个50mL比色管，分别加入氯仿标准溶液0，0.20，0.40，0.80，1.20，1.60及2.0ml（浓度各为0，10，20，40，60，80，100μg/dm3）加蒸馏水至刻度。瓶口用医用橡皮塞封口，用细铁丝勒紧,加入少量NaCl置于40℃数显水浴恒温振荡器中平衡30min，使用同温度的注射器取液上空气0.5mL注入色谱仪测定，绘制氯仿的标准曲线恒温吸附移取上述制得的80μg/dm3氯仿溶液各1000mL，装入7个锥形瓶中，调节pH=7（用0.01mol/dm3的中性磷酸缓冲液调节），再分别加入1g制得的7种活性炭。于25℃第4章实验结果4.1活性炭改性对Pb2+的吸附结果4.1.1Pb2+的标准曲线表1Pb2+浓度和吸光度的实验数据Pb2+浓度x(mg/L)0.10350.2070.414 0.6210.828吸光度A0.0060.0080.0130.0180.022图1铅的标准曲线4.1.2吸附时间对Pb2+移取100mL配制好的0.828mg/L的Pb（NO3）2溶液于250mL锥形瓶中，调节溶液的pH值为4.0，加入0.2g的活性炭，于298K下在数显水浴恒温振荡器中震荡，分别吸附1h、3h、5h、8h、14h、24h和48h。过滤，测定滤液的浓度。为了确定最佳的吸附时间，研究了不同吸附时间对吸附效果的影响，如下图所示。图2吸附时间和Pb2+吸附量的关系当吸附时间为24h时，活性炭的吸附量达到最大值，.这说明经过24h后，对所有的活性炭来说，都达到了吸附平衡，活性炭表面吸附的Pb2+会与溶液中剩余的Pb2+产生排斥作用，阻碍进一步的吸附。因此，采用吸附时间为24h作为最佳实验时间。4.1.3溶液pH值对Pb2+吸附的影响移取l00mL配制好的6份0.828mg/L的Pb（NO3）2溶液于250mL锥形瓶中，分别加入0.2g的活性炭，调节溶液的pH值为1.0、2.0、3.0、4.0、5.0和6.0，于298K在数显水浴恒温振荡器中震荡24h。过滤，测定滤液的浓度。溶液pH值是溶液中H+的含量的一种表征，并且铅离子在水溶液中存在多种形式，如Pb2+，Pb(OH)+，Pb(OH)2等。因此pH值对活性炭的亲水性能和吸附Pb2+有着重要的影响。下图是活性炭在不同pH值下对吸附的影响关系图：图3pH和Pb2+吸附量的关系从上图知，随着pH值的增加，吸附量也随着增加，当pH值增加到4时，对三种活性炭来说，基本达到最大值，进一步增加pH值，活性炭的吸附量也随着降低，因此，在后续的吸附试验中，采用Pb2+溶液的pH值为4。4.1.4改性活性炭对Pb2+的吸附探究实验在最佳pH=4，最佳震荡时间=24h，活性炭投加量=0.2g的情况下进行，7种样本对Pb2+的去除效果如下表2所示：表2不同种类活性炭对Pb2+的吸附率活性炭种类改性方法Pb2+初始浓度Pb2+处理后浓度吸附率11.2mol/L硝酸改性0.828mg/L0.0843mg/L89.82%23.5mol/硝酸改性0.828mg/L0.0785mg/L90.52%37.2mol/L硝酸改性0.828mg/L0.0412mg/L95.02%413.2mol/L硝酸改性0.828mg/L0.0583mg/L92.96%50mol/L硝酸改性0.828mg/L0.1290mg/L84.42%6未改性颗粒AC0.828mg/L0.1950mg/L76.45%7负载氧化铁改性0.828mg/L0.0983mg/L88.13%4.1.5本章小结（1）改性活性炭吸附Pb2+的最佳pH值为4，最佳活性炭投加量为0.2g，最佳吸附时间为24小时。（2）实验证明：硝酸改性和负载金属氧化铁改性对活性炭吸附Pb2+的效果都有提高。而用硝酸氧化改性效果高于用负载氧化铁改性的效果，硝酸浓度为7.2mol/L时吸附率最高，改性效果最好。4.2活性炭改性对Cd2+的吸附结果4.2.1Cd2+的标准曲线表3Pb2+浓度和吸光度的实验数据Cd2+浓度x(mg/L)0.0560.1120.2240.3360.448吸光度A0.066470.128620.252910.377200.50149图4镉离子的标准曲线4.2.2吸附时间对Cd2+在活性炭的吸附过程中，振荡时间对吸附效果也有较大的影响，溶液中的吸附质占据活性中心是一个渐进的过程，即需要一定的时间来使吸附达到平衡，这一段时间即所谓的吸附平衡时间。只有达到了吸附平衡时间,活性炭才能最大限度的发挥效能。移取上述制得的4μmol/L的镉离子溶液，各100mL，加入0.2g的活性炭，在数显水浴恒温振荡器中震荡不同的时间，其结果见下图。图5吸附时间和Cd2+吸附量的关系可以看出：镉离子在活性炭上的吸附容量均随吸附时间的增加而增加,但当吸附时间达60min左右时则基本不变。开始时吸附容量上升很快是因为此时重金属离子在活性炭上的吸附主要发生在外表面上,随着吸附的进行,吸附质逐渐由大孔经过过渡孔深入到微孔中,重金属在内孔中传质速度逐渐减慢,吸附容量随时间缓慢增加,直至达到吸附平衡。因此为了确保吸附充分达到平衡,取振荡时间为24h。4.2.3溶液pH值对Cd2+移取上述制得的4μmol/L的镉离子溶液6份，各100mL，在不同酸度介质中,按实验方法调节pH，加入0.2g的活性炭，在数显水浴恒温振荡器中震荡24h，并测定吸光度。结果如下图所示。图6pH和Cd2+吸附量的关系从上图可知：活性炭吸附镉的适宜pH为8左右。为满足实验要求，同时考虑到溶液酸碱性对仪器的腐蚀，本实验选择pH=8.0作为吸附酸度。4.2.4改性活性炭对Cd2+表4不同种类活性炭对Cd2+的吸附率活性炭种类改性方法Cd2+初始浓度Cd2+处理后浓度吸附率11.2mol/L硝酸改性0.448mg/L0.1656mg/L63.03%23.5mol/硝酸改性0.448mg/L0.1399mg/L68.76%37.2mol/L硝酸改性0.448mg/L0.1237mg/L72.38%413.2mol/L硝酸改性0.448mg/L0.1358mg/L69.68%50mol/L硝酸改性0.448mg/L0.398mg/L11.16%6未改性颗粒AC0.448mg/L0.2180mg/L51.30%7负载氧化铁改性0.448mg/L0.1760mg/L60.71%4.2.5(1)硝酸氧化改性前的粉末活性炭对Cd2+基本不吸附，经硝酸氧化改性后的活性炭对Cd2+有明显的吸附效果；负载金属改性后的颗粒活性炭也比未处理的普通颗粒活性炭处理Cd2+的效果好。(2)浓度为7.2mol/L的硝酸改性效果最佳。(3)硝酸改性的效果比负载金属氧化铁改性的效果好些。4.3活性炭改性对苯酚的吸附结果4.3.1苯酚的标准曲线表5苯酚浓度和吸光度的实验数据：苯酚浓度x(mg/L)01.01.42.02.5吸光度A0.0060.0130.0250.0670.1270.1690.2460.313图7苯酚的标准曲线4.3.2温度对苯酚吸附的影响移取100mL2.0mg/L的苯酚溶液，放入洗净烘干的不同标号的碘量瓶(250mL)中，分别加入0.2g活性炭，盖紧瓶盖;将碘量瓶放入恒温摇床中，设定温度分别为10、20、35、45、55℃，在数显水浴恒温振荡器中震荡24小时左右;振荡后，取上层清液1mL分析，方法同绘制标准曲线的分析方法，测定其吸光度。下图是活性炭在不同温度下对吸附的影响关系图：图8温度和苯酚吸附量的关系由实验结果可以看出，随着温度的升高活性炭纤维对苯酚的吸附量略微降低，在10℃时活性炭纤维对苯酚的吸附量最大，说明在温度较低时有利于活性炭纤维吸附水溶液中的苯酚，在以下实验中实验温度控制在10-154.3.3溶液pH值对苯酚吸附的影响移取100mL2.0mg/L的苯酚溶液，放入洗净烘干的不同标号的碘量瓶(250mL)中，分别加入0.2g活性炭，用0.1mol/L盐酸和0.1mol/L氢氧化钠调节各瓶中溶液的酸碱度，盖紧瓶盖;将碘量瓶放入恒温摇床中，设定温度为10-15℃，在数显水浴恒温振荡器中震荡24小时左右，达到平衡下图是活性炭在不同pH下对吸附的影响关系图：图9pH和苯酚吸附量的关系可以看出，pH对活性炭纤维吸附苯酚有显著的影响。水样中的苯酚浓度均相同，当pH在2-6范围内，活性炭纤维对苯酚的吸附量基本保持不变，pH的影响可以忽略；pH在7-9内，随着pH的增大，苯酚在水溶液中发生电离，活性炭纤维对苯酚吸附量减少。在酸性范围内，有利于活性炭纤维对苯酚的吸附，随着碱性的增加，苯酚的脱附性增大，不利于活性炭纤维对苯酚的吸附。因此，控制含酚水溶液的pH在酸性条件下有利于吸附，以下实验pH均调节在6.0。4.3.4改性活性炭对苯酚的吸附探究实验在最佳pH=6.0，最佳震荡时间=24h，最佳温度=10-15℃的情况下进行，7种样本对苯酚的去除效果如下表3表6不同种类活性炭对苯酚的吸附率活性炭种类改性方法苯酚初始浓度苯酚处理后浓度吸附率11.2mol/L硝酸改性2.0mg/L0.6230mg/L68.85%23.5mol/硝酸改性2.0mg/L0.6358mg/L68.21%37.2mol/L硝酸改性2.0mg/L0.6456mg/L67.72%413.2mol/L硝酸改性2.0mg/L0.7358mg/L63.21%50mol/L硝酸改性2.0mg/L0.6008mg/L69.96%6未改性颗粒AC2.0mg/L0.2272mg/L88.64%7负载氧化铁改性2.0mg/L0.1454mg/L92.73%4.3.5可以看出，同原粉末活性炭比较，经硝酸改性后的粉末活性炭吸附苯酚能力略有下降。分析：经硝酸氧化的粉末活性炭表面的含氧基团增多，增强了对极性物质的吸附能力，苯酚为非极性物质，所以，吸附能力降低；另外，硝酸的强氧化性使粉末活性炭表面发生氧化还原反应，含氧基团转化为更加稳定的基团，使粉末活性炭的活性降低;强酸的强氧化性和腐蚀性可能导致粉末活性炭表面炭层结构的坍塌，使其表面的微空结构遭到破坏，更加不利于粉末活性炭对高浓度苯酚水样的吸附。而用负载金属氧化铁改性的颗粒活性碳对苯酚的处理效果则比较好，高于改性前的普通颗粒活性炭。4.4活性炭改性对三氯甲烷的吸附结果4.4.1三氯甲烷的标准曲线图10氯仿的标准曲线4.4.2溶液pH值对三氯甲烷吸附的影响移取制得的80μg/dm3氯仿溶液各1000mL，装入5个锥形瓶中，再分别加入7种活性炭各1g，分别调节pH为3.6、4.8、6.2、9.0、12.2同样用气相色谱仪顶空法测定水样中三氯甲烷的含量，结果如下表：表7pH值和三氯甲烷吸附的关系编号三氯甲烷（μg/dm）pH7.09.012.21#7166595856542#7368616162613#7569626363624#7671646869685#7772657271706#7270636465657#6664604659574.4.3改性活性炭对三氯甲烷的吸附探究实验在中性条件下用气相色谱顶空法测定：表8不同种类活性炭对氯仿的吸附率活性炭种类改性方法氯仿初始浓度氯仿处理后浓度吸附率11.2mol/L硝酸改性0.08mg/L0.061mg/L18.67%23.5mol/硝酸改性0.08mg/L0.063mg/L16.00%37.2mol/L硝酸改性0.08mg/L0.068mg/L9.33%413.2mol/L硝酸改性0.08mg/L0.072mg/L4.00%50mol/L硝酸改性0.08mg/L0.058mg/L23.00%6未改性颗粒AC0.08mg/L0.059mg/L21.33%7负载氧化铁改性0.08mg/L0.049mg/L38.75%4.4.5由上表4可知：活性炭的表面官能团严重影响着活性炭的吸附性能。活性炭经硝酸氧化后活性炭对三氯甲烷的吸附量减少。特别是3#、4#活性炭基本上丧失了对三氯甲烷的吸附性能。这是由于三氯甲烷为极性分子，在中性条件下，三氯甲烷的C原子带正电荷，容易受到给电子集团NH3的进攻，而发生亲核反应。另一方面，活性炭经硝酸氧化后，活性炭的表面酸性提高了，其亲水性也增加了，这不利于活性炭对以疏水性为主的三氯甲烷的吸附，由此可见，活性炭的表面化学特性严重地影响了活性炭的吸附性能。而负载金属氧化铁改性后的颗粒活性炭则效果比未改性的好。第5章实验结论本论文在查阅了大量国内外有关活性炭改性和应用发展的文献的基础上，展开了活性炭的改性实验，主要采用了两种改性方法，一种是使用不同浓度的硝酸对粉末活性炭进行氧化改性；另一种是负载金属氧化铁对颗粒活性炭进行负载改性。接下来用改性后的和改性前的活性炭共同处理城市污水厂的出水污染物Pb2+，Cd2+，苯酚和三氯甲烷，比较各自的处理效果，得出实验数据。根据所做的实验可以得出一下结论：（1）经硝酸氧化改性后的粉末活性炭，对金属离子Pb2+和Cd2+都有较好的明显的去除效果，而且硝酸浓度为7.2mol/L时改性活性炭对Pb2+和Cd2+吸附率最高，改性效果最好。（2）经硝酸氧化改性的活性炭对有机污染物苯酚和氯仿的去除，没有明显的效果甚至有反作用。（3）而经负载金属氧化铁改性后的颗粒活性炭则在处理四种出水污染物时的吸附率均有所提高。

致谢衷心感谢我的指导老师祝建中老师，祝老师在实验过程中为我创造了相对宽松的环境，同时也为我提供了良好的实验条件，并给予我极大的支持和关注。在本论文的编写和实验过程中，得到何苏学姐的大力支持和指导，学姐循循善诱的教导和务实的做事风格给我很大的触动，同时也给我在后面的学习和生活中树立了良好的榜样，再次对她表示衷心的感谢。在四年的学习中，感谢环境学院的各位领导，老师的关怀与教导，祝他们工作顺利，身体健康！再次感谢我的指导教师祝建中最后感谢所有给予我关心、帮助和支持的亲人和朋友们!谢谢你们在生活上和精神上默默支持我！

参考文献[1]崔玉川，刘振江，刘婷.对我国饮用水水质标准及其建设的几点建议[J].给水排水,2006,32(11):112-115.[2]国家环保总局.2007年中国环境状况公报(淡水环境)城市污水处理厂深度处理实验探究，2006-1-25.[3]王琳，王宝贞.优质饮用水净化技术[M].北京:科学出版社，1999.[4]给水与废水处理国际会议论文集ICEWW，94[C].中国建筑工业出版社，1994.[5]许建华.水的特种处理[M].同济大学出版社，1989.[6]孙卫玲，蕊丽丽等.饮用水中三卤甲烷的形成与控制技术回顾与展望，应用技术与工程科学学报，2003，12，361-369[7]聂颖，崔小明.国内外苯酚的供需现状及发展前景[J].化工技术经济，2006，24(6):18-2[8]王绍文.重金属废水治理技术[M」.北京:冶金工业出版社，1993[9]黄爱芳.849名儿童血铅水平及相关因素分析[J].浙江预防医学.2006，18(l):39-42[10]谢建治，刘树庆.保定市郊土壤重金属污染对蔬菜品质的影响[J].农业环境与发展.2002(4):325一327[11]吴晓，熊治廷，马晓敏.12种蔬菜作物对铅、铜、锅抗性的研究[J].武汉大学学报，2005(4):36-39[12]颊其庚.活性炭的应用[M].上海:华东理工大学出版社，2002[13]秦裕晰等译，废水工程处理，美国梅特卡夫和埃迪公司，北京:高等教育出版社，1986[14]张希衡，废水治理工程，北京:冶金工业出版社，1983[15]李家珍主编，染料、染色工业废水处理，化学工业出版社，1996[16]SuefftH.，MichaelI.andMcGtlireH.Activatedcarbonadsorptionoforganicsfromtheaqueousphase.AnnAbrorScience，1980[17]范顺利等，改性活性炭的吸附性能变异探讨，河南师范大学学报(自然科学版)，1995，23(4):48一50[18]MenendezJ.A.，PhilliPsJ.andXiaB.etal.Onthemodificationofchemicalsurfacepropertiesofactioncabron:inthesearchofcarbonwithstablebasicproperties.Langmuir，1996，12:4404-4410[19]高尚愚等，表面改性活性炭对苯酚及苯磺酸吸附的研究，林产化学与工业，1994，24(3):29-34[20]万福成等，活性炭富集溶液中Au(Ⅲ)的研究，信阳农业高等专科学校学报，1999，9(2):39-43[21]刘慧英等，以果物核壳为原料制备活性炭及其改性研究，宁夏大学学报(自然科学版)，1996，17(2):32-35[22]CaarrottPJM，NabaisJMV，RibeiroMML，etal.Thermaltreatmentsofactivatedcarbonfibersusingamicrowavefurnace[J].MieroporousandMesoPorousMaterials，2001，47:243-252[23]MendezJA，MendezEM，IglesiasMJ，etal.Modificationofthesurfacechemistryofactivecarbonsbymeansofmicrowave-indueedtreatments[J]Carbon，2001，37:1115-1121[24]黄华存，叶代启，黄碧纯.ACF表面改性及其脱出氮氧化物的研究进展[J]合成纤维工业，2006，29:41-43[25]wenHC，WenYK，OuKL，etal.Effeetsofammoniaplasmatreatmentonthesurfacecharacteristicsofcarbonfibers[J].Surface&CoatingsTechnology，2006，200:3166-3169[26]KodamaS,HabakiH,SekiguchiH,etal.Surfacemodificationofadsorbentsbydielectricbarrierdischarge[J].ThinSolidFilms,2002,407:151一155[27]BoudouLP,ParedesJI,CuestaA,etal.Oxygenplasmamodificationofpitch-basedisotropiccarbonfibres[J].Carbon,2003,41:41-56[28]范延臻，王宝贞.活性炭表面化学[J].煤炭转化，2000，23:26-29[29]KyungRK,SeungKR,SooJP.EffectofozonetreatmentonCr(VI)andCu(II)adsorptionbehaviorsofactivatedcarbonfibers[J].Carbon,2004,42:18641867[30]HaydarS,AferroGMA,RiveraUJ,etal.Adsorptionofp-nitrophenolonanactivatedcarbonwithdifferentoxidations[J]..Carbon,2003,41:387-395[31]YueZR,JiangW,WangL,etal.Surfacecharacterizationofelectrochemicallyoxidizedcarbonfibers[J].Carbon,1999,37:1785-1796[32]ValdesH,SanchezM,RiveraJ,etal.Effectofozonetreatmentonsurfacepropertiesofactivatedcarbon[J].Langmuir2002,18:21112116[33]PereiraMFR,SoaresSF,OrfaoJJM,etal.Adsorptionofdyesonactivatedcarbons:influenceofsurfacechemicalgroups[J].Carbon,2003,41:811-821[34](日)立本英机，安部郁夫主编.高尚愚译编.活性炭的应用技术[M].南京:东南大学出版社，2002[35]MangunCL,BenakKR,EconomyJ,etal.Surfacechemistryporesizeandadsorptionpropertiesofactivatedcarbon[J].Carbon,2001，39:1809-1820[36]HyunDC,JungMC,KitaeB,etal.Influenceofcationicsurfactant