玉米秸秆生物炭对废水中土霉素的高效吸附外文翻译资料

 2022-08-08 19:46:30

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DOI: 10.1557 / jmr.2019.198

通过粒子聚合和分子自组装来构建先进材料

焦点问题

玉米秸秆生物炭对废水中土霉素的高效吸附

对玉米秸秆生物炭在不同工艺条件下的转化率进行了评价，研究了生物炭对废水中土霉素的吸收能力。在较低的碳化温度(200-500℃)下制备生物炭，并将其用于三种不同浓度的化学氧废水。结果表明，在200-500℃温度范围内制备的生物炭与在更高温度下制备的生物炭相比，具有更快的吸附速率和更短的吸附平衡时间。生物炭在200℃时达到吸附平衡的时间最长为9 h。然而，在500℃下制备的生物炭只需要0。5 h达到吸附平衡。玉米秸秆生物炭的吸附能力最高，为246。30℃时土霉素为3 mg/g。吸附动力学与拟二阶动力学一致。本研究为玉米秸秆高效吸附转化为生物炭提供了理论依据。

介绍

人类的发展与科学技术的进步是分不开的，但是科学技术的快速进步往往会导致环境的污染和破坏。因此,研究新材料,扩大材料的应用范围是一个重要的问题,研究人员迫切需要解决[1,2,3,4,5,6,7,8,9,10,11,12日,13日,14日,15日,16日,17日,18日,19日,20日,21日,22日,23日,24日,25日,26日,27日,28日,29日,30日,31日,32岁的33]。随着集约化养殖和饲料工业的发展，土霉素作为饲料添加剂在畜禽养殖业中被广泛使用，导致畜禽粪便污染总量和抗生素污染总量增加。80%的大型养殖场缺乏必要的污染控制设施。结果，大量的畜禽粪便被直接排放到环境中，造成环境污染。氧四环素可以很少

通过口服或肌肉注射进入动物体内被器官吸收，其中30-90%以原药物和代谢产物的形式通过动物粪便和尿液进入河流、湖泊等饮用环境。微量的抗生素污染物往往具有较高的生物积累能力;然而，目前的水处理技术并不能有效地去除这些有机污染物，对安全饮用水和人体健康构成严重威胁[34,35,36]。

寻找一种性价比高、适用于饮用水处理的新型吸附剂已成为环境科学与工程领域的研究热点。活性炭、有机粘土、三烯烃-活性炭复合吸附剂等均有涉及[37,38,39]，但对环境友好型生物炭吸附剂的研究较少。环境中有机污染物的吸附属于一种典型的化学行为，其测定方法是

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土壤和水环境的迁移和转化、命运、生物和生态效应、恢复/缓解途径及其机制[1,40,41,42,43,44,45,46,47,48,49,50,51]。因此，吸附机理的研究一直是环境科学研究的热点之一。

玉米秸秆是我国农村大量的农作物秸秆。燃烧作为一种传统的处理方法，已经导致了持续的空气污染问题。玉米秸秆转化为生物炭具有独特的生物炭特性，已被提出为一种环保策略。近年来，有学者开展了利用生物炭处理环境中有机污染物的研究[52、53、54、55、56]。利用中低温限氧碳化法制备生物炭吸附剂，具有收率高、能耗低、吸附平衡时间短等优点。本文在不同的炭化温度(200 - 500℃)下制备生物炭吸附剂，并将其控制在中低温度范围内。以土霉素为研究对象，研究土霉素对生物炭的吸附及其机理。

结果和分析

生物炭吸附剂的收率

不同温度(200-500℃)制备的生物炭吸附剂得率如表一所示。

由表I可以看出，随着炭化温度的升高，生物炭吸附剂的产率下降。当炭化温度为200℃时，收率可达82.28%。即使炭化温度为300℃，收率也为47.09%。但当炭化温度为500℃时，收率仅为24.57%。

表一:不同炭化温度下生物炭吸附剂的产率。

碳化温度(°C)

200

300

400

500

生物炭吸附剂收率(%)

82.28

47.09

31.25

24.57

生物炭吸附剂的化学组成和BET结果

由于不同炭化温度下得到的生物炭吸附剂具有均匀的结构，所以碳、氢、氮、氧元素的含量基本一致;H/C和(n1o)/C的原子比;生物炭的表面特性如表二所示。

随着炭化温度的升高，吸附剂的C含量从49增加。wt% (CS200) 32 ~ 71。61wt % (CS500)， H、O含量从5。07 wt%至3。重量% 87，从42。42 wt%至20。50 wt %,分别。通常用H/C和(n1o)/C的原子比分别代表生物炭吸附剂的芳香度和极性指数。氢碳比越小，芳香度越高;氮氧比越小，极性越小。从表二可以看出，CS200样品具有较高的极性和脂肪性。随着炭化温度的升高，生物炭吸附剂的芳香度急剧增加，但极性急剧降低。随着极性的降低和芳香度的增加，生物炭由“软碳”转化为“硬碳”。由此可见，温度可以调节生物炭的表面结构和生物特性，这对生物炭的吸附特性及其机理具有重要的影响。用Nadsorption法分析了生物炭的表面特性。2 随着炭化温度的升高，比表面积和孔隙体积均增大。

生物炭吸附剂的SEM

从SEM结果可以看出，温度对生物炭的表面形貌有重要的影响。如图所示。1、炭化温度较低时，stover表面气孔较规则。它们与蜂巢相似，分布均匀。当炭化温度在400℃以上时，孔隙分布较为无序。当温度上升到400℃时，微孔壁被熔化和燃烧。在500℃时，微孔壁为

表二:四组生物炭吸附剂的化学组成及表面特性。

化学成分(wt %)

原子比

样本

C

H

N

O

H / C

O / C

(N 1 O) / C

比表面积(m/g)2

孔隙体积(cm / g)3

孔隙大小(nm)

CS200

49.32

5.07

3.19

42.42

0.103

0.860

0.925

9.2

0.0489

28.3

CS300

58.97

4.67

3.65

32.71

0.079

0.555

0.617

17.5

0.0647

14.8

CS400

66.67

4.38

3.67

25.28

0.066

0.379

0.434

29.6

0.0835

13.7

CS500

71.61

3.87

4.02

20.50

0.054

0.286

0.342

42.2

0.0948

9.7

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图1:三种不同的放大倍数下CS200的SEM图像(a) 100?500年,(b)，及(c) 2000;三种不同放大倍数下的CS300 (d) 100?,(e) 500 ，及(f) 2000;三种不同放大倍数下的CS400 (g) 100(h) 500，及(i) 2000;三种不同放大倍数下的CS500 (j) 100,500 (k) 和(l) 2000

塌陷，增加了stover的表面粗糙度。孔隙的破坏可能是由于大量的能量突然从内部释放，并通过内部孔隙的路径。因此，stover孔隙分布变得无序，增加了表面粗糙度。

废水中COD的测定

化学需氧量(COD)反映了水中还原性物质的污染程度。为了测定废水中有机污染物的浓度，将水样稀释成三个梯度，即1.658

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g / L, 0。329 g/L, 0。164 g / L。测量各梯度溶液的COD值，分别用COD1、COD2、COD3标记COD值结果(见表三)。

废水浓度越高，CODs越大。由于有机污染物的分子大小和分子类型会影响生物炭表面吸附位点的接触能力，也会影响生物炭对其的吸附强度。土霉素的浓度和共存的有机污染物可能影响生物炭对土霉素的吸附。由于竞争，生物炭对土霉素的吸附能力会降低。

生物炭吸附剂的吸附平衡时间

测定土霉素对生物炭吸附剂的吸附曲线，如图所示。2.在30°C, 0。将5 g生物炭(CS200、CS300、CS400、CS500)加入含60mg /L土霉素的50ml废水中。

如图所示。2 (a) 2 (c),当吸附时间达到3 h, CS200去氧四环素的吸附容量COD1解决方案达到平衡吸附容量的57%,和COD2溶液中吸附容量超过64%的平衡吸附容量和最大吸附容量COD3 CS200出现的解决方案。此时，CS200对土霉素的吸附能力为35。1毫克/克。CS300对COD1和COD2溶液的吸附平衡出现在5h，而对COD3溶液的吸附平衡出现在3h。CS400和CS500在COD1溶液中的吸附平衡时间为1h，平衡吸附容量为115。2毫克/克，121毫克/克。分别5毫克/ g。CS400在COD2和COD3溶液中的平衡吸附时间为1h，平衡吸附容量为120。6mg /g, 135。分别9毫克/克。CS500在COD2和COD3溶液中的平衡吸附能力为148。8毫克/克，156毫克/克。3 mg/g，分别出现在0。反应开始的5h。四种生物炭对土霉素的吸附量为CS500。CS400。CS300。CS200。

土霉素对生物炭CS200的吸附在开始阶段非常快。生物炭对土霉素的吸附能力达到了土霉素的60%

表三:不同浓度废水的COD值。

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