超级活性炭项目可行性研究报告

引言甲醛是一种具有很强毒性的气体，室内装修的建筑材料、合成板、家具、涂料、油漆、纺织品等，在使用过程中均会释放出甲醛，且最长释放期可达十几年。当室内甲醛含量为0.1 mgm-3时就有异味和不适感，吸入高浓度甲醛，会造成呼吸道和支气管疾病；长期接触低剂量甲醛可引起慢性中毒，严重者造成死亡。因此，探索有效去除室内甲醛的方法是目前的研究热点之一。国内外在甲醛去除方面进行了大量研究。在众多净化技术中，吸附法是目前最为广泛采用的一种。常用的吸附剂有活性炭、活性氧化铝、沸石分子筛、硅胶等。同其他吸附剂相比，活性炭表面有多孔结构和各种活性基团，具有吸附容量大、吸附速率快、易于再生的特点，在气态甲醛的治理方面表现了明显的优势。活性炭吸附甲醛主要依靠其结构中的微孔和介孔对甲醛的物理吸附作用，随着使用时间的延长，活性炭对甲醛气体的吸附就会达到饱和，失去吸附性能。因此，对活性炭进行改性处理，使其对甲醛的吸附由物理吸附转向物理-化学联合吸附，满足实验和工程上的需求，目前备受关注。浸渍金属改性活性炭是较为常用的活性炭改性方法，经过浸渍处理的活性炭能够增加表面的极性，适于极性挥发性有机物的净化。本研究选用椰壳活性炭作为基体，采用不同浓度的CuCl2对椰壳活性炭进行表面改性。采用SEM、BET、XPS和XRD方法测定改性前后活性炭表面结构和表面元素及含氧基团，研究改性前后活性炭对甲醛的吸附效果。1 材料与方法1.1 活性炭的改性选用粒度为20-40目的椰壳活性炭为基体，用去离子水清洗除去表面浮沉和杂质，经105 ℃恒温干燥24 h，置于干燥器中备用（标为ACraw）。将5 g上述活性炭放入250 mL锥形瓶中，加入40 mL浓度分别为0.1、0.3、0.5、1.0 mol·L-1的CuCl2溶液，25 ℃水浴恒温振荡24 h，取出后水洗至中性，105 ℃恒温干燥24 h后N2保护下500 ℃煅烧2 h，改性后的样品分别命名为AC01、AC03、AC05、AC10。1.2 吸附试验甲醛吸附的研究是在密封的反应器中进行。在25 ℃条件下，向内部配有气体循环泵的恒温反应器的密封反应器中加入适量的甲醛的液体，调节甲醛气体的浓度为20 ppm(26.8 mg·m-3)。甲醛浓度的测定使用PPM技术公司生产的PPM-400ST甲醛分析仪进行。去除效果的评价是由吸附平衡时活性炭对甲醛的去除量决定。2 结果与分析2.1 SEM分析图1(a)为原料活性炭ACraw的SEM图，可以看出，活性炭表面粗糙，有许多蜂窝状的小孔。图1(b)-(e)为不同CuCl2改性后样品的SEM图。从图中可以看出，Cu富集在活性炭表面，成均匀分布。随CuCl2浓度的增加，活性炭表面Cu的负载量逐渐增多，部分表面孔隙被堵塞，甚至完全覆盖（图1(e)）。2.2 比表面积分析图2为样品ACraw-AC10的N2吸附-脱附等温线。当p/p0小于0.1时，所有等温线均呈Ⅰ型吸附，N2吸附量随相对压力P/P0升高而急剧增加并趋于饱和，表明材料在大量微孔。P/P0大于0.1后，N2吸附量随相对压力P/P0的增大仍继续增加，但上升趋势变缓。当P/P0=0.5时，曲线上形成几乎与横坐标平行的滞后环，说明具有明显的介孔结构的存在且介孔分布较宽。不同CuCl2浓度改性活性炭的结构特征数据列于表1。可以看出，随着CuCl2浓度变大，样品的比表面积、孔容减小，平均孔径增大，可能是由于铜盐浸渍改性时，小孔内吸附/二次吸附金属离子，导致孔隙度特别是微孔的体积减小。表1 不同CuCl2浓度改性活性炭的结构特征2.3 XRD分析图3为ACraw以及AC05吸附甲醛前后的XRD结果。从图中可以看出，浸渍CuCl2溶液后铜以Cu0、CuCl及CuCl2三种形式在活性炭上固定下来，且从图中可以看出，二价铜的谱峰相对强一些。研究表明，Cu对甲醛分子或羰基化合物有较强的亲和力，在活性炭的表面引入铜粒子可以增加活性炭表面的吸引力，进而增加活性炭对甲醛气体的吸附容量。2.4甲醛的吸附如图4所示为改性前后活性炭吸附甲醛的试验结果。从图中可以看出，随着盐溶液浓度的增加，甲醛在活性炭上的吸附量逐渐变大，在CuCl2浓度为0.5 mol·L-1，甲醛在活性炭上的吸附量最多，达到4.28 mg·g-1，达到吸附平衡的时间延长至2.5 h。经较高浓度的盐处理的活性炭，甲醛吸附能力强，使用时间长，但浓度过高又不利于甲醛的吸附。综上可知，浸渍金属改性对活性炭吸附甲醛有促进作用，样品AC05对甲醛的吸附能力最强，是原料的3倍。3 结论与讨论以CuCl2为改性试剂对椰壳活性炭进行浸渍改性，改性后活性炭的比表面积、孔容减小，孔径变大。浸渍改性后铜以Cu0、CuCl及CuCl2的形式固定在活性炭上，且主要填充在活性炭的微孔中。浸渍铜盐溶液改性对活性炭吸附甲醛性能的改善十分明显，样品AC05对甲醛的吸附量为未改性活性炭的3倍。充足的微孔、适宜数量的介孔以及适量的金属元素有利于活性炭对甲醛的吸附。浦士达成为超级电容产业联盟会员单位目前我国针对各种材质活性炭常用的质量检测标准活性炭行业都有哪些认证？

活性炭具有巨大的比表面积、较高的孔隙率和良好的物理化学性能，其内部孔结构发达，对分子的吸附能力很强，是水处理领域中应用最多的吸附剂。活性炭常用于处理生活污水、有机废水以及水的深度净化，在溶剂回收、食品饮料提纯、空气净化、环保、医药、化工、黄金提炼、半导体、原子能、生物工程、纳米材料、高效催化剂等领域也有着广泛的应用。但经吸附或脱色后的废活性炭使用成本较高，废弃饱和活性炭造成资源浪费及二次污染等问题，极大限制了活性炭的应用范围。因此，活性炭再生具有重要的环境效益和经济效益。本文主要对近年来活性炭的再生方法进行介绍，比较各个方法的优缺点。通过梳理活性炭再生的发展状况，提出目前活性炭再生技术存在的问题以及今后的发展趋势，并对活性炭再生的进一步研究提出建议。1 活性炭再生原理 活性炭的再生，就是运用物理、化学或生物化学等方法，在不破坏活性炭原有结构的前提下，将饱和吸附各种污染物的活性炭恢复其吸附性能，以达到能够重新用于吸附过程的目的。一般采取以下办法破坏其吸附平衡的状态：改变吸附质的化学性质；用对吸附质亲和力强的溶剂萃取；用对活性炭亲和力比吸附质大的物质把吸附质置换出来，然后再使置换物质脱附；使吸附物分解或氧化；降低溶剂中溶质浓度或压力；用外部加热、升高温度来改变平衡条件等，以实现活性炭的再生。 2 活性炭的再生方法 2.1热再生法 热再生法是我国发展历史最长、应用最广泛的一种传统的再生方法。热再生法是在高温条件下，将吸附饱和的活性炭中的吸附质进行解吸，使活性炭原来被堵塞的孔隙打开，从而恢复其吸附性能。 活性炭热再生一般分为干燥、热解、活化三个阶段。加热再生能够分解多种吸附质，显示出良好的通用性能，而且再生彻底，没有再生废液产生。但每再生一次，活性炭损失较大且能耗较高。 2.2生物再生法 生物再生法是利用在活性炭上繁殖的微生物来降解活性炭表面的吸附质，氧化分解生成二氧化碳和水，从而实现活性炭再生。这种利用微生物对吸附质的降解作用实现活性炭脱附再生的方法，具有操作简单、成本低、减少再生化学试剂的使用、降低能耗等特点，具有其他再生方法不可替代的优势。生物再生工艺包括非原位生物再生、原位生物再生（包括生物活性炭处理和固定床反应器生物再生工艺）。非原位生物再生是指将饱和吸附的活性炭加入到再生菌液中，进行活性炭的解吸再生。当微生物存在时，从活性炭上解吸进入液相主体中的物质不断地被微生物的代谢过程所消耗，从而使被处理物质不断地从活性炭转移到液相主体中。近年来有许多研究者将活性炭表面作为微生物繁衍的场所，在活性炭吸附水中有机物的同时，微生物也发挥着生物降解作用。这种具有协同作用的水处理技术和相对简单的活性炭吸附作用相结合，可使活性炭使用周期延长。 2.3湿式氧化再生法 湿式氧化再生法是在高温高压的环境下，以空气或者纯氧为氧化剂，把处于液相状态下的活性炭上吸附的有机物氧化分解为小分子，从而恢复其吸附性能。若在湿式氧化法的体系中加入适当催化剂，则可大幅降低活性炭上有机吸附质的分解温度，从而有效地实现低温再生，减少能耗。合适的催化剂在活性炭再生过程中起着重要作用。利用永磁旋转搅拌高压釜装置，设定氧气分压为0.10MPa，设定再生温度分别为150℃、200℃和250℃，再生时间分别为 0.5h 和 1h，共6组实验，通过对新PAC与6个再生PAC进行等温吸附实验，并计算出各再生条件下的PAC再生率，得出湿式氧化再生的最佳工艺条件为200℃、1h的工艺组合，以有机物指标DOC、COD、UV254 表征的PAC再生率分别为80.5%、83.9%、87.7%。 2.4化学药剂再生法 化学药剂再生法可分为无机药剂再生和有机溶剂萃取再生。无机药剂再生就是使用无机酸或碱改变溶液的酸碱值进行脱附，操作过程中不需另增再生设备，投资相对较少，工艺简单。但再生后的活性炭只能恢复到一定程度，很难完全再生。溶剂萃取再生就是使用溶剂将被吸附的有机物从活性炭上萃取下来，从而恢复吸附能力。该法可回收有用的吸附质，只是再生效率不高，易导致微孔堵塞。 2.5微波辐射再生法 微波是介于红外和无线电波之间的电磁波谱，其频率在0.3~300GHz( 波长 1mm~1m)，用于加热技术的微波频率固定在2450MHz或900MHz。微波辐射再生活性炭是指在高温条件下，使有机物脱附、炭化、活化，进而恢复其吸附性能的一种新兴方法。 微波加热不同于传统的加热方法，具有受热均匀快速、可局部施加能量等优点，从而可以大幅度提高处理效率，降低能耗。通过三因素四水平的正交实验，探讨了活性炭的再生效果与微波辐照的功率、时间以及活性炭吸附量等因素的关系。结果证明，微波功率低，辐照时间短，碘值变化不明显；微波功率大，辐照时间长，活性炭存在烧损现象。 通过比较真空加热再生、加热再生和微波真空加热再生3种不同工艺下的活性炭吸附解吸实验，以吸附容量和再生率为指标，对3种再生方法进行表征。得出结论：3种工艺均对活性炭结构有所破坏，但微波真空再生后，其活性炭的净吸附容量最大，明显优于真空加热再生和加热再生后的活性炭。采用微波辅助溶剂技术，以苯胺作吸附质，比较新鲜活性炭和再生活性炭的吸附性能。研究发现，微波功率、辐照时间、脱附剂的性质是影响活性炭再生效果的主要因素，并得出微波功率700W，辐射时间120s，脱附剂pH在7.5~8.0，使用质量分数为30%的乙醇溶液，再生效果最好。利用活性吸附-微波再生技术3次循环处理了经s-Fe0或s-Fe0-Cu双金属还原降解后的染料废水，实验发现TOC的去除率大大提高，最终去除率高达80%以上，生物毒性显著下降，光抑制率也降到20%以下，能够达到安全排放的标准。 2.6超声波再生法 超声波作用产生能量很高的“空化泡”，“空化泡”在溶液中增大，继而破裂成小气泡，产生的高压冲击波作用于吸附剂表面，可使吸附质脱附。通过实验发现，超声波再生用来处理焦化废水中吸附饱和的粉末活性炭是可行的。以自来水为再生液，最佳的再生工艺条件为：超声波频率22kHz，超声功率200W，活性炭与再生液质量比为1∶15，pH=7，超声作用20min，活性炭再生效率高达69.39%左右。采用超声发生器作为再生设备，分别从超声作用时间、超声再生时再生液温度、超声再生时再生液的种类等几个方面，对超声波再生吸附苯酚饱和活性炭的效果进行了实验研究，最终确定了超声再生的最佳时间为20min，温度为30℃，超声再生液为0.25mol·L-1的氢氧化钠溶液时，再生效率显著提高。 2.7电化学再生法 电化学再生法主要用于颗粒活性炭的再生。它是将失效的活性炭填充在两个主电极之间，在电解液中加直流电场，使活性炭在电场作用下极化，形成微电解槽。一部分因电泳力作用发生脱附而使活性炭再生，一部分依靠电解产物氧化分解吸附物或与之生成絮状物。使用粒径0.9~2.0mm的煤质活性炭吸附苯酚模拟废水至饱和，用平板式电解反应器再生饱和活性炭，探讨了影响活性炭再生效率的主要因素。结果表明，再生时间对再生效果影响最大，电解质浓度次之，电流密度影响最小。并得到再生的最佳工艺条件为：再生时间5h，辅助电解质NaCl为2.00g·L-1，电流密度为3mA·cm-2，活性炭再生效率为80.29%。 2.8超临界流体再生法 物质的温度和压力高于其临界温度和临界压力时，称为超临界流体。由于超临界流体具有密度大、表面张力小、溶解度大、扩散性能好等特点，这种方法逐渐受到研究者的关注。目前常用的超临界流体为二氧化碳，已有研究发现其对活性炭的再生效果比较理想，且经多次循环再生，仍有较高的吸附性能。但其应用的广泛性难以证明，研究的理论基础不够深入，缺乏基础数据，仅限于实验研究，未应用于中试和工业规模研究。 2.9光催化再生法 光催化再生法是指在一定波长范围的光的作用下，光催化剂产生具有强氧化能力的活性物质，通过光化学反应使吸附在活性炭上的有机物被氧化分解为二氧化碳、水以及其他无机物，从而恢复活性炭的吸附性能。通过自制的气相光催化反应装置，利用气相色谱对甲苯的去除效率进行测定，评价其光催化活性和再生效果。实验发现，在紫外光的催化作用下，I-TiO2/AC 能够实现吸附饱和活性炭的原位再生。I-TiO2/AC经过250W汞灯光照射4h后再生率可达到 68.98%，气相甲苯的去除效率可达85.2%。反复再生3次，再生率几乎不变化。 2.10其他再生方法 除了以上几种再生方法外，离子交换再生、红外加热再生、相转移再生、高频脉冲再生、弧放电加热再生、原位蒸气再生法、浮选再生法、双极性颗粒床电极法、活性炭强制放电再生法、DBD等离子体再生法、Fenton再生法均在实际中有所应用，但大多仍处于研究阶段，未应用于大规模生产中。3 活性炭再生方法的优缺点比较 表1对一些活性炭再生方法的优缺点进行了详细比较。 4 存在的问题 传统的活性炭再生方法存在着活性炭损失较大、再生后吸附能力明显下降、再生过程中会产生二次污染等问题。虽然新兴的活性炭再生方法不断发展，但在活性炭再生过程中仍有许多技术性难题需要广大研究者去攻关。由于活性炭吸附的杂质种类复杂，各种被吸附杂质性质迥异，导致活性炭再生技术的发展困难重重。此外，再生后的活性炭从再生系统分离仍有一定的难度，国内现有的分离技术并不能进行有效分离。尽管活性炭再生方法日益增加，但部分活性炭再生方法的再生效率并不高，再生速率缓慢，再生设备不够先进。有些活性炭再生方法节能增效，环保绿色，但目前对其再生机理的认识却不够深入透彻，导致活性炭再生过程的安全性无法保障。部分再生方法仅在实验室研究阶段，并不能进一步应用于大规模的生产实践。 5 解决方法及建议 根据活性炭再生方法及再生技术所存在的问题，相应的解决方向已经很明显。但如何进一步研究，找出突破口，仍需要我们不懈的努力与探索。目前用于水处理的活性炭多为粉末状或小颗粒状，这给分离带来了困难。实际应用中应当根据活性炭的种类和用途，以及被吸附物质的性质，选择最合理科学的再生方法。在对传统再生工艺进行不断改进的同时，还应该积极研究新的再生技术及分离技术，并尝试用多种方法对活性炭进行有效分离。同时，通过构造模型或假设演绎，对某些再生机理进行深入研究，促进更大规模的生产实践。随着活性炭的再生工艺得到不断改进，新兴的再生设备也会不断出现，高效处理装置会逐渐替代老旧设备，对提高再生效率起关键性作用。 除了改进活性炭的再生技术，活性炭的制备技术也是需要重点关注的。与日美等发达国家相比，我国的活性炭产品品种有限，未实现品种的专业化和多样化。我国活性炭企业应当向发达国家看齐，重视新技术和新产品的研发，促进国内活性炭企业更好更快发展。另外，我国在制造活性炭时使用的活化剂消耗较大，回收率低，更应当学习借鉴日本的氯化锌法活性炭生产技术和美国的磷酸法生产活性炭技术。此外，进行原料预处理、使用催化活化剂、使用模板、利用物理化学活化制得超性能活性炭等方法，都可以在一定程度上促进活性炭制备工艺的进步。 随着活性炭应用领域的不断扩大，利用废弃物（如农业废弃物、木质废弃物、废弃轮胎、城市污泥污水等）制备活性炭，研制具有复合机能的活性炭以及寻找廉价的粘接剂都具有极大的发展前景。预处理方法对活性炭结构及吸附性能的影响几种不同处理方法对活性炭表面化学性质的影响烟气脱硫活性炭微波再生特性的实验研究吸附气相甲醛活性炭的选型研究

印染废水是纺织工业产生的污染最为严重的废水，其排放量占工业废水总排放量的 10%以上，具有色度大、有机物浓度高、成分复杂、难生物降解等特点，是当前最主要的水体污染源之一。对于印染废水的处理，吸附法因其操作简单、成本低、处理效果好而被认为是最有效的处理方法之一。活性炭具有内部空隙结构发达、比表面积大、物理化学性质稳定等特点，广泛应用于印染废水的处理。目前，关于活性炭吸附印染废水的研究较多，大多是针对个别染料的吸附性能和机理。而在活性炭对多种染料吸附过程中的共性与区别研究上还不够全面。 笔者采用活性炭吸附法处理亚甲基蓝、甲基橙、中性红 3 种典型染料，分别从振荡时间、pH、温度三个角度对比研究活性炭对 3 种染料的吸附行为，并以常见热力学和动力学方程对活性炭吸附过程进行拟合，对脱色机理深入探讨，为活性炭吸附法深度处理印染废水的研究提供一定的科学依据。 1 实验材料与方法 1.1 实验试剂与仪器 实验试剂：活性炭，重庆川东化工有限公司化学试剂厂；亚甲基蓝（AR），成都市科龙化工试剂厂；甲基橙（AR），成都市科龙化工试剂厂；中性红（AR），天津市瑞金特化学品有限公司； 实验其他所用试剂均为分析纯。 实验仪器：UV-3100PC 分光光度计；TDZ4-WS 离心机；SHA-C 型恒温水浴振荡器；AL104 电子天平；CS101-1 型电热鼓风干燥箱。 1.2 吸附实验 1.2.1 动力学 在 20 ℃，中性条件下，准确称取 0.1 g 活性炭于250 mL 锥形瓶中， 分别加入 100 mL 初始质量浓度为 33 mg/L 的亚甲基蓝、甲基橙、中性红溶液，密封，在预先设定的时间（30～240 min）振荡、静置、离心，取上清液通过分光光度计在最大波长处测定吸光度，计算上清液溶液浓度。重复上述实验 3 次，其吸附量（qt）按下列公式进行计算。式中：c0——染料溶液初始时的质量浓度，mg/L； ct——t 时刻上清液的质量浓度，mg/L； w——吸附剂的质量，g； v——染料溶液的体积，L。 若吸附达平衡，ct 是吸附平衡时，溶液中染料的浓度ce，mg/L；对应的吸附量为 qe，mg/g。 根据不同时间下，活性炭对3组染料的吸附量，确定各染料吸附平衡时间。 1.2.2 热力学 在20 ℃，中性条件下，称取0.1 g 活性炭于250 mL锥形瓶中，分别加入100 mL不同初始浓度的亚甲基蓝、甲基橙、中性红溶液（55～275 mg/L），密封振荡至各染料平衡时间，静置离心后测上清液浓度。通过式（1）计算活性炭吸附每组染料的吸附量。 1.2.3 吸附性能 准确称取0.1 g活性炭于250 mL锥形瓶中，分别加入100 mL初始质量浓度为55 mg/L的亚甲基蓝、甲基橙、中性红溶液，在不同pH（1～11）、不同温度（15～40℃）下振荡至各染料平衡时间，静置离心后测上清液溶液浓度。通过式（1）计算活性炭吸附每组染料的吸附量。 2 结果与讨论 2.1 活性炭对染料的吸附特性 2.1.1 活性炭对不同染料的吸附平衡时间 初始质量浓度为 33 mg/L 的亚甲基蓝、甲基橙、中性红溶液 ，活性炭吸附量与吸附时间的关系如图1所示。由图1可见，在吸附初始阶段，吸附量迅速增加，随着吸附时间的延长，瞬时吸附速率逐渐减小，到达一定时间后活性炭吸附量处于动态平衡状态。分析认为在吸附的初始阶段， 活性炭周围的染料分子被活性炭吸附，使得这一区域的染料分子浓度较低，从而与周围染料溶液分子形成浓度梯度。浓度梯度的形成，使得高浓度区染料分子迅速扩散到活性炭中，吸附占优势。随着浓度梯度的减小，吸附速度逐渐减小，染料分子的热动能逐渐克服活性炭引力场，此时，吸附减弱而解吸增强，最终达到吸附与解吸的动态平衡。在相同初始浓度下，活性炭对亚甲基蓝的平衡吸附量最大。高国龙等用废布料活性炭吸附酸性蓝 62 和活性艳蓝 KN-R 两种染料，认为吸附作用与染料的相对分子质量大小有关。而在笔者研究中，3 种染料的相对分子质量相差不大，表明相对分子质量大小并不是影响吸附作用的唯一因素。当染料分子尺寸相当时，可能与活性炭的孔结构以及染料的几何形状有关。另外，在60 min时，亚甲基蓝的脱色率可达97.65%，而在120 min时，甲基橙和中性红的脱色率分别为96.06%和96.24%。活性炭在短时间内能够快速吸附亚甲基蓝，这与活性炭与染料分子之间的亲和力大小不同有关。2.1.2 pH 对活性炭吸附不同染料的影响初始质量浓度为55 mg/L的亚甲基蓝、甲基橙、中性红溶液，活性炭吸附量与 pH 的关系如图2所示。由图2可见，当pH=5时，活性炭对各染料的吸附量达到最大。随着pH的继续增大，活性炭对3种染料的吸附均有明显的下降， 且活性炭对甲基橙和中性红染料的吸附量在较大pH下又都有所回升。在不同pH下，活性炭与3种染料所带的电荷以及电荷量是不同的，在低pH下，活性炭以带正电荷为主，染料也主要以阳离子形式存在，染料与活性炭之间存在静电斥力，且H+与染料分子竞争结合吸附剂表面的活性点位。随着pH的增加，活性炭所带电荷逐渐由正电荷转为负电荷，通过静电引力结合较多的染料分子。而对于各染料溶液，当pH大于其解离常数时，染料主要以阴离子形式存在，活性炭与各染料之间的静电斥力阻碍了吸附作用，导致其吸附量减小。当pH＞10时，甲基橙和中性红染料的吸附有所回升，可能由于高pH使活性炭孔结构变得疏松和膨胀，增大了孔隙率，传质能力增加，也使其吸附率有所增加。而对于亚甲基蓝，pH 的继续增加，其吸附量依然持续下降，说明高pH下其与活性炭之间的静电斥力依然占主导作用。2.1.3 温度对吸附的影响初始质量浓度为55 mg/L的亚甲基蓝、甲基橙、中性红溶液，活性炭吸附量与温度的关系如图3所示。由图3可见，在温度较低时，吸附量随温度升高逐渐增加，但温度达到一定值时，吸附量有所降低，并且出现了解吸现象。对于中性红染料，在15～30℃时，活性炭吸附量呈现下降的趋势，当温度升至35℃时，其吸附量突然增大，随着温度的继续升高，其吸附量又迅速下降。分析认为，温度较低时，染料分子的热运动能较低，降低了与活性炭碰撞的几率。随着温度的升高，促进了染料分子的热运动，活性炭吸附染料分子的几率也增大了，但温度过高时，分子的热运动过于激烈，活性炭对染料分子的解吸速率大于吸附速率，最终导致吸附量随着温度的继续升高而下降。另外，活性炭孔结构与温度有着紧密的联系，随着温度的升高，孔结构由于热胀冷缩效应会有所增大，此时，活性炭对染料分子的吸附会随温度的升高而增大，当温度过高时，孔结构因过膨胀会有所坍塌，反而令孔隙变小，最终导致其吸附量减小。这也解释了qe～T曲线中活性炭吸附量在某一温度会达到最大，而在吸附过程中由于吸附-解吸作用，曲线出现了多处拐点。 2.2 活性炭对染料吸附的热力学及动力学 2.2.1 染料废水的热力学吸附模型 常用来描述活性炭对染料的吸附等温线模型，如式（2）、式（3）所示。 Langmuir 吸附模型表达式：Freundlich 吸附模型表达式：式中：b——Langmuir 平衡常数；qm——吸附剂的最大吸附量，mg/g；n——强度系数；kF——Freundlich 平衡常数。根据Freundlich和Langmuir吸附等温方程对染料的等温吸附数据进行线性拟合，通过直线斜率和截距计算得到的热力学参数如表1所示。由表1可见 ，根据拟合相关系数R2可知，在20℃下，Langmuir模型比Freundlich模型能够更好地描述3种染料的吸附行为。由吸附常数可知，活性炭对3种染料都是易于吸附的， 且活性炭对亚甲基蓝的吸附能力最强，由Freundlich强度系数可知，活性炭对3种染料易于吸附，其吸附点位与染料分子之间静电引力较强，吸附具有选择性。3种染料的吸附均符合 Langmuir模型，说明其吸附行为均以单分子层吸附为主，吸附过程主要是活性炭与染料分子之间的引力引起。吸附初始阶段，染料分子均匀地铺满活性炭表面，当吸附达到平衡时，已吸附在活性炭表面上的分子，当其热运动的动能足以克服吸附剂引力场的能力时，又重新回到溶液中，便出现了解吸现象。另外，由于活性炭对染料分子的吸附主要是单分子层吸附， 染料分子主要存在于活性炭的表面，进入活性炭孔结构里层的染料分子较少，使得活性炭表面染料分子易受分子之间的碰撞冲击作用而被解吸出来。2.2.2 染料废水的动力学吸附模型常用来描述活性炭对染料的动力学吸附模型，如式（4）、式（5）、式（6）所示。准一级动力学吸附模型表达式：准二级动力学吸附模型表达式：粒子内扩散模型线性方程：式中 ： k1——准一级吸附速率方程的吸附速率常数，min-1；k2——准二级吸附速率方程的吸附速率常数，g/（mg·min）；k3——颗粒内扩散速率常数，mg/（g·min 0.5）。其余同式（1）所示。计算出的动力学参数如表 2 所示。由表2可见，根据拟合相关系数R2，以及平均吸附量qe说明活性炭对3种染料的动态吸附过程更符合准二级吸附速率方程。这说明准二级动力学模型包含吸附的所有过程，包括颗粒外扩散、外表面吸附、颗粒内扩散、内表面吸附，能够更为真实地反映染料在活性炭上的吸附机理。 还可以看出，活性炭对亚甲基蓝的吸附过程用粒子内扩散模型拟合的相关系数也很高，但不通过原点，说明粒子内扩散过程是活性炭吸附亚甲基蓝的速率控制步骤，但不是唯一的速率控制步骤。而对中性红和甲基橙染料，其qt～t0.5呈现较差的线性关系，所以粒子内扩散不是活性炭吸附甲基橙和中性红的控制步骤。另外，3种染料的粒子内扩散模拟方程截距都很大，代表内表面吸附作用较大。 3 结论 （1）活性炭吸附亚甲基蓝、甲基橙、中性红的qt～t、qe～pH、qe～T曲线趋势基本上是一致的，亚甲基蓝在活性炭上最易于被吸附。 （2） 活性炭对3种染料的吸附行为均符合Langmuir方程，主要为单分子层吸附，其对亚甲基蓝的吸附能力最强。 （3）3种染料在活性炭上的吸附过程遵循准二级吸附速率方程，包括吸附的全过程。内扩散过程是活性炭吸附亚甲基蓝的速率控制步骤，但不是吸附甲基橙和中性红的速率控制步骤。用活性炭回收挥发性有机溶剂的研究进展超大孔容中孔活性炭制备及吸附性能浦士达（股票代码：836440）正式获得企业境外投资证书煤基活性炭生产设备现状及发展趋势

活性炭是一种优良的吸附材料，它的比表面积大，制造成本低，广泛应用于吸附、气体分离、能源储存等。传统活性炭的孔隙主要局限在微孔范围（孔径小于２ｎｍ），且孔体积一般不超过１ｃｍ３／ｇ，不适于处理大分子物质，如药物输送、生物分子净化和催化过程等。制备活性炭的常用原料有木材、煤炭、沥青以及有机高分子等，其中生物质原料（如木材、果壳、秸秆等）具有分布广泛、可再生、价格低廉等优势，成为最具吸引力的活性炭原料。目前，由生物质原料制备中孔活性炭已有许多报道。然而，这些制备过程都需 要经过复杂的物理和化学活化，而且活化温度要求达到７００～８００℃，能耗较高，所得活性炭的孔体积不超过２．０ｃｍ３／ｇ，平均孔径小于３．５ｎｍ。 本论文在废弃物利用思想指导下，以废弃生物质木屑为原料，ＺｎＣｌ２为活化剂，在５００℃下进行炭化活化处理，制备出超大孔容中孔活性炭。综合使用比表面积测定仪、扫描电镜（ＳＥＭ）、透射电镜（ＴＥＭ）等 对样品进行表征，同时采用批处理法对所制备活性炭对有机大分子维生素 Ｂ１２的吸附速率、吸附平衡时间及吸附量进行了系统研究。该研究可作为大学物理化学开放性实验。 １ 实验 １．１ 实验材料、药品与仪器 材料：本实验以松木屑为主要原料，另有松树、柳树、梧桐、七叶树、枫树、白杨等。 药品：氯化锌、浓盐酸（３７％）、乙 醇、氢氧化钠、维生素 Ｂ１２均为分析纯。 仪器：Ｖ－ＳＯＲＢ２８００Ｐ型比表面积测定仪，Ｓ－４８００场发射扫描电子显微镜，ＪＥＭ－２００ＣＸ 透 射电子显微镜，７２２Ｓ紫外可见分光光度计。 １．２ 活性炭制备 以１．０ｍｏｌ／Ｌ 的 ＨＣｌ水溶液为溶剂，配制不同浓度的 ＺｎＣｌ２－ＨＣｌ溶 液；将 ５．０ｇ 木 屑 浸 渍 在ＺｎＣｌ２－ＨＣｌ溶液中１２ｈ；过 滤后将木屑置于刚玉瓷舟，放入管式炉中，在氮气保护下以５ ℃／ｍｉｎ程序升温至５００℃，炭化活化１ｈ，氮 气流速为４０ｍＬ／ｍｉｎ；然 后将所得炭化物放入１００ｍＬ、１．０ｍｏｌ／Ｌ 的 ＨＣｌ溶液中，持续沸腾１ｈ，以溶解炭化物中的 ＺｎＣｌ２以及其他无机离子；冷却至室温后用８０℃的蒸馏水冲洗并抽滤至检测不到 Ｃｌ— ；最后在烘箱内于１０５ ℃下干燥８ｈ，即得活性炭材料。所制样品符号 ＡＣ－１０ｇ是指 ＺｎＣｌ２用量为１０ｇ时 制备的活性炭样品，ＡＣ－２０ｇ 即 ＺｎＣｌ２用 量为２０ｇ时得到的活性炭，其余的符号意义与此类似。 １．３ 活性炭结构表征 在液氮温度７７Ｋ下，使用Ｖ－ＳＯＲＢ２８００Ｐ型比表面积测定仪测量样品的吸附等温线；用ＢＥＴ方程计算比表面积（ＳＢＥＴ），在工作气压ｐ与大气压ｐ０比值为ｐ／ｐ０＝０．９９时测量总孔体积（Ｖｔｏｔ）；通过ｔ－ｐｌｏｔ法计算活性炭的微孔体积Ｖｍｉｃｒｏ；中孔体积Ｖｍｅｓｏ通过总孔体积减去微孔体积得到（Ｖｍｅｓｏ＝Ｖｔｏｔ－Ｖｍｉｃｒｏ）；平均孔径ｄ通过方程ｄ＝４Ｖｔｏｔ／ＳＢＥＴ 计 算；使用 Ｂａｒｒｅｔｔ－Ｊｏｙ－ｎｅｒ－Ｈａｌｅｎｄａ（ＢＪＨ）法获得孔径分布结果。 用Ｓ－４８００型场发射扫描电子显微镜（ＳＥＭ）观察活性炭的表面形貌；用ＪＥＭ－２００ＣＸ 型 透 射 电 子 显 微镜（ＴＥＭ）对活性炭内部结构进行表征。 １．４ 活性炭吸附维生素 Ｂ１２的实验方法 配制质量浓度为１００ｍｇ／Ｌ 的维生素Ｂ１２（以下简型紫外可见分光光度计测量 ＶＢ１２ 溶 液的吸光度，最大吸收波长λｍａｘ＝３６１ｎｍ，根据吸光度数据计算溶液浓度和吸附量。吸附量计算公式为称ＶＢ１２）溶液。将２５ｍｇ活性炭样品加入到２００ｍＬ的ＶＢ１２溶液中，在３０℃下恒温磁力搅拌。用７２２Ｓ型紫外可见分光光度计测量 ＶＢ１２ 溶 液的吸光度，最大吸收波长λｍａｘ＝３６１ｎｍ，根据吸光度数据计算溶液浓度和吸附量。吸附量计算公式为其中，ｑｔ为ｔ时刻活性炭对ＶＢ１２的吸附量（ｍｇ／ｇ），Ｖ为溶液体积，Ｃ０为 溶液起始浓度，Ｃｔ为ｔ 时 刻溶液浓度，ｍ为吸附剂的质量。 ２ 结果与讨论 ２．１活性炭的孔结构分析 图１为活性炭对 Ｎ２的吸附－脱附等温线。由图１可知：ＺｎＣｌ２用量对活性炭的吸附等温线的形状有显著影响；按照ＩＵＰＡＣ 的分类，ＺｎＣｌ２用量１０ｇ 制备的活性炭（图１（ａ））呈现典型的Ｉ型等温线，Ｎ２吸 附主要发生在ｐ／ｐ０小于０．１范围，当压力升高时等温线接近水平形状，这是微孔材料的吸附特征；当 ＺｎＣｌ２用量增加到２０ｇ 和３０ｇ时，在较高压力下 Ｎ２的吸附量明显增加，并 且 脱 附 的 滞 后 现 象 （滞 后 环）出 现 （见 图１（ｂ）和１（ｃ）），这是中孔材料毛细凝聚现象的主要特征；当ＺｎＣｌ２的用量增加至５０ｇ时，吸附曲线（图１中（ｄ））出现了Ⅳ型和Ⅴ型的结合态，并且脱附的滞后现象出现了 Ｈ３型的特征，在较高的ｐ／ｐ０下吸附并没有出 现 拐 点，这意味着中孔进一步扩大为狭缝型孔隙。可见通过调节ＺｎＣｌ２的用量可以有效控制活性炭的中孔的生成。根据图１得到的活性炭的孔结构数据见表１。从表１可以看出：ＺｎＣｌ２的用量对所有的孔参数如比表面积、孔体积、平均孔径等都产生了显著影响；当 ＺｎＣｌ２用量为１０ｇ时，活性炭的比表面积为１８８９ｍ２／ｇ，将ＺｎＣｌ２用量逐渐增加到５０ｇ时，比表面积略微下降，但是总孔体积、中孔体积和平均孔径则呈单调增加的趋势，例如总孔体积从 ＡＣ－１０ｇ的１．１５ｃｍ３／ｇ增加到 ＡＣ－５０ｇ的３．９８ｃｍ３／ｇ，中孔体积从 ＡＣ－１０ｇ的０．４８ｃｍ３／ｇ增加到ＡＣ－５０ｇ的３．４０ｃｍ３／ｇ，活 性 炭 的 平 均 孔 径 也 从２．４４ｎｍ 增加到９．８５ｎｍ。 这些实验结果说明，在活化过程中ＺｎＣｌ２的作用不仅是创造微孔，而且也可以扩大微孔以形成中孔，具体哪种作用为主取决于 ＺｎＣｌ２的用量。以前也有许多利用氯化锌活化法制备中孔活性炭的文献，但其制备的活性炭孔体积均不超过２ｃｍ３／ｇ，平均孔径小于３．５ｎｍ。分析其实验条件发现，这些文献中ＺｎＣｌ２与原 料 的 质 量 比 不 超 过 ３∶１。而 本 研 究 中ＺｎＣｌ２与木屑的质量比在２∶１～１２∶１之间变化。由此可见，适当增加用量能够更充分地发挥 ＺｎＣｌ２对木屑的造孔和扩孔效应，从而得到超大孔容中孔活性炭。图２显示了ＺｎＣｌ２的浓度对活性炭孔径分布的影响。ＺｎＣｌ２的用量在１０～３０ｇ的范围内变化时，中孔孔径分布均保持在２～１０ｎｍ的范围。与图２（ａ）相比，图２（ｂ）中６～８ｎｍ的孔有所增加，而在图２（ｃ）中，孔径为５ｎｍ 和１０ｎｍ处均出现了明显的小峰，即表明中孔的比例有突增。表１和图２的实验结果表明，活性炭的孔径随着ＺｎＣｌ２用量的增加而变大。但不足的是目前的制备方法只能使活性炭的孔径分布在较大的尺寸范围内，而无法得到像有序介孔炭材料那样孔径尺寸均一、有序的介孔炭材料。 ２．２ 活性炭形貌及微观结构分析 图３是松木屑和 ＡＣ－５０ｇ活性炭的扫描电镜图，其中（ａ）和（ｂ）号样品是松木屑，（ｃ）和（ｄ）号样品是活性炭ＡＣ－５０ｇ，（ｂ）和（ｄ）是 局部放大图。从图３ 可以看出，松木屑的表面比较光滑平整，没有明显的孔隙结构，而活性炭则呈现显著的多孔结构，而且由图３（ｄ）可看出，活性炭上的孔是由一些球状颗粒堆积而成。这些球状颗粒的形成原因还有待于进一步研究。图４是样品 ＡＣ－５０ｇ在１２０ｋＶ 的加速电压下得到的透射电镜照片。从图中可以明显看到活性炭的多孔特征，图中的透明和空白部分是活性炭中的孔隙，孔的大小约为几纳米至几十纳米。这与 Ｎ２吸附计算结果以及扫描电镜照片相符。２．３ 其他木材制备超大孔容中孔活性炭的结构特征在以松木屑制备超大中孔活性炭实验条件基础上，本研究进一步以不同木材木屑为原料制备大中孔活性炭，根据其Ｎ２吸附－脱 附曲线计算所得孔结构数据见表２。从表２可以看出，不同木材通过本实验方法均可得到具有超大孔容和发达的中孔结构的活性炭材料，其总孔体积均可超过３．０ｃｍ３／ｇ，柳木屑的总孔体积甚至达到４．４０ｃｍ３／ｇ，孔径达到１２．３８ｎｍ。这充分说明了本实验方法具有适用面广、可行性强的优点。２．４ 吸附性能ＶＢ１２是 一 种 大 分 子 量（Ｍ＝１３５５．３７）且 三维尺寸均较大（１．４１２ｎｍ×１．８３５ｎｍ×１．１４ｎｍ）的 有机物，可 以 用 来 检 验 中 孔 活 性 炭 对 大 分 子 的 吸 附 性能。图５是４种活性炭ＡＣ－１０ｇ、ＡＣ－２０ｇ、ＡＣ－３０ｇ和ＡＣ－５０ｇ对于维生素 Ｂ１２ 的 吸附动力学曲线。从图５中可以看出：随着时间的增加４种活性炭对 ＶＢ１２的吸附量增加；其中 ＡＣ－１０ｇ在５０ｍｉｎ内对 ＶＢ１２的增加比较缓慢，而 ＡＣ－２０ｇ、ＡＣ－３０ｇ在４０ｍｉｎ内吸附量增加较快，随后增加趋势平缓，吸附基本达到平衡；ＡＣ－５０ｇ在实验时间内对于维生素Ｂ１２的吸附处于增加趋势。实验结果表明，中孔率大的ＡＣ－３０ｇ和ＡＣ－５０ｇ与中孔率小的ＡＣ－１０ｇ和 ＡＣ－２０ｇ相比，对ＶＢ１２的吸附有显著优势，其吸附平衡时间短、吸附量大。这一结果进一步说明活性炭中孔率越大，对大分子吸附作用越强，也验证了ＺｎＣｌ２用量对活性炭孔径的影响。实验结果同时也表明超大孔容中孔活性炭在有机大分子的快速高效富集、纯化及有机污染物的快速吸附处理方面具有广阔的应用前景。 ３ 结论 （１）以木屑为原料、ＺｎＣｌ２为活化剂，在５００℃下进行炭化活化处理，制备出了超大孔容中孔活性炭，其比表面积超过１６００ｍ２／ｇ，孔体积大于３．０ｃｍ３／ｇ，甚至达 到４．０ｃｍ３／ｇ，平 均 孔 径 可 以 控 制 在２．４～９．９ｎｍ。 （２）ＺｎＣｌ２在活化过程中的作用不仅是创造微孔，而且能够扩大微孔、形成中孔。因此适当增加ＺｎＣｌ２的用量，能够更充分地发挥ＺｎＣｌ２对木屑的造孔和扩孔效应，从而得到超大孔容中孔活性炭。 （３）超大孔容活性炭对于维生素Ｂ１２之类有机大分子的吸附具有明显优势。活性炭的孔体积越大，吸附速率越快、吸附量越大，吸附平衡所需要的时间也越短。超大孔容活性炭可适用于有机大分子的快速高效富集、分离与纯化。 （４）本研究内容可作为大学物理化学开放性实验，该实验有助于促进学生全面深刻地认识物理化学在材料科学中的应用，使学生深入了解对吸附材料的研究方式，增加学生学习兴趣，提升学生操作技能和科技创新能力，从而达到提高教学质量的目的。浦士达（股票代码：836440）正式获得企业境外投资证书煤基活性炭生产设备现状及发展趋势化学性质对活性炭脱硫的影响活性炭吸附去除室内甲醛的研究进展

【能源人都在看，点击右上角加'关注'】北极星水处理网讯:摘要：分别采用硫酸和硝酸锰溶液制备了改性活性炭Ｈ－ＡＣ和Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ，并探讨了不同活性炭吸附剂对废水中Ｃｒ（ＶＩ）去除率的影响。结果表明：与活性炭相比，Ｈ－ＡＣ和Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ对Ｃｒ（ＶＩ）的吸附能力得到显著的提高；其中Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ对Ｃｒ（ＶＩ）的吸附效果最好。通过正交试验，得到了各因素对Ｃｒ（ＶＩ）去除率的影响程度依次为废水初始ｐＨ值＞吸附反应温度＞Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量。０前言电镀废水中含有有毒的重金属污染物，Ｃｒ（ＶＩ）便是其中之一。目前，处理含铬电镀废水通常采用离子交换、氧化沉淀、反渗透及吸附等方法。其中，吸附法具有成本低、处理效果好等优点，因而得到了广泛的研究。活性炭是一种应用广泛的吸附剂。改性能进一步提高活性炭的吸附性能。本文采用硫酸和硝酸锰溶液制备了改性活性炭Ｈ－ＡＣ和Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ，并探讨了不同活性炭吸附剂对废水中Ｃｒ（ＶＩ）去除率的影响。１实验1.1 实验材料及仪器实验材料：活性炭；硝酸锰溶液（质量分数为５０％）、硫酸、二苯碳酰二肼、高锰酸钾、重铬酸钾，以上试剂均为分析纯。仪器：７９－１型磁力搅拌器，ＬＸＪ－ＩＩ型离心机，ＤＨＧ－９０５５型电热恒温鼓风干燥箱，ＵＶ－４８０２型分光光度计，ＬＸＪ－ＩＩ型高温箱式炉。1.2 改性活性炭的制备Ｈ－ＡＣ的制备：（１）称取一定量的活性炭，并将其与质量分数为１５％的硫酸溶液按１∶８的质量体积比进行混合；（２）在６０℃的水浴中搅拌５ｈ；（３）经离心洗涤后，于１２０℃下过夜干燥，即得到Ｈ－ＡＣ。Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的制备：（１）称取５０ｇＨ－ＡＣ，并将其置于２０００ｍＬ的玻璃烧杯中；（２）向其中加入质量分数为５０％的硝酸锰溶液１５０ｍＬ，并加去离子水稀释至１０００ｍＬ；（３）在磁力搅拌器上搅拌１ｈ；（４）经离心洗涤后，于１２０℃下干燥８ｈ，再于２５０℃下活化５ｈ，即得到Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ。1.3 吸附实验使用重铬酸钾溶液模拟含铬电镀废水，其中Ｃｒ（ＶＩ）的质量浓度为３０ｍｇ／Ｌ。取１００ｍＬ模拟废水于锥形瓶中，并调节其ｐＨ值。向锥形瓶中加入一定量的吸附剂后，在磁力搅拌器上搅拌反应一段时间。反应期间进行间隔取样，并采用高锰酸钾氧化－二苯碳酰二肼分光光度法测定废水中Ｃｒ（ＶＩ）的质量浓度，进而计算Ｃｒ（ＶＩ）的去除率。２结果与讨论2.1 不同吸附剂对Ｃｒ（ＶＩ）的吸附效果在吸附剂的投加量０．３ｇ、废水初始ｐＨ值６、吸附反应温度２５℃的条件下，研究了不同吸附剂对Ｃｒ（ＶＩ）的吸附效果，结果见图１。由图１可知：随着吸附反应时间的延长，三种吸附剂对Ｃｒ（ＶＩ）的去除率均先增大，９０ｍｉｎ后Ｃｒ（ＶＩ）的去除率趋于稳定。此外，三种吸附剂对Ｃｒ（ＶＩ）的去除能力大小为Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ＞Ｈ－ＡＣ＞活性炭。在硫酸活化过程中，活性炭表面的酸性官能团增加，同时活性炭表面的电荷性质发生变化，使其对Ｃｒ（ＶＩ）的吸附容量提高。经Ｍｎ进一步改性后，会形成大量的Ｍｎ≡Ｃ—ＯＨ结合体，该结合体能进一步提高Ｃｒ（ＶＩ）的去除率［７－８］。由于Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ对Ｃｒ（ＶＩ）具有较高的去除能力，所以对其处理Ｃｒ（ＶＩ）的工艺条件进行研究。2.2 Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量对Ｃｒ（ＶＩ）吸附效果的影响在废水初始ｐＨ值６、吸附反应时间９０ｍｉｎ、吸附反应温度２５℃的条件下，研究了Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量对Ｃｒ（ＶＩ）去除率的影响，结果如图２所示。由图２可知：当Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量小于０．３ｇ时，随着Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ投加量的增加，Ｃｒ（ＶＩ）的去除率逐渐增大；当Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量大于０．３ｇ之后，Ｃｒ（ＶＩ）的去除率无显著变化。这表明适量的Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ能够为吸附反应提供足够多的活性位点，使得Ｃｒ（ＶＩ）的去除率达到较大值。2.3 废水初始ｐＨ值对Ｃｒ（ＶＩ）吸附效果的影响在Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量０．３ｇ、吸附反应时间９０ｍｉｎ、吸附反应温度２５℃的条件下，研究了废水初始ｐＨ值对Ｃｒ（ＶＩ）去除率的影响，结果如图３所示。由图３可知：废水初始ｐＨ值对Ｃｒ（ＶＩ）的去除率影响显著。随着废水初始ｐＨ值的增加，Ｃｒ（ＶＩ）的去除率呈现出先增大后减小的趋势。当废水初始ｐＨ值为６时，Ｃｒ（ＶＩ）的去除率最高。这主要与Ｃｒ（ＶＩ）在废水中的存在形式及Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的表面电荷有关。2.4 吸附反应温度对Ｃｒ（ＶＩ）吸附效果的影响在Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量０．３ｇ、废水初始ｐＨ值６、吸附反应时间９０ｍｉｎ的条件下，研究了吸附反应温度对Ｃｒ（ＶＩ）去除率的影响，结果如图４所示。由图４可知：随着吸附反应温度的升高，Ｃｒ（ＶＩ）的去除率逐渐降低。这是由于该吸附过程属于放热反应，所以降低吸附反应温度能够促进反应的进行。该吸附反应表现为物理吸附的特性。2.5 正交试验结果分析2.5.1 正交试验因素及水平选取Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量（Ａ）、吸附反应温度（Ｂ）和废水初始ｐＨ值（Ｃ）作为正交试验的３个因素，进行３因素５水平的正交试验。因素水平如表１所示。2.5.2 正交试验结果正交试验结果表明：极差大小依次为Ｃ＞Ｂ＞Ａ，即３个因素对Ｃｒ（ＶＩ）去除率的影响程度依次为废水初始ｐＨ值＞吸附反应温度＞Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量。从均值结果看，该吸附反应的最佳工艺条件组合为Ａ３Ｂ１Ｃ３，即Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ０．３ｇ、吸附反应温度２５℃、废水初始ｐＨ值６。这与单因素试验的分析结果相一致。３结语采用硫酸和硝酸锰溶液制备了改性活性炭Ｈ－ＡＣ和Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ，并探讨了不同活性炭吸附剂对废水中Ｃｒ（ＶＩ）去除率的影响。结果表明：与活性炭相比，Ｈ－ＡＣ和Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ对Ｃｒ（ＶＩ）的吸附能力得到了显著的提高；其中Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ对Ｃｒ（ＶＩ）的吸附效果最好。通过正交试验，得到了不同因素对Ｃｒ（ＶＩ）去除率的影响程度依次为废水初始ｐＨ值＞吸附反应温度＞Ｍｎ－Ｈ－ＡＣ的投加量。原标题:改性活性炭处理含铬电镀废水的研究免责声明：以上内容转载自北极星环保网，所发内容不代表本平台立场。全国能源信息平台联系电话：010-65367702，邮箱：hz@people-energy.com.cn，地址：北京市朝阳区金台西路2号人民日报社

摘要: 采用饱和活性炭作为臭氧氧化催化剂，对染料废水生化出水进行深度处理。以废水 COD、DOC 去除率为指标，考察饱和活性炭对臭氧的催化效果。使用 6 种不同的活性炭作为催化剂(编号 1#～6# ) ，并将 6#活性炭采用KMnO4、NaOH、ZnCl2、H2 SO4、H3 PO4进行表面处理，在活性炭的孔体积、酸碱基团等表面性质测定的基础上，探讨活性炭性质与催化臭氧化效率的关系。结果显示，活性炭催化效果与大孔体积密切相关; 另一方面，使用微孔膜片减小臭氧气泡尺寸，增大臭氧的传质面积，提高臭氧利用率，可以改善臭氧 /活性炭催化氧化处理效果。1 引言染料制造行业产生的污水含芳香基团物质，且色度大、盐度高。染料废水一般经过中和、物化混凝、沉淀预处理后再进行水解酸化、曝气好氧生物处理流程，但所得二沉池出水COD与色度等指标仍然很难达标，应采取合理的技术对生化尾水进行深度处理． 有研究者利用臭氧的强氧化性与水中烯烃类、芳香族、酚类等有机化合物及溶解性微生物产物发生反应，以达到去除有机物和色度的要求。臭氧对上述生化尾水色度的去除速率较快，可在极短时间内将废水中染料分子的发色或助色基团氧化分解，生成小分子量的有机酸和醛类，使颜色得到去除。但是，臭氧分子的氧化选择性较高，其产生的少量氧化性能较高的自由基也极容易被生化废水中的碳酸根等自由基淬灭剂去除; 而与色度相比，臭氧对于某些难处理物质的降解程度较低，废水中难降解有机物的去除效果有限。众所周知，臭氧由于其高成本和低分解率(低利用率) 而在实际的工程应用中受到限制。利用活性炭作催化剂改善废水臭氧氧化处理效果是重要的研究方向。有研究者对活性炭引发臭氧自由基链反应的理论进行了较深入的研究，但到目前为止，对活性炭表面性质与催化作用的关系基本未见报道。 另外，臭氧在水中的质量浓度一般只有每升几毫克左右，因此，研究如何进一步提高臭氧的利用效率是十分必要的。超声波、电场等可强化臭氧传质，但实际应用困难较大。为强化传质效果，本研究中对反应器进行改进，考察不同活性炭以及活性炭表面改性对生化废水臭氧氧化的催化处理效果以及运行参数的影响。2 实验部分2.1 试剂与仪器仪器设备包括精微高博 BET比表面积测定仪、亚奥 3 Lmin－1 FY 医用保健制氧机、江冠臭氧发生器 CF-3、日本岛津( TOC-VCPH) 测定仪等。2.2 活性炭采用不同厂家的颗粒活性炭作为臭氧氧化的催化剂。活性炭粒径为40目，编号分别为 1# ～ 6# ，活性炭的吸附容量随编号依次变小，活性炭性质见表1。采用6种常见的表面化学改性方法(使用高锰酸钾、氯化锌、磷酸、硫酸、氢氧化钠以及高温通氮还原) 对活性炭进行改性处理。本实验中高锰酸钾、氯化锌、磷酸对活性炭改性使用 10% 的溶液、浸渍体积比 2∶1，在 60 ℃ 下对活性炭处理 3 h，清洗后烘干使用; 硫酸和氢氧化钠改性使用质量分数为 5% 的溶液，清洗后烘干使用; 高温处理在隔绝空气的情况下通氮气保护气升温到 350 ℃ ，恒温 1 h 后待温度降至室温取出。将以上各种活性炭均投入生化废水中进行静态吸附使其饱和，吸附期间若水体颜色变浅则更换生化水，最终使每种活性炭均达到吸附饱和状态．饱和后活性炭过滤烘干备用。2.3 实验装置实验装置如图 1 所示，臭氧发生器产生的臭氧与废水在反应柱内进行反应，柱内投加 5 g 饱和活性炭作为反应催化剂． 气流量为 3 Lmin － 1 ，每次处理的废水量均为 400 mL，取水样时可从反应柱中间的取水样口处取样。反应后的尾气经 KI 溶液进行尾气吸收排出． 柱底部安装可拆卸的不同孔径微孔膜片对臭氧气泡进行分散，膜片使用抗氧化的铜合金材质，孔径各为 30、20 及 10 μm。图1 实验装置图2.4 废水特性及测试方法废水取自某大型染料生产厂的染料废水生化处理二沉池出水。DOC 通过燃烧法进行测定; CODCr 采用重铬酸钾法测定，不采用传统回流法进行混合液的消解，而是使用常用的微波消解方式进行。废水为橙黄色，使用紫外分光光度计利用 1cm 石英比色皿测定 580nm 处吸光度，衡量其色度大小，记为 A580 ，以 cm－1 为单位． 生化废水主要指标为: 出水 COD 约为 400 mgL－1 ，DOC 为 90～110 mgL－1 ，pH为 6.5～7.5，580 nm 吸光度为 0.1 cm－1。臭氧浓度测定采用国标碘化钾测定法，对进气及处理废水后出气臭氧浓度分别测定，计算臭氧的分解率。臭氧分子在反应柱内以直接或间接途径与废水中的有机物发生反应后失去氧化性，以此衡量反应体系中的臭氧利用程度。 活性炭的孔径分布和吸附总孔容积均由 BJH 吸附孔径分布测试得到。活性炭表面官能团测定方 法使用 Boehm 化学滴定法测定。气泡测量方法: 使用气泡动态分析仪拍摄气泡，并保存视频。通过主机自带程序对视频进行静态图像捕捉，保存图像后进行辉度二值化处理，逐个测量其面积，将结果以表格形式输出并保存。每种拍摄条件以 600个气泡以上的统计量进行直径统计，从而得到气泡直径分布直方图和累计分布图。气泡尺寸计算使用当量直径表示，统计气泡平均直径以索特直径表示。 3 结果3.1 活性炭催化臭氧氧化效果以各方面指标较差的6#活性炭为例，考察投加活性炭对废水处理效果的影响。臭氧以 3 Lmin－1气流量通入反应柱中，与柱内 400 mL废水进行反应，测定出水的COD及DOC，计算去除率; 将柱内放置5g饱和6#活性炭，以同样条件进行反应，计算废水氧化处理后的去除率，结果如图 2 所示． 由图可知，使用活性炭催化与单独臭氧氧化的效果相比，COD和 DOC 去除率明显增加． 反应10 min后COD去除率提高 40% ，DOC 去除率提高 10% 左右; 但随着反应时间的延长，COD 去除率差距缩小，DOC 去除率差距增大; 反应 1 h 后使用活性炭催化实验组的COD和 DOC的去除率均可提高 20% 左右。可见，使用活性炭大大提高了COD、DOC 的去除率，明显提高废水的处理效果，并提高氧化反应速率。图2 臭氧单独氧化与使用活性炭催化的废水处理效果对比( 6#活性炭)实验所用饱和活性炭可能有少量的吸附能力，为了验证活性炭的催化作用，进行了如下实验: 使用 6# 活性炭新炭，保持相同实验条件投入反应柱内与生化废水进行反应． 另外，将饱和 6# 活性炭投入废水内，在不通入臭氧只通入同样气量的空气条件下吸附生化废水，1 h 后结束反应，实验结果如表 2所示。由表2可知，活性炭在臭氧反应中主要起催化作用。新炭或者饱和活性炭在臭氧存在的情况下几乎无差别; 而不通臭氧的情况下，饱和活性炭对废水的吸附效果十分有限，远远劣于臭氧氧化的废水处理效果。活性炭在反应中的贡献可做如下解释: 活性炭的吸附性和还原性使得臭氧在活性炭的表面吸附后，可以迅速分解，引发一系列自由基反应，使有机物氧化。反应的主要方程如下( Ｒ: 有机化合物; ＲOX : 有机物氧化产物; AC: 活性炭) :在酸性条件下O3 + AC O3 -AC ( 2)O3 -AC O-AC + O2 ( 3)Ｒ + AC Ｒ-AC ( 4)O-AC + Ｒ ＲOX + 2AC ( 5)在中性及碱性条件下 O3 +OH－→ O2 +HO2－ ( 6)O3 + HO2 － → HO2 + O3－ ( 7)O3－ +H2O → HO +O2 +OH－ ( 8)OH- + AC OH-AC ( 9)O3 + OH-AC O3 -AC + OH ( 10)O3 -AC O-AC + O2 ( 11)O3 + O-AC O2－ + AC + O2 ( 12)Ｒ + AC Ｒ-AC ( 13)Ｒ-AC + OH ＲOX + AC ( 14)Ｒ-AC + O-AC ＲOX + 2AC ( 15)Ｒ-AC + O2－ ＲOX + AC ( 16)上述反应中产生的羟基自由基是废水处理效果显著提高的主要活性物质。为证明本实验中投加活性炭所产生的活性物质是羟基自由基，通过投加和未投加羟基自由基抑制剂进行废水处理效果的比较。羟基自由基的常用抑制剂为叔丁醇，在反应中投加叔丁醇，反应后测定废水的有机物浓度和色度变化。由于废水中投加叔丁醇会对有机物的浓度测定产生极大影响，导致测量结果不准确，因此对色度( A580 ) 的去除效果进行比较。由表3可看出，投加叔丁醇不利于色度去除，投加活性炭后叔丁醇负面影响会减弱。本研究中，生化废水中的碳酸根、碳酸氢根等自由基淬灭剂会抑制臭氧活性基团的活性，此时活性炭的多孔表面可作为良好的触媒介质，大大提高原子氧和溶解氧的浓度，并通过臭氧的直接和间接氧化作用恢复活性炭的部分吸附能力，从而提高去除部分废水氧化中间产物或小分子有机物的能力。将6#饱和活性炭反复做催化氧化使用，可有效使用 6次。第 7次使用后活性炭的催化效果显著下降，与单独使用臭氧的处理效果相近． 推测原因为活性炭在臭氧处理的条件下表面富氧基团增多，其吸电子特性导致活性炭的催化作用下降。图3 6#活性炭催化臭氧化有效次数3.2 活性炭性质与催化效果的关系活性炭的催化氧化性能与活性炭的表面化学性质有关。分别将 1#～6# 活性炭做吸附饱和处理后作为臭氧氧化反应的催化剂，对废水进行催化氧化反应。6种活性炭的吸附容量随编号依次变小，其催化效果如图 4 所示。由图可知，与臭氧单独氧化处理废水相比，加入活性炭可将废水的 COD和 DOC去除率分别提高 17%～35% 、17%～56%。图4 不同活性炭的催化效果比较比较活性炭的吸附性能( 表 1) 与催化性能( 图 6) ，明显可发现两者并无必然关联． 采用 SPSS 计算活性炭催化效果与活性炭性质指标的 Pearson 相关系数，可发现相关度最大的是大孔体积，相关系数为0.85( p＜0.05) ; 其次是碱性基团含量，相关系数为0.73。另外，也有研究者提出，活性炭的大孔可作为臭氧的自由基反应场所，从而影响活性炭对臭氧的催化性能，因而大孔径的活性炭催化效果较好。活性炭中的碱性基团使得臭氧更容易分解为羟基自由基，这是因为含氧碱性基团可看做 Lewis 碱，与水分子形成电子供受体形式发生反应，使得臭氧更容易分解为羟基自由基。将6#活性炭做不同的表面改性，再进行吸附饱和，得到的活性炭作为催化剂进行臭氧氧化催化反应，其基本特性及催化结果如表 4和图 5所示。活性炭经过表面处理后，表面物理化学特性均有所改变。高锰酸钾可调节活性炭的微孔结构，但并不能提高活性炭的大孔体积，其催化效果提高不多; 而金属锰离子对臭氧可能也有催化效果，金属催化的作用应该考虑在内。氢氧化钠改性处理虽然可以增大活性炭表面碱性基团含量，却可能导致活性炭的孔隙结构破坏，孔隙塌陷，使得比表面积减小大大降低，催化效果降低。通氮气高温处理活性炭的方法可使得活性炭的孔隙形态发生变化，原本闭塞的孔因为造孔作用被打开，且产生更多孔隙。由图 5可知，氮气高温处理后活性炭的催化性能最好，相比未改性活性炭，COD去除率提高 15.7% ，DOC 去除率提高 41.0% ，出水 COD及 DOC 值分别为 110 mgL－1 及 60 mgL－1。氯化锌虽然对活性炭的比表面积增大方面效果不好，但可增大活性炭大孔结构，从而增强其催化效果。可见，高温处理和氯化锌处理能开阔大孔体积，使得废水的有机物去除率有所提高。硫酸及磷酸的改性均使得活性炭的孔隙结构受到破坏，且表面酸性含氧官能团增多，不利于催化臭氧化的进行。图5 活性炭不同表面处理后的催化效果比较( A.未经表面处理; B.高锰酸钾; C.氢氧化钠; D.通氮气高温处理; E.氯化锌; F.硫酸; G.磷酸)3.3 臭氧对活性炭的影响为了考察臭氧对活性炭的影响，将 6#活性炭用去离子水清洗，放入清水中通臭氧 1 h，处理后将活性炭过滤、烘干( 60～70 ℃)。臭氧不能改善活性炭孔隙结构，而且活性炭表面的碱性基团含量降低，同时酸性官能团含量增加，尤其含氧官能团中的羧基含量明显上升。将臭氧处理后的活性炭用于废水吸附，其吸附容量减少22.37%。使用臭氧氧化法对吸附饱和的活性炭进行再生处理，再生后活性炭吸附处理生化废水，计算其吸附容量，与新活性炭的吸附容量进行比较，计算再生效率。进行多次臭氧氧化再生-吸附过程，所得结果如表 5所示。臭氧对活性炭进行 4 次再生后，基本失效。3.4 加载微孔膜片对氧化效果的影响活性炭催化作用不但与活性炭表面性质有关，与臭氧浓度、臭氧气泡大小也有关，需要讨论臭氧气泡大小对活性炭催化效果的影响。从臭氧发生器产生的臭氧浓度为 3.35mgL－1 ，进入反应柱内产生的气泡较大，直径为毫米级，臭氧利用率低，出口臭氧浓度为 2 mgL－1。在反应柱底部安装微孔膜片，膜片孔径逐渐减小时臭氧气泡的索特直径明显减小，使得传质比表面积以及臭氧的停留时间增大，有效提高了臭氧在废水氧化过程中的利用率，使废水的处理效果更好(表6)。使用活性炭催化并加载微孔膜片后，废水的 COD和DOC去除率进一步提高，最佳处理效果可使得出水 COD和 DOC达到 41. 47和 25.38 mgL－1 ，符合工业回用要求。4 结论1) 臭氧氧化反应中添加饱和活性炭对生化出水后处理效果显著改善，使用 6 种饱和活性炭分别可使 COD和DOC去除率提高17%～35% 、17%～56% ，且可多次使用。不同活性炭对臭氧的催化效果不尽相同，其与吸附容量大小无明显关系，与活性炭的大孔体积有关，两者的相关系数可高达0.85。2) 高锰酸钾改性可调节活性炭的微孔结构，但并不能提高活性炭的大孔体积，其催化效果提高不多; 氢氧化钠改性虽然可以增大活性炭表面碱性基团含量，却大大降低孔体积，催化臭氧氧化效果降低; 高温处理和氯化锌处理均使得废水有机物去除率有所提高。高温处理和氯化锌改性处理能开阔大孔体积，使得废水有机物去除率有所提高; 硫酸及磷酸的改性均使得活性炭的孔隙结构受到破坏，且表面酸性含氧官能团增多，不利于催化臭氧化的进行。3) 减小气泡可使得臭氧与活性炭表面接触更充分，加强臭氧传质、提高臭氧在反应中的利用率，从而改善催化效果，出水 COD和DOC可降低到41. 47和 25.38 mgL－1。分子纳米电池杀菌炭的制备及其性能研究载铜活性炭的制备及甲醛吸附研究浦士达成为超级电容产业联盟会员单位活性炭行业都有哪些认证？

超级石化评论：本文7位作者非常用心地总结了当前含酚废水处理技术新进展，推荐了解！主要内容：含酚废水主要来源于石油化工厂、染料厂、焦化厂、制药厂等化学工业的生产过程中，其毒性大、衍生物繁杂、来源广泛、危害严重、难以自然降解。炭材料因其物理微观结构的优势，作为催化载体和吸附材料已广泛应用于各类化学、化工、环保技术之中。综述了国内外各类先进炭材料深度净化含酚废水新技术及其工艺，比较和分析了这些技术的优缺点及其工程应用的可行性，展望了未来深度处理技术的发展方向。［关键词］炭材料；含酚废水；物理吸附；催化氧化；水处理含酚废水主要来源于石油化工厂、染料厂、焦化厂、制药厂等化学工业的生产过程中。酚类物质是一种原型质毒物，会使生物活体中的蛋白质凝固变性，导致细胞失去活性而引起中毒〔1〕。酚类物质衍生物数量庞大、污染来源广、危害严重，含酚废水已经成为水污染控制领域中需要重点去除的污染物之一〔1〕。一直以来，国内外许多专家学者对含酚废水处理进行了大量的研究，主要包括化学法、生物法以及物理法〔1〕。其中，化学法主要包括氧化法、沉淀法、电解氧化法以及光催化氧化法等〔2〕；物理法主要包括萃取法、汽提法、液膜法及吸附法等〔3〕；生化法主要包括活性污泥法、生物酶处理法等〔4〕。炭材料因其具有较高的比表面积、极大的孔容孔径、丰富的孔道结构、大量的可调变活性中心而用作催化载体和吸附材料，已广泛应用于含酚废水的处理技术中，目前先进炭材料的制备和改性已是研究吸附及催化净化材料的重要方向之一〔4〕。炭材料一般是利用生物有机物质，如煤、石油、沥青等物质，经过炭化、活化等工艺制成的一种无定形炭，主要化学成分是碳元素，还包括少量的氮、氢、氧等元素，以炭为骨架结构，孔隙发达〔4〕。使用炭材料为基础的催化载体和吸附材料在吸附和催化氧化处理工业废水中有着较优越的效果，尤其是在处理含酚工业有机废水这一领域，炭材料的应用多样化、系统化、高效化已全面体现，在国内外使用炭材料净化含酚废水的过程，通常有两种方法：一种是利用改性的炭材料作为吸附剂；另一种是利用炭材料作为载体或催化剂，以达到净化含酚废水的目的。本研究主要针对吸附和催化氧化这两类方向，综述了先进炭材料在净化含酚废水领域中的应用，总结了当前最先进的炭材料净化含酚废水的技术及其效果，简要比较和分析了这些技术的优缺点及其工程应用的可行性，并对未来炭材料深度净化含酚废水技术的发展进行了展望。1 炭材料在吸附净化含酚废水中的应用吸附法处理含酚废水的技术操作简单、成本消耗小，尤其适合低浓度含酚废水的深度净化。采用吸附法处理含酚废水的关键是选择合适的吸附剂〔3〕。炭材料与比表面、孔容较大的常规吸附材料相比，具有更丰富的孔隙结构和更大的比表面积，更适用于吸附低浓度的有机污染物。作为一种多孔固体吸附材料，炭材料不仅具有较稳定的化学性质，还具有吸附容量大、吸附速度快、吸附后可以再生、选择性吸附等特点，因此炭材料被公认为目前处理含酚废水最高效的吸附剂之一，炭材料的制备原料不同，对吸附物质的吸附特性也有差别〔3〕。1.1 炭材料吸附净化含酚废水胡睿〔5〕研究了采用活性炭纤维吸附五氯酚和硝基酚废水的效果，结果表明，活性炭纤维对五氯酚的吸附能力更强，其吸附容量平均值为132.4 mg/g，用NaOH溶液再生吸附饱和的活性炭纤维，其吸附五氯酚容量基本没有差别，且五氯酚回收率高于90%。岳钦艳等〔6〕研究了活性炭纤维吸附苯酚、对硝基苯酚和对氯苯酚废水的吸附性能，结果表明，活性炭纤维对对硝基苯酚的吸附性能最佳，去除率可达99%；其次是对氯苯酚，去除率为96%；对苯酚的吸附能力最低，去除率为87%。杨凯〔7〕在不同条件下对比了活性炭吸附对苯二酚废水的效果，结果表明，在35℃，活性炭投加量为35 g/L，废水pH为6.5，反应时间为3.5 h的条件下，质量浓度为100mg/L的对苯二酚去除率可达99%。詹旭等〔8〕研究了活性炭吸附挥发性酚的效果，研究表明，每50 mL挥发酚中活性炭投加量为0.7 g，吸附时间为20 min，温度为12℃，活性炭对挥发性酚去除率可达96.04%。房平等〔9〕研究了活性炭对苯酚废水的吸附效果，结果表明，活性炭投加量为20~25 mg/L，吸附时间为30 min，苯酚废水质量浓度为10 mg/L，pH为6，活性炭对废水中苯酚的去除率可以达到97.4%。杨蓉等〔10〕对果壳活性炭吸附苯酚废水进行了研究，结果表明，果壳活性炭对废水中苯酚的去除率可达96.63%。夏明等〔11〕对核桃壳活性炭吸附苯酚废水进行了研究，考察了吸附温度、时间、废水pH以及核桃壳活性炭投加量对吸附效果的影响，结果表明，在25℃，废水pH为6.0，吸附时间为45 min，核桃壳活性炭投加量为20g/L的条件下，核桃壳对苯酚的去除率可达92.5%。唐婧等〔12〕研究了粉末活性炭对苯酚废水的吸附，考察了粉末活性炭用量、温度、反应时间和废水pH等对吸附效果的影响，结果表明，在25℃，废水pH为6.0，粉末活性炭投加量为6.67g/L，反应时间为30 min的条件下，苯酚去除率可达到98.4%。1.2 改性炭材料吸附净化含酚废水随着炭材料在含酚废水处理中的广泛应用，对其吸附性能的要求也在不断提高，国内外诸多研究发现，通过对活性炭表面进行改性，可以提高活性炭对特定物质的选择性吸附能力，活性炭改性主要是提高活性炭表面的物理性质和化学性质。A.Ahmadpour等〔13〕以烟煤为原料，利用 KOH 和 ZnCl2对其进行化学活化，再用二氧化碳进行改性，结果表明，采用ZnCl2和二氧化碳活化后提高了活性炭的吸附性能。詹亮等〔14〕对普通活性炭进行改性时，用KOH对其进行活化，形成了超高比表面积（3 886 m2/g）的活性炭，提高了活性炭的吸附性能。余少英〔15〕用油茶果壳作为原料制备了活性炭，并用磷酸溶液对其进行活化，研究了油茶果壳活性炭对苯酚的吸附性能，结果表明，油茶果壳活性炭投加量为0.1g，在温度为30℃，对100 mL质量浓度为500 mg/L的苯酚废水进行吸附，吸附时间为5h，油茶果壳活性炭对苯酚的吸附量达到了218.0 mg/g。王贵珍等〔16〕利用毛竹废料为原料，把毛竹废料浸渍于硫酸亚铁溶液中进行改性，再用二氧化碳在850℃环境下对其进行活化，进而制备成毛竹活性炭，研究了毛竹活性炭对苯酚废水吸附性能，结果表明，改性毛竹活性炭对苯酚的吸附性能提高，同时吸附速率也加快。丁春生等〔17〕通过氨水对活性炭进行改性，对比了改性活性炭对苯酚废水的吸附性能，结果表明，氨水溶液对活性炭改性后，比表面积增加至改性前的1.057倍，表面含氧酸性官能团降低至改性前的0.421倍，在对苯酚废水进行6 h吸附后，改性后比改性前活性炭的苯酚废水去除率增加了 66%，吸附量为 152.763mg/g。孙莉群等〔18〕对核桃壳活性炭用氯化锌-软锰矿活化法进行了改性，研究了改性核桃壳活性炭对苯酚废水的吸附效果，结果表明，温度为18℃，核桃壳活性炭投加量为0.5 g，苯酚废水pH为2，吸附时间为4 h，对50 mL质量浓度为50 mg/L的苯酚废水进行吸附，改性核桃壳活性炭吸附效果显著提升。刘斌等〔19〕利用梧桐枯叶作为原料制备活性炭，用活化剂磷酸对其进行改性，研究了梧桐枯叶活性炭对含有不同酚类有机物水溶液的吸附性能，结果表明，梧桐枯叶活性炭对苯酚的吸附量为79.2 mg/g，对邻硝基苯酚的吸附量为93.9 mg/g，对硝基苯酚的吸附效果最好，吸附量达到95.8 mg/g。耿丽丽等〔20〕以棉杆为原料，KOH为活化剂制备了棉杆活性炭，研究了棉杆活性炭对苯酚溶液的吸附效果，结果表明，活性炭投加量为50 mg，初始质量浓度为25 mg/L的苯酚废水100 mL，pH为4，吸附时间为3.5 h，棉杆活性炭对苯酚废水的去除率为83%。李明等〔21〕用浓硫酸对活性炭进行改性，研究了改性活性炭对含酚废水中苯酚的吸附性能，结果表明，改性活性炭投加量为1.0 g，25 mL含酚废水的初始质量浓度为0.8 g/L，温度为35℃，吸附时间为20 min，改性活性炭对含酚废水中苯酚的去除率可以达到96.2%，比普通活性炭对苯酚的吸附性能明显增强，且吸附饱和再生5次后的改性活性炭对苯酚的去除率仍有70.0%。对含酚废水进行高效吸附净化处理中，生物质及改性生物质炭作为吸附材料取得了极佳的效果，相比于其他较贵的吸附剂（树脂、分子筛、陶瓷材料、MOFs材料、硅胶）而言，制备生物质炭的原料（椰壳、竹子、树木、薪柴、麦秆、高粱秆等）来源更为广泛且价格便宜，这些来源广泛的生物质经过炭化后，形成了较大比表面积、孔容、孔径的吸附炭材料，对酚类物质具有选择性吸附效果，同时改性生物质炭材料具有更优异的吸附性能，这些先进生物质炭吸附材料可以应用于工业含酚废水的终端深度处理中。2 炭材料在催化氧化含酚废水中的应用炭材料作为高性能催化载体或催化剂，往往也应用于有机废水催化氧化技术中，因其材料普遍且具有复杂的孔道结构和大量的活性位点，以及极强的吸附性和热稳定性，炭材料作为改性的催化载体已广泛应用于各类催化反应中，其中改性炭材料催化氧化含酚废水已有诸多报道，一般分为氧化、湿式氧化、光催化氧化、微波催化等〔22-24〕，经过氧化后的废水COD往往比吸附法处理的废水COD低很多，效果十分显著。2.1 炭材料催化氧化含酚废水曲险峰等〔22〕对活性炭纤维上臭氧催化氧化苯酚的降解效率进行了研究，结果表明，活性炭纤维投加量为1 g，250 mL苯酚废水质量浓度为100 mg/L，反应时间为10 min，苯酚去除率达到了96.8%，COD去除率达88.4%，相同条件下活性炭对苯酚的去除率为68.0%，COD去除率为63.6%，说明在活性炭纤维催化条件下臭氧氧化降解苯酚效率大大提高。王益平等〔23〕研究发现，负载氧化镍/活性炭催化剂与臭氧联合湿式催化氧化降解苯酚，比单独用活性炭催化臭氧氧化含酚废水的效果更好，苯酚去除率提高了29%。尹艳娥等〔24〕研究了采用臭氧-生物活性炭纤维降解含酚废水，结果表明，臭氧-生物活性炭纤维柱上部苯酚去除率为75%，中部苯酚去除率为85%，下部去除效果最好，苯酚去除率为95%。晋丽叶等〔25〕以活性炭为载体、硝酸铜为活性中心制备了负载铜氧化物的活性炭催化剂，研究了其对苯酚催化降解的效果，结果表明，负载后活性炭催化剂对苯酚废水的COD去除率提高了11%。孙富升〔26〕研究了木棉基活性炭纤维负载的CuO催化剂对苯酚的吸附和降解催化作用，制备活性炭纤维/CuO催化剂的条件为：将其浸渍24 h，氮气保护焙烧温度为350℃，制备了不同CuO负载量的活性炭纤维/CuO催化剂，活性炭纤维和CuO的质量比分别为1∶1和1∶9，研究表明，质量比为1∶1的活性炭纤维/CuO催化剂对苯酚的物理吸附效果最佳，质量比为1∶9的活性炭纤维/CuO催化剂对苯酚的催化氧化降解作用更强。李建旭等〔27〕研究了Fe2+/活性炭非均相Fenton试剂对高浓度含酚废水的催化氧化效果，Fe2+/颗粒活性炭的制备条件：预处理活性炭时用质量分数为40%的硫酸溶液，再加入10%的硫酸亚铁溶液进行制备，结果表明，在该体系中催化氧化高浓度含酚废水中的苯酚去除率为92%，在重复使用5次后该体系对苯酚去除率仍达到53%以上。徐熙焱〔28〕用过硫酸钾对活性炭催化剂进行助催化性能促进作用，并研究了该体系对苯二酚的催化氧化降解效果，研究表明，在130℃，反应时间为2 h，氧气压力为0.5 MPa，活性炭投加量为0.5 g/L，过硫酸钾促进剂投加量为0.54 g/L的条件下，活性炭能够有效催化氧化降解对苯二酚，对苯二酚去除率为97.7%，COD去除率为88.1%。2.2 炭材料光催化氧化含酚废水敖燕辉等〔29〕以粉末活性炭为载体，制备了粉末活性炭负载型TiO2光催化剂，研究了该负载型光催化剂光催化氧化含酚废水的效果，结果表明，初始质量浓度为100 mg/L，苯酚废水体积为0.4 L，粉末活性炭负载型TiO2光催化剂投加量为0.58 g，紫外灯光源功率为18 W，光照时间为6 h，此负载型催化剂光催化降解苯酚去除率达到了98%，然而随着光照时间的增加，活性炭载体上苯酚吸附量会慢慢减少，6 h后载体吸附的苯酚残留量仅为初始的3.5%。郭延红〔30〕利用溶胶凝胶法制备了活性炭负载TiO2光敏型催化剂，研究了TiO2/活性炭光催化氧化苯酚的效率，结果表明，在功率为300 W的高压汞灯作为光源下，苯酚废水初始质量浓度为15mg/L，活性炭催化剂焙烧温度为500℃，TiO2负载质量分数为33.3%，在30℃的反应温度下连续反应3 h，TiO2/活性炭光催化剂对溶液中苯酚的光催化降解去除率达到98.3%。周广阔等〔31〕研究了活性炭负载纳米TiO2催化剂光催化氧化含酚废水效率，并且掺杂了Pb（Ⅱ）、Ce（Ⅲ）、Co（Ⅱ）、Fe（Ⅲ）等元素对活性炭负载纳米 TiO2光催化剂进行了改性，结果表明，当H2O2投加量为6.0 mmol/L，含酚废水中苯酚初始质量浓度为500 mg/L，3个紫外灯作为光源光照时间为4 h的条件下，掺杂了Ce（Ⅲ）的活性炭负载纳米TiO2光催化剂对苯酚的光催化氧化降解效率最高，其中掺杂了Pb（Ⅱ）、Ce（Ⅲ）、Co（Ⅱ）的活性炭负载纳米TiO2光催化剂对挥发性酚也有较高的去除率。周广阔等〔32〕采用溶胶凝胶和浸渍法制备了TiO2/活性炭纳米光催化剂，并对其掺杂Cu2+、Fe3+等元素进行改性，制备出了M-TiO2/活性炭纳米光催化剂，并考察其对苯酚的催化降解性能，研究了TiO2/活性炭纳米光催化剂在紫外灯光源条件下降解苯酚的效果，研究表明，Fe3+-TiO2/活性炭纳米光催化剂提高了催化降解苯酚的性能，在紫外灯作为光源下，TiO2/活性炭纳米光催化剂对苯酚的降解去除率高达99%。贾国正等〔33〕用紫外灯作为光源，其主波长为254nm，研究了TiO2/活性炭纤维对溶液中苯酚的降解效果，结果表明，初始质量浓度为40 mg/L，pH为7.5的苯酚废水，其空速流量为0.05L/min，空气量为2.6 mL/min（其作用是充氧和搅拌），紫外灯光强为1.75 W/L，反应时间为7.67 h，TiO2/活性炭纤维光催化剂对苯酚催化氧化降解去除率为91%，COD去除率为79%。张婷婷等〔34〕使用溶胶凝胶法制备了活性炭负载TiO2光催化剂，分别以椰壳活性炭和煤基活性炭为载体，研究了这两种光催化剂对含酚废水的降解效果，研究表明，煤基活性炭负载TiO2光催化剂降解苯酚的效率在80%以上，远远高于椰壳活性炭负载TiO2光催化剂。张季惠〔35〕研究了溶胶凝胶法制备的活性炭负载TiO2光催化剂对含酚废水的降解效果，结果表明，在反应时间相同时，作为光源的紫外灯功率为18 W的条件下，活性炭负载TiO2光催化剂比单一TiO2催化剂降解废水中酚的效果更明显。田娟等〔36〕研究了溶胶凝胶法制备的TiO2负载型活性炭催化剂对废水中苯酚的降解效果，结果表明，含酚废水质量浓度为600 mg/L，TiO2负载型活性炭催化剂比单一活性炭对最终出水COD的去除率提高了6.45%，说明在一定浓度的含酚废水范围内，TiO2负载型活性炭能够更加有效地对含酚废水进行降解。苏金钰〔37〕研究了活性炭负载TiO2催化剂光催化臭氧氧化废水中苯酚的效率，研究表明，经过负载改性的活性炭比起单一活性炭对苯酚的去除率提高了10%，150mL初始苯酚质量浓度为100 mg/L的含酚废水，在废水pH为7.6，臭氧质量浓度为3.48 mg/L，臭氧化空气流量为0.05 m3/h，反应时间在30 min的条件下，活性炭负载TiO2催化剂光催化臭氧氧化含酚废水，苯酚去除率基本在100%，COD去除率为50%。2.3 炭材料微波催化氧化含酚废水徐成斌等〔38〕对活性炭在微波辐射条件下催化氧化含酚废水的性能进行研究，结果表明，对比无催化作用下使用微波辐射含酚废水和活性炭吸附含酚废水，使用微波辅助催化氧化含酚废水的效果更好，在微波功率为600 W，微波时间为3 min，活性炭投加量为1.0 g的最佳条件下，100 mL初始质量浓度为600 mg/L的含酚废水，其苯酚去除率达到67.79%。刘龙等〔39〕研究了微波/H2O2协同活性炭对含酚废水中苯酚的催化氧化降解性能，结果表明，含酚废水中苯酚在该体系中能够被快速且高效地催化氧化降解，在微波辐射功率为200 W、辐射时间为18 min，100 mL苯酚废水的初始质量浓度为100 mg/L，废水pH为5，活性炭投加量为3 g，H2O2质量浓度为1.5 g/L的条件下，该体系对苯酚的去除率达到了98.5%。丁涛等〔40〕研究了微波协同H2O2和活性炭对含酚废水中苯酚的降解效果，考察了微波辐射功率、时间、活性炭、H2O2投加量和废水pH等因素对降解苯酚效果的影响，结果表明，处理100 mL初始质量浓度为100 mg/L的苯酚废水时，在活性炭投加量为1.0 g，H2O2投加量为1.0 mL，微波辐射功率为210 W，辐射时间为4 min，废水pH为5的条件下，含酚废水中苯酚的去除率为93.56%，这种方法在实际工业含酚废水时，对废水中苯酚的去除率也高于89%。对含酚废水进行高效催化氧化处理中，生物质炭及改性生物质炭材料作为催化剂，广泛应用于含酚废水的光催化、Fenton催化、臭氧氧化等先进的有机废水处理技术中，并在含酚废水催化氧化中取得了极佳的效果，相比于其他对有机废水催化氧化的催化剂而言，炭材料催化剂本身具有比表面积大、碳元素的稳定性高、光催化导电性好、热传导性好、价格低等特点，这些材料的优良性能使得负载活性中心高度分散且催化性能提升，炭材料通过改性升级更加适用于光催化、Fenton等催化体系中，这些先进生物质炭催化材料可以应用于工业含酚废水的中间段高效处理中〔41〕。笔者课题组使用来源广泛的生物质椰壳活性炭，合成出一系列高比表面类Fenton Fe2O3/AC催化剂用于催化H2O2氧化邻甲酚废水，在邻甲酚溶液初始质量浓度为100 mg/L（COD 289mg/L），Fe2O3/AC催化剂投加量为20 g，H2O2投加量为5 mg/min，废水HRT为5 min，流量为0.8 L/h的条件下，该催化剂能高效连续稳定运行500 h不易失活，其COD去除率仍能保持在65%以上，催化剂活性依然保持在83%以上。3 总结与展望本研究通过对国内外各类先进炭材料催化净化含酚废水的综述，分析了炭材料作为吸附剂和催化剂时，对催化净化含酚废水中发挥的重要作用，制备成理论上可行且工业上可用的高强度催化净化材料，并在炭材料净化含酚废水领域提出了自己的新思路和新方法。当前如何高效大量地去净化高浓度含酚废水仍然是亟待解决的关键问题，这些技术的研究核心主要集中在新型环境功能催化材料的应用上，使用催化氧化法能在节能环保、大批量、高效地处理工业含酚废水中起到关键作用，炭材料由于其作为吸附材料和载体的物理性能卓越，以炭材料为基础，制备能在工业上大规模、长时间、高效应用的催化剂和吸附材料，是未来很长一段时间内深度净化高浓度含酚废水技术的重点发展方向〔41〕。（作者：1.湖北第二师范学院材料科学研究院 刘俊逸 吴田 李杰 曾国平 2.华中科技大学环境科学与工程学院 杨昌柱 3.湖南师范大学石化新材料与资源精细利用国家地方联合工程实验室 黄华 尹笃林）参考文献［1］王红娟，奚红霞，夏启斌，等.含酚废水处理技术的现状与开发前景［J］.工业水处理，2002，22（6）：6-9.［2］张芳，李光明，胡惠康，等.电催化氧化技术在含酚废水处理中的应用［J］.化工进展，2005，24（8）：860-864.［3］方梦祥，姚鹏，岑建孟，等.活性炭吸附处理含酚废水的研究进展［J］.化工进展，2018，37（2）：744-751.［4］于洪斌，丁蕴铮.活性炭在水处理中的应用方法研究与进展［J］.工业水处理，2003，23（8）：12-16.［5］胡睿.活性炭纤维对酚类污染物的吸附特性与应用研究［D］.武汉：华中科技大学，2004.［6］岳钦艳，杨晶，高宝玉，等.活性炭纤维对水中酚类化合物的吸附特性［J］.环境科学，2008（10）：2862-2867.［7］杨凯.活性炭对对苯二酚的吸附试验研究［J］.工业用水与废水，2008，39（3）：62-64.［8］詹旭，邹路易，邵帅，等.活性炭对挥发酚的吸附特性［J］.科技导报，2010，28（24）：44-47.［9］房平，邵瑞华，任娟.活性炭对苯酚的吸附研究［J］.炭素技术，2011，30（2）：12-16.［10］杨蓉，赵芳，苏燕艳.果壳活性炭对废水中苯酚的吸附特性［J］.工业用水与废水，2010，41（5）：74-76.［11］夏明，李江兵，郭瑞丽.核桃壳基活性炭处理含苯酚废水的效果及动力学研究［J］.环境与健康杂志，2013，30（10）：919-921.［12］唐婧，杨秀培，黄小梅，等.粉末活性炭对苯酚废水的吸附研究［J］.广东化工，2013，40（14）：16-18.［13］ Ahmadpour A，Do DD.Thepreparation of active carbons from coal by chemical and physical activation［J］.Carbon，1996，34（4）：471-479.［14］詹亮，李开喜，朱星明，等.正交实验法在超级活性炭研制中的应用［J］.煤炭转化，2001（4）：71-74.［15］余少英.油茶果壳活性炭的制备及其对苯酚的吸附［J］.应用化工，2010，39（6）：823-826.［16］王贵珍，李丽欣，李永真，等.毛竹活性炭制备及其对含苯酚废水吸附的研究［J］.高校化学工程学报，2010，24（4）：700-704.［17］丁春生，倪芳明，缪佳，等.氨水改性活性炭的制备及其对苯酚吸附性能的研究［J］.武汉理工大学学报（交通科学与工程版），2011，35（6）：1237-1241.［18］孙莉群，贺志丽，张欣，等.核桃壳活性炭的制备及其吸附苯酚特性［J］.大庆师范学院学报，2014，34（3）：28-31.［19］刘斌，顾洁，屠扬艳，等.梧桐叶活性炭对不同极性酚类物质的吸附［J］.环境科学研究，2014，27（1）：92-98.［20］耿莉莉，兰海瑞，张宏喜.新疆棉杆基活性炭对苯酚吸附性能的研究［J］.山东化工，2016，45（20）：182-185.［21］李明，王璐.浓硫酸改性活性炭对模拟废水中苯酚的吸附研究［J］.广州化工，2016，44（19）：117-119.［22］曲险峰，郑经堂，于维钊.活性炭纤维催化臭氧化降解苯酚及其对炭表面性能的影响［J］.环境污染与防治，2007，29（9）：664-667.［23］王益平，蓝月存，饶义飞，等.NiO/AC催化臭氧氧化去除水中的苯酚［J］.环境工程学报，2010（11）：2441-2445.［24］尹艳娥，刘亚菲，胡中华，等.臭氧-生物活性炭纤维对苯酚的降解效果研究［J］.水处理技术，2012，38（4）：104-106.［25］晋丽叶.利用载铜氧化物活性炭处理含酚废水的研究［D］.北京：北京交通大学，2006.［26］孙富升.生物活性炭纤维负载CuO降解苯酚的研究［D］.济南：济南大学，2011.［27］李建旭，韩永忠，吴晓根，等.Fe2+/活性炭非均相Fenton试剂氧化法降解苯酚［J］.化工环保，2011，31（4）：361-364.［28］徐熙焱.活性炭催化湿式氧化体系降解垃圾渗滤液中富里酸的研究［D］.长沙：湖南大学，2012.［29］敖燕辉，徐晶晶，沈迅伟，等.负载型活性炭/TiO2光催化降解苯酚的研究［J］.环境科学学报，2006，26（7）：1111-1115.［30］郭延红.活性炭负载TiO2光催化降解水中苯酚的研究［J］.工业催化，2006，14（6）：42-45.［31］周广阔，冯贵颖.B、Mo掺杂TiO2光催化剂降解苯酚的研究［J］.西北农业学报，2006，15（6）：85-89.［32］周广阔，冯贵颖，呼世斌，等.氧化钛/活性炭纳米光催化剂氧化苯酚的研究［J］.西北农林科技大学学报（自然科学版），2006（3）：78-82.［33］贾国正，张勇，张显球，等.TiO2/ACF光催化降解苯酚的动态试验研究［J］.南京师范大学学报（工程技术版），2009，9（2）：52-55.［34］张婷婷，解强，姜勇，等.TiO2/AC光催化剂的制备及苯酚光催化降解性能研究［J］.水处理技术，2011，37（2）：18-22.［35］张季惠.活性炭负载TiO2降解工业含酚废水的研究［J］.西北民族大学学报（自然科学版），2012，33（4）：11-13.［36］田娟，王立章，李鹏，等.TiO2负载型活性炭电催化氧化苯酚性能研究［J］.环境污染与防治，2013，35（9）：35-37.［37］苏金钰.活性炭负载TiO2催化臭氧氧化去除水中的酚［D］.湘潭：湘潭大学，2005.［38］徐成斌，孟雪莲，马溪平，等.微波协同活性炭催化氧化处理含酚废水的研究［J］.环境科学与管理，2010，35（11）：80-83.［39］刘龙，赵浩，徐炎华.微波H2O2-活性炭协同催化氧化处理苯酚废水［J］.南京工业大学学报（自科版），2010，32（1）：46-49.［40］丁涛.微波协同活性炭和H2O2处理苯酚废水的研究［J］.广州化工，2014（19）：61-63.［41］刘俊逸，张宇，张蕾，等.含酚工业废水处理技术的研究进展［J］.工业水处理，2018，38（10）：12-16.咚咚咚！重要会议推荐：由中国化工学会主办，中国石油信息管理部、中国石化信息管理部、中国海油信息管理部、中化集团信息管理部、延长石油科技与信息化管理部联合主办的“2020年（第二届）中国智慧炼化高峰论坛”定于2020年8月12-14日在浙江宁波举办，届时两院院士及400位专业人士将深入探讨以人工智能、 大数据为代表的新一代信息技术在炼化行业“ 智慧炼化” 建设中的应用方法、 价值、 途径和解决方案。如有意向协办、宣讲、展示及参会，欢迎勾搭，期待来电狂响么么哒！（另外由中国化工学会主办的“ 2020年中国石油化工设备检维修技术大会”，定于9月23-25日在南京举办。还有少许发言和展示名额，有意参加请尽快联系！）感谢作者的辛勤付出和贡献！本文引自工业水处理，超级石化整理发布，供参考了解，转载请注明出处。本文如果对您有帮助，请点击下方在看，留言交流！

随着我国经济的飞速发展，各类室内装修越来越普及，据２０１２年的统计，我国建筑装修行业的总产值达到了２．６３万亿元，贡献了国家年度ＧＤＰ的５．０６％。但大量的建筑装修也导致了室内空气污染问题的日益加 剧，据统计有７０％的病症与室内污染相关，９０％以上的幼儿白血病都是由室内的污染气体所引起的。可以认为室内空气污染是继“煤 烟 型”、“化学烟雾型”污染之后的第三个标志性的空气污染时期。常见的室内空气污染物包括甲醛、苯系物、氨气等，而甲醛因来源广泛、污染时间长等已成为首要的室内污染物，其中美国职业卫生阈值中将甲醛列为２Ａ类化合物—可疑人类致癌物。 目前对室内甲醛的处理方法主要有空气交换法、植物净化法、吸附法和化学法，较处理室内甲醛的其他技术而言，吸附法具有简便易行、效果良好、成熟可靠等优势，故得到了普遍的推广应用。颗粒活性炭（ＧＡＣ）作为应用最为广泛的常用吸附剂，凭借其巨大的比表面积和丰富的孔隙结构，对甲醛具有良好的吸附性能，在室内空气污染物防治领域已经得到了广泛的应用。室内低浓度甲醛以及工业上高浓度甲醛尾气的处理，均可采用活性炭吸附。 虽然活性炭对空气中甲醛的去除性能明显优于γ－Ａ１２Ｏ３、分子筛等其他吸附剂，然而不同材质的活性炭对甲醛的吸附性能不尽相同，这是由于不同活性炭具有不同的孔径分布和表面化学性质。有研究表明，椰壳炭中带有大量微孔，比较适合吸附小分子；用煤化程度比较低的褐煤和泥煤生产的活性炭带有比较多的中孔，较为适合吸附大分子及催化剂的添载。对空气中的甲醛这类小分子而言，椰壳炭的吸附效果可能要优于煤质炭。另一方面，活性炭的表面化学性质由炭表面含有的一些化学官能团所决定。含氮基团和含氧基团会对甲醛的吸附性能产生影响，当含酚羟基更多或氮碳比（Ｎ／Ｃ）更大时，活性炭对甲醛的吸附能力越好。 除了以上两点之外，活性炭的颗粒粒径也对甲醛去除性能产生影响。通过颗粒活性炭与粉末活性炭吸附甲醛的对比研究，发现粉末活性炭的吸附量要低于颗粒活性炭。但有关活性炭粒径的大小对甲醛吸附性能所产生影响的研究，鲜有文献报道。本研究旨在通过静态吸 附和动态穿透实验，评价颗粒活性炭的炭型和粒径等因素对气相甲醛的吸附性能的影响；通过测定不同材质的活性炭对气相甲醛的吸附容量，了解孔径分布等对活性炭吸附甲醛的性能影响，通过比较各种粒径活性炭颗粒在穿透实验中的性能，评价活性炭吸附气相甲醛的最佳粒径范围，以期为空气中甲醛的活性炭吸附技术应用开发提供支持。 １ 材料与方法 １．１ 材料 甲醛、乙酰丙酮、乙酸铵、盐酸、氢氧化钠、碘、碘化钾、碘酸钾、淀粉溶液、硫代硫酸钠、无水硫酸铜等，均为分析纯；采用的活性炭炭型有：椰壳炭Ⅰ、椰壳炭Ⅱ、木质炭、果壳炭和煤质炭，其中木质炭为化学活化法制得，而其余炭型均由物理活化法制得。 １．２ 装置仪器 密闭实验箱０．７５ｍ×０．７５ｍ×１．０ｍ；ＱＣ－２型大气采样仪；７２０型紫外／可见分光光度计。 １．３ 静态吸附实验 静态吸附容量实验流程如图１所示。一定量的３７％（质量分数）～４０％ 的甲醛水溶液，经过进样口注入气密性良好的有机玻璃密闭箱体内部，通过风扇促进自然挥发，在１２ｈ内形成浓度分布均匀的甲醛气体。实验开始后，甲醛气体随着箱体顶部出气管经干燥管去除气体中的水分，再进入活性炭吸附柱进行吸附，吸附后的气体通过箱体上方的进气口回流至箱体中，形成封闭循环。取样测定时，将箱体上方的进气管连接至大气采样仪中，进行甲醛浓度检测。气体浓度采用乙酰丙酮分光光度法在４１３ｎｍ下进行测定。实验条件如下：室温保持在２４℃；甲醛气体初始质量浓度为２０～６５ｍｇ／ｍ３；活性炭投加量选定在０．５ｇ左右，粒径大小为２０～４０目；以无水硫酸铜为干燥剂，蒸馏水为吸收液；气体流量为０．５Ｌ／ｍｉｎ。甲醛的吸附容量计算见式（１）：ｑｅ＝（ｃ０－ｃｅ）×Ｖ／Ｍ式中：ｑｅ为活性炭吸附容量，ｍｇ／ｇ；ｃ０为密闭箱内甲醛初始质量浓度，ｍｇ／ｍ３；ｃｅ为气体甲醛平衡质量浓度，ｍｇ／ｍ３；Ｖ 为密闭箱体积大小，ｍ３；Ｍ 为活性炭用量，ｇ。ｑｅ和ｃｅ的关系采用 Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ吸附等温模型进行拟合：ｑｅ＝Ｋｆｃｅ１／ｎ式中：Ｋｆ和１／ｎ 为Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ方程常数，表征吸附剂对吸附质的吸附性能。１．４ 动态穿透实验动态穿透装置主要包括３个关键部分：甲醛发生装置、活性炭吸附柱和甲醛吸收装置，如图２所示。甲醛发生装置位于恒温水浴箱中，空气经净化管后通过在一定浓度的甲醛溶液中鼓泡获得浓度较为恒定的甲醛气体，经干燥管后进入缓冲瓶，待浓度均匀后进入活性炭吸附柱，出气 口 的 甲醛气体进入装有吸收液（蒸馏水）的甲醛吸收装置。炭型选择的动态穿透实验条件如下：室温保持在２４℃，活性炭投加量为０．５ｇ左右，进气甲醛质量浓度为３４～４０ｍｇ／ｍ３，采样器流速为１．０Ｌ／ｍｉｎ，吸收液体积为５０ｍＬ，采样时间为５ｍｉｎ，停留时间为０．０５～０．１７ｓ。检测方法为乙酰丙酮分光光度法。２ 结果与讨论 ２．１ 活性炭的理化性质表征 一般认为活性炭的四氯化碳值在一定程度上说明了活性炭对气相小分子物质的吸附性能。从表１可知，木质炭的四氯化碳值最大，其次是椰壳炭和果壳炭，说明这几类炭型存在较为丰富的中微孔，对气相甲醛的吸附性能可能较好。然而除了活性炭孔隙结构之外，表面化学性质也对甲醛吸附性能具有影响。化学活化过程会造成活性炭表面官能团发生催化分解，改变活性炭表面化学性质，从而影响其对有机物的处理性能。所以化学活化法得到的木质炭虽然具备较高的四氯化碳值，也有可能会在甲醛吸附性能上逊于其他炭型。２．２ 活性炭吸附甲醛的静态实验２．２．１ 接触时间对吸附容量的影响为考察接触时间对活性炭甲醛去除性能的影响，在炭量为０．５ｇ，活性炭粒径为２０～４０目条件下测定了椰壳炭Ⅰ、果壳炭、木质炭和煤质炭在２、５、８、１１ｈ时对气相甲醛的吸附容量，如图３所示。随着接触时间的增加，活性炭对气相甲醛的吸附容量逐渐上升，且上升幅度随 着接触时间的增加逐渐缩小。当接触时间为１１ｈ时，吸附容量达到最高，说明吸附反应达到了平衡，故将接触时间设定为１１ｈ。２．２．２ 炭型对吸附容量的影响为考察不同炭型对活性炭吸附甲醛性能的影响，在炭量为０．５ｇ，接触时间为１１ｈ，甲醛初始质量浓度 为 ２０～６５ ｍｇ／ｍ３ 条件下对椰壳Ⅰ、果壳炭、煤质炭和木质炭这４种不同 材质的活性炭进行了气相甲醛静态吸附实验。图４显示了甲醛平衡浓度与吸附容量的关系符合 Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ吸附等温方程。椰壳炭Ⅰ与果壳炭的Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ吸附等温线相近，在甲醛平衡质量浓度为４０ｍｇ／ｍ３的情况下，椰壳炭Ⅰ、果壳炭、煤质炭和木质炭的 平 衡吸附容量分别为１２．４６、１３．３３、９．０３、７．１７ｍｇ／ｇ。同时从表２可见，４种活性炭的等温线斜率１／ｎ 均在０．５～２．０，说明活性炭吸附气相甲醛反应较为容易进行。从表１可知，椰壳炭Ⅰ和果壳炭之所以对甲醛表现出较好的吸附性能，是由于两者微孔较多。然后具有最高四氯化碳值的木质炭却是吸附甲醛性能最低的炭型，其原因可能有如下两点：第一，活性炭表面化学性质的影响。甲醛作为极性小分子有机物，其与活性炭的吸附反应更多地是发生在活性炭表面官能团上，而四氯化碳是非极性有机物，吸附以范德华力为主要作用力。磷酸化学活化过程中可能会降低酚羟基和含氮基团等活性炭表面化学基团的数量，这将导致活性炭对甲醛吸附性能的降低。第二，吸附两种化合物的孔径范围也略有差异。四氯化碳的分子直径为０．６０ｎｍ（分子量为１５３．８），而甲醛分子直径为０．４５ｎｍ（分子量为３０．０）。按照立体效应，分子直径应和表征的活性炭孔径之间呈现一定的倍数关系（１．３～６．０倍），则四氯化碳值可能更多表征了一部分大于２ｎｍ的中孔数量。一般以材质划分，木质炭的中大孔确比其他材质的活性炭丰富，故其较高的四氯化碳值并不能代表其能更好地吸附分子尺寸更小的甲醛。本研究中，椰壳炭Ⅰ与果壳炭对甲醛的吸附效果较好，煤质炭次之，而化学活化的木质炭的吸附能力较差。２．３ 活性炭吸附甲醛的穿透实验２．３．１ 炭型选择对吸附性能的影响为评价不同种类活性炭对气相甲醛的实际处理性能，在炭量为０．５ｇ，活性炭粒径为２０～４０目，甲醛进气质量浓度为３４～４０ｍｇ／ｍ３，气体流速为１．０Ｌ／ｍｉｎ条件下进行了４种活性炭的穿透实验。从图５可以得出，椰壳炭Ⅰ和果壳炭的穿透曲线上升趋势平衡，而木质炭的穿透曲线初期上升速度最快，４种活性炭吸附性能的优劣排序为：椰壳炭Ⅰ＞ 果壳炭＞煤质炭＞木质炭。可以看出在穿透实验中，椰壳炭体现出了比果壳炭更好的性能，除此之外，其他几类活性炭的性能同静态吸附得到的吸附容量大小顺序一致。由静态吸附实验结果得出的 Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ等温线可知，以穿透实验中椰壳炭Ⅰ、果壳炭、煤质炭和木质炭的进气浓度（表２所示）作为平衡浓度时，该４种活性炭对甲醛的 理论平衡吸附容量分别为１１．７１、１１．７４、９．０４、６．２７ ｍｇ／ｇ。当ｃ／ｃｉｎ＝０．１０时，４种活性炭的动态吸附容量利用率均较低，分别为２２．３３％、１７．９５％、１７．６３％ 和１２．９７％。但当ｃ／ｃｉｎ提升到０．５０时，４种活性炭的吸附容量利用率则分别为８４．３７％、６７．２３％、６６．３３％和７３．１０％，均有大幅度的提升。 这说明在放宽出气甲醛浓度上限标准的情况下，活性炭对甲醛的吸附容量可被高度利用，其中吸附性能最高的椰壳炭Ｉ的实际吸附容量达到了９．８８ｍｇ／ｇ，吸附容量利用率达８４．３７％。在４种炭型中椰壳炭Ⅰ的吸附容量及其吸附容量 利用率均较高，是吸附甲醛的最佳选择；而吸附容量最低的木质炭，在ｃ／ｃｉｎ＝０．５０ 时吸附容量利用率高于果壳炭和煤质炭。这是由于木质炭中孔较为丰富，而中大孔在甲 醛吸附过程中仅仅作为通道作用，可使甲醛以更快的速度进入内表面，从而更快地达到平衡。２．３．２ 粒径大小对吸附性能的影响活性炭粒径大小往往会对其实际甲醛处理性能产生影响，故而以椰壳炭Ⅱ为例，在炭量为０．５ｇ，甲醛进气质量浓度为３９～４８ｍｇ／ｍ３，气体流速为１．０Ｌ／ｍｉｎ条件下考察了６种不同粒径时的气相甲醛穿透曲线。从图６可知，２０～４０目与１２～４０目时曲线的上升趋势最为平缓，８～２０目、６～１２目次之，而４～８目和原粒径的上升趋 势较快。若 以ｃ／ｃｉｎ＝０．７０计，２０～４０目、１２～４０目、８～２０目的有效吸附时间均大于２００ｍｉｎ，而６～１２目、４～８目和原粒径在２００ｍｉｎ内就已基本失效。表３列出了相应穿透实验中的甲醛吸附量，随着粒径的减小，活性炭对甲醛的吸附性能呈增强的趋势。这是由于对于一定质量的活性炭，外部扩散速度与颗粒直径成反比，故粒径越小，扩散速度越快。同时也发现，１２～４０目的甲醛吸附容量却要略高于２０～４０目，这可能是由于气相分子的外部扩散速度还与气体浓度成正比，故而在平均粒径相近的情况下会出现这种外部浓度高，吸附性能更好的现象。但从图６可以明显看出，在穿透初期（１００ｍｉｎ内），２０～４０目对甲醛的吸附性能还是要明显优于１２～４０目。虽然小颗粒的活性炭具有较大的比表面积，但活性炭的粒径并非越小越好。 在炭量为０．５ｇ，甲醛进气质量浓度为３４～４２ｍｇ／ｍ３，气体流速为１．０Ｌ／ｍｉｎ条件下将２０～４０、３０～６０目活性炭的气相甲醛穿透曲线进行了比较分析，结果见图７。在初始阶段，３０～６０目的活性炭表现出较好的吸附性能，若以ｃ／ｃｉｎ＝０．０５为穿透点，椰壳炭Ⅰ和果壳炭的穿透时间分别为５０、２０ｍｉｎ；煤质炭次之，穿透时间为１０ｍｉｎ；而木质炭上升趋势较快，５ｍｉｎ之内已达穿透点。 而２０～４０目的４种活性炭在实验一开始时便已穿透。但随着时间的延长，２０～４０目活性炭便体现出了更佳的吸附效果。甲醛浓度与活性炭的吸附容量呈正相关，４种活性炭在各自粒径为２０～４０目实验时 甲醛浓度均低于３０～６０目，但２０～４０目的活性炭对甲醛的吸附容量仍均略大于３０～６０目。在实验进行２３０ｍｉｎ时，椰壳炭Ⅰ、果壳炭、煤质炭和木质炭在粒径为３０～６０目时的吸附量分别为１１．５３、９．６３、８．０８、６．９８ｍｇ／ｇ；在２０～４０目时的吸附量则略高，分别为１１．６８、９．７６、８．４１、７．００ｍｇ／ｇ。造成以上现象的原因可能是由于活性炭粒径过小后，活性炭吸附床中气体传质效率变差，故而实际应用中对于活性炭颗粒的选取具有一定的下限。３ 结 论 （１）活性炭对气相甲醛具备良好的吸附性能，符合 Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ 等 温 线 模 型。静态吸附容量实验表明，以４０ｍｇ／ｍ３作为平衡质量浓度时，椰壳炭Ⅰ、果壳炭、煤质炭和木质炭的平衡吸附容量分别为１２．４６、１３．３３、９．０３、７．１７ｍｇ／ｇ。 （２）穿透实验表明，椰壳炭是实际吸附甲醛较为理想的炭型。其实际吸附容量和吸附容量利用率分别可达到９．８８ｍｇ／ｇ和 ８４．３７％。 （３）四氯化碳值并不能作为活性炭吸附甲醛性能的准确评判指标，活性炭对甲醛的吸附受到了其孔径分布和表面化学性质两方面的综合影响。 （４）２０～４０目活性炭是吸附甲醛较为理想的粒径。在类型相同的情况下，小颗粒的活性炭对甲醛表现出了较好的吸附效果。但粒径并非越小越好，在本实验条件下，２０～４０ 目的活性炭对甲醛的吸附性能要优于３０～６０目。活性炭对典型染料的吸附性能研究用活性炭回收挥发性有机溶剂的研究进展超大孔容中孔活性炭制备及吸附性能浦士达（股票代码：836440）正式获得企业境外投资证书

近年来，社会经济的发展和城市化的加速，使饮用水源遭到严重污染。自来水厂是饮用水安全的重要屏障。但由于条件限制，多数水厂对水中的可同化有机碳、细菌生长潜力等指标关注较少。供水管道距离长，出厂水质较差，水体中一些细菌、致病菌在消毒剂残留的条件下，产生抗性病菌。使传统的杀菌技术在成本及技术上面临挑战。为应对水体污染问题，科学家们致力寻找低成本、低能耗、周期长、无二次污染的处理技术。负载Ag4O4的活性炭材料在饮用水净化中有效吸附余氯、有机物、重金属，且利用Ag4O4分子的紧密晶体结构的亲和性，电子跃迁产生的电位差，与细菌表面裸露的-N基和-S基进行氧化还原反应，有效杀灭病原微生物，同时避免产生耐药性。1实验部分1.1实验材料 椰壳活性炭采购于江苏浦士达环保科技股份有限公司；氢氧化钠（NaOH，AR）、过氧化氢（H2O2，30%）、氯化钠（NaCl，AR）、氢氧化钾（KOH，AR）、碳酸钠（Na2CO3、AR）、碳酸氢钠（NaHCO3、AR）、乙醇钠（C2H5ONa、AR）购于国药集团化学试剂有限公司；单元素标准溶液（Ag）购于国家有色金属及电子材料分析测试中心；过硫酸钾（K2S2O8，AR）购于优耐德引发剂（上海）有限公司；硝酸银（AgNO3，AR）购于天津华烨贵研科技有限公司；牛肉浸膏、琼脂、蛋白胨购于上海盛思化科技有限公司；1.2实验过程1.2.1活性炭表面氧化改性椰壳活性炭表面官能团的存在使其表现出较强的还原性，即使在常温下仍能将活性炭表面的硝酸银还原成单质银，极大地减少了化学合成四氧化四银分子电池的数量。为克服这一问题，本课题选用H2O2对活性炭表面进行氧化处理，并研究不同浓度的氧化剂处理活性炭后其表面官能团的种类及数量的变化。分别配制浓度为1%，3%和5%的H2O2溶液。分别取一定质量的椰壳活性炭分别加入到活性炭重量2倍的上述配置的H2O2溶液中，在室温（298K）下搅拌30min后过滤，放入80℃烘箱内烘干，分别标记为AC1H、AC3H、AC5H。对上述氧化处理前后的样品采用Boehm滴定法测定官能团的含量，此法采用NaOH、Na2CO3、NaHCO3、C2H5ONa的稀溶液来中和活性炭表面酸性氧官能团。并用FT-IT对活性炭表面官能团种类进行表征。1.2.2分子纳米电池杀菌炭的制备其主要反应方程式为：4AgNO3+2K2S2O8+8KOH→Ag4O4+4K2SO4+4KNO3+4H2O具体操作步骤：将氧化处理过的椰壳活性炭(AC3H)烘干并测量干燥后椰壳活性炭的水容量，根据水容量、活性炭干炭重及其水分选择添加纯水的量，三者需如下满足关系：活性炭的水容量（%）＝活性炭水分（%）+纯水添加量的百分比（%）根据活性炭的水容量及其水分含量，精确量取负载过程中所需要的去离子水用量。分别称取0.9g和1.8g AgNO3溶于纯水中，并均匀地喷洒在1.0kg得AC3H上，静置6h后，烘干。取烘干后的活性炭分别加入到质量为干炭质量1.5倍的碱性过硫酸盐混合溶液中，其混合溶液的浓度为分别为18g/L和35g/L，其混合溶液中KOH与K2S2O8的质量配比为1:1。并在90℃水浴条件下反应45min。反应完全后，过滤去除反应溶液，用热蒸馏水清洗2-3遍，烘干。样品分别标记为AC3HT和AC3H2T。将AC3H2T做进一步氧化处理，在碱性强氧化剂作用下持续氧化处理30min，确保反应进行完全，并在100℃烘箱内保温20min。然后用纯水清洗3-4遍，烘干。标记为AC3HTT。1.2.3分子纳米电池杀菌炭银析出量及杀菌性能测试方法测试方法及标准分别参考《卫生部涉及饮用水卫生安全产品检验规定》（2001）；《生活饮用水输配水设备及防护材料卫生安全评价规范》（2001）；《生活饮用水水质卫生规范》（2001）。2结果与讨论2.1结构性能表征由表2.1.1可以看出经过双氧水的氧化处理过程，活性炭的酸性含氧官能团明显增加，且随H2O2的添加量增加，酸性含氧官能团也随之增加。活性炭对银离子的吸附性能主要取决于活性炭的孔道结构及表面化学性质，含氧官能团是银离子在活性炭上的吸附位点。活性炭表面含氧官能团的增加，即银离子在活性炭上的吸附位点增加。但3%H2O2和5%H2O2的处理后酸性含氧官能团的量几乎对等。因此本研究课题所选取的H2O2处理量浓度为3%。浦士达活性炭由图2.1.1可以看出未处理的活性炭表面官能团峰少而微弱，在3415cm-1处是O-H键的伸缩振动峰；在1580cm-1是骨架振动引起的峰，在1197cm-1处是由C-O键的伸缩振动引起的。而经过3% H2O2处理后的活性炭在3425cm-1处有明显的O-H键伸缩振动峰；在1580cm-1是骨架振动引起的峰；在1197cm-1处是由C-O键的伸缩振动峰；在1160 cm-1和1050 cm-1之间的峰，即醚类、酚类和脂类中的C=O伸缩振动峰。其结果与Boemh滴定法测试结果相符。图2.1.1 H2O2（3%）氧化改性活性炭的FT-IR图谱由图2.1.2中可以看出，将AgNO3溶液均匀喷洒在活性炭表面，并经过一段时间的静置吸附过程后，银颗粒大小比较均匀，主要集中在0.8-1.2nm之间，表明在负载过程中并未出现离子团聚的现象而是有效的吸附在活性炭表面及微孔中且分布均匀。图2.1.2 椰壳炭载银后（a）与载银前（b）SEM图由图2.1.3可以看出，分子纳米电池杀菌炭为多晶体结构，其中含有晶体、属晶体结构，是纳米级晶体材料。活性炭的骨架比较大，呈多边形形状，且为不规则形状。图2.1.3 AC（a）与AC3HTT（b）TEM图通过样品基炭与分子纳米电池杀菌炭的等温吸脱附曲线可知，由于其等温吸附曲线均在相对压力较低时出现转折，说明均属于第I类吸附等温线，表明材料中的孔结构以微孔为主。在等温脱附的过程中，样品基炭与分子纳米电池杀菌炭的等温脱附曲线略有差异，分子纳米电池杀菌炭的脱附曲线略有滞后现象，说明样品中存在一定的小介孔结构。从图2.1.4中的孔径-孔容分布图中可知，在介孔分布图中样品基炭与分子纳米电池杀菌炭曲线相似，孔隙范围均集中在2~5nm的范围内。在微孔分布图中样品基炭与分子纳米电池杀菌炭的曲线有一定差异，样品基炭的微孔主要集中在0.8nm左右，分子纳米电池杀菌炭的微孔范围分布略广，从0.6nm到1.3nm范围内均分布较广，这主要是由于在制备载分子纳米电池杀菌炭时，椰壳炭经氧化处理，强氧化剂浸泡，冲洗等过程将活性炭表面进一步灼蚀得到更丰富的微孔结构及小介孔结构。图2.1.4 原料基炭（a）与分子纳米电池杀菌炭（b）的等温吸附脱附曲线及孔容孔径分布图由表2.1.2可以看出分子纳米电池杀菌炭的比表面积要比样品基炭的略高，这可能是由于分子纳米电池杀菌炭制备过程中增加了孔隙结构，同时纳米级银材料的载入也造成了其比表面积增大。分子纳米电池杀菌炭的微孔、比表面积、总孔体积、平均孔径均略高于基炭材料，表明该生产工艺不但没有降低基炭原有的性能，同时还一定程度上提高了活性炭的吸附性能。浦士达活性炭2.2 AC3HT和AC3HTT的安全性分析2.2.1静态试验按《卫生部涉及饮用水卫生安全产品检验规定》中对颗粒活性炭的浸泡要求，浸泡时间24h ± 1h，浸泡温度25℃±5℃。其结果如下：由表2.2.1.1可以看出，对AC3HT进行浸泡测试其银析出量为3.9ppb<5ppb满足规定要求。但3.9ppb含量与限值想接近，有超标的风险。由表2.2.1.2可以看出，对AC3HTT进行浸泡测试其银析出量未能检测到，其含量远远小于国家规定的5ppb。其浸泡后溶液为安全健康的水质。2.2.2动态试验将颗粒活性炭装入滤芯后，模拟整机跑水，控制出水流速为1.5L/min，定时取出水样，测试水样中银的溶出含量。测试结果如下：由表2.2.2.1数据可以看出，将180g AC3HT装填滤芯后进行净水器整机测试，其测试结果显示在初期通水过程中银析出量较高，随着通水时间的延长银析出量呈明显下降趋势。且银析出量值均小于国家安全饮用水水质规范中要求的50ppb。其出水水质中金属银含量在安全限值范围内。由表2.2.2.2数据可以看出，将180g AC3HTT装填滤芯后进行净水器整机测试，其测试结果显示随着通水时间的延长银析出量呈明显下降趋势。初期通水银含量9.6ppb远小于国家安全饮用水规定的50ppb，持续通水后无银离子检出。表明AC3TT为一款安全的饮用水处理材料。2.3 AC3HT和AC3HTT的生物安全性分析由表2.3.1可以看出AC3HT填装滤芯在通水测试过程中第四天就有细菌开始滋生，在第六天菌落总数已超出国家规定的限制（100CFU/ml），表明该方案所制备的样品的抑菌效果不佳，抑菌周期寿命短，不能很好的满足饮用水净化用活性炭对抑菌的要求。由表2.3.2可以看出AC3HTT填充滤芯后在整个实验测试过程中出水水质菌落数均为0，表明该产品在使用过程中具有良好的抑菌效果，可有效保障出水水质不受菌落污染。从表2.3.3和图2.3.1中可以看出，细菌标液经过AC3HTT滤芯后其细菌全部被杀死，出水水质无细菌菌落检出，且静置24小时后仍然无细菌滋生，表明该活性炭具有良好的杀菌效果。图2.3.1 AC3HTT杀菌效果图 （a）细菌标液；（b）3min；（c）24h；（d）空白3结论研究了H2O2氧化处理活性炭对其表面酸性含氧官能团的数量变化的影响，筛选出活性炭最佳氧化处理用H2O2量，通过增加活性炭表面酸性含氧官能团的量提升其对金属离子的吸附性能，增加银离子负载位点。通过高价银氧化物与活性炭有效结合的可行性分析，通过调整碱性过硫酸钾的用量、反应温度、反应时间及固银氧化处理次数，选出最佳工艺，在确保银离子不脱落的基础上，达到有效的杀菌效果。载铜活性炭的制备及甲醛吸附研究浦士达成为超级电容产业联盟会员单位活性炭行业都有哪些认证？目前我国针对各种材质活性炭常用的质量检测标准