在自然水域，腐殖質通常存在作為水生植物和動物的天然有機成分。腐殖質是微生物和化學氧化產生的，是植物和動物細胞中的碳水化合物被分解成較小的單位。因此，腐殖質也可能是脂肪族和芳香族單元與官能團的混合物，這些官能團包括羧基，酯，醇，醚，酮，苯酚，胺，酰胺，吡啶和吡咯。在供水系統中，腐殖質的存在會降低了水處理的效率。本次研究了腐殖質在三種不同吸附劑上的吸附情況，并應用了吸附等溫線。研究的三種吸附劑包括顆粒狀活性炭，β形式的羥基氧化鐵(β-FeOOH)和鐵包被的活性氧化鋁(AAFS)。并對吸附劑的理化特性進行了研究。

　　吸附劑的表面積和孔徑分析

　　廢水中不同類型的腐殖質會改變化學和物理特性，因此，它們與不同類型的吸附劑相反地相互作用。關于吸附劑的孔隙率，活性炭主要是微孔的，具有非常大的表面積。β-FeOOH的情況尚不清楚，因為不同的方法給出的結果不同。但是，鐵化合物上有可能存在微孔。與活性炭相比，可用于AAFS和β-FeOOH的吸附面積小。但是，被吸附物的大小可能使其無法穿透微孔，因此限制了對活性炭的吸附，但是活性炭的孔隙率是可控的所以能解決這方面問題。

　　傅立葉變換紅外光譜

　　FTIR是研究吸附劑表面的官能團與被吸附物之間相互作用的一項重要技術。圖1顯示了活性炭，AAFS和β-FeOOH的FTIR光譜。可以注意到，所有光譜活性炭，AAFS和β-FeOOH)均顯示2350至2310 cm -1之間的譜帶，這是由于大氣中二氧化碳的吸附所致。對于活性炭，此頻段為頻段(b)。在3430 cm -1處的帶(a)是由于OH拉伸引起的，并且發現醇基團的CO拉伸在1160和1000 cm -1之間(帶(e))。帶(c)中在1550厘米-1來源于雙鍵C=C芳環和從C=O和COO拉伸-伸展。C–O拉伸的吸收和OH變形約為1450 cm -1(帶(d))。由于分子內和分子間鍵合，空間效應和共軛程度等因素，很可能出現帶移。這使得很難在頻譜的那些區域內準確分配每個小頻帶，這就是為什么僅從區域吸收中識別出整體結構的原因。

　　圖1：活性炭，AAFS和B-FeOOH的FTIR光譜。

　　掃描電子顯微鏡

　　圖2顯示了吸附劑的SEM圖像。活性炭晶粒的撕裂邊緣也顯示出內部“孔”。其內部結構可以被認為是碳板的石墨型分層。活化過程中產生的孔隙和大量碎屑導致了這種吸附劑的易碎性。AAFS晶粒顯示出相同的傾斜形狀，表面看起來光滑且具有均勻的涂層。在更大的范圍內，僅可見很少的裂縫或孔洞，這表明表面積主要在外部。β-FeOOH的表面具有高脆性，因此表面光滑且帶有大量碎屑。多孔結構與SEM照片非常吻合(圖2)，說明了活性炭的片狀結構及其眾多的空洞，而鐵化合物則顯得光滑，只有很少的裂紋。活化過程中產生的孔隙和大量碎屑導致了這種吸附劑的易碎性。考慮規模，中孔和大孔上看到照片(尺寸以上2.5 μ M)。β-FeOOH的表面易碎，因此表面光滑，帶有大量碎屑。該刻度不允許人們區分赤霞石微晶(FeOOH的β形式)的特征桿雪茄形狀。

　　圖2：活性炭，AAFS和β-FeOOH的SEM。

　　平衡吸附等溫線及吸附機理

　　由于電荷效應使分子由于分子內的電荷排斥而膨脹，因此要考慮腐殖質的離子周圍環境。另一方面，分子間的排斥力以及抗衡離子的拖動作用也會改變分子的運動。發現水生腐殖質在10,000 Da以上具有22.9%的分子量分布，在1000 Da以下具有46.3%的分子量分布。充氣的地下水中DOC的很大一部分(61%)在4000至10,000 Da的分子量范圍內，盡管這樣做是有道理的，因為地下水比地表水含有更多的土壤類腐殖質。圖3的在此路徑上同時發生各種吸附機制，每種機制都具有特定的吸附阻力。該過程的整體動力學受到很大阻力的限制。因此，至關重要的是要知道哪種機理占主要地位，因為很慢的機理會強加吸附動力學。活性炭中的高孔隙率以及鐵化合物上局部電荷的不均勻分布。另外，天然有機物的重量和有機功能的變化有望以不同的能量吸收。

　　圖3:吸附機理。

　　結果表明，活性炭為去除低分子量腐殖質提供了很大的吸附能力，但對于分子量較大的物質則需要大孔活性炭來吸附。β-FeOOH對比活性炭和AFS略少。相反，AAFS和β-FeOOH不能很好的地吸附小分子腐殖質，只有大分子的腐殖質可以被他們吸附去除。

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