CN102476043B - 用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料及其制备方法 - Google Patents

用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料及其制备方法 Download PDF

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Abstract

本发明涉及用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料及其制备方法。本发明是以天然纤维素的纤维或粉末作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料，或者以纤维素衍生物的纤维作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料；在氨水提供的碱性水体系中，在所述的纤维素基体材料表面通过原位共沉淀法负载Fe3O4颗粒；所带的Fe3O4颗粒既可以使得到的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料带有磁性，易于从水中除去，又可以吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子这些有害离子。与现有技术中的除砷材料相比，本发明采用天然生物质作为吸附载体，不仅廉价，高效，可使水中的砷含量大大低于国家规定标准，而且易于去除，应用方便。

Description

用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料及其制备方法
技术领域
本发明属于纤维素表面功能化制备水处理吸附材料领域，特别涉及一种基于天然纤维素或纤维素衍生物对水中的砷进行高效吸附的材料及其制备方法。 
背景技术
近年来砷污染已经成为很严重的环境污染问题。砷是一种原生质毒物，来源于氧化性气候、地质化学反应以及人类活动。在水中，砷元素主要以亚砷酸根(AsO2 -)(III)和砷酸根(AsO4 3-)(V)两种无机形式存在，亚砷酸盐在水中的溶解度一般远高于砷酸盐。砷的摄取会导致皮肤癌、肺癌、肾癌、肝癌、膀胱癌等等，因此已被美国疾病控制中心(CDC)和国际癌症研究机构(IARC)确定为第一类致癌物质。基于砷的高毒性，世界健康组织(WHO)要求饮用水中总砷含量不得高于0.01ppm，我国要求废水排放时总砷含量不得高于0.5ppm。 
吸附法是处理含高砷水的有效方法。很多材料可以用来做吸附剂，例如活性碳、壳聚糖、矾土、氢氧化铁颗粒、针铁矿、活性淤泥等等。这些普通的吸附剂在水处理的过程中会遇到一个问题，即吸附剂不容易除去，除去吸附剂的过程不仅废时，而且增加了成本。为了解决这个问题，我们可以采用磁性吸附剂。磁性吸附剂在外加磁场的作用下可以很容易地被除去，因而可以短时间内处理大量废水。 
纤维素是世界上最丰富的可再生资源，在中国，仅仅作为农业废料的麦秸杆年产量就可以达到6亿吨。纤维素基材料富含的羟基可以作为Fe3O4颗粒的理想附着点。因此，本发明以廉价的天然高分子材料——天然纤维素或以纤维素衍生物为基础，通过原位共沉淀法在其表面生长Fe3O4颗粒，研制开发出基于纤维素基的用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料。 
发明内容
本发明的目的是提供一种绿色、高效、水中能除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料，这种吸附材料具有较高的比表面积，所带的Fe3O4颗粒既可以使得到的纤维素基吸附剂带有磁性，易于从水中除去，又可以吸附水中砷酸根离 子、亚砷酸根离子这些有害离子，使水中砷含量大大低于国家标准。同时所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料不仅具有高吸附容量，还可以很容易地实现脱附和原位再生。 
本发明的再一目的是提供一种用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料的制备方法。 
本发明的用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料，是以天然纤维素的纤维或粉末作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料，或者以纤维素衍生物的纤维作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料；在所述的纤维素基体材料表面有通过原位共沉淀法负载的Fe3O4颗粒；所述的Fe3O4颗粒既可以使所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料带有磁性，易于从水中除去，又可以依靠Fe与水中As之间的亲和作用吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子这些有害离子，从而将水中的砷酸根离子、亚砷酸根离子除去。 
所述的纤维素基体材料表面有通过共沉淀法负载的Fe3O4颗粒，其Fe3O4的负载量为所述的复合吸附材料总重量的5wt％以上；最多为所述的复合吸附材料总重量的60wt％。 
所述的天然纤维素的纤维直径为10nm-100μm；所述的天然纤维素的粉末的比表面积为0.01-10m2/g。 
所述的天然纤维素的纤维或粉末选自草本植物的纤维或粉末，或者木本植物的纤维或粉末。 
所述的草本植物选自农作物秸秆、芦苇、荻苇、芒杆、竹子、草坪的草屑中的一种。 
所述的农作物秸秆选自稻草、麦草、玉米秸秆、大豆秸秆、棉花秸秆、红薯秧中的一种。 
所述的木本植物选自树木的落叶或木屑。 
所述的纤维素衍生物的纤维的直径为10nm-100μm。 
所述的纤维素衍生物是带有羟基基团的纤维素酯类或带有羟基基团的纤维素醚类。
所述的纤维素酯类选自二醋酸纤维素(DCA)或二取代纤维素硝酸酯(CN)。 
所述的纤维素醚类选自羟乙基纤维素(HEC)、羟丙基纤维素(HPC)、羧甲基纤维素(CMC)、乙基羟乙基纤维素(EHEC)、羟乙基甲基纤维素(HEMC)、羟乙基羧甲基纤维素(HECMC)、羟丙基羧甲基纤维素(HPCMC)中的一种。 
本发明的用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料的制备方法包括以下步骤： 
(1)将天然纤维素的纤维粉碎成直径为10nm-100μm的纤维或比表面积为0.01-10m2/g的粉末(可按文献Appl.Phys.A 81，1109-1112(2005)所报道的方法进行制备)，得到作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料；或通过高压静电纺丝的方法将纤维素衍生物溶液(一般溶液的浓度为5wt％-30wt％)电纺成直径为10nm-100μm的纤维，得到作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料； 
(2)将步骤(1)得到的纤维素基体材料浸泡于含有Fe3+和Fe2+的水溶液中(Fe3+与Fe2+的摩尔比为2∶1)，在惰性气体(如氮气)保护下加入质量浓度为25％的氨水，得到反应体系，密闭反应体系后进行反应，通过原位共沉淀法在所述的纤维素基体材料表面负载上Fe3O4颗粒；反应结束之后，反复水洗反应产物，磁性分离，真空干燥，即得所述用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料； 
其中，由含有Fe3+和Fe2+的水溶液与质量浓度为25％的氨水组成的反应液中，Fe3+和Fe2+的总浓度为0.001-1mol/L，Fe3+与Fe2+的摩尔比为2∶1；质量浓度为25％的氨水的体积含量为0.5％-25％，余量为水。 
所述的反应是在温度为20℃-100℃下进行反应，反应时间为1-24小时。 
所述的天然纤维素的纤维或粉末选自草本植物的纤维或粉末，或者木本植物的纤维或粉末。 
所述的草本植物选自农作物秸秆、芦苇、荻苇、芒杆、竹子、草坪的草屑中的一种。 
所述的农作物秸秆选自稻草、麦草、玉米秸秆、大豆秸秆、棉花秸秆、红薯秧中的一种。 
所述的木本植物选自树木的落叶或木屑。 
所述的纤维素衍生物是带有羟基基团的纤维素酯类或带有羟基基团的纤维素醚类。
所述的纤维素酯类选自二醋酸纤维素(DCA)或二取代纤维素硝酸酯(CN)。 
所述的纤维素醚类选自羟乙基纤维素(HEC)、羟丙基纤维素(HPC)、羧甲基纤维素(CMC)、乙基羟乙基纤维素(EHEC)、羟乙基甲基纤维素(HEMC)、羟乙基羧甲基纤维素(HECMC)、羟丙基羧甲基纤维素(HPCMC)中的一种。 
在将本发明的用于去除水中砷酸根离子和亚砷酸根离子的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料用于处理含砷超标的水时，将所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料置于含砷超标的水中振荡，所述的复合吸附材料用量为0.01g/L-5g/L，振荡时间为30分钟-12小时，温度为室温，振荡结束后通过磁场将所述的复合吸附材料与水分离。实验证明，本发明的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料可以大大降低含高砷水中的砷含量。并且本发明的复合吸附材料通 过脱附后，可以重复使用。 
本发明的复合吸附材料不仅具有高吸附容量、较宽的工作pH范围(pH为3-10)，而且易于除去，环境友好无污染。 
本发明是以天然纤维素的纤维或粉末作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料，或者以纤维素衍生物的纤维作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料；在氨水提供的碱性水体系中，在所述的纤维素基体材料表面通过原位共沉淀法负载Fe3O4颗粒；所带的Fe3O4颗粒既可以使得到的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料带有磁性，易于从水中除去，又可以吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子这些有害离子。与现有技术中的除砷材料相比，本发明采用天然生物质作为吸附载体，不仅廉价，高效，可使水中的砷含量大大低于国家规定标准，而且易于去除，应用方便。生产规模可大可小，既有利于在偏远的农村、个人用户中推广，亦适应于大规模水处理。 
附图说明
图1.本发明实施例1所用的一种基体材料——由搅碎机粉碎得到的麦秸杆粉末的扫描电子显微镜(SEM)照片。 
图2.本发明实施例3所用的一种基体材料——由搅碎机加工纸版得到的纤维素纤维的扫描电子显微镜(SEM)照片。 
图3.本发明实施例4所用的另一种基体材料——通过高压静电纺丝法得到的二醋酸纤维素纳米纤维的扫描电子显微镜(SEM)照片。 
图4.本发明实施例2的吸附材料(样品2)的X射线衍射(XRD)谱图。 
图5.本发明实施例2的吸附材料(样品2)的磁滞回线。 
具体实施方式
下面结合具体实施例对本发明做进一步说明，但本发明并不局限于以下实施例。 
实施例1. 
采用麦秸杆为原料机械粉碎后得到的麦秸杆粉末，制备纤维素基/Fe3O4(样品1)，以及对样品1进行吸附性能的测试 
于100mL单口瓶中，加入0.5g机械粉碎后得到的比表面积为0.1m2/g的麦秸杆粉末(该麦秸秆粉末的SEM照片见图1)，以及50mLFeCl3/FeSO4混合水溶液(Fe3+与Fe2+的摩尔比为2∶1，总浓度为0.01mol/L)，在氮气保护下加1mL质量浓度为25％的氨水，得到反应体系，密闭反应体系，50℃下反应10小时，通过原位共沉淀法在所述的麦秸秆粉末的表面负载上Fe3O4颗粒；反应结束之后，反复水洗反应产物，磁性分离，真空干燥，即得到水中除砷的纤维素基/Fe3O4 复合吸附材料样品1，所述的Fe3O4颗粒使所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品1带有磁性。 
分别取0.005g样品1，分别置于20mL的NaAsO2溶液和Na2HAsO4溶液中，分别搅拌30分钟，然后用磁铁将样品1与被处理溶液分开，用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-AES)检测吸附前后溶液中的总As含量，由于Fe与水中As之间的亲和作用吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子，三价As可从3.3ppm降低至1.4ppm，五价As可从10.7ppm降低至5.3ppm。 
实施例2. 
采用麦秸杆为原料机械粉碎后得到的麦秸杆粉末，制备纤维素基/Fe3O4(样品2)，以及对样品2进行吸附性能的测试 
于100mL单口瓶中，加入0.5g机械粉碎后得到的比表面积为10m2/g的麦秸杆粉末，以及50mLFeCl3/FeSO4混合水溶液(Fe3+与Fe2+的摩尔比为2∶1，总浓度为0.5mol/L)，在氮气保护下加10mL质量浓度为25％的氨水，得到反应体系，密闭反应体系，70℃下反应4小时，通过原位共沉淀法在所述的麦秸秆粉末的表面负载上Fe3O4颗粒；反应结束之后，反复水洗反应产物，磁性分离，真空干燥，即得到水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品2，所述的Fe3O4颗粒使所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品2带有磁性，并由于Fe与水中As之间的亲和作用吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子。 
所述的复合吸附材料(样品2)的X射线衍射(XRD)谱图见图4，磁滞回线见图5。表1为所述的复合吸附材料(样品2)在AsO2 -和AsO4 3-的几个不同初始浓度下对AsO2 -和AsO4 3-的吸附能力。 
表1 
实施例3. 
采用木屑为原料制备的纸版粉碎后得到的纤维素纤维，制备纤维素基/Fe3O4(样品3)，以及对样品3进行吸附性能的测试 
于100mL单口瓶中，加入0.4g机械粉碎后得到的直径为10nm-100μm的纤维素纤维(该纤维素纤维的SEM照片见图2)，以及50mLFeCl3/FeSO4混合水溶液(Fe3+与Fe2+的摩尔比为2∶1，总浓度为1mol/L)，在氮气保护下加4mL质量浓度为25％的氨水，得到反应体系，密闭反应体系，20℃下反应24小时，通过原位共沉淀法在所述的纤维素纤维的表面负载上Fe3O4颗粒；反应结束之后，反复水洗反应产物，磁性分离，真空干燥，即得到水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品3，所述的Fe3O4颗粒使所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品3带有磁性。 
分别取0.02g样品3，分别置于20mL的NaAsO2溶液和Na2HAsO4溶液中，分别搅拌2小时，然后用磁铁将样品3与被处理溶液分开，用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-AES)检测吸附前后溶液中的总As含量，由于Fe与水中As之间的亲和作用吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子，三价As可从1.1ppm降低至0.5ppm，五价As可从1.3ppm降低至0.15ppm。 
实施例4. 
DCA(二醋酸纤维素)/Fe3O4(样品4)的制备，以及对样品4进行吸附性能的测试 
于100mL单口瓶中，加入0.6g通过高压静电纺丝法得到的直径为10nm-5μm的DCA纳米纤维(DCA纳米纤维的SEM照片见图3)，以及50mLFeCl3/FeSO4混合水溶液(Fe3+与Fe2+的摩尔比为2∶1，总浓度为0.2mol/L)，在氮气保护下加入0.5mL质量浓度为25％的氨水，得到反应体系，密闭反应体系，100℃下反应3小时，通过原位共沉淀法在所述的DCA纳米纤维的表面负载上Fe3O4颗粒；反应结束之后，反复水洗反应产物，磁性分离，真空干燥，即得到水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品4，所述的Fe3O4颗粒使所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品4带有磁性。 
分别取0.001g样品4，分别置于100mL的NaAsO2溶液和Na2HAsO4溶液中，分别搅拌12小时，然后用磁铁将样品4与被处理溶液分开，用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-AES)检测吸附前后溶液中的总As含量，由于Fe与水中As之间的亲和作用吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子，三价As可从4.1ppm降低至3.5ppm，五价As可从4.3ppm降低至2.5ppm。 
实施例5. 
HPC(羟丙基纤维素)/Fe3O4(样品5)的制备，以及对样品5进行吸附性能的测试 
于100mL单口瓶中，加入0.3g通过高压静电纺丝法得到并且用氯化亚砜蒸汽进行交联的直径为10nm-5μm的HPC纳米纤维，再加入50mLFeCl3/FeSO4混合水溶液(Fe3+与Fe2+的摩尔比为2∶1，总浓度为0.001mol/L)，在氮气保护下加入0.25mL质量浓度为25％的氨水，得到反应体系，密闭反应体系，60℃下反应2小时，通过原位共沉淀法在所述的羟丙基纤维素的表面负载上Fe3O4颗粒；反应结束之后，反复水洗反应产物，磁性分离，真空干燥，即得到水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品5，所述的Fe3O4颗粒使所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品5带有磁性。 
分别取0.005g样品5，分别置于20mL的NaAsO2溶液和Na2HAsO4溶液中，分别搅拌2小时，然后用磁铁将样品5与被处理溶液分开，用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-AES)检测吸附前后溶液中的总As含量，由于Fe与水中As之间的亲和作用吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子，三价As可从5.1ppm降低至3.9ppm，五价As可从6.3ppm降低至4.5ppm。 
实施例6. 
采用落叶为原料机械粉碎后得到的落叶粉末，制备纤维素基/Fe3O4(样品6)，以及对样品6进行吸附性能的测试 
于100mL单口瓶中，加入0.5g机械粉碎后得到的比表面积为0.01m2/g的落叶粉末，以及50mLFeCl3/FeSO4混合水溶液(Fe3+与Fe2+的摩尔比为2∶1，总浓度为1mol/L)，在氮气保护下加16mL质量浓度为25％的氨水，得到反应体系，密闭反应体系，80℃下反应1小时，通过原位共沉淀法在所述的落叶粉末的表面负载上Fe3O4颗粒；反应结束之后，反复水洗反应产物，磁性分离，真空干燥，即得到水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品6，所述的Fe3O4颗粒使所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料样品2带有磁性，并由于Fe与水中As之间的亲和作用吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子。 
分别取0.04g样品6，分别置于20mL的NaAsO2溶液和Na2HAsO4溶液中，分别搅拌2小时，然后用磁铁将样品6与被处理溶液分开，用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-AES)检测吸附前后溶液中的总As含量，由于Fe与水中As之间的亲和作用吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子，三价As可从9.8ppm降低至3.9ppm，五价As可从10.3ppm降低至2.5ppm。 

Claims (6)

1.一种用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料的制备方法，其特征是，所述的方法包括以下步骤：
(1)将天然纤维素粉碎成直径为10nm-100μm的纤维或比表面积为0.01-10m2/g的粉末，得到作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料；或通过高压静电纺丝的方法将纤维素衍生物溶液电纺成直径为10nm-100μm的纤维，得到作为所述复合吸附材料的纤维素基体材料；
(2)将步骤(1)得到的纤维素基体材料浸泡于含有Fe3+和Fe2+的水溶液中，在惰性气体保护下加入质量浓度为25％的氨水，得到反应体系，密闭反应体系后进行反应，通过原位共沉淀法在所述的纤维素基体材料表面负载上Fe3O4颗粒；反应结束之后，反复水洗反应产物，磁性分离，真空干燥，即得所述用于水中除砷的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料；所述的Fe3O4颗粒使所述的纤维素基/Fe3O4复合吸附材料带有磁性，Fe与水中As之间的亲和作用吸附水中砷酸根离子、亚砷酸根离子，将水中的砷酸根离子、亚砷酸根离子除去；
其中，由含有Fe3+和Fe2+的水溶液与质量浓度为25％的氨水组成的反应液中，Fe3+和Fe2+的总浓度为0.001-1mol/L，Fe3+与Fe2+的摩尔比为2∶1；质量浓度为25％的氨水的体积含量为0.5％-25％，余量为水。
2.根据权利要求1所述的制备方法，其特征是：所述的反应是在温度为20℃-100℃下进行反应，反应时间为1-24小时。
3.根据权利要求1所述的制备方法，其特征是：所述的天然纤维素的纤维或粉末选自草本植物的纤维或粉末，或者木本植物的纤维或粉末；
所述的纤维素衍生物是带有羟基基团的纤维素酯或带有羟基基团的纤维素醚。
4.根据权利要求3所述的制备方法，其特征是：所述的草本植物选自农作物秸秆、芦苇、荻苇、芒杆、竹子、草坪的草屑中的一种；
所述的木本植物选自树木的落叶或木屑；
所述的纤维素酯选自二醋酸纤维素或二取代纤维素硝酸酯；
所述的纤维素醚选自羟乙基纤维素、羟丙基纤维素、羧甲基纤维素、乙基羟乙基纤维素、羟乙基甲基纤维素、羟乙基羧甲基纤维素、羟丙基羧甲基纤维素中的一种。
5.根据权利要求1所述的制备方法，其特征是：所述的通过原位共沉淀法在所述的纤维素基体材料表面负载上Fe3O4颗粒，其Fe3O4的负载量为所述的复合吸附材料总重量的5wt％以上。
6.根据权利要求5所述的制备方法，其特征是：所述的通过原位共沉淀法在所述的纤维素基体材料表面负载上Fe3O4颗粒，其Fe3O4的负载量为所述的复合吸附材料总重量的5wt％～60wt％。
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