CN107175080A - 一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料及其制备方法和应用 - Google Patents
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Abstract
本发明公开一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料及其制备方法和应用。所述生物质基吸附材料包括基体材料以及无机粒子；所述生物质基体材料的比表面积为1m2/g-100m2/g；所述无机粒子包括含铁的无机磁性粒子以及含镁的无机粒子；所述无机粒子负载量为吸附材料总量的10-70wt％。本发明通过原位共沉淀法在生物质表面负载含有铁的无机磁性粒子以及含有镁的无机粒子。该复合吸附材料能够将水中的Cu2+、Cr2O7 2-、Pb2+等重金属离子除去，并且易于从水中脱除。与现有技术中的重金属离子吸附剂材料相比，本发明采用天然价廉的生物质材料作为吸附载体，不仅绿色环保，高效，可使水中重金属含量远低于国家标准，而且在外加磁场作用下易于脱除，应用方便、广泛。
Description
技术领域
本发明涉及生物质材料表面功能化制备水处理吸附材料领域。更具体地，涉及一种基于生物质材料负载无机粒子复合物对水中重金属离子进行高效吸附的材料及其制备方法。
背景技术
“重金属”是对原子密度大于6g·cm-3的一类金属和非金属的总称，在环境污染方面所说的重金属主要是指汞、镉、铅、铜、铬以及类金属砷等生物毒性显著的重元素。铜作为人体必需的微量元素，成人每日需要量约为20mg，而过量铜的摄入会导致呕吐、昏迷、心血管疾病和威尔逊病(铜代谢异常引起的神经性或肝的疾病)。我国在2012年发布的生活饮用水卫生标准(GB5750-2012)中规定，饮用水中铜的限值为1.0mg L-1。铬的摄入对呼吸道、消化道、皮肤、粘膜均有刺激，长期接触会引起慢性中毒，严重者会造成呼吸系统的癌变。国际癌症研究机构(IARQ)已确认六价铬化合物具有致癌性。我国在2012年发布的生活饮用水卫生标准(GB5750-2012)中规定，饮用水中铬的限值为0.05mg L-1。大量铅的摄入会引起脑部的病变，我国在2006年发布的生活饮用水卫生标准(GB5749-2006)中规定，饮用水中铅的限值为0.01mg L-1。随着工业化进程的不断推进，我国工业废水的排放也在逐年增加，这些重金属离子会随着工业废水的排放而进入水系统中，因此重金属离子的去除已然成为水处理的一个重要方面。
针对处理重金属对环境造成污染这一问题，已经有很多研究和报道。主要分为几个方面：物化法(化学沉淀法，氧化还原法，气浮法，絮凝法)、生物法(植物提取修复法)、膜分离技术、催化法、吸附法等。吸附法具有成本低廉、易于操作、高效多样、可重复利用等多种特点，在处理重金属废水中是最常用也是最有效的方法之一。很多材料可以用来做吸附剂，例如天然矿物类、壳聚糖类、氨基改性介孔硅类、微生物类等等。这些普通的吸附剂在水处理中会有一个问题，即吸附剂不容易脱除，脱除吸附剂的过程不仅浪费时间，还会增加额外的成本。
另外，生物质材料尤其是农业废弃物是一种非常丰富且价廉的资源。在中国，仅仅作为农业废料的麦秸秆年产量就可以达到6亿吨。因此，如果能将生物质材料充分利用，提供一种易于快速脱除的用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料，将会有巨大的应用前景。
发明内容
本发明的一个目的在于提供一种绿色、高效、成本低廉的用于去除水中Cu2+、Cr2O7 2-、Pb2+等重金属离子的生物质基复合吸附材料，这种复合吸附材料负载有含有铁的无机磁性粒子以及含有镁的无机粒子，可以高效的吸附水中重金属离子，使水中重金属含量远低于国家标准，且可以在外加磁场作用下快速从水中去除。同时所述的生物质基吸附材料具有更广的吸附范围和更高的吸附容量。
本发明的另一个目的在于提供一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料的制备方法。该制备方法简单快速，且可操作性强。
本发明的第三个目的在于提供一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料的应用。
为达到上述第一个目的，本发明采用下述技术方案：
一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料，所述生物质基吸附材料包括生物质基体材料以及负载在生物质基体材料表面的无机粒子；所述生物质基体材料的比表面积为1m2/g-100m2/g；所述无机粒子包括含铁的无机磁性粒子以及含镁的无机粒子；所述无机粒子负载量为吸附材料总量的10-70wt％。
本发明的吸附剂具有两个特点，一是具有磁性，二是能够吸附重金属离子。负载的含铁的无机磁性粒子是为了使吸附剂具有磁性，而所负载的含铁的无机磁性粒子对重金属离子并无吸附作用。负载的含镁的无机粒子是为了吸附重金属离子。所以无机粒子必须同时含有含铁的无机磁性粒子以及含镁的无机粒子。
优选地，所述生物质基体材料选自天然草本植物或木本植物。
优选地，所述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或多种；所述木本植物选自树木的落叶和/或木屑。
优选地，所述农作物秸秆选自麦草、稻草、玉米秸秆、大豆秸秆、棉花秸秆、红薯秧中的一种或多种。
更优选的，所述农作物秸秆选自麦草秸秆，即麦秸秆。
优选地，所述含铁的无机磁性粒子为Fe3O4，所述含镁的无机粒子为Mg(OH)2。含铁的无机磁性粒子Fe3O4可以使吸附剂具有磁性，含镁的无机粒子Mg(OH)2可以高效吸附水中的重金属离子。
本发明所述生物质基吸附材料吸附的重金属离子为Cu2+、Cr2O7 2-和Pb2+。
本发明用于去除水中重金属离子的生物质基材料，是选用农业废弃物——麦秸秆作为所述吸附材料的生物质基体材料；在所述的生物质基体材料的表面通过原位共沉淀法负载含有铁的磁性粒子以及含有镁的无机粒子，所负载的无机粒子既可以使所述的生物质基材料带有磁性，又可以与水中的重金属离子发生螯合等物理化学吸附作用，从而将水中的重金属离子除去。
生物质材料尤其是麦秸秆材料所富含的羟基可以作为无机粒子的理想着位点。无机粒子成本较低、吸附效率较高，利用生物质材料为基体，将无机粒子负载在其表面，有利于解决由于无机粒子相互聚集从而使其比表面积下降吸附效率降低的缺点。
为达到上述第二个目的，本发明采用下述技术方案：
如上所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料的制备方法，包括如下步骤：
1)将生物质材料经机械粉碎成1μm-5mm的粉末，得到的生物质材料粉末作为所述生物质吸附材料的生物质基体材料；
2)将步骤1)得到的生物质基体材料置于含有Mg2+、Fe2+和Fe3+的水溶液中，在惰性气体(如氮气)的保护下，一定温度下，加入氨水得到反应体系进行反应；通过原位共沉淀方法在生物质基体材料表面负载含铁的无机磁性粒子以及含镁的无机粒子；反应结束后，磁性分离反应产物，使用去离子水反复清洗，干燥，即得到所述用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料。
优选地，步骤2)中，所述反应体系中Fe2+与Fe3+的总浓度为0.1-1mol/L，Fe2+与Fe3+的摩尔比为1:2。
优选地，步骤2)中，所述反应体系中Mg2+浓度为0.1-1mol/L。
经过申请人的大量实验验证，反应体系中，当Fe2+与Fe3+的总浓度为0.1-1mol/L，Mg2+浓度为0.1-1mol/L时，通过调节反应条件，可以使无机粒子尺寸处于微-纳结构，增大吸附效率。Fe2+与Fe3+的摩尔比为1:2时可以形成Fe3O4，使得吸附剂具有磁性。
优选地，步骤2)中，所述反应体系中所加入的氨水的体积含量为反应体系的5-25％；氨水的加入方式为逐滴加入。经过申请人的大量实验验证，氨水的体积含量为反应体系的5-25％时，可以使反应体系中的无机粒子完全反应。
优选地，步骤2)中，反应的温度为50-100℃，反应的时间为3-12小时。在50-100℃温度下，反应可生成Fe3O4和Mg(OH)2，通过控制反应时间可以控制生成无机粒子的颗粒大小。
所述的在生物质材料粉末表面负载的含有铁的无机磁性粒子和含有镁的无机粒子，是通过含铁的金属离子和含镁的金属离子与碱反应，在生物质材料表面原位负载，其负载的无机粒子的量占复合吸附材料总重量的10wt％-70wt％。
所述的负载含有铁的无机磁性粒子以及含有镁的无机粒子主要为Fe3O4以及Mg(OH)2无机粒子。
与现有技术相比，本发明以廉价的天然高分子材料——生物质材料尤其麦秸秆为基体，通过原位共沉淀法在其表面同时负载含有铁的无机磁性粒子以及含有镁的无机粒子，研制开发出生物质基的用于水中去除重金属离子的复合吸附材料。
所述在生物质材料粉末表面负载含有铁的无机磁性粒子以及含有镁的无机粒子，是含铁和含镁的金属离子与碱反应通过原位共沉淀法在生物质材料表面负载无机粒子，生物质材料基体表面富含羟基，这些羟基可以用来吸附金属离子进而使其成为生长无机粒子的载体。
同时，为了能够令吸附材料完成吸附工作后有效脱除，本申请设计合成磁性无机粒子负载型的磁性吸附材料。磁性吸附材料可以在外加磁场作用下快速、有效的脱除，因而可以在短时间内处理大量废水。
为达到上述第三个目的，本发明采用下述技术方案：
在将本发明的用于除去水中重金属离子的生物质基复合吸附材料用于处理含有重金属离子的水时，将本发明的生物质基复合吸附材料置于含有重金属离子的水中磁力或机械搅拌，所述的吸附材料用量为0.01g/L-2g/L，搅拌时间为30分钟-24小时，温度为室温，搅拌结束后通过外加磁场将所述的复合吸附材料与水分离。
本发明吸附材料所负载的无机粒子与水中重金属离子发生螯合等物理化学作用，从而将水中的重金属离子除去。试验证明，本发明的生物质基吸附材料可以高效率降低水中的重金属离子含量。
本发明的有益效果如下：
本发明的生物质基复合吸附材料不仅具有高吸附容量，而且具有磁性易于从水中脱除，同时价格低廉，环境友好无污染。
本发明是以生物质材料为基体材料，在所述生物质基体表面负载含有铁的无机磁性粒子以及含有镁的无机粒子，利用无机粒子与重金属离子之间的相互作用对重金属离子进行吸附。与现有技术中的重金属离子吸附材料相比，本发明采用生物质农业废弃物材料为吸附基体，工艺简单，操作方便，适用于多种类重金属离子的水污染处理，可使水中重金属含量远低于国家标准。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，也适用于大规模水处理。
附图说明
下面结合附图对本发明的具体实施方式作进一步详细的说明。
图1示出本发明实施例1所用的一种基体材料——由机械绞碎机加工麦秸秆得到的生物质材料粉末的扫描电子显微镜(SEM)照片。
图2示出本发明实施例4的吸附材料的扫描电子显微镜(SEM)照片。
图3示出本发明实施例1的吸附材料对Cu2+吸附前后颜色变化对比。
图4示出本发明实施例4的吸附材料的磁滞回线。
图5示出本发明实施例6所用的基体材料——由机械绞碎机加工木屑得到的生物质材料粉末的扫描电子显微镜(SEM)照片。
具体实施方式
为了更清楚地说明本发明，下面结合优选实施例和附图对本发明做进一步的说明。附图中相似的部件以相同的附图标记进行表示。本领域技术人员应当理解，下面所具体描述的内容是说明性的而非限制性的，不应以此限制本发明的保护范围。
实施例1.
采用比表面积为1.91m2/g的麦秸秆为原料经机械粉碎后得到的生物质材料粉末(其扫描电子显微镜照片如图1所示)，制备生物质材料/Fe3O4-Mg(OH)2(样品1)，以及对样品1进行吸附性能的测试。
于100mL烧瓶中，加入50mL蒸馏水、3.2gMg(NO3)2·6H2O，1.2gFeSO4·7H2O，2.2gFeCl3·6H2O，0.8g由机械粉碎得到的生物质材料粉末，充分搅拌分散，通入氮气5分钟，开始缓慢滴加氨水，滴加氨水(25％)10mL，继续通氮气3分钟。封闭体系后，置于70℃油浴中反应4小时，反应结束后，将反应产物反复抽滤洗涤，直至溶液pH值为中性，之后将产物置于70℃烘箱内干燥4小时，得到用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料样品1。该吸附材料中无机粒子的负载量为67.92％。
分别取0.1g样品2，分别置于100mL的pb2+溶液、Cu2+溶液、Cr2O7 2-溶液中，使用磁力搅拌12小时，用电感耦合等离子体发射光谱仪测量，由于所负载的无机粒子与上述重金属离子发生螯合作用，使pb2+浓度可由吸附前的204.71ppm降低到吸附后的0.15ppm，Cu2+浓度可由吸附前的85.33ppm降低到吸附后的0.016ppm，Cr2O7 2-浓度可由吸附前的3.22ppm降低到吸附后的0.15ppm。
所述的复合吸附材料(样品1)对Cu2+吸附前(左图)以及吸附后(右图)颜色变化照片见图3。图3中右图还显示该复合材料能够很好地利用磁场在水环境中进行分离。
实施例2.
采用比表面积为1.91m2/g的麦秸秆为原料经机械粉碎后得到的生物质材料粉末，制备生物质材料/Fe3O4-Mg(OH)2(样品2)，以及对样品2进行吸附性能的测试。
于100mL烧瓶中，加入50mL蒸馏水、3.2gMg(NO3)2·6H2O，1.2gFeSO4·7H2O，2.2gFeCl3·6H2O，1.0g由机械粉碎得到的生物质材料粉末，充分搅拌分散，通入氮气5分钟，开始缓慢滴加氨水，滴加氨水(25％)10mL，继续通氮气3分钟。封闭体系后，置于70℃油浴中反应6小时，反应结束后，将反应产物反复抽滤洗涤，直至溶液pH值为中性，之后将产物置于70℃烘箱内干燥4小时，得到用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料样品2。该吸附材料中无机粒子的负载量为62.88％。
分别取0.1g样品2，分别置于100mL的pb2+溶液、Cu2+溶液、Cr2O7 2-溶液中，使用磁力搅拌24小时，用电感耦合等离子体发射光谱仪测量，由于所负载的无机粒子与上述重金属离子发生螯合作用，使pb2+浓度可由吸附前的90.32ppm降低到吸附后的0.012ppm，Cu2+浓度可由吸附前的9.14ppm降低到吸附后的0.0032ppm，Cr2O7 2-浓度可由吸附前的6.96ppm降低到吸附后的4.96ppm。
实施例3.
采用比表面积为2.87m2/g的麦秸秆为原料经机械粉碎后得到的生物质材料粉末，制备生物质材料/Fe3O4-Mg(OH)2(样品3)，以及对样品3进行吸附性能的测试。
于100mL烧瓶中，加入50mL蒸馏水、3.2gMg(NO3)2·6H2O，1.2gFeSO4·7H2O，2.2gFeCl3·6H2O，1.5g由机械粉碎得到的生物质材料粉末，充分搅拌分散，通入氮气5分钟，开始缓慢滴加氨水，滴加氨水(25％)10mL，继续通氮气3分钟。封闭体系后，置于50℃油浴中反应10小时，反应结束后，将反应产物反复抽滤洗涤，直至溶液pH值为中性，之后将产物置于70℃烘箱内干燥4小时，得到用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料样品3。该吸附材料中无机粒子的负载量为53.03％。
分别取0.1g样品3，分别置于100mL的pb2+溶液、Cu2+溶液、Cr2O7 2-溶液中，使用磁力搅拌12小时，用电感耦合等离子体发射光谱仪测量，由于所负载的无机粒子与上述重金属离子发生螯合作用，使pb2+浓度可由吸附前的124.39ppm降低到吸附后的0.053ppm，Cu2+浓度可由吸附前的10.03ppm降低到吸附后的0.0075ppm，Cr2O7 2-浓度可由吸附前的8.87ppm降低到吸附后的6.96ppm。
实施例4.
采用比表面积为2.87m2/g的麦秸秆为原料经机械粉碎后得到的生物质材料粉末，制备生物质材料/Fe3O4-Mg(OH)2(样品4)，以及对样品4进行吸附性能的测试。
于250mL烧瓶中，加入100mL蒸馏水、2.6gMg(NO3)2·6H2O，3.7gFeSO4·7H2O，7.2gFeCl3·6H2O，1.6g由机械粉碎得到的生物质材料粉末，充分搅拌分散，通入氮气5分钟，开始缓慢滴加氨水，滴加氨水(25％)20mL，继续通氮气3分钟。封闭体系后，置于100℃油浴中反应4小时，反应结束后，将反应产物反复抽滤洗涤，直至溶液pH值为中性，之后将产物置于70℃烘箱内干燥4小时，得到用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料样品4。该吸附材料中无机粒子的负载量为69.64％。
分别取0.1g样品5，分别置于100mL的pb2+溶液、Cu2+溶液、Cr2O7 2-溶液中，使用磁力搅拌24小时，用电感耦合等离子体发射光谱仪测量，由于所负载的无机粒子与上述重金属离子发生螯合作用，使pb2+浓度可由吸附前的60.63ppm降低到吸附后的0.047ppm，Cu2+浓度可由吸附前的10.08ppm降低到吸附后的0.0026ppm，Cr2O7 2-浓度可由吸附前的6.93ppm降低到吸附后的4.98ppm。
所述的复合吸附材料(样品4)的扫描电子显微镜照片见图2，磁滞回线见图4。由图2可以得出，所述的无机粒子比较均匀的负载在麦秸秆表面。由图4可以得出，所述的吸附剂显示出顺磁性，在外加磁场的作用下，可以很快从水中分离出来。
实施例5.
采用比表面积为3.45m2/g的麦秸秆为原料经机械粉碎后得到的生物质材料粉末，制备生物质材料/Fe3O4-Mg(OH)2(样品5)，以及对样品5进行吸附性能的测试。
于250mL烧瓶中，加入100mL蒸馏水、5.1gMg(NO3)2·6H2O，2.8gFeSO4·7H2O，5.4gFeCl3·6H2O，1.6g由机械粉碎得到的生物质材料粉末，充分搅拌分散，通入氮气5分钟，开始缓慢滴加氨水，滴加氨水(25％)20mL，继续通氮气3分钟。封闭体系后，置于70℃油浴中反应6小时，反应结束后，将反应产物反复抽滤洗涤，直至溶液pH值为中性，之后将产物置于70℃烘箱内干燥4小时，得到用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料样品5。该吸附材料中无机粒子的负载量为68.50％。
分别取0.1g样品6，分别置于100mL的pb2+溶液、Cu2+溶液、Cr2O7 2-溶液中，使用磁力搅拌12小时，用电感耦合等离子体发射光谱仪测量，由于所负载的无机粒子与上述重金属离子发生螯合作用，使pb2+浓度可由吸附前的126.77ppm降低到吸附后的0.022ppm，Cu2+浓度可由吸附前的11.99ppm降低到吸附后的0.0045ppm，Cr2O7 2-浓度可由吸附前的7.02ppm降低到吸附后的5.78ppm。
实施例6
采用比表面积为3.67m2/g的木屑为原料经机械粉碎后得到的生物质材料粉末(其扫描电子显微镜照片如图5所示)，制备生物质材料/Fe3O4-Mg(OH)2(样品6)，以及对样品6进行吸附性能的测试。
于100mL烧瓶中，加入50mL蒸馏水、5.1gMg(NO3)2·6H2O，0.9gFeSO4·7H2O，1.8gFeCl3·6H2O，2.0g由机械粉碎得到的生物质材料粉末，充分搅拌分散，通入氮气5分钟，开始缓慢滴加氨水，滴加氨水(25％)10mL，继续通氮气3分钟。封闭体系后，置于70℃油浴中反应4小时，反应结束后，将反应产物反复抽滤洗涤，直至溶液pH值为中性，之后将产物置于70℃烘箱内干燥4小时，得到用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料样品6。该吸附材料中无机粒子的负载量为43.71％。
分别取0.1g样品6，分别置于100mL的pb2+溶液、Cu2+溶液、Cr2O7 2-溶液中，使用磁力搅拌8小时，用电感耦合等离子体发射光谱仪测量，由于所负载的无机粒子与上述重金属离子发生螯合作用，使pb2+浓度可由吸附前的168.71ppm降低到吸附后的0.095ppm，Cu2+浓度可由吸附前的78.76ppm降低到吸附后的0.011ppm，Cr2O7 2-浓度可由吸附前的3.01ppm降低到吸附后的0.12ppm。
显然，本发明的上述实施例仅仅是为清楚地说明本发明所作的举例，而并非是对本发明的实施方式的限定，对于所属领域的普通技术人员来说，在上述说明的基础上还可以做出其它不同形式的变化或变动，这里无法对所有的实施方式予以穷举，凡是属于本发明的技术方案所引伸出的显而易见的变化或变动仍处于本发明的保护范围之列。
Claims (10)
1.一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料，其特征在于：所述生物质基吸附材料包括生物质基体材料以及负载在生物质基体材料表面的无机粒子；所述生物质基体材料的比表面积为1m2/g-100m2/g；所述无机粒子包括含铁的无机磁性粒子以及含镁的无机粒子；所述无机粒子负载量为吸附材料总量的10-70wt％。
2.根据权利要求1所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料，其特征在于：所述生物质基体材料选自天然草本植物或木本植物。
3.根据权利要求2所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料，其特征在于：所述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或多种；所述木本植物选自树木的落叶和/或木屑。
4.根据权利要求3所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料，其特征在于：所述农作物秸秆选自麦草、稻草、玉米秸秆、大豆秸秆、棉花秸秆、红薯秧中的一种或多种。
5.根据权利要求1所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料，其特征在于：所述含铁的无机磁性粒子为Fe3O4，所述含镁的无机粒子为Mg(OH)2。
6.根据权利要求1-5任一所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料，其特征在于：所述生物质基吸附材料吸附的重金属离子为Cu2+、Cr2O7 2-和Pb2+。
7.如权利要求1所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料的制备方法，其特征在于，包括如下步骤：
1)将生物质材料经机械粉碎成1μm-5mm的粉末，得到的生物质材料粉末作为所述生物质吸附材料的生物质基体材料；
2)将步骤1)得到的生物质基体材料置于含有Mg2+、Fe2+和Fe3+的水溶液中，在惰性气体的保护下，一定温度下，加入氨水得到反应体系进行反应；通过原位共沉淀方法在生物质基体材料表面负载含铁的无机磁性粒子以及含镁的无机粒子；反应结束后，磁性分离反应产物，使用去离子水反复清洗，干燥，即得到所述用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料。
8.根据权利要求7所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料的制备方法，其特征在于：步骤2)中，所述反应体系中Fe2+与Fe3+的总浓度为0.1-1mol/L，Fe2+与Fe3+的摩尔比为1:2，Mg2+浓度为0.1-1mol/L；所加入的氨水的体积含量为反应体系的5-25％；氨水的加入方式为逐滴加入。
9.根据权利要求7所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料的制备方法，其特征在于：步骤2)中，反应的温度为50-100℃，反应的时间为3-12小时。
10.如权利要求1所述的一种用于去除水中重金属离子的生物质基吸附材料的应用，其特征在于：将所述生物质基吸附材料置于含有重金属离子的水中磁力或机械搅拌，所述生物质吸附材料用量为0.01g/L-2g/L，搅拌时间为30分钟-24小时，温度为室温，搅拌结束后通过外加磁场将所述吸附材料与水分离。
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Legal Events
| Date | Code | Title | Description |
|---|---|---|---|
| PB01 | Publication | ||
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| SE01 | Entry into force of request for substantive examination | ||
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| RJ01 | Rejection of invention patent application after publication |
Application publication date: 20170919 |
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