2020, Vol. 41
亚甲基蓝(MB)是印染废水的典型污染物, 人类和动物经常接触MB会引起不适, 影响健康[1, 2].针对此类废水常用的处理技术有吸附法、膜分离法、电解法、高级氧化法和生物法[3].其中, 吸附法由于工艺灵活、操作简单和效率高等优点应用广泛[4], 但常见的吸附材料如活性炭和树脂等, 因其价格昂贵, 限制了它们应用范围.因此, 制备价廉物美的高效吸附剂成为重中之重.
此外, 有研究表明至2016年污水处理厂数量已增至5 300家.这些污水处理厂每年大约产生3 000万t污泥(含水率为80%), 然而仅有25%的污泥得到了无害化处理[5].剩余污泥中通常含有50%以上的有机物, 具备碳化后成为吸附剂的潜质.因此, 以污泥作为原料制备吸附剂成为国内外研究的热点[6, 7].污泥能够通过热解法和水热碳化两种方式制备成吸附剂.热解法是指在无氧或缺氧的条件下将污泥在高温下(500~1 000℃)停留几小时至几天形成炭物质, 但是此过程需要对原料进行脱水和干化预处理[8].Deng等[9]成功地用热解法制备出了污泥炭对MB吸附达67.1mg·g-1.而水热碳化是指在水存在的封闭体系中, 在低温(150~260℃)下将污泥分解并转化为水热炭(hydrochar)的过程[8, 10, 11].因此, 利用水热碳化法把污泥制备成吸附剂具有反应条件温和、不受物料含水率制约等先天优势.另外, 水热碳化污泥还能降低可浸出重金属浓度, 从而显著降低其重金属污染风险[10, 12].然而国内基于水热碳化法制备污泥吸附剂的研究较少, 因此, 本研究以污水处理厂浓缩污泥为原料, 摸索水热碳化法制备成水处理吸附剂的条件, 并分析其对MB的吸附特性, 以期获得价廉物美的高效吸附剂.
1 材料与方法 1.1 实验原料、仪器和试剂实验原料：苏州市高新区某污水处理厂机械脱水污泥(记为SS), 其含水率为(87±0.27)%, TSS为(70±0.54)%, pH在7~8之间.
实验仪器：定制水热反应釜(温度≤350℃, 压力≤10 MPa, 具有机械搅拌和精确控制温度功能), 紫外可见分光光度计(日本岛津UVmini-1280), 恒温摇床(上海天呈TS-80C)等.
实验试剂：亚甲基蓝浓缩液1g·L-1按需取用、盐酸1 mol·L-1、氢氧化钠1mol·L-1和氯化钠0.01mol·L-1等, 试剂均为分析纯.
1.2 水热炭的制备称量500 g污泥于水热反应釜, 设置搅拌转速200 r·min-1, 分别设置水热温度为160、190、220和250℃, 保温计时1、4、8和16 h.待反应结束后, 将釜内冷却盘管接自来水快速冷却至室温, 取出釜内混合物不断过滤、清洗至滤下液无色透明, 之后将滤渣在105℃条件下干燥24h, 研磨过筛即得水热炭(hydrochar), 根据不同温度和时间条件分别记为SS160-4、SS190-4、SS220-4、SS250-4、SS190-1、SS190-8和SS190-16.
1.3 水热炭的表征BET采用北京金埃谱科技有限公司V-Sorb2800型比表面积及孔径分析仪进行氮气和氦气吸附-脱附测定水热炭的比表面积(SBET).SEM采用日立S-4800型扫描电镜, 观察样品的表观形貌特征.FT-IR使用美国Thermo Fisher Scientific公司Nicolet IS 10型傅立叶变化红外光谱仪, 采用KBr压片法对样品预处理, 在400~4 000 cm-1波数范围内扫描光谱对污泥水热炭的官能团进行测定.零电荷点的测定方法[13]为配制0.01mol·L-1 NaCl溶液, 取50 mL NaCl溶液至11个具塞锥形瓶中, 用HCl和NaOH调节pH值从2~12, 将重量为0.25 g的水热炭加入锥形瓶, 通N2后将混合物置于振荡器中反应48 h, 将溶液的初始pH与反应前后ΔpH作图, 以ΔpH=0时确定pHPZC.
1.4 对MB的吸附实验分别称取0.5g SS160-4、SS190-4、SS220-4、SS250-4、SS190-1、SS190-8和SS190-16至装有100 mL 100mg·L-1MB的250 mL具塞锥形瓶中, 未调节pH(5~6).将锥形瓶置于恒温振荡器中, 在30℃和160r·min-1条件下, 密闭振荡24 h至吸附平衡.吸附结束后, 混合液经过0.45 μm无机滤膜过滤后测定MB剩余浓度.采用[式(1)]和[式(2)]分别计算吸附量Q和去除率R.
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(1) |
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(2) |
式中, c0和ce分别表示MB初始浓度和平衡浓度(mg·L-1)；V表示溶液体积(L)；W表示吸附剂的投加量(g).
1.5 不同因素对吸附MB的影响实验初始pH对水热炭吸附性能的影响：分别称取0.5 g SS190-4于5个装有100 mL 100 mg·L-1MB的250 mL具塞锥形瓶中, 使用HCl和NaOH调节pH至3、5、7、9和11.在30℃和160r·min-1条件下密闭振荡24 h至吸附平衡.设置空白对照组, 调节pH但不投加水热炭.吸附结束后, 测定MB剩余浓度.
投加量对水热炭吸附性能的影响：分别称取0.03、0.05、0.10、0.30、0.50和0.80 g SS190-4于装有100 mL 100mg·L-1MB的锥形瓶中, 调节pH至11.在30℃和160r·min-1条件下密闭振荡24 h至吸附平衡测定MB剩余浓度.
盐离子强度对水热炭吸附性能的影响：称取0.05 g SS190-4于浓度分别为0、10、25、50、100、150和200 mmol·L-1的NaCl溶液、NaNO3溶液和KCl溶液, MB浓度为100mg·L-1, 溶液体积为100 mL, 调节pH至11.在30℃和160r·min-1条件下密闭振荡24 h至吸附平衡, 测定MB剩余浓度.
1.6 等温吸附实验称取0.05 g SS190-4于50 mL浓度分别为60、80、100、120、140、160、180、200、240和280mg·L-1的MB溶液, 调节pH为11, 分别于30、40和50℃以160r·min-1条件下反应24 h至吸附平衡, 测定MB剩余浓度.为了探究其吸附机制采用Langmuir[式(3)]和Freundlich[式(4)]等温吸附模型分析.
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(3) |
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(4) |
式中, Qe指平衡时的吸附容量(mg·g-1)；Qm指单层覆盖的最大吸附容量(mg·g-1)；KL是与吸附自由能相关的常数(L·mg-1)；KF是与相对吸附容量相关的Freundlich常数[(mg·L1/n)(g·mg1/n)-1]；n表明吸附物与吸附剂之间的亲和力.
1.7 动力学实验称取0.05 g SS190-4于装有100 mL浓度分别为100、150和200 mg·L-1的MB溶液的锥形瓶中, 每种浓度均准备12个具塞锥形瓶, 调节pH为11.以30℃和160r·min-1进行吸附反应, 分别于0、5、10、15、20、30、40、50、60、90、120、150、180、240、300和360 min及24 h的时间点从不同锥形瓶中取样测定MB剩余浓度.为了探究其动力学机制采用准一级动力学[式(5)]、准二级动力学[式(6)]和粒子扩散动力学[式(7)]模型分析.
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(5) |
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(6) |
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(7) |
式中, K1(min-1)、K2[g·(mg·min)-1]和Kid[mg·(g·min1/2)-1]分别为准一级、准二级和粒子扩散的速率常数；Qt(mg·g-1)指时间t(min)时的吸附容量；di指边界层的厚度.
2 结果与讨论 2.1 最佳水热条件的确定 2.1.1 不同水热条件对水热炭产率和比表面积的影响水热温度对水热炭的产率有较大影响.在反应时间4 h时, 随着水热温度从160℃升高至190℃, 水热炭固体产率由84.7%降至57.3%, 降幅高达27.4%, 见表 1.继续提高反应温度至250℃, 水热炭的产率虽仍然下降, 但是其幅度较小, 仅为2.1%.这主要是由于低于190℃时, 污泥中的有机成分尚未水热碳化反应完全, 固体产物多[14, 15].
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表 1 不同温度、时间制备的水热炭产率和比表面积 Table 1 Yield and specific surface area of hydrochar prepared at different temperatures and times |
因此反应温度越低越有利于提高水热炭产率, 这与大部分研究结论一致[16~18].污泥的比表面积仅有0.213 m2·g-1, 水热碳化后其比表面积显著增加.水热炭的比表面积从9.534m2·g-1 (160℃)增加至11.916m2·g-1(190℃), 而后降至2.921 m2·g-1 (250℃), 是一个先上升后下降的过程, 极差为9 m2·g-1.这主要是由于随着温度上升, 水热炭表面的纤维结构减少, 导致材料表面更加平整和圆滑[19].
当反应温度为190℃时, 控制水热时间从1 h增加至16 h, 水热炭产率主要呈降低趋势, 从58.9%降低至46.8%, 最大降幅为12.1%.而SS190-16的产率略微上升, 主要由于水热时间长, 水热过程中液相溶解的分子发生了二次聚合, 从而提高了水热炭产率[20, 21].不同时间下的各水热炭的比表面积相差不大, 范围在9.114~11.916m2·g-1之间, 极差为2.8m2·g-1.
由此可见, 相比于反应时间, 水热温度对水热碳化产物的产率和比表面大小的影响更大, 是控制水热过程的关键性条件.
2.1.2 不同水热条件对水热炭吸附MB的影响图 1是在不同水热条件下制备的水热碳对MB的吸附容量和去除率.从中可知, 随着水热温度从160℃升高至190℃, 水热炭对MB的去除率从95%小幅度上升至96.4%, 这可能是190℃下污泥水热反应较为完全, 形成较多量的水热炭.当温度从190℃上升至250℃时, 水热炭对MB的吸附容量降至3.48mg·g-1, 去除率仅为34.8%.其下降趋势和温度对水热炭的比表面积影响的趋势相同, 这就说明温度通过影响水热炭的比表面积, 进而影响水热炭对MB的吸附能力.不同反应温度下的水热炭对MB的去除率在91.9~96.4mg·g-1之间, 去除率在91.9%以上, 其变化趋势也和反应时间对水热炭的比表面积影响的趋势类似.水热炭对MB吸附能力主要受到水热炭比表面积大小的影响, 所以水热炭对MB的吸附可能以物理吸附为主.
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图 1 不同水热炭对MB吸附的影响 Fig. 1 Effect of different hydrochars on MB adsorption |
当反应温度为190℃, 反应时间为4 h时, 制备出的水热炭比表面积大, 对MB的吸附效果佳, 反应温度低, 反应时间短, 因此选择190℃和4 h作为制备水热炭的最佳反应条件.
2.2 水热炭表面形貌分析图 2为SS水热碳化前后的扫描电镜, 从中可以看出未经水热处理的脱水污泥表面光滑严实、孔隙结构不发达, 而经过190℃水热碳化处理后, 其表面出现了丰富的孔结构, 说明水热碳化法能够改变污泥表面形貌, 与BET结果一致.
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图 2 SS和SS190-4的SEM图 Fig. 2 SEM images of SS and SS190-4 |
图 3为SS和SS190-4吸附MB前后的红外图谱, SS和SS190-4表面含有的官能团种类几乎一致, 说明水热碳化能够较大程度保留炭材料的原有官能团, 这可能有利于污染物的去除[22, 23]. 3 400 cm-1附近是O—H伸缩振动, 2 930 cm-1附近是甲基C—H伸缩化合物, 2 860 cm-1附近是亚甲基C—H伸缩化合物. 1 600 cm-1附近是芳香族C=C发生伸缩振动产生的. 1 300~1 000 cm-1之间为乙醇、苯酚和羟基中C—O键发生振动峰.SS190-4与SS相比, 1 700 cm-1附近羧酸的C=O吸收峰消失, 主要是由于脱羧反应导致的[24].不同于Islam等[22]的研究, 本研究吸附MB前后水热炭的官能团未发生明显的偏移和消失, 这可能是制备水热炭原料的不同造成的, 说明污泥水热炭表面的官能团不是MB的吸附位点.
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图 3 SS和SS190-4吸附MB前后的FT-IR图 Fig. 3 FT-IR diagrams of SS and SS190-4 before and after adsorption of MB |
零电荷点(pHpzc)是指炭材料表面净电荷为零时溶液对应的pH值, 根据pHpzc不仅可以为水热炭的吸附提供一定理论依据, 而且可以预测不同pH值条件下水热炭的吸附能力[25].
图 4是污泥经过190℃和4 h条件下水热反应后的pHpzc, 可以看出, 当溶液pH值在6.07时, 污泥水热炭的正负电荷数相等, 当pH溶液大于pHpzc水热炭时, 水热炭表面呈负电性, 能够吸附溶液中的阳离子.因此, pHpzc水热炭值越低, 意味着水热炭在越广pH值范围的溶液中呈负电性的可能性越大, 从而通过静电作用更有利于吸附MB[26].
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图 4 SS190-4的pHpzc测定 Fig. 4 pHpzc determination of SS190-4 |
溶液pH对MB的吸附有很大影响(空白对照组MB无变化), 见图 5.随着pH值从3增加至11, SS190-4对MB的去除率从71.37%升高至99.38%.这是因为当溶液在酸性条件下时, MB解离出来的是阳离子, 此时水热炭表面带正电荷, 对MB的吸附有相斥作用.而随着溶液趋于碱性, 水热炭表面带负电荷, 从而加强了静电作用, 显著促进了其对MB的吸附.
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图 5 pH对MB吸附的影响 Fig. 5 Effect of pH on MB adsorption |
调节溶液pH为11, 考察不同水热炭投加量对吸附MB的影响, 见图 6.从中可以看出, 当投加量由0.3 g·L-1逐渐增加至1.0 g·L-1时, 去除率从75.8%增加至98.2%, 而吸附量从250.02mg·g-1减少至98.04mg·g-1.当投加量>0.10 g时, 对MB的去除率均在99%以上, 而单位吸附量却低至12~33mg·g-1之间, 说明投加量已超出最佳剂量, 造成部分水热炭的浪费.因此, 考虑0.5g·L-1为较经济的投加量, 其对MB的去除率为92.6%, 单位吸附量为181mg·g-1.
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图 6 投加量对MB吸附的影响 Fig. 6 Effect of dosage on MB adsorption |
由于实际废水通常含有各种离子, 这些离子会对吸附MB过程造成影响.图 7显示了盐离子强度对吸附MB效果的影响, 加入NaCl、NaNO3和KCl组水热炭对MB的去除率从92.6%分别下降至56.0%、59.1%和73.2%.可以发现不论是何种离子都会影响水热炭对MB的吸附效果.当离子浓度在50mmol·L-1以下时, Cl-对水热炭吸附MB的影响大于NO3-, 而当离子强度变大时, Na+对水热炭吸附MB的影响大于K+.可能是由于共存离子竞争性占用或堵塞了水热炭表面的吸附位点, 从而造成水热炭对MB去除率的下降.
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图 7 离子强度对MB吸附的影响 Fig. 7 Effect of ionic concentration on MB adsorption |
为了进一步研究等温吸附机制, 用Langmuir和Freundlich等温吸附模型拟合, 拟合曲线见图 8, 拟合参数见表 2.其中, Langmuir方程拟合结果优于Freundlich方程, R2分别为0.988、0.986和0.966.这表明Langmuir模型能很好描述水热炭吸附MB的过程, 即遵循单层均匀吸附.此外, 随着反应温度的升高, 吸附量从277.78mg·g-1增加至400mg·g-1, 说明在一定范围内升高温度有利于提高水热炭的吸附效果.
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图 8 Langmuir和Freundlich吸附等温线 Fig. 8 Langmuir and Freundlich adsorption isotherm |
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表 2 MB在SS190-4上的Langmuir和Freundlich等温吸附拟合参数 Table 2 Langmuir and Freundlich isotherm adsorption fitting parameters of MB on SS190-4 |
对比其他原料制备的吸附剂材料, 见表 3.SS190-4对MB吸附效果优于大多数碳材料, 说明污泥水热碳化制备MB吸附剂具有很大的应用潜力.
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表 3 各种吸附剂对MB吸附量的比较 Table 3 Comparison of MB adsorption capacity of various adsorbents |
2.5.5 吸附动力学
图 9为SS190-4在不同MB浓度(100、150和200mg·L-1)下的准一级动力学和准二级动力学拟合曲线, 拟合结果参数见表 4.
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图 9 准一级动力学和准二级动力学拟合曲线 Fig. 9 Fitting curves of quasi-first-order and quasi second-order kinetics |
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表 4 MB在SS190-4上的准一级和准二级动力学拟合参数 Table 4 Quasi first-order and quasi second-order dynamics fitting parameters of MB on SS190-4 |
其中, 准二级动力学模型R2>0.999优于准一级动力学模型R2 < 0.8, 计算得到的理论平衡吸附量Qe.cal与实验测得的平衡吸附量Qe.exp相近, 因此准二级动力学模型更能准确地描述SS190-4对MB的吸附过程, 表明水热炭对MB的吸附速率存在化学吸附作用的控制[26].当MB浓度为100mg·L-1时, 水热炭的吸附速率常数K2高于MB浓度为200mg·L-1时的吸附速率常数K2, 这说明水热炭对MB的吸附能力与吸附位点有关, 低浓度时, 水热炭吸附位点多, 保证了对MB的充分吸附；而高浓度时, 水热炭的吸附位点有限, 待吸附饱和后, 其吸附速率下降.
图 10是MB在水热炭中的粒子扩散模型.水热炭对MB的吸附呈现2级线性关系, 第一个阶段MB吸附量随t1/2不断增大, 说明溶液中的MB通过边界层扩散迅速聚集到生物炭表面.第二阶段, 拟合线的斜率趋于水平, 吸附趋于饱和, 吸附达到平衡.其中, 拟合线不通过原点, 说明了内扩散不是唯一限速步骤, 水热炭吸附MB的过程复杂, 受到多个步骤的控制[34].
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图中方程式y=kx+b, k=Kid, b=di, 图 10 粒子扩散模型拟合曲线 Fig. 10 Particle diffusion model fitting curve |
热力学参数见表 5, 水热炭的ΔGθ为负值, 且温度越高ΔGθ越小, 说明水热炭吸附MB是自发进行的.水热炭吸附MB的焓变ΔHθ为负值, 说明吸附过程为放热过程.熵变ΔSθ为负值, 表明MB在水热炭上的吸附是熵减小的过程, 固/液界面上分子运动随着吸附量的增加而变得更加稳定.
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表 5 SS190-4吸附MB的热力学参数 Table 5 Thermodynamic parameters of MB adsorption with SS190-4 |
3 结论
(1) 190℃和4 h为制备污泥吸附剂的最佳水热条件.SS190-4的炭产率为57.3%；BETmax为11.916m2·g-1；对MB的去除效果最佳, 达到96.44%.
(2) pHpzc水热炭值为6.07, 在碱性条件下更有利于对MB的吸附.溶液pH值为11时, 对MB去除率可达99.38%. 0.5g·L-1为经济投加量, 其对MB的去除率为92.6%.共存离子会影响水热炭对MB的吸附效果, 影响能力：Cl-＞NO3-、Na+＞K+.
(3) 水热炭对MB的吸附符合Langmuir等温方程(R2>0.96)和准二级动力学模型(R2>0.999), 在50℃下, 最大模型吸附量为400 mg·g-1.热力学分析表明水热炭吸附MB是自发的放热反应.
| [1] | Yao Y J, Xu F F, Chen M, et al. Adsorption behavior of methylene blue on carbon nanotubes[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(9): 3040-3046. DOI:10.1016/j.biortech.2009.12.042 |
| [2] | Liu Q S, Zheng T, Li N, et al. Modification of bamboo-based activated carbon using microwave radiation and its effects on the adsorption of methylene blue[J]. Applied Surface Science, 2010, 256(10): 3309-3315. DOI:10.1016/j.apsusc.2009.12.025 |
| [3] |
孟波, 郭巧霞, 王凯, 等. 合改性膨润土对亚甲基蓝的吸附性能研究[J]. 业水处理, 2018, 38(2): 35-39. Meng B, Guo Q X, Wang K, et al. Research on the adsorption capability of compound modified bentonite for methylene blue[J]. Industrial Water Treatment, 2018, 38(2): 35-39. |
| [4] | Luo X P, Fu S Y, Du Y M, et al. Adsorption of methylene blue and malachite green from aqueous solution by sulfonic acid group modified MIL-101[J]. Microporous and Mesoporous Materials, 2017, 237: 268-274. DOI:10.1016/j.micromeso.2016.09.032 |
| [5] | Wang K G, Zheng Y, Zhu X F, et al. Ex-situ catalytic pyrolysis of wastewater sewage sludge-a micro-pyrolysis study[J]. Bioresource Technology, 2017, 232: 229-234. DOI:10.1016/j.biortech.2017.02.015 |
| [6] | Rivera-Utrilla J, Gómez-Pacheco C V, Sánchez-Polo M, et al. Tetracycline removal from water by adsorption/bioadsorption on activated carbons and sludge-derived adsorbents[J]. Journal of Environmental Management, 2013, 131: 16-24. DOI:10.1016/j.jenvman.2013.09.024 |
| [7] | Singh R P, Agrawal M. Potential benefits and risks of land application of sewage sludge[J]. Waste Management, 2008, 28(2): 347-358. DOI:10.1016/j.wasman.2006.12.010 |
| [8] | Garlapalli R K, Wirth B, Reza M T. Pyrolysis of hydrochar from digestate:effect of hydrothermal carbonization and pyrolysis temperatures on pyrochar formation[J]. Bioresource Technology, 2016, 220: 168-174. DOI:10.1016/j.biortech.2016.08.071 |
| [9] | Deng L Y, Xu G R, Yan Z C, et al. Removal effect of Cr (Ⅵ) by adsorbent made from sewage sludge[J]. Water Science & Technology, 2010, 62(12): 2961-2969. DOI:10.2166/wst.2010.314 |
| [10] |
王定美, 徐荣险, 秦冬星, 等. 水热炭化终温对污泥生物炭产量及特性的影响[J]. 生态环境学报, 2012, 21(10): 1775-1780. Wang D M, Xu R X, Qin D X, et al. Influence of final hydrothermal carbonization temperatures on the yields and characteristics of sludge biochars[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2012, 21(10): 1775-1780. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2012.10.024 |
| [11] | Funke A, Ziegler F. Hydrothermal carbonization of biomass:a summary and discussion of chemical mechanisms for process engineering[J]. Biofuels Bioproducts & Biorefining, 2010, 4(2): 160-177. |
| [12] |
赵丹, 张琳, 郭亮, 等. 水热碳化与干法碳化对剩余污泥的处理比较[J]. 环境科学与技术, 2015, 38(10): 78-83. Zhao D, Zhang L, Guo L, et al. Comparison of hydrothermal carbonization and dry pyrolysis for domestic wastewater sludge treatment[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 38(10): 78-83. |
| [13] | Zhu X D, Liu Y C, Feng Q, et al. Preparation of magnetic porous carbon from waste hydrochar by simultaneous activation and magnetization for tetracycline removal[J]. Bioresource Technology, 2014, 154: 209-214. DOI:10.1016/j.biortech.2013.12.019 |
| [14] | Alonso D M, Wettstein S G, Dumesic J A. Bimetallic catalysts for upgrading of biomass to fuels and chemicals[J]. Chemical Society Reviews, 2012, 41(24): 8075-8098. DOI:10.1039/c2cs35188a |
| [15] | Liu Z G, Quek A, Hoekman S K, et al. Production of solid biochar fuel from waste biomass by hydrothermal carbonization[J]. Fuel, 2013, 103: 943-949. DOI:10.1016/j.fuel.2012.07.069 |
| [16] | Gao P, Zhou Y Y, Fang M, et al. Preparation and characterization of hydrochar from waste eucalyptus bark by hydrothermal carbonization[J]. Energy, 2016, 97: 238-245. DOI:10.1016/j.energy.2015.12.123 |
| [17] | Chen X J, Lin Q M, He R D, et al. Hydrochar production from watermelon peel by hydrothermal carbonization[J]. Bioresource Technology, 2017, 241: 236-243. DOI:10.1016/j.biortech.2017.04.012 |
| [18] | Nizamuddin S, Baloch H A, Griffin G J, et al. An overview of effect of process parameters on hydrothermal carbonization of biomass[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2017, 73: 1289-1299. DOI:10.1016/j.rser.2016.12.122 |
| [19] |
俞盈, 韩兰芳, 姜晓满. 水热炭的制备、结构特征和应用[J]. 环境化学, 2018, 37(6): 1232-1244. Yu Y, Han L F, Jiang X M. Production, properties and environmental application of hydrochar[J]. Environmental Chemistry, 2018, 37(6): 1232-1244. |
| [20] | Wang T F, Zhai Y B, Yun Z, et al. A review of the hydrothermal carbonization of biomass waste for hydrochar formation:process conditions, fundamentals, and physicochemical properties[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2018, 90: 223-247. DOI:10.1016/j.rser.2018.03.071 |
| [21] | Romero-Anaya A J, Ouzzine M, Lillo-Ródenas M A, et al. Spherical carbons:synthesis, characterization and activation processes[J]. Carbon, 2014, 68: 296-307. DOI:10.1016/j.carbon.2013.11.006 |
| [22] | Islam M A, Benhouria A, Asif M, et al. Methylene blue adsorption on factory-rejected tea activated carbon prepared by conjunction of hydrothermal carbonization and sodium hydroxide activation processes[J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2015, 52: 57-64. DOI:10.1016/j.jtice.2015.02.010 |
| [23] | Spataru A, Jain R, Chung J W, et al. Enhanced adsorption of orthophosphate and copper onto hydrochar derived from sewage sludge by KOH activation[J]. RSC Advances, 2016, 6(104): 101827-101834. DOI:10.1039/C6RA22327C |
| [24] | Liu Y Y, Ma S Q, Chen J W. A novel pyro-hydrochar via sequential carbonization of biomass waste:preparation, characterization and adsorption capacity[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 176: 187-195. DOI:10.1016/j.jclepro.2017.12.090 |
| [25] |
郑孟杰, 李继洲, 靳红梅, 等. 沉水植物生物炭对Cr6+和磷的吸附特性[J]. 生态与农村环境学报, 2017, 33(12): 1132-1139. Zheng M J, Li J Z, Jin H M, et al. Characterization of Cr6+ and phosphorus adsorptions of biochars derived from submerged plants[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2017, 33(12): 1132-1139. DOI:10.11934/j.issn.1673-4831.2017.12.010 |
| [26] |
郑晓青, 韦安磊, 张一璇, 等. 铁锰氧化物/生物炭复合材料对水中硝酸根的吸附特性[J]. 环境科学, 2018, 39(3): 1220-1232. Zheng X Q, Wei A L, Zhang Y X, et al. Characteristic of nitrate adsorption in aqueous solution by iron and manganese Oxide/Biochar Composites[J]. Environmental Science, 2018, 39(3): 1220-1232. |
| [27] |
常春, 刘天琪, 王踽婷, 等. 水热法制备玉米叶基生物炭对亚甲基蓝的吸附性能研究[J]. 环境科学学报, 2017, 37(7): 2680-2690. Chang C, Liu T Q, Wang Y T, et al. Hydrothermal preparation of maize leaf based biochar and its adsorption performance for methylene blue[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37(7): 2680-2690. |
| [28] | Islam M A, Ahmed M J, Khanday W A, et al. Mesoporous activated coconut shell-derived hydrochar prepared via hydrothermal carbonization-NaOH activation for methylene blue adsorption[J]. Journal of Environmental Management, 2017, 203: 237-244. |
| [29] | Qian W C, Luo X P, Wang X, et al. Removal of methylene blue from aqueous solution by modified bamboo hydrochar[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 157: 300-306. DOI:10.1016/j.ecoenv.2018.03.088 |
| [30] | Aljeboree A M, Alshirifi A N, Alkaim A F. Kinetics and equilibrium study for the adsorption of textile dyes on coconut shell activated carbon[J]. Arabian Journal of Chemistry, 2017, 10(Suppl 2): S3381-S3393. |
| [31] |
龚新怀, 辛梅华, 李明春, 等. 磁性响应茶渣制备及其对水溶液中亚甲基蓝的吸附[J]. 化工进展, 2019, 38(2): 1113-1121. Gong X H, Xin M H, Li M C, et al. Preparation of magnetically responsive tea waste and it's adsorption of methylene blue from aqueous solution[J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2019, 38(2): 1113-1121. |
| [32] | 李腾飞, 王利平, 杜嘉玮, 等. 污泥活性炭对亚甲基蓝吸附性能的研究[J]. 给水排水, 2017, 43(6): 20-25. DOI:10.3969/j.issn.1002-8471.2017.06.004 |
| [33] | Foo K Y, Hameed B H. Preparation, characterization and evaluation of adsorptive properties of orange peel based activated carbon via microwave induced K2CO3 activation[J]. Bioresource Technology, 2012, 104: 679-686. DOI:10.1016/j.biortech.2011.10.005 |
| [34] |
高欢, 韦安磊, 郑晓青, 等. 小麦秸秆生物炭对水中对羟基苯甲酸乙酯的吸附特性[J]. 环境科学学报, 2017, 37(7): 2667-2679. Gao H, Wei A L, Zheng X Q, et al. Adsorption characteristic of ethyl paraben from aqueous solution using wheat straw biochar[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37(7): 2667-2679. |