CN110614083A - 一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂及其制备方法 - Google Patents

一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂及其制备方法 Download PDF

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Abstract

本发明公开了一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂及其制备方法，该吸附剂包括以下原料：桉木和聚乙烯亚胺溶液；通过聚乙烯亚胺制备改性桉木木屑，所得的聚乙烯亚胺改性木屑(PEI‑ES)重金属吸附剂对Cr(VI)的去除率达86.5％，对Cu(II)的去除率达83.4％，去除效果较好，经济环保；且PEI‑ES对Cr(VI)的吸附以化学吸附为主，静电吸附为辅；对Cu(II)的吸附以离子交换为主，反应动力学均符合准二阶模型方程；其制备方法简单，原料来源广泛，成本低廉，对原料利用率高，无污染，易操作实施。

Description

一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂及其制备方法
技术领域
本发明涉及吸附剂领域，具体涉及一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂及其制备方法。
背景技术
近年来，以木质纤维为原材料研发低成本生物吸附剂成为工业废水处理的研究热点。然而，大多数天然木质纤维材料结构复杂、孔径分布差、比表面积小、含有大量的水溶性有机物，直接用于污染质去除不但吸附能力差且易造成二次污染。因此，有必要对木质纤维材料进行改性处理以提高其有效官能团的数量与活性，获得高效、环保的生物基功能化材料。
国内外对木质纤维进行改性活化的研究较多，主要集中在采用化学改性方法，在纤维素主链C2、C3、C6位引入新的活性基团，如酯基、氨基等。如在活性炭上固载聚乙烯亚胺(PEI)或用PEI改性多孔纤维素以提高生物质材料对重金属离子的吸附量。PEI分子的配位基团比例较高，将其与其他聚合物接枝用于污染物的去除，会产生较高的吸附量与吸附效率，且在使用过程中不会对环境造成二次污染。
现有的有采用纤维素进行聚乙烯亚胺改性，但是未对林木生物质废弃物进行全组分利用，且其制备方法复杂繁琐，试剂价格昂贵，如采用引发剂、丙酮、甲基丙烯酸缩水甘油酯等有污染的有机溶剂，成本较高，试剂不易回收利用，容易造成环境污染。
目前针对未加工处理的农林废弃物原料直接进行PEI改性的研究较少，采用廉价的农林废弃物为原料进行PEI改性制备高值化水体污染净化材料是一种兼具环保性、经济性与高效性的较好选择。
发明内容
针对现有技术中存在的问题，本发明的目的在于提供一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂及其制备方法，通过聚乙烯亚胺制备改性桉木木屑，所得的聚乙烯亚胺改性木屑(PEI-ES)重金属吸附剂对Cr(VI)的去除率达86.5％，对Cu(II)的去除率达83.4％，去除效果较好，经济环保；且PEI-ES对Cr(VI)的吸附以化学吸附为主，静电吸附为辅；对Cu(II)的吸附以离子交换为主，反应动力学均符合准二阶模型方程；其制备方法简单，原料来源广泛，成本低廉，对原料利用率高，无污染，易操作实施。
为了达到上述目的，本发明采用以下技术方案予以实现。
(一)一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂，包括以下原料：桉木和聚乙烯亚胺溶液。
优选的，所述原料包含桉木0.5份和聚乙烯亚胺溶液40-200份。
优选的，所述聚乙烯亚胺溶液的浓度为1-5mg/mL。
(二)一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，包括以下步骤：
步骤1，将桉木切成木条，烘干，粉碎，得粉碎物；
步骤2，采用无水乙醇对所述粉碎物进行洗涤，再采用水洗至中性，过滤，烘干，过筛，得桉木木屑；
步骤3，将所述桉木木屑加入聚乙烯亚胺溶液中，振荡，抽滤，得抽滤液；
步骤4，将抽滤液水洗至中性，烘干，即得。
优选的，步骤1中，所述烘干的温度为100-110℃，烘干的时间为1-3h。
优选的，步骤1中，所述粉碎物的目数为40-100目。
优选的，步骤2中，所述烘干的温度为60-70℃，烘干的时间为6-12h。
优选的，步骤2中，所述过筛为过40-100目筛网。
优选的，步骤3中，所述振荡的温度为25-45℃，振荡的时间为1-3h，振荡的转速为500rpm。
优选的，步骤4中，所述烘干的温度为60-70℃，烘干的时间为6-12h。
与现有技术相比，本发明的有益效果为：
(1)构建聚乙烯亚胺(PEI)制备改性桉木木屑(PEI-ES)，通过微观结构表征及吸附特性分析探究PEI-ES对水中重金属的吸附过程及去除机理，结果表明，改性过程中PEI与木屑表面羟基形成分子间氢键，木屑表面引入大量季氨基基团。建立了用PEI改性废弃木屑制备高值化水体净化材料的方法，PEI对木屑的改性过程以氨基与羟基生成分子间氢键为主，改性后木屑原有孔状结构被破坏，表面出现层状褶皱。
(2)改性木屑Cr(VI)的最佳吸附条件为：吸附温度为55℃，pH为2，吸附时间为150min，去除率可达86.5％。对Cu(Ⅱ)的最佳吸附条件为：吸附温度为35℃，pH为4，吸附时间为90min，去除率可达83.4％。
(3)改性木屑对重金属离子的吸附过程不仅受颗粒内扩散阶段的控制，也受重金属离子与改性木屑表面的活性位点的结合速率控制，吸附过程符合Langmuir等温模型和准二级动力学模型。对Cr(VI)吸附主要为化学吸附与分子间静电引力作用，是自发的吸热的过程；对Cu(Ⅱ)的吸附为离子交换，是放热过程。
(4)本申请是对桉木木屑的整个组分(含纤维素、半纤维素、木质素)进行改性以制备重金属吸附剂，能够对桉木木屑整体进行改性利用，可对桉木木屑的所有活性基团加以利用；且桉木木屑原料来源广泛，成本低廉，用于制备重金属吸附剂更加经济环保、高效。本申请直接采用一步法对桉木木屑在一定温度和时间、PEI浓度下进行改性，方法简单，操作方便，更适用于工业化操作；且采用的是粉碎后的木屑，活性基团完全暴露出来，材料的比表面积增大，改性和吸附效率高，对重金属的去除效率高。
附图说明
下面结合附图和具体实施例对本发明做进一步详细说明。
图1为红外光谱图；其中，(a)为原木屑(ES)的红外光谱图，(b)为改性木屑(PEI-ES)的红外光谱图；
图2为扫描电镜图；其中，(a)为原木屑(ES)的扫描电镜图，(b)为改性木屑(PEI-ES)的扫描电镜图(倍率为1200)；
图3为吸附时间对改性木屑吸附量的影响；其中，横坐标为时间(Time)，单位为h；纵坐标为Qe(吸附量)，单位为mg/g；
图4为重金属溶液pH对吸附效果的影响；其中，横坐标为pH，纵坐标为去除率，单位为％；
图5为温度对吸附效果的影响；其中，横坐标为温度(T)，单位为℃；纵坐标为去除率，单位为％；
图6为吸附等温线，其中，横坐标为金属离子浓度(Ce)，单位为μg/mL，纵坐标为吸附量(Qe)，单位为mg/g；
图7为PEI-ES与Cr(VI)两种可能的络合机制图；
图8为PEI-ES对Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的可能的表面吸附机理图。
具体实施方式
下面将结合实施例对本发明的实施方案进行详细描述，但是本领域的技术人员将会理解，下列实施例仅用于说明本发明，而不应视为限制本发明的范围。
实施例1
一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，包括以下步骤：
步骤1，将桉木(广州某木料加工厂的废弃边角料)切成1cm×4cm木条，于105℃烘箱中干燥2h，用粉碎机粉碎，得70目粉碎物。
步骤2，采用无水乙醇对粉碎物进行洗涤，除去可溶性有机物，再采用去离子水水洗至中性，过滤，于65℃烘箱中干燥12h，过70目筛网，得木屑。
步骤3，称取0.5g木屑于100mL的烧杯中，分别加入40mL浓度为1mg/mL、3mg/mL、5mg/mL的PEI溶液，于25℃、35℃、45℃下以500rpm的转速充分振荡，分别在1h、2h、3h后终止反应，在0.1MPa的压力下抽滤30min，得抽滤液。
步骤4，将抽滤液水洗至中性，于65℃下烘干12h，即得，密封备用。
实施例2
一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，包括以下步骤：
步骤1，将桉木(广州某木料加工厂的废弃边角料)切成1cm×4cm木条，于100℃烘箱中干燥3h，用粉碎机粉碎，得40目粉碎物。
步骤2，采用无水乙醇对粉碎物进行洗涤，除去可溶性有机物，再采用去离子水水洗至中性，过滤，于60℃烘箱中干燥10h，过40目筛网，得木屑。
步骤3，称取0.5g木屑于100mL的烧杯中，分别加入40mL浓度为3mg/mL的PEI溶液，于35℃下以500rpm的转速充分振荡，在2h后终止反应，在0.1MPa的压力下抽滤30min，得抽滤液。
步骤4，将抽滤液水洗至中性，于60℃下烘干10h，即得，密封备用。
实施例3
一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，包括以下步骤：
步骤1，将桉木(广州某木料加工厂的废弃边角料)切成1cm×4cm木条，于110℃烘箱中干燥1h，用粉碎机粉碎，得100目粉碎物。
步骤2，采用无水乙醇对粉碎物进行洗涤，除去可溶性有机物，再采用去离子水水洗至中性，过滤，于70℃烘箱中干燥6h，过100目筛网，得木屑。
步骤3，称取0.5g木屑于100mL的烧杯中，分别加入40mL浓度为1mg/mL的PEI溶液，于45℃下以500rpm的转速充分振荡，在3h后终止反应，在0.1MPa的压力下抽滤30min，得抽滤液。
步骤4，将抽滤液水洗至中性，于70℃下烘干6h，即得，密封备用。
将实施例1所得的聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂加入100mL，20mg/L的重金属溶液中进行吸附试验，分别考察吸附时间、初始浓度、初始pH、吸附温度对吸附剂吸附单一体系中重金属离子的影响，试验结果如下：
试验1：木屑改性条件确定与表面特征对比
1)改性条件的确定
取原木屑0.1g于250mL的锥形瓶中，加入20mg/L的Cr(VI)溶液100mL，调节溶液pH为2，在常温下振荡反应1.0h，溶液经定量滤纸过滤，测定滤液吸光度为0.166。
正交实验所得PEI-ES在相同条件下吸附Cr(VI)后滤液吸光度结果如表1所示。实验表明，低浓度的聚乙烯亚胺溶液(≤5mg/mL)对桉木木屑的改性效果随改性试剂浓度的升高先升高后降低，这是因为高分子量的PEI浓度过高时固载量降低，孔隙容积下降占主导因素，降低了吸附效果。桉木木屑在PEI浓度为3mg/mL、改性温度为35℃、改性时间为3h的条件下的改性效果最好，滤液吸光度仅为0.120。
表1正交试验结果
2)红外光谱分析
原木屑(ES)与改性木屑(PEI-ES)的傅氏转换红外线光谱(FT-IR)如图1所示，图1中曲线(a)为ES红外光谱，曲线(b)为PEI-ES红外光谱。PEI-ES的特征光谱在3685.8cm-1附近出现新的较宽的吸收峰，这是胺基的N-H键伸缩振动产生，证明PEI基团已接枝在木屑上。PEI-ES在3313.5cm-1处的吸收峰明显减弱，说明改性过程中胺基与羟基形成分子间氢键。PEI-ES在2900cm-1处属于C-H键的吸收峰比ES强，进一步说明PEI成功接枝在PEI-ES上。改性前后，非共轭的>C＝O基团在1740cm-1左右的峰值变化较小，说明改性过程中>C＝O未参与反应。而PEI-ES在1506cm-1处吸收峰值的增强是仲胺基N-H键弯曲振动和C-N键伸缩振动的共同结果。PEI-ES在1051.1cm-1和607.5cm-1处的吸收峰比ES弱，说明PEI与芳香环的羧基发生反应。但木屑纤维素中羟基含量更高，因此PEI对木屑的改性过程以与羟基生成分子间氢键为主。
3)扫描电镜分析
图2所示为扫描电镜下得到木屑1200倍率下的扫描电镜图。从图2(a)中可以看出，原ES表面平整，孔隙结构清晰、孔口普遍小于5μm，不利于颗粒外表面吸附及颗粒内扩散。由图2(b)可知，改性后PEI-ES表面粗糙，原有孔状结构被破坏，出现层状褶皱，既增加了木屑的比表面积又降低了孔口对颗粒内扩散的限制，有利于重金属离子进入孔道，提高了吸附效率。
试验2：改性木屑对重金属吸附规律研究
1)吸附时间对吸附效果的影响
在溶液初始浓度为20mg·L-1，Cr(Ⅵ)溶液pH＝2，Cu(Ⅱ)溶液pH＝4，加入0.3g的PEI-ES，在室温条件下研究不同吸附时间对吸附效果的影响。如图3所示，吸附初期PEI-ES表面的可用活性位点较多，因此吸附速率较快，但随着吸附时间的推移，PEI-ES表面活性位点大量减少，重金属离子需要进入吸附剂更深处被吸附，而此时溶液浓度下降，传质动力降低，导致PEI-ES对Cr(VI)的吸附在4h时达到平衡。PEI-ES对Cu(Ⅱ)的吸附量在1.5h时达到最大，随着吸附时间增加，吸附量有少许减少，存在吸附后解吸的现象，说明PEI-ES对Cu(Ⅱ)的吸附存在较大占比的不稳定的物理吸附。
2)初始pH对吸附过程的影响
在溶液初始浓度为20mg·L-1，加入0.3g的PEI-ES，在室温下反应1.0h，研究不同pH对吸附效果的影响(图4)。当pH在1～3之间时，氨基基团在强酸条件下质子化程度较高，PEI-ES表面带正电，因此，静电吸引导致对带负电Cr(Ⅵ)去除率较高，去除率达到80％(pH＝1.0)。此外，在不同的PH下，溶液中存在铬酸根(CrO4 2-)和重铬酸根(Cr2O7 2-)的转化平衡，溶液pH在3～4之间时，重铬酸根与铬酸根的转化平衡明显向铬酸根转移，CrO4 2-数目增加，吸附单个Cr(Ⅵ)所需面积显著增大，PEI-ES较快达到吸附饱和，对Cr(Ⅵ)去除率显著降低。从图4看出PEI-ES对Cr(Ⅵ)的最佳吸附条件为pH＝1，但就工业废水处理而言，需考虑其经济实用性，将废水pH调至1后再中和，需添加更多的pH调节剂，而其去除效率的增加幅度并不显著，因此选择吸附pH为2。
PEI-ES对Cu(Ⅱ)的去除主要依靠木屑表面的羟基和胺基，当pH<5时，随pH的降低胺基的质子化程度增加，PEI-ES表面带电量增加，静电斥力占优，无法实现离子交换而抑制其对Cu(Ⅱ)的吸附，Cu(Ⅱ)的去除率随着pH的减小而减小。当pH>5时，溶液中游离的OH-则会Cu(Ⅱ)反应生成Cu(OH)+和Cu(OH)2，抑制木屑对Cu(Ⅱ)的吸附，去除率在pH＝6时稍有下降。当pH>4.8时，添加碱性pH调节剂使溶液pH增加将导致Cu(Ⅱ)发生络合或沉淀，兼且工业废水充分复杂，为避免发生共沉淀现象而增加污泥处置难度，选择PEI-ES对Cu(Ⅱ)的吸附pH为4。
3)吸附温度对吸附过程的影响
在溶液初始浓度为20mg·L-1，Cr(Ⅵ)溶液pH＝2，Cu(Ⅱ)溶液pH＝4，吸附时间为1.0h，加入0.3g的PEI-ES，研究不同吸附温度对吸附效果的影响。如图5所示，随着温度升高，PEI-ES对Cr(VI)的去除率逐渐升高，而对Cu(II)的去除率先上升后降低。温度的升高将导致分子热运动加快，而PEI-ES上胺基孤对电子活性降低，氨基质子化程度下降。PEI-ES对Cr(VI)的吸附主要为化学吸附与静电吸附，随温度的升高Cr(VI)与PEI-ES表面氨基、羟基的化学反应程度增强，与质子化氨基的静电引力降低，但化学吸附增加程度高于静电吸附下降程度，因此随温度的升高PEI-ES对Cr(VI)的吸附效果增加。PEI-ES对Cu(II)的吸附主要依赖离子交换，当温度较低时，胺基质子化程度较高，较大带电量下抑制Cu(II)与质子化胺基和羟基的离子交换，随着温度的少量升高，胺基质子化程度少量降低，带电量下降，静电斥力减弱，有利于对Cu(Ⅱ)的吸附，但当温度升高较大时，质子化胺基大幅减少，PEI-ES对Cu(II)的吸附能力下降。
试验3：改性木屑对重金属吸附机理研究
1)吸附等温线分析
根据实验所得吸附量Qe对溶液中平衡金属离子浓度Ce的关系曲线，如图6，通过Freundlich吸附等温式(式1)和Langmuir吸附等温式(式2)对吸附等温线进行拟合，拟合参数见表2。
lnQe＝lnKF+(1/n)lnCe (1)
Ce/Qe＝1/(qmKL)+Ce/qm (2)
式中，Qe和Ce分别表示平衡吸附量和平衡浓度，mg·L-1；qm为理论饱和吸附容量，mg·g-1；KF表示Freundlich吸附常数，mg/g；KL表示Langmuir吸附常数，L/mg；1/n表示与吸附强度相关的经验常数。
PEI-ES对重金属的吸附过程更符合Langmuir模型(拟合的相关系数r2>0.97)，表明该吸附过程近似为均匀表面单分子层吸附。Langmuir吸附反应的平衡常数RL＝1/(1+KL·C0)在0～1之间(KL为Langmuir吸附常数，C0为初始浓度)，Freundlich吸附等温线中1<n<10，表明PEI-ES对重金属的吸附为优惠吸附，吸附很容易进行。PEI-ES吸附Cr(VI)的KF值大于吸附Cu(Ⅱ)的KF值，说明PEI-ES对Cr(VI)的吸附能力更强。
表2 吸附等温模型拟合参数
2)吸附动力学分析
实验用准一级动力学方程(式3)、准二级动力学方程(式4)及颗粒内扩散方程(式5)对图3的吸附实验数据进行拟合，拟合参数见表3。
ln(Qe－Qt)＝lnQe－t·k1 (3)
t/Qt＝1/(k2Qe 2)+t/Qe (4)
Qt＝kid·t1/2+Ci (5)
式中，k1为准一级动力学反应速率常数，min-1；Qt为t时刻的吸附量，mg·g-1；Qe为吸附平衡时吸附量，mg·g-1；k2为准二级动力学反应速率常数，g·(mg·min)-1；t为反应时间，min；Ci为颗粒内扩散模型截距；kid为颗粒内扩散速率，mg·g-1·min-0.5。
PEI-ES在重金属溶液浓度为20mg·L-1时，与准二级反应动力学方程的线性拟合度较高(拟合相关系数r2＝0.999)，且无论是Cr(VI)还是Cu(Ⅱ)，其准二级动力学拟合的平衡吸附量(6.238mg·g-1和5.568mg·g-1)与实验所得平衡吸附量(5.868mg·g-1和5.562mg·g-1)相近，说明PEI-ES对重金属的吸附符合准二级动力学反应。吸附过程包括外部液膜扩散、表面吸附和颗粒内扩散，是物理-化学复合吸附过程，不是单一的单层吸附。
根据准二级动力学拟合参数可得PEI-ES的初始吸附速率v0＝k2·Qe 2，则PEI-ES对Cu(Ⅱ)的初始吸附速率2.143mg·(g·min)-1远大于Cr(VI)的初始吸附速率0.465mg·(g·min)-1，说明PEI-ES在前期吸附过程中对Cu(Ⅱ)吸附能力优于Cr(VI)。由表3可知，颗粒内扩散模型的拟合线存在较大的截距，不通过原点，说明PEI-ES对重金属的吸附过程受其他吸附阶段的共同控制，且PEI-ES对Cu(Ⅱ)吸附受其他吸附阶段的影响较Cr(VI)的吸附更大。
表3 三种动力学模型拟合参数(r2为拟合系数)
3)热力学参数分析
吸附过程所涉及的热力学参数包括吉布斯自由能变(ΔG)、熵变(ΔS)和焓变(ΔH)。热力学参数可以通过以下表达式计算得到:
KD＝Qe/Ce (6)
ΔG＝ΔH-TΔS (7)
式中，Qe表示平衡吸附量，mg·g-1；Ce表示平衡浓度，mg·L-1；R为气体平衡常数，数值为8.314J·mol-1·K-1；T为热力学温度，K；KD为分配系数，R为热力学气体常数。
根据图5数据拟合所得热力学参数见表4。结果表明，Cr(VI)在PEI-ES上的吸附是一个自发的过程(ΔG<0)，吸附容易进行；而Cu(Ⅱ)在PEI-ES上的吸附并不是自发的(ΔG>0)，温度越高ΔG越大，说明温度的升高不利于对Cu(Ⅱ)的吸附，与实验结果相符。PEI-ES对Cr(VI)的吸附反应焓变ΔH＝64.80kJ·mol-1>60kJ·mol-1，说明吸附过程生成化学键，吸附过程吸热；PEI-ES屑对Cu(Ⅱ)的吸附反应焓变ΔH＝-21.1kJ·mol-1<0，说明该条件下PEI-ES吸附Cu(Ⅱ)是放热过程，吸附过程未产生配位键、离子化学键等，通过离子交换形式进行吸附。
表4 热力学参数表
试验4：吸附过程与原理浅析
1)对Cr(VI)的吸附过程与原理
根据试验2改性木屑对重金属吸附规律研究结果与试验3改性木屑对重金属吸附机理研究拟合分析，PEI-ES对Cr(VI)的吸附过程近似为均匀表面单分子层吸附，其表面吸附以与胺基、羟基生成化学键的化学吸附为主，与质子化胺基产生静电引力的物理吸附为辅。
根据PEI-ES表面官能团变化易知，与Cr(VI)发生化学反应的为胺基和羟基，吸附过程生成N-Cr键和O-Cr键。分析可能存在的结合方式为：①酸性条件下胺基与Cr(VI)脱去一分子水生成N-Cr键，将Cr(VI)吸附在接枝的PEI上；②酸性条件下醇羟基与Cr(VI)脱去一分子水生成O-Cr键，将Cr(VI)吸附在PEI-ES表面(图7)。
2)对Cu(Ⅱ)的吸附过程与原理
由热力学参数分析中PEI-ES对Cu(Ⅱ)的吸附反应焓易知，Cu(Ⅱ)的吸附过程未有化学键生成，因此水溶液中Cu(Ⅱ)与胺基通过离子交换吸附，形成对重金属的吸附。其表面吸附以与质子化胺基的离子交换为主，以与羟基的离子交换为辅。
桉木木屑上存在一定量的羟基基团，其羟基氢可以和水中Cu(Ⅱ)发生离子交换，从而将水中Cu(Ⅱ)吸附在PEI-ES上，式9为水溶液中Cu(Ⅱ)与质子化胺基的离子交换机制，式10为与羟基的离子交换机制：
R-NH3 ++Cu2+→(R-NH2)Cu2++H+ (9)
R-OH+Cu2+→(R-O)Cu++H+ (10)
根据对Cr(VI)、Cu(Ⅱ)的吸附过程与原理分析结果，绘制改性木屑对Cr(VI)与Cu(Ⅱ)可能存在的表面吸附机理见图8。
本申请中采用聚乙烯亚胺(PEI)对废弃桉木木屑(ES)进行改性并研究其吸附性能，借助傅里叶红外光谱(FT-IR)与扫描电镜(SEM)对PEI-ES的形貌特征进行表征分析，阐明改性原理。研究PEI-ES对Cr(VI)及Cu(Ⅱ)的吸附特性，利用相关吸附模型分析PEI-ES对重金属离子的吸附过程与吸附机理，基于“以废治废”的理念，为水体环境污染治理提供更多的参考依据。
虽然，本说明书中已经用一般性说明及具体实施方案对本发明作了详尽的描述，但在本发明基础上，可以对之作一些修改或改进，这对本领域技术人员而言是显而易见的。因此，在不偏离本发明精神的基础上所做的这些修改或改进，均属于本发明要求保护的范围。

Claims (10)

1.一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂，其特征在于，包括以下原料：桉木和聚乙烯亚胺溶液。
2.根据权利要求1所述的聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂，其特征在于，所述原料包含桉木0.5份和聚乙烯亚胺溶液40-200份。
3.根据权利要求2所述的聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂，其特征在于，所述聚乙烯亚胺溶液的浓度为1-5mg/mL。
4.一种聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，其特征在于，包括以下步骤：
步骤1，将桉木切成木条，烘干，粉碎，得粉碎物；
步骤2，采用无水乙醇对所述粉碎物进行洗涤，再采用水洗至中性，过滤，烘干，过筛，得桉木木屑；
步骤3，将所述桉木木屑加入聚乙烯亚胺溶液中，振荡，抽滤，得抽滤液；
步骤4，将抽滤液水洗至中性，烘干，即得。
5.根据权利要求4所述的聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，其特征在于，步骤1中，所述烘干的温度为100-110℃，烘干的时间为1-3h。
6.根据权利要求4所述的聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，其特征在于，步骤1中，所述粉碎物的目数为40-100目。
7.根据权利要求4所述的聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，其特征在于，步骤2中，所述烘干的温度为60-70℃，烘干的时间为6-12h。
8.根据权利要求4所述的聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，其特征在于，步骤2中，所述过筛为过40-100目筛网。
9.根据权利要求4所述的聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，其特征在于，步骤3中，所述振荡的温度为25-45℃，振荡的时间为1-3h，振荡的转速为500rpm。
10.根据权利要求4所述的聚乙烯亚胺改性木屑重金属吸附剂的制备方法，其特征在于，步骤4中，所述烘干的温度为60-70℃，烘干的时间为6-12h。
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