专利名称：降低水中溴酸盐含量的方法
技术领域：
本发明属于环境化学领域，特别涉及降低水中溴酸盐含量的方法。
背景技术：
水中的溴酸盐是臭氧消毒过程中溴化物被臭氧氧化的产物，国际癌症研究中心 (IARC)将其定为2B级的潜在致癌物。长期饮用高溴酸盐含量的饮用水，将增加癌症的患病率。为了消除溴酸盐的不利影响，世界卫生组织和世界各国纷纷制定饮用水中溴酸盐浓度的限制标准。如世界卫生组织于1993年在《饮用水水质准则》中，将水中溴酸盐的限值定为0. 025mg/L,2004年修改为0. 01mg/L ；欧盟2003年执行饮用水中溴酸盐最高浓度为 0. 025mg/L标准，后于2008年修订为0. Olmg/L ；美国EPA于1998年制定的标准要求溴酸盐最高值为0. Olmg/L ；英国于2003年执行与美国同样限值的标准。为了消除溴酸盐的危害， 我国在GB5749-2006《生活饮用水卫生标准》(2007年7月1日实施)中提出饮用水中溴酸盐的最高限值为0. Olmg/L，与世界卫生组织和欧美发达国家保持一致。由于臭氧是公认的最有效的消毒方法，且成本较低，近年来在我国引用水企业得到了普遍的应用，因而致使矿泉水中溴酸盐的问题凸显出来。国家质检总局在2009年开展的关于瓶装水中溴酸盐专项抽查中，发现104种瓶装水中有13种产品溴酸盐含量超过 GB5749-2006《生活饮用水卫生标准》的限量要求，超标率接近11 %。针对这种情况，我国在2009年10月1日实施的GB 8537-2008《饮用天然矿泉水》国家标准中也明确要求饮用天然矿泉水中溴酸盐的浓度须低于0. Olmg/L。饮用水中溴酸盐浓度限值的制定为消除其危害提供了制度上的保障，但其达标的实现离不开技术上的有力支持。积极探索新型、高效的饮用水中溴酸盐控制技术，并进行相关的应用基础理论研究，对于有效执行我国饮用水相关标准，保障人民群众身体健康具有重要的意义。控制饮用水中溴酸盐的浓度主要采用两种方法第一种方法是在臭氧消毒后采取措施直接去除水中的溴酸盐。由于溴酸盐在水中具有高的溶解稳定性，常规水处理工艺对溴酸盐的去除效率较低，如采用铝盐或铁盐混凝处理仅能去除 5-20% 的溴酸盐[Hossain，I.，Longoria, R.，and Joost，R.，World Water Environ. Eng. , 1996,19 :24-25 ；M Siddiqui, G Amy, K Ozekin, W Zhai, P, J.Am. Water Works. Assoc. , 1994,86 :81-96]。因此人们正在积极研究各种新的去除技术，主要有纳滤/反渗透、UV辐射、光催化、电弧放电、电化学法、生物降解、活性炭吸附、化学还原等。纳滤对Br03_去除率为75-100%，但其处理成本较高，且产生较多的浓水[Marhaba，T.， and Medlar, S. ， Proceedings AffffAffater Quality Technology Conference, Miami, FL, 1993。MJ Prados-Ramirez，N Ciba,MM Bourbigot, Water Supply, 1995，13 :61-70]。米用 180-300nm 波长的 UV 进行辐射能够将 BrOf 还原为 Bf[Siddiqui，MS ； Amy, GL ；McCollum, LJ, Ozone =Sci. Eng.，1996，18 :271-290]，但其去除率较低，为3-38 %，且存在成本较高的问题[Siddiqui, Μ. , Amy, G. , Zhai, W. , Ozekin, K. , Westerhoff, P. , and Chandrakanth, Μ., Water Quality Proceedings American Water Works Association Annual Conference,881，1994]，而且UV辐射强度也会影响溴酸盐的去除效果[Peldszus，S ；Andrews, SA; Souza, R, et al.，Water Res.，2004，38 :211-217]。相对 UV 辐射而言，光催化能够显著提高Br03_的还原率，但该技术反应时间较长，且易受竞争离子的影响[Mills，Α.，Belghazi, Α.，and Rodman, D.，Water Res.，1996，30 :1973-1978]。电弧放电可产生高温等离子体，激发出UV射线，UV射线可分解溴酸盐；电弧放电能耗低于UV辐射，但是同时去除效果也低于 UV 福身寸[Siddiqui, Μ. , Amy, G. , and Cooper, W. , ACS Symp. Ser. Water Disinfect. Natural Organic Matter 649，366，1996a]。活性炭毡电极可以在短时间内将Br03_还原，但是阴极竞争析氢会减少去除肚03_的电流效率，使之不能有效发挥作用[Naoyuki Kishimoto, and Nobuaki Matsuda，Environ, ki. iTechnol.，2009，43 (6)，2054-2059]。利用常年湿润的土壤中固有的碳中微生物的作用，可以使Br03_减低到限值以下，但是它主要用来处理土壤中的水分，而且目前还没有得到广泛研究[Butler, R.，Cartmell, E.，Godley, A.，and Lytton, L. , Groundwater 2004, University of Waterloo, Waterloo, Ontario, Canada, 19-22 July2004]。在去除溴酸盐的工艺中，活性炭吸附简单易行，粒子内扩散是活性炭吸附去除的主要模式[ffinn-Jung Huang, Yung-Ling Cheng, Sep. Purif. Technol. 2008, 59 101-107]，但是水中其它离子(如Cl_、Br_、S042_、N03_等)和天然有机物质的存在会占据吸附活性位，而降低活性炭对溴酸盐的去除效果[Mary Jo Kirisits, Vernon L. Snoeyink, Joop C. Kruithof，Water Res.，2000，34 (17) :4250-4260]。化学还原法是利用还原剂将溴酸盐还原为溴化物，同时还原剂被氧化，如1 2+被氧化为狗3+。在化学还原法中最受人们关注的还原剂是零价铁(Zero valent iron，简称ZVI)。由于纳米材料独特的表面活性，近几年，纳米级零价铁(Nanoscale zero valent iron，简称NZVI)在环境水体修复领域得到了广泛的研究[Wei-xian Zhang, J. Nanopart. Res.，2003，5 :323-332]。由于NZVI 的潜在应用方式主要是将NZVI注入地下蓄水层，因此研究主要集中在散堆NZVI的合成与性能。但是由于NZVI超强的还原性和表面活性，其很容易老化而降低反应活性，而且如果没有惰气保护，散堆 NZVI 在室温下即可重结晶[Qiliang Wang, Sanghyup Lee,Heechul Choi, J. Phys. Chem.，2010，114 :2027-2033]。因此，在NZVI制备方法的研究中，种类众多的稳定剂成为了石if 究的重点[Bing Geng, Zhaohui Jin, Tielong Li, Xinhua Qi, Chemosphere, 2009, 75 :825-830 ；Feng He, Dongye Zhao, Environ. Sci. Technol. ,2005,39 :3314-3320 ；Feng He, Dongye Zhao, Juncheng Liu, Christopher B. Roberts, Ind.Eng. Chem. Res. ,2007,46 29-34 ；Tanapon Phenrat, Yueqiang Liu, Robert D.Tilton, Gregory V. Lowry, Environ. Sci. Technol.，2009，43 :1507-1514]，但是在饮用水的处理中，稳定剂的存在会造成二次污染；而且散堆NZVI的使用也会影响饮用水的浊度。因此该类方法不宜用于饮用水的处理。
第二钟方法是在臭氧消毒前采取措施去除水中的溴化物，从而控制溴酸盐的生成，溴化物的脱除通常采用载银材料进行吸附，比如载银活性炭或载银活性炭凝胶 [J.S. Hoskins, T.Karanfil, S. M. Serkiz, Environ. Sci. Technol. ,2002,36 :784-789 ； Μ. Sanchez-Polo,J. Rivera-Utri11a, Ε. Salhi, et al. , J. Colloid Interface Sci. ,2006, 300 :437-441 ；Sanchez-Polo, M ；Rivera-Utrilla, J ；Salhi, E, et al. ，Water Res. ,2007, 41 :1031-1037]等。活性炭的结构和性质是决定该类吸附材料性能的重要因素。由于难于找到综合性能优异的活性炭载体材料，目前该类吸附材料的研究多停留在基础研究阶段。 因此，开发具有较强实用价值的溴离子吸附材料具有重要的现实意义。
发明内容
本发明的目的旨在提供一种通过去除水中溴酸盐的前体-溴离子，来降低水中溴酸盐含量的方法。本发明的降低水中溴酸盐含量的方法将载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭作为吸附剂，将所述的吸附剂置于固定床中，使被处理水流过所述的吸附剂，去除水中溴酸盐的前体-溴离子，以实现降低水中溴酸盐的含量；或者直接将所述的吸附剂投入到被处理水中， 去除水中溴酸盐的前体-溴离子，以实现降低水中溴酸盐的含量。所述的吸附剂的使用量可以根据被处理水中的溴离子的含量进行确定，吸附饱和后更换新的吸附剂即可；或将吸附饱和后的吸附剂用氢气在500°C进行再生，再生时间一般为3-5小时。所述的被处理水的温度为15-80°c，优选为25_40°C。所述的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭是在聚偏氯乙烯基微球内部的孔道中及表面负载有银，且所述的银的负载量为载银的聚偏氯乙烯基微球重量的0. 1-2%，其中银的负载量为载银的聚偏氯乙烯基微球重量的0. 5-0. 8%时具有最优的去除被处理水中溴离子的效果。所述的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭是由以下方法制备得到的将聚偏氯乙烯微球(可由偏氯乙烯单体通过常规悬浮聚合法制备得到)进行碳化、活化后得到聚偏氯乙烯基微球活性炭；将得到的聚偏氯乙烯基微球活性炭用水蒸煮、干燥后得到可作为吸附剂的载体；将制得的载体浸渍于银化合物的溶液中，使可作为吸附剂的载体的所述聚偏氯乙烯基微球内部的孔道中及表面负载上银的化合物；然后用氢气在还原温度为 300-550°C (优选还原温度为400-500°C )下还原所述载体中的银化合物后，得到所述的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭。所述的聚偏氯乙烯基微球活性炭的粒度为30-60目。所述的碳化的过程是在惰性气体保护下，在温度为170-180°C下对聚偏氯乙烯微球进行碳化脱氯脱氢12-16小时后，在温度为300-600°C下进行碳化2_5小时，然后在温度为1000-1100°C下进行碳化2-3小时。所述的活化是将碳化后得到的聚偏氯乙烯微球置于温度为700-900°C的水蒸气中进行活化10-30分钟，以使碳化后得到的聚偏氯乙烯微球内部的孔道更通畅(利于溴离子与银吸附活性位点接触)，即得到制备载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭吸附剂的载体。所述的银化合物溶液的配制方法是将称量好的银化合物直接投入到所需用量的溶剂中，并经搅拌充分溶解。所述的银化合物溶液中的银化合物为硝酸银或醋酸银，溶剂为甲醇或乙腈。银的用量可以根据所述吸附剂的载银量计算得到，溶剂的用量以刚好能将所述的聚偏氯乙烯基微球活性炭载体浸润为准。所述的还原载体中的银化合物的还原时间为2-8小时，优选还原时间为3-5小时。上述水蒸煮的目的是为了除掉聚偏氯乙烯基微球活性炭上能溶于水的物质，这样可以避免在使用聚偏氯乙烯基微球活性炭时对水造成污染，同时可以减少银在使用中的脱落，将蒸煮后的聚偏氯乙烯基微球活性炭干燥后，用溶液浸渍法负载上银化合物，然后通氢气并升温还原制备所述的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭吸附剂。
本发明中的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭与普通载银活性炭吸附剂相比，本发明中作为吸附剂使用的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭具有独特的孔隙性质、高的吸附速率和吸附量，因此具有优异的应用价值和潜力。所述的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭的强度好、吸附量高、吸附速度快，在饮用水的处理中具有较大的应用价值。
图1.本发明实施例1中制备得到的聚偏氯乙烯基微球活性炭的SEM照片；其中 a为整体外观；b为表面局部；c为横截面。图2.本发明实施例1中制备得到的聚偏氯乙烯基微球活性炭的吸附等温线。图3.本发明实施例1的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭的透射电镜照片(标尺 50nm)ο图4.本发明实施例1的吸附剂1与实施例2载银的椰壳活性炭吸附剂的吸附速率比较图。
具体实施例方式下面通过实施例对本发明作进一步的说明，但所列举的实施例并不是对本发明的限制。实施例1将偏氯乙烯蒸馏除去阻聚剂得到单体，采用的引发剂为偶氮二异庚腈，其用量为所述单体用量的1 % (摩尔比)，以聚乙烯醇或皂土为分散剂，通过悬浮聚合得到聚合物微球。其制备方法在饱和硫酸钠水溶液中加入所述单体和所述引发剂，控制搅拌速度为 350-400rpm,搅拌10分钟后加入适量所述分散剂，将温度升至40°C，并保持15小时，即得到粒度为20-80目的聚偏氯乙烯微球。将得到的聚偏氯乙烯微球进行筛分，并取出其中粒度为30-60目的聚偏氯乙烯微球放入石英管中，在氩气保护下将温度从室温升温至170°C并保持8小时，升温至180°C保持7小时，然后逐渐将温度升至300°C并保持3小时，再升温至600°C并保持2小时，最后升温至1000°C并保持2小时，1100°C保持1小时。将碳化后得到的聚偏氯乙烯微球置于温度为700°C的水蒸气中进行活化20分钟，在900°C的水蒸气中活化10分钟，得到聚偏氯乙烯基微球活性炭；然后将得到的聚偏氯乙烯基微球活性炭用水蒸煮30分钟、干燥后得到可作为吸附剂的载体，备用。制备得到的聚偏氯乙烯基微球活性炭不仅表面形貌独特，而且孔道结构也独特(如图1)。规整的球形结构有利于吸附剂的紧密堆积(图la)，表面沟壑和鳞片交错的形貌有利于该聚偏氯乙烯基微球活性炭表面的微观传质和传热(图lb)，四通八达的大孔直接将外界与内部连通(如图Ic)，有利于溴离子迅速向吸附位点扩散。通过氮气吸附分析来表征该聚偏氯乙烯基微球活性炭的孔结构(如图2所示)， 其吸附等温线与第一类吸附等温线最吻合。可以看到在相对低的压力下有一个较陡的斜率，为典型的微孔碳质材料的吸脱附曲线。通过BET方法计算得知，该材料的比表面积为 971.3m2/g。中孔和微孔的总的孔容为0.43mL/g，其中95%以上为微孔。该活性炭几乎没有介孔的存在，这大大减少了外部物质到达微孔的扩散阻力。在吸附过程中，微孔具有强的吸附势能，而且银活性位点也集中在微孔，所以聚偏氯乙烯基微球活性炭的结构非常有利于溴离子的去除。将0. 315g硝酸银溶于43ml甲醇中得到硝酸银溶液，取上述制得的聚偏氯乙烯基微球活性炭40g，在搅拌下将硝酸银溶液逐渐加入到该聚偏氯乙烯基微球活性炭中，直至硝酸银溶液全部被所述聚偏氯乙烯基微球活性炭吸收掉，此时所述的聚偏氯乙烯基微球活性炭全部被浸润而且没有任何液体留下，在所述的聚偏氯乙烯基微球内部的孔道中及表面负载上硝酸银。将浸渍后的聚偏氯乙烯基微球活性炭置于空气中，待其中的甲醇全部挥发掉， 将其放入石英管中通入氢气，将石英管由室温程序升温至温度为350°C，升温时间为2小时，并在350°C下保持3小时，然后升温至550°C，并保持2小时。即制得银的负载量为载银的聚偏氯乙烯基微球重量的0. 5% (重量)的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂1)。 图3为载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭透射电镜照片，它说明金属银在聚偏氯乙烯基微球活性炭内部是以纳米粒子的状态存在的，并且银纳米粒子在聚偏氯乙烯基微球活性炭内部呈现出均一的粒度分布和均勻的分散状态。银纳米粒子具有较高的表面活性和较强的对溴离子的吸附能力，可以将水中的溴离子有效地吸附脱除。优良的材料制备基础为吸附剂的优异性能提供了保证。用上述相同的方法可制备得到银的负载量为载银的聚偏氯乙烯基微球重量的 0. (重量)的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂幻，和银的负载量为载银的聚偏氯乙烯基微球重量的2.0% (重量)的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂3)。实施例2将0. OOSg实施例1制备得到的含银量为0. 5%的载银聚偏氯乙烯基微球活性炭 (吸附剂1)投入到装有50mL，PH为7，浓度为200 μ g/L的溴离子溶液的容器中，然后将容器放在25°C的恒温振荡器下均勻摇晃(转速设定为150rpm)；每隔15分钟抽取一次溶液样品，并由戴安ICS200离子色谱检测分析后，获取载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂 1)吸附溴离子的试验结果。在25°C下，溴离子去除率在第一小时内达到57%，其吸附量为 0. 72mg/g.以后吸附量变化趋于平缓。所以在实际吸附条件下，前一个小时是最佳的吸附时间。选择比表面积为1017m2/g的商品椰壳活性炭，采用实施例1相同的载银以及还原程序制备含银量为0.5% (重量)的载银的椰壳活性炭。取0. 008g载银的椰壳活性炭进行如上的吸附试验，结果表明溴离子去除率在第一小时内达到30%，吸附速率明显低于吸附剂1。两吸附剂的吸附速率比较如图4所示。实施例3分别将0. OOSg实施例1制备得到的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂1) 分别投入到装有50mL，pH为7，浓度为200 μ g/L的溴离子溶液的容器中，然后将容器分别放在20°C和25°C的恒温振荡器下均勻摇晃(转速设定为150rpm)，在预先测定的吸附饱和所需的时间取样，并由戴安ICS200离子色谱检测分析后，获取载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂1)吸附溴离子的试验结果。试验结果表明温度对吸附效果产生明显的影响， 高温条件利于溴离子吸附量的增加。25°C的条件下，饱和吸附量达到1. 2mg/g,比在20°C条件下饱和吸附量的1. Omg/g提高了 20%。水中溴离子去除率相应地由80%增长到96%。采用实施例2中制备的载银的椰壳活性炭吸附剂进行相同的吸附试验，在25°C的条件下，饱和吸附量达到0. 8mg/g，吸附量明显低于吸附剂1。
实施例4分别将0. OOSg实施例1制备得到的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂2) 分别投入到装有50mL，pH为7，浓度为200 μ g/L的溴离子溶液的容器中，然后将容器分别放在15°C和80°C的恒温振荡器下均勻摇晃(转速设定为150rpm)，在预先测定的吸附饱和所需的时间取样，并由戴安ICS200离子色谱检测分析后，获取载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂2)吸附溴离子的试验结果。试验结果表明温度对吸附效果产生明显的影响， 高温条件利于溴离子吸附量的增加。在15°C的条件下，饱和吸附量达到0. 2mg/g ；在80°C 的条件下，饱和吸附量达到0. 4mg/go实施例5分别将0. OOSg实施例1制备得到的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂3) 分别投入到装有50mL，pH为7，浓度为200 μ g/L的溴离子溶液的容器中，然后将容器分别放在15°C和80°C的恒温振荡器下均勻摇晃(转速设定为150rpm)，在预先测定的吸附饱和所需的时间取样，并由戴安ICS200离子色谱检测分析后，获取载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭(吸附剂3)吸附溴离子的试验结果。试验结果表明温度对吸附效果产生明显的影响， 高温条件利于溴离子吸附量的增加。在15°C的条件下，饱和吸附量达到1. lmg/g ；在80°C 的条件下，饱和吸附量达到1. 3mg/g。实施例6分别将Ig实施例1制备得到的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭吸附剂1投入到 7支分别装有50mL，pH依次为3、4、5、6、7、8、9，浓度都为200 μ g/L的溴离子溶液中，然后在 25°C的恒温振荡器下均勻摇晃(转速设定为150rpm)，在预先测定的吸附饱和所需的时间取样，并由戴安ICS200离子色谱检测分析后，获取载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭吸附溴离子的试验结果。试验结果表明PH对吸附效果产生较强的影响。在25°C下，通过调节溶液的PH值发现，pH值由3变为5，溴离子的去除率从72%增长到98% (饱和吸附量从0. 9mg/ g增至1. 23mg/g)，但是在pH为8的条件下，溴离子的去除率又下降到78% (饱和吸附量为 0. 99mg/g)。数据表明在pH值为5的条件下，饱和吸附量达到最佳值，经计算完全能够满足我国的GB5749-2006《生活饮用水卫生标准》(2007年7月1日实施)中提出饮用水中溴酸盐的含量标准。
权利要求
1.一种降低水中溴酸盐含量的方法，其特征是将载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭作为吸附剂，将所述的吸附剂置于固定床中，使被处理水流过所述的吸附剂，去除水中溴酸盐的前体-溴离子，以降低水中溴酸盐的含量；或者直接将所述的吸附剂投入到被处理水中， 去除水中溴酸盐的前体-溴离子，以降低水中溴酸盐的含量。
2.根据权利要求1所述的方法，其特征是所述的被处理水的温度为15-80°C。
3.根据权利要求1所述的方法，其特征是所述的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭是在聚偏氯乙烯基微球内部的孔道中及表面负载有银，且所述的银的负载量为载银的聚偏氯乙烯基微球重量的0. 1-2%。
4.根据权利要求3所述的方法，其特征是所述的银的负载量为载银的聚偏氯乙烯基微球重量的0. 5-0.8%。
5.根据权利要求1、3或4所述的方法，其特征是所述的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭是由以下方法制备得到的将聚偏氯乙烯微球进行碳化、活化后得到聚偏氯乙烯基微球活性炭；将得到的聚偏氯乙烯基微球活性炭用水蒸煮、干燥后得到作为吸附剂的载体； 将制得的载体浸渍于银化合物的溶液中，使作为吸附剂的载体的所述聚偏氯乙烯基微球内部的孔道中及表面负载上银的化合物；然后用氢气在还原温度为300-550°C下还原所述载体中的银化合物后，得到所述的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭。
6.根据权利要求5所述的方法，其特征是所述的聚偏氯乙烯基微球活性炭的粒度为 30-60 目。
7.根据权利要求5所述的方法，其特征是所述的碳化的过程是在惰性气体保护下，在温度为170-180°C下对聚偏氯乙烯微球进行碳化脱氯脱氢12-16小时后，在温度为 300-600°C下进行碳化2-5小时，然后在温度为1000-1100°C下进行碳化2_3小时。
8.根据权利要求5所述的方法，其特征是所述的活化是将碳化后得到的聚偏氯乙烯微球置于温度为700-900°C的水蒸气中进行活化10-30分钟。
9.根据权利要求5所述的方法，其特征是所述的银化合物溶液中的银化合物为硝酸银或醋酸银，溶剂为甲醇或乙腈。
10.根据权利要求5所述的方法，其特征是所述的还原载体中的银化合物的还原时间为2-8小时。
全文摘要
本发明属于环境化学领域，特别涉及降低水中溴酸盐含量的方法。将载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭作为吸附剂，将所述的吸附剂置于固定床中，使被处理水流过所述的吸附剂，去除水中溴酸盐的前体-溴离子，以实现降低水中溴酸盐的含量；或者直接将所述的吸附剂投入到被处理水中，去除水中溴酸盐的前体-溴离子，以实现降低水中溴酸盐的含量。本发明中作为吸附剂使用的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭具有独特的孔隙性质、高的吸附速率和吸附量，因此具有优异的应用价值和潜力。所述的载银的聚偏氯乙烯基微球活性炭的强度好、吸附量高、吸附速度快，在饮用水的处理中具有较大的应用价值。
文档编号C02F1/28GK102276008SQ20111016849
公开日2011年12月14日 申请日期2011年6月21日 优先权日2011年6月21日
发明者宫晨皓, 张忠国, 梁爽, 程言君, 袁国卿, 钱庆利 申请人:中国科学院化学研究所, 轻工业环境保护研究所