亚甲基蓝染料

亚甲基蓝染料（通用9篇）

亚甲基蓝染料 篇1

印染废水是一种色度高、有机污染物含量高且组分复杂、COD和BOD高的废水,其水质变动范围大,有机污染物含量高、毒性大,难生物降解的有机物成分高,是我国目前几种难治理的行业废水之一。光催化因能将多种气相或液相有机污染物彻底降解而被广泛关注,在众多光催化剂中, 纳米TiO2以其光催化活性高、化学稳定性好、价格低廉等优点成为研究的热点。但纳米TiO2作为宽禁带半导体材料,在实际应用中存在一些缺陷:光吸收仅限于紫外光区,限制了对太阳光的利用,光生载流子很容易复合,从而影响光催化的效率。为提高光催化效率,必须拓展对光的利用范围和有效抑制光生载流子的复合,因此人们对TiO2催化剂进行掺杂改性以提高光催化活性[1,2,3,4]。Choi等[5]研究了21种离子对TiO2的掺杂效果,结果发现Fe3+、Ru3+、Os”、Re5+、V4+和Rh3+等不同程度地提高了TiO2的光催化效率,其中掺杂0.5%(摩尔分数)Fe3+的TiO2效果最佳,认为掺杂物的浓度、掺杂离子的分布、掺杂能级与TiO2能带匹配程度、电荷的转移和复合等因素对催化剂的光催化活性有一定影响。一项对多金属掺杂研究表明,经烧成后掺杂元素都以金属氧化物存在,只有Fe3+、V5+等少量掺杂具有较好的效果,这是由于Fe2O3、V2O5等的禁带宽度分别为2.2 eV、2.8 eV,小于TiO2的禁带宽度。

本文采用水热法制备TiO2纳米管,并用计算量的Fe(NO3)3溶液为前驱体掺杂TiO2纳米管,制备不同Fe2O3担载量的Fe2O3/TiO2复合材料。并以亚甲基蓝为模型化合物,探讨了Fe2O3/TiO2复合材料光催化剂对有机染料废水的光降解能力。

1 实 验

1.1 TiO2纳米管的制备

将0.2 g TiO2(Degussa P25)加入到50 mL 10 mol/L的NaOH溶液中,在30 ℃下磁力搅拌10 min,直至成乳白色悬浊液。超声分散30 min后,转入高压反应釜中120 ℃反应5 h。抽滤后样品用100 mL 0.1 mol/L HCl溶液浸泡1.5 h。抽滤,蒸馏水洗至滤液呈中性。所得样品在80 ℃下干燥5 h。干燥后将固体研磨后置于马弗炉400 ℃下恒温煅烧5 h。收集样品避光放置,备用。

1.2 Fe2O3/TiO2的制备

将计算量的Fe(NO3)3溶液采用孔体积浸渍的方式掺杂TiO2纳米管, 60 ℃下干燥5 h, 110 ℃下干燥5 h,将干燥后的样品置于400 ℃马弗炉中恒温煅烧4 h,即得到不同Fe3+掺杂量的Fe2O3/TiO2。

1.3 光催化降解亚甲基蓝

以CHF2XM2500W短弧氙灯的模拟太阳光作为光源,利用320～720 nm波段的可见光区,在250 mL 的玻璃反应器中进行光催化降解亚甲基蓝(MB)染料废水实验。向反应器中加入100 mL MB水溶液(初始浓度为20 mg/L), 加100 mg光催化剂到溶液中。然后向反应容器中曝气保证光催化所需要的耗氧量,同时打开光源。每隔10 min取适量溶液于离心管中,离心分离后取上清液,用于Cary 50型紫外可见分光光度计分析,通过对MB溶液在200～800 nm范围内的扫描,测定样品吸光度值的变化,以吸光度表示MB溶液浓度的变化。

2 结果与讨论

2.1 形貌和结构表征

图1为TiO2纳米管的透射电镜(TEM)图片。从图1可以看出,通过水热法将TiO2颗粒成功合成了TiO2纳米管。合成的TiO2纳米管管径比较均匀,平均直径约为10～15 nm,长度大约为几十纳米到几微米。

图2为Fe2O3单体和8%(质量分数,下同)Fe2O3/TiO2复合材料的XRD谱图。由图中可以看出,我们所得的复合材料为Fe3+掺杂TiO2纳米管,且Fe3+存在状态为三角晶系的Fe2O3,其中TiO2纳米管的XRD衍射峰与未掺杂TiO2纳米管(这里未给出谱图)的衍射峰基本相同,主要晶型均为锐钛矿型。

2.2 掺杂量对Fe2O3/TiO2复合材料光催化性能的影响

由图3可以看出,Fe2O3掺杂可以明显提高TiO2纳米管的光催化性能,Fe2O3掺杂存在一最佳掺杂量,高于此数值不利于光催化性能的提高。Fe2O3掺杂量为4%时,其光催化性能最好,最高降解率可达99%,这与已报道的研究结果相吻合。这是因为在TiO2晶格中掺杂少量过渡金属离子,可在其表面产生缺陷,成为光生电子-空穴对的浅势捕获阱,延长电子与空穴的复合时间,降低光生电子-空穴复合几率,提高TiO2光量子效率[6]。另外,在TiO2中掺入Fe2O3不但能有效地提高TiO2的催化活性,且能降低TiO2的禁带宽度,使吸收光波长向可见光区拓展,提高TiO2的催化效率[6]。因此掺杂适量的金属离子,不仅可以提高光催化效率,同时可使反应在可见光下进行[7,8],已经有不少掺Fe3+、Cr3+、Ni2+、Co2+、Zn2+、Cd2+等离子的报道[9]。但是因为Fe2O3的禁带宽度较窄,受光照时更易激发,过多Fe2O3影响了TiO2的价带电子跃迁,一定程度上表现出Fe2O3的光催化作用,而Fe2O3空穴寿命短,易发生光腐蚀,光催化性能远不及TiO2。同时过多Fe2O3的存在也可能使自由电子转移中心变成自由电子复合中心,影响光生电子-空穴对的分离,降低光催化活性。

2.3 光照条件对光降解效果的影响

图4为不同反应条件下Fe2O3/TiO2复合材料光催化降解亚甲基蓝染料废水的效率。Fe2O3/TiO2催化剂在避光条件下, 反应110 min后,亚甲基蓝的转化率为36%,而在模拟太阳光下,相同反应时间,亚甲基蓝的转化率达96%。 避光条件下催化效果较差是因为避光条件下主要是吸附起主要作用,实验结果表明,仅靠吸附作用并不能完全脱除染料废水中的亚甲基蓝,只能起到一小部分作用,对污染物脱除起主要作用的还是光催化降解。在光照条件下,TiO2吸收光子能量激发产生电子-空穴对,而电子和空穴才对污染物起作用使其降解,所以光源的能量分布和光照强度对污染物的降解速率有很大影响。光强与光催化效率的关系比较复杂。Bahnemann研究表明,在低光强下,降解速率与光强成线性关系;中等强度下,降解速率与光强的平方根存在线性关系。当光强大于6×10-5 Einstein·L-1·s-1时,增大光强几乎不影响降解速率。

2.4 催化剂的稳定性

图5给出的是4%Fe2O3/TiO2NT光催化剂降解亚甲基蓝染料废水的循环实验。第一次使用时,反应2 h后亚甲基蓝的转化率为99.8%左右,第二次重复使用,反应2 h后亚甲基蓝的转化率为86.5%左右,第三次,相同条件下转化率为82.8%左右。与第一次相比,第二次和第三次的催化效果虽然有所下降,但三次使用后亚甲基蓝的转化率仍可以达到80%以上,具有较高的催化效果。考虑到回收重复使用过程中催化剂的损失以及吸附能力下降等因素,催化剂的催化效果基本没受到很大影响。说明Fe2O3/TiO2复合材料光催化剂在使用过程中,稳定性好,使用寿命长,连续三次使用后催化效果仍能够达到80%以上,在实际应用中具有很高的工业应用价值。

3 结 论

利用水热法合成了二氧化钛纳米管,并制备Fe2O3/TiO 2复合材料,研究其光催化性能。结果表明,适量Fe2O3掺杂可以有效提高二氧化钛纳米管光催化降解亚甲基蓝活性,在研究范围内,当Fe2O3掺杂量为4%时,Fe2O3/TiO 2复合材料的光催化性能最好。Fe2O3/TiO 2复合材料在使用过程中,稳定性较好,有很好的工业应用前景。

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亚甲基蓝染料 篇2

改性凹凸棒石吸附水中亚甲基蓝的实验研究

初步研究了用聚二甲基二烯丙基氯化铵(PDMDAAC)和十二烷基硫酸钠(SDS)改性凹凸棒石对模拟微污染水中痕量亚甲基蓝的吸附作用.结果表明:在改性凹凸棒石投加量为15 g/L、粒径为150 μm、20 ℃、吸附时间60 min条件下,废水中亚甲基蓝去除率可达98. 56 %.改性凹凸棒石对亚甲基蓝的吸附等温线呈中凹型,表明吸附过程存在溶剂化效应和分配效应协同作用.

作 者：谢刚 赵霞 韩志勇 XIE Gang ZHAO Xia HAN Zhi-yong 作者单位：兰州理工大学石油化工学院,甘肃,兰州,730050刊 名：染整技术英文刊名：TEXTILE DYEING AND FINISHING JOURNAL年，卷(期)：30(12)分类号：X703关键词：阴-阳离子有机凹凸棒石 亚甲基蓝 吸附 微污染水

亚甲基蓝染料 篇3

关键词：臭氧氧化,甲基蓝,金属离子,催化

1 引言

均相臭氧氧化系统中利用具有极强氧化能力的羟基自由基降解污染物,比单一的臭氧氧化系统要有所提高[1]。一般废水中含有Fe2+、Fe3+、Cu2+、Mn2+等金属离子,而这些金属离子都具有一定催化臭氧氧化的能力[2],将这些离子引入到常规臭氧氧化体系中,利用这些金属离子的催化性能,可以提高传统臭氧氧化技术的氧化降解效果。研究表明含有二价锰离子的臭氧催化体系能氧化水中难降解有机物[3]和乙二酸[4];少量Fe2+、Mn2+的引入可促进水中甲草胺的降解[5];水中钴金属离子也具有催化臭氧氧化降解水中有机污染物乙二酸的能力[6]。但对引入多种类的金属离子,如Fe2+、Cu2+、Mn2+等3种金属离子,对均相臭氧催化氧化体系中各种金属离子的催化性能的比较研究还缺少较系统和深入的研究。

本文实验以甲基蓝为目标污染物,在常规的臭氧体系中引入Fe2+、Cu2+、Mn2+3种离子,并考察了不同条件下的金属离子对甲基蓝的催化降解效果。

2 材料与方法

2.1 实验装置及流程

臭氧氧化实验在特制的空气洗瓶中进行。实验装置如图1所示。以纯氧气(99.98%)为气源,经气体流量计调节后进入臭氧发生器(创普TCB-W500V )产生臭氧(臭氧产量500 mg/h),再由通气管通入反应器中,由底部的曝气头分散成气泡进入水体,与水中染料发生臭氧氧化反应。尾气经10%KI溶液吸收后排放。

1.氧气罐;2.气体流量计;3.臭氧发生器;4.反应器;5;标口特氏洗气瓶

2.2 实验分析方法

每次向反应器中注入500 mL浓度为40 mg/L的甲基蓝染料水样,水浴保持反应温度25±1℃,实验过程中pH值维持在4~6。通过控制变量进行不同影响因子对臭氧降解甲基蓝脱色效率的影响实验,以甲基蓝的脱色率为依据,脱色率通过分光光度法于600nm处测定甲基蓝的吸光度,溶液经连续降解,每5min测定甲基蓝溶液的分光光度值,由溶液分光光度值的改变量来反应其脱色率。

脱色率(η)计算公式:$\eta =\frac{A{}_0-A{}_t}{A{}_0}\times 100\%$

式中:A0为溶液初始吸光值;At为处理tmin分钟后溶液的吸光值。

测定甲基蓝溶液吸光值—浓度标准曲线得图2。由标准曲线,换算得到实验中吸光值对应的甲基蓝浓度,根据浓度求各影响因子对臭氧脱色降解甲基蓝的拟一级动力学常数,比较各影响因子对臭氧体系的影响效果。拟一级动力学常数(K, min-1)由下式计算得到:

ln(C0/Ct)=Kt

式中:C0为溶液初始浓度,mg/L;Ct为处理tmin后溶液浓度,mg/L。

各项实验通过3次重复试验,最后实验结果为3次实验数据的平均值。

3 结果与讨论

3.1 臭氧工作曲线

研究不同曝气量以及不同初始甲基蓝浓度对臭氧降解甲基蓝的影响,考察最佳曝气量与最佳初始浓度。以脱色率—时间作图,分别得到图3与图4。

由图3 实验数据可看出,臭氧最佳曝气量为1 L/min,较大(大于1L/min)的曝气量虽然可提高液相混合程度,降低臭氧传质阻力,但会减少单位体积臭氧的浓度,同时,臭氧与液相的传质接触时间缩短,不利于臭氧的氧化作用,这与李昀桥等[7]的结论一致。

由图4的实验结果可以看出,最佳初始浓度为40 mg/L,此时甲基蓝脱色率达到较好的效果,由于较低的甲基蓝浓度,甲基蓝分子和臭氧的反应的碰撞机率减少,降低了臭氧氧化甲基蓝的脱色效果;相反较大的甲基蓝浓度,一定的液相臭氧浓度对甲基蓝的脱色降解也是有限的。因此,较高浓度的甲基蓝对其脱色带来不利的影响。

分别求出曝气量与初始甲基蓝浓度对臭氧脱色降解的拟一级动力学常数,得到表1与表2。

由表1对比可以看出K值随着曝气量的逐渐增大而增大,至1.0 L/min时达到最大,说明此时达到最佳降解效果,随着曝气量的继续增加,K值逐渐减小。由表2可以得出初始浓度为40 mg/L时达到最佳降解效果,浓度越接近最佳初始浓度,K值也越大。这与图1与图2所得结论是一致的。

3.2 金属离子催化臭氧氧化甲基蓝的工艺参数试验

在已确定的最佳曝气量与最佳初始浓度下,再进一步探究不同浓度的金属离子Fe2+、Cu2+和Mn2+对臭氧降解甲基蓝的催化作用,以脱色率—时间作图,分别得到图5~图7。

根据图5的实验结果比较可得,Fe2+浓度为0.1 mg/L对臭氧具有明显的催化效果,这是因为在酸性条件下,Fe2+与臭氧产生Fe(Ⅳ)O2+中间体[8],进而催化产生·OH,提高体系的氧化能力。当Fe2+浓度高于0.5 mg/L后,随着浓度继续升高,Fe2+对臭氧降解呈抑制作用,并随浓度的升高而增强,这可能是过量的Fe2+会跟甲基蓝分子争夺O3与·OH[9],从而对甲基蓝的降解脱色产生一定的抑制作用。因此,Fe2+对臭氧脱色降解的催化脱色效果表明,Fe2+的最佳投加浓度为0.1 mg/L,其最大催化效率在5min时相比于空白体系可达到19.57%。

图6的实验结果可以看出,Mn2+对甲基蓝的催化效果并未随浓度的增加而增强,而是在较低浓度(0.5 mg/L)时对臭氧脱色降解产生较好的催化效果,这是因为较低浓度的Mn2+同样具有催化臭氧产生·OH的能力。但过低浓度(0.1 mg/L)和过高浓度(大于0.5 mg/L)都会对脱色降解过程产生抑制作用,并随浓度的升高而增强,但由于O3/Mn体系中O3与Mn2+反应的复杂性,理论上对Mn2+催化臭氧研究的相关报道较少。本实验中可得到Mn2+的最佳投加浓度为0.5 mg/L,最大催化效率在5min时出现,可达到23.05%。

由图7的实验结果可看出,前10minCu2+浓度为1.0 mg/L有明显的催化效果,大大提升了甲基蓝的反应速率,而Cu2+浓度为0.1 mg/L在前10min也具有较好的催化效果,10min后虽有减缓,但降解效果接近空白体系。从催化整体效果上看,Cu2+的最佳投加浓度为1.0 mg/L,最大催化效率在5min时可达48.8%左右。

分别求出3种离子对臭氧脱色降解的拟一级动力学常数,得到表3。

从表中对比得出Fe2+、Mn2+ 和Cu2+3种离子达到最大催化效果时的投加量分别为0.1mg/L、0.5mg/L与1.0mg/L,过低和过高离子浓度的K值都小于空白体系K值,说明其对臭氧脱色降解体系具有一定的抑制作用,这与图4~图6所得结论是一致的。从整体催化效果来看,Fe2+与Mn2+具有相似的催化能力,而均大于Cu2+的催化能力。

4 结论

(1)臭氧催化降解甲基蓝染料的最佳曝气量为1 L/min;最佳初始甲基蓝浓度为40 mg/L。

(2)Fe2+、Mn2+和Cu2+3种离子的最大催化速率都在5min左右出现,最佳投加量分别为0.1mg/L、0.5 mg/L、1.0 mg/L。

(3)3组离子的最佳催化效果都集中在低浓度(﹤1.0mg/L),而较高浓度对臭氧普遍存在抑制作用。

(4)从催化效果看出,3种离子的催化能力大小为Fe2+≈Mn2+﹥Cu2+。

参考文献

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亚甲基蓝染料 篇4

H-2O-2增效TiO-2/凹凸棒石光催化体系降解亚甲基蓝

以钛酸四丁酯为前驱体,天然凹凸棒石为载体,采用溶胶凝胶法制备了TiO_2/凹凸棒石复合光催化剂,并用XRD、TEM对其进行表征.以亚甲基蓝染料为模拟污染物,采用300 W汞灯为紫外光源,以光催化实验来评价该催化剂的活性,并研究了H_2O_2的引入对光催化活性的`影响.实验结果表明,H_2O_2能显著提高染料的脱色效率:亚甲基蓝的初始浓度为50 mg/L,催化体系为2 mmol/L H_2O_2+0.5 g/L TiO_2/凹凸棒石+UV(紫外线),光催化10 min后其脱色率为95%,相对于单独的0.5 g/L TiO_2/凹凸棒石+UV催化体系,其脱色率提高了约50%.全波段扫描显示,加入H_2O_2后,亚甲基蓝在290 nm对应的苯环吸收蜂急剧下降,665 nm对应的最大吸收峰则近乎消失,且没有新的吸收峰产生.

作 者：庆承松 余新林 陈天虎 彭书传 熊长军 石莹 QING Cheng-song YU Xin-lin CHEN Tian-hu PENG Shu-chuan XIONG Chang-Jun SHI Ying 作者单位：合肥工业大学,资源与环境工程学院,安徽,合肥,230009刊 名：矿物学报 ISTIC PKU英文刊名：ACTA MINERALOGICA SINICA年，卷(期)：200929(4)分类号：P578.964 P579 X703关键词：TiO_2/凹凸棒石 H_2O_2 亚甲基蓝 光催化降解 TiO_2/Palygorskite H_2O_2 Methylene Blue photodegradation

微硅粉对亚甲基蓝吸附性能的研究 篇5

关键词：微硅粉,亚甲基蓝,吸附

1 概述

硅石在高温熔炼过程中, 产生大量挥发性很强的Si O2和Si气体, 与空气迅速氧化并冷凝, 产生大量微硅粉, 微硅粉呈灰白色, 按含碳量多少, 颜色深浅略有不同, 白度40-50。平均粒径为0.15-0.20um, 比表面积为20000m2/kg。微硅粉是一种超微固体物质, 火山灰活性90%, 其主要成分为二氧化硅, 含量一般85-98%, 其他由氧化钠、氧化钙、氧化镁、氧化铁、氧化铝和碳等组成[1]。过去微硅粉一直被认为是一种工业废弃物, 近年来开始应用在特殊工程中使用的混凝土、耐火材料、水泥等重要领域。然而微硅粉用于染料废水处理方面鲜有报道。文章以有机染料亚甲基蓝为吸附质, 四川长矶金属工业公司微硅粉为吸附剂, 进行液相等温吸附, 为进一步开展微硅粉净化印染废水奠定了基础。

2 实验相关分析

2.1 实验材料与仪器

微硅粉 (四川长矶金属工业有限公司)

亚甲基蓝 (成都市科龙化工试剂厂)

722型可见分光光度计 (上海菁华科技仪器有限公司)

ME204E型电子天平 (托利多仪器有限公司)

10-12型箱式电阻炉 (北京永光明医疗仪器有限公司)

101A-2型数显电热鼓风干燥箱 (上海浦东莱丰科学仪器有限公司)

JJ-1型增力电动搅拌器 (江苏金坛医疗仪器厂)

PHS-3C型酸度计 (上海佑科仪器仪表有限公司)

2.2 实验方法

2.2.1 样品制备

实验所用微硅粉来自四川长矶金属工业有限公司, 使用前在100℃干燥箱中烘干2h后冷却至室温。

2.2.2 实验过程

吸附采用静态实验方法。将0.50g微硅粉分别与不同浓度的50.0m L亚甲基蓝溶液在烧杯中搅拌20min, 取上层清液过滤测浓度, 绘制吸附等温线。取初始浓度为50.0mg L的亚甲基蓝溶液50.0m L并加入0.20g微硅粉开始搅拌, 每隔一定时间依次从烧杯中取上层清液过滤分析亚甲基蓝浓度, 绘制吸附速率曲线。考察了不同PH值、温度、微硅粉用量对吸附率的影响。将吸附亚甲基蓝达饱和的微硅粉干燥并在高温600℃下煅烧2h, 考察微硅粉的再生性能。

2.3 分析方法

采用分光光度法通过测定亚甲基蓝溶液吸光度来确定亚甲基蓝浓度。分别配置不同浓度的亚甲基蓝溶液用分光光度计在665nm处以蒸馏水为空白测定各溶液的吸光度, 进行线性回归得标准曲线方程A=0.09156C+0.005537 r=0.99996 (n=5) 。

2.4 微硅粉平衡吸附量的测定

精确称取0.30g 80℃干燥的微硅粉试样于锥形瓶中, 分别加入50.0m L不同浓度的亚甲基蓝溶液 (2 mg/L、5 mg/L、10 mg/L、20 mg/L、50 mg/L) , 在恒温水浴上于20℃振荡反应20min, 在达吸附平衡后过滤取上层清液, 用分光光度计于665nm处测溶液A, 计算亚甲基蓝的平衡浓度, 根据公式 (1) 、 (2) 计算不同平衡浓度下微硅粉的吸附量。

吸附率采用反应前后浓度变化在665nm最大吸收波长处吸光度计算, 计算公式为:

式中:

A0-反应前溶液的吸光度值;

A-反应后溶液的吸光度值。

吸附剂对亚甲基蓝的吸附量由下式计算, 计算公式为:

式中:

C0-吸附前溶液的浓度 (mg/L) ;

C-吸附后溶液的浓度 (mg/L) ;

m-微硅粉的质量 (g) ;

q-微硅粉的平衡吸附量 (mg/g) 。

3 结果与讨论

3.1 微硅粉用量对吸附性能的影响

在20℃下加入不同质量的微硅粉, 测定不同质量微硅粉对亚甲基蓝的吸附率, 见表2。微硅粉用量对吸附率的影响如图1所示。 (亚甲基蓝溶液体积100m L, 浓度50.0mg/L) 。亚甲基蓝吸附率随着微硅粉用量的增加而提高, 当微硅粉用量达到1.00g, 水中的亚甲基蓝吸附率可达到95%, 此后随着用量增加而吸附率增加, 但增加幅度很小, 说明吸附已达到饱和, 所以从经济角度出发, 在实践中应根据溶液浓度确定较优的微硅粉用量。

3.2 吸附等温线

微硅粉在亚甲基蓝不同浓度下吸附性能测定数据见表3。

采用langmuir吸附等温式来描述吸附量q与平衡浓度c的关系, 来比较亚甲基蓝溶液不同浓度时微硅粉的吸附容量。累托石对亚甲基蓝的吸附符合langmuir吸附等温式[2], 若微硅粉对亚甲基蓝的吸附也符合langmuir吸附等温式, 则q与c应满足c/q=1/bq (max) +c/q (max) , 式中q (max) 为饱和吸附量, b为常数, c为平衡浓度。以c/q对c作图得一直线, 见图2, 并求得直线方程及对应直线的相关系数:c/q=0.04717c+0.4156 r=0.9997。由上述直线斜率可求出饱和吸附量q (max) =21.20g, 由直线截距和q (max) 可求出b值为0.1135。

3.3 时间对亚甲基蓝吸附性能的影响及吸附速率曲线

微硅粉对亚甲基蓝吸附速率曲线如图3所示。由此可见, 微硅粉对亚甲基蓝吸附速率较快, 吸附时间为20min时亚甲基蓝吸附率可达92.97%;随着时间延长, 吸附率增长不多, 说明吸附已趋于平衡。由此可知, 微硅粉可以迅速有效的吸附水溶液中的亚甲基蓝。

粉煤灰对亚甲基蓝的吸收速率符合准二级吸附动力学方程[4], 若微硅粉对亚甲基蓝也符合准二级动力学吸附方程, 则q与t应满足:t/q=1/ (k×qe2) +1/qe×t, 式中:q, qe分别为吸附平衡及t时刻的吸附量 (mg/g) ;t为吸附时间 (min) ;k为准二级吸附速率常数[g/ (mg·min) ]。以t/q对t作图得一直线, 见图4, 并求得直线方程及对应直线的相关系数:t/q=0.2025t+0.3210 R=0.9999, 表明准二级吸附动力学方程能够反映亚甲基蓝在微硅粉上的吸附机理, 整个吸附过程包含了外部液膜扩散、颗粒内部扩散合表明吸附等, 其准二级吸附速率常数k=0.1278 g/ (mg·min) 。

3.4 温度对吸附性能的影响

采用亚甲基蓝溶液50.0m L, 浓度50.0mg/L, 微硅粉用量0.50g, 在不同温度下, 实验微硅粉对亚甲基蓝的吸附影响。实验数据见表5, 根据实验数据绘制温度对吸附性能影响的曲线, 如图5所示。

由图5可见, 微硅粉对亚甲基蓝的吸附率随着温度的升高而增大, 这是因为亚甲基蓝微溶于冷水, 随着温度的升高溶解度增加, 产生了更多的一价季铵盐离子基团MB+, 微硅粉由于在晶格中存在可交换性阳离子, 因离子交换使微硅粉对亚甲基蓝的吸附率相应提高。由图5还能看出, 即使在20℃的条件下, 吸附率也可达90%以上, 说明常温下微硅粉也能有效吸附水溶液中的亚甲基蓝。

3.5 PH值对吸附率的影响

实验采用亚甲基蓝溶液50.0m L, 浓度50.0mg/L, 微硅粉用量0.20g时, 不同PH值对吸附率的影响数据见表6, 绘制为吸附曲线如图6所示。曲线表明PH对吸附率有较大影响。在酸性条件下, 微硅粉吸附的金属离子溶出, 增加了吸附面积, 有利于对亚甲基蓝的吸附;在碱性环境下微硅粉对亚甲基蓝的吸附率相对较高。这是因为碱性环境有利于溶液产生更多的一价有机阳离子的季铵盐离子基团MB+, 提高了微硅粉对亚甲基蓝的吸附率;当PH降到更低时, 亚甲基蓝部分质子化生成MBH2+, 阳离子浓度提高导致吸附率反而变大[2]。

3.6 吸附亚甲基蓝饱和的微硅粉再生实验

先将0.50g微硅粉投入50.0m L浓度为100.0mg/L的亚甲基蓝溶液中进行吸附实验, 时间60min。将吸附亚甲基蓝饱和的微硅粉依次干燥、600℃高温下煅烧2h, 然后再进行第二次吸附实验, 条件与第一次相同。再将微硅粉重新进行第二次干燥、煅烧, 接着进行第三次吸附实验, 条件同前。实验结果如表7所示。

由表7可知, 微硅粉吸附亚甲基蓝达饱和经600℃高温煅烧再生之后对亚甲基蓝吸附率仍可达94%以上, 说明微硅粉的重复利用性较好。

4 结束语

(1) 微硅粉对亚甲基蓝的吸附率随着微硅粉用量增加而增大, 当微硅粉用量增大到1g以上, 吸附率增加缓慢。

(2) 微硅粉对亚甲基蓝的最大吸附量达21.2mg/g, 其吸附规律较好的符合langmuir吸附等温式。

(3) 微硅粉对亚甲基蓝吸附速率较快, 在20℃条件下0.2g微硅粉对50.0m L含50.0mg/L的亚甲基蓝溶液吸附时间为20min时, 亚甲基蓝的吸附率可达92.97%。

(4) 微硅粉对亚甲基蓝的吸附随着温度升高而增加, 在20℃条件下吸附率达到90.84%, 说明在常温下也能有效吸附亚甲基蓝。

(5) PH对吸附率有较大影响。在酸性或碱性条件下, 微硅粉对亚甲基蓝的吸附率都较中性条件下高, 碱性越大越能发挥微硅粉的吸附性能。

(6) 吸附亚甲基蓝达饱和的微硅粉经高温煅烧再生之后, 对亚甲基蓝的吸附率达94%以上, 说明微硅粉的重复利用性较好。

参考文献

[1]实用工业硅技术编写组.实用工业硅技术[M].化学工业出版社, 2005:150-156.

[2]赵小蓉, 杜冬云, 陆晓华.累托石对亚甲基蓝吸附性能的研究[J].离子与交换吸附, 2003, 19 (4) :337-342.

[3]张国义, 程勇.二氧化硅对亚甲基蓝吸附性能的影响[J].环保科技, 2010, 16 (3) :23-25.

亚甲基蓝染料 篇6

1 实验部分

1.1 实验材料

羧甲基壳聚糖(自制)。

1.2 主要仪器和试剂

SHA-BC水浴恒温振荡箱;离心机TDZ4—WS;p H320-S酸度计;UV1102分光光度计;傅立叶红外光谱仪。

亚甲基蓝(C16H18Cl N3S.3H2O)。

1.3 实验方法

(1)亚甲基蓝溶液配制

准确称取10 mg亚甲基蓝药品于烧杯中,加水溶解完,转移到1L容量瓶,定容后摇匀,配制成10 mg/L的溶液。

(2)羧甲基壳聚糖对亚甲基蓝的吸附

取一定量的羧甲基壳聚糖放入100 ml浓度为10 mg/L的亚甲基蓝溶液中,在恒温振荡器常温条件下吸附振荡,振荡一定时间,每隔半小时吸取上清液,3 800 r/min离心7 min,在波长665 nm下,测定其吸光度A,计算脱色率。

式中,D为脱色率,A0和A1分别为吸附前后染料废水的吸光度。

2 结果与讨论

2.1 红外光谱表征

羧甲基壳聚糖与壳聚糖的红外光谱对比图,见图1。

由图1可见:N,O-羧甲基壳聚糖的红外光谱在3 452~3 000 cm-1处的强吸收峰变尖锐,强度变小。说明羟基和氨基存在的分子间氢键遭到破坏,在壳聚糖的羟基和氨基上发生了衍生反应。羧甲基壳聚糖在1 608 cm-1和1 419 cm-1处出现了羧甲基钠盐的特征吸收峰,分别为—CO2的不对称和对称伸缩振动吸收峰,而壳聚糖无1 409 cm-1吸收峰,说明壳聚糖发生了羧甲基化反应。1 032 cm-1处的一级羟基的C—O伸缩振动吸收峰明显减弱,有中等强度的吸收峰。在1 080 cm-1处O-H有面外弯曲振动峰,说明壳聚糖已经发生了羧甲基取代。

2.2 p H的影响

不同p H条件下,羧甲基壳聚糖吸附亚甲基蓝脱色率见表1。

由表1可知:在p H=2时,脱色率基本为0,这是由于羧甲基壳聚糖在强酸环境中完全溶解的缘故。p H逐渐增大,亚甲基蓝的脱色率也随之变大,p H为8时,脱色率最大。p H大于8时,脱色率变小,这是由于亚甲基蓝在水溶液中是呈+1价的有机阳离子[13],在较酸的的条件下,H+与正价的亚甲基蓝溶液产生竞争性吸附导致脱色率低[14]。亚甲基蓝在弱碱性条件下易于脱色,可能因为随着p H的增大,H+越来越少,亚甲基蓝的阳离子基团与羧甲基壳聚糖的带负电的羧基吸附点结合,有利于吸附。在强碱环境下,亚甲基蓝中的N原子电负性减小,染料呈现出来的阳离子性不太明显,所以与羧甲基壳聚糖中的-COOH的静电作用减弱,导致脱色率减小。

2.3 取代度的影响

取代度即每个糖单元上平均含有的羧甲基数。当p H=8,羧甲基壳聚糖投加量为0.1g,吸附时间为1h时,考察不同取代度对亚甲基蓝脱色率的影响,其结果见图2。

由图2所知,随着取代度的提高,脱色率逐渐增大,可能由于随着取代度的提高,羧甲基数量增多,使与亚甲基蓝反应的几率大,从而提高了脱色率。

2.4 脱乙酰度的影响

脱乙酰度即壳聚糖的活性基团自由氨基的含量。经不同脱乙酰度的壳聚糖改性后的羧甲基壳聚糖,在当p H=8,羧甲基壳聚糖投加量为0.1 g,吸附时间为1 h条件下,考察不同脱乙酰度对亚甲基蓝脱色率的影响,结果见图3。

由图3所知,随着脱乙酰度的提高,脱色率逐渐增大,可能由于随着脱乙酰度的提高,—NH2数量增多,随之在—NH2上的羧甲基反应几率增大,与亚甲基蓝反应的几率大,从而提高了脱色率。

2.5 温度的影响

温度对脱色率的影响见图4,由图可知,在一定范围内,升高温度有利于亚甲基蓝的脱色,在25℃时脱色率最大,高于25℃脱色率逐渐减小。可能由于该吸附为放热过程,低温度下有利于对亚甲基蓝的吸附。

2.6 正交优化实验

以p H、脱乙酰度、反应温度、取代度为四因素三水平正交实验,考察对亚甲基蓝脱色率的影响,见表2~3。

由表2可知:正交表中,脱色率最高为94%的因素水平为D2B1A3C3,与极差分析出来的优化方案D2B1A3C2不一致,所以要再次进行验证实验,结果表明,D2B1A3C3条件下,脱色率为92%。D2B1A3C2条件下,DS=93%。因此,羧甲基壳聚糖吸附剂对亚甲基蓝的脱色率影响程度大小的次序是,取代度>脱乙酰度>p H>温度。最高脱色率的最佳实验条件为D2B1A3C2,即取代度为0.9,脱乙酰度为80%,p H为8,反应温度为35℃。

通过F检验表,查得α=0.05和α=0.01时F1-α的值分别为12.06和5.41,计算结果见表3。

由表3可知,各影响因素均无显著影响,相对来讲,因素D的影响大些。

2.7 等温吸附线

图5为羧甲基壳聚糖在不同温度下(25、35、45℃)吸附亚甲基蓝的Freundlich等温吸附线,吸附等温线用式(2)拟合,结果见表4。

Freundlich方程:

由图5及表4可知,在不同的实验温度下,羧甲基壳聚糖对亚甲基蓝的吸附符合Freundlich等温吸附方程,吸附等温线模型方程相关系好,R2均在0.99左右。0﹤1/n<1,表明羧甲基壳聚糖表面分布着多种不同能量大小的吸附点[15],吸附比较容易。

2.8 吸附动力学

(1)平衡吸附量的测定

不同温度下的平衡吸附量,如图6所示,25oC为8.72 mg/g,35oC为7.34 mg/g,45oC为4.97 mg/g,吸附平衡时间均为60 min。

由图7及表5可知,在298K、308K、318K三个不同温度下,壳聚糖对亚甲基蓝的吸附过程符合伪二级动力学吸附速率模型,因为伪二级动力学模型包含吸附的所有过程,如表面吸附、外部液膜扩散和颗粒内部扩散等[16],该吸附过程是放热反应,降低温度有利于反应的进行,吸附速率常数也相应的减小。因此,吸附过程主要是化学吸附[[18]。

2.9 投资费用简要分析

在羧甲基壳聚糖吸附剂制备过程以及羧甲基壳聚糖吸附剂脱色过程中,采用的原材料为低脱乙酰度的壳聚糖,价格较便宜;实验设备易操作、实验试剂也较少且均为常规试剂、实验操作以及工艺流程简单可行不耗费人力成本。因此,羧甲基壳聚糖吸附剂制备投入成本和脱色运行费用较少,具有一定的市场优势。

3 结论

(1)羧甲基壳聚糖吸附剂对亚甲基蓝的脱色率影响程度大小的次序是,取代度>脱乙酰度>p H>温度。最高脱色率的最佳实验条件为D2B1A3C2,即取代度为0.9,脱乙酰度为80%,p H为8,反应温度为35℃,脱色率达到93%。

粉煤灰对亚甲基蓝吸附行为的研究 篇7

亚甲基蓝 (MB) 是一种暗绿色并略带金属光泽的粉末状有机物, 是一种具有代表性的造纸、印染废水[1]。 它的色度大、 排放量大、 且抗光解、抗氧化和抗生物分解使得处理起来更加复杂, 成为了环境工程污水处理方面的一个难题[2,3]。因此, 有必要对其进行去除。

山西省是煤炭资源的主要来源, 作为煤炭的废弃物粉煤灰, 它是一种比较复杂的混合物, 具有一定活性的多孔球状细小颗粒, 比表面积大, 对水体中的杂质具有较好的吸附性能, 同时其结构中含有Al2O3、CaO等许多活性组分[2,4,5,6], 在国外目前已被应用于工业废水的处理。利用粉煤灰对工业废水进行处理是一种“以废治废”的方法, 对环境没有而二次污染且处理费用低、效果好。

研究表明, 粉煤灰对吸附法[7,8,9,10]除亚甲基蓝具有出水稳定、工艺流程简单、经济实惠等优点, 适合于各种浓度含亚甲基蓝的废水[11]。粉煤灰在作为某种废水的处理工艺[12,13,14]时, 很大程度上改善废水的水质, 提高废水的再利用率。粉煤灰由于其自身特殊的优点可直接用于废水处理, 而且效果较好。综合利用我市的粉煤灰, 变废为宝。对于节约能源和原材料, 提高资源的综合利用率具有十分重要的意义[15,16,17,18]。因此, 本研究采用以研磨后的粉煤灰为吸附剂, 通过对其表面结构的分析, 系统的研究了其对水中的亚甲基蓝的吸附性能及影响吸附效果的相关因素, 为粉煤灰去除水中亚甲基蓝提供理论指导。

1 实验材料与方法

1.1 实验原料与仪器

粉煤灰取自吕梁市某锅炉房;亚甲基蓝 (分析纯, 天津市科密欧化学试剂有限公司) ;傅立叶红外光谱仪 (VECTOR-22型, 德国BRUKER公司) ;紫外可见分光光度计 (UV-1801, 北京瑞利分析仪器公司) ;X射线衍射仪 (XD系列, 北京谱析通用仪器有限责任公司) ;气浴恒温振荡器 (THZ型, 上海博讯实业有限公司医疗设备厂) 。

1.2 吸附剂的制备

用分析天平称取约10g的粉煤灰, 把称量好的粉煤灰放入研钵中充分研磨, 直至粉煤灰被全部磨成细粉状, 再用滤筛把研磨好的粉煤灰筛2-3遍以保证粉煤灰中全为粉末状。将过筛后的粉煤灰置于干燥器中105℃下干燥24h, 最后将烘干后的粉煤灰研细放入干燥器中备用。

1.3 吸附实验

将一定量的吸附剂加入到40mL的MB溶液中, 在一定温度和速度下振荡8h。吸附平衡后将其过滤, 测定滤液中的MB的含量。MB的吸附量采用下式 (1) 计算。以qe-Ce做图, 绘制吸附等温线。

式中:qe为平衡吸附量 (mg/g) ;C0与Ce分别为亚甲基蓝的初始浓度与吸附平衡浓度 (mg/L) ;V为溶液体积 (L) ;M为所用FA的质量 (g) 。

2 实验结果与讨论

2.1 吸附平衡实验

吸附等温线[8]主要是用来描述吸附剂粉煤灰和吸附质亚甲基蓝之间的相互作用, 可以说明影响吸附机制的一个因素。分别称取20mg的粉煤灰加入到40m L一系列不同浓度的亚甲基蓝溶液中, 依据实验方法进行测定, 并根据式 (1) 计算亚甲基蓝的平衡吸附量。

图1显示的是在常温25℃下, 粉煤灰对亚甲基蓝溶液的吸附结果谱图。由图2可以直观看到, 粉煤灰对亚甲基蓝溶液的吸附量随着亚甲基蓝溶液的平衡浓度的升高而不断增加, 且增加的趋势逐渐减小。为了进一步了解吸附机理, 实验数据采用Langmuir吸附等温方程 (式2) 和Freundlich吸附等温方程 (式3) 进行拟合。拟合后的相关参数见表1。

Langmuir方程:

式中, qe为饱和时粉煤灰对亚甲基蓝的最大吸附量 (mg/g) , b为亲和系数 (L/mg) , Ce为溶液的平衡浓度 (mg/L) , qm为理论的最大平衡吸附量 (mg/g) 。

Freundlich方程:

式中, qe是饱和时粉煤灰对亚甲基蓝的最大吸附量 (mg/g) , kf是Freundlich的吸附常数 (L/mg) , Ce是溶液的平衡浓度 (mg/L) , n是与温度有关的特性常数。

表1中的Langmuir模型和Freundlich模型的方程参数进行比较, 用Freundlich拟合的相关系数更高, 采用Langmuir得出的最大吸附量 (99.01mg/g) 与实际实验测出的数据 (103.75mg/g) 。由此可以得出, FA对MB的吸附可用Freundlich拟合, 且n>1, 表明FA对MB的吸附是非均质的优惠吸附。主要是因为吸附剂吸附亚甲基蓝过程中影响吸附效果的主要因素是它的表面化学性质外, 亚甲基蓝分子之间还有微小的作用。

2.2 吸附剂的投加量对取去除率的影响

图2为粉煤灰的投加量对相同浓度的亚甲基蓝溶液的去除效率。由图可知, 随着粉煤灰投加量的增加, 粉煤灰对亚甲基蓝溶液的去除率逐渐增大, 当粉煤灰的投加量增加到一定程度时, 粉煤灰对亚甲基蓝溶液的去除率增加的幅度变小, 趋于稳定。因此, 当粉煤灰的最佳用量是在体积为40mL浓度为30mg/L的亚甲基蓝溶液中加入50mg , 去除率达到为80.79%, 当粉煤灰的用量继续增加, 亚甲基蓝的去除率持于稳定。

2.3 p H对吸附的影响

分别称取7份20mg的吸附剂加到40m L浓度为20mg/L的亚甲基蓝溶液中。用0.1mol/L的NaOH和HCl溶液调整反应液的pH。在与吸附等温线相同的条件下反应, 吸附平衡后计算亚甲基蓝的平衡吸附量。实验结果如图3所示。

由图3可知, 随着亚甲基蓝溶液由酸性向碱性的过渡, 在酸性范围内, 随着pH增大, 吸附量逐渐增大, 在中性条件下吸附量最大, 之后随着pH的增大, 吸附量呈现降低的趋势。表明在酸性条件下, 溶液中的H+和吸附剂表面的羟基发生反应, 减少了吸附剂表面的负电荷, 所以随着溶液酸性的减弱, 平衡吸附量逐渐增大, 当pH为6~7时, 吸附量达到最大值。

2.4 温度对去除率的影响

图4为吸附温度对去除率的影响。由图可知, 随着温度的升高, 粉煤灰对亚甲基蓝溶液的去除率逐渐增大, 当温度增加到35℃时, 粉煤灰对亚甲基蓝溶液的去除率达到最大, 当温度再升高时粉煤灰对亚甲基蓝溶液的去除率反而降低。因此, 吸附的最佳温度为35℃。

采用25℃吸附后滤液做比色度实验。结果表明, 吸附前原溶液 (30mg/L) 的亚甲基蓝的色度是12100, 吸附后30mg/L的亚甲基蓝的色度是3000 。所以, 20mg粉煤灰对体积为40mL浓度为30mg/L亚甲基蓝色度的去除率为75.21%。

3 结论

通过对研磨后的粉煤灰进行粒度分析, 可知粉煤灰具有较大的粒径和比表面积, 自身具有良好的吸附性能, 主要有:

( 1 ) 温度对FA吸附剂对M B的吸附有影响, 35℃时, 吸附效果最好; 吸附等温线可以用Freundlich方程模拟, 吸附过程为非均质吸附。

( 2 ) 当p H为6-7 时, MB在FA吸附剂上的吸附量最大;当pH值大于7时, 随着pH值升高, 吸附量迅速下降。

亚甲基蓝染料 篇8

氧化铋粉体与二氧化钛类似, 这引起了研究者们的高度关注。铋系催化剂主要分为:a.铋的氧化物;b.钛酸铋系催化剂;c.复合型催化剂[1]。铋系化合物的在光反应催化中针对降解污染物与水分解制氢领域。Yongjiao Wang等[2]采用浸渍煅烧法制备Ca Bi6O10催化剂具有良好的光吸收和特殊电子结构使其光降解活性高。复合材料物质的晶体结构和电子结构的多样性, 使一类物质更具有研究价值。

本文通过等量浸渍法并控制不同焙烧温度制备Ca Bi OX系列光催化剂材料, 对比研究其在可见光区对亚甲基蓝的光催化降解活性。

1 实验部分

1.1 催化剂制备

称取Bi (NO3) 3·5H2O, 将其放置于马弗炉中, 空气气氛中以5℃/min的升温速率升至500℃焙烧5 h, 得氧化铋。称量0.853 g的Ca (NO3) 2·4H2O溶于5 m L蒸馏水, 再称取5 g氧化铋, 将其倒入溶液中浸渍10 h。水浴蒸干并放入烘箱干燥10 h。得到淡黄色固体, 样品命名为Ca Bi Ox前驱体。称取等分量的Ca Bi Ox前驱体, 在马弗炉中空气气氛下分别于550℃、600℃、650℃焙烧12 h, 依次得到样品Ca Bi Ox-550℃、Ca Bi Ox-600℃、Ca Bi Ox-650℃。

1.2 光催化降解反应

选用200 W钨灯为可见光源, 5 mg/m L催化剂对10-5 mol/L亚甲基蓝 (MB) 溶液进行光催化降解反应。采用UV-vis分光光度计在波长665 nm处测定吸光度, 并根据标准曲线得到MB的浓度并计算MB的降解率。

2 结果与讨论

图1为Ca Bi Ox系列催化剂在可见光灯源下的光催化降解反应的降解率。从降解率线性图可以看出Ca Bi Ox系列催化剂的催化效果远远强于亚甲基蓝自降解反应效果。在120 min时催化剂Ca Bi Ox-550℃、Ca Bi Ox-600℃已经完全降解MB溶液, 稍后在180min左右时Ca Bi Ox-650℃催化剂也完成了对MB溶液的降解反应。比较降解率曲线可知光催化降解效率为催化剂Ca Bi Ox-600℃>Ca Bi Ox-550℃>Ca Bi Ox-650℃。以Ca Bi O-550o C为例, 研究同一实验条件下不同光源对光催化降解反应的影响。表1为催化剂Ca Bi O-550℃分别在灯源下与太阳光下对亚甲基蓝光催化降解75min时的降解率。如表可知, 太阳光下催化剂的光催化降解率为71.181%远远高于灯源下催化剂光催化活性。催化剂可能对紫外光区的光源有吸收利用使得其在太阳光下的光催化活性更高。

本文考察了焙烧温度对Ca Bi Ox催化剂的光催化降解性能的影响。结果表明在灯源下, 催化剂都表现出较好的光催化活性, 其中Ca Bi Ox-600℃催化剂的光催化活性最高。考察太阳光下和灯源下催化剂光降解亚甲基蓝的活性, 发现太阳光下催化剂的光催化性能更好。

参考文献

[1]姚三丽, 陈建林, 高强立.铋系可见光催化剂研究进展[J].工业催化, 2009, 17 (1) :7-10.

亚甲基蓝染料 篇9

1 实验部分

1.1 试剂与仪器

石墨粉 (化学纯) , 98%浓硫酸、亚甲基蓝、硝酸钾、高锰酸钾、36%浓盐酸、30%过氧化氢, 均为分析纯, 以上药品均购自国药集团化学试剂有限公司。

德国布鲁克D8系列X-射线 (粉末) 衍射仪分析产物物相;日本岛津FTIR-8400s红外光谱仪KBr压片法测定红外光谱;722分光光度计测定氧化石墨的吸附性能。

1.2 氧化石墨的制备及对亚甲基蓝的吸附

采用Hummers法制备氧化石墨, 将氧化石墨分散在乙醇中平铺在干净的玻璃板上, 待乙醇挥发后得到氧化石墨备用。

染料废水按实际使用工艺配方[15]配制, 由于亚甲基蓝的浓度大于8.00mg/L时的吸光度与浓度的关系开始偏离线性关系, 所以将溶液稀释至8.00mg/L后用于氧化石墨的吸附研究。

吸取80.00mL浓度为8.00mg/L的模拟亚甲基蓝废水于150mL烧杯中, 在一定的温度和pH下, 加入一定质量的氧化石墨恒温吸附一定时间, 吸取混合液进行离心分离, 取上清液于最大吸收波长668nm处测定吸光度, 按式 (1) 计算吸附率。

式中, A0为亚甲基蓝溶液的初始吸光度;A为吸附后亚甲基蓝溶液吸光度。

2 结果与讨论

2.1 材料的表征

2.1.1 XRD分析

由图1可见, 氧化石墨吸附亚甲基蓝前后的XRD图类似, 说明氧化石墨吸附了亚甲基蓝后仍保持层状结构, 但层间距由氧化石墨0.85nm (2θ=10.37°) 增加到0.87nm (2θ=10.18°) , 可能是染料分子进入到层间取代了层间原来的水分子引起的。

2.1.2 FT-IR分析

由氧化石墨 (a) 及吸附亚甲基蓝 (b) 后的FT-IR谱图 (图2) 可见, 氧化石墨3391cm-1吸收峰处归属于氧化石墨上的羟基和层间吸附的水分子的-OH的伸缩振动峰;1719cm-1, 1618cm-1处的吸收峰归属为C=O和骨架C=C的双键伸缩振动峰;1225cm-1处的吸收峰归属于C-O的伸缩振动峰;1049cm-1处的吸收峰归属于C-O-C的伸缩振动峰;吸附亚甲基蓝后, 羟基伸缩振动峰移至3449cm-1处, C=O伸缩振动峰红移并与骨架C=C的双键伸缩振动峰重合在1684cm-1~1634cm-1, 这是由于羧基与亚甲基蓝阳离子结合引起的;吸附亚甲基蓝后C-O-C的伸缩振动峰移动到1084cm-1, 红外光谱图中没有明显的亚甲基蓝的吸收峰表明吸附的量不多, 吸收峰的位移表明吸附是化学吸附。

2.2 氧化石墨对亚甲基蓝的吸附

2.2.1 氧化石墨用量的影响

在25℃下, pH=10.95下测得了氧化石墨用量与吸附率的关系如图3。

随着氧化石墨用量的增加, 吸附率增加, 当氧化石墨用量大于约0.14g时吸附率不再升高, 即处理80mL 8.00mg/L的亚甲基蓝废水时, 吸附率约91%, 吸附量为4.2mg亚甲基蓝/g氧化石墨, 氧化石墨的适宜用量为0.14g。

2.2.2 pH的影响

调节pH=3.00、4.96、6.73、9.12和10.95后, 加入0.14g氧化石墨, 在25℃下进行吸附, 吸附率与时间关系如图4。

pH值增大对吸附有利, 这是由于亚甲基蓝是阳离子染料, pH较大时氧化石墨表面的羟基、羧基等脱去质子带负电, 由于静电作用增强使得在pH较大时对吸附有利。pH继续增大, 由于氧化石墨过量脱质子引起氧化石墨分散在废水中不易分离使得吸光度不易准确测定, 故最佳pH选择为10.95。

2.2.3 温度对吸附的影响

准确称取0.14g氧化石墨固体, 在pH=10.95, 吸附温度与吸收率的关系如图5。

吸附速率随温度升高先增后降, 在46℃时较大。我们认为在温度较低时, 亚甲基蓝分子的运动速度较慢而不易扩散进入到氧化石墨层间使吸附速度较小;当温度过高时, 由于分子运动速度太大, 对脱附有利, 因而吸附的温度不易过高或过低。

2.3 氧化石墨吸附亚甲基蓝的吸附动力学

将吸附温度23~46℃间的吸附数据进行动力学拟合, 当按一级反应积分动力学拟合结果较好。以 对t作图 (图6) , 拟合结果见图6。

相关动力学数据见表1。

根据阿伦尼乌斯公式:

对表1数据进行拟合, 见图7。

由直线斜率的活化能E=71.73kJ/mol, 指前因子lnA=24.93, 活化能的大小介于化学反应之间, 表明该吸附过程为化学吸附。

3 结论

采用Hummers法制得了氧化石墨并用于对低浓度的亚甲基蓝溶液吸附。通过XRD、SEM、FT-IR对吸附前后的氧化石墨进行了表征, 对吸附过程进行了动力学拟合, 结果表明吸附为化学吸附, 吸附率约91%, 吸附量为4.2mg亚甲基蓝/g氧化石墨, 吸附活化能E=71.73kJ/mol, 指前因子lnA=24.93。

摘要：采用Hummers法制得了氧化石墨, 研究了氧化石墨对低浓度的亚甲基蓝溶液的吸附作用, 探讨了氧化石墨的用量、pH、温度等对吸附的影响, 以XRD和FT-IR对吸附前后的氧化石墨进行了表征。对吸附过程的动力学拟合表明吸附符合一级反应的动力学, 吸附活化能E=71.73kJ/mol, 指前因子lnA=24.93。结果表明吸附为化学吸附, 吸附率约91%, 吸附量为4.2mg亚甲基蓝/g氧化石墨。