阴离子吸附（精选10篇）
阴离子吸附 篇1
1 引言
粉煤灰是燃煤电厂排放的一种固体废弃物, 可用于土壤、水泥添加剂及建筑用砖。但由于工业用煤量巨大, 大量煤灰难以处理大量堆积, 既占用土地, 又污染环境, 浪费资源。粉煤灰是一种吸附材料, 含有多孔玻璃体、多孔碳粒, 呈多孔性蜂窝状组织, 比表面积较大, 同时具有活性基团和较高的吸附活性[1~3]。研究表明, 粉煤灰及其合成材料作为吸附剂对重金属离子与无机阴离子具有较高的吸附特性[4~7]。然而, 当重金属离子与多种无机阴离子共存条件下, 粉煤灰合成材料对其的吸附性能的相关研究并不多见。本研究利用粉煤灰合成的沸石材料为基本吸附剂, 吸附磷酸根离子、氟离子与重金属离子六价铬。主要考察吸附剂投加量对粉煤灰合成沸石吸附磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的影响研究。
2 试验材料和方法
2.1 试验器材
本次实验所用的粉煤灰样品取自江苏太仓协鑫发电厂, 主要化学成分为:SiO2质量分数为51.06%, Al2O3质量分数为32.36%, Fe2O3质量分数为4.68%, CaO质量分数为2.91%, TiO2质量分数为1.17%, MgO质量分数为0.9%。
实验所用的仪器有:THZ-82型恒温振荡器 (金坛市顺华仪器有限公司) , PHS-3C型氟离子选择电极 (上海雷磁仪器厂) , 722N型分光光度计 (上海精科实业有限公司) 。
2.2 试验方法
2.2.1 粉煤灰合成沸石的制备与改性
根据文献[8], 粉煤灰合成沸石的制备过程为:将2g粉煤灰加入到50mL的浓度为8mol/L的KOH溶液中, 在95℃下反应48h。完成后将得到的材料用去离子水水洗至中性后在105℃的烘箱中干燥至恒重。合成完成后, 所有样品均经过X射线衍射分析鉴定, 确定为粉煤灰合成沸石。
沸石的改性过程为[9]:将60g合成沸石置于250mL的锥形瓶中, 加入180mL浓度为0.066mol/L的HDT-MA溶液, 放入温度为25℃, 转速为150r/min的恒温振荡器中振荡8h, 过滤后用去离子水水洗后风干即得改性沸石。
2.2.2 试验步骤
(1) 标准曲线的绘制。采用钼锑抗分光光度法测定磷酸根离子、二苯碳酰二肼分光光度法测定六价铬离子、离子选择电极法测定氟离子的标准曲线, 实验结果分别如图1、图2与图3所示。
(2) 样品测定。在10mL具塞聚丙烯管中投加一定量合成的粉煤灰合成沸石, 并移取一定体积的磷酸根离子、氟离子与六价铬离子溶液。用0.01mol/L的盐酸和氢氧化钠溶液调节其pH值后, 置于一定温度下的水浴恒温振荡器中进行震荡吸附反应 (120r/min) 。吸附实验完成后利用0.45μm的水系滤膜对混合液进行过滤。在722N分光光度计上测定样品中磷酸根离子与六价铬离子的吸光值, 利用氟离子电极测定样品中氟离子的电位值, 并根据绘制的标准曲线分别得出未知样品中磷酸根离子、六价铬离子与氟离子的含量。
2.2.3 分析方法
3 结果与讨论
3.1 不同吸附剂量时粉煤灰合成沸石对3种离子的吸附去除率
不同吸附剂投加量时粉煤灰合成沸石对磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的吸附去除率的影响如图4所示。其中, 水样中PO43-、F-、Cr2O72-的物质的量浓度为0.2mmol/L, 即质量浓度分别:PO43-为19mg/L, F-为3.8mg/L, Cr2O72-为14.4mg/L。吸附反应温度在50℃时进行, 吸附的反应时间为4h, 吸附体系的初始pH为7。粉煤灰合成沸石的投加量分别为0.5g/L, 1.0g/L, 2.0g/L, 3.0g/L, 4.0g/L, 6.0g/L, 8.0g/L, 10.0g/L。由图4可以看出, 吸附剂量对粉煤灰合成沸石吸附磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的去除率影响均非常显著。随着粉煤灰合成沸石投加量的逐渐增加, 其对磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的吸附去除率均不断提高。当沸石投加量为0.5~3g/L时, 粉煤灰合成沸石对PO43-的吸附去除率由14.08%增加到17.93%, 粉煤灰合成沸石对Cr6+的吸附去除率由78.29%提高到80.48%。当沸石投加量为1~3g/L时, 粉煤灰合成沸石对F-的吸附去除率由8.31%增加到13.68%。吸附剂投加量提高到6g/L时, 粉煤灰合成沸石对PO43-的吸附去除率提高到22.89%, 对Cr6+的吸附去除率提高到85.59%。而粉煤灰合成沸石投加量为3~6g/L时, 其对F-的吸附去除率几乎不变。
当吸附剂投加量进一步提高到10.0g/L时, 粉煤灰合成沸石对三种离子的去除率均进一步提高。吸附剂对PO43-的吸附去除率进一步提高到28.40%;对Cr6+的吸附去除率进一步提高到91.79%;对F-的吸附去除率进一步提高到19.05%。由图4可知, 随着粉煤灰合成沸石投加量的不断增加, 其对3种离子磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的吸附去除率均逐渐提高。此外, 在粉煤灰合成沸石的投加量相同时, 其对磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的竞争吸附顺序为:Cr6+>PO43->F-, 且这三种离子的竞争吸附顺序不会随着粉煤灰合成沸石投加量的增加而有所变化。由图4还可看出, 随着粉煤灰合成沸石投加量从8.0g/L增加到10.0g/L时, 其对三种离子磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的吸附去除率增长不多, 趋于平衡。
3.2 不同吸附剂量时粉煤灰合成沸石对三种离子的饱和吸附量
图5为不同吸附剂投加量时粉煤灰合成沸石对磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的饱和吸附量的影响。由图5可以看出, 粉煤灰合成沸石对磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的饱和吸附量受吸附剂投加量的影响显著。随着粉煤灰合成沸石投加量的不断增加, 单位质量的沸石吸附剂对磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的吸附容量均不断下降。当沸石投加量为0.5~3g/L时, 粉煤灰合成沸石对3种离子的饱和吸附量随着吸附剂投加量的增大而迅速下降。
粉煤灰合成沸石对PO43-的饱和吸附量由5.35mg/g下降到1.14mg/g, 对Cr6+的饱和吸附量由32.57mg/g下降到5.58mg/g。粉煤灰合成沸石对F-的饱和吸附量在吸附剂投加量为1g/L增加到3g/L时, 其从0.316mg/g下降到0.173mg/g。吸附剂投加量从3g/L提高到6g/L时, 粉煤灰合成沸石对3种离子的饱和吸附量随着吸附剂投加量的增大而继续下降, 但下降速度有所减小。粉煤灰合成沸石对PO43-的饱和吸附量在吸附剂投加量为6g/L时下降到0.725mg/g, 对Cr6+的饱和吸附量在吸附剂投加量为6g/L时下降到2.97mg/g, 对F-的饱和吸附量在吸附剂投加量为6g/L时下降到0.087mg/g。当吸附剂投加量进一步提高到10.0g/L时, 粉煤灰合成沸石对3种离子的饱和吸附量进一步下降, 且下降趋势平缓。粉煤灰合成沸石对PO43-的饱和吸附量下降到0.540mg/g, 对Cr6+的饱和吸附量下降到1.909mg/g, 对F-的饱和吸附量下降到0.072mg/g。
吸附剂投加量增加以后, 其与水中磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的接触面积也随之增加, 从而使得吸附剂的利用率有所降低, 饱和吸附量下降。此外, 在粉煤灰合成沸石的投加量相同时, 其对磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的饱和吸附量大小顺序为:Cr6+>PO43->F-, 且这3种离子的饱和吸附量大小顺序不会随着粉煤灰合成沸石投加量的增加而有所变化。
4 结语
(1) 吸附剂投加量对粉煤灰合成沸石吸附磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的去除率影响显著。随着粉煤灰合成沸石投加量的逐渐增加, 其对3种离子的吸附去除率均不断提高。
(2) 在粉煤灰合成沸石的投加量相同时, 其对磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的竞争吸附顺序为:Cr6+>PO43->F-, 且这3种离子的竞争吸附顺序不会随着粉煤灰合成沸石投加量的增加而有所变化。
(3) 吸附剂投加量对粉煤灰合成沸石吸附磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的饱和吸附量影响显著。随着粉煤灰合成沸石投加量的不断增加, 单位质量的沸石吸附剂对3种离子的吸附容量不断下降。
(4) 在粉煤灰合成沸石的投加量相同时, 其对磷酸根离子、氟离子与六价铬离子的饱和吸附量大小顺序为:Cr6+>PO43->F-。
参考文献
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阴离子吸附 篇2
细菌对铅离子的生物吸附研究
研究了沧州地区中国石油华北石化分公司附近的`土壤中接种培养、驯化的细菌(简称优势菌)对Pb2+的吸附行为.结果表明:在温度为25℃,吸附时间为50 min,pH=6.0,铅离子初始质量浓度为25 mg/L,菌的质量浓度为2 g/L(湿重)时,铅离子的吸附率可达94.1%;当Pb2+的质量浓度为250 mg/L时,吸附量可达71.4 mg/g.其模型符合Langmuir和Freudlieh方程.
作 者：郑韶娟 马学伟 李云凯 张志众 ZHENG Shao-juan MA Xue-wei LI Yun-kai ZHANG Zhi-zhong 作者单位：唐山学院,环境与化学工程系,河北,唐山,063000刊 名：唐山学院学报英文刊名：JOURNAL OF TANGSHAN COLLEGE年，卷(期)：22(6)分类号：X703关键词：优势菌 铅离子 吸附
阴离子吸附 篇3
摘要：采用5种不同价态阳离子盐对天然斜发沸石进行改性，通过SEM，EDS，ICP以及氮吸附分析仪等测试手段对改性前后的沸石颗粒进行表征，发现不同价态阳离子和相同价态不同阳离子的盐改性沸石后对其物化性质和应用性能均会产生影响.EDS及ICP测试发现由于离子交换作用改性后沸石中5种盐对应的金属阳离子含量均会升高，其中KCl改性沸石中钾元素含量增加量最多.比表面积与孔径分布测试结果发现随着阳离子价态升高，沸石比表面积下降幅度逐渐增大，其中一价钾盐的改性沸石比表面积下降幅度最小为33.9 m2/g，三价铝盐下降幅度最大为29.27 m2/g；而改性沸石孔体积变化规律有所不同，其中一价盐改性沸石介孔体积增加量最大、大孔体积减少量最多.对不同价态阳离子盐改性沸石进行了阳离子交换容量和污水脱氮能力测试，结果表明，其阳离子交换容量和脱氮能力大小排序为：NaCl>AlCl3>CaCl2>MgCl2>KCl.说明改性沸石的污水脱氮能力与其阳离子交换容量呈正相关关系，但是阳离子价态的高低与改性沸石的阳离子交换容量、比表面积、孔体积和脱氮能力并不是正相关关系.
关键词：沸石；盐改性；阳离子价态；阳离子交换容量；氨氮吸附
中图分类号：X703文献标识码：A
沸石是一种分布较多的天然矿物，因其特殊的单斜晶体结构，具有特异性吸附作用，已被广泛应用到水处理领域.天然沸石形成时由于受地质条件及环境条件的影响，孔道分布不均匀且相互不连通，孔道含杂质也较多.为了提高其吸附水中氨氮等污染物的能力，目前常用的沸石改性方法有焙烧改性、微波改性、碱改性、酸改性、盐改性、稀土改性和表面活性剂改性等[1].
盐改性对提高沸石的氨氮吸附能力优于其他改性方法，国内外许多研究者对盐改性进行了系统的研究.Huo等[2]发现，沸石经2%的NaCl改性2 h后，再经0.4% FeCl3改性1 h，将复合改性后的沸石在200 °C下焙烧1 h，其氨氮去除率可达98.46%，氨氮的吸附过程满足Elovich吸附动力学方程，符合Langmuir吸附等温模型.江乐勇等[3]用质量分数为5.66%的NaCl改性沸石时，氨氮去除率为77.46%，较原沸石提高了24.17%；同时发现盐改性后的沸石进行焙烧复合改性，焙烧温度500 ℃，焙烧0.5 h，氨氮的去除率可以达到84.87%.
常规的盐改性研究主要集中在描述一种盐对沸石的改性作用，包括改性的最佳条件、改性后沸石对氨氮的吸附特征、改性及吸附机理，但是对于不同价态阳离子盐改性沸石的差异和结果分析研究未见报道.本文挑选了5种较常用、阳离子价态不同的盐对沸石进行改性，考察了5种盐改性对沸石形貌、孔道特征、阳离子交换容量、氨氮吸附能力的影响，并分析不同物理化学特征变化对沸石氨氮吸附能力的影响程度，研究成果对于盐改性非金属矿物制备环境材料具有一定的指导意义.
1试验材料与方法
1.1盐改性沸石的制备方法
选取阳离子为不同价态的盐（NaCl，MgCl2，CaCl2，KCl，AlCl3）分别配制浓度为3.0 mol/L的溶液200 mL于锥形瓶中，加入6 g沸石，放入全温振荡培养箱中，在200 r/min，25 ℃条件下振荡12 h，用0.45 μm滤膜过滤并用蒸馏水冲洗沸石至滤液为中性，低温烘干得到盐改性沸石，并做2组平行样，将改性后样品进行混合.
1.2测试及表征方法
配制6 mg/L的氨氮水样200 mL于250 mL锥形瓶中，分别投入0.4 g天然沸石和改性沸石，放入全温振荡培养箱中，在25 ℃，200 r/min条件下搅拌4 h，用0.45 μm滤膜过滤并通过纳氏分光光度法测试氨氮剩余浓度.采用甲醛法测定阳离子交换容量[4].氨氮吸附实验与阳离子交换容量实验均为一式三份.
采用日本产JSM6510A型扫描电镜观察改性沸石前后形貌变化，通过EDS能谱分析改性沸石化学元素成分变化，采用ICPOES测试改性溶液中剩余离子浓度，采用金埃谱VSorb 4800P氮吸附分析仪对改性沸石比表面积及孔径特征进行分析测定.
2结果与讨论
2.1不同价态阳离子盐改性前、后沸石的SEM测试
5种不同的盐改性沸石的形貌变化如图1所示.由图1可知，不同盐改性沸石形貌特征相互间存在差异，但均出现不同程度的沟壑与碎片，并增加了沸石表面细小孔洞数量.天然沸石与NaCl改性沸石孔道堵塞较严重，而其它几种盐改性后的沸石表面变得比较松软，孔结构更加明显，结合氨氮测试结果发现与孔道和比表面积关系较大的静电吸附作用不是增强改性沸石吸附氨氮能力的主导作用，这与Katal等[5]、林建伟等[6]的研究结果较一致，沸石对氨氮的吸附作用以离子交换为主，且钠离子的作用比较明显[7].同时发现不同价态阳离子盐改性后，沸石的形貌变化与阳离子的价态关系不大，而与阳离子盐的种类有关.
2.2不同价态阳离子盐改性对沸石组份的影响分析
表1为盐改性前后沸石的EDS面分布测试结果，表2为采用ICPOES测试不同盐改性后残留在溶液中的离子浓度.结果表明，5种不同阳离子价态盐改性后沸石的化学成分会发生不同程度的变化，其对应的金属阳离子含量会升高，而硅元素的含量几乎不变，KCl改性沸石中的钾元素质量分数由1.39%增加到3.33%，变化程度最大.NaCl改性后，钠元素的含量增加也较多，质量分数由0.86%增加到1.72%.MgCl2，CaCl2，AlCl3改性后对应阳离子的质量分数分别增加了0.41%，0.52%和0.38%.Ca2+，Mg2+和Al3+对沸石中K+，Na+的置换能力较弱，因此K盐和Na盐改性沸石，除Mg元素外，所有金属元素含量均会下降，Na，K元素含量上升，而Ca，Mg和Al盐改性时，Na，K元素含量下降较小[6].表明5种盐改性时其金属阳离子会与沸石中的金属阳离子发生离子交换作用，这与ICPOES测试结果一致.
ICPOES测试结果可以看出5种盐改性后溶液中几乎没有Al，Si元素，K，Na元素增加最多，Ca元素也有一定量的增加，Mg元素增加量较少，这与EDS结果较一致.Mg元素虽然为二价离子，价态低于Al元素，但溶液中离子浓度增加较少是因为Mg2+半径（0.78 ）比K+（1.33 ），Na+（0.95 ）和Ca2+（1.05 ）半径都小，进入沸石孔道更为容易，同时含量较低，对其交换作用不明显，因此其它盐改性时Mg元素含量变化较小，溶液中增加的也较少，这也表明沸石中Mg2+活性较差，很难与溶液中半径大的离子进行交换[8].
5种盐改性后，沸石中金属阳离子含量的变化及溶液中离子浓度的变化与斜发沸石优先交换的离子顺序为[9]： K+>NH4+> Na+>Ca2+ >Al3+ > Mg2+呈正相关关系.说明溶液中增加的离子浓度，是通过盐改性时的离子交换作用产生的.一价阳离子盐NaCl与KCl改性后，溶液中增加的离子浓度最多.这是因为K元素与Na元素排在斜发沸石优先交换离子顺序的最前面且均为一价离子，KCl与NaCl改性最易交换出沸石中的其它金属阳离子，使改性溶液中相应的金属阳离子浓度增加.结果还可以发现，沸石中K元素最易被其它阳离子交换出来，因此非钾盐改性溶液中K离子浓度增加最多.阳离子价态越低越易被交换，但盐改性对沸石中离子的交换作用还受其它因素的影响，包括离子半径与活性等因素.
2.3盐改性对沸石孔道特征的影响
图2为盐改性沸石比表面积变化结果，可以发现，沸石经盐改性后比表面积均会小幅下降，其中一价的阳离子盐KCl改性沸石下降幅度最小，为33.9 m2/g；三价的阳离子盐AlCl3改性沸石下降幅度最大，为29.27 m2/g.结合EDS结果，5种盐改性后其对应的金属阳离子含量会增加，表明盐中的金属阳离子与沸石中的元素可能会发生离子交换反应.K+与骨架氧的作用力较弱，所以吸附进入沸石孔道的K+也较少，因此其比表面积下降幅度较其它盐改性沸石小；而AlCl3改性时，Al3+进入沸石取代沸石四面体硅的位置，Al-O键（1.75 ）比Si-O（1.60 ）长，导致晶胞扩张，部分孔道联通，大孔增加[10-11]，这可能是导致沸石比表面积下降的原因.
盐改性沸石总孔体积和孔径分布变化如图3所示.结果发现，除三价盐AlCl3改性沸石外，其它盐改性沸石微孔变化较小，介孔增加，大孔减少，总孔体积小幅降低.其中一价盐NaCl和KCl改性沸石孔径分布变化较为明显，NaCl，KCl改性沸石介孔体积分别从天然沸石的0.044 9 cm3/g增加至0.050 1 cm3/g，0.049 4 cm3/g；大孔体积从天然沸石的0.017 9 cm3/g降至0.007 5 cm3/g，0.009 8 cm3/g.这是因为EDS，ICPOES结果发现NaCl，KCl改性后沸石中及改性溶液中阳离子含量的变化最大.Na元素与K元素可交换沸石中较大的阳离子，并进入骨架中，引起介孔增加.MgCl2和CaCl2改性沸石介孔与大孔体积变化幅度较小，介孔体积分别为0.046 2 cm3/g，0.046 8 cm3/g；大孔体积为0.155 cm3/g和0.160 cm3/g.AlCl3改性沸石总孔体积从天然沸石的0.076 1 cm3/g增加至0.081 6 cm3/g，微孔和介改性药剂种类
孔体积变化较小，大孔体积增加至0.023 7 cm3/g，改性沸石总孔体积的增加主要是因大孔体积增加引起的.
2.4盐改性对沸石阳离子交换容量的影响
沸石的离子交换性能，主要与沸石结构中的硅铝比、沸石孔穴、阳离子的位置有关.盐改性之所以对沸石阳离子交换容量影响明显，一是因为金属阳离子与沸石中的阳离子发生了交换作用，这种交换作用，使部分骨架上阳离子得到活化；二是沸石骨架带负电荷，同时有部分空位未被金属阳离子填补，盐改性会使金属阳离子进入沸石孔道内填补空位，从而使阳离子交换容量上升[12].
不同盐改性对沸石阳离子交换容量的影响如图4所示.可以发现，盐改性后沸石阳离子交换容量均升高，其中NaCl从天然沸石的169.7 mmol/（100 g）提高至192.3 mmol/（100 g），而KCl，MgCl2，CaCl2，AlCl3提高幅度较低，仅提高至179.7 mmol/（100 g），181.2 mmol/（100 g），182.8 mmol/（100 g），186.3 mmol/（100 g）.
改性药剂种类
盐所含的金属阳离子的半径和电荷数对沸石化学元素成分和阳离子交换容量影响较大.结合EDS，ICPOES结果发现KCl，NaCl改性可使沸石中的其它金属阳离子大量被交换出来，且交换出来的为二价及三价元素，为了平衡电荷，同时沸石本身为负电性，会有更多的一价阳离子K元素与Na元素进入骨架中.K+的半径为1.33 ，比Na+半径0.95 大，进入骨架占位相对困难，只能占据八元环位置，Na+还可进入沸石骨架中，占据六元环位置，因此Na盐改性沸石阳离子交换容量较K盐改性沸石高，半径较小的Ca2+，Mg2+和Al3+因带二价、三价正电荷进入沸石骨架占位的活性较Na+弱，因此改性阳离子交换容量增加幅度也较Na盐改性沸石小[10，13].表明二价与三价离子活性比一价要弱，Na+扩散阻力最小且性质活泼，所以NaCl改性后沸石的CEC值有大幅提升[14].
2.5盐改性对沸石吸附氨氮性能的影响
盐改性沸石对水中氨氮的吸附效果如图5所示.由图5可知，NaCl改性沸石对水中氨氮的去除效果有大幅提升，去除率分别由天然沸石的53.15%提升至82.17%，吸附量从天然沸石的1.59 mg/g提升至2.47 mg/g；一价盐KCl、二价盐MgCl2、三价盐CaCl2与AlCl3改性沸石对水中氨氮的去除效果也有小幅提升，去除率分别提高至60.49%，63.23%，65.74%，67.56%，吸附量提高至1.81 mg/g，1.90 mg/g，1.97 mg/g，2.03 mg/g，不同价态阳离子盐改性后，吸附氨氮能力差距不大.测试结果发现盐改性会使部分金属阳离子进入沸石，使改性沸石比表面积小幅下降，吸附作用有一定程度减弱.而盐改性后，沸石吸附氨氮的能力增强，这与大家的研究结果较一致，静电吸附不是沸石吸附氨氮的主导作用，离子交换作用是增强沸石吸附氨氮能力增强的主要原因[15].改性沸石吸附氨氮的能力与其阳离子交换作用呈正比.
5种盐改性后沸石吸附氨氮性能均会有一定程度的增强，结合SEM，EDS，ICPOES，比表面积与孔径分布及阳离子交换容量结果发现：扫描电镜结果发现氯化钠改性沸石表面出现较多杂质，孔道有一定堵塞；比表面积与孔径分布结果表明盐改性后沸石的比表面积及总孔体积会有小幅下降；扫描电镜与孔径分布测试结果可证明改性沸石的静电吸附作用是否会增强.而EDS，ICPOES与阳离子交换容量表明5种盐改性沸石的阳离子发生了较大的变化，骨架中金属阳离子减少，溶液中对应的阳离子含量增加，5种盐改性沸石的阳离子交换容量均增加.EDS，ICPOES与阳离子交换容量表征的是改性沸石的离子交换能力.
综上测试结果及改性沸石吸附氨氮能力的差异发现：物理静电吸附作用不是引起改性沸石吸附氨氮能力的主导作用，改性沸石吸附氨氮能力的增强是由离子交换作用引起的[16].同时EDS与ICPOES结果表明盐改性过程中发生了离子交换作用，交换出的离子含量的多少只在一定程度上影响了其吸附氨氮能力的大小，其与阳离子盐的种类有很大的关系.阳离子交换容量与沸石吸附氨氮的能力呈正相关，因此阳离子交换容量可以表征沸石吸附氨氮能力的差异.盐改性沸石的氨氮吸附能力与其阳离子盐的价态无关，与离子的种类有关.
3结论
1）一价阳离子盐KCl改性沸石的比表面积下降幅度最小，为33.9 m2/g；三价阳离子盐AlCl3改性沸石下降幅度最大，为29.27 m2/g.除AlCl3改性沸石外，其它盐改性沸石微孔变化较小，介孔增加，大孔减少，总孔体积小幅降低.其中NaCl和KCl改性沸石孔径分布变化较为明显，MgCl2和CaCl2改性沸石介孔与大孔体积变化幅度较小，AlCl3改性沸石微孔和介孔体积变化较小，大孔体积增加.
2）扫描电镜与孔径分布测试结果表明，物理静电吸附作用不是引起改性沸石吸附氨氮能力的主导作用.改性后沸石中5种盐对应的金属阳离子含量均会升高，KCl改性沸石中K元素升高最多.而其它金属阳离子会有不同程度的下降，ICPOES测试结果与EDS结果较一致.表明盐改性导致盐的阳离子与沸石颗粒本身的阳离子发生了离子交换.
3）改性沸石阳离子交换容量大小排序为NaCl>AlCl3>CaCl2>MgCl2>KCl.盐改性沸石的脱氮能力与其阳离子交换容量的大小呈正相关关系，与改性盐的阳离子价态无关联.NaCl改性后的沸石对氨氮的吸附能力提高最多，由原沸石的53.15%提高到80%以上，其它盐改性后沸石对氨氮的去除率在65%左右.
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阴离子吸附 篇4
关键词：纳米镍,阴离子,去除,正丁硫醇
纳米镍粉作为一种重要的电子材料,可以用于电极制造、导电浆料、磁性器件、新能源等领域,其制备方法受到人们的广泛关注。液相还原法具有反应温和、工艺可控性强、等优点,备受人们的关注[1,2,3]。液相还原体系通常是以金属镍的盐酸盐、硫酸盐、硝酸盐等为镍源,以多元醇、水合联氨和次亚磷酸钠等还原剂,同时添加SDS、CTAB或PVP作为保护剂,在水或无水乙醇中通过氧化- 还原反应制备纳米镍粉体[2,3,4,5,6,7]。由于电子材料对杂质含量要求非常严格,因此获得纳米镍粉需要经过纯水和无水乙醇或丙酮等溶剂的多次离心洗涤,以去除残留的Cl-、SO42-和NO3-。随着制备镍粉粒度的降低,金属纳米颗粒的比表面积很大、吸附能力提高,使得在镍粉表面吸附的Cl-、SO42-和NO3-等无机阴离子已经难于用常规的清洗方法很难去除。清洗次数增加,并不能使阴离子量明显下降,反而会导致纳米镍颗粒被水氧化。本实验采用正丁硫醇改性,获得了一种新的去除纳米镍粉表面吸附Cl-、SO42-和NO3-等无机阴离子方法,并研究了影响无机离子去除的因素。
1 实验部分
1. 1 实验仪器及药品
ICS - 1500 离子色谱仪,美国DIONEX公司; 阴离子分离柱( SA 23 - 25,4 mm) ; ESJ2000 - 4A电子天平,沈阳龙腾电子有限公司; SWGSL - 1600X氢还原炉,南京亚玥五金机电有限公司。
Na2CO3( 色谱纯) ,Na HCO3( 色谱纯) ,Cl-( GBW ( E)080520) 、SO42-( GBW( E) 080523) 和NO3-( GBW( E) 080522) 的标准溶液( 浓度均为1000 mg/L) ,实验用水为超纯水电阻率为18. 25 MΩ·cm。
样品进离子色谱仪均经过0. 2 μm微孔滤膜过滤。
1. 2 实验过程
( 1) 超细镍粉制备
分别称取0. 05 mol Ni Cl2·6H2O ( Ni SO4·6H2O和Ni( NO3)2·6H2O) 配制成溶液,滴入Na OH浓度和N2H4·H2O浓度均为5 mol / L的溶液中,磁力搅拌,反应2 h。制备的纳米镍颗粒在经过纯水和无水乙醇清洗、离心分离3 次,得到湿纳米金属粉。对照组样品干燥处理,实验组样品按如下处理: 在搅拌的条件下,用超声波处理湿的纳米金属5 min。离心洗涤湿纳米镍粉。
( 2) 纳米镍粉表面改性及无机阴离子清洗
在搅拌和超声波下,加入正丁硫醇,加入量为硫醇/金属的摩尔比为0. 05 ~ 0. 5∶1; 继续搅拌超声处理5 ~ 40 min。然后加入一定量的纯水,搅拌和超声波分散处理15 min后,离心分离得到金属纳米颗粒。
重复以上操作一次,将所得的金属纳米颗粒用无水乙醇洗涤、离心分离两次。再放入高温氢还原炉中,通入氢气,在350 度干燥0. 5 h。
( 3) 样品吸附阴离子含量测试
各称取对照组和实验组1 g纳米镍样品用足量酸溶解,然后过滤稀释至0. 1 L。对照组用比色法,实验组用离子色谱法检测。
色谱条件: 以4. 5 mmol/L Na2CO3和0. 8 mmol/L Na HCO3为淋洗液,流速为1. 0 m L/min; 电化学抑制器,电流为25 m A;电导检测器,进样量为25 μL,柱温30 ℃ ,柱压1850 psi。总计分析时间: 30 min,峰面积外标法定量[8,9,10]。
采用购买的标准溶液配制四种不同浓度的标准溶液如表1所示。
2 实验结果与讨论
2. 1 制备镍粉的SEM
制备的镍粉,经化学滴定检测,纯度在97. 5% 。
2. 2 正丁硫醇加入量和处理时间对无机阴离子去除性能研究
图2 是在正丁硫醇处理时间为20 min,正丁硫醇加入量对Cl-质量分数的影响。可以看出在正丁硫醇加入摩尔比为0. 5,即加入量为0. 025 mol时,Cl-质量分数几乎不再变化。图3 是正丁硫醇加入量为0. 025 mol时,处理时间对Cl-质量分数的影响,可以看出在处理时间为30 min时,Cl-质量分数几乎不再变化。SO42-和NO3-也有类似的变化规律,因此均选用正丁硫醇加入量为0. 025 mol,处理时间为30 min。
2. 3 正丁硫醇改性对无机阴离子去除性能比较研究
表2 ~ 表4 分别是不同清洗方法获得样品中Cl-、SO42-和NO3-的含量检测结果。从检测结果可以看出,相比常规清洗的镍粉,经过去除阴离子处理的镍粉阴离子含量已大大降低,镍粉的纯度提高至99. 5% 以上。
可以看出,相比常规清洗的镍粉,经过去除阴离子处理的镍粉阴离子含量已大大降低,提高镍粉的纯度。原因是硫醇一端是亲水的巯基( - SH) ,一端是亲油的烷基。亲水的巯基( - SH) 与金属有很好的亲和性,可以与纳米镍反应,在金属表面生成相应的硫醇化物,并包围镍颗粒[11],使物理吸附的阴离子重新进入溶液中。因为阴离子和金属的吸附是物理吸附,存在吸附解离平衡; 而硫醇和金属是化学吸附,是稳定的吸附。这种硫醇金属物是稳定的烷基硫醇物,不会水解,并且在金属颗粒表面留下的是非极性基团,可以减少阴离子基团的再次吸附。在超声波作用下,硫醇与金属颗粒表面的原子充分接触反应,同时也能够促进阴离子从金属表面解离和防止纳米镍粉的团聚。硫醇与镍充分反应后,多余的硫醇用无水乙醇溶解。得到的金属颗粒在高温下处理,使硫醇镍分解为镍; 表面被水氧化的镍也可以被氢气还原为单质[12]。
3 结论
高岭土对钙离子的吸附特性研究 篇5
高岭土对钙离子的吸附特性研究
采用静态吸附的方法考查了吸附时间、温度、Ca2+浓度、吸附剂浓度和振荡强度等因素对高岭土吸附Ca2+的.影响,研究了Ca2+在粘土颗粒表面的吸附特性.研究表明:高岭土对的Ca2+吸附过程分2个阶段,快速吸附和缓慢吸附,并且随温度的升高吸附平衡时间缩短,该吸附过程的最适温度在20℃左右,随吸附剂浓度升高,平衡吸附量减小,直至达到平衡;实验范围内,随振荡速度增大,平衡吸附量增加.
作 者：宋玲玲 冯莉 苟远诚 阮继政 Song Lingling Feng li Gou Yuancheng Ruan Jizheng 作者单位：中国矿业大学化工学院,江苏徐州,221008刊 名：中国科技论文在线英文刊名：SCIENCEPAPER ONLINE年，卷(期)：20094(12)分类号：X703关键词：高岭土 钙离子 吸附
阴离子吸附 篇6
1 水滑石类材料
1.1 水滑石类材料的结构组成
水滑石类材料的化学组成为[M12+-xMx3+ (OH) 2]x+Axn-/n·m H2O, 式中, M2+指二价金属阳离子, 如Mg2+、Mn2+、Fe2+、Ni2+、Cu2+、Zn2+、Ca2+等;M3+指三价金属阳离子, 如Al3+、Fe2+、Cr3+、La3+等;M2+和M3+位于主体层板上的八面体孔隙;An-为在碱性溶液中可稳定存在的阴离子, 位于层间, 如Cl-、OH-、NO3-、CO32-、SO42-等;x是M3+的数目;m是水合水数。
1.2 水滑石类材料的特性
(1) 酸碱功能性
不同的LDHs的碱性强弱与组成中二价金属氢氧化物的碱性强弱基本一致, 但由于它一般具有很小的比表面积 (约5~20 m2/g) , 表观碱性较小, 其较强的碱性往往在其锻烧产物双金属氧化物中表现出来。LDHs一般也带有酸性特征, 不同LDHs的酸性强弱既与组成中三价金属氢氧化物酸性强弱有关, 也与二价金属氢氧化物的碱性有关[1]。
(2) 层间阴离子的可交换性
各类阴离子可通过离子交换引入层间, 得到相应的插层水滑石。水滑石类材料独特的层状结构及层板元素和层间离子的可调变性受到广泛关注[2,3]。
(3) 热稳定性
无机阴离子柱撑LDHs热分解过程包括脱除物理吸附水、脱除层间水、层板羟基脱水、层间阴离子脱除和新相形成等步骤。有机阴离子插层LDHs的热分解过程一般分为三个阶段:在室温~300℃, 失去表面物理吸附水与层间结合水;300~500℃, 层板羟基脱除;第三阶段包括有机阴离子的脱除与燃烧[4]。
(4) 记忆效应
结构记忆效应是指, LDHs在一定温度下焙烧生成复合氧化物后, 将其浸泡在含有阴离子的溶液中, 它可以重新吸收溶液中的水和阴离子, 部分恢复到原有的层状结构。一般而言, 阴离子价数越高, 越容易进入层间[5]。
2 水滑石类材料对水中阴离子污染物的吸附
2.1 去除水中无机阴离子
吕亮[6]利用LDHs层间NO3-的可交换性来脱除水体中卤离子, 研究表明:LDHs层板电荷密度越大、离子交换容量越高, 其脱除效果越好。LDHs对F-、Cl-、Br-、I-的最大脱除量分别为88.7 mg/g, 170.6 mg/g, 483.1 mg/g和295.9 mg/g。Lv等[7]指出焙烧温度为500℃时Mg/Al为2∶1的水滑石对溶液中F-的吸附量远大于Zn-Al LDH和Ni-Al LDH, 当反应时间为6 h、p H值为6.0、F-初始浓度为50 mg/L时, 对F-的去除率在98%以上, 达到饮用水标准, 同时指出溶液中共存阴离子对于F-去除的影响顺序为PO43-<SO42-≈Cl-<Br-<NO3-。
2.2 去除水中以络合阴离子形式存在的重金属离子
水体中高价金属离子大多以络合阴离子形式存在, 水滑石类材料对此类物质有很强的吸附作用。Carja等[8]用水滑石作为阴离子交换材料去除水体中的As (VI) , 去除率达到97.7%, XRD分析表明, As (Ⅵ) 进入到水滑石的中间层。Prasanna等[9]分别以NO3-和Cl-为层间阴离子合成出一类Ni-Fe LDH, 这类水滑石容易与Cr O42-发生离子交换, 可作为净化剂迅速去除水体中的Cr O42-;Das等[10]采用Zr4+取代部分Al3+、zn2+和Mg2+合成了一类水滑石, 在450℃焙烧后对水体中的Cr2O72-和Se O32-有较好的去除效果, 这种含Zr4+的水滑石的吸附能力提高了20%。
2.3 去除水中阴离子染料
姚铭等[11]系统考察了合成水滑石对于甲基橙染料的吸附行为和水滑石的记忆效应, 结果表明:层电荷密度对于其焙烧态氧化物吸附低浓度阴离子具有显著的影响。申震[12]合成水滑石类层柱材料, 研究了该类材料对于偶氮类酸性铬蓝K和杂环类曙红Y两种阴离子染料的吸附行为, 考察了焙烧温度、反应时间和反应温度等因素对吸附染料效果的影响。结果表明:Mg3Al-CLDH (500℃) 能够有效去除溶液中两种阴离子染料。韩江政等[13]采用镍铁类水滑石作为吸附剂, 对偶氮阴离子染料酸性大红G、活性艳红X-3B和直接耐酸大红4BS废水进行脱色处理。结果表明, 镍铁类水滑石对三种染料的去除效果良好, 最高去除效率可达95%以上。
2.4 去除水中阴离子表面活性剂
毕研俊[14]采用液相共沉淀法制备锌铝类水滑石, 分别用锌铝类水滑石及其复合氧化物对水中阴离子表面活性剂进行吸附实验。结果表明:Zn-Al复合氧化物具有吸附速度快、吸附容量大、药剂投加量小、去除效果明显和可再生的特点, 更适合作为阴离子表面活性剂吸附剂使用。王冬青[15]混合共沉淀法制备类水滑石 (HTlcs) 纳米粒子时, 采用正交设计法研究了MgAl HTlcs纳米粒子的合成, 分别用Mg-Al和Mg-Fe类水滑石及其复合氧化物对水中阴离子表面活性剂 (SDBS) 进行吸附实验, 结果表明:Mg-Al和Mg-Fe类水滑石可以有效的去除SDBS, 吸附等温线符合Freundlich吸附等温式, 以表面吸附为主。
3 结论与展望
水滑石类材料层板化学组成可调控、层间离子种类和数量可调控的特殊性能, 使其成为一种新型环境功能材料。因其去除效果和成本廉价, 在水处理领域已显示出良好的应用前景和实用价值, 特别是在处理阴离子型水体污染方面展现出独特魅力, 但应用时需要考虑水体中其他共存离子的影响。总而言之, 水滑石类材料作为一种新型环境功能材料, 应加大对水滑石类材料在水处理领域的相关研究, 尽快实现工程示范和应用推广。
摘要：水滑石类材料, 是一类由带正电荷层和层间填充带负电荷的阴离子所构成的层状化合物, 因其独特的催化和吸附性能成功应用在化工、医药、农药、功能材料等领域, 近年来, 水滑石材料在环境领域的应用逐步成为研究热点, 此类材料对水中无机阴离子、络合阴离子形式重金属离子、阴离子染料和阴离子表面活性剂有较强的吸附能力, 显示出良好的应用前景。
阴离子吸附 篇7
本工作采用D201强碱性阴离子交换树脂(简称树脂)对苦味酸进行吸附实验,考察了溶液pH、苦味酸初始质量浓度、吸附温度、吸附时间等因素对树脂吸附与脱附性能的影响,探讨了树脂的吸附热力学与动力学规律及吸附机理,为工业应用提供理论依据。
1 实验部分
1.1 原料、试剂和仪器
苦味酸:分析纯。将苦味酸置于烘箱中在75 ℃下烘至恒重,准确称取3.000 0 g苦味酸,用蒸馏水溶解后移入1 000 mL棕色容量瓶中,定容制成质量浓度为3 g/L的苦味酸溶液,使用时逐级稀释。
树脂:市售,用蒸馏水浸泡24 h,抽干水,再用2 mol/L 的HCl浸泡12 h,抽干,用蒸馏水洗至中性,自然凉干。取粒径0.45～0.90 mm的处理后树脂备用。
TU-1901型双光束紫外-可见分光光度计:北京普析通用仪器有限责任公司;KYC111型空气恒温摇床:上海福玛实验设备有限公司;Nicolet Nexue 470型傅立叶变换红外(FTIR)光谱仪:美国Nicolet公司。
1.2 静态吸附实验
准确称取0.200 g处理后的树脂置于50 mL一定初始质量浓度的苦味酸溶液中,恒温振摇6 h(此时吸附已达平衡),取上清液测定苦味酸质量浓度,按式(1)计算平衡吸附量(qe,mg/g):
qe = (ρ0 - ρe ) V / m (1)
式中:ρ0和ρe分别为吸附前和吸附平衡后苦味酸的质量浓度,mg/L;V为溶液体积,L;m为树脂质量,g。
吸附过程中,在不同时刻取样测定苦味酸质量浓度,计算得到不同时刻的吸附量(qt),作出吸附动力学曲线。
1.3 动态吸附实验
准确称取1.000 g处理后的树脂,湿法装入离子交换柱(内径7 mm,高150 mm)内,将一定质量浓度的苦味酸溶液以一定流量通过树脂柱,定容接收流出液,测定流出液中的苦味酸质量浓度,作出穿透曲线。用脱附剂以一定流量洗脱载酸树脂柱,定容接收洗脱液,测定其中的苦味酸质量浓度,作出脱附曲线。
1.4 分析方法
采用紫外-可见分光光度计在苦味酸溶液的最大吸收波长356 nm处测定溶液吸光度,以标准回归方程计算苦味酸质量浓度。
2 结果与讨论
2.1 溶液pH对树脂的苦味酸吸附量的影响
在苦味酸初始质量浓度为500 mg/L、吸附温度为298 K的条件下,溶液pH对树脂的苦味酸吸附量(q)的影响见图1。由图1可见:溶液pH小于2.7时,苦味酸吸附量随溶液pH增大而增加;溶液pH为2.7～12.0时, 苦味酸吸附量达最大,稳定在120 mg/g以上。这是因为, 溶液pH对苦味酸吸附量的影响与吸附质在水溶液中的存在形态密切相关,苦味酸的pKa为1.02,通过计算可知[4],溶液pH较小时,苦味酸主要以分子态存在,对吸附不利;溶液pH增大时,苦味酸的分子态减少,离子态增多;溶液pH大于3.0后,苦味酸主要以离子态存在,离子态的苦味酸有利于与树脂功能基进行离子交换和静电作用,因此苦味酸吸附量达最大且趋于稳定。故以下实验均在苦味酸溶液自然pH(约为3.0)条件下进行。
2.2 树脂对苦味酸的吸附等温线
在苦味酸初始质量浓度为500～3 000 mg/L时,不同温度下树脂对苦味酸的吸附等温线见图2。由图2可见,随吸附温度升高,平衡吸附量增大。这是因为,苦味酸分子的芳环上连有3个硝基,在溶液中与水分子能结成氢键,使苦味酸分子充分溶于水溶液中,不利于苦味酸在树脂表面的吸附。当吸附温度升高时,氢键作用被破坏,苦味酸在水溶液中的溶解度降低,而向树脂表面扩散的趋势增强,所以树脂对苦味酸的吸附量增加[5]。
若吸附过程为物理吸附,则吸附量随吸附温度的升高而下降,即吸附放热且吸附过程可逆[6]。但处理后树脂对苦味酸的吸附为吸热过程,且318 K的吸附等温线与318 K平衡吸附后降至303 K的吸附等温线几乎重叠,表明吸附过程存在着不可逆的化学吸附。对图2数据采用Freundlich模型[7,8,9,10]拟合,Freundlich模型方程见式(2)。
qe = KFρe1/n (2)
式中: KF和n均为Freundlich常数。
处理后树脂对苦味酸吸附数据的Freundlich模型拟合结果见表1。由表1可见,处理后树脂对苦味酸的吸附行为与Freundlich方程有良好的相关性,相关系数大于0.94。KF表示吸附能力的相对大小,n与吸附推动力的强弱相关,并为吸附优惠性的特征参数。由表1可见,n值均大于1,即1/n值小于0.2,表明树脂对苦味酸的吸附极易进行并具有优惠吸附特征[7]。KF和n均随吸附温度的升高而增大。文献[11]报道,D201树脂上的强碱性胺基与苦味酸分子间除了离子交换和静电作用外,还可形成酸碱络合作用,产生化学吸附。D201树脂对苦味酸的吸附发生了“离子-偶极”吸附作用[12],是一个物理吸附和化学吸附同时存在的吸附过程。
2.3 树脂吸附苦味酸的吸附热力学参数
等量吸附焓变(ΔH ,kJ / mol)、吸附自由能变(ΔG,kJ / mol)和吸附熵变(ΔS ,J/(K·mol))分别由式(3)～式(5)计算[7,9]:
lnρe = - lnK0 + (ΔH / RT) (3)
ΔG = - nRT (4)
ΔS = (ΔH - ΔG) / T (5)
式中: R为气体常数,8.314 J/(K·mol);K0为常数;T为绝对温度,K。处理后树脂吸附苦味酸的吸附热力学参数见表2。
2.4 树脂吸附苦味酸的吸附动力学性能
在苦味酸初始质量浓度为2.0 g/L、溶液体积为250 mL、树脂加入量为1.0 g的条件下,处理后树脂对苦味酸的吸附动力学曲线见图3。由图3可见:树脂对苦味酸的吸附在吸附时间为240 min时趋于平衡;随吸附温度升高,吸附速率加快,平衡吸附量增加,进一步表明了吸附为吸热过程及具有化学吸附特征[6]。
通常情况下,吸附动力学可用Lagergren准一级速率方程或准二级速率方程来描述[5,13],见式(6)和式(7)。
qt = qe (1- e -k1t) (6)
qt = (k2 qe2t) / (1+ k2 qet) (7)
式中:k1为准一级表观吸附速率常数,min-1;k2为准二级表观吸附速率常数,g /(mg· min);qt为t时刻的吸附量,mg/g;t为反应时间,min。对图3数据分别采用式(6)和式(7)进行拟合,处理后树脂吸附苦味酸的吸附动力学参数见表3。由表3的相关系数比较可知,准二级速率方程的拟合度优于准一级速率方程,相关系数大于0.98,表明苦味酸在树脂上的吸附动力学特性符合准二级速率方程。根据Arrhenius公式(lnk = -Ea/RT+lnA),以lnk2对1/T作图进行线性拟合,由直线斜率求得树脂对苦味酸的吸附活化能(Ea)为23.3 kJ/mol。
根据Kannan & Sundaram颗粒内扩散模型[14] (式(8)) 对图3的数据进行拟合,结果见图4。
qt= kpt0.5+ b (8)
式中: kp为颗粒内扩散速率常数,mg/(min0.5·g),b为常数。由图4可见,树脂在3个吸附温度下的qt与t 0.5均呈现良好的线性关系,表明颗粒内扩散过程是树脂吸附苦味酸吸附速率的主要控制步骤,但直线均不经过原点,表明颗粒内扩散不是惟一的控制因素,吸附可能同时受液膜扩散的影响[14]。由直线斜率可求得298 K、308 K和318 K下颗粒内扩散速率常数kp分别为36.9,40.1,42.7 mg/(min0.5·g)。
2.5 树脂吸附苦味酸的动态吸附性能
在树脂加入量为1.0 g、吸附温度为303 K、苦味酸溶液流量为1.0 mL/min的条件下,树脂对苦味酸的动态吸附穿透曲线见图5。由图5可见:苦味酸初始质量浓度为1.0 g/L时,穿透体积约为370 mL,穿透点吸附量为344.5 mg/g,饱和体积为1 020 mL,饱和吸附容量为563.4 mg/g;苦味酸初始质量浓度为2.0 g/L时,穿透体积为160 mL,穿透点吸附量为317.8 mg/g,饱和体积为530 mL,饱和吸附容量为578.9 mg/g。表明苦味酸初始质量浓度越高,达到吸附饱和的时间越短,穿透也就越快,树脂交换柱内离子交换越不充分,导致树脂交换柱利用率有所下降。
2.6 树脂吸附苦味酸后的脱附性能
各种脱附剂对吸附苦味酸后树脂的脱附性能见表4。由表4可见:仅用有机溶剂(丙酮水溶液)脱附时,脱附率很低;将脱附剂酸化后,脱附率大大增加,这也说明苦味酸在树脂上的吸附过程存在化学吸附[15],HNO3和丙酮混合液的脱附率最高。因此选择2.0 mol/L HNO3和体积分数40%的丙酮混合液作为脱附剂。
用HNO3和丙酮混合液以1.0 mL/min的流量对已饱和吸附苦味酸的树脂进行洗脱,脱附曲线见图6。由图6可见,脱附峰较为集中,洗脱体积为130 mL时基本上完全洗脱了树脂上吸附的苦味酸。表明树脂易于脱附再生,利于重复使用。
2.7 吸附机理探讨
树脂、苦味酸和吸附苦味酸后树脂的FTIR谱图见图7。由图7可见:在苦味酸的FTIR谱图中, 3 106 cm-1 和730 cm-1处为苦味酸芳环的C—H键伸缩振动吸收带; 1 533 cm-1和1 340 cm-1处分别为苦味酸中硝基的不对称伸缩振动吸收峰和对称伸缩振动吸收峰[16];吸附苦味酸后树脂的FTIR谱图中,1 533 cm-1和1 340 cm-1处的苦味酸中硝基的伸缩振动吸收峰分别移向1 513 cm-1和1 310 cm-1处,表明苦味酸分子与树脂的强碱性胺基之间产生了较强的吸附作用,认为是苦味酸分子的酚羟基转变为酚氧负离子而被树脂吸附,并可能发生了酸碱络合作用[11]和“离子-偶极”吸附作用[12],从而增强了苦味酸中的氧离子与其苯环的P-π共轭作用,同时也强化了苯环与3个硝基间的共轭体系,使整个共轭体系电子云密度发生变化而导致硝基的伸缩振动频率向低波数方向移动。
3 结论
a) 采用树脂对苦味酸进行吸附实验,处理后树脂对水中苦味酸的吸附量随吸附温度升高而增大,溶液pH为2.7～12.0时树脂的苦味酸吸附量最大,稳定在120 mg/g以上。
b)树脂对苦味酸的等温吸附规律符合Freundlich模型,相关系数大于0.94。树脂对苦味酸的吸附动力学特性可用Lagergren准二级速率方程描述,吸附活化能为23.3 kJ/mol。颗粒内扩散是吸附速率的主要控制步骤,同时也受液膜扩散的影响。
c)苦味酸初始质量浓度越高,达到吸附饱和的时间越短,穿透也就越快。用2.0 mol/L HNO3和体积分数40%的丙酮混合液作为脱附剂,可完全洗脱树脂上吸附的苦味酸。表明树脂易于脱附再生,利于重复使用。
阴离子吸附 篇8
1 实验部分
1. 1 试剂与仪器
试剂: 硅胶 ( 100 ~ 160目,比表面300 ~ 450 m2/ g,平均孔径80 ~100 ,试剂级) ,青岛海洋化工有限公司; γ - 氨丙基三甲氧基硅烷 ( AMPS,商品名KH -540,分析纯) ,应城市德邦化工新材料有限公司; 8 - 羟基喹啉( 化学纯) ,武汉强龙化学工业有限公司; EDTA( 分析纯) ,天津市大茂化学试剂厂; 硝酸铅( 分析纯,天津市大茂化学试剂厂; 其他均为市售分析纯试剂。
仪器: BP121S电子天平,上海天平仪器厂; 721紫外分光光度计,上海第三分析仪器厂; LC - 2型恒温加热磁力搅拌器, 河南巩义英峪予华仪器厂; THZ - 82型水浴恒温振荡器,金坛市富华仪器有限公司。
1. 2 CHQ - AMPS / Si O2的制备
1. 2. 1 活化的硅胶的氨丙基化
活化后的硅胶加入少量溶剂水,与一定量的偶联剂 γ - 氨丙基三甲氧基硅烷反应,制备氨丙基化的硅胶 ( AMPS/Si O2) 。 其合成反应方程式如图1。
1. 2. 2 制备 5 - 氯甲基 - 8 - 羟基喹啉( CHQ)
将8 - 羟基喹啉与一定量的氯仿在冰水浴条件下反应,从恒压滴液漏斗以一定速率逐滴滴加一定量的氯甲基化试剂,搅拌反应一定时间,抽滤并用丙酮洗涤,干燥得到黄色CHQ。
1. 2. 3 硅胶表面化学键联 CHQ
将一定质量的氨丙基化硅胶( AMPS - Si O2) 与CHQ置于二甲亚砜溶剂中,并加入Na2CO3作为缚酸剂,在氮气氛中反应一定时长,并间隔一定时间取样通过紫外分光光度法 ( λ = 251 nm) 测定反应液中剩余上清液中的CHQ浓度,以计算不同反应时间CHQ的转化率,制备得到复合型吸附材料CHQ/ Si O2[11,12]。其合成的反应方程式如图2。
硅胶表面键联CHQ之后,其对金属离子的螯合吸附作用如图3。
1. 3 CHQ / Si O2表面结构与组成的表征
用红外光谱表征该复合物的化学结构,使用KBr压片法, 对于经 γ - 氨丙基三甲氧基硅烷表面改性的硅胶AMPS - Si O2、 在硅胶表面接枝CHQ后的接枝微粒CHQ/Si O2分别测定它们的红外光谱。
1. 4 复合微粒 CHQ / Si O2对 Pb2 +和 Ni2 +的吸附等温 线测定
配置溶液浓度( 10- 3mol·L- 1) 分别为4,8,10,20,30, 然后再分别加入质量约为0. 05 g的复合吸附材料CHQ/Si O2, 在水浴恒温振荡器中25 ℃ 恒温振荡4 h,使吸附达平衡,然后EDTA滴定法测定上清液中Pb2 +,Ni2 +离子的平衡浓度。计算金属离子的平衡吸附容量,绘制平衡吸附容量 - 平衡浓度( Qe- Ce) 的关系曲线,即吸附材料CHQ/Si O2的等温吸附线。
1. 5考察各种因素对复合吸附材料 CHQ - AMPS / Si O2吸附性能的影响
1. 5. 1 考察 p H 对复合吸附材料 QPEI / Si O2吸附性能的影响
在p H = 4,7,10的条件下,在25 m L的1. 0 g/L的硝酸铅溶液中加入质量约为0. 05 g的吸附材料CHQ - AMPS/Si O2,在p H = 2、4、6的条件下25 m L的1. 0 g / L的硝酸镍溶液中加入质量约为0. 05 g的吸附材料CHQ - AMPS/Si O2,然后在气浴恒温振荡器中30 ℃ 恒温振荡4 h,使吸附达平衡,用EDTA络合滴定法测定上清液中Pb2 +,Ni2 +离子的平衡浓度。绘制不同p H下复合吸附材料QPEI / Si O2的等温吸附线。
1. 5. 2 考察温度对复合吸附材料 CHQ - AMPS / Si O2吸附性能 的影响
在p H = 9条件下,温度T = 25 ℃ 、35 ℃ 、45 ℃ 条件下反应4 h,使吸附达平衡用1. 5. 1中同样的方法测定上清液中Pb2 +,Ni2 +离子的平衡浓度。绘制不同温度下复合吸附材料CHQ - AMPS / Si O2的等温吸附线。
1. 6吸附材料 CHQ - AMPS / Si O2的脱附及其可再 生性能研究
将已经吸附铅离子达到饱和的CHQ - AMPS/Si O2微粒10 g,加入100 m L等体积的1 mol / L的HNO31 mol / L的Na NO3混合溶液到烧杯中,为确保其完全脱附,80 ℃ 磁力搅拌15 min, 趁热过滤,然后再用混合溶液冲洗3次,再水洗多次,直至取上清液检验铅离子不存在,证明已完全脱附。重复进行吸附实验 ( 温度: 25 ℃ ; 时间: 4 h; p H = 6) ,测其平衡吸附浓度。 重复进行四次吸脱附实验,以考察其可重复使用性。
2 结果与讨论
2. 1 红外吸收光谱
对表面改性的硅胶AMPS - Si O2( A) 以及在硅胶表面接枝CHQ后的接枝微粒CHQ / Si O2( B) 分别测定得到它们的红外光谱如图4。
由图4可以看出与CHQ反应后在1500 cm- 1处出现了苯环C - C键的伸缩振动特征吸收,在850 cm- 1处出现了苯环取代物的面外弯曲振动特征吸收峰,以上峰型的出现都表明了5氯甲基 - 8 - 羟基喹啉成功的与氨基发生了取代反应。
2. 2复合微 粒 CHQ - AMPS / Si O2对 Pb2 +和 Ni2 +的吸附等温曲线
CHQ - AMPS / Si O2对两种离子吸附是典型的Langmuir型单分子层化学吸附,4 h达到吸附平衡。
图5和图6为复合微粒CHQ/Si O2对Pb2 +和Ni2 +的吸附等温曲线 ( 温度: 25 ℃ ; 时间: 4 h; p H = 6) 。
可以明显看出CHQ - AMPS/Si O2对Pb2 +最大吸附容量为0. 45 g / g,对Ni2 +最大吸附容量为0. 30 g/g。吸附容量: Ni2 +> Pb2 +。材料CHQ - AMPS/Si O2对与Ni2 +表现出螯合吸附亲合性。这是由于Ni2 +为过渡金属离子,其次外层电子排布为3d8, 属于未充满电子构型有利于轨道杂化接受配体的电子对组成配合键形成螯合物,此外由于( n - 1) d轨道屏蔽作用小使Ni2 +有较大的有效核电荷数,较小的离子半径,因而有较强的极化力, 能吸引配位体形成稳定配合物[13,14,15],故Ni2 +的吸附容量最大。
2. 3 p H 对复合吸附材料 QPEI / Si O2吸附性能的影响
溶液的p H不同CHQ - AMPS/Si O2对金属离子的吸附容量也不同。p H = 7时Pb2 +吸附量达到最大,p H = 9和p H = 4时吸附量有所下降; p H = 6时Ni2 +吸附量达到最大。这是由于CHQ - AMPS / Si O2微粒上的仲胺氮原子和吡啶环氮原子在低p H值时被高度地质子化,使整个基团显阳离子性,故在低p H值时, 铅和镍离子被正电性所排斥,CHQ - AMPS/Si O2很难与其发生配位螯合,吸附容量低; 溶液p H值升高使氮原子的质子化度减弱[13,14,15],微粒上的功能基团显阴离子性,在静电吸引作用下,重金属阳离子接近到CHQ - AMPS/Si O2表面,然后被氮原子螯合吸附,吸附容量增大; 当p H超过一定值后,金属离子会发生水解,沉积在吸附剂表面的水解产物会严重影响吸附性能,因此p H值太大时吸附量减小。
2. 4温度对复合吸附材料 CHQ - AMPS / Si O2吸附 性能的影响
不同温度下绘制的两种离子的等温吸附线如图9、图10。
实验测得铅离子的最适吸附温度为35 ℃ ,镍离子的最适吸附温度为25 ℃ 。发现温度太高高不利于吸附的进行。CHQ - AMPS / Si O2结构中含有较多的氮原子对金属离子具有较强的螯合配位能力,所以复合微粒对重金属离子的吸附主要是螯合吸附,其受到温度的影响与螯合吸附是放热反应的结论是一致的。
2. 5 吸附材料 CHQ - AMPS / Si O2的可再生性
实验测得数据绘图如图11。
从实验数据分析来看,其饱和吸附浓度在第二次下降较多,之后保持稳定重复使用率为87% 。对镍离子做同样的吸附 - 脱附 - 吸附试验,得到相同结论,其重复利用性能良好。
3 结 论
实验以硅胶为载体,通过偶联剂 γ - 氨丙基三甲氧基硅烷的媒介作用,成功地将5 - 氯甲基 - 8羟基喹啉接枝在硅胶上, 形成CHQ/Si O2复合物; 并初步考察了CHQ/Si O2对废水中铅离子,镍离子的吸附特性得到如下结论:
( 1) 复合吸附材料CHQ - AMPS/Si O2对Ni2 +、Pb2 +两种离子吸附是典型的Langmuir型单分子层化学吸附,其对金属离子的吸附容量和金属离子的核外电子排布有关。
( 2) p H对CHQ - AMPS/Si O2微粒上的仲胺氮原子和吡啶环氮原子的质子化程度有很大影响,从而影响其对金属离子的吸附。而且p H过高时金属离子发生水解会阻碍吸附作用,因此不同金属离子有着不同的最适吸附p H值。
( 3) 化学吸附是放热反应,所以温度太高会抑制复合吸附材料CHQ - AMPS/Si O2对Ni2 +、Pb2 +两种离子吸附。另外其可再生性能好,适宜工程放大,对废水中重金属离子处理有重要意义。
摘要：以多孔型无机材料Si O2作载体,通过偶联剂γ-氨丙基三甲氧基硅烷的媒介作用,将5-氯甲基-8羟基喹啉(CHQ)分子接枝到硅胶表面,制备新型复合型螯合吸附材料CHQ-AMPS/Si O2。研究了接枝微粒CHQ-AMPS/Si O2对废水中重金属离子Pb2+和Ni2+的吸附行为,考察了接枝微粒CHQ-AMPS/Si O2对Pb2+和Ni2+的吸附动力学曲线和等温线,研究了温度和p H对接枝微粒CHQ-AMPS/Si O2吸附Pb2+和Ni2+的影响和其可再生性能。结果发现微粒CHQ-AMPS/Si O2对于Pb2+和Ni2+的吸附最适温度分别是35℃,25℃;最适p H分别是7和6。
锂离子吸附剂成型研究现状 篇9
1 成膜法
成膜法是现今吸附剂研究的一个热点问题,其原理是在成膜前将铸膜液与粉末离子吸附剂混合均匀,在成膜过程中粉末吸附剂就会均匀分布在膜表面的孔径中,含Li+的溶液通过膜时(在膜处理溶液过程中),L i+与吸附剂接触面积大,时间长,从而达到离子交换的目的。
Umeno等[6]使用聚氯乙烯(PVC)- 二甲基甲酰胺(DNF)溶液与锂离子筛粉末吸附剂混合后在纸上扩散成膜,得到的包埋离子筛吸附膜吸附容量为2.3mmol·g-1,其形成的平行并流通道有利于锂离子筛粉末吸附剂与被吸附溶液充分接触且进行交换反应。但由于包埋处理是利用其料浆的自流平作用,难以均匀分布,部分粉末未分散均匀且被包裹,导致其包埋膜性能较粉末下降了27.3%。
解利昕等[7]使用自制的Li1.6Mn1.6O4吸附剂粉末与高分子聚偏氯乙烯(PVDF)树脂,在N,N- 二甲基乙酰胺(DMAC)溶剂中杂化制膜,得到的杂化膜对Li+表现出较好的吸附选择性,饱和吸附容量高达41mg·g-1,多次吸附后吸附容量损失不大,且酸洗时Li+解脱率在95% 以上,但此杂化膜的锰溶损较大,达到3.5% 左右。解利昕等[8]还使用聚氯乙烯(PVC)树脂对上述吸附剂粉末进行杂化制膜,得到的平板膜性能与上述杂化膜差距不大,但溶损较大。此方法主要受限于其自制的吸附剂粉末性能,而且杂化膜成膜之后部分吸附剂粉末被包裹,导致其无法与被处理溶液接触。
王盼等使用同样方法将PVDF与N,N- 二甲基乙酰胺(DMAC)配制成铸膜液,将锰系锂离子粉末吸附剂加入至铸膜液中充分混合后刮制成膜,得到了吸附剂粉末含量为15% 的杂化膜,其吸附容量最大为698mg·cm-2,相比粉末吸附剂,吸附容量损失较大。此方法中铸膜液黏度较小,粉末离子筛吸附剂含量较少,导致应用中膜用量较大,而且部分吸附剂被高分子材料包裹,制膜难均匀,导致膜厚度不一致,想要实际应用困难较大。
张林栋等[9]以 α-Al2O3陶瓷材料为支撑,使用硝酸锰与硝酸锂进行水热反应预成膜,然后使用溶胶- 凝胶法制备出膜状锰吸附剂。该膜具有一定的选择性及分离性,但膜稳定性较差,必须借助膜接触器才能使用。此法在锂离子筛吸附剂合成过程中一步成膜,未使用溶剂及高分子聚合物,强度差。
由以上可以看出,使用成膜法对锂离子筛吸附剂进行成型处理还需克服如下问题:1)粉末吸附剂的成膜液料浆在成膜过程中均匀分散,减少粉末吸附剂的不必要损失;2)铸膜液的黏度问题,直接影响了制成膜的粉末吸附剂含量及强度;3)制成膜中包覆的粉末吸附剂必须能与被处理溶液有充分的接触,此问题也是影响制成膜吸附性能的关键因素。
2 造粒法
造粒法一般是将粉末吸附剂与高聚合物混合均匀后,加入合适的有机溶剂,在高聚物成型过程中固定住粉末吸附剂,再在致孔剂的脱除过程中形成孔洞,使含锂溶液能与吸附剂尽量接触,从而达到吸附效果。
Fumio Sagara等[10]使用大孔径的纤维素对λ-Mn O2粉末成型,得到了粒径为0.1~0.3mm的大孔纤维素凝胶微球,其中粉末吸附剂的含量为0.71g·(g干微球)-1。其微观结构显示为蜂窝状,表面积较大,吸附剂粉末能与被处理溶液充分接触,吸附容量下降较小,但由于纤维素的黏度较小,颗粒强度较差。
Ma等[11]以聚氨酯泡沫为模板,采用沥青作为粘结剂制备出离子筛泡沫型吸附剂,其均匀的三维互穿网络结构有利于被处理溶液的自由通过,但沥青粘结剂的使用包裹了部分粉末,导致吸附性能下降,而且制成颗粒的粉末含量较低,导致应用受限。
闫树旺等[12]使用三聚氰胺树脂对钛系锂离子粉末吸附剂进行成型,得到的颗粒状吸附剂机械强度较高,吸附性能高达4.18mmol·g-1。
肖国萍等[13]使用聚氯乙烯(PVC)对自制锰系锂离子粉末吸附剂进行成型,得到了粒径2.0~3.5mm的球形颗粒吸附剂,其吸附容量高达5.28mmol·g-1,且对Li+选择性能良好。
李超等[14]通过锐孔凝固浴法,使用琼脂糖溶液对Li4Mn5O12粉体进行了成型处理,得到了2~3mm的球形颗粒,并对其进行了后续交联处理,大大提高了其机械强度。酸洗转型后的吸附实验表明,成型后吸附容量下降了24.4%,为4.25mmol·g-1,吸附速率大大降低,仅为粉末吸附剂的1/20。
要实现工业化应用,造粒法需要解决下述关键问题:1)制得的颗粒必须具有一定强度,在工业化操作中尽量无磨损且溶胀小,机械性能稳定;2)制得的颗粒粉末吸附剂含量较高,比表面积大,有适合被处理溶液自由通行的通道,吸附性能损失较小。
3 其它方法
除了上述两种主要方法外,还有学者使用其他方法对此问题进行了研究。Onodera等[15]和Sagara等[16]用大孔玻璃珠对Li、Mn源溶液进行浸渍后,800℃下煅烧得到了球形大孔玻璃珠离子筛吸附剂,其吸附容量达到2.8mmol·g-1,但其吸附剂负载量太小,且稳定性有待考证,工业应用较为困难。
4 前景与展望
吸附法提锂是一种环保型绿色提锂工艺,未来必将成为工业化提锂的主流方法,而解决其成型问题必将是实现其工业化的核心问题。在研究出吸附容量高、选择性能好、溶损率低的粉末锂离子筛吸附剂的基础上,笔者在其成型问题上提出几点建议和展望。
1)粉末锂离子筛吸附剂为无机粉末,自身难以成型,寻求一种合适的粘结剂,能较好地实现其粘结问题且提供较大的比表面积,是解决其成型问题的重中之重,这需要广大学者在完成自身研究范围之内的工作基础上,不断扩充知识面,实现跨学科、跨领域之内的知识结合,突破现有方法的限制,争取关键问题上的早日突破。
2)粉末离子筛吸附剂的研究其最终目的是实现其工业化应用,这不仅需要解决其成型问题,还需要在日常的研究工作多考虑其工业化应用中涉及到的实际问题,粉末锂离子筛吸附剂成型之后的机械强度,各种体系下的稳定性问题等等均需要我们一一解决。
摘要：对锂离子吸附剂成型方法的研究现状进行了综述,对现今研究的热点成膜法和造粒法进行了阐述,分析了目前存在的主要问题及其实现工业化需要突破的难点,对其今后的研发应用提出了建议及展望。
强酸性阳离子交换剂吸附性能比较 篇10
关键词：离子交换纤维,吸附性能
离子交换纤维是以纤维是一种新型纤维状吸附与分离材料[1,2,3], 其交换吸附速度、洗脱速度要比相应的树脂快, 此外, 离子交换纤维的应用形式多样, 可制成纤维、纱网、非织造布等方面用于吸附分离具有良好的前景, 特别在水溶液中各种金属离子的吸附处理以及有害气体的防护方面取得了良好的效果[4]。
离子交换纤维在我国的应用还处于基础研究阶段[5]。离子交换纤维与离子交换树脂的性能比较方面的文献至今未见报道。本文采用本实验室自制的1号和2号Na+型强酸性阳离子交换纤维和市面上广泛使用的732和001×1Na+型强酸性阳离子交换树脂对Ca2+、Ag+和Pb2+进行吸附性能的比较。
1 实验部分
1.1 原材料、试剂与仪器
1号和2号Na+型强酸性阳离子交换纤维为本实验室自制、732强酸性阳离子交换树脂为上海山浦化工有限公司提供、001×7强酸性阳离子交换树脂为皖东化工提供。
Na2B4O7·10H2O、NaOH、HCl和邻苯二甲酸氯钾均为市售分析纯试剂;二次去离子水为本实验室自制。
离子计PP-15德国sartorious公司、磁力搅拌器上海司乐仪器厂、水浴震荡器江苏省金坛市医疗仪器厂、电子分析天平ALC-110.4德国sartorious公司。
1.2 分析方法
溶液中Ca2+、Ag+和Pb2+的浓度通过金属离子浓度标准曲线法得出。
1.3 实验方法
1.3.1 交换剂的预处理
取干离子交换剂, 用浓度为1mol/L氢氧化钠溶液浸泡12h后, 用二次去离子水洗至中性即得钠型离子交换剂[3]。
1.3.2 静态吸附实验
取一定量的干离子交换剂和一定量已知浓度的金属离子溶液于带塞锥形瓶中, 密封。恒温摇荡一段时间后, 测定吸附前后溶液中金属离子的电位, 根据金属离子浓度标准曲线法算出金属离子的浓度, 吸附量和吸附率分别按下 (1) 和 (2) 式计算[6]:
式中, C0:溶液中金属离子的起始质量浓度, Ce:溶液中金属离子的平衡质量浓度, m:干离子交换剂的质量, V:溶液体积。
2 结果与讨论
2.1 pH对吸附的影响
取一定量干1号Na+型强酸性阳离子交换纤维8份, 加入一定量已知浓度Ca2+溶液, 用缓冲溶液调整溶液的pH值。在25℃下恒温震荡器上摇荡30min后, 采样, 测定试液中Ca2+的电位, 根据金属离子浓度标准曲线法算出Ca2+的质量浓度, 并计算出Ca2+的静态吸附率。采用相同的方法得出Ag+和Pb2+的静态吸附率。表1给出了不同pH值下1号Na+型强酸性阳离子交换纤维对Ca2+、Ag+和Pb2+的静态吸附率/%。
从表1得出, 1号Na+型强酸性阳离子交换纤维对Ca2+的吸附, 吸附率基本上不随pH值变化, 原因是Ca2+的形态基本上不随pH值的变化而变化;对Ag+和Pb2+的吸附, 吸附率先随着pH值的增大而增大, 达到一定程度后随pH值的增大反而减少, 原因是pH值较低时, 溶液中H+离子浓度较高, H+就会与Ag+和Pb2+产生被吸附竞争, 纤维吸附H+, 使Ag+和Pb2+吸附率下降, 当溶液中pH值逐渐增大时, Ag+和Pb2+离子的被吸附作用强于质子H+, 故吸附率增加, 随着pH值的增大, 吸附率也随之增加, 当pH值分别增大到大约9和6时, 溶液中OH-浓度增加, Ag+和Pb2+发生水解, 形态会发生改变, 形成羟基络合物稳定存在于溶液中导致吸附率降低, 故对Ag+和Pb2+吸附时的最佳pH值分别为7和4左右。
2.2 初始溶度对吸附的影响
取一定量干1号Na+型强酸性阳离子交换纤维5份, 加入一定量不同已知浓度Ca2+溶液, pH值为3.14, 25℃下摇荡30min后, 测定溶液中残留Ca2+的电位, 通过金属离子浓度标准曲线法得出Ca2+的质量浓度, 并计算出Ca2+的吸附量和吸附率, 采用同样的方法得出Ag+和Pb2+吸附量和吸附率。图1给出了初始浓度对Ca2+吸附的影响;表2和表3分别给出了初始浓度对Ag+和Pb2+吸附的影响。
从图1、表2和表3看出, Ca2+、Ag+和Pb2+吸附量先随着初始浓度的增大而增多, 在未达到吸附平衡前, 吸附率与初始浓度有关, 原因是对于稀溶液, 离子浓度越高, 每一个被吸附的离子与交换剂中Na+的交换机会就越多, 故吸附率越大;当离子吸附达到交换剂的饱和吸附量时, 吸附率就会下降。原因是交换剂的交换容量与它交换基团数量有关。
2.3 温度对交换反应的影响
取一定量干1号Na+型强酸性阳离子交换纤维8份, 加入一定量已知浓度Ca2+溶液, pH值为3.14, 不同温度下, 摇荡不同时间后, 测定溶液中残留Ca2+的电位, 通过金属离子浓度标准曲线法得出Ca2+的质量浓度, 并计算对Ca2+的吸附率。采用同样的方法得出Ag+和Pb2+吸附率。图2给出了纤维对Ca2+的等温吸附曲线。表4和表5分别给出了纤维对Ag+和Pb2+的等温吸附率。
时间/min
时间/min
由图1、表4和表5可知, 随着温度的升高, 达到吸附平衡的时间逐渐缩短, 原因是离子交换过程一般需经历3个步骤[7]: (1) 离子由溶液经液膜扩散到交换剂表面; (2) 离子由交换剂表面向树脂内部扩散; (3) 离子在交换剂内活性位置发生交换反应。离子交换过程受液膜扩散、颗粒扩散和化学反应3个步骤速度的影响, 随着温度升高, 扩散速率和交换速率均有提高, 从而加快了整个过程的交换速率。
2.4 静态饱和吸附量
取一定量干离子交换剂, 加入一定量已知浓度Ca2+溶液, pH值为3.14, 25℃下静置, 每隔一段时间取样测定, 直至先后两次测得的电位基本一致为止。此时, 吸附已达饱和, 每克纤维所吸附的离子量称作饱和吸附量。采用同样的方法得出Ag+和Pb2+的饱和吸附量。表6、表7和表8分别给出Ca2+、Ag+和Pb2+静态饱和吸附量。
由表6、表7和表8可知, 本实验室自制的1号和2号Na+型强酸性阳离子交换纤维对Ca2+、Ag+和Pb2+的饱和吸附量均高于732强酸性阳离子交换树脂和001×7强酸性阳离子交换树脂。
2.5 吸附等温线
取一定量干离子交换剂9份, 加入一定量已知浓度的Ca2+溶液, p H值为3.14, 在40℃下恒温震荡器上摇荡, 每个一段时间采样, 测定试液中Ca2+电位, 通过金属离子浓度标准曲线法得出Ca2+的质量浓度, 并计算Ca2+的吸附率。采用同样的方法得出Ag+和Pb2+的吸附率。图3给出离子交换剂对Ca2+吸附等温线;表10和表11分别给出交换剂对Ag+和Pb2+吸附率。
时间/min
时间/min
由图3、表10和表11可知, 本实验室自制1号和2号Na+型强酸性阳离子交换纤维对Ca2+、Ag+和Pb2+吸附速度很快, 均在3到6min内达到吸附平衡, 且吸附率均大于97.0%以上。732强酸性阳离子交换树脂和001×7强酸性阳离子交换树脂均在18min后才达到吸附平衡, 且吸附率小于1号和2号Na+型强酸性阳离子交换纤维。本实验室自制的1号和2号Na+型强酸性阳离子交换纤维对Ca2+、Ag+和Pb2+吸附速度明显快于732强酸性阳离子交换树脂和001×7强酸性阳离子交换树脂。
3 结论
(1) 本实验室自制的1号Na+型强酸性阳离子交换纤维对Ca2+的吸附不受p H值的影响, 而Ag+和Pb2+的最佳吸附pH值分别为7和4左右。
(2) 在最佳pH值、25℃下, 本实验室自制的1号、2号Na+型强酸性阳离子交换纤维的静态饱和吸附量高于732强酸性阳离子交换树脂和001×7强酸性阳离子交换树脂。
(3) 在最佳pH值、40℃下, 本实验室自制的1号和2号Na+型强酸性阳离子交换纤维对Ca2+、Ag+和Pb2+吸附速度明显快于732强酸性阳离子交换树脂和001×7强酸性阳离子交换树脂, 且吸附率也大于732强酸性阳离子交换树脂和001×7强酸性阳离子交换树脂。
参考文献
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