改性海泡石（共3篇）
改性海泡石 篇1
城市垃圾堆放产生的渗滤液含有高COD,氨氮浓度较高,成分复杂,处理不当会危害人类身体健康。降雨和垃圾本身内涵水是其主要来源[1]。垃圾渗滤液中的有机物主要是由大分子的水溶性腐殖质,中等分子的灰黄霉酸类物质以及小分子的挥发性有机酸、水溶性腐殖质组成[2,3]。
海泡石是一种具有两层硅氧四面体,中间层为镁氧八面体的结构,这种特殊的结构决定了它极好的吸附性能[4]。作为一种天然的矿石被用来作为处理废水的研究对象,海泡石具有很好的吸附性能,海泡石价格低廉。但天然海泡石矿品位较低,杂质含量较高,且表面酸性弱、通道小、热稳定性不好,这些弱点限制了海泡石的应用。为了提高原海泡石的纯度,改变其表面酸性,加大两种空隙结构,使海泡石表面及内部都具有很有的吸附能力[5,6],必须先对海泡石进行改性。
本文在研究垃圾渗滤液的降解中,利用改性后的海泡石作为吸附剂,探讨不同的反应浓度、p H、吸附剂投加量下的总有机碳,在不同的吸附时间点测量相应的总有机碳和化学需氧量,研究聚乙烯吡咯烷酮(PVP)/海泡石对垃圾渗滤液吸附性能。
1 实验
1.1 试剂和仪器
NRY2102双层大容量全温摇床,上海南荣实验设备有限公司;S-4800场发射扫描电子显微镜,日本日立高新技术公司;Nexus 470型FT-IR光谱仪,美国Nicolet公司;TOC-VCPN,日本岛津公司;YHCA-100-标准COD消解器,北京绿野创能机电设备有限公司。
钛酸丁酯为化学纯。其它试剂均为分析纯。
1.2 改性海泡石的制备
1.2.1 海泡石的预处理
然后称取一定量海泡石样品置入烧杯中,加入适量的10%硝酸,然后在磁力搅拌器上搅拌2 h,静止4 h,离心去上清液,重加入适量去离子水和10%硝酸依上述实验进行三次,经真空泵抽滤和电热鼓风干燥箱110℃下干燥12 h,最后经研磨至粉末,经过筛后,得到粒径为100~150μm的海泡石作为吸附剂载体。
1.2.2 海泡石的改性
将实验所制酸处理后的海泡石放入烧杯中,以去离子水与海泡石质量比15∶1取适量的去离子水倒入烧杯中,得溶液A;向烧杯中加入一定量的PVP,加入适量的无水乙醇,搅拌均匀得到溶液B;将溶液B缓慢加入溶液A中,再加入0.1 M盐酸调节p H至2,再磁力搅拌4 h;经过静置、离心、抽滤和干燥,最后经研磨至粉末;然后在马弗炉中匀速加热至450℃煅烧4 h,冷却至室温后取出备用。
1.3 垃圾渗滤液吸附实验
在血清瓶中放入配置好的渗滤液和一定量负载PVP的海泡石,将所有装有渗滤液的瓶子放在摇床上震荡24小时后,取上清液5 m L,稀释至50 m L,经过膜过滤后用TOC分析仪测量TOC。垃圾渗滤液在预处理后,在不同的浓度和一定的p H、催化剂用量下测量吸附后的总有机碳,在不同的p H和一定量的浓度的渗滤液、催化剂用量下测量吸附后的总有机碳以及在不同的吸附剂用量和一定的渗滤液浓度、一定的p H条件下的吸附后的总有机碳。实验测量TOC的数据经下式处理后得到单位降解量。
2 结果与表征
2.1 吸附剂表征结果
2.1.1 吸附剂FT-IR分析
将改性前后的海泡石样品于红外灯照射下研磨,后在压片模具下压片,再置入样品窗口,进行红外扫描测定,如图1所示。
从图1可看出整体上海泡石与PVP/海泡石多数红外吸峰对应同一波数,改性后的海泡石的理化性质基本没有改变。两者FT-IR光谱图在一些波数处不同,在波数3621-3689处,两者都检测到了吸收峰,表明两者都有游离和缔合的-OH,结合海泡石本身物质成分可知其中含有氢氧化镁。两者对比明显的是在波数2839-2927处,PVP/海泡石出现了明显的-CH3和-CH2收缩峰,这是PVP负载在海泡石的原因,1655 cm-1氢氧键弯曲振动峰增强,在1384~1425 cm-1处检测到了CH2-CH3的弯曲振动峰。在600~800 cm-1时,SDS/海泡石与纯化海泡石的红外光谱图相比较,956 cm-1处的Si-O桥间-Si吸收峰消失,表明了PVP/海泡石纯度较大,PVP负载通过表面负载以及与Si-O-Mg中的化学键作用形成新的改性物质[7]。
2.1.2 SEM分析
图2a为海泡石改性前的SEM图,存在着大量的微孔结构,多成管状。图2b中PVP负载在微孔及边缘和内部中,致使海泡石呈现紧密连接的凹凸不平的形貌,原来的规则的形状被取代,整个PVP/海泡石表面无规则,总表面积变大,吸附质的溶液渗透面积变大,可以增加吸附量。微孔结构的存在则有利于提高吸附质在戏附中的扩散速度,从而使得吸附体系快速达到平衡[8]。
2.2 PVP/海泡石吸附实验
2.2.1 垃圾渗滤液起始浓度对吸附的影响
将原垃圾渗滤液过滤后分别稀释不同倍数,检测其相应的COD。将稀释倍数不同的垃圾渗滤液稀释液调至p H为3、5、7后进行摇床吸附实验,实验数据经处理后结果见图3。
由图3可看出,随着COD的浓度升高,垃圾渗滤液的TOC的单位降解量也升高,当垃圾渗滤液稀释50倍,COD为87 mg/L,p H为3时,单位降解量最低,为0.5348 mg/g。当垃圾渗滤液稀释10倍时,COD为452 mg/L,p H为3时,单位降解量最高,为10.04 mg/g。在稀释50倍时,垃圾渗滤液的物质浓度较低,PVP/海泡石的投加量太多,PVP/海泡石之间对于垃圾渗滤液的吸收形成一定的阻碍作用,而且物质浓度过低分散在溶液各处不易于PVP/海泡石的吸收。当稀释为30倍,垃圾渗滤液COD为154 mg/L,此时PVP/海泡石的浓度适中,影响以p H为主。当垃圾渗滤液稀释10倍时,COD为452 mg/L,PVP/海泡石可以充分吸收垃圾渗滤液中的物质,吸附量达到最大,TOC单位降解量达到最高。
2.2.2 PVP/海泡石投加量对吸附的影响
将原垃圾渗滤液过滤后分别稀释不同倍数,检测其相应的COD。将稀释倍数不同的垃圾渗滤液稀释液,分别加入0.01 g、0.04 g、0.08 g、0.12 g和0.20 g改性海泡石后进行摇床吸附实验,实验数据经处理后结果见图4。
如图4所示,在一般情况下垃圾渗滤液的TOC单位降解量随着PVP/海泡石的投加量先增加后减少,在垃圾渗滤液低浓度的时候随着PVP/海泡石投加量增加而减少。在COD为91 mg/L时,0.01 g的PVP/海泡石达到的单位降解量1.281 mg/g,而PVP/海泡石投加量为0.2 g时,单位降解量为1.081 mg/g,这与实验垃圾渗滤液起始浓度对吸附的影响结果一致。PVP/海泡吸附的同时带有负电,海泡石之间有相斥的作用从而影响吸附[9]。当垃圾渗滤液浓度较高时,PVP/海泡石吸附量未达到饱和,PVP/海泡石以吸附为主,PVP/海泡石在高浓度的垃圾渗滤液中更容易吸附溶液中的物质,所以降解率会增加,在PVP/海泡石为0.12 g时单位降解量达到最大,COD为428 mg/L时,降解率达到了8.600 mg/g。当达到吸附饱和后,PVP/海泡石之间就会由于同负负电荷相斥,吸附量降低,单位降解量减少。
2.2.3 不同p H对吸附的影响
将原垃圾渗滤液过滤后,然后将其稀释30倍将稀释倍数不同的垃圾渗滤液稀释液调至p H为3、5、7、9和11,再分别加入0.01 g、0.04 g、0.08 g和0.12 g PVP/海泡石进行摇床吸附实验,实验数据经处理后结果见图5。
如图5所示,降解率随着p H的升高呈总体下降的趋势,在p H为7时,投加量0.04 g以上降解率基本稳定。当PVP/海泡石为0.12 g,p H为3时吸附量最大,降解率为59.22%。当PVP/海泡石的投加量为0.01 g,p H为11时,降解率为18.18%。p H低时,溶液中的氢离子较多会取代海泡石上的Ca2+、K+和Na+等其他阳离子,特别是脱除海泡石中引起骨架作用的Mg2+,致使海泡石中的Si-O-Mg-O-Mg-Si键断裂形成两个Si-OH键,使得海泡石更加的疏松,比表面积增大,空隙半径增加,PVP/海泡石的降解率提高[10]。
2.2.4 吸附动力学
将原垃圾渗滤液过滤后,然后将其稀释10倍,调节p H为3,在摇床上震荡不同时间后,其实验数据经处理得到图6中垃圾渗滤液TOC降解率与吸附时间的关系。然后再测垃圾渗滤液稀释10倍,初始COD为437.2 mg/L的渗滤液在p H为3,加入0.12 g PVP/海泡石后相应时段的COD,得到垃圾渗滤液COD降解率与吸附时间的关系。
如图6所示,在前3小时垃圾渗滤液的TOC与COD都迅速降低,从第5小时开始到第10小时,渗滤液的TOC与COD降解率升高,之后TOC与COD的降解率基本处于稳定状态。实验刚开始时,PVP/海泡石的吸附是表面吸附,表面空隙多,吸附能力强,吸附速度快,当表面吸附结束时,PVP/海泡石开始内部吸附,依靠着配位吸附与离子交换吸附缓慢吸附渗滤液中的物质,实验后期由于吸附时间较长且PVP/海泡石吸附已饱和,吸附的有机物质会从PVP/海泡石表面脱落,使得TOC与COD略微升高,但总体处于一种动态平衡的状态中。
3 结论
XRD与FT-IR分析表明了改性后的海泡石的内部基本骨架改变,其中海泡石内部的Si-O-Mg减少,孔隙变多,吸附量增大。PVP/海泡石投加量为0.12 g,p H为3,垃圾渗滤稀释10倍时TOC降解率为10.04 mg/g,COD降解率为59.22%。PVP/海泡石的吸附是从表面开始,吸附速率较快,然后进行PVP/海泡石内部吸附,吸附速率较慢。
参考文献
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改性海泡石 篇2
海泡石是一种纤维状多孔富镁质的硅酸盐粘土矿物,在其结构单元中,硅氧四面体和镁氧八面体相互交替,具层状和链状的过渡型特征,正是这种独特的结构,使得海泡石具有高达800~900 m2/g的理论表面积,因此海泡石具有很强的吸附性[3,4]。海泡石还具有良好的机械性能和热稳定性,可以通过活化处理来改善其孔道大小和数量,从而增强其吸附性。
本研究以海泡石为原料,采用多步联合对其进行综合改性(酸改性[5,6],离子交换[7,8]和热改性[9,10]),制得高吸附性能的改性海泡石。首次对改性海泡石除亚硝酸盐的影响因素进行了分析和研究。
1 实验仪器及药品
仪器:紫外分光光度计(UV-1800),上海美谱达仪器有限公司;高速离心机(TG18M),长沙平凡仪器仪表有限公司;真空干燥箱(DZF-650),上海博讯实业有限公司;集热式恒温加热磁力搅拌器(DF-101S),江苏金坛医疗仪器厂;马弗炉(ZDMF2-1200),深圳市中达电炉厂。
药品:盐酸(分析纯),开封东大化工有限公司试剂厂;对氨基苯磺酸(分析纯),上海研拓生物科技有限公司;N-1-萘基乙二胺(分析纯),深圳市伽马科技发展有限公司;海泡石原矿(浏阳),三氯化铁(分析纯),北京康普汇维科技有限公司。
2 实验步骤
2.1 海泡石精矿和改性海泡石的制备
取海泡石原矿放入烧杯中,加入适量的蒸馏水搅拌15 min,静置片刻除去上层漂浮物,取中间悬浊液。下层沉淀物按上述方法再处理数次,把得到的悬浊液离心,将所得固体置于真空干燥箱中于120 ℃烘干4 h,研磨过100目筛,即得精制海泡石。
本实验对海泡石进行了综合改性,采用先酸改性,再离子交换,最后热改性的联合处理手段,提高海泡石对亚硝酸根离子的吸附能力。具体方法为:在80 ℃水浴中,将海泡石用5%的盐酸浸泡8 h,固液比1:10(1 g海泡石/10 mL盐酸溶液),离心烘干,研磨过100目筛;将酸处理过的海泡石置于烧杯中,加入5%的FeCl3溶液在室温下搅拌30 min,放置沉淀24 h,固液比1:5(1 g海泡石/5 mL FeCl3溶液);最后弃去上层清液,将下层沉淀反复洗涤、离心直至不含Fe3+为止,将沉淀烘干,置于马弗炉中于250 ℃的条件下焙烧3 h,制得的高吸附性海泡石,放入干燥器中备用。
2.2 水样的配制
采用蒸馏水配制亚硝酸钠溶液,浓度为40 mg/L。
2.3 亚硝酸根离子的检测定方法
在弱酸条件下,亚硝酸盐与对氨基苯磺酸重氮化后,再与N-1-萘基乙二胺偶合形成紫红色染料。在吸附后取1 mL离心液于100 mL的容量瓶中定容(将亚硝酸根离子的浓度稀释在0.5 mg/L以内),在波长538 nm处测定其吸光度,吸光度与浓度的关系符合朗伯-比耳定律[11],计算亚硝酸根离子的量。
2.4 海泡石对亚硝酸根离子的静态吸附实验
准确称取一定量的海泡石置于烧杯中,加入100 mL亚硝酸钠待测液,改变初始pH值、吸附时间和亚硝酸根离子初始浓度等条件,分别进行吸附试验,离心后测上清液中亚硝酸根离子的浓度[12,13]。按下式分别计算亚硝酸根离子的去除率及平衡吸附量。
式中:η——亚硝酸根离子的去除率,%
C0——溶液初始亚硝酸根离子浓度,mg/L
Ce——溶液吸附平衡时亚硝酸根离子浓度,mg/L
qe——平衡吸附容量,mg/g
V——溶液体积,L
w——改性海泡石的加入量,g
3 结果与讨论
3.1 改性海泡石与未改性海泡石对亚硝酸根离子的处理效果比较
取40 mg/L的亚硝酸钠水样100 mL,在pH=9、吸附时间60 min 和室温25 ℃下,改变海泡石的用量,比较初步处理的海泡石和经过改性活化的海泡石对亚硝酸根离子的吸附效果。结果如图1所示。
结果表明,经改性活化后的海泡石对亚硝酸根离子的去除率明显高于未经改性的海泡石。在一定的范围内,随改性海泡石用量的增加,亚硝酸根离子的去除率有明显变化,在200 mg/100 mL(相当于固液比为1:500)的用量下,去除效果比较理想。
3.2 pH值对吸附效果的影响
取40 mg/L的亚硝酸钠水样100 mL,加入改性海泡石0.2 g,在吸附时间60 min、室温25 ℃下,在pH为2~11范围内考察对亚硝酸根离子吸附的影响,结果见图2。
由图2可知:在pH≤6时,吸附效果较差,主要因为海泡石是一种对酸不稳定的粘土,在酸性条件下,其晶体结构被破坏,吸附能力下降;在pH=8时吸附效果尚可,去除率可达88%,pH达到9以后,效果最好并趋于稳定,这是因为海泡石表面有大量的Si-OH和Mg-OH等基团,受H+和Fe3+的影响,表面基团逐步质子化而带正电,同时Fe3+取代了海泡石晶格中的Mg2+,故增加了海泡石与阳离子间的排斥力,从而提高了海泡石对阴离子的吸附性能[14];继续提高pH值对去除率的影响并不大,这可能是因为Fe3+和OH-生成络合物堵塞海泡石的孔道,阻碍进一步的吸附。
3.3 时间对吸附效果的影响
取40 mg/L的亚硝酸钠水样100 mL,加入改性海泡石0.2 g,在pH=9、室温25 ℃下进行吸附,吸附时间对吸附效果影响的见图3。
由图3可知,海泡石的吸附反应时间较快,在最初5 min内,吸附速率较快,去除率就已经达到50%,随着时间的延长,吸附速率减慢,去除率在缓慢的提高,在35 min时去除率接近平衡。综合考虑,确定35 min为最佳吸附时间。
3.4 初始浓度对吸附量的影响
准确配制不同浓度的亚硝酸钠水样100 mL,分别加入改性海泡石0.2 g,在pH=9、吸附时间35 min、室温25 ℃条件下,考察初始浓度对吸附量的影响。
由图4可知,海泡石对亚硝酸根离子的吸附量与溶液中亚硝酸根离子的初始浓度有关,随着亚硝酸根离子浓度的增加,单位质量海泡石对亚硝酸根离子的吸附量增加。
用Freundlich方程[15]对等温吸附试验进行线性回归(如图5所示),相关系数为0.989,可见海泡石对亚硝酸根离子的吸附较符合Freundlich方程。
4 结 论
(1)经多步综合改性后的海泡石,是一种高效的吸附亚硝酸根离子材料,增加海泡石用量、提高pH值、延长吸附时间,都能不同程度的提高改性海泡石对亚硝酸根离子的去除率。处理后的水质达到国家排放标准。
(2)改性海泡石对亚硝酸根离子的吸附机理还不完全清楚,需要继续探究;实际废水中往往含有其它离子的存在,离子之间的竞争吸附等因素还需要进一步的研究。
摘要：用盐酸、氯化铁和焙烧对海泡石进行综合改性,得到高吸附性的改性海泡石;研究了其用于处理亚硝酸盐废水的各种影响因素。结果表明:改性后的海泡石对亚硝酸盐的去除效果明显优于未经改性的海泡石。在室温25℃,pH为9左右,固液比1∶500,吸附时间35 min条件下,亚硝酸根离子的去除率可达到92%,处理后的水质达到国家排放的标准。对数据的方程进行拟合可知,改性海泡石对亚硝酸根离子的吸附较符合Freundlich方程。
改性海泡石 篇3
橡胶配合体系中填料不但能够增大体积、降低成本,还可改善氟橡胶硫化胶的性能。利用二硫化钼、层状硅酸盐、石墨、炭黑及铜粉等填料改性橡胶硫化性能、力学性能及摩擦磨损性能的研究有很多［２－６］。氟橡胶分子链表现为氟原子紧密排列在碳原子周围,屏蔽C—C键,故其与大多数填料之间不存在化学作用［７］;且氟橡胶生胶加工性能差,若想使填料均匀地分散在橡胶基体中,必须对所需填料进行表面改性。目前填料改性方法有酸碱改性法［８］、插层法［９］及偶联剂接枝［４］等。
本研究采用酸改性方法制备纤维状海泡石,将微米级铜粉、纤维状海泡石协同配合添加到氟橡胶复配体系中。分析多尺度填料协同对混炼胶硫化性能、热性能和材料老化前后力学性能影响,并由材料断面观测不同填料在橡胶基体中的分散情况。
1实验部分
1.1原材料
四丙氟橡胶(FE2701),上海三爱富新材料股份有限公司产品;过氧化二异丙苯(DCP),国药集团化学试剂有限公司产品;助硫化剂三聚异氰酸三烯丙酯(TAIC);纤维状海泡石(Sep),自制;铜粉(500目),铜陵卓成金属粉体新材料科技有限公司产品。
1.2试样复配及制备工艺
氟橡胶复合材料的配方见表1。
XK160两辊开炼机加入氟橡胶包辊后,依次加入TAIC、 DCP、铜粉及纤维状海泡石;混炼均匀后薄通、打三角包4次, 下片;室温静置24h后测试胶料的交联特性;采用模压法制备复合材料测试样,温度155℃,时间25min;电热鼓风恒温箱中进行2次硫化,其条件测试为室温~100℃、100~150℃ 及150~200℃分别1h,200~220℃为30min,220℃保温2h。
1.3交联特性的MDR硫化仪测试
采用M2000-A型无转子硫化仪,对混炼胶进行硫化性能测试。混炼胶的交联特性测试依据标准为ASTM D5289,测试温度为155℃。
1.4水热老化试验
采用水热反应釜对待拉伸试样进行老化试验,老化时间为24h,测试温度200℃。采用分析天平测定其老化前后的质量和密度。
1.5力学性能测试
采用GMT-4104型微机控制电子万能试验机测定复合材料的力学性能,拉伸性能按照GB/T 9341—2000《塑料弯曲性能试验方法》进行测试;邵尔硬度按GB/T 531—1992测试。
1.6 SEM测试
采用日本电子株式会社(JEOL)制造的JSM-5610LV钨灯丝扫描电镜,在加速电压下观察填料在复合材料内部分散情况。
1.7热重性能分析
采用德国耐驰公司STA 449F3Jupiter?同步TG/DSC热分析仪测试SEP-E样品。TG测试条件:氮气流速40mL/min,氩气流速40mL/min,升温速率10℃/min,温度范围:室温~700℃。
2结果与讨论
2.1填料对氟橡胶复合材料硫化性能的影响
铜粉和纤维状海泡石用量对应氟橡胶复合材料的硫化性能见表2。
与FKM相比,FS扭矩差由1.75N·m增加为6.70N·m, FC扭矩差降低为1.62N·m,且两者的硫化时间均缩短;而FSC的扭矩差和硫化时间介于两种填料单独添加之间。结合图1可知,铜粉和纤维状海泡石能够提高复合材料硫化速率, 且FS的反应速率最快。分析认为,扭矩差增大表明复合材料交联度增加［１０－１１］,纤维状海泡石提高了复合材料交联密度,而铜粉降低了复合材料交联密度。 海泡石纤维表面含有Si—OH基团及Bronsted-Lewis酸中心,具有较高的化学活性,DCP是无羧基过氧化物,其对酸敏感,纤维状海泡石添加易使其分解出更多自由基,从而使硫化速率增加;铜粉表面活泼铜原子易捕捉自由基,抑制大分子链的增长,阻碍了自由基交联反应,故FC材料交联密度下降。当2种填料协同改性氟橡胶时,纤维状海泡石促进橡胶硫化的作用抵消铜粉阻碍自由基交联的作用,故FSC材料硫化曲线整体介于FC和FS曲线。
2.2力学性能分析
铜粉和纤维状海泡石用量对应氟橡胶复合材料老化前后的力学性能见表3。
由表3可知,与FKM相比,FS拉伸强度略有下降,而FC、及FSC的拉伸强度降低较大,而FC的扯断伸长率增加; 同时2种填料均能提高材料硬度。分析认为,氟橡胶复合材料二次硫化过程中,逸出低分子物质如HF、H２O及过氧化物等,且高温下橡胶分子链与填料膨胀系数不同使得其界面易产生脱离,从而表现为填料与橡胶相界面［１２］结合力弱,故FC、 FS及FSC拉伸强度下降;结合图1中FC的硫化曲线可看出, FC扭矩差降低,交联密度下降,故扯断伸长率增加;因铜粉及纤维状海泡石本身硬度高于氟橡胶,使得其复合材料硬度增加。
拉伸试样在200℃密封湿热环境下老化24h后,FC、FS和FSC的拉伸强度分别下降7.8、9.7和6.9MPa。图2为铜粉和纤维状海泡石用量对应氟橡胶复合材料质量及密度老化前后变化率。由图2可知,老化后材料质量均显著增加,而密度均下降。 尤其FS和FSC的质量变化率高达91.2% 和118.8%。分析认为,高温高压作用下,橡胶分子链断裂和滑移,且因体积膨胀,使得水分子进材料内部微裂纹中,故其拉伸性能下降;而纤维状海泡石本身孔道结构使其吸水体积膨胀,与橡胶基体的结合力变弱,故FS拉伸性能显著下降;而高温下铜粉与胶料组分中的化合物形成的铜盐易成为氟橡胶热裂解反应的催化剂［１３］,从而加速其老化。对比拉伸下降数据, 表明两种填料同时添加相对减缓了材料的老化程度。
2.3 SEM性能
图3(a)、(b)、(c)依次为FC、FS、FSC复合材料的拉伸断面微观形貌。由图3(a)可知,铜粉粒径分布在10~20μm之间,其与氟橡胶基体界面结合不均匀,断面上的凹坑有明显的拔出痕迹,使得FC材料拉伸强度降低;图3(b)中纤维状海泡石沿箭头所指方向形成取向形态。纤维状海泡石均匀分散在橡胶基体中,形成直径200~500nm,长0.5~1μm的纤维束和聚集体。与FC拉伸断面相比,FS拉伸断面凹凸感,说明纤维状海泡石比大颗粒铜粉在橡胶基体中结合的更好。图3(c)箭头所指分别为铜粉和海泡石,表明其能均匀分散在橡胶基体中,但因填料总含量较高,使得其之间易产生干涉,从而进一步降低材料拉伸性能。
2.4 TG性能测试
图4是铜粉和纤维状海泡石用量对应氟橡胶复合材料的TG测试曲线。由图4可知,复合材料质量损失主要集中在400~500℃。与FKM相比,FS材料在100℃时开始分解,FS和FC复合材料的热质量损失逐渐减少,质量残存率分别为6.7%和11.4%;对比FS和FC测试样,FSC材料初始分解和热失重温度均有提高,在同样温度下样品的分解程度低,最终质量残存率达18.8%。分析认为,FS分解历程中纤维状海泡石在30~200℃ 和200~600℃ 逐步失去吸附水和配位水［８］; 铜粉导热性能较好,在分子链运动过程中起到转移热量的作用,从而使得FC材料热分解温度提高;当纤维状海泡石与铜粉同时加入氟橡胶后,海泡石易吸附橡胶分解产生的小分子, 且铜粉能及时转移热量,协同作用进一步延缓了橡胶热分解, 表现为FSC材料耐热性提高。
3结论
(1)铜粉和酸改性纤维状海泡石可均匀分散于氟橡胶;铜粉与橡胶基体界面结合较弱,部分有明显间隙,而纤维状海泡石则与橡胶基体结合较好。
(2)铜粉和纤维状海泡石均能提高氟橡胶的硫化速率,缩短硫化时间,增加材料邵尔硬度,而其力学性能有所下降,且提高了氟橡胶的老化速度。