Cu2+

Cu2+（精选10篇）

Cu2+ 篇1

摘要：研究了用磷酸改性的玉米秸秆吸附水溶液中Cu2+的性能,考察了pH、温度、吸附时间、Cu2+初始质量浓度和吸附剂用量对改性玉米秸秆吸附水溶液中Cu2+性能的影响。结果表明:在实验条件下,改性玉米秸秆对Cu2+的吸附率随改性玉米秸秆用量、吸附时间、溶液pH和温度增加而增大,随Cu2+初始质量浓度的增大而降低,其对Cu2+的吸附率可达78.3%。说明改性玉米秸秆对水溶液中Cu2+具有良好的吸附能力。吸附过程的动力学模型拟合结果表明,改性玉米秸秆吸附Cu2+的过程更符合准二级动力学模型。

关键词：改性,玉米秸秆,Cu2+,吸附,动力学

随着现代工业的快速发展,产生的含重金属离子废水日渐增多,这些废水如不经过处理直接排放,会造成环境的严重污染,并通过食物链进入生物体内引发各种疾病,对动物及人体健康产生严重危害[1]。因此,去除废水中重金属离子、净化水体成为环境保护的重要课题。废水中重金属离子去除方法主要有化学沉淀法、电解法、离子交换法和活性炭吸附法等[2]。这些处理方法大多存在成本高、操作较复杂和易造成二次污染等问题,使其应用受到一定限制[3]。生物吸附法由于操作简单、原料来源丰富、环境友好和适宜处理低浓度重金属废水受到广泛关注,得到较多应用,但也存在吸附容量较低、效率不高等问题。因此研究开发价廉高效的生物吸附剂成为环境废水治理的热点之一。

农业废弃物作为一种可再生的生物材料,一般都具有多孔性和较好的机械强度,且含有多种官能团,因此,吸附重金属离子有很大优势[4]。目前,许多农业废弃物或改性农业废弃物已被用作环境废水处理吸附剂[3,4,5,6,7],但有关以改性玉米秸秆作吸附剂,吸附去除水体中Cu2+的研究鲜有报道。本研究以磷酸改性后的玉米秸秆为吸附剂,Cu2+为吸附对象,探讨改性玉米秸秆对Cu2+的吸附作用,试图开发一种新型玉米秸秆吸附材料,为玉米秸秆在环境水体治理中的应用提供理论基础。

1 实验部分

1.1 仪器与试剂

可见分光光度计(723型),上海光谱仪器有限公司;实验室pH计(FE20型),梅特勒-托利多仪器(上海)有限公司;水浴恒温振荡器(THZ-82型),江苏荣华仪器有限公司;电子分析天平(AL104型),梅特勒-托利多仪器(上海)有限公司;循环水式真空泵(SHZ-D(Ⅲ)型),巩义市予华仪器有限公司;高速中药粉碎机,浙江武义屹立工具有限公司。

铜试剂(二乙基二硫代氨基甲酸钠)、五水硫酸铜和氨水,天津市风船化学试剂科技有限公司;硝酸,天津市耀华化学试剂责任有限公司。所用试剂均为分析纯。

1.2 玉米秸秆的改性

玉米秸秆预处理:将玉米秸秆用蒸馏水洗净,置于烘箱中60℃下烘干,粉碎过60目筛,蒸馏水浸泡24h以除去可溶性物和悬浮物,再在50℃下烘干备用。

按参考文献[8]的方法,称取50g预处理后的玉米秸秆于烧杯中,加入500mL浓度为1.0mol/L的H3PO4溶液,在60℃下搅拌反应3h,抽滤,滤渣用蒸馏水清洗,除去游离的磷酸,在50℃下烘干,置于干燥容器内密封备用。

1.3 静态吸附实验

移取25mL一定质量浓度的Cu2+溶液于150mL锥形瓶中,准确加入一定质量改性玉米秸秆,在恒温振荡器中振荡吸附一定时间后,过滤,用分光光度法[9]测定滤液中Cu2+质量浓度,按式(1)、(2)计算改性玉米秸秆对Cu2+的吸附率(η)和吸附量(Qe)。

式中,C0为Cu2+的初始质量浓度,mg/L;Ce为吸附平衡后溶液中Cu2+的质量浓度,mg/L;V为液相的体积,L;m为改性玉米秸秆的用量,g;η为改性玉米秸秆对Cu2+的吸附率,%;Qe为平衡吸附量,mg/g。

2 结果与讨论

2.1 Cu2+初始质量浓度对吸附效果的影响

分别在25mL不同初始质量浓度的Cu2+溶液中加入改性玉米秸秆0.2g,在25℃下振荡吸附60min,考察Cu2+初始质量浓度对吸附效果的影响,结果如图1所示。可以看出,Cu2+初始质量浓度对吸附效果有较大影响,随着Cu2+初始质量浓度的增大,吸附率逐渐降低。其原因主要是定量吸附剂的吸附位点是有限且相对稳定的,当溶液中Cu2+初始质量浓度增大时,改性玉米秸秆吸附容量有限,导致吸附率明显降低[10]。

2.2 改性玉米秸秆用量对吸附效果的影响

在25mL Cu2+质量浓度为20.0mg/L的溶液中,分别加入不同量的改性玉米秸秆,在25℃下振荡吸附60min,考察改性玉米秸秆用量对吸附效果的影响,结果如图2所示。可以看出,改性玉米秸秆用量对吸附效果影响较大,随着改性玉米秸秆用量的增加,对Cu2+的吸附率先迅速增加,而后增加缓慢,最后基本不变。其原因主要是随改性玉米秸秆用量增加,吸附位点增加,与Cu2+接触概率增大,使吸附更易进行,吸附率增大。当改性玉米秸秆用量达到0.2g后,体系吸附基近平衡,再增加吸附剂用量只能增加无效吸附位点,因溶液中大部Cu2+已被吸附,吸附速率变小,导致吸附率基本不变[11]。

2.3 温度对吸附效果的影响

在一系列25mL Cu2+质量浓度为20.0mg/L的溶液中,加入0.2g改性玉米秸秆,在不同温度下振荡吸附60min,考察温度对吸附效果的影响,结果如图3所示。可以看出,随温度升高,改性玉米秸秆对Cu2+的吸附率逐渐增大,但幅度不大。这说明改性玉米秸秆吸附Cu2+的过程为吸热过程,升温有利于吸附,但温度对吸附效果的影响较小。从实际应用考虑,改性玉米秸秆对Cu2+的吸附可在常温下进行。

2.4 溶液pH对吸附效果的影响

在一系列25mL Cu2+质量浓度为20.0mg/L的溶液中,加入0.2g改性玉米秸秆,在25℃下振荡吸附60min,考察溶液pH对吸附效果的影响。考虑pH大于5.0时,Cu2+开始沉淀[1],所以本实验考察pH为小于5.0条件下对吸附效果的影响,结果如图4所示。可以看出,溶液pH对吸附效果具有较大影响,随溶液pH增大,对Cu2+吸附率迅速增大,当pH为5.0时,对Cu2+吸附率达到78.27%。其原因可能是改性玉米秸秆对Cu2+的吸附为离子交换机制,pH较低时,H+在竞争中处于优势,改性玉米秸秆吸附能力低[12]。

2.5 吸附时间对吸附效果的影响

在一系列25mL Cu2+质量浓度为20.0mg/L的溶液中,分别加入0.2g改性玉米秸秆,在25℃下振荡吸附不同时间,考察吸附时间对吸附效果的影响,结果如图5所示。可以看出,吸附时间对Cu2+的吸附效果影响较大,在60min内,吸附率增加很快,在60min后,吸附率增加缓慢,在70min时,吸附基本达到平衡。其原因主要是开始阶段,溶液中吸附位点多,Cu2+质量浓度梯度大,吸附驱动力大,吸附速度较快,吸附率增大快;吸附60min后,溶液中吸附位点和Cu2+浓度减少,吸附驱动力减少,吸附达到平衡,吸附率基本不变。

2.6 吸附动力学研究

吸附过程的动力学主要用来描述吸附的快慢,可通过动力学模型对实验数据进行拟合,推断吸附机理[13]。准一级动力学模型假设吸附过程受扩散步骤控制;准二级动力学模型是假设吸附速率由化学过程控制[14]。

准一级动力学模型的线性方程为:

准二级动力学模型的线性方程为:

式中,k1为准一级速率常数,min-1;k2为准二级速率常数,g/(mg·min);t为吸附时间,min;Qt、Qe分别为t时刻和平衡时的吸附量,mg/g。

应用上述2个动力学模型对改性玉米秸秆吸附Cu2+的实验数据进行拟合。拟合的准一级动力学方程为:

准二级动力学方程为:

按方程求得的动力学模型参数见表1。

由表1可知,准一级动力学模型和准二级动力学模型都能较好地描述改性玉米秸秆对Cu2+的吸附过程(R2=0.93),表明改性玉米秸秆对Cu2+的吸附过程既受扩散步骤控制,也受化学过程控制,是一个复杂的过程。同时,由于准二级动力学模型计算的理论平衡吸附量与实验测定值更接近,且该模型拟合方程的R2高达0.9916,表明准二级动力学模型能更客观地描述改性玉米秸秆对Cu2+的吸附过程。

2.7 玉米秸秆改性前后吸附能力的比较

分别称取0.2g改性玉米秸秆和未改性玉米秸秆分别置于150mL的锥形瓶,加入25mL质量浓度为20.0mg/L的Cu2+溶液,在25℃振荡吸附60min,比较二者对Cu2+的吸附率。结果显示,改性玉米秸秆对Cu2+的吸附率为78.3%,而未改性的玉米秸秆对Cu2+的吸附率仅为56.4%,说明磷酸改性可显著提高玉米秸秆对Cu2+的吸附效果。

3 结论

实验表明,改性玉米秸秆用量、Cu2+初始质量浓度、溶液pH和吸附时间对改性玉米秸秆吸附Cu2+的效果影响较大,温度影响较小。改性玉米秸秆对Cu2+吸附率随改性玉米秸秆用量、溶液pH、吸附时间和温度的增加而增大,随Cu2+初始质量浓度的增加而降低。改性玉米秸秆吸附Cu2+的过程更符合准二动力学吸附模型。实验条件下,改性玉米秸秆对Cu2+的吸附率可达78.3%,表明改性玉米秸秆对溶液中Cu2+具有强的吸附能力,是一种良好的吸附材料。

Cu2+ 篇2

通过比较包埋法和载体结合法对枝孢霉的固定化性能,确定海藻酸钠-明胶包埋法为最佳固定方法,并利用正交试验得到固定化菌体制备的.最优操作条件.探讨了不同环境因素如接触反应时间、溶液pH、温度对生物吸附Cu2+的影响.实验结果表明,固定化菌的吸附作用是先快后慢的过程,在3 h达到生物吸附平衡,最佳pH为4.5,在15～45 ℃温度范围内,吸附量随温度升高有略微增加.在30～400 mg L-1范围内,吸附量随Cu2+的初始浓度的增加而增加,整个吸附过程较好地符合Langmuir和Freundlich吸附模型,在浓度为0.5 mol L-1的多种解吸剂中,HCl的解吸效果最好,解吸率达到99.96%. 图3 表5 参12

作 者：董新姣 俞林伟 DONG Xinjiao YU Linwei  作者单位：温州师范学院生命与环境科学学院,浙江温州,325027 刊 名：应用与环境生物学报  ISTIC PKU英文刊名：CHINESE JOURNAL OF APPLIED & ENVIRONMENTAL BIOLOGY 年，卷(期)：2005 11(4) 分类号：X172 关键词：生物吸附   固定化   Cu2+   Cladosporium sp  

★ 大孔树脂吸附-生物再生法处理高盐苯酚废水的研究

★ 过氧化氢法制备高纯度二氧化氯的研究

Cu2+ 篇3

关键词：硅藻土基多孔陶粒；材料结构；吸附性能；铜离子

中图分类号： TQ174.1 文献标志码： A 文章编号：1002-1302（2014）03-0303-03

硅藻是一种单细胞的藻类，个体很小，一般为1 μm至数毫米。当这种水生植物死亡后，残骸在海洋或湖泊中沉积，形成硅藻土[1]。硅藻土是一种多孔性、密度小、比表面积大、吸附性好、耐酸、耐碱、绝缘的非金属矿[2] 。陶粒于1918年由Hyade研制出来[3]，作为一种新型滤料，陶粒具有以容重小、表面积大、孔隙率高、机械强度好、吸附能力强等特点，是由黏土质材料粉碎成粉，或由黏土、粉煤灰掺成孔剂等先做成球再在高温下（一般为1 000～1 350 ℃）烧结而成的[4]。烧结过程中，原料发生化学反应释放气体，产生气孔或膨胀，冷却后形成轻质多孔、有一定强度的球形或类球形硅酸盐产品[5]。陶粒内部多孔，比表面积较大，化学和热稳定性好，具有较好的吸附性能，易于再生，便于重复利用，陶粒作为一种廉价有效吸附材料而受到人们的重视。

硅藻土作为一种廉价天然矿物，具有50～800 nm的原始孔结构 [6]。以硅藻土为主要原料，相关制备硅藻土基多孔陶瓷已有大量研究[7-9]，而以其为原料制备硅藻土基多孔陶粒，并用于污水中铜离子的吸附性能却研究很少。硅藻土原始孔结构、骨料颗粒堆积以及成孔剂煅烧后形成的孔隙构成有机整体，可制得不同孔径、性能优异的多孔陶粒。本研究探讨了硅藻土基多孔陶粒的形貌及孔结构，并进一步考察了其对重金属Cu2+的吸附效果及吸附动力学特征。

1 材料与方法

1.1 材料

选用吉林长白硅藻土粉体为原料，中粒粒径为8.61 μm，孔径为50～800 nm，比表面积为20.88 m2/g，主要化学组成的质量分数为SiO2 82.33%、Al2O3 4.58%、Fe2O3 1.57%。成孔剂为碳粉。烧结助剂为高岭土、石英、长石。分散剂为硅酸钠。

1.2 样品制备

将硅藻土、成孔剂、烧结助剂、水和分散剂（质量比84 ∶ 10 ∶ 16 ∶ 2）混合，加入装有研磨介质（Φ5～8 mm的ZrO2瓷球）的球磨机（KM-1型高效快速研磨机）内研磨30 min，放入烘箱内105 ℃烘干（FN101型烘干箱）、打散（ST-07B型粉碎机）、滚球成型（BY-400荸荠式糖衣机），并于 1 020 ℃ 煅烧2 h（SX2-10-17型箱式电阻炉），制得硅藻土基多孔陶粒。

1.3 样品表征

用德国 D8 Advance 型 X 射线衍射仪测定样品的物相组成。用日本 JSM-6490LV 扫描电子显微镜观察所制得陶粒的微观形貌。用美国Auto Pore IV9500 压汞仪检测样品的孔径分布。用Archimedes法测定硅藻土基多孔陶粒烧结样品的孔隙率。

1.4 多孔陶粒对重金属Cu2+的吸附试验

配制10 mg/L Cu2+标准溶液，分别吸取20 mL于10个锥形瓶中，调节pH值=6，称取1.0 g陶粒放入其中，置于摇床中分别振荡10、30 min和1、2、3、4、6、8、12、24、48 h，摇床温度30 ℃，转速140 r/min，取出后用0.45 μm滤膜过滤，然后用UV-1240型紫外分光光度计测量滤液最大波长处的吸光度（铜离子的λmax=546 nm）[9]。根据Lambert-Beer定律，最大波长处的吸光度与浓度有很好的线性关系，即可用吸光度计算对应铜的去除率：

3 结论

以硅藻土为主要原料，碳粉为成孔剂，石英、高岭土为烧结助剂，制备了硅藻土基多孔陶粒。硅藻土基多孔陶粒以石英晶相为主，材料内孔径分布较宽，比表面积为6.14 m2/g，孔隙率为 47.8%。硅藻土基多孔陶粒对重金属有较好的吸附效果，在温度30 ℃，pH值6，吸附剂量为1 g，Cu2+初始浓度为10 mg/L时，对Cu2+的最佳吸附时间为6 h，最大去除率可达到96.5%。对吸附动力学研究表明，陶粒的吸附过程符合准二级动力学模型。通过对重金属铜的吸附试验表明，吸附过程是多方面同时进行的，既有外部液膜扩散、表面吸附，同时也有颗粒内部扩散。

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电化学检测法测量Cu2+含量 篇4

电化学检测法涉及电化学分析领域及化学发光研究领域的知识, 一般采用某种荧光素来测定废水中Cu2+含量。HAS荧光淬灭法是一种适合实验室测定Cu2+含量的方法。一般而言, 若Cu2+浓度为0.13 mg/L~6 mg/L, 则线性关系良好, 该方法检出限为38 μg/L。可以将巯基乙胺充当净化方法中必需的稳定剂, 借助水热合成法, 将其制成粒径大小不一的CdTe量子点, 选出粒径为3.6nm/3.27 nm的量子点对Cu2+进行荧光淬灭法检测, 此方法同样具有较高的灵敏性。

Cu2+ 篇5

CU22+是植物正常生命活动所必需的.微量矿质元素之一,在植物的生长、发育以及器官分化中有重要作用.本文就Cu2+在植物体内的生理功能、毒害机理及其在植物离体培养中的作用做一简要综述.

作 者：白延红 马胜利 徐彩玲 刘文国 BAI Yan-hong MA Sheng-li XU Cai-ling LIU Wen-guo  作者单位：白延红,刘文国,BAI Yan-hong,LIU Wen-guo(杨凌职业技术学院生物工程系,陕西,杨凌,712100)

马胜利,MA Sheng-li(陕西华山企业公司,陕西,华阴,714207)

Cu2+ 篇6

自Braud[1]发现日粮中添加高剂量铜(125～250mg/kg)可明显提高生猪生产性能后,高铜添加剂在生产上得到了广泛应用。不仅如此,养殖户为使猪皮肤发红、粪便变黑,铜的添加量已经达到或超过猪的最小中毒剂量。据调查,重庆市的饲料中满足动物铜营养需要的硫酸铜理论消耗量仅180t/a,而实际使用量高达3 000～4 000t/a[2],远高于理论消耗量。过量的铜主要随猪场尿液、粪便和饲料残渣排入环境[3,4],造成铜离子含量超标严重。SBR是高浓度有机废水后续处理的常见方式之一,其处理效果不仅决定于SBR进水COD,N,P浓度,也决定于重金属离子等有毒物质的干扰[5,6,7,8,9],但目前关于重金属离子对猪场废水处理影响的相关研究鲜见报道。本文研究了Cu2+对猪场废水后续SBR处理的影响,旨在初步确定Cu2+对SBR的临界胁迫浓度,为猪场废水后续SBR处理的稳定运行提供科学依据。

1 试验部分

1.1 试验装置

1)SBR反应器10套并联,可同时运行且相互间不影响,材质均为无色有机玻璃,规格相同,尺寸为250mm×250mm×400mm,单个反应器的有效容积为25L。

2)配水箱:尺寸为500mm×450mm×600mm,有效容积为135L。

3)曝气装置:空气泵,风量1.1m3/min,粘砂块微孔曝气器。

1.2 供试废水

猪场废水取自重庆合川区某养猪场(无铜添加剂)经UBF处理的出水,其COD值为920～1 200mg/L,NH4+-N值为510～600mg/L。由于UBF出水使用SBR直接处理效果不佳[10],故本试验将其吹脱8h,作为SBR系统的进水,此进水的pH值为7.4～7.6,COD浓度为860～1 150mg/L,NH4+-N浓度为330～450 mg/L,P浓度为75～95mg/L。

1.3 试验设计与方法

1.3.1 SBR工况的运行优化

试验在室温(25～35℃)下进行,设定3种周期6个工况(如表1所示),考察COD去除率。

1.3.2 SBR中DO值的动态变化

鉴于DO是好氧生物处理的重要参数,本试验在标准最优工况基础上,每隔5-20min监测SBR系统中DO值。

1.3.3 基于COD去除工艺的Cu2+临界胁迫浓度

在COD去除工艺标准时序基础上,添加系列浓度的含铜猪场废水(0,0.25,0.5,1,2,3,4,5,6,7mg/L),分别测定其出水中Cu2+和COD的浓度,计算出Cu2+和COD的去除率,从而确定出重金属Cu2+的临界浓度。

2 结果与讨论

2.1 猪场废水SBR最优工况的确定

试验发现,各运行工况出水均可达到污水综合排放标准(GB8978-1996)二级标准(如表2所示)。方差分析(如表3所示)表明[11],不同运行工况只对SV30,MLSS和SVI有一定程度的影响,而对COD出水浓度及去除率影响并不明显。

为了进一步确定最优工况,以曝气量、运行周期、COD出水浓度及COD去除率等4个指标为决策变量,采用综合指数进行评价。分别对正向指标(COD去除率)和负向指标(曝气量、运行周期和COD出水浓度)进行级差化,以消除量纲差异所带来的影响。正负向指标的级差化公式分别为

4个指标的参数转换值见表4所示。取4项转换值的平均数为综合指数进行比较,可知工况2-1综合指数为0.736,因此为最优工况。

2.2 SBR系统氧气传质动力学特征

在标准最优工况基础上,每隔5-20min监测SBR系统中DO值(如图1所示),通过曲线拟合得出DO的动态变化可用分段函数表示,即

式中 t—运行时间(min);

Y—DO含量(mg/L)。

在限制性进水阶段(前75min内),SBR系统一直处于低氧水平,微生物处于生长的停滞期,很难通过代谢活动降解有机物质。当进入曝气阶段的315min内,DO含量逐渐上升,污泥中微生物菌群也逐渐适应新的生长环境,逐步进入对数增长期和稳定期,开始大量分解猪场废水中的有机物。

当进入沉淀阶段与排水阶段时,停止曝气,SBR系统中DO含量开始下降。由于前期的消耗,有机物浓度也逐渐降低,微生物营养明显不足,微生物进入衰亡期,菌体开始出现死亡现象,黏性物质产生量减少,污泥结构也随之变得松散起来。若此时再进行曝气,反应器特有的芳香气味消失。

2.3 基于COD去除工艺的Cu2+临界胁迫浓度

在COD去除工艺标准时序基础上,添加系列浓度的含铜猪场废水,测定其出水中Cu2+和COD的浓度,计算出Cu2+和COD的去除率(如表5所示),从而确定重金属Cu2+的临界浓度。

若以出水COD浓度为标准,通过Curve Expert数学模型拟合,得出3rd degree Polynomial Fit模型拟合效果最好,拟合方程为

式中 y—出水COD的浓度;

X—进水Cu2+浓度(mg/L)。

一般地,COD浓度比对照(进水Cu2+浓度为0时出水COD浓度)增加10%时即达显著性水平,据此计算进水Cu2+的临界浓度为2.994mg/L。此浓度镜检可观察到游泳型纤毛虫和鞭毛虫数量增加,但增势较缓慢。

若以出水Cu2+浓度为标准,通过CurveExpert数学模型拟合,得到Logistic模型拟合效果最好,则拟合方程为

式中 y—出水Cu2+浓度(mg/L);

X—进水Cu2+浓度(mg/L)。

根据污水综合排放标准(GB8978-1996),Cu2+≤0.5 mg/L, 经计算知进水Cu2+的临界浓度为4.956 mg/L。而此浓度下镜检可见固着型纤毛虫和后生动物的数量呈直线下降的趋势,同时轮虫体内红色斑点出现显著增多的情况,这可能为废水处理实践中快速判断Cu2+是否超标提供表观依据。

3 结论

1)Cu2+的存在对于猪场废水SBR处理系统有一定的胁迫效应。在确定COD去除最优工况的基础上,通过曲线拟合发现Cu2+对SBR的临界胁迫浓度分别为4.956mg/L(按Cu2+排放标准)和2.994mg/L(按COD排放标准)。对应不同胁迫浓度,系统中各种原生动物种群出现不同变化。

2)在SBR处理系统中,DO的动态变化是个3段函数,并且与污水生物处理中各功能微生物的增长和主要污染物的去除机制相耦合。

摘要：Cu2+在猪场废水中含量较高,其毒性作用往往会严重影响猪场废水的处理效果。为了加强重金属离子对猪场废水好氧生物处理作用机理的研究,通过试验探讨Cu2+对猪场废水SBR处理系统的影响。在确定去除COD最优工艺的基础上,通过曲线拟合确定Cu2+对SBR的临界胁迫浓度分别为2.994mg/L(按COD排放标准)和4.956mg/L(按Cu2+排放标准),且镜检发现胁迫浓度下SBR微生有较为明显的变化。

关键词：猪场废水,SBR,Cu2+,胁迫浓度

参考文献

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[10]杨朝晖.高浓度有机废水(养猪场废水)的研究[D].长沙:湖南大学,2002.

Cu2+ 篇7

关键词：Cu2+,重金属中毒,检测方法,水环境

0 引言

随着工业发展, 人们生活水平明显改善的同时, 身处的环境也受到前所未有的污染。空气污染、水污染严重危及人类健康。以水污染为例, 工厂向江河内排放的污水含有大量重金属离子, 如Cu2+或Zn2+, 这些金属离子被摄入水生物体内, 人们在食用水产品时就会将重金属摄入到体内, 使人体内重金属大量累积, 导致机体中Cu元素过量, 最终将导致中毒。因此, 人们开始检测并处理废水中的Cu2+。

1 检测方法

1.1 比色法

显色剂可以选择二环已酮草酰双腙 (即BCO、C14H22N4O2) , BCO和Cu2+共同处在碱性环境中, 随反应产生蓝色络合物, 借助分光法能够测定Cu2+浓度[1]。若条件为波长600 nm、质量浓度介于0.04μg~1.4μg之间, Cu2+与吸光度的关系完全符合比尔定律。

比色法中还有一种较为先进的分支, 即纳米金比色法。试验一般选取以溶胶形式分散于水中、具有优秀光学性能的、直径介于1 nm~100 nm的微小金颗粒。这种又名胶体金的纳米金消光系数较高, 其表面具有非常优越的等离子体共振性能, 可以吸收510nm~550 nm的共振波。纳米金溶液为亮红色, 若吸收的共振波增加, 则颗粒之间的距离就会缩短, 溶液颜色也会由红变蓝。借助这一原理, 可以实现将快速检测应用于重金属分离中。

1.2 原子吸收法

Cu2+的原子可以吸收大部分金属发射出的共振线, 这种吸收能力与其占溶液的比例有关。所占比例高则吸收得多, 反之则少。由于空气原子化后大部分金属元素能够被直接测定, 因此水样检测可以先将其原子化, 再进行共振线测定。若水样里Cu2+所占比例较低, 则可以在萃取后再富集。一般生活用水及池塘水质借助这种方法检测。

1.3 电化学检测法

电化学检测法涉及电化学分析领域及化学发光研究领域的知识, 一般采用某种荧光素来测定废水中Cu2+含量[2]。HAS荧光淬灭法是一种适合实验室测定Cu2+含量的方法。一般而言, 若Cu2+浓度为0.13 mg/L~6mg/L, 则线性关系良好, 该方法检出限为38μg/L。

可以将巯基乙胺充当净化方法中必需的稳定剂, 借助水热合成法, 将其制成粒径大小不一的Cd Te量子点, 选出粒径为3.6 nm/3.27 nm的量子点对Cu2+进行荧光淬灭法检测, 此方法同样具有较高的灵敏性[3]。

1.4 电修饰法

通过共价自组, 将修饰电极当作工作电极, 依靠灵敏度来检测Cu2+浓度。以磷酸盐为缓冲液, 搅拌溶液并富集后, 将存在于其中的Cu2+与修饰电极反应活性配合物, 使其附着于电极表面, 进而检测。电极的峰电流和Cu2+浓度正相关, 在特定区间存在一定的线性关系, 该方法检出限为3.2×104mg/L。

2 处理方法

2.1 电化学法

若水中Cu2+浓度较低, 可以使用流化态电极降低质量浓度, 最低值甚至可以达到5×10-6mg/L。

2.2 吸收法

将具有不溶性质的钠盐、镁盐等黄原酸盐或水溶性络合物与Cu2+放到一起发生反应, 二者相结合可以有效去除重金属[4]。一般而言, 含Cu2+的电镀废液可以用吸收法进行净化。此外, 还可以借助水热合成法将燃烧高岭土制成纳米分子筛, 筛选出Cu2+。

2.3 膜电解法

膜电解法一般选用氨水作为电解质来处理废水中的Cu2+。受电场力作用, 阳离子们互相渗析, Cu2+与其它阳离子互换, 穿过膜渗透到阴极室中, 由于NH4+发生迁移, Cu2+就在废水之中就产生Cu (OH) 2絮体, 如此再去除絮体就比较简单了。膜电解法Cu2+净化比例与氨水和纯水比例有关[5]。通过相关实验可以发现, 当氨水∶纯水=3∶5时, 持续电解5 h, 废水中Cu2+净化比例接近94%, 去除后, 每升废水中的Cu2+含量仅为5.79mg, 且废水中Cu (OH) 2絮体含量将会达到被去除的Cu2+含量的40%。

2.4 趋磁细菌法

趋磁细菌对于Cu2+和Zn2+都具有一定的吸附作用, 在一定的酸碱度、温度、时长或微生物量影响下, 趋磁细菌可以有效吸附水样本里的Cu2+。根据刘珺的研究可知, p H=5、温度达到20℃~25℃、时长是120min、细菌浓度至8×103mg/L时, 该方法吸附效果最佳。然而, Cu2+和Zn2+若共存于废水中, Zn2+与趋磁细菌之间存在更大的亲和力, Cu2+净化率不如Zn2+净化率。因此废水中若同时含有这两种金属离子, 则不建议选择这种方法[6]。

2.5 MFC净化法

MFC也就是微生物燃料电池, 这种装置具有可以处理废水的优点。将含有Cu2+的废水作为阴极电解液, 将含有1 g的LCOD生活污水为阳极基质, 在加入Na2SO4后, 阴阳电极发生反应, 可以起到去除Cu2+和COD的作用[7]。

3 结语

Cu2+对水生物、水环境及人体造成的危害目前已经为越来越多的人所了解, 各机构和部门都开始研发相关技术检测和处理废水中大量存在的Cu2+。介绍了比色法、电化学法、电修饰法和原子吸收法四种检测方法, 总结了电化学法、吸收法、膜电解法、趋磁细菌法和MFC净化法五种处理方法, 以此来为从事相关研究的人员提供参考。

参考文献

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Cu2+ 篇8

1 材料

1.1 试验动物

孔雀鱼购于沈阳市小津桥花鸟鱼虫市场, 个体均无病无伤、体格健壮, 全长2.1~2.6 cm、体重0.28~0.35 g, 用塑料袋运至实验室塑料水桶中。试验用鱼在实验室条件下驯养2周, 待其完全适应环境后开始试验。驯养用水与试验用水水质指标一致, 水温为20℃。驯养期间每天喂食2次, 定时换水, 同时每天定时检查鱼的生活状况, 发现受伤、体色异常、消瘦、行动缓慢和不摄食的个体, 及时清除。试验前1 d停食使其排空粪便并适应环境后用于正式试验。

1.2 试验药品

氯化钙、硫酸铜, 均购自天津巴斯夫化工有限公司。

硫酸铜溶液的配制:先用蒸馏水将硫酸铜配成Cu2+为1 g/L的母液, 正式试验时根据试验浓度计算添加的母液量。

2 方法

2.1 预试验

试验测出本试验所用自来水的硬度为5.88 mmol/L, 称取一定量的氯化钙粉末配制出所需的试验水硬度 (设置两组高硬度试验组, 硬度分别为11.76 mmol/L和23.52 mmol/L) 。先选定5组间隔较大的Cu2+浓度进行预试验, 同时设置不加Cu2+的空白对照。观察孔雀鱼的反应, 试验持续96 h, 及时捞出中毒死亡的鱼并作好记录。最后确定最小100%死亡浓度与最大无死亡浓度, 根据预试验所得出的Cu2+浓度范围确定正式试验的Cu2+浓度。

2.2 正式试验

本试验参照有毒物质对水生生物急性毒性试验方法进行96 h静水试验法, 根据预试验的结果, 在5.88, 11.76, 23.52 mmol/L三组不同的水硬度条件下分别设置试验所用的Cu2+浓度为0.8, 1.06, 1.39, 1.84, 2.42, 3.2, 4.22, 5.58 mg/L (10 L水体) , 此浓度是按照等比依次设置。另设置一组无毒性的空白对照试验, 每个浓度设置3个重复, 每个重复放置10条孔雀鱼。在毒性试验期间, 禁止投喂食物。试验开始后, 观察孔雀鱼的中毒症状, 统计24 h、48 h和96 h后孔雀鱼的死亡数。判断孔雀鱼死亡的标准为用玻璃棒轻触鱼尾, 无反应者为死亡, 及时捞出死亡个体。

2.3 数据处理

采用概率单位法计算LC50。步骤是将Cu2+浓度转化为浓度对数, 孔雀鱼的累计死亡百分率转化为累计死亡概率单位, 然后将浓度对数与概率单位进行一元线性回归, 得到其毒性回归方程。当概率单位为5时, 通过回归方程计算出24 h、48 h和96 h的LC50对数, 最后由该对数转化出其对应的LC50。

3 结果与分析

3.1 孔雀鱼中毒症状

孔雀鱼在Cu2+溶液中出现间歇性中毒反应, 其中毒症状主要为:鱼体失去平衡, 出现侧游、旋游、仰游、翻滚, 并逐渐沉至水底, 同时鱼体中后部向一侧弯曲, 并不停地抽搐, 偶尔狂游, 甚者冲出水面, 偶又稳定下来, 随即又呈失衡状态;此时试验鱼呼吸频率减慢, 鳃盖、口张开。随着染毒时间延长, 这种间歇性反应越来越频繁, 呼吸频率也越来越慢, 由正常的50~60次/min, 减少为20~30次/min, 有时甚至短时间内停止呼吸。有几尾试验鱼口张开到最大程度, 浮到水面, 表现异常暴躁。同一剂量组, 当处理时间延长时, 其死亡率随之增加, 具有明显的时间效应;在同一时间段内, 当Cu2+浓度增加时, 死亡率也随之增加, 具有明显的剂量效应。

3.2 Cu2+对孔雀鱼毒性影响

在不同的水硬度条件下Cu2+浓度不同对孔雀鱼24 h、48 h和96 h的死亡率的影响结果见表1。结果表明随着Cu2+浓度增加孔雀鱼死亡率升高。同一剂量组, 当处理时间延长时, 孔雀鱼死亡率增加, 具有明显的时间效应;在同一时间段内, 当Cu2+浓度增加时, 孔雀鱼死亡率增加, 具有明显的剂量效应。

通过SPSS软件统计和线性回归方程分析, 分别求出各浓度下的24 h、48 h和96 h的LC50, 结果见表2。从表2可以看出Cu2+对孔雀鱼的LC50都随着水硬度的增加而毒性明显下降。

4 讨论

影响重金属生物毒性的因素很多, 除温度、盐度、p H值和碱度等水质参数外[6], 硬度也是研究重金属安全阈值时必须考虑的因素, 大部分重金属的水质基准都与水硬度有函数关系[7]。本研究中不同硬度条件下Cu2+对孔雀鱼的急性毒性效应也证实了水硬度确实对重金属的生物毒性造成了显著影响, 因此当评估水中相关重金属的生态风险时, 硬度应该是考虑的主要因素之一。

注:R2反映方程线性程度, 越接近1, 方程越接近直线。

已有研究表明, 水硬度与重金属生物毒性呈负相关关系[8]。通过对不同硬度条件下生物毒性数据的分析, 可以计算出硬度斜率用于表征硬度对污染物毒性效应影响的大小。有研究表明铜对水生生物毒性的硬度斜率为0.888。该研究结果为准确表征相关污染物的生物毒性以及制定水质基准提供了数据支持。水硬度对Cu2+的急性毒性的影响国外也有一些报道, 在硬度为10, 50, 100, 300 mmol/L水质条件下, Cu2+对虹鳟鱼的LC50分别是24, 110, 200, 560 mg/L。本研究中的三个不同硬度水平, 5.88, 11.76, 23.52 mmol/L, 在观察96 h条件下, Cu2+对孔雀鱼的LC50为0.66, 0.88, 1.13 mg/L。在硬度增大数倍的情况下孔雀鱼的LC50在增大。结果表明:增加水硬度能够有效降低Cu2+在水体中的生物活性, 从而降低Cu2+的生物毒性。

对于水硬度能有效减弱重金属毒性效应的机理, 一般认为在较高的水硬度条件下, 碳酸根、重碳酸根离子与重金属离子形成络合态离子或者沉淀, 以及和钙镁离子共同作用, 从而降低其生物有效性。有学者提出钙、镁和重金属离子在细胞膜上的竞争吸附可以降低生物对重金属的吸收[9,10];也有学者从水生生物暴露途径的角度对影响机理进行解释, 提出了生物配体模型等, 但具体的机制仍需进一步研究。

摘要：为了研究水体在不同硬度条件下Cu2+对孔雀鱼的单一毒性效应, 试验以孔雀鱼为试验动物进行研究。试验结果表明:当水硬度为5.88, 11.76, 23.52 mmol/L时, 孔雀鱼24 h半数致死浓度 (LC50) 为2.61, 3.35, 4.83 mg/L;48 h时LC50分别为1.58, 1.74, 2.17 mg/L;96 h时LC50分别为0.66, 0.88, 1.13 mg/L。可见随着水硬度增加, Cu2+对孔雀鱼的急性毒性作用降低。

关键词：孔雀鱼,Cu2+,水硬度,急性毒性,半数致死浓度 (LC50)

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Cu2+ 篇9

直接覆铜法(DBC)［１－３］是实现陶瓷材料表面金属化和制备电子封装用覆铜基板的一种主要方法。该工艺是先利用预氧化方法在AlN表面生成氧化铝和铜片表面生成氧化亚铜,然后使Al２O３与Cu２O在Cu-O共晶液温度下进行反应生成CuAlO２等界面产物,使二者牢固结合在一起［４，５］。预氧化层的厚度和微观结构对界面结合强度以及复合材料的性能起着决定性的作用［６］。

为了使覆铜基板获得优良的导热性能和界面结合性能, 需要对铜片预氧化层的厚度进行严格的控制,以控制界面结构和界面产物［７］。一方面,由于铜片表面氧化层具有很高的热阻,过厚的氧化层会造成热堆积而损坏电子元件［８，９］,并且由于铜和氧化层之间的热膨胀系数不匹配,过厚的氧化层会产生大的应力而影响覆铜基板的寿命。另一方面,当氧化层太薄时,Cu-O共晶液无法形成,导致无法获得高强度的陶瓷覆铜基板。由此可见铜片的预氧化层厚度在直接覆铜法中是极其重要的［６，１０］。本工作重点研究铜片预氧化技术,探索预氧化层厚度和氧化工艺之间的关系,以获得铜片氧化层厚度的调控方法。

1实验

本实验使用厚度为1mm的无氧铜片(纯度99.95%),将稀盐酸浸泡过3min的铜片置于无水乙醇中进行超声清洗, 之后再用蒸馏水冲洗,以清除铜片表面的杂质。最后将处理好的无氧铜片放置在带有混气装置的管式炉中进行预氧化处理。预氧化过程操作如下:在氩气保护条件下,以5 ℃/ min的速率升温到一定温度(900~1050 ℃);当达到预定温度后,在氩气中混入一定体积比(2%~10%)的氧气,并保温一定时间(5~25min);最后在氩气环境下,让管式炉以5℃/ min的速率冷却到室温。采用X射线衍射仪(XRD,SIE- MENS D5000)和扫描电子显微镜(SEM,S4800)分别对氧化产物和氧化层厚度进行表征。XRD和SEM的测试电压分别为35kV和20kV,其中XRD的扫描方式为步进式,扫描步长和积分时间分别为0.02°和0.2s。

2结果与讨论

2.1氧化产物分析

将铜片在900 ℃、925 ℃、950 ℃、975 ℃、1000 ℃、1025 ℃和1050℃,氧气体积分数为2%、4%、6%、8%和10%条件下进行预氧化处理,铜片经预氧化后在表面生成了一层均匀的紫色氧化层,并利用XRD对氧化产物进行了分析,其结果如图1所示。XRD图谱中在29.5°、36.4°和61.3°位置出现3个衍射峰,分别对应着Cu２O (JCPDS No.65-3288)的(110)、 (111)和(220)衍射峰。这些结果表明当氧的体积分数为2%~10%,氧化时间为5~25min时,在900~1050 ℃范围内可以预氧化获得纯的Cu２O。

2.2氧化温度对氧化层厚度的影响

本工作首先研究了预氧化温度对氧化层厚度的影响规律,当氧化时间和氧气体积分数分别是10min和4%时,铜片经不同温度预氧化后的侧面照片如图2所示,在铜片表面生成了一层Cu2O层,其厚度也在图中进行了标注。图3是根据图2测得的氧化层厚度所绘制的氧化层厚度与氧化温度的关系曲线。由图3可知,从900℃到1025℃,氧化层的厚度随着氧化温度的上升而增加,并且在975℃之前增长比较缓慢,在975~1025℃的增长速度明显加快,这表明氧化速度随着温度的升高而加快,尽管最初阶段生成的氧化层会阻碍氧化进程,但高温下的离子快速扩散依然会加快氧化速度。随着氧化温度进一步升高到1050℃,铜片表面的氧化层厚度有下降的趋势,这有可能存在氧化层脱落的情况。考虑到Cu和Cu2O两者的热膨胀性系数(CTE)的差异,Cu和Cu2O的热膨胀性系数分别为20×10-6 K-1和1.9×10-6K-1,氧化层和铜基体之间会产生热应力,过厚的氧化层厚度会产生过高的应力,从而导致氧化层脱落。由于氧化温度高,氧化层脱落后,新的铜基体会快速被氧化,最终也会形成一定厚度的氧化层。

图4表示氧化时间和氧气体积分数分别为10 min和4%时,铜片在925℃、1000℃和1025℃下的氧化层表面形貌。当氧化温度为925℃时,氧化层表面有明显的间隙,间隙的产生是由于在较低温度下氧化反应在铜基底的晶界处优先进行,导致表面氧化不均匀,以致于最后在氧化层表面产生间隙。当氧化温度升高到1000℃时,氧化层表面的间隙消失,整个氧化层变得均匀致密。随着温度升高到1025℃,氧化层表面已经有明显的片状脱落层,这是由于在较高的温度下,氧化速率增加,氧化层厚度增长过快,应力不能及时释放,从而导致氧化层破裂并脱落,这也表明随着氧化层厚度的增加,氧化层会有脱落的现象。由结果可知,为了获得表面致密的氧化层,最佳的氧化温度应控制在1000℃。

2.3氧含量对氧化层厚度的影响

当氧化温度和氧化时间分别为1000 ℃和10min时,在不同氧含量条件下氧化处理的侧面照片如图5所示。图6表示氧化层的厚度随氧含量的变化规律,当氧的体积分数低于8%时,氧化层的厚度随着氧含量的上升而增加,然而当氧气的体积分数上升到10%时,氧化层的厚度反而下降很多, 通过样品表面观察发现表面氧化层产生了脱落。随着氧含量的上升,氧化速度会加快,当氧含量持续上升到10%,过厚的氧化层产生的应力会导致氧化层从铜基体上完全剥落,新的氧化层会快速形成,可见氧化速度会随着氧含量的上升而增加,氧化层厚度的降低是氧化层脱落所造成的。

2.4氧化时间与氧化厚度的关系

根据前面研究可知,铜片在1000 ℃和4%的氧浓度下,生成比较致密的氧化亚铜层,有利于在DBC处理中获得优良的界面结合性能,因此本部分将研究该条件下氧化亚铜层厚度的控制工艺。当氧化温度和氧气体积分数分别为1000 ℃和4%时,在不同氧化时间下生成的氧化层厚度的电镜照片如图7所示。图8表示氧化层厚度随着氧化时间的变化规律。由图8可知,随着氧化时间的延长,氧化层的厚度增加,但是氧化层厚度的增长速度降低,这表明氧化速度会随着氧化时间的延长而变慢。氧化过程中氧化层的形成会阻碍离子的扩散,氧化速度受离子扩散速度的制约,随着氧化层的增长,氧化速度会越来越慢,氧化过程遵循抛物线规律, 满足金属恒温氧化动力学公式:

式中:ζ表示在t时间内的氧化层厚度;Kｐ表示抛物线速度常数,与温度有关;C表示积分常数。利用本实验中氧化层的厚度与氧化时间的数值关系,结合氧化动力学公式分析, 可以得到近似的抛物线规律:

此结果表明,当氧化温度和氧气体积分数分别是1000 ℃和4%时,氧化层的厚度可以通过调整时间来控制,为陶瓷直接覆铜技术中的铜片预氧化工艺提供重要指导。在陶瓷直接覆铜法中,具有优良的导热性能和界面结合性能的基板的界面反应层的厚度通常控制在2~6μm［１１］,所以当氧化温度和氧气体积分数分别是1000 ℃和4%时,根据本实验所得出的公式,氧化时间应控制在5min左右。

3结论

(1)采用铜片氧化法,在900~1050 ℃,氧气体积分数为2%~10%条件下可在铜片表面生成一层纯的Cu２O层。

(2)Cu２O层的厚度随着氧化温度的升高和氧含量的增加而逐渐增加,但达到一定厚度后会引起氧化层的剥落。

Cu2+ 篇10

关键词：化学抛光,铝材,金属添加剂,铜离子,镁离子,协同效应

0 前 言

为了提高铝制品表面的光亮度和装饰效果,过去常采用硫酸 - 磷酸 - 硝酸为基的三酸抛光,但该工艺因为硝酸的存在会产生氮氧化物等污染物[1]。近年来,多采用无硝酸化学抛光工艺来消除因硝酸产生的污染物[2,3,4,5,6,7]。但是硝酸是强氧化剂,对抛光质量有重大的影响,所以必须找到一种添加剂来取代硝酸的作用。常用的添加剂有表面活性剂、润湿剂、缓蚀剂、金属离子等的混合物。过去一直认为添加银、铜、镍等重金属对化学抛光质量有利[8],本工作研究了添加等量的阳极元素对基体铝的抛光效果的影响。

1 试 验

试验所使用的材料为1100、1060铝箔,厚度分别为(0.080±0.005) mm,(0.090±0.005) mm,试片尺寸为50 mm×50 mm。

铝片经过磷酸钠、硅酸钠、OP乳化液以及水的混合除油剂除油、清洗并干燥后,在磷酸 - 硫酸为基的无烟化学抛光剂中进行抛光。试验通过在不同配方下对反射率的影响进行分析,采用表面反射率测试仪,测试结果与日常用的镜子进行对比。

试验工艺流程如下:氧化前验收→化学除油→温水洗→流动冷水冲洗→干燥→化学抛光→流动冷水冲洗→去离子水洗→干燥→检测。其中:

(1)除油 除油剂组成:20 g/L磷酸钠,4 g/L硅酸钠,3 g/L OP乳化剂。工艺条件:在50～60 ℃下浸洗5～8 min,取出洗净。

(2)化学抛光 化学抛光液组成:H3PO4(85%):H2SO4(98%)=(2.5～3.0):1.0,A13+ 5～12 g/L,Mg2+、Cu2+浓度均为0.2～2.0 g/L,Cu2+/Mg2+(质量比)为0.2～5.0。

取干燥后试样在90～110 ℃的化学抛光液中处理1～5 min,取出洗净。

(3)化学抛光后,在10%稀硝酸溶液中浸洗5～8 min,取出洗净、干燥、检测。

2 结果与分析

2.1 铜离子对铝表面质量的作用

图1显示了铜离子浓度对铝化学抛光过程的影响。

由图1可以看出,铜的存在对抛光质量有利。铜在化学抛光溶液中以铜离子的形式存在,优先还原沉积在铝表面,形成金属铜,反应如下:

3Cu2++2Al→3Cu+2Al3+

在这一还原过程中,铜离子从铝基体中得到电子,形成电流,铜产生局部微电池的作用,促进了周围铝的溶解,起到了使表面平整光滑的作用。同时,在表面凹陷处底部的铝,被黏滞性的扩散层覆盖得很厚,还充满着十分黏稠的混合溶液,该混合溶液由铝盐、磷酸盐、硝酸盐等多种化合物组成,且含量很高。该过程由浓差扩散控制,铝离子难以扩散出去,其黏滞性就更高;氢离子难以扩散进来,其酸性就更低。结果,凹陷处的铝延缓了溶解而得到保护,更进一步导致铝表面平整光滑。但是必须注意,铜含量过高会使表面粗糙,而铜含量太低时,要满足同样的光亮度,则需要增加抛光时间[8]。从图1可看出,Cu2+浓度为0.8～1.2 g/L时,效果较好。

由此获得单独添加Cu2+的最佳工艺条件为:H3PO4(85%):H2SO4(98%)=2.7:1.0,6.0～9.0 g/L A13+,0.8～1.2 g/L Cu2+,温度105～110 ℃,时间1～3 min。

2.2 Cu2+、Mg2+质量比对抛光过程的影响

铜离子和镁离子质量比对抛光过程的影响见图2。由图2可以看出,当Cu2+/Mg2+为5 ∶1时,铜离子占绝大多数,镁离子量较少,此时几乎没有作用;随着该比值的降低,反射率增大,铜镁的协同效应对抛光质量的影响逐渐产生,当达到1 ∶1时抛光效果最好;之后随着比值的进一步下降,镁的含量超过了铜,抛光效果急剧下降。分析认为,铜在抛光过程中起主要作用,它能够与铝发生置换反应生成铜,而随着置换反应的进行,铜离子的含量减少,导电金属之间电位差下降,而镁离子能起到维持电位的作用;当镁离子量少的时候几乎起不到什么作用,而当镁离子过多、超过铜离子时,因镁离子不能像铜离子那样与铝发生反应,所以抛光效果急剧下降。与图1相比,在Mg2+存在下,反射率较高,有利于提高抛光效果。

2.3 Cu2+、Mg2+协同效应对抛光质量的影响

铜镁离子质量比为1 ∶1时铜离子对抛光效果的影响对比见图3。由图3可知,当铜离子浓度偏低时铜镁协同效果应不明显,甚至不如单独使用铜好,因为此时铜的含量较少,而镁的效果又几乎可以忽略不计,而随着铜含量的升高铜镁的协同效果逐渐显现,在Cu2+、Mg2+各自用量为1.2～1.8 g/L之间时效果十分明显。和单独添加Cu2+一样,其含量过高会使表面粗糙。

据此,获得了Cu、Mg离子发挥协同效应的最佳抛光工艺条件为:H3PO4(85%) ∶H2SO4(98%)=2.7 ∶1.0,6.0～9.0 g/L A13+,1.2～1.8 g/L Cu2+,Cu2+ ∶Mg2+=1 ∶1,温度105～110 ℃,时间1～3 min.

3 结 论

(1)铜离子促进了周围铝的溶解,起到了使表面平整光滑的作用。

铜含量过高会使表面粗糙,太低则需要延长抛光时间,Cu2+最佳使用浓度为0.8～1.2 g/L。

(2)铜镁离子能够对铝化学抛光过程产生好的协同效应,最佳工艺为:

Cu2+/Mg2+=1 ∶1,Cu2+1.2～1.8 g/L。

参考文献

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