去除特性（共3篇）
去除特性 篇1
0 引言
LED (Light Emitting Diode) 已被广泛认为是下一代主要照明工具, 相比于现在使用的白炽灯而言, 其具有寿命长、节能、安全等优点。目前其主要衬底材料为蓝宝石 (Al2O3) , 经长晶、掏棒、切割、研磨、抛光等加工工艺后达到所需的表面质量。抛光是衬底加工的最后工序, 决定着衬底的表面质量。化学机械抛光 (chemical mechanical polishing CMP) 是主要的抛光方法。
化学机械抛光是目前唯一兼顾全局与局部平坦化的抛光技术。其加工过程为将衬底基片粘附在承片盘上, 承片盘在一定的抛光压力下与表面覆盖着抛光垫的抛光盘接触, 衬底基片与抛光垫做相对运动, 并在其间加入由磨粒、活性剂等组成的抛光液[1]。
抛光过程中, 机械去除作用与化学腐蚀作用相互配合完成材料的去除, 在此我们对磨粒的磨削作用与化学腐蚀作用作综合分析, 并通过单因素实验法测得:压力的增加会导致材料去除率的增加, 但当压力增加到某一点后, 材料去除率的增加反而减缓, 与此同时衬底基片表面粗糙度达到最小。
1 抛光过程中材料去除机理分析
1.1 机械磨削作用
在CMP过程中所用的抛光垫表面非常粗糙, 且粗糙度的数量级远大于磨粒的直径[2], 导致一部分磨粒便随着抛光液流动而无法参加抛光。如图1所示为抛光垫表面显微结构图。当衬底基片与抛光垫的接触过程时, 只有抛光垫表面的凸出部分才能与基片接触, 而较凹的部分无法与基片接触, 所以实际接触面Ar并不像我们看到的接触面A0那样大, 根据Kuide Qin和Brij Moudgil[3]的研究。
式中:ρ为抛光垫粗糙峰顶的平均曲率半径;C为一个系数, 一般为0.3 5;P为接触区域的压强, 为抛光压力与A0的比值;EPW为抛光垫与晶片的等效弹性模量。
附着在抛光垫表面的凸峰上且粒径大于平均值的磨粒才能参加抛光, 称之为有效磨粒。假设, 磨粒在抛光垫与基片接触区域的分布与在抛光液中的分布相同, 且为均匀分布。抛光垫表面粗糙峰高度z的分布服从正态分布, 即:
式中:σ为粗糙峰高度的均方差。
CMP过程中有效磨粒的个数Na[4]为:
式中:d为磨粒的平均半径;X为抛光液磨粒的体积浓度。
从式 (1) 、式 (3) 可以得出实际接触面积Ar有效磨粒数Na均与抛光压力P成正比,
根据Kuide Qin和Brij Moudgil[3]的研究单颗磨粒在晶片反应层表面划过后去除体积为:
式中:a为磨粒压入晶片表面的深度;R为磨粒半径;V为抛光盘与晶片的相对速度。
因此可以得出:
从式 (5) 中可以看出, 材料去除率MRR正比与PV, 其符合preston方程的描述。
1.2 化学腐蚀作用
用于蓝宝石CMP抛光液的p H值呈碱性, 一般为10~12, 在此碱性环境中会发生如下化学反应:
C M P过程主要是抛光液腐蚀—磨粒磨削去除—去除物被抛光液带走, 这三步在抛光过程中是同时发生的, 缺一不可。即抛光液与蓝宝石衬底基片发生化学反应生成一层反应层, 抛光液中的磨粒与反应层发生磨削去除作用, 同时新的抛光液流入, 旧的抛光液以及磨削废屑被带走。由此可见, 化学腐蚀率对材料去除率有很大影响, 只有被腐蚀的晶体表面才能被叫容易的去除, 磨粒在未反应的表面很难产生去除作用。根据研究在单位时间内化学反应速率为Rc[5]:
式中:C为扩散点的浓度;ζ (t) 为时间函数的无穷小量;µl (t) 为晶片厚度方向的去除速率;l (t) 为晶片厚度对时间的函数。
从式 (7) 中可以看出在化学腐蚀点处的浓度越高, 腐蚀速率越快。在抛光过程中抛光液持续流动, 我们假设在腐蚀点处的浓度可以保持初始时的浓度, 腐蚀率以最快的速度发生, 则抛光液不同p H时对应一个腐蚀率GR (growth rate) 。
1.3 机械磨削与化学腐蚀的相互作用
从式 (5) 和式 (7) 可以得出抛光过程中机械去除率及化学腐蚀率的理论去除结果, 当式 (5) 的结果建立在单颗磨粒去除量的结论之上, 腐蚀率GR>MRR时, 衬底表面材料被抛光液腐蚀, 质地变软, 较易去除;但GR
式 (7) 预测的去除率变化曲线如图2所示。区域1为机械去除率小于腐蚀率MRR
2 实验方案与结果
本实验所有操作步骤均在无尘室内进行, 以避免实验过程中灰尘等大颗粒进入实验环境, 对实验结果造成不必要的干扰。
首先将承片盘放在AM公司AWB-300C型上蜡机的加热台上加热至110℃左右, 经过甩蜡、烘焙、粘片、加压将2英寸蓝宝石衬底基片均匀粘附在承片盘上, 冷却后蜡层厚度约1µm, 基片间的厚度差约小于3µm, 可以实现承片盘上粘附基片高度均匀。如图3所示为上蜡过程。
然后在AM公司的ASP-910型单面抛光机上进行抛光, 如图4所示, 将粘附晶片的承片盘均匀放置在抛光盘上, 抛光盘与承片盘均可自由调速, 可以实现抛光相对速度的准确控制。使用气压作为抛光压力来源, 通过气压计得到所用的抛光压力。采用Si O2胶体磨粒的抛光液, 衬底基片经过W3.5金刚石磨粒铜盘研磨。
实验中我们选用抛光转速50r/min, 抛光液流速200ml/min, 每30min测量一次抛光去除量。实验测量在不同抛光压力下蓝宝石衬底的材料去除率MRR及抛光后的表面粗糙度Ra。在开始阶段抛光去除率随抛光压力的增大呈直线增加, 并在某一点出发生转折, 进而增加速度减缓, 如图5所示;抛光后衬底的表面粗糙度随抛光压力的增加先减小后增加, 如图6所示。
3 讨论
从实验结果可以看出, 在抛光过程中, 随着压力的增加, 抛光速率MRR首先依照普林斯顿方程随压力线性增加, 当到达某一点时便不再遵循preston方程MRR=KPV[7], 与P值呈非线性增加。
在初始阶段, 化学腐蚀速率GR高于机械去除速率MRR, 表面材料被充分腐蚀, 反应层硬度及与本体材料的结合度均降低, 晶片与抛光垫实际接触区域的磨粒数量随压力P的增加而线性增加, 如式 (3) , 去除率亦线性增加。此时, 化学作用较强, 表面晶格被腐蚀使衬底表面粗糙度较大, 随着去除率的增加, 腐蚀层被较快去除, 具有完整晶格的表面呈现出来, 所以衬底表面粗糙度随着抛光压力的增加而减小。
随着抛光压力的持续增加, 机械去除率呈线性不断增加, 如式 (5) 所示, 但化学腐蚀率不变或稍有增加, 当GR
在实验中, 当抛光压力小于6kg时, 机械去除率MRR随抛光压力快速增加, 抛光后的衬底表面粗糙度Ra则相应的降低, 说明抛光处于图1所示的1区域内, 化学腐蚀率较机械去除率高GR>MRR。当抛光压力大于6kg时, MRR增加缓慢, 但Ra却快速增加, 表面质量恶化, 则抛光处于图1所示的2区域内, GR
4 结束语
蓝宝石衬底的化学机械抛光要同时兼顾去除率与加工后的衬底表面质量, 随着抛光压力的增加, 去除率会先线性增加, 在某一点处增加量减小, 而表面粗糙度会先减小后增加。在抛光去除率由快速增加转为缓慢增加时, 抛光过程中的化学腐蚀率与机械去除率接近平衡, 在实验中我们得到当抛光压力为6kg时材料去除率达到80nm/min, 表面粗糙度达到0.2nm, 为不同压力下粗糙度最佳值。
摘要：衬底基片的化学机械抛光 (CMP) 同时兼顾材料去除率及衬底表面质量, 在抛光过程中, 化学作用与机械作用相辅相成同时参与抛光, 化学作用与机械作用的平衡对能否得到满意的衬底表面有重要有意义。针对蓝宝石衬底基片的CMP材料去除率进行了研究, 分析了材料去除机理。使用单因素实验法测得:压力的增加会导致材料去除率的增加, 但当压力增加到某一点后, 材料去除率的增加反而减缓, 与此同时衬底基片表面粗糙度达到最小。这一点附近的抛光参数可以达到机械与化学作用的平衡。在实验中, 当抛光压力为6kg时材料去除率达到80nm/min, 表面粗糙度达到0.2nm。
关键词：蓝宝石衬底,CMP,材料去除率,压力,平衡
参考文献
[1]刘瑞鸿.二氧化硅介质层CMP抛光液研制及其性能研究[D].大连理工大学, 2009.
[2]张田.基于葵花籽粒结构的仿生抛光垫设计制造及抛光液流场的研究[D].沈阳理工大学, 2011.
[3]Kuide Qin, Brij Moudgil, Chang-Won Park, A chemical mechanical polishing model incorporating both the chemical and mechanical effects[J].Thin Solid Films 446 (2004) 277–286.
[4]Seunghee Oh, Jongwon Seok.An integrated material removal model for silicon dioxide layers in chemical mechanical polishing processes[J].Wear.266 (2009) 839-849.
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[7]F.W.Preston.The theory and design of plate glass polishing machines[J].Society of Glass Technology.1927. (11) 214-256.
去除特性 篇2
采用人工介质富集微生物对太湖梅梁湾水源水中氮磷营养物质的去除特性进行了试验研究.中试结果表明:随着介质密度和水力停留时间的增加,对氮磷营养物质的去除率均有提高.介质密度为26.8%、水力停留时间为5d时,人工介质对TN、TP、氨氮、亚硝态氮的去除率分别为26.6%、72.1%、43.2%、79.4%,可见人工介质对富营养化水体中氮磷营养物质有较好的去除效果.增加水流速度消除了池内的溶解氧和氧化还原电位的分层现象,提高了NH4+-N和NO2--N的去除效果,没有降低TP、PO43--P、DTP的`去除效果,说明沉淀作用并不是去除水体中氮磷营养物质的主要途径.人工介质表面富集了大量的微生物,通过硝化-反硝化作用是富营养化水体水质改善的主要途径.
作 者：纪荣平吕锡武 李先宁 JI Rongping L(U) Xiwu LI Xianning 作者单位：纪荣平,JI Rongping(东南大学环境科学与工程系,南京,210096;扬州大学环境科学与工程学院,扬州,225009)
吕锡武,李先宁,L(U) Xiwu,LI Xianning(东南大学环境科学与工程系,南京,210096)
去除特性 篇3
1 实验材料与方法
1.1 实验仪器和材料
仪器:电子天平 (FA2004N, 上海精密仪器有限公司) ;离心机 (TDL-5, 上海安亭科学仪器厂) ;水浴恒温振荡器。
材料:高岭土和石英砂, 均购自国药集团化学试剂有限公司。
1.2 实验前的准备
1) 样品的前处理。取150 m L由硝酸铜、硝酸锌等硝酸盐溶解于水中制得人工模拟水样, 用落地高速冷冻离心机保持恒温4℃, 在10 000 rpm下离心分离30 min, 取上清液并过0.45μm的微孔滤膜, 滤液用优级纯硝酸酸化至p H=1~2, 作为水相, 在4℃下保存供分析用。
2) 吸附剂的制备。分别取高岭土、石英砂若干放在倒有超纯水的1 L烧杯中静置2 h~3 h, 进一步净化采用Moore和Reynolds方法[7], 具体操作为:在烧杯中加入少量30%双氧水直到溶液不再冒泡, 停止加入双氧水。目的在于去除残留在高岭土、石英砂表面的有机物质。静置过夜后, 上清液轻轻倒掉, 再不断用超纯水淋洗高岭土、石英砂, 以去掉残留的双氧水。最后离心混合液, 将离心下来的高岭土、石英砂样在343 K的烘箱中烘干即可作为实验用高岭土、石英砂吸附剂。
1.3 吸附实验方法和步骤
1) 实验方法。无机颗粒在吸附性能方面表现的物理化学性质较有机物质或有机质含量最高的吸附剂简单, 文献[8]~[10]的研究已表明无机颗粒吸附平衡时间较短, 在若干个小时内无机颗粒对重金属的吸附即可达到平衡, 较多的实验选择24 h作为吸附平衡时间是可行的, 因此本次实验选择24 h作为无机颗粒吸附典型Zn的吸附时间。2) 实验步骤。将0.100 0 g处理后的无机吸附剂高岭土和石英砂分别加入10μg/L~45μg/L浓度的Cu (NO3) 2溶液及50μg/L~100μg/L浓度的Zn (NO3) 2溶液中, 将一系列不同浓度的某种重金属溶液置于150 m L具塞磨口锥形瓶中, 加入0.1 g/L的吸附剂 (按干固体量计) , 通过恒温振荡器在160 rpm, 一定温度下振荡吸附动力学确定的吸附平衡时间后, 通过离心机在10 000 rpm转数下进行10 min离心分离。取离心分离后的上清液直接进行重金属浓度分析。
2 试验结果分析与讨论
2.1 吸附时间的确定
为了确定高岭土、石英砂等无机颗粒对典型重金属吸附平衡时间, 本研究以Zn为吸附质, 以石英砂为吸附剂, 按照1.3的方法在25℃条件下进行吸附实验, 结果见图1。通过图1可以看出, 石英砂对Zn的吸附, 在吸附初期吸附速率大, 8 h内吸附总量的80%, 吸附24 h之后石英砂的吸附量未发生较大变化, 吸附过程到达平衡。因此, 后续的吸附实验平衡时间选择为24 h。分别用无机颗粒高岭土和石英砂吸附重金属离子Cu, Zn, As和Cr, 重金属离子初始浓度取污水处理厂实际监测范围最大最小值之间, 即Cu, As取10μg/L~45μg/L;Zn, Cr取10μg/L~80μg/L。
2.2 吸附去除特性分析
在吸附平衡状态下, 随着溶液中重金属浓度达到一定的浓度后, 无机颗粒的吸附量趋于稳定, 不再增加, 可判断吸附类型比较符合Langmuir等温吸附模型[11]。Langmuir吸附其数学表达式为:
其中, qmax为饱和吸附容量, μg/g;b为Langmuir吸附平衡常数, L/μg。使用Langmuir吸附拟合结果见图2。通过图2可以看出, Langmuir吸附等温模型拟合的无机颗粒吸附重金属相关系数R2均大于0.978, 可以得到理想的拟合结果。
2.3 无机颗粒物对重金属离子吸附的影响因素分析
1) 吸附剂粒度和比表面积的影响。从表1可以看出, 无机颗粒石英砂和高岭土对重金属的吸附量均可以达到饱和, 具有最大吸附量, 并可以用Langmuir吸附等温模型得到较理想的拟合, 说明无机颗粒对重金属的吸附过程为单分子层吸附。无机颗粒吸附剂比表面积越大, 吸附活性点位越多, 其吸附容量越大。
2) 吸附质物化特性的影响。进一步分析作为吸附质的典型重金属物化特性的影响, 比较无机颗粒石英砂和高岭土对As, Cu, Cr, Zn吸附特性, 石英砂对Cr的饱和吸附容量最大, 其值是16.75μg/g;对Cu的饱和吸附容量最小, 值为0.94μg/g, 对As和Zn的饱和吸附量相当, 但对As的饱和吸附量略大于Zn, 然而高岭土对这四种重金属的饱和吸附容量大小排序为Cu>As>Cr>Zn。
3) 温度与p H的影响。为了考察温度对吸附的影响, 本研究选择了在10℃ (寒冷地区的冬季水温) 、25℃ (正常水温) 、30℃ (炎热地区夏季水温) 三种水温条件下, 用1.3的实验方法研究高岭土对重金属Zn的吸附效果, Zn的初始浓度采用等温吸附实验中相同的一系列值, 对吸附等温曲线使用Langmuir吸附等温模型进行拟合, 结果见表1。城市污水p H值通常为6.0~8.0, 为了研究p H对无机颗粒吸附的影响, 在室温 (25℃) 的条件下, 比较了p H=6.0, 7.0, 8.0三种情况下高岭土对Zn吸附效果, 重金属的不同初始浓度值与等温吸附实验中相同, 对等温吸附曲线进行Langmuir等温吸附模型拟合, 拟合参数如表2所示。
通过表1可以看出, 随着温度的升高, 高岭土对Zn的吸附特性并未改变, 依然符合Langmuir吸附等温模型, 其相关系数R2>0.978 3。随着环境温度的升高, 高岭土的最大吸附量逐渐减少, 即10℃时高岭土的最大吸附量为18.98μg/g, 因此得到, 无机颗粒高岭土吸附典型重金属具有放热过程的特点, 表现为物理吸附的特征。通过表2可以看出, p H值的改变对无机颗粒典型重金属的类型没有发生改变, 依然符合Langmuir等温吸附, 模型拟合相关系数R2>0.978 3。随着p H值从6.0升高到8.0, 无机颗粒高岭土的吸附能力有一定提升, 最大吸附量由原来的16.26μg/g升高到18.98μg/g, 由此可以说明, 无机颗粒高岭土对重金属的吸附在碱性环境下吸附量略有升高。
3 结语