吸附汞离子（精选7篇）
吸附汞离子 篇1
汞是一种在生物体内和食物链中具有永久性累积的有毒物质, 对人类的生存健康威胁较大[1]。膨润土的主要成分是蒙脱石, 其八面体的片状结构容易使其内部的阳离子与外界其他阳离子产生交换, 从而达到净化污染物的效果[2]。壳聚糖是自然界中存在的唯一碱性多糖, 对过渡金属有良好的螯合作用, 利用壳聚糖对膨润土进行改性, 可去除废水中的铜、镉、汞等重金属离子[3]。改性膨润土对Cr (Ⅳ) , Pb2+以及Cd均有良好的吸附效果[4,5], 本文通过试验考察了壳聚糖改性膨润土对废水中汞离子的吸附效能。
1 材料与试验方法
1) 试验材料。
钙基膨润土 (南京汤山膨润土有限公司) , 乙酸, 壳聚糖 (脱乙酰度为90%) , 含汞废水 (取自江苏某化工厂, 汞离子浓度约为830 mg/L) 。
2) 主要仪器设备。
721型分光光度计 (上海精密科学仪器有限公司) , 磁力加热搅拌器, pH-3B型酸度计 (上海雷磁仪器厂) , GL-16G型离心机, 恒温干燥箱。
3) 膨润土制备。
取15 g壳聚糖放入体积分数为5%的乙酸中, 缓慢加热搅拌至完全溶解, 然后向其中加入200 g膨润土继续搅拌2 h。经离心分离、洗涤后, 利用挤出造粒机制成直径为1 mm的颗粒。将颗粒样品在烘箱中烘干, 备用。
4) 测试方法。
用双硫腙分光光度法测定水样中汞离子的含量, 通过公式计算膨润土对汞离子的吸附率:吸附率=[ (Co-Ce) /Co]×100%。其中, Co为汞离子初始浓度, mg/L;Ce为吸附后溶液浓度, mg/L。
2 结果与讨论
2.1 单因素试验
1) 吸附剂投加量对吸附率的影响。向5个200 mL烧杯中加入汞离子浓度为100 mg/L的废水至刻度处, 然后调节pH至7。分别向5个烧杯中加入制备好的膨润土100 mg, 150 mg, 200 mg, 250 mg, 300 mg, 振荡吸附60 min后取离心水样上清液测定残留汞离子, 并计算吸附率 (见图1) 。吸附剂投加量对吸附率影响明显, 吸附率与投加量成正相关。
2) 初始汞离子浓度对吸附率的影响。保持溶液pH=7, 分别向8个200 mL烧杯中各加入膨润土300 mg, 测定膨润土在初始汞离子浓度为100 mg/L, 200 mg/L, 300 mg/L, 400 mg/L, 500 mg/L, 600 mg/L, 700 mg/L, 800 mg/L时的吸附率 (见图2) 。当水中汞离子浓度超过400 mg/L以后, 吸附率下降十分明显, 说明吸附已经饱和。
3) 溶液pH对吸附率的影响。在膨润土投加量为300 mg, 初始汞离子浓度为100 mg/L时, 分别考察浓液pH=1, 3, 5, 7, 9, 11时的吸附率 (见图3) 。在酸性条件下不利于吸附的进行, 在pH=7或在弱碱性环境下吸附率达到最大值。
2.2 回归正交试验
确定影响膨润土负载壳聚糖吸附汞离子的主要影响因素为膨润土投加量、初始汞离子浓度、反应pH。选定L8 (27) 正交表 (考虑因素x1与因素x2, 因素x1与因素x3的交互作用) , 进行回归正交分析。准确称取8份一定量的膨润土负载壳聚糖分别放到200 mL烧杯中, 向烧杯中加入含一定量汞离子浓度的废水至200 mL刻度, 调节至设计pH, 吸附60 min后, 将水样离心, 并取离心后上清液测定其水汞离子含量。试验结果见表1。由正交试验结果可以得到影响膨润土负载壳聚糖对汞离子吸附率的因素从大到小的顺序是:x1>x2>x3>x1x2>x13。
通过表2方差分析可知膨润土投加量、初始汞离子浓度和吸附pH对吸附率的影响显著, 膨润土投加量分别与初始汞离子浓度、吸附pH的交互作用对结果影响不显著, 因此可以得到回归方程为:
y=66.3+14.575z1-8.625z2+6.025z3。
将编码公式:z1= (x1-200) /100, z2= (x2-450) /350, z3= (x3-6) /5代入原回归方程中整理得到:
y=40.659 29+0.145 75x1-0.024 64x2+1.205x3。
3 结语
1) 吸附率与膨润土投加量正相关, 与初始汞离子浓度负相关;酸性条件下的吸附率很低, 最佳pH条件为7或弱碱性。2) 影响膨润土负载壳聚糖对汞离子吸附率的大小顺序为:膨润土投加量>初始汞离子浓度>吸附pH, 各因素间交互作用不明显。3) 通过回归正交试验得到吸附率与影响因素之间的关系式为:
y=40.659 29+0.145 75x1-0.024 64x2+1.205x3。
摘要：利用单因素和回归正交试验考察膨润土负载壳聚糖吸附废水中汞离子的效能, 通过回归正交试验得到了影响因素与吸附率间的回归方程为:y=40.659 29+0.145 75x1-0.024 64x2+1.205x3。
关键词：膨润土负载壳聚糖,回归正交,吸附汞离子
参考文献
[1]任建莉, 周劲松, 骆仲泱, 等.汞吸附过程的试验研究和数学模型[J].中国电机工程学报, 2006, 26 (11) :1-6.
[2]邵红, 程慧, 李佳琳.负载壳聚糖膨润土的制备及其吸附性能的影响[J].环境工程学报, 2009, 3 (9) :1597-1601.
[3]翟佳赢, 李建熹, 徐景阳.膨润土负载壳聚糖吸附剂处理染料废水的实验研究[J].环境保护科学, 2009, 35 (4) :70-101.
[4]李增新, 王彤, 黄海兰, 等.壳聚糖改性膨润土修得土壤镉污染的研究[J].土壤通报, 2009, 40 (1) :177-178.
[5]刘闯, 羊依金, 陈红燕, 等.膨润土颗粒吸附剂的制备及废水中铅离子的处理研究[J].资源开发与市场, 2009, 25 (10) :865-882.
吸附汞离子 篇2
1 实验
1) 材料。来自福建的竹活性炭。利用去离子水对材料表面残留物以及粉尘进行去除, 在120℃的环境下进行烘干。在实验中还会用到溴化钾以及碘化钾还有硫磺和氯化汞等试剂, 其都是分析纯;
2) 制备。首先, 把干燥的竹活性炭和硫磺按照2:1的质量比在600℃的高温下进行煅烧, 两个小时后取出并冷却之后, 获得硫磺改性竹活性炭, 我们把它记作S-AC。然后, 取10g竹活性炭放在容积为250ml的锥形瓶中, 并添加质量分数是5%的溴化钾溶液200ml, 在60℃的恒温水浴中保持6个小时后取出来并进行干燥, 从而得到溴化钾改性竹活性炭, 我们记作KBr-AC。按照这个原理我们制作出KI-AC。之后, 我们取得一定量的KBr-AC, 利用相同的办法使用硫磺进行改性, 最终获得KBr-S-AC, 同样我们也制作出KI-S-AC。取得一定量的S-AC, 在相同条件下, 利用溴化钾进行改进, 获得S-KBr-AC, 另外, 按照相同方法制作出S-KI-AC;
3) 关于等温吸附实验。在反应器中倒入600m L的氯化汞溶液, 并将一定量的竹活性炭添加进去, 放在多用振荡器上面进行常温振荡, 每隔一定的时间取出2m L的样品等待检测。利用电感耦合等离子体发射光谱仪对汞离子浓度的具体变化进行测定, 从而对氧化汞具体的脱除效率以及吸附容量进行计算, 从而对其吸附性能进行评价;
4) 性能和表征方法。利用比表面积和孔隙度的全自动分析仪, 在液氮温度为77K的情况下对其氮气吸附脱附等温线进行测定, 利用BET法对其比表面积进行计算, 在0.976的相对压力下得到总孔容, 利用H-K方程将微孔孔容以及微孔分布计算出来, 利用BJH方程将中孔孔容以及中孔分布计算出来。在傅里叶变换红外光谱仪上利用溴化钾压片法对其表面化学官能团具体的种类与性质进行研究。
2 分析
1) 关于单掺杂改性竹活性炭。如果竹活性炭具体添加量是1克, 初始汞离子浓度是每升5毫克, 吸附温度是25摄氏度, 在这样的情况下, 竹活性炭除汞效率是78.6%, 改性之后, 其除汞效率提高, KI-AC效率为94.3%, KBr-AC效率为93.8%。在前三十分钟时间内S-AC的除汞效率是提升最快的, 在前面的两个小时内一直保持着最高, 但是到了两小时后已经基本上到了吸附饱和状态, 除汞效率是88.8%, 对于KI-AC来说, 在前面的50min之内, 其除汞效率是上升最为缓慢的, 在50min到180min这一段时间之内, 效率增加最快, 之后就基本达到饱和, 在这三种样品中, 它的除汞效率是最高的。对于改性前的活性炭来说, 其表面对汞离子的吸附主要是物理吸附, 对于单掺杂改性之后的活性炭来说, 其表面吸附主要是物理与化学的系统作用, 也就是说汞离子或许会在表面被吸附, 也或许会和表面的硫以及溴或者是碘结合;
2) 关于双掺杂改性竹活性炭。条件同上, 两种试剂除汞效率在前面的60min之内快速增加, 在一小时到三小时之内增加的速度降低, 3小时以后基本上达到了吸附饱和状态。和KBr-AC以及S-AC比起来, 经过了溴化钾和硫磺双掺杂改性的各种竹活性炭, 其除汞效率更高。KBr-S-AC效率达到了96%, S-KBr-AC达到了96.6%。这就说明在对KBr-AC做载硫煅烧处理的时候有可能会发生溴化钾流失现象, 对S-AC做溴化钾浸渍改性处理的时候不会对表面硫造成破坏。而对于KI-AC而言, 经过碘化钾以及硫双掺杂改性之后的竹活性炭, 其除汞效率出现小幅下滑, KI-S-AC效率是92.5%, S-KI-AC则为91.6%。主要的原理是碘化钾熔点更加低, 在680摄氏度左右。所以, 600摄氏度的高温处理使竹活性炭表面上的碘化钾附着量减少, 但是比改性前的活性炭以及S-AC都要高。
改性之前的竹活性炭, 其汞吸附容量是2.21mg/g, 经过改性之后的竹活性炭, 其汞吸附容量有了提升, 但是提升的程度是各不相同的, 汞吸附容量最高的是S-KBr-AC, 最低的是S-AC;
3) 孔隙结构和吸附能力的关系。从试验中得出了氮气吸附脱附等温线可以了解到都属于I型。这种活性炭的孔隙结构属于微孔分布, 如果相对压力在0.1以下, 那么其吸附量就会快速提升, 如果相对压力在0.1以上, 那么其吸附量就会逐渐放缓提升速度, 从而基本达到饱和状态, 因为在这一阶段中主要是气体中的单分子进行吸附从而导致单分子吸附层的产生, 说明活性炭的微孔结构非常丰富。单分子在饱和之后就会多层吸附, 由于相对压力的不断增加, 其吸附量提升的趋势也就会逐渐平缓。另外, 在脱附曲线和吸附曲线之间构成了滞后环, 这就表明在活性炭之中存在数量较少的中孔。
活性炭的BET比表面积是每克1125m2, 总孔容积为每克0.561cm3, 在改性之后, 样品中的比表面积以及总孔容积还有微孔容积与中孔容积都下降了, 但除汞效率以及汞吸附容量却都增加了。这表明活性炭在对汞离子进行吸附时主要是物理吸附, 改性活性炭主要是化学吸附, 因为活性炭被改性处理, 使得其表面化学性质被改变, 孔隙表面以及内部化学吸附位不断增加, 最终使除汞效率与汞吸附容量得以提升。改性之后和改性之前的活性炭, 其平均孔径没有太大的差别, 这就表明比表面积以及孔容减小最为重要的是表面结构改变, 引入具有较大体积的表面官能团。对于改性活性炭来说, 其微孔率和汞吸附容量之间有相关性, 这表明改性试剂分子的具体大小最容易被微孔吸附, 能够形成的化学吸附位比较多, 增加了吸附容量;
4) 表面官能团和吸附能力之间的关系。对于KBr-S-AC以及S-KBr-AC还有KI-AC和改性前的活性炭来说, 其特征峰基本上保持了一致。在3500cm-1的位置属于O—H伸缩振动的特征峰, 在1600cm-1的位置上, 是表面内酯基或者是羧基之中的C﹦O伸缩振动的特征峰, 在1000到1300cm-1的位置属于酚羟基吸收峰, 在1100cm-1的位置属于C—O伸缩振动峰, 因此, 我们可以了解到对于活性炭来说, 其表面官能团中主要含有羰基、羟基以及内酯基和羧基。因为在改性活性炭中引进了溴以及碘元素, 因此在500到700cm-1的位置上产生了吸收峰。
综合上面的分析, 我们了解到, 在经过掺杂改性之后的竹活性炭, 其比表面积变小, 但是其除汞效率与汞吸附容量都得以提升, 竹活性炭在对汞离子发生物理吸附的时候, 同时也进行了化学吸附。和改性之前的竹活性炭比起来, 在经过溴化钾以及碘化钾和硫进行掺杂改性以后的竹活性炭, 其除汞效率与汞吸附容量都得以提升, 对于溴化钾以及碘化钾这两种性质相似的试剂来说, 经过其改性后, 除汞效率的大小主要取决于先行负载的改性试剂是什么。汞吸附性能最强的是S-KBr-AC, 其除汞效率达到了96.6%, 其吸附容量是2.898mg/g, 大约达到了改性之前的活性炭的1.31倍。
3 结论
综上所述, 对竹活性炭进行掺杂改性, 能够使其对汞离子的吸附作用得到提升, 是可以对汞离子进行高效吸附的活性炭材料, 能够使废水之中的重金属离子, 比如, 铬以及铅还有镉和砷等得以脱除。吸附饱和之后的竹活性炭能够再生并对重金属进行回收, 从而降低了成本也防止了二次污染现象的发生。
摘要：活性炭比表面积很大, 且空隙结构非常丰富, 在当前, 这是一种应用非常广泛的吸附剂, 利用活性炭进行吸附的方法操作起来比较简单, 能够进行深度处理, 是汞处理技术中较为常见的一种。本文主要探讨了表面掺杂改性竹活性炭对汞离子吸附行为这一问题。首先介绍了实验的具体过程, 主要包括了材料的选择以及试剂制备还有等温吸附实验和表征方法等, 然后对结果进行了分析。
关键词：竹活性炭,汞离子,吸附行为
参考文献
[1]卢辛成, 蒋剑春, 孙康, 谢新苹, 张艳萍, 王金表.活性炭对汞离子的吸附动力学研究[J].生物质化学工程, 2014 (2) .
[2]谢新苹.表面掺杂改性竹活性炭对汞离子吸附行为研究 (摘要) [J].生物质化学工程, 2014 (2) .
[3]谢新苹, 蒋剑春, 孙康, 卢辛成, 王金表.改性竹活性炭去除汞离子[J].环境工程学报, 2014 (4) .
吸附汞离子 篇3
Na2S沉淀法处理含汞废水,由于受p H的影响,处理的出水常常达不大国家排放标准。因此需要后续的深度处理以确保出水汞浓度降到以下。柚子皮作为生活垃圾处理,造成资源浪费的同时也污染环境[13]。文中研究以Zn Cl2改性后的柚子皮对经过Na2S沉淀法处理后废水Hg2 +的吸附能力。
1实验
1. 1材料
柚子皮。
1. 2仪器与试剂
JKG - 1型测汞仪,吉林市科学研究所研制; YC - 015实验型喷雾干燥机,上海雅程仪器设备有限公司; p HS - 25CW实验室p H计,上海仪电分析仪器有限公司; 恒温水浴锅HH - 2, 国华电器有限公司; 电子分析天平,上海仪电分析仪器有限公司; 分样筛,上虞杜浦佰华五金筛具; SHA - C型恒温振荡器, 金坛市富华仪器有限公司。
实验所用主要试剂有HCl、H2SO4、Na OH、Na2S、Zn Cl2、 Hg( NO3)2,均为分析纯,天津市大茂化学试剂厂生产。
1. 3实验准备
1. 3. 1柚子皮的前处理
把洗干净的柚子皮放在105 ℃ 烘箱中烘干至恒重,用粉碎机粉碎后过筛成20目、40目、60目、80目、100目不同直径的颗粒,放在干燥器中备用。
1. 3. 2柚子皮的活化处理
在5个烧杯中分别加入300 m L 150 g/L Zn Cl2溶液,然后分别加入50. 00 g 20目、40目、60目、80目、100目的柚子皮粉,浸泡24 h后,放入105 ℃烘箱中烘干至恒重,把0. 1 mol/L HCl倒入活化好的柚子皮试样中洗涤,再用蒸馏水洗涤至p H > 6,烘干,贴上标签,放干燥器中备用。
1.3.3 吸附效果的测定
吸附量计算公式:
去除率计算公式:
式中: Γ——— 吸附量,mg/g
Q———去除率,%
C0———初始质量浓度,mg/L
C———平衡质量浓度,mg/L
V———吸附实验所取溶液体积,m L
W———吸附剂的用量,g
2结果与讨论
2. 1硫化钠的加入量对硫化物沉淀法去除汞的影响
汞离子与硫离子反应生成稳定的溶解度很小的硫化汞沉淀( 硫化汞溶解度仅为4 × 10- 53) 。反应式: Hg Cl2+ Na2S = Hg S↓ + 2Na Cl[14]。由于Na2S在废水中溶解及废水中生成Hg S沉淀的速度都比较快,故该法的污水处理的速度较快。硫化钠的加入量要比理论计算值高,加入量太少,沉淀不完全,废水汞的去除率不高,达不到效果; 但如果加入量过多,又易形成易溶的硫化汞络合物,降低除汞效率,同时造成二次污染[15]。
往5个干净的锥形瓶中加入100 m L废水水样,随后投入理论值8倍、10倍、12倍、14倍、16倍的Na2S ( 根据反应式计算出100 m L废水消耗0. 0389 mol Na2S,即约为3. 0 g) 。取上清液用测汞仪测定反应后废水汞的含量。实验数据如表1所示。
从实验数据可以得出: 随着硫化钠加入量的增加,废水中汞的去除率增大,但超过0. 36 g/m L时,去除率开始下降,所以最合适的硫化钠加入量为0. 36 g/m L,即理论值的12倍。这是因为硫化钠的加入量太少,沉淀不完全,废水汞的去除率不高; 但如果硫化钠加入量过多,又易形成易溶的硫化汞络合物,降低除汞效率。
2. 2 p H值对硫化物沉淀法去除汞的影响
别往5个250 m L干净的锥形瓶中加入100 m L废水水样, 利用H2SO4溶液和Na OH溶液将溶液的p H值分别调节至5. 00、 7. 00、9. 00、11. 00、13. 00,然后分别往废水中加入理论值12倍的硫化钠,反应完全后,分别取样,经过离心机分离后再取上清液用测汞仪测定吸附后废水中汞含量,实验结果如表2所示。
从表2可以看出,p H值为9时,废水汞的去除率最大。这是因为在p H < 2时Hg2 +不发生水解,p H值在5 ~ 7范围内Hg2 +几乎全部水解为Hg( OH)2,在弱硷性( p H值8 ~ 11) 汞离子能与硫化钠生成难溶于水的Hg S沉淀。
2. 3絮凝剂对硫化物沉淀法去除汞的影响
往2个干净的250 m L锥形瓶中各加入100 m L废水水样, 编号为样本1和样本2。用H2SO4溶液和Na OH溶液将溶液的p H值分别调节至9. 00,然后往废水中各加入理论值12倍的硫化钠,出现Hg S沉淀时,往样本2中加入适量Fe SO4,以便在溶液中形成Fe( OH)2和Fe( OH)3胶体。反应完全后,分别取样经过离心机分离后再取上清液用测汞仪测定废水中汞含量, 实验结果如图1所示。
由实验结果可以得出: 样本1实验中终末汞浓度为0. 1231 mg / L,样本2实验中加入Fe SO4后,终末汞浓度为0. 0807 mg / L,明显下降。
综合考虑,硫化物沉淀法去除汞的最佳条件是: 在室温下,往p H值为9的100 m L废水水样中加入理论值12倍的硫化钠,出现Hg S沉淀时,往废水中加入适量的Fe SO4。
2. 4硫化物沉淀法去除汞实验
分别往6个干净的锥形瓶中加入100 m L废水水样,把溶液的p H值调至9,加入理论值12倍的硫化钠,出现Hg S沉淀时,往废水中加入适量Fe SO4。
分别取样,经过离心机分离后再取上清液用测汞仪测定吸附后废水中汞含量,计算活性炭对废水中汞的去除率,实验结果见表3所示。
从实验数据可以得出,硫化物沉淀法去除汞实验的去除率达到90% 以上,终末废水汞的含量平均为0. 08135 mg/L,没有达到国家0. 05 mg/L的排放标准[16]。实验的标准偏差为0. 0036,实验精确度符合分析标准。
2. 5硫化物- 改性柚子皮综合法去除废水汞实验
分别往6个干净的锥形瓶中加入100 m L废水水样,把溶液的p H值调至9,加入理论值12倍的硫化钠,出现Hg S沉淀时,往废水中加入适量Fe SO4。
经过离心机分离后过滤取上清液备用。然后分别溶液的p H值调至6,加入1 g 100目改性柚子皮,在室温下振荡75 min至吸附平衡,经过离心机分离后,分别取样,测汞仪测定反应后废水中汞含量,计算硫化物- 改性柚子皮综合法去除废水汞实验的去除率,实验结果见表4所示。
从实验数据可以得出,硫化物- 改性柚子皮综合法去除废水汞实验的去除率达到96% 以上,终末废水汞的含量平均为0. 0378 mg / L,达到国家0. 05 mg / L的排放标准。实验的标准偏差为0. 0011,实验精确度符合分析标准。
3结论
在p H为9,硫化钠加入量为0. 36 g/m L,同时加入絮凝剂Fe SO4条件下,硫化物- 改性柚子皮综合法去除废水汞实验的去除率达到96% 以上,终末废水汞的含量平均为0. 0378 mg/L, 达到国家0. 05 mg/L的排放标准。
摘要：以废弃的柚子皮为原料,研究Zn Cl2改性后的柚子皮对经过Na2S沉淀法处理后废水Hg2+去除率以及最佳实验条件。实验结果表明,在p H为9,硫化钠加入量为0.36 g/m L,同时加入絮凝剂Fe SO4条件下,硫化物-改性柚子皮综合法去除废水汞实验的去除率达到96%以上,终末废水汞的含量平均为0.0378 mg/L,达到国家0.05 mg/L的排放标准。
吸附汞离子 篇4
本工作采用盐酸溶液对蛭石进行浸渍处理,研究了盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的吸附能力。
1 实验部分
1.1 原料和仪器
汞、盐酸:分析纯;氮气:纯度大于99.99%;蛭石:购自昆明花鸟市场,经浮选去除杂质,干燥后研磨过120目筛,取筛下物;活性炭:市售3#工业活性炭。
NCG型冷原子吸收测汞仪:江苏金坛科兴仪器厂;玻璃转子流量计:余姚市银环流量仪表有限公司;电热恒温水浴锅:上海精凤仪器有限公司;数控电加热套:广东日生集团有限公司。
1.2 盐酸溶液改性蛭石的制备
在5个烧杯中分别加入2 g蛭石,然后分别加入4.8 mL浓度为0.5,1.0,2.0,4.0,8.0 mol/L的盐酸溶液,搅拌均匀,静置一段时间,然后将其放在瓷舟中置于电阻炉中于105～110℃活化18 h,取出研碎,再次置于电阻炉中烘干2 h,得到盐酸溶液改性蛭石,将其置于干燥器中备用。
1.3 吸附实验流程和装置
采用固定床吸附实验系统,盐酸溶液改性蛭石吸附气态单质汞的实验流程见图1。由图1可见,气态单质汞发生装置由两个串连的U型管(目的是保证在一定温度下气态单质汞达到饱和蒸气压)组成,U型管底部均放置一定量的金属汞。模拟气体由高纯氮气和气态单质汞组成。氮气分为两路,一路作为气态单质汞发生器的载气,一路作为平衡气。模拟气体以500 mL/min的流量通过吸附柱,且尽量保持流量恒定。其中载气流量约为200 mL/min,平衡气流量约为300 mL/min。吸附柱是自行设计的内径为80 mm的U型管,内置一定量盐酸溶液改性蛭石。
1氮气钢瓶;2转子流量计;3电热恒温水浴锅;4汞蒸气发生器;5三通阀;6吸附柱;7数控电加热套;8尾气吸收瓶;9测汞仪;10通风橱
1.4 分析方法
采用冷原子吸收测汞仪测定装置入口和出口的气态单质汞浓度。电热恒温水浴锅温度稳定后约120 min开始在吸附反应装置入口处采样测量入口气态单质汞浓度,以后每隔10 min采样一次,采样3次,取平均值。不取样时,气体经尾气处理装置排空。出口气态单质汞浓度的测定方法:打开吸附柱入口处的三通阀,让气态单质汞通过吸附剂,每隔一定时间取样测定出口气态单质汞浓度。采样直至出口气态单质汞浓度接近入口气态单质汞浓度为止。
2 结果与讨论
2.1 盐酸浓度对蛭石吸附气态单质汞效果的影响
未改性蛭石和不同浓度盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的吸附效果见图2。由图2可见,盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的吸附效果好于未改性蛭石,盐酸浓度为4.0 mol/L时,改性蛭石对气态单质汞的吸附效果最佳,其完全穿透时间较未改性蛭石显著延长。这是因为,盐酸溶蚀、分解了蛭石孔隙中的有机或无机杂质,疏通了孔道,增大了蛭石的比表面积,同时由于层间溶剂的作用使蛭石晶片破裂,呈现出多孔特征,有利于吸附质分子的扩散,使蛭石吸附能力提高。但是,当盐酸浓度达8.0 mol/L时,改性蛭石对气态单质汞的吸附效果变差,因为盐酸浓度过高会破坏蛭石的内部结构。
•0;■0.5; 1.0;2.0;4.0;8.0
另外,用盐酸溶液改性蛭石也相当于对蛭石进行注氯,也可显著提高蛭石吸附气态单质汞的能力。未改性蛭石主要是物理吸附,而盐酸溶液改性蛭石是物理吸附和化学吸附。可能发生的化学吸附反应见式(1)和式(2)[11]。
式(1)的反应在室温下即可发生[12],在25～140℃范围内,该气态反应所需的吉布斯自由能很低[13]。
2.2 入口气态单质汞质量浓度对盐酸溶液改性蛭石吸附气态单质汞效果的影响
在吸附温度为25℃的条件下,考察了吸附反应器入口气态单质汞质量浓度对盐酸溶液改性蛭石吸附气态单质汞效果的影响,实验结果见图3。由图3可见,随入口气态单质汞质量浓度提高,盐酸溶液改性蛭石吸附气态单质汞的效果明显变差。这是因为,入口气态单质汞质量浓度较高时,一部分气态单质汞还未扩散到蛭石内部就通过了床层,使吸附反应器出口气态单质汞质量浓度提高,盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的去除率下降。盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的吸附推动力随吸附时间延长而快速下降,所以,盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的去除率随吸附时间延长而快速下降。
●15.9;■23.7;▲34.8;◆72.6
2.3 吸附温度对盐酸溶液改性蛭石吸附气态单质汞效果的影响
在吸附反应器入口气态单质汞质量浓度为34.8μg/m3、盐酸溶液改性蛭石加入量为50 mg的条件下,考察了吸附温度对盐酸溶液改性蛭石吸附气态单质汞效果的影响,实验结果见图4。
吸附温度/℃:●25;■70;▲140
由图4可见,随吸附温度升高,吸附反应器出口气态单质汞质量浓度下降,完全穿透时间延长。这是因为,随吸附温度升高,因范德华力而吸附的气体分子发生解吸,物理吸附能力减弱,而此时的温度可使气相分子活化,使化学吸附效果明显改善,使盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的去除率提高。
2.4 蛭石粒径对盐酸溶液改性蛭石吸附气态单质汞效果的影响
在吸附反应器入口气态单质汞质量浓度为34.8μg/m3、盐酸溶液改性蛭石加入量为50 mg、吸附温度为25℃的条件下,考察了蛭石粒径对盐酸溶液改性蛭石吸附气态单质汞效果的影响,实验结果见图5。由图5可见,随蛭石粒径减小,吸附反应器出口气态单质汞质量浓度降低。这是因为,在一定范围内蛭石粒径减小,导致蛭石比表面积增大,外扩散系数和内扩散系数也增大,气态单质汞更容易扩散到各分子层表面,使盐酸溶液改性蛭石吸附气态单质汞的效果改善。但蛭石粒径太小,又会导致通过吸附层的传质阻力过大,使穿透压降增大,气态单质汞较难穿透某一分子层而到达下一分子层,因此,本实验适宜的蛭石为200目筛下物。
蛭石过筛目数/目:●40;■120;▲200
2.5 盐酸溶液改性蛭石与活性炭对气态单质汞吸附性能的比较
在吸附反应器入口气态单质汞质量浓度为34.8μg/m3、吸附温度为140℃的条件下,考察了盐酸溶液改性蛭石(120目筛下物)和3#工业活性炭对气态单质汞的吸附性能,实验结果见图6。
●活性炭;■盐酸溶液改性蛭石
由图6可见,盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的吸附性能优于活性炭,其完全穿透时间超过活性炭。
3 结论
a)采用盐酸溶液对蛭石进行浸渍处理,盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的吸附效果好于未改性蛭石,盐酸浓度为4.0 mol/L时,改性蛭石对气态单质汞的吸附效果最佳。
b)随入口气态单质汞质量浓度提高,盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的去除率明显下降。
c)随吸附温度升高,吸附反应器出口气态单质汞质量浓度下降,完全穿透时间延长,使盐酸溶液改性蛭石对气态单质汞的去除率提高。
d)随蛭石粒径减小,吸附反应器出气中气态单质汞质量浓度降低。本实验适宜的蛭石为200目筛下物。
硫柳汞中汞离子的检查方法 篇5
1 仪器与试药
1.1 仪器
P221S型电子天平(德国Sartorius公司);UV-2401PC型紫外可见分光光度仪(日本岛津公司)。
1.2 试药
硫柳汞(北京益利精细化学有限公司,批号:20010226);醋酸汞,碘化钾,硫化亚铁,氯化汞,均为分析纯。氨试液,稀盐酸为自制。
2 方法与结果
2.1《美国药典》方法
2.1.1 碘试液
精密称取碘化钾33.20 g,置100 ml量瓶中,加水75 ml,振摇使之溶解,加水至刻度,摇匀。
2.1.2 对照品溶液制备
精密称取氯化汞191.1 mg,置200 m量瓶中,加水100 ml使溶解并稀释至刻度,摇匀。精密量取上述溶液5 ml置50 ml量瓶中,加水稀释至刻度,摇匀(标准溶液中氯化汞的浓度约为95.55μg/ml)。
2.1.3 供试品溶液制备
精密称取硫柳汞500 mg,置100 m量瓶中,加水适量使溶解并稀释至刻度,摇匀。A液:精密量取供试品溶液10 ml,置50 ml量瓶中,加水稀释至刻度,摇匀。B液:分别精密量取供试品溶液10 ml和标准品溶液5 ml,置50 ml量瓶中,加水稀释至刻度,摇匀。
2.1.4 测定方法
精密量取对照品溶液1 ml和碘试液5 ml,置10 ml量瓶中,加水稀释至刻度,摇匀。在200～400 nm波长范围扫描,生成的四碘合汞配离子的最大吸收波长在323 nm处。取5个10 ml量瓶,编号分别为:C、D、E、F、R液。C液:精密量取A液5 ml,加水稀释至刻度,摇匀;D液:精密量取A液5 ml,加碘试液稀释至刻度,摇匀;E液:精密量取B液5 ml,加水稀释至刻度,摇匀;F液:精密量取B液5 ml,加碘试液稀释至刻度,摇匀;R液:精密量取碘试液5 ml,加水稀释至刻度,摇匀;以水为空白,在323 nm波长处分别测定C、D、E、F、R液的吸光度。
2.1.5 结果
汞离子的百分浓度为200.59/271.50×5C/W×Au/As,其中:Au=AD-AR-AC,As=AF-AR-AE-Au,C为对照品溶液中氯化汞的浓度(μg/ml),W为硫柳汞的重量(mg)。200.59为汞的原子量,271.50为氯化汞的分子量。AC、AD、AE、AF、AR分别为C、D、E、F、R液的吸光度值。结果见表1。硫柳汞中游离汞离子的浓度平均值为0.60%。
2.2 我国《卫生部药品标准》方法
2.2.1 硫化氨试液的配置
取氨试液60 ml,通入硫化氢使之饱和后,再加氨试液40 ml,按这个比例配制若干。硫化氢气体可以用硫化亚铁与稀盐酸反应制得,要求现用现配制。
2.2.2 操作过程
称取硫柳汞0.1 g,加水10 ml溶解以后,置于纳氏比色管中,加等容量的硫化铵试液,生成白色沉淀,放置30 min,观察显色情况。
2.2.3 观察结果
样品白色沉淀层没有明显的灰色,基本为白色,符合规定标准。放置30 min以上渐显灰紫色,颜色随时间延长而略加深。
2.3 灵敏度和限度试验
2.3.1 对照品溶液
精密称取醋酸汞56.0 mg(相当于35 g的汞),置100 ml量瓶中,用水溶解并稀释至刻度,摇匀,精密量取25 ml置100 ml量瓶中,用水稀释至刻度,摇匀(汞浓度:87.5μg/ml)。精密量取对照品溶液0.12、0.25、0.50、1.00、2.00、4.00、8.00 ml(分别为限度的0.011%、0.022%、0.044%、0.088%、0.18%、0.35%、0.70%)分别置于纳氏比色管中,分别加入本品(含游离汞0.60%)0.1 g,加水至10 ml溶解后,加10 ml的硫化铵试液,摇匀,生成白色沉淀,放置30 min,观察显色情况。
2.3.2 结果
限度为0.044%以上的纳氏比色管均在30 min内显灰紫色,随着浓度增加,颜色逐步加深,即汞离子的浓度为0.65%～0.70%时显色。
3 讨论
采用紫外分光光度法测定时,所有溶液需避光快速测定其吸光度。通过吸光度值计算求得该硫柳汞样品中游离汞离子的量为0.60%,符合规定。该样品用沉淀物显色法操作结果不显色,也符合规定。说明这批样品中游离汞离子的量是在0.70%以内,两者没有显著性差异。通过以上实验可以看出,当样品中游离汞离子超过0.70%时,沉淀物显色法试验生成的沉淀为灰紫色。紫外分光光度法测定结果可准确地定量为0.60%,并更具有专属性。而沉淀物显色法很方便,更简单,相比紫外分光光度法来说简便易行,能够节省大量时间。
参考文献
[1]莫志宏,杨琳玲,杨小超.基于胸腺嘧啶-汞离子-胸腺嘧啶结构和纳米金放大传感器检测汞离子[J].分析化学,2009,37(7):1033-1036.
[2]陈采,王嘉德.汞与人类[M].现代口腔医学杂志,1994,8(2):96-98.
[3]药典委员会.中华人民共和国卫生部药品标准[S].二部.1996:93.
[4]吴春来,张秋芬.固相萃取技术在汞离子分析中的应用[J].广州化工,2009,37(4):39-42.
[5]黄美荣,王琳,易辉.废水中汞离子去除方法的研究进展[J].化工环保,2007,27(2):135-138.
吸附汞离子 篇6
一、材料和方法
㈠供试燕麦品种为坝莜1号和坝莜3号, 由兰州大学干旱与草地生态教育部重点实验室提供。
㈡Hg Cl2溶液浓度分别为0.1g/ml、0.01g/ml、0.001g/ml、0.0001g/ml, 置棕色瓶中, 避光备用。
㈢试验方法
1.燕麦浸种处理。分别选取饱满均一的坝莜1号和坝莜3号燕麦种子, 经洗衣粉液消毒10min, 蒸馏水浸泡4h。然后用0.1g/ml、0.01g/ml、0.001g/ml、0.0001g/ml四种浓度的Hg Cl2溶液, 分别在25℃恒温箱中黑暗处理种子15h, 取露白一致的种子, 播种于12.5×12.5cm加湿润滤纸的培养皿中, 每皿40粒, 加盖, 25℃培养, 待幼苗长至培养皿盖时, 转入模拟光照25℃培养箱中继续培养。每处理3次重复, 同时设蒸馏水处理作为对照。
2.种子萌发率的测定。[5,10,11]选取浸种处理后饱满均一的坝莜1号和坝莜3号种子各600粒, 每浓度Hg Cl2溶液处理120粒, 每个培养皿40粒, 在模拟光照25℃培养箱中培养24h后测定萌发率, 然后再每隔12h测定一次萌发率, 共测定7次。
3.α-淀粉酶活性的测定。取光照培养24h的燕麦种子, 除去胚芽、胚根, 准确称取1.0g, 采用标准麦芽糖法[5,12]测定α-淀粉酶活性。每浓度处理3次重复。
4.叶绿素含量的测定。[13]取光照培养72h的燕麦幼苗真叶叶片0.2g, 研磨成匀浆后, 用95%乙醇提取, 分光光度计法[5~7]测定叶绿素含量。每个浓度设3次重复。
5.生长量的测定。[14]随机取光照培养5天的燕麦幼苗, 随机取30株幼苗, 测定苗高和根长, 并将剪取的根和地上部分于105℃烘30min, 再在70℃下烘干, 称重, 以地上部分和根系干重之比计算根冠比。每浓度处理设3次重复。
二、结果与分析
㈠Hg Cl2溶液处理下燕麦种子萌发率由表1可知, 不同浓度Hg Cl2溶液处理燕麦种子后, 低浓度溶液对种子的萌发率有促进作用, 高浓度溶液对种子的萌发率有抑制作用。0.0001g/mlHg Cl2溶液处理燕麦种子后, 与对照相比, 坝莜1号种子的萌发率提高了15.24%, 坝莜3号种子的萌发率提高6.31%;0.1g/ml, HgCl2溶液处理与对照相比, 坝莜1号种子的萌发率降低了4.31%, 坝莜3号种子的萌发率降低了5.62%。
㈡Hg Cl2溶液对燕麦种子α-淀粉酶活性的影响由表2可知, 用不同浓度的Hg Cl2溶液对燕麦种子处理, 高浓度溶液处理后种子的α-淀粉酶活性低于对照组, 低浓度溶液处理后种子的α-淀粉酶活性高于对照组。浓度为0.1g/ml时, 坝莜1号种子α-淀粉酶活性为10.68g/ml.min, 与对照组相比降低了4.32g/ml.min;坝莜3号种子α-淀粉酶活性为10.00g/ml.min, 与对照组相比降低了2.00g/ml.min。浓度为0.0001g/ml时, 坝莜1号种子α-淀粉酶活性为16.88g/ml.min, 与对照组相比升高了1.88g/ml.min;坝莜3号种子α-淀粉酶活性为19.88g/ml.min, 与对照组相比升高了7.88g/ml.min。
㈢Hg Cl2溶液对燕麦种子叶绿素含量的影响由表3可知, Hg Cl2溶液对燕麦幼苗的叶绿素含量有明显的影响。用不同浓度的Hg Cl2溶液对燕麦种子浸种处理后, 随着浓度的升高, 燕麦幼苗的叶绿素总含量下降。用浓度为0.1g/ml和0.01g/ml的溶液浸种处理后, 燕麦幼苗中叶绿素含量低于对照组, 用浓度为0.001g/ml和0.0001g/ml的溶液浸种处理后, 燕麦幼苗中叶绿素含量明显高于对照组。
㈣Hg Cl2溶液对燕麦种子生长量的影响由表4可知, 经不同浓度的Hg Cl2溶液处理的燕麦种子萌发后, 高浓度溶液处理后种子的生长量明显低于对照组, 低浓度溶液处理后种子的生长量明显高于对照组。坝莜1号种子对照组根冠比为2.51, 高于经0.1g/ml、0.001g/ml、0.0001g/ml浸种处理后的各组的根冠比, 低于经0.01g/ml处理后的根冠比。坝莜3号种子经各浓度溶液处理后根冠比均低于对照组 (此现象还有待于进一步研究) 。0.1g/ml和0.01g/ml浓度的Hg Cl2溶液对坝莜1号和坝莜3号种子处理后对其平均根长和平均苗高有抑制作用, 0.001g/ml和0.0001g/ml浓度的Hg Cl2溶液对坝莜1号和坝莜3号种子处理后对其平均根长和平均苗高有促进作用。
三、讨论
试验结果表明, 用不同浓度的Hg Cl2溶液对燕麦种子浸种处理后, 高浓度溶液对燕麦种子萌发及幼苗生长有一定抑制作用, 低浓度溶液有一定促进作用。用浓度为0.0001g/ml的溶液浸种处理后, 坝莜1号种子的萌发率为80.12%, 坝莜3号种子的萌发率为85.36%, 与对照组相比均有所提高;用浓度为0.1g/ml的溶液浸种处理后, 坝莜1号种子的萌发率是60.57%, 坝莜3号种子的萌发率是73.43%, 与对照组相比均有所降低。
与对照组相比, 浓度为0.001g/ml和0.0001g/ml的溶液浸种处理后, α-淀粉酶活性增强, 幼苗的平均根长和苗长增大, 叶绿素含量增多;浓度为0.1g/ml和0.01g/ml的溶液浸种处理后, α-淀粉酶活性减弱, 幼苗的平均根长和苗长减小, 叶绿素含量减少。种子的萌发是包括淀粉酶在内的各种酶对储藏物质进行水解, 为幼苗生长提供物质和能量的过程, 而且可能通过影响淀粉酶的合成影响种子萌发中能量的供应抑制种子的萌发[16]。
不同浓度的Hg Cl2溶液对燕麦进行浸种处理后, 不同燕麦品种间生物活性有明显的差别, 坝莜3号品种的种子活力、萌发率、叶绿素含量、淀粉酶活性和生长量均高于坝莜1号品种, 可见, 坝莜3号品种的抗逆性优于坝莜1号品种, 更适合在含一定量重金属离子的土壤中种植, 而且坝莜3号品种的根系发达, 适合在干旱、半干旱地区种植[7~13], 有利于防止水土流失, 对生态环境起到一定的优化作用。
摘要：研究了不同浓度的HgCl2溶液浸种处理, 对不同品种燕麦的萌发率、α-淀粉酶活性、叶绿素含量、生长量的影响。试验结果表明:低浓度HgCl2溶液对燕麦种子的萌发率有促进作用, 10-4g/ml的HgCl2溶液浸种处理后, 坝莜1号燕麦的种子萌发率为80.12%, 较对照提高了15.24%;坝莜3号的种子萌发率为85.36%, 较对照提高了6.31%;高浓度的HgCl2溶液对种子萌发具有抑制作用, 0.1g/ml的HgCl2溶液浸种处理后, 坝莜1号的萌发率较对照组降低了4.31%, 坝莜3号的萌发率较对照组降低了5.62%。低浓度HgCl2溶液浸种处理后, 燕麦种子α-淀粉酶活性增强, 幼苗的平均根长和苗长增大, 叶绿素含量增多;用高浓度的溶液对燕麦种子浸种处理后, α-淀粉酶活性减弱, 幼苗的平均根长和苗长减小, 叶绿素含量降低。
吸附汞离子 篇7
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
[1]程蓓, 马保国, 陈银洲.粉煤灰颗粒表面吸附性能与活性研究[J].粉煤灰综合利用, 1999 (1) :17~18.
[2]王华, 宋存义, 张强, 等.粉煤灰改性吸附材料及其吸附机理[J].粉煤灰综合利, 2000 (4) :37~41.
[3]蔡昌凤, 徐建平.矿区电厂粉煤灰物化特性与吸附特性关联研究[J].安徽工程科技学院学报, 2005, 20 (4) :1~4.
[4]潘国营, 周卫, 王素娜.粉煤灰处理含铅废水的试验研究[J].煤炭工程, 2008 (9) :77~79.
[5]崔杏雨, 陈树伟, 闫晓亮, 等.粉煤灰合成Na-X沸石去除废水中镍离子的研究[J].燃料化学学报, 2009, 37 (6) :752~756.
[6]范春晖, 张颖超.粉煤灰基沸石对亚甲基蓝和Cr (Ⅲ) 的共吸附行为-Ⅰ吸附动力学和吸附热力学[J].环境工程学报, 2012 (11) :3923~3927.
[7]孙贤斌, 刘红玉, 李玉成.粉煤灰对重金属Cu2+和Zn2+吸附作用研究[J].农业环境科学学报, 2007, 26 (5) :1988~1991.
[8]F.MIYAJI, T.MuRAKAMI, Y SUYAMA.Formation of linde F zeolite by KOH treatment of coal fly ash[J].Journal of the Ceramic Society of Japan, 2009, 117 (5) :619~622.