薄純君翻譯分析

Pb（II）在鈉基膨潤土懸浮液中的吸附行為對環(huán)境條件的影響a新型薄膜太陽能電池的重點實驗室,中國科學院等離子體物理研究所1126年郵政信箱,合肥230031年,中國的公關(guān)b安徽建筑大學的材料與化學工程學院 ,、合肥230601,中國的公關(guān)c山東理工大學化學工程學院，淄博 255049，中國的公關(guān)d新型應用技術(shù)研究所、合肥 230031，中國的公關(guān)文章信息文章歷史：收到2010年4月7日收到修改稿 2010年7月16日接受2010年7月16日在線2010年7月23日關(guān)鍵詞：Pb（II ）鈉基膨潤土吸附pH值腐殖質(zhì)熱力學數(shù)據(jù)摘要在此研究中，來自臨安縣 (浙江省)當?shù)氐呐驖櫷帘晦D(zhuǎn)換為鈉純凈的窗體和鈉基膨潤土樣品的特點是利用紅外光譜和 X射線衍射以確定其化學成分和微觀結(jié)構(gòu)。 用鈉基膨潤土除去廢水中的Pb對作為函數(shù)的各種環(huán)境參數(shù)， 如接觸時間、 ph值、離子強度、 外來離子、 腐植酸類物質(zhì)和環(huán)境條件下的溫度進行了研究。結(jié)果表明 Pb（II）在鈉基膨潤土吸附是強烈依賴于PH值和離子強度。朗繆爾、 Freundlich 和D——R模型用于模擬 Pb（II）在三個不同溫度298、318和338K.下的吸附等溫線。來自溫度計算相關(guān)的吸附等溫線熱力學參數(shù)（

H0

，

S0

，

G0

)

表明，Pb（II）在鈉基膨潤土吸附過程是吸熱和自發(fā)的。在低

pH值時，Pb（Ⅱ）的吸附由外球面表面絡(luò)合，并與鈉基膨潤土表面的Na+/H+離子交換為主，而內(nèi)球表面絡(luò)合則是在高pH值時的主要吸附機理。從實驗結(jié)果中，可以得出結(jié)論，鈉基膨潤土具有處理含鉛廢水的良好潛力的高性價比。1引言含有重金屬離子的水污染是一個世界性的問題，并已引起了科學家和環(huán)保主義者的廣泛關(guān)注。近年來，由于工業(yè)和農(nóng)業(yè)廢水排放所引起的污染使地表水中有毒金屬離子的含量有所上升。鉛，一個重要的金屬資源，被廣泛用于許多工業(yè)過程中，如蓄電池制造，印刷，顏料，礦物燃料，感光材料，和炸藥制造[1]。然而，它也是微生物降解十分困難穩(wěn)定地存在于環(huán)境中的三個最有毒重金屬中的一個。 它在飲用水存在上述 0.02mgl1的允許極限值可能直接或間接導致不良的健康影響，如貧血，腦病，腹瀉，肝炎，腎炎綜合征腎臟，生殖和中樞神經(jīng)系統(tǒng)的功能障礙[2]。鉛造成的致畸和致癌生物毒性也引起了人類的廣泛關(guān)注。為保護生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性和公共衛(wèi)生，在其排放到環(huán)境前有必要降低 Pb的濃度到可容許限度。重金屬離子通過粘土礦物的保留率是在受污染地區(qū)維護環(huán)境質(zhì)量的關(guān)鍵工序。在粘土 -水界面的吸附，擴散和沉淀與在土壤和水環(huán)境中的重金屬離子的積累、遷移、轉(zhuǎn)化及生物有效性密切相關(guān)。最近，五花八門粘土在廢水處理中的應用可能性，近年來被廣泛研究并假設(shè)了許多機制，如離子交換、外球/內(nèi)球表面絡(luò)合、降水和擴散到粒子微孔[3-8]。大多數(shù)提交了關(guān)于這一問題的研究僅限于在沒有其他電解質(zhì)離子單一金屬溶液吸附。然而，廢水中感興趣的金屬是通常被發(fā)現(xiàn)在基體中含各種電解質(zhì)離子。這些帶電粒子之間的相互作用導致周圍一定強度靜電場的形成，這會進一步修改的重金屬離子對吸附材料的行為[9]。因此，為了更好地理解粘土作為潛在吸附劑在污水處理的實際應用，調(diào)查各種并存電解質(zhì)離子存在下粘土對重金屬離子的吸附行為是非常重要。膨潤土，最常見的鋁硅酸鹽粘土礦物之一，由于其出色的物理化學性質(zhì)在核廢物處置庫和危險化學品堆填區(qū)中一直被用作地球化學屏障，即比表面積大、高的陽離子交換能力、對有機和無機污染物的吸附力強、低滲透、低成本、可及性和無處不在存在大多數(shù)土壤中。以前的研究報告說，膨潤土在從水溶液的大體積重金屬離子的富集和固化方面是一種合適的材料[10?12]。與原膨潤土相比，鈉基膨潤土具有一些更優(yōu)異的物理化學性能，如較高的陽離子交換能力，較好的分散性和更好的熱穩(wěn)定性。因此，從臨安縣（中國浙江省）本地膨潤土轉(zhuǎn)化為鈉純化的形式和鈉基膨潤土樣品被用于作為吸附劑從廢水中去除Pb（Ⅱ）這項研究。本文的具體目標是：（1）通過對化學官能團使用傅立葉變換紅外（FTIR）光譜法和對化學成分和微觀結(jié)構(gòu)使用X-射線衍射（XRD）方法的表征鈉基膨潤土樣品;（2）研究不同參數(shù)對Pb（II）的吸附，如接觸時間，pH值，離子強度，通過使用批處理技術(shù)共存的電解質(zhì)離子，腐殖質(zhì)和溫度的影響;（3）確定鈉基膨潤土對Pb（II）的吸附的熱力學參數(shù);及（4）推定在鈉基膨潤土上 Pb（Ⅱ）的吸附機理，并估計鈉基膨潤土在廢水處理中的可能應用。2，實驗2.1。物料從臨安縣（中國浙江）獲得原料膨潤土的樣品。臨安膨潤土的主要成分為SiO2（68.7％），氧化鋁（17.2％），氧化鎂（0.4％），氧化鐵（1.6％），K2O（0.9％），氧化鈉（2.3％）和CaO（1.2％）[13]。鈉基膨潤土從原料膨潤土轉(zhuǎn)換。該過程如下：原始膨潤土，用1.0MNaCl處理，然后用去離子水，直至它為無氯離子。然后將懸浮液以5000rpm離心，干燥，粉碎到53微米。在不同離子強度通過使用電位酸堿滴定法零電荷（PZC）點被確定為7.8±0.1和使用醋酸銨法確定陽離子交換量（CEC）為0.91meq-1。N2-BET比表面是39.5平方米G-1。從華嘉縣（中國甘肅?。└浇?5.Nand105.E的土壤中提取腐殖酸（HA）和富啡酸（FA），并已詳細表征[14,15]。使用FITEQL3.1擬合電位滴定 acid.base數(shù)據(jù)確定HA和FA的官能團的濃度在表1[15]中給出。分別通過使用 Chin等人的方法，溶解 HA和FA的重均分子量（ MW）被計算為2108和1364。[16]。在實驗中使用的所有化學品均購作為分析純度和無需任何進一步純化直接使用。所有試劑均購自 Millipore公司的一個合成 A10水體系制備具有高純度的去離子水（18.2M <8pPb的有機碳總量（ TOC），處理過的紫外線，超濾膜， 0.2微米過濾）。2.2。特性在KBr壓片用FTIR（珀金埃爾默光譜100，美國）對鈉基膨潤土的樣品進行了表征。光譜分辨率被設(shè)置為1，-1，并收集對每個光譜150的掃描。XRD圖譜被記錄在MAC科技有限公司M18XHF衍射儀。與銅的K進行XRD分析輻射（=0.15406nm）的與理學衍射儀。2—掃描速率為2?分鐘-1。2.3。實驗過程所有的實驗均在環(huán)境條件下在聚乙烯離心管應用批次處理的技術(shù)進行的。鈉基膨潤土和的NaClO4的儲備溶液的分別預平衡 24小時，然后加入 Pb儲備溶液到實現(xiàn)不同組分的所需濃度。通過加入 0.01或0.1M高氯酸和氫氧化鈉微量體積使各試驗溶液的 pH調(diào)節(jié)到所需的值。懸浮液振蕩24小時后，將固相和液相均在9000RPM離心分離30分鐘。根據(jù)在無鈉膨潤土Pb（II）的吸附測試有必要表明Pb（II）在管壁上的吸附可忽略不計。使用Pb氯膦-Ⅲ復合物在616nm波長用分光光度法分析Pb（Ⅱ）的濃度。在鈉基膨潤土上Pb（II）的吸附量從初始濃度和平衡濃度之間的差來計算。吸附率（sorption%=(C0-Ceq)/C0×100%)和分配系數(shù)（Kd=（(Kd=((C0-Ceq)/Ceq·V/m）），來源于起始濃度（C0）的差，在上清液離心后的終濃度（Ceq），鈉基膨潤土（m）的質(zhì)量和懸浮液的體積（V）。所有的實驗數(shù)據(jù)是三次重復測定的平均值，相對誤差為5％左右。3結(jié)果與討論3.1。FTIR和XRD表征圖1示出了的鈉基膨潤土樣品的紅外光譜。在465和523厘米-1的條帶對應于Si-O-Si和Al-O-Si的彎曲振動。在626cm1波段被分配到外的平面耦合Al-O鍵和Si-O的振動。在791cm1波段證實了樣品中石英的混合物。在841cm1的頻帶被分配給AlMgOH的彎曲振動。在913cm1的譜帶反映的Al-O-（OH）-Al系[13]的伸縮振動。在1038cm1的強峰代表的四面體Si-O-Si基團。在1648厘米頻譜帶反映了水分子，其被保持在基體的H-OH鍵的彎曲。在2848和2932cm1的峰歸屬于脂肪族C-H伸縮振動[17]。在3440和3615cm1的寬波段是由于吸附在固體表面上的水分子的H-OH的振動和從固體硅烷醇（Si-OH）基團中的O-H伸縮振動。鈉基膨潤土樣品的 XRD圖譜顯示于圖2。在2θ=5.82?,19.92?及35.00?（標M）平面的衍射峰均顯示出2:1的膨脹性粘土的反射。其他峰的雜質(zhì)相當于石英（標Q）和Cal-Fe(Ca)CO3（標C）。晶體學參數(shù)通過測量（001）和（060）的峰值來評估。鈉基膨潤土樣品表現(xiàn)出（001）面的衍射峰在2θ=5.82?，其層間距為15.1A?。在2θ=61.9?反射（060）意味著鈉基膨潤土為雙八面體結(jié)構(gòu)。3.2。隨時間變化的吸附圖3顯示的Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土上作為接觸時間的函數(shù)的吸附。 人們可以看到的 Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土上吸附在 3小時的第一次接觸時間迅速增加，然后隨著接觸時間增加吸附率將保持在一定值。這個結(jié)果表明鈉基膨潤土表面 Pb（II）的吸附歸功于化學吸附而不是物理吸附和在吸附動力學的實驗條件下離子交換也可能有助于 Pb（II）在鈉基膨潤土上的吸附[18,19]。整個吸附動力學過程包括兩個不同的步驟： 初始吸附速度快， 其次是一個非常緩慢的吸附。在開始快速 Pb（II）的去除率是由于 Pb（Ⅱ）從溶液中的鈉基膨潤土的外表面迅速擴散。隨后的慢吸附過程是由于較長的擴散范圍為 Pb（Ⅱ）進入鈉基膨潤土的內(nèi)球毛孔或鈉基膨潤土的內(nèi)表面陽離子交換。 這種緩慢的擴散將導致在稍后階段一個緩慢增加的吸附曲線[20]。根據(jù)上述結(jié)果，在下面的實驗中振蕩時間固定在24小時，以確保吸附反應可達到完全平衡?？焖傥絼恿W意味著，鈉基膨潤土可能有很好的潛力持續(xù)水處理系統(tǒng)。3.3。pH和離子強度的影響圖4顯示出在鈉基膨潤土上 Pb（II）的吸附分別在從 0.001到0.1M一系列不同的的 NaClO4溶液的pH依賴性?？梢钥闯?， Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土上的吸附明顯受 pH值影響。Pb（II）在Na-膨潤土吸附曲線可分為三個區(qū)域。當pH值從2增加至7（區(qū)域I），在0.01M的NaClO4溶液Pb（Ⅱ）的吸附逐漸從20％增加至96％。在區(qū)域II，從pH值7?10，Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土的吸附率保持在96％的最高值。pH值高于10，Pb（Ⅱ）去除量隨pH值（III區(qū)）增加而減小。該結(jié)果類似于Pb（II）在MX-80膨潤土的吸附[3]，硅藻土[6]和Na-累托石[7]。吸附邊緣分布在三個pH單位，意味著多元化的表面復合物的形成，并代表不同的吸附機理 [21]。Pb（II）在鈉基膨潤土的吸附隨溶液 pH值的增加而增加可以歸因于鈉基膨潤土的表面電荷的表面性質(zhì)和官能團的分解條件。 Na-膨潤土的表面含有大量的結(jié)合位點，并且在低 pH下可能成為正電荷，由于表面上的質(zhì)子化反應（即， SOH H SOH2)。金屬離子與鈉基膨潤土表面正電荷（ SOH2）邊緣官能團之間發(fā)生的靜電斥力導致 Pb（Ⅱ）的吸附低效率。在高pH值時，鈉膨潤土的表面帶負電由于去質(zhì)子化處理（即，

SOH SO H ）和隨著pH值增加靜電斥力減小，由于吸附邊緣的正電荷密度的降低，通過吸引靜電作用力提高正電荷Pb（Ⅱ）離子的吸附。 Pb（Ⅱ）絡(luò)合物的特性在特定的 pH值溶液占優(yōu)勢可能也在Na-膨潤土對Pb（II）的去除效率方面發(fā)揮重要作用。圖 5顯示出從水解常數(shù)計算出來的 Pb（Ⅱ）的相對比例 (LogK1=6.48,Log K2=11.16,Log K3=14.16, Kn=[Pb(OH)2-nn]·[H+]n/[Pb2+])[22]。結(jié)果表明，在不同pH值Pb（Ⅱ）存在于Pb2+,Pb(OH)+,Pb(OH)20,Pb(OH)3-andPb3(OH)42-的形式。當pH<7時，Pb（II）的主要種類是 Pb2和Pb（II）的去除主要通過吸附反應來實現(xiàn)。在 pH<7（區(qū)域I）發(fā)生的Pb（II）的吸附可以歸因于在表面離子交換位點 Pb2和H+/Na+之間的離子交換。在pH值7-10（區(qū)域II）的范圍內(nèi)， Pb（II）的除去達到最大值并保持不變。在 pH值7-10的主要種類是Pb（OH） 和Pb（OH）02，因此，Pb（II）的去除可能是通過 Pb(OH)2沉淀和Pb(OH)+吸附同時來實現(xiàn)的。在pH值10-12（區(qū)域III）范圍內(nèi)，主要的種類是Pb（OH）20和Pb(OH)3，因此，在鈉基膨潤土Pb（Ⅱ）吸附的減少可部分歸因于OH-和Pb(OH)3之間的競爭。由于靜電斥力負電荷的Pb(OH)3在較高的pH值很難被吸附在鈉膨潤土的帶負電荷的表面上。有必要進一步確定Pb（OH）沉淀的形成是否有助于Pb（II）在鈉基膨潤土的吸附。從Pb(OH)2(s)(1.2×10-15)沉淀常數(shù)計算的Pb（Ⅱ）的析出曲線和初始Pb（II）的濃度（即，7.25×10-5摩爾的L-1）也表示于圖4?？梢钥吹剑诓淮嬖阝c膨潤土pH?8.4時，Pb（II）開始形成沉淀。然而，超過90％的Pb（II）吸附在在pH7的鈉基膨潤土，由此，它不可能形成沉淀因為保持在溶液中的Pb（II）的濃度非常低。因此，在pH值<7鈉基膨潤土上Pb（II）的吸附突然增加不歸因于Pb（OH）2（S）的形成。從這些結(jié)果，可以得出結(jié)論，采用鈉基膨潤土從溶液中除去Pb（II）的最佳二元體系的 pH值是7-10。然而，在鈉基膨潤土上 Pb（Ⅱ）的吸附作為 pH值的函數(shù)合理的解釋仍然是有問題的，并且需要通過使用諸如 XPS和XAFS光譜技術(shù)在分子水平上進一步研究實現(xiàn)吸附結(jié)果深入的洞察。作為pH值的函數(shù)在鈉基膨潤土上 Pb（II）吸附離子強度影響也示于圖 4，可以看出，Pb（Ⅱ）的吸附明顯受到離子強度影響，特別是在低 pH值。在pH<7時離子強度強烈影響吸附和在pH>7時發(fā)現(xiàn)無影響，離子強度會影響雙電層厚度和界面電位，從而可以影響吸附物質(zhì)的結(jié)合。外球表面復合物預期更加易受到離子強度的變化影響比內(nèi)軌型配合物作為背景電解質(zhì)離子為外球面表面配合物被放置在同一平面上 [23]?；谏鲜隼碚?，我們可以推斷，陽離子交換或外球表面絡(luò)合主要有助于在 pH<7的鈉基膨潤土上 Pb（II）的吸附，而內(nèi)球表面絡(luò)合是在pH>7在鈉基膨潤土上 Pb（Ⅱ）的主要吸附機理 [24,25]。.從圖4中可以看出，在鈉基膨潤土 Pb（II）的吸附隨著在 pH<7離子強度下降而增強，這種現(xiàn)象可以歸結(jié)為三個原因： （1）Pb（II）離子與鈉基膨潤土形成雙電層配合物，當競爭的鹽的濃度降低有利于其吸附。這可能表明，鈉基膨潤土的官能團和Pb（II）離子之間的相互作用的吸附是在自然界中主要的離子性相互作用，這與離子交換體制相一致;（2）溶液的離子強度影響Pb（II）離子的活度系數(shù)，這限制了它們轉(zhuǎn)移到鈉基膨潤土表面[26,27];（3）離子強度的影響可以通過影響靜電相互作用影響粒子的聚集。增加離子強度已被證實可以降低靜電斥力，從而提高了的鈉基膨潤土粒子的凝集，從而降低了可用的結(jié)合位點的數(shù)量，從而降低在Na-膨潤土Pb（II）的吸附[28]。3.4。固含量的影響在不同固含量的鈉基膨潤土上Pb（Ⅱ）吸附依賴關(guān)系，在溫度=298.15K和pH=4.0±0.1時進行了研究。從圖6中可以看出，Pb（Ⅱ）的去除百分率隨著鈉基膨潤土含量迅速增加而增加。隨固體含量增加，鈉膨潤土的表面官能團數(shù)量增加，從而，更可變的表面位點是可用的，以與Pb（II）形成固體表面復合物。該結(jié)果還清楚地表明，去除效率增加至72％的最佳劑量，超過此點其增加是微不足道的。人們也可以從圖6看出Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土吸附能力逐漸減少，隨著固體含量的增加。固體表面位點組成具有約束力的能量光譜。在低劑量的吸附劑，所有類型的表面位點被完全暴露于吸附和表面快速達到飽和，從而導致更高的吸附能力。但在較高的粒子濃度，較高的能量站點的可用性比例減小，隨著大量低能量位點被占用，導致較低的吸附能力[29]。此外，較高的吸附劑量增加固體顆粒之間碰撞的概率，因此建立粒子聚集，引起總表面積的減少和增加了擴散路徑長度，這兩者有助于在Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土的吸附能力的降低。另一種可能的解釋是， Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土表面凈吸附量的增加比例比固體含量低，相應地降低Pb（II）在鈉基膨潤土的吸附能力。這個實驗現(xiàn)象意味著吸附劑用量的增大不能無限增加金屬離子和固體表面之間的接觸面積。與此同時，吸附劑之間的競爭也會減少固體顆粒的吸附能力。因此，為了減少在實際應用中污染處理費用，應該根據(jù)初始濃度和特定金屬離子所需的去除效率選擇合適的吸附劑用量。3.5。共存電解質(zhì)離子的影響廢水中感興趣的金屬離子， 通常被發(fā)現(xiàn)含有各種無機離子矩陣。 在多組分體系中的陽離子競爭使用固體顆粒的結(jié)合位點， 由于在其上的吸附劑的親合力的差異。 此外，一些陰離子可以與金屬離子形成不溶性或可溶性絡(luò)合物，難以在吸附存在位移 [30]。由于這些原因，有必要研究共存電解質(zhì)離子對 Pb（II）的吸附的影響。圖7顯示了分別受不同電解質(zhì)離子，即Na+,K+,Mg2+,Ca2+,ClO4-,NO3-,Cl-和SO42-,，Pb（Ⅱ）從水溶液到鈉基膨潤土的去除量。 因為在天然水和工業(yè)廢水的永久存在，這些離子的選擇已經(jīng)制成的。 為了便于比較結(jié)果， 本研究報告中的所有數(shù)據(jù)都獲得與高氯酸鹽的陽離子和陰離子的鈉鹽。從圖 7A中可以看出。Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土的吸附受電解質(zhì)離子的強烈影響。 Ca2+和Mg2+對Pb（Ⅱ）的吸附競爭的影響遠遠比 Na+和K+更重要。這種現(xiàn)象可以通過不同的陽離子與 Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土的表面官能團結(jié)合的競爭很容易解釋。在Na-膨潤土四個陽離子的吸附能力為 Na+<K+<Mg2+ 的<Ca2+，具有較高價態(tài)的離子是容易被粘土吸附，因此鈣離子和鎂離子對 Pb（II）吸附的影響比 Na+和K+更強[3,9]。一般地，陽離子可能會遵循提高選擇性的用于結(jié)合的堿金屬陽離子 <H+<堿土金屬陽離子 <過渡組單價陽離子（如銀離子）

<過渡組二價陽離子（如

Cu2+和Ni2+）<三價陽離子的順序[31]。因此，堿金屬和堿土金屬陽離子對二價 Pb（II）的吸附的影響應該是弱。然而，在

pH值2-7時，Na+，K+，Mg2+和Ca2+對Pb（Ⅱ）吸附的影響是有點強。在本實驗中，背景電解質(zhì)離子的濃度（1.00×10-2molL1)）是比Pb（II）（7.25×10-5molL1）的高得多。在加入Pb（II）離子之前，用背景電解質(zhì)離子已預平衡鈉基膨潤土。 Pb（II）在鈉基膨潤土吸附歸因于在實驗條件下 Pb（II）與共存離子的陽離子的離子交換反應。由此，共存電解質(zhì)離子會影響Pb（II）的吸附是合理的。從圖7B中，人們可以看到， Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土吸附在某種程度上受到電解質(zhì)陰離子的影響。 NO3-的存在對鈉基膨潤土上 Pb（II）的吸附存在很弱的影響。 在pH<7下，SO42-和Cl-的存在增強了 Pb（II）的吸附，同時降低了在 pH>7Pb（II）的吸附。簡言之，在固體顆粒的金屬離子的吸附可能會通過離子過程增強或抑制陰離子，過程包括三元復合物的形成，位點競爭，形成溶液絡(luò)合物，和/或改變表面電荷。在pH<7時SO42和Cl存在下PbII）的吸收增強的現(xiàn)象，表示三元鈉基膨潤土–Pb–SO42或鈉基膨潤土–Pb–Cl復合物的形成。在鈉膨潤土表面相對于游離Pb2+的離子Pb–SO42.或Pb–Cl復合物的親和力增強是由于至少部分地減少了Pb（II）當被吸附到正極的鈉基膨潤土表面（pH值<pHpzc?7.8）必須克服的靜電屏障[32]。此外，SO42-和Cl-在鈉基膨潤土表面的特性吸附比NO3-容易，這增強了鈉基膨潤土表面的電負性，由于靜電吸引力從而促進正電荷Pb（II）離子的吸附。在高pH值下，SO42-/Cl-很難被吸附到鈉膨潤土帶負電荷的表面上，由于靜電斥力。SO42-/Cl-和鈉基膨潤土之間的競爭增加了在溶液中穩(wěn)定復合物的形成，從而減少Pb（II）在鈉基膨潤土吸附的競爭程度。3.6。腐殖質(zhì)的影響腐殖酸類物質(zhì)（ HS），具有很高的反應活性并與重金屬離子具有強結(jié)合能力，在控制遷移，轉(zhuǎn)化行為和環(huán)境中的重金屬離子的生物有效性的方面具有重要作用。 因此，有必要研究HS對重金屬離子的去除的影響。在HA/FA的缺乏和存在時在鈉基膨潤土上 Pb（II）的吸附的pH值關(guān)系如圖 8所示。如圖8所示，HA/FA的存在提高了在 pH<7的鈉基膨潤土上 Pb（II）的吸附，而在 pH>7時，觀察到HA/FA對Pb（II）的吸附有負面影響。嚴和白 [33]楊和興[34]分別測定HA和FA的Zeta電位作為pH值的函數(shù)，和發(fā)現(xiàn)在pH>2時無論HA和FA都有負面的 電位。因此，在低pH值下，由于靜電吸引作用，帶負電荷的HA/FA可以很容易地被吸附到鈉膨潤土的帶正電荷的表面上。HA/FA的實際吸附到的Na-膨潤土表面修改水—礦物界面遠距離靜電的屬性以及濃度和存在的特定的金屬結(jié)合位點的分子特性，其導致一個更有利對Pb（II）吸附的靜電環(huán)境中，增強B型“配體橋聯(lián)”三元表面絡(luò)合物的形成，其中的Pb（II）離子是由被同時吸附在礦物表面腐殖酸分子絡(luò)合的[35]。然而，在高pH值下，由于靜電斥力帶負電荷的HA/FA很難被吸附在鈉膨潤土的負電荷的表面上?？扇苄訦A/FA和鈉基膨潤土與Pb（Ⅱ）之間的競爭增加了在溶液中強HA/FA-Pb配合物的形成，從而減少Pb（Ⅱ）在HA/FA-鈉基膨潤土混合物的吸附程度[36]。結(jié)果表明，HA/FA和Pb（Ⅱ）的絡(luò)合能力比鈉基膨潤土和Pb（Ⅱ）的絡(luò)合能力強。從圖8，我們也可以看到，當HA和FA的質(zhì)量濃度相同時，在整個pH范圍，F(xiàn)A對Pb的吸附的影響比HA強一點。雖然HA和FA的樣品均從相同的土壤樣品中提取和兩者含有相同的官能團，如羥基，羧基，胺和酚，這些官能團比例和配置及表面位點密度是不同的。如示于表1中，F(xiàn)A的表面位點密度（即，2.71×10.2molg1）比HA（即，6.46×10.3molg1）高，可用于提供更多的可用表面部位來結(jié)合Pb（II）。此外，隨著pH值增加，F(xiàn)A的官能團如-OH和-COOH基會被電離，導致FA氫鍵供體的消失和FA的溶解度的增加（即，疏水性作用的減少）)[34].。因此，在整個pH值范圍內(nèi)，它是合理的，F(xiàn)A有比HA對Pb（II）吸附更強的效果。3.7。吸附等溫線及熱力學研究在298，318和338K，Pb（Ⅱ）在鈉基膨潤土上的吸附等溫線如圖9所示。很顯然，在T=338K吸附等溫線是最高的和T=298K是最低的。結(jié)果表明，對于鈉基膨潤土上Pb（II）的吸附，高的溫度是有利的。這個現(xiàn)象是由于真實的溶劑的吸附或溶質(zhì)[37]中的溶解度的負溫度系數(shù)同時急劇的減少。三種不同的模型，即，符合Langmuir，F(xiàn)reundlich和D-R等溫方程進行模擬吸附等溫線，并建立Pb（II）吸附在鈉基膨潤土上的量和保持在溶液中Pb（Ⅱ）的濃度之間的關(guān)系。Langmuir模型假定該吸附發(fā)生在一個單層，所有吸附位點相同，并大力等效[38]。它的形式可以由下面的公式描述：bCsmaxCeq（1）Cs1bCeq其中的Ceq是維持在溶液中金屬離子的平衡濃度（molL1）;Cs為吸附于平衡后的每固體重量單位金屬離子的量（molL1）;Csmax，最大吸附能力，為完整的單層覆蓋率山梨酸的用量（molL 1），和b（molL1）是涉及吸附熱的常數(shù)。此外，一個無量綱的常數(shù)稱為分離系數(shù)（RL，也稱為平衡參數(shù)）通常用于預測一個吸附系統(tǒng)是否有利或不利：1RL(2)1bC0其中b為Langmuir吸附常數(shù)（molL1，和C0是Pb（II）在溶液中的初始濃度（molL1）。RL的值表明吸附過程是不可逆的（RL=0），良好（0<RL<1），直鏈（RL=1）或不利（RL>1）[39]。符合Freundlich表達式是指數(shù)方程的假設(shè)，由于山梨酸濃度的增加，也是如此山梨酸對異構(gòu)吸附劑表面[40]濃度的假設(shè)。該方程由下式表示：CskFCeqn(3)其中kF（mol1nLng1)）表示吸附能力時，金屬離子的平衡濃度等于1，并且n表示吸附與平衡濃度的依賴程度。D-R吸附等溫線模型比朗繆爾吸附等溫線更普遍，因為它不具有表面特性的限制或常吸附潛力[41]。它一般表達式如下：CsCsmaexp(2)(4)x其中Cs和Csmax定義同上，β是與吸附能量相關(guān)的活度系數(shù)（mol2kJ2),），和是指波蘭尼電位，它等于：RTLn(11)(5)Ceq其中，R是理想氣體常數(shù)（8.3145Jmol1K1），以及T是開爾文（K）絕對溫度。E（kJmol1）被定義為自由能變化，這就需要從溶液轉(zhuǎn)移離子1mol到固體表面上。它的值可以從下面的公式計算：1(6)E2E的大小總是用來估計吸附反應的機理。如果E是在8-16kJmol1范圍，吸附以化學離子交換為主，而在E<8kJmol1的情況下物理力可能會影響吸附[38,40]。Pb（II）吸附實驗數(shù)據(jù)都退步模擬符合Langmuir，F(xiàn)reundlich和D-R模型，其結(jié)果在圖9給出。從三個模型計算的相對值列于表2中。如從圖9可以看出。三個等溫方程完全符合鈉基膨潤土上Pb（Ⅱ）的吸附等溫線，這由表2中的良好的相關(guān)性系數(shù)（所有>0.90）支撐。從圖9可以看出，雖然這三種模型的擬合曲線之間沒有明顯的差別。它可以從R2值得出結(jié)論，Langmuir和D-R模型模擬的實驗數(shù)據(jù)比Freundlich模型更好（見表2）。依據(jù)Langmuir等溫線Pb（II）的吸附數(shù)據(jù)的事實表明，在Na-膨潤土的整個表面的結(jié)合能是均勻的。換句話說，整個表面具有相同的吸附活性，因此所吸附的Pb（II）離子不相互作用或相互競爭，并且它們通過形成Na-膨潤土顆粒的單層覆蓋幾乎完整的被吸附。這一現(xiàn)象也表明，在吸附過程中化學吸附為主要吸收機制[42]。此外，鈉基膨潤土具有有限的比表面積和吸附能力，從而吸附可以用Langmuir模型更好地描述，而不是Freundlich模型，作為一種呈指數(shù)級增長吸附假定在Freundlich模型中。在所有溫度下，發(fā)現(xiàn)Cs的值比Csmax的值小，這證實了在鈉基膨潤土上Pb（II）的吸附是通過其中不飽和的Na-膨潤土的表面的單層類型完成的。從Langmuir模型在Na-膨潤土對Pb（II）的吸附所獲得的Csmax的值在T=338K是最高的和最低溫度T=298K，這表明隨溫度的升高吸附是增強的。對在三個溫度下在鈉基膨潤土Pb（Ⅱ）吸附的所有RL值在0.067-0.775范圍內(nèi)的事實意味著該吸附過程是有利的。從Freundlich模型計算出的n個值是統(tǒng)一的，這表明Pb（Ⅱ）的非線性吸附發(fā)生在鈉基膨潤土表面。從公式（6）得到E的電子值為10.01（T=298K），10.79（T=318K）和13.06kJmol 1（T=338K），這是在化學離子交換反應吸附能力的范圍，吸附能量范圍Csmax來自D-R模型比那些來自Langmuir模型更高。這可能歸因于考慮的等溫線方程式不同的假設(shè)。從三個等溫線模型的分析計算的參數(shù)一致體現(xiàn)出在鈉基膨潤土的表面上Pb（II）的吸附是有利的和化學吸附過程。在鈉基膨潤土上Pb（Ⅱ）吸附的熱力學參數(shù)（H0，S0，G0)由溫度依賴關(guān)系決定。自由能變化（G0）從關(guān)系式計算：G0

RTLnK

0

(7)其中

K0為吸附平衡常數(shù)。通過繪制

LnK

0與Ceq在鈉基膨潤土

Pb（Ⅱ）的吸附和外推Ceq至零獲得的

LnK

0的值分別為

8.36（T=298K

），8.77（T=318K）和9.68（T=338K）。標準熵變化（

S0）用以下公式計算：(

G0T

)P

S0

(8)然后從一下表達式計算平均標準焓變（

H0

）：H G

TS0

(9)從方程（7）和（9）得到的值列于表 3。標準焓變的正值表明該吸附是吸熱的。對正熵一種可能的解釋是， Pb（II）被很好地溶解在水中和 Pb（II）的水合保護層其在 Na膨潤土吸附之前被破壞。此脫水過程需要能量，它高溫下是有利的在 [37]。這里隱含的假設(shè)是，經(jīng)過吸附Pb（II）離子環(huán)境比它在溶液中的水少。從離子中除去水基本上是一個吸熱過程，它似乎在相當大的程度上去溶劑化過程的吸熱超過吸附的焓值。 基本上是一個吸熱過程， 它似乎在相當大的程度上去溶劑化過程的吸熱超過吸附的焓值。吉布斯自由能變化（

G0）是負的。隨溫度的升高

G0的值變得更負，這表明該反應在較高溫度下更有利。在高溫下，陽離子容易脫離，因此其吸附變得更加有利。熵變（

S0

）的正值表示在吸附過程中吸附物和吸附劑一些結(jié)構(gòu)性發(fā)生改變，從而導致增加固溶系統(tǒng)