关键词： 氧化
亚甲基兰（精选七篇）
亚甲基兰 篇1
氧化铋应用非常广泛, 主要用作电子陶瓷粉体材料、电解质材料、光电材料、高温超导材料、催化剂等[2]。氧化铋是一种半导体光催化材料, 利用半导体材料光催化降解水中污染物是目前比较热门的研究课题之一, 光催化剂可以在反应中产生具有强氧化能力的空穴和羟基自由基, 因而备受人们的关注。氧化铋带隙能为2.8e V, 吸收波长较长, 可以实现对太阳光的利用, 从而降低水处理成本。
1 实验部分
1.1 试剂与仪器
硝酸铋 (化学纯) , 氢氧化钠 (分析纯) , 亚甲基兰 (分析纯) 。
722分光光度计, 79HW-1恒温磁力搅拌器, G32813型分析天平, XYJ-802离心沉淀机。
1.2 实验方法
1.2.1 光催化剂Bi2O3的制备
硝酸铋与氢氧化钠反应, 生成氢氧化铋具有弱酸性, 在强碱条件下进一步反应生成氧化铋[3], 反应式如下:
将硝酸铋溶于HNO3, 在85℃下, 将Na OH溶液滴入硝酸铋溶液中, 快速搅拌, 先生成白色沉淀, 后沉淀慢慢变黄, 实验终点时p H值大于12。将沉淀过滤, 用蒸馏水洗涤, 在100℃下烘干, 即得Bi2O3产品。
1.2.2 氧化铋降解亚甲基兰反应条件研究
将亚甲基兰溶于水, 配制亚甲基兰溶液用作模拟废水, 在反应器中加入模拟废水, 加入光催化剂和双氧水, 于太阳光下进行照射, 在不同的条件下进行光催化降解实验。对反应液离心分离, 取上层清液测定吸光度, 计算脱色率。
2 结果与讨论
2.1 亚甲基兰降解反应
配制亚甲基兰模拟废水, 进行光催化氧化处理, 处理前后亚甲基兰的紫外-可见光谱如图1所示。未经处理的亚甲基兰分子的主要发色团是>C=N-, 在665nm处有主要吸收, 吸光度为1.3。由图1可知, 处理后吸光度减小到0.07, 说明脱色较完全, 基团受到破坏。
根据亚甲基兰的紫外-可见光谱, 亚甲基兰在λ=665nm处有最大吸收。配制不同浓度的亚甲基兰模拟废水, 在λmax=665nm处测定吸光度, 作吸光度和浓度的关系曲线, 实验数据如表1所示。
2.2 单因素实验
2.2.1 光催化剂用量
在不同光催化剂用量下, 进行光催化反应20min, 计算脱色率, 结果如表2所示。
注:亚甲基兰浓度6mg·L-1, p H=5, 1%H2O2 2m L, 反应时间20min
由表2实验结果可以看出, 增加催化剂用量, 脱色率增大, 但随催化剂量的增加, 脱色率增加趋势减缓, 因为当催化剂量达到某一值时, 光子的能量得到了最充分的利用[4], 继续增加光催化剂用量, 会使溶液的浊度增加, 透光度减小, 脱色率增加减缓。这充分说明了无论是从处理效果还是成本上考虑, 光催化剂的投加量有一适宜值。
2.2.2 H2O2用量
在不同H2O2用量下, 进行光催化反应, 计算脱色率, 结果如表3所示。
注:亚甲基兰浓度6mg·L-1, Bi2O3100mg, 反应时间20min, p H=5
由表3实验结果可看出, 随着H2O2用量的增加, 脱色率增大, 但增大到一定程度后脱色率反而呈下降趋势, H2O2用量有一个峰值。这是因为H2O2是一种有效的光致电子俘获剂, 能有效降低Bi2O3表面电子-空穴的复合, 产生具有强氧化能力的羟基自由基, 加入H2O2可以明显提高亚甲基兰的光催化反应的脱色率;同时它又是·OH的清除剂, 过量的H2O2会消耗生成的·OH, 这样加入过量的H2O2反而对亚甲基兰的光催化氧化不利。
2.2.3 亚甲基兰模拟废水浓度
在不同亚甲基兰模拟废水的浓度下, 进行光催化反应, 计算脱色率, 结果如表4所示。
注:Bi2O3 100mg, 1%H2O2 2m L, 反应时间20min, p H=5
由表4实验结果可以看出, 随亚甲基兰溶液初始浓度的增大, 脱色率明显减小。因为随着浓度的增加, 有机物分子与羟基自由基作用增加的同时, 有机物分子阻挡光线的作用增强, 阻碍了羟基自由基的生成, 二者综合的影响造成了上述结果。
2.2.4 p H值
在不同p H值下, 进行光催化反应, 计算脱色率, 结果如表5所示。
注:亚甲基兰浓度6mg·L-1, Bi2O3 100mg, 1%H2O22m L, 反应时间20min
由表5可以看出, 在Bi2O3光催化体系中, 当p H值大于7时, 催化效果明显降低, 在p H值小于7时, 催化效果显著, 其中以p H=4时亚甲基兰的脱色率最好, 随着p H值的升高, 催化效果渐渐降低。而在p H=7时, 反应几乎没有进行。
出现该现象的原因在于, 溶液的p H值较低时, p H值影响半导体光催化剂的价带空穴和导带电子的转移, 从而影响降解。质子化的Bi2O3表面带有正电荷, 在酸性介质中将促使导带电子向Bi2O3表面转移, 而在中性条件下, 水分子与价带空穴反应而形成·OH和质子。随着p H值的升高, 由于OH-量的增加, Bi2O3颗粒表面带负电荷, 不利于电子由颗粒内部到表面的转移, 使降解过程减缓[5]。
2.3 正交实验
为了进一步确定光催化反应的最佳反应条件, 通过单因素实验, 确定反应条件对亚甲基兰降解影响较大的3个因素, 对每个因素选择了3个水平条件进行正交实验。
在Bi2O3光催化体系中对亚甲基兰降解影响较大的3个因素是H2O2用量、p H值和催化剂用量, 因素水平表如表6所示。
在确定影响因素及水平的基础上, 进行正交实验。根据正交表L9 (34) 设计9组实验, 实验方法和单因素实验相同, 得到处理后亚甲基兰模拟废水的吸光度和脱色率结果如表7所示。根据实验结果, 进行了正交实验的分析, 数据如表8所示。
注:亚甲基兰浓度6mg·L-1, 反应时间40min
F0.1 (2, 2) =9
根据正交表信息和正交实验数据分析看出, 各因素影响顺序为:p H值>Bi2O3用量>H2O2用量。根据单因素实验、正交实验的结果, 选择光催化反应的最佳条件是A1B1C2, 即H2O2 2m L, p H=3, Bi2O3100mg。在最佳反应条件下进行光催化降解实验, 脱色率可达到89.67%。
3 结论
1) 氧化铋是一种新型光催化剂, 可应用于降解水中有机污染物, 并且可用太阳光代替紫外光, 这样可以使太阳光得到利用, 并大大降低处理成本, 减少紫外光对研究人员身体的伤害。
2) 利用氧化铋作为光催化剂处理亚甲基兰模拟废水的反应中, 影响处理效果的因素包括催化剂用量、模拟废水的初始浓度、H2O2用量、p H值和反应时间。通过单因素和正交实验, 得到了最佳处理条件, 即氧化铋光催化剂用量为100mg、p H值为3、H2O2用量为2m L。在此条件下进行光催化降解实验, 亚甲基兰脱色率可达到89.67%, 效果比较理想。
参考文献
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[3]《化工百科全书》编辑委员会, 化学工业出版社《化工百科全书》编辑部.化工百科全书 (第四卷) [M].北京:化学工业出版社, 1999.
[4]李卫, 周科朝, 杨华.氧化铋的应用研究进展[J].材料科学与工程学报, 2004, 22 (1) :154-156.
亚甲基兰 篇2
1 实验部分
1.1 实验仪器与药品
UV-2600A型紫外可见分光光度计,尤尼科上海仪器有限公司;DWK-25型超声清洗器,上海雷磁仪器有限公司;DZ-1型磁力加热搅拌器,上海雷磁仪器有限公司;TGL-16G型高速离心机,上海安亭科学仪器厂;701型电热恒温干燥箱,大连干燥箱厂。
钛酸丁酯(AR);亚甲基兰(AR);无水乙醇(AR);丙酮(AR);浓盐酸(AR);硫酸(AR);硝酸(AR);氢氧化钠(AR);环己烷(AR);正己醇(AR);氨水(AR)。
1.2 TiO2粉体及薄膜反应器的制备
向15mL环己烷、3.6mL正己醇和3.55mL十二烷基磺酸钠混合液中逐滴加入350μL蒸馏水,搅拌0.5h后加入150μL钛酸丁酯,搅拌2h,再加100μL浓氨水,反应23h。产物加入丙酮破乳,高速离心机分离获得TiO2粉体,丙酮反复洗涤后干燥研磨,装瓶保存。将TiO2粉体在去离子水中超声分散20 min,将经过预处理的培养皿表面浸入分散液,缓慢取出培养皿,60℃干燥2h。大量自来水冲洗掉负载不牢固的粉体,去离子水浸泡2h,制得中性TiO2薄膜。
1.3 染料亚甲基兰的光催化降解
取适当浓度亚甲基兰染料溶液,装入在上述条件下制得的负载TiO2薄膜的培养皿,以不同酸碱物质调节溶液pH值,在不同条件下紫外光从下向上照射,进行催化降解反应。反应器如图1所示。每隔一定时间取样,离心分离后测定上清液的吸光度,根据工作曲线得到浓度变化,计算染料亚甲基兰的降解率。
1.紫外灯;2.负载TiO2膜的培养皿;3.亚甲基兰溶液;4.暗箱
2 结果与讨论
2.1 溶液阴离子的影响
反应体系中不同阴离子的存在对光催化降解有机物有的很复杂影响,它与离子的种类可能存在的竞争性吸附和竞争性反应、电子空穴复合中心的增减以及反应条件等有关[2]。我们以不同的酸碱物质调整溶液pH值,并讨论了添加SO
2.2 溶液pH值对降解的影响
为考察溶液pH值对降解的影响,我们配制不同pH值的亚甲基兰溶液,其它测定条件同上,所得结果如图2所示:溶液pH值对染料的降解影响非常大。强酸性条件下降解效果最好,随着溶液pH值的增大,亚甲基兰降解率明显下降;至碱性条件时,继续增加溶液pH值,降解率又有一定程度的回升,这主要与染料的结构及TiO2薄膜表面电荷受酸碱性影响有关。
2.3 染料的初始浓度对降解的影响
分别取5mg/L、10mg/L、15mg/L、20mg/L和25mg/L浓度的亚甲基兰溶液,上述条件测定,得到降解率分别为:98.1%、94.6%、86.9%、69.4%和41.1%。可知随着染料初始浓度的增大,降解效率降低。这是由于浓度越高,更多的染料分子被吸附在催化剂表面导致活性部位减少。而且产生的中间产物不能及时分解掉,又可能形成甲基橙的初始结构形式[5]。
2.4 光强度的影响
通过改变光照距离和紫外灯数量而改变光照强度的大小,在其它条件不变的情况下分析光照强度对降解反应效率的影响。实验结果表明,采用1只100W紫外灯管而光照距离分别为10cm变到20cm和30cm时,经过120min后相应的降解率分别为92.6%,71.7%和53.0%,即随着紫外灯距反应液面距离的增大,降解效果明显下降。固定光照距离为10cm,采用2只100W紫外灯照射,经过120min后降解率为95.9%,与1只紫外灯照射效果相比,降解率并没有明显提高。以上结果说明, 适当加大光强会提高光催化降解效果,但增大到一定程度后,对降解率的提高没有多少效果。分析是因为在光催化过程中,光催化活性随光诱导电荷增多而增强;达到一定程度后,中间氧化物在催化剂表面的竞争性复合对降解影响愈趋明显。因此,光催化降解应在保证参与反应的光子数量足够的条件下,考虑经济、节约。
2.5 照射时间对降解的影响
取浓度为10mg/L的亚甲基兰溶液进行光催化降解实验,每隔一定时间取样分析,测定染料在光照时间不同情况下的降解率。结果见图3。由图可知随着照射时间的延长,降解率逐渐升高。
2.6 外加氧化剂对降解的影响
固定以上条件,以H2O2作为外加氧化剂,考察其影响。从中我们发现:适量的加入H2O2可以明显提高亚甲基兰的降解效果。主要原因是H2O2在光照下会分解产生具有强氧化性的羟基自由基,在反应初期就大大提高反应速率,并有效提高亚甲基兰的降解率。但如果外加氧化剂越多,同时也会造成越严重的二次污染,因此在实际应用时应酌情考虑。
3 结 论
采用溶胶—凝胶法制备TiO2粉体并制作的TiO2薄膜光催化反应器,对染料亚甲基兰的降解取得了良好的效果。
考察溶液阴离子、pH值、染料的初始浓度、光强度、照射时间、外加氧化剂等因素的影响,实验结果表明:SO
参考文献
[1]D.C.Schmelling,K.V.Gray,P.V.Kamat,Environ.Sci.&Technol.,1996,30(8):2547.
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光催化氧化法降解亚甲基蓝研究 篇3
亚甲基蓝可用于麻、纸张、蚕丝织物的染色和制造墨水及生物、细菌组织的染色,还可用于木、竹的着色等方面。亚甲基蓝作为印染废水中典型的有机污染物,生产过程中未被利用的亚甲基蓝会被排入水体,造成严重的水污染[7],对其进行降解和脱色是纺织业印染污水治理的重要工作[8]。
本文以二氧化钛为光催化剂,研究了氧化剂用量、反应介质pH、催化剂用量、反应时间、光源和光照强度等因素对亚甲基蓝脱色率的影响,为亚甲基蓝废水的工业处理提供参考。
1 实验
1.1 实验仪器与试剂
主要仪器:722 s可见分光光度计,上海精密科学仪器有限公司;800型离心沉淀器,金坛市华特实验仪器有限公司;AL104电子天平,梅特勒-托利多;FiveG o便携式pH计,梅特勒-托利多;HJ-9型多头磁力加热搅拌器,江苏省金坛市荣华仪器制造有限公司;ZF-20D暗箱式紫外分析仪,上海宝山顾村电光仪器厂。
主要试剂:亚甲基蓝(s)、TiO2(白色固体粉末)、H2O2(30%)、NaO H(s)、HCl(37%),以上试剂为分析纯。
1.2 实验方法
移取10 mL配制的亚甲基蓝溶液(10 mg/L)于50 mL比色管中,加入不同量的TiO2、H2O2,并稀释至50 mL,转移至100 mL锥形瓶中,在搅拌器上匀速搅拌一定时间,转移至离心管中,以3000 r/min的转速离心分离10 min,取清液测定亚甲基蓝溶液的吸光度A,根据处理前后亚甲基蓝废水的吸光度A0和A,用式(1)计算脱色率。
其中:A0———处理前亚甲基蓝溶液的吸光度
A———处理后亚甲基蓝溶液的吸光度
2 结果与讨论
2.1 pH对亚甲基蓝溶液吸收波长的影响
调节亚甲基蓝溶液的pH分别2.98、5.67、7.09、9.01,并使溶液总体积均为50 mL,在480~730 nm范围内改变波长分别测定亚甲基蓝溶液吸光度,得到不同pH时亚甲基蓝的吸收曲线(如图1所示)。
从图1可知,在不同pH时亚甲基蓝溶液的最大吸收波长几乎没有发生变化,由此可以确定亚甲基蓝溶液的吸收波长为665 nm。
2.2 H2O2加入量对亚甲基蓝脱色率的影响
用移液管移取10 mL亚甲基蓝溶液于50 mL比色管中,分别加入不同体积30%H2O2溶液,加入20 mg TiO2,并稀释至50 mL,摇匀,转移至100 mL锥形瓶中,在搅拌器上匀速搅拌60 min,转移至离心管中,以3000 r/min的转速离心分离10 min,取清液测定亚甲基蓝溶液的吸光度,计算脱色率,绘制脱色率-过氧化氢体积曲线图(如图2所示)。由图2可以看出,当H2O2溶液用量少于0.5 mL时,随着H2O2溶液用量的逐渐增加,亚甲基蓝溶液的脱色率逐渐增大,当H2O2溶液用量达到0.5 mL后,随着H2O2溶液用量的逐渐增加,亚甲基蓝溶液的脱色率基本保持不变,当H2O2溶液用量达到1 mL时甚至出现下降的趋势。从而确定H2O2溶液的加入量为0.5 mL。
2.3 TiO2催化剂投加量对亚甲基蓝脱色率的影响
用移液管移取10 mL亚甲基蓝溶液于50 mL比色管中,分别加入不同量的TiO2催化剂,加入0.5 mL 30%H2O2溶液,并稀释至50 mL,摇匀,转移至100 mL锥形瓶中,在搅拌器上匀速搅拌60 min,转移至离心管中,以3000 r/min的转速离心分离10 min,取清液测定亚甲基蓝溶液的吸光度,计算脱色率,绘制脱色率-二氧化钛用量曲线图(如图3所示)。由图中可以看出,当TiO2催化剂用量少于20 mg时,随着TiO2用量的增加,亚甲基蓝溶液的脱色率逐渐增大,当投加量超过20 mg时,随着TiO2用量的增加,亚甲基蓝溶液的脱色效率几乎没有变化,从而确定TiO2催化剂的加入量为20 mg。
2.4 不同光源及不同光照时间对亚甲基蓝脱色率的影响
用移液管移取10 mL亚甲基蓝溶液于50 mL比色管中,加入0.5 mL的30%H2O2溶液,加入20 mg TiO2催化剂,并稀释至50 mL,摇匀,转移至100 mL锥形瓶中,在搅拌器上分别在日光灯光、紫外光、太阳光照射下搅拌30 min、60 min、90 min、120 min。然后转移至离心管中,以3000 r/min的转速离心离心分离10 min,取清液测定亚甲基蓝溶液的吸光度,计算脱色率,绘制脱色率-时间曲线图(如图4所示)。从图4可以看出,在加入0.5 mL的30%H2O2溶液、20 mg TiO2催化剂的条件下,随着光照时间的增加,亚甲基蓝溶液的脱色效率均逐渐增大,当光照时间超过90 min后亚甲基蓝溶液的脱色率随着光照时间的增加增幅较小。在紫外光、太阳光和日光灯光三种光源中,紫外光比太阳光、日光灯光对亚甲基蓝溶液的脱色率影响更加显著,日光灯光照射90 min时亚甲基蓝溶液脱色率为67.7%,太阳光照射90 min时亚甲基蓝溶液脱色率为82.7%,而紫外光照射90 min亚甲基蓝溶液脱色率高达99%以上。
3 结论
光对TiO2催化H2O2氧化亚甲基蓝有显著的促进作用,在三种不同光源中,紫外光对亚甲基蓝溶液的脱色率影响最强,太阳光次之,日光灯光影响最弱。光照时间(反应时间)对亚甲基蓝溶液的脱色率有明显的影响,随着光照时间的增加,亚甲基蓝溶液的脱色率明显增加,当光照时间超过90 min后亚甲基蓝溶液的脱色率随着光照时间的增加增幅较小。在加入0.5 mL 30%H2O2溶液和20 mg TiO2的条件下,紫外灯照射90 min时亚甲基蓝溶液脱色率超过99%。
摘要：通过测定亚甲基蓝溶液处理前后的吸光度,计算脱色率,讨论了H2O2的用量、TiO2投加量、不同光源光照时间等因素对亚甲基蓝溶液脱色率的影响。实验结果表明,光对TiO2催化H2O2氧化亚甲基蓝有显著的促进作用,在紫外光、太阳光和日光灯光三种不同光源中,紫外光对亚甲基蓝溶液的脱色率影响最强,日光灯光影响最弱。在加入0.5 m L 30%H2O2溶液和20 mg TiO2的条件下,紫外光照射90 min时亚甲基蓝溶液的脱色率超过99%。
关键词：亚甲基蓝,TiO2,降解,光催化氧化
参考文献
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[6]A Fujishima,K Honda.Electrochemical Photolysis of Water at a Semiconductor Electrod[J].Nature,1972,238(5338):37-38.
[7]张洪林.难降解有机物的处理技术进展[J].水处理技术,1998,24(5):259-264.
亚甲基兰 篇4
由于染料分子具有易在低浓度带相反电荷的表面活性剂中聚集的性质,本工作采用无机陶瓷膜组件及低浓度阴离子表面活性剂SDBS处理MB废水,得到了较好效果。
1 实验部分
1.1 试剂、仪器和装置
SDBS:质量分数大于85.0%;MB:质量分数大于98.5%。
spectrumlab752s型紫外-可见分光光度计:上海棱光技术有限公司;AWL-2001-P型艾科普超纯水系统:重庆颐洋企业发展有限公司;8453型紫外-可见分光光度计:安捷伦科技公司。
实验装置为错流超滤膜组件。陶瓷膜管材料为A12O3,膜管外径为31mm,有效长度为50 cm;膜管内有19条通道,通道直径为4 mm;膜管的膜孔径为50 nm,有效膜面积为0.1 m2。
1·2超滤实验方法
进料罐中装10 L废水,外夹层通冷却水,以保持废水温度稳定在25℃,废水由低速搅拌机搅拌2 h。超滤过程中,操作压力为0.3 MPa,流速为3 m/s。间隔一定时间对透过液取样,并计算透过液流量。采用全回流方式,超滤时间为60 min。每次实验后以超纯水高速高压交替冲洗超滤膜装置多次,再分别用0.1 mmol/L HNO3溶液、0.1 mmol/L NaOH溶液及3%乙醇溶液高速高压冲洗10 min,并分别浸泡5 min,以恢复膜通量。
陶瓷超滤膜组件的膜通量计算方法见式(1)。
式中:J为膜通量,L/(m2·h);Qi为透过液流量,L/h;A为膜面积,m2。
1.3 分析方法
采用紫外-可见分光光度计在225 nm处测定SDBS的吸光度,计算出SDBS的浓度;调节试样中SDBS的浓度大于2.40 mmol/L,在665 nm处测定MB的吸光度,计算出MB的浓度;SDBS及MB的最大吸收波长由8453型紫外-可见分光光度计扫描获得[7,8]。
2 结果与讨论
2.1 SDBS浓度对MB的可见吸收光谱的影响
当MB浓度为0.01 mmol/L时,SDBS浓度对MB的可见吸收光谱的影响见图1。由图1可见:当SDBS浓度小于1.20 mmol/L (相当于25℃时SDBS的CMC)时,MB在最大吸收波长665 nm处的吸光度值不稳定;而SDBS浓度大于2.40 mmol/L(相当于2倍CMC)时,MB在最大吸收波长处的吸光度值不再发生变化,所以应调节待测试样中SDBS浓度大于2倍CMC后再在665 nm处测定MB浓度;在SDBS浓度小于0.24 mmol/L时,MB在612 nm处出现新吸收峰,说明废水中的MB分子可能与SDBS分子结合形成了H-聚集体[5,9]。
SDBS浓度/(mmol·L-1):—0;—0.24;—0.60;—1.20;—2.40;—3.60
2.2 废水中SDBS浓度对超滤效果的影响
当废水中MB浓度为0.50 mmol/L时,废水中SDBS浓度对MB截留率及透过液中SDBS浓度的影响见图2,废水中SDBS浓度对膜通量的影响见图3。由图2、图3可见:随废水中SDBS浓度的增大,透过液中SDBS浓度增大,MB的截留率则先增大后减小,膜通量先增大后减小再略有增大;当废水中SDBS浓度约为1.00 mmol/L时,透过液中SDBS浓度为0.14 mmol/L,MB截留率达99.3%,膜通量最大(为194.4 L/(m2·h))。当废水中SDBS浓度低于1.20 mmol/L时,废水中不含有或只含有少量SDBS预胶团[10,11],所以MB与SDBS聚集形成SDBS-MB聚集体析出而被截留可能是MB截留率高的主要原因;而越来越多析出的SDBS-MB聚集体在膜面形成滤饼层,阻止了废水中的小粒子进入膜孔而污染超滤膜,从而使膜通量增大。而当废水中SDBS浓度高于2.40 mmol/L时,SDBS胶束的增多使更多的MB增溶,而析出固体减少,使MB截留率减小;废水中SDBS浓度越大,形成的SDBS胶束越多越大,不易被压入膜孔,使膜通量略有增大。由于废水中SDBS最佳浓度1.00 mmol/L与其CMC非常接近,考虑SDBS在浓度CMC时的特殊性质,以下实验废水中SDBS浓度为1.20 mmol/L。
•MB截留率;■透过液中SDBS浓度
2.3 废水pH对超滤效果的影响
当废水中SDBS浓度为1.20 mmol/L、MB浓度为0.50 mmol/L时,废水pH对MB截留率及透过液中SDBS浓度的影响见图4,废水pH对膜通量的影响见图5。由图4可见:透过液中SDBS的浓度随着废水pH的升高而降低;废水pH对MB的截留率影响不大,都在99.0%以上,但碱性条件下比酸性条件下的截留率略高。由图5可见:当废水pH为2.0～8.9时,随废水pH的升高,膜通量降低;当废水pH为8.9～10.0时,膜通量略有增加。这可能是因为废水pH的变化引起陶瓷膜电性的变化及废水中SDBS胶束变化等原因所致,该反应机理有待进一步的研究。在废水pH为9.0时,透过液中SDBS浓度较低(为0.14 mmol/L),MB的截留率最高(为99.7%),膜通量为64.8 L/(m2·h)。考虑实际应用及经济因素,故确定实验中废水pH为9.0。
•MB截留率;■透过液中SDBS浓度
2.4 废水中MB浓度对超滤效果的影响
当废水中SDBS浓度为1.20 mmol/L、废水pH约为9.0时,废水中MB浓度对MB截留率及透过液中SDBS浓度的影响见图6,废水中MB浓度对膜通量的影响见图7。
●MB截留率;■透过液中SDBS浓度
由图6、图7可见:随着废水中MB浓度的增加,透过液中SDBS的浓度降低,MB截留率都在98.5%以上,膜通量增大;当废水中MB浓度为1.00 mmol/L时,透过液中SDBS浓度最低(为0.06 mmol/L),MB的截留率为99.2%,膜通量为309.6 L/(m2·h)。此时透过液中MB浓度为0.01 mmol/L。
3 结论
a)以无机陶瓷超滤膜及低浓度阴离子表面活性剂SDBS处理MB废水得到了较好的效果。
b)废水中SDBS的浓度影响MB在最大吸收波长665 nm处的吸光度值。当SDBS的浓度大于2.40 mmol/L时,MB在最大吸收波长处的吸光度值最大且不再变化。因此测量MB浓度时,应调节待测试样中的SDBS浓度大于2.40 mmol/L。
c)当废水中SDBS浓度为1.20 mmol/L、废水中MB浓度为1.00 mmol/L、废水pH为9.0时,超滤效果最好;在此条件下,透过液中SDBS和MB浓度分别为0.06 mmol/L和0.01 mmol/L,MB的截留率为99.2%,膜通量为309.6 L/(m2·h)。
摘要：采用无机陶瓷超滤膜和低浓度阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠(SDBS)处理亚甲基蓝(MB)模拟废水,考察了废水中SDBS、MB浓度及废水pH对超滤过程的影响。实验结果表明:SDBS浓度影响MB在最大吸收波长处的吸光度值;当废水中SDBS浓度为1.20 mmol/L(即25℃时的临界胶束浓度)、废水中MB浓度为1.00 mmol/L、废水pH为9.0时,超滤效果最好;在此条件下,透过液中SDBS浓度和MB浓度分别为0.06 mmol/L和0.01 mmol/L,MB的截留率为99.2％,膜通量为309.6 L/(m2·h)。SDBS对MB超滤过程的强化机理主要为MB与SDBS形成结合体析出及SDBS胶束的增溶作用。
关键词：阴离子表面活性剂,亚甲基蓝,染料,强化,超滤,废水处理
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亚甲基兰 篇5
本文以抚顺油页岩渣为吸附剂处理模拟废水中的MB，研究MB溶液初始质量浓度、p H值和温度对MB吸附效果的影响，并进行了吸附等温线分析及热力学分析，最后为油页岩渣在今后废水处理的研究发展方向做出了展望。
1 实验部分
1.1 试剂与仪器
油页岩渣由辽宁抚顺西露天矿工厂提供，将其烘干，粉碎至200目左右，称取一定量的粉矿在马弗炉内(700℃)进行煅烧至恒重。亚甲基蓝，分析纯，北京化工厂。密封式制样粉碎机(江西通用化验制样设备有限公司)，T-5000型电子天平(美国双杰兄弟集团有限公司)，数显水浴恒温振荡器(江苏金坛市亿通电子有限公司)，低速自动平衡微型离心机(LDZ4-8.0北京医用离心机厂)，722SP可见光分光光度计(上海凌光技术有限公司)。
1.2 实验方法
利用分光光度法测定MB溶液浓度的变化，用以评价油页岩渣对MB的吸附性能。具体过程如下:以MB为模型化合物，利用MB水溶液的脱色率评价吸附性能。在250 m L烧杯中加入一定浓度的MB水溶液及0.3 g光催化剂，恒温水浴振荡进行吸附实验。间隔一定时间分别取少量吸附后的MB溶液，经离心分离(3 000 r/min，时间为10 min)后，利用721分光光度计测定溶液吸光度(665 nm)。按吸附量=计算，其中，A为吸附前吸附质质量，mg;B为吸附后吸附质质量，mg;C为吸附剂用量，g。
2 实验结果与讨论
2.1 初始质量浓度对油页岩渣吸附MB的影响
如图1所示为油页岩渣吸附MB溶液随吸附剂用量变化的曲线。吸附实验条件:温度25℃(室温)，油页岩渣用量为0.3 g，吸附时间40 min,p H=9。由图1可知，油页岩渣对MB的吸附量随着MB初始质量浓度的增大而升高，并达到饱和吸附后趋于一定值。这是因为，当溶液中油页岩渣的量一定时，MB初始质量浓度增大，即单位体积中的MB的数目增加，其与吸附剂油页岩渣的碰撞概率增加，所以吸附量呈上升趋势;而油页岩渣上的吸附点数量有限，当MB初始质量浓度继续增大时，导致剩余的MB无法被吸附，宏观表现为吸附量趋于平衡。
2.2 吸附等温线
在温度为25℃时，称取0.3 g的油页岩渣，分别投入到不同MB初始质量浓度的50 m L溶液中，在恒温水浴振荡器中进行吸附，振荡时间为80 min，吸附达到平衡。吸附等温曲线如图1所示，油页岩渣的饱和吸附量在10 mg/g左右。
吸附等温线常用Langmuir公式和Freundlich经验公式拟合。
Langmuir方程的表达式为:。
Freundlich经验公式为:。
其中，Ce为吸附平衡时溶液浓度，mg/g;qe为平衡吸附量，mg/g;qm为饱和吸附量，mg/g，即吸附剂表面所有吸附点均被吸附质所覆盖时的吸附量;KL为Langmuir吸附平衡常数，L/mg,Langmuir平衡常数与吸附剂和吸附质的性质以及温度有关，其值越大，表示吸附剂的吸附性能越强;n,KF均为Freundlich经验常数，与吸附剂、吸附质种类及温度有关(见表1)。
Langmuir吸附等温式拟合相关系数R高达0.994 9，说明Langmuir公式能很好地描述油页岩渣对MB的吸附过程，也说明MB在油页岩渣上的吸附主要为单分子层吸附，表现为化学吸附。
2.3 初始pH值对油页岩渣吸附MB的影响
如图2所示为油页岩渣吸附MB溶液随p H值变化的曲线。吸附实验条件:吸附剂用量0.3 g，温度25℃，亚甲基蓝溶液初始浓度50 mg/L，吸附时间40 min。
由图2可知，油页岩渣对MB的吸附量受溶液p H值的影响较大，且当p H升高至碱性时，油页岩渣对MB的吸附量明显比p H为酸性时大。当p H=2～9时，吸附量随p H的升高而增大，而当p H>9时吸附量随p H的升高趋于平衡，这是因为MB作为一种阳离子染料，在水溶液中电离产生大量的阳离子，而溶液p H值会同时影响吸附剂表面吸附位点和阳离子的化学状态。p H值低时，油页岩渣表面基团会被水和氢离子所占据，由于斥力作用而阻碍MB阳离子的靠近，p H值越低阻力越大。当溶液p H值高时，H3O+浓度减少，会暴露出更多的吸附基团，则有利于MB阳离子的接近并吸附在油页岩渣孔洞上。当p H>9时，溶液中H3O+的影响十分微小，此时吸附量主要受温度、单位体积MB数目及吸附时间等其他因素的影响。因此，当进行其他实验时选取p H值为9。
2.4 温度对油页岩渣吸附MB的影响
如图3所示为油页岩渣吸附MB溶液随温度变化的曲线。吸附实验条件:吸附剂用量0.3 g，亚甲基蓝溶液初始浓度50 mg/L，吸附时间40 min,p H=9。
由图3可知，油页岩渣对MB的吸附量随温度的升高而升高，且温度升高有利于吸附反应进行。但是30℃与60℃亚甲基蓝的吸附量相差不到1 mg/g，说明温度对MB的吸附效果影响不是很明显。原因是，亚甲基蓝可以通过化学反应、静电吸引作用和微孔效应等吸附在油页岩渣上。升高温度有促进化学反应和静电吸引的作用，且温度的升高使得吸附位点与MB的碰撞速率与接触频率增加，同样也促进了吸附效果。但是，温度升高，MB的溶解度也增加，在一定程度上阻碍了MB在吸附剂表面上的吸附。这两种促进和阻碍作用共同存在，所以当温度升高时，亚甲基蓝的吸附能力升高趋势不是很明显。
2.5 吸附热力学
应用Gibbs方程可计算温度对平衡吸附的影响:
其中，ΔG为吸附自由能变，k J/mol;ΔH为吸附焓变，k J/mol;ΔS为吸附熵变，k J/(mol·K);T为绝对温度，K;Kt1,Kt2分别为T1=303 K,T2=333 K时的Langmuir常数。计算结果见表2。
ΔG为负值，说明油页岩渣对MB的吸附是可以自发进行的;ΔH为正值，说明该吸附过程是吸热的，在实验温度范围内，吸附量随温度升高而增加，达到平衡的时间随着温度的升高而减小;ΔS为正值，说明吸附过程中，MB在油页岩渣表面吸附时混乱度增加。
3 结语
1)油页岩渣的化学组成和结构特征决定了其具有一定的吸附能力。油页岩渣对MB的吸附符合Langmuir等温式，表明油页岩渣易于吸附MB，吸附属于单分子层吸附。
2)油页岩渣能在常温下有效去除水中的MB，并随着温度的升高、p H的增大和初始质量浓度的减小，油页岩渣对MB的吸附率增加。如何在缩短吸附时间的同时提高油页岩渣对MB的吸附率，以及关于对MB吸附的机理有待进一步研究。
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亚甲基兰 篇6
我国有丰富的秸秆资源,年产量可达7亿t多。近年来,随着我国农村生活能源结构的变化和集约化生产的发展,秸秆逐步变成了一种无用的负担物,就地焚烧现象日趋严重[1,2]。利用Na OH溶液对秸秆进行改性,将改性后的秸秆用作吸附剂来处理染料废水,既可以消除染料废水对生态环境和人类健康带来的危害,又可以获得廉价与高效的吸附剂[3,4,5]。通过这种以“废”治“废”的方式,不仅解决了目前日益严重的环境污染问题,还解决了农民的就业和增收问题[6,7,8],同时也为剩余秸秆找到了资源化利用的途径,对发展农村循环经济无疑具有重要的作用。
因此,本文利用Na OH溶液对稻秆进行改性,研究改性稻秆对亚甲基蓝染料的吸附效果,并对改性稻秆去除亚甲基蓝染料的吸附动力学进行研究,建立吸附动力学模型,为改性稻秆在实际染料废水处理中的应用提供理论基础。
1 实验材料和方法
1.1 实验材料
稻秆在进行改性处理前用自来水浸泡洗涤,以去除土壤和杂质;然后,将晾干的稻秆切断至5~10cm,用1.0%的氢氧化钠溶液浸泡24h后取出,用自来水清洗至中性;最后,在80℃烘箱干燥至恒重,将其粉碎,过40目筛,进行吸附实验。
亚甲蓝染料(MB,Methylene blue)的化学结构如图1所示。亚甲蓝染料分子量为373.88,特征吸收波长λ=670 nm。配制500mg/L亚甲蓝染料贮备液,使用时按比例稀释成所需的相应浓度。在其特征吸收波长λ=670nm下,采用紫外-可见分光光度计测其吸光度,做浓度-吸光度标准曲线,如图2所示。
1.2 实验方法
配制一定浓度的亚甲基蓝染料溶液,采用0.1mo L/L Na OH和0.1mo L/L H2SO4调节染料溶液的p H值,加入一定量的粉碎稻秆,在一定温度下以120 r/min振荡,取出静置一段时间后,进行离心分离,取上清液,用紫外-可见分光光度计测定吸附后的亚甲基蓝溶液浓度。稻秆对亚甲蓝染料的吸附量计算为
式中q—每克碱化改性稻秆对亚甲蓝染料的吸附量(mg);
C0—亚甲蓝染料的初始浓度(mg/L);
Ct—t时刻亚甲蓝染料的浓度(mg/L);
V—亚甲基蓝溶液的体积(L);
m—碱化改性稻秆的质量(g)。
2 结果与分析
2.1 p H值对吸附效果的影响
在浓度为100mg/L的亚甲基蓝染料溶液中,分别加入2g/L未处理稻秆和碱化改性稻秆,吸附20 h后,考察两种稻秆在不同p H值时对亚甲基蓝染料的吸附效果,结果如图3所示。
由图3可以看出,当p H值小于4时,稻秆对亚甲基蓝染料的吸附率不高;但当p H值大于4时,随着p H值升高,两种稻秆对亚甲基蓝染料的吸附率增高;在p H值为12时,达到最高值,碱化改性稻秆对亚甲基蓝染料的吸附率(98.2%)要高于未处理稻秆(97.9%)。这是由于在p H值小于4时,染料溶液中H+的浓度很高,稻秆中纤维素、半纤维素及木质素的有效功能集团被H+所包围,阻碍了稻秆对亚甲基蓝染料的吸附;而在p H值大于4的条件下,溶液中H+的浓度下降,稻秆表面质子化程度降低,使得纤维素、半纤维素及木质素的有效功能集团对亚甲基蓝染料的吸附效果提高。因此,p H值升高有利于吸附效果的提高。同时,碱化改性后的稻秆变得膨胀与疏松,孔隙率增加,传质能力增强,也使其对染料的吸附率提高。
2.2 吸附剂投加量对吸附效果的影响
在亚甲基蓝浓度为100mg/L与p H为12的溶液中,分别投入不同剂量的稻秆吸附剂,考察吸附剂投加量对亚甲基蓝吸附率的影响,结果见图4所示。由图4可知,染料吸附率随吸附剂量的增加而增加;在吸附剂投加量2~10g/L范围内,碱化改性稻秆吸附率高于原始稻秆;原始稻秆吸附剂最佳投加量为6g/L,碱化改性稻秆吸附剂最佳投加量为4g/L。
2.3 亚甲基蓝初始浓度对吸附效果的影响
改性稻秆对不同浓度亚甲基蓝溶液的吸附效果见图5所示。由图5可以看出,随着亚甲基蓝染料溶液初始浓度的增加,稻秆对其吸附率都在逐渐增大。亚甲基蓝溶液初始浓度由10mg/L增加到50mg/L时,碱化改性稻秆的染料吸附率明显高于未改性稻秆;但当染料浓度超过50mg/L后,两种染料的吸附率相差不多,都在150mg/L时达到最大值,改性稻秆的吸附率为98.1%,原始稻秆为97.9%。这表明,染料浓度小于50mg/L时,吸附还没有达到平衡,随着亚甲基蓝染料初始浓度的增大,吸附进行的驱动力相应增大,改性稻秆由于疏松的结构,使其吸附率高于原始稻秆;但当染料浓度大于50mg/L时,亚甲基蓝染料到达稻秆表面的时间缩短,吸附快速达到平衡,使得两种吸附剂对染料的吸附率接近。
2.4 温度对吸附效果的影响
35℃条件下,原始稻秆与改性稻秆对亚甲基蓝染料的Langmuir和Freundlich吸附等温线见图6、图7和表1所示。
由图6、图7和表1可以看出,Langmuir和Freundlich吸附等温线的线性相关性较好,两种模型都能很好地描述改性稻秆对亚甲基蓝染料的吸附,它们的线性相关系数R2均大于0.9,但Freundlich等温模型线性相关系数更接近于1,说明Freundlich等温模式能够更好地对改性稻杆吸附亚甲基蓝染料进行描述,水稻秸秆对亚甲基蓝染料的吸附介于单层或多层吸附之间。表1显示,35℃时,改性稻秆对亚甲基蓝染料的最大吸附量Qm ax为52.910 mg/g,较原始稻秆(15.625mg/g)提高了3倍多;同时随着温度由25℃提高到45℃,单位吸附剂对亚甲基蓝染料的吸附量也相应增高。这说明,稻秆吸附亚甲基蓝的反应为吸热反应,升高温度能够增加吸附剂对亚甲基蓝染料的吸附引力,提高吸附效果。
2.5 振荡时间对吸附效果的影响
图8是碱化改性稻秆对亚甲基蓝染料吸附率随时间的变化曲线。由图8可以看出,对于3种不同浓度的亚甲基蓝溶液,随振荡时间的增加,吸附率逐渐增加。1-3h内,吸附率快速增长,浓度越低,增长越快;3-6h内,吸附率增长速度随振荡时间减慢;当振荡时间超过6h后,吸附率几乎保持不变。这说明,亚甲基蓝溶液浓度对吸附平衡的快慢有明显影响。为了分析改性稻秆对亚甲基蓝染料的吸附速率情况,分别采用伪一级动力学方程和伪二级动力学方程对改性稻秆吸附亚甲基蓝染料的过程进行拟合,结果见表2所示。由表2可以看出,伪一级动力学方程相关系数都大于0.96,而伪二级动力学方程相关系数都大于0.99。这说明,伪二级动力学方程可以很好地描述碱化改性稻秆吸附亚甲基蓝染料的整个吸附过程,而伪一级动力学方程数据拟合相关性稍差一些。因此,改性稻杆吸附亚甲基蓝是一个快速吸附过程,吸附速率主要受液膜扩散控制。
3 结论
1)在亚甲基蓝溶液浓度为150mg/L、p H值为12、吸附剂投加量为4g/L时,改性稻秆对亚甲基蓝染料有很好的去除效果,染料的吸附率达到98.1%。
2)改性稻秆对亚甲基蓝染料的吸附介于单层或多层吸附之间,符合Freundlich等温模型,最大吸附量Qmax为52.910 mg/g。升高温度能够增加吸附剂对亚甲基蓝染料的吸附效果,改性稻秆吸附亚甲基蓝的反应为吸热反应。
3)改性稻秆吸附亚甲基蓝染料符合伪二级吸附动力学方程,是一个快速吸附过程,吸附速率主要受液膜扩散控制。
摘要：为解决农村稻秆的资源化利用问题,将稻秆用NaOH改性做吸附剂处理亚甲基蓝染料废水;考察pH值、吸附剂投加量、染料浓度和温度对染料吸附性能的影响;分析改性稻秆对亚甲基蓝染料的吸附动力学过程。研究结果表明,亚甲基蓝浓度为150mg/L,pH值为12、吸附剂投加量为4g/L时,改性稻秆对亚甲基蓝染料有很好的去除效果,染料的吸附率达到98.1%;改性稻秆对亚甲基蓝染料的吸附符合Freundlich等温模型,最大吸附量为52.910mg/g,升高温度能够增加吸附剂对亚甲基蓝染料的吸附效果;改性稻秆吸附亚甲基蓝是一个快速吸附过程,符合伪二级吸附动力学方程。
关键词：稻秆,NaOH改性,亚甲基蓝染料,吸附,动力学,热力学
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亚甲基兰 篇7
关键词：硝化泥炭树脂颗粒,亚甲基蓝,吸附
染料废水是当前国内外对环境危害极大和较难处理的一类主要的工业废水。据统计,我国工业每年要产生大约1.16×109 m3的染料废水[1,2]。现行染料废水的处理方法主要包括氧化、沉淀、活性炭吸附及膜分离等,但这些技术或因处理效率低下或因处理成本过高等原因难以得到推广应用[3]。开发研究新型廉价易得的吸附材料是目前染料废水处理研究的重点。泥炭因含有的腐植酸类物质而表现出对废水良好的吸附性能,其作为一种新型吸附剂的原材料在我国分布广泛,资源丰富,且具有价廉易得等特点。利用泥炭处理废水的应用与研究已有相关文献报道[4,5,6]。但是,直接利用原泥炭吸附处理染料废水时,有三大缺陷[7]:(1)容易增加处理后水中的COD,因泥炭中含有的一些小分子的有机质也会溶解于水中;(2)泥炭在水中容易发生膨胀,从而造成水流不畅,影响泥炭对染料废水的处理效率;(3)吸附后的原泥炭再生比较困难,容易对环境造成二次污染,从而影响泥炭作为吸附剂的应用推广。利用硝酸对原泥炭进行适当处理后作为吸附材料,配制一定浓度的亚甲基蓝溶液模拟染料废水进行吸附实验。探讨硝化泥炭树脂颗粒对亚甲基蓝的吸附性能,取得了良好效果。
1 实 验
1.1 主要材料与仪器
泥炭(泥炭取自湖南益阳,其中各组分的含量分别为:纤维素与半纤维素31.25%、灰分27.63%、腐植酸与木质素22.32%、水分14.35%、泥炭粗蜡0.78%和硫分0.92%。将泥炭于105 ℃温度下干燥后并研碎,置入干燥器中作为原料备用);空气浴振荡器;721型可见光分光光度计;酸度计。
1.2 泥炭的改性实验
20%～25%的硝酸,按固液比1:4 加入80目泥炭,混匀,室温放置24 h,自来水洗涤至中性,蒸干备用。
1.3 试验方法
1.3.1 吸附等温线实验
取6个250 mL带塞锥形瓶,分别加入一定浓度的亚甲基蓝溶液,再分别加入一定量的硝化泥炭树脂颗粒,将锥形瓶放入空气浴振荡器内,振荡一定时间后,取样离心,并测定其上层清液的吸光度,根据式(1)计算硝化泥炭树脂颗粒的吸附量
式中:Qe——吸附平衡后硝化泥炭树脂颗粒对亚甲基蓝的吸附量,mg·g-1
C0——亚甲基蓝初始浓度,mg·L-1
Ct——吸附tmin后亚甲基蓝的浓度,mg·L-1
V——反应体系的体积, L
m——加入硝化泥炭树脂颗粒的量,g
1.3.2 吸附动力学实验
在30 ℃温度下,在250 mL锥形瓶中加入一定浓度的亚甲基蓝溶液,再加入一定量的硝化泥炭树脂颗粒,在空气浴振荡器上振荡,每隔一定时间取样,经离心分离后,并测定其上层清液的吸光度,根据式(1)计算其吸附量。
1.4 测定方法
溶液的pH采用pH酸度计来测定,溶液的亚甲基蓝的浓度用721型分光光度法测定。
2 结果与讨论
2.1 硝化泥炭树脂颗粒吸附亚甲基蓝理论模型拟合
采用Freundlich吸附等温方程和Langmuir吸附等温方程对硝化泥炭树脂颗粒吸附溶液中的亚甲基蓝试验结果进行线性拟合[8],得到Langmuir及Freundlich方程参数,相关实验结果见表1、图1～图3。
由图2和图3可知,Freundlich方程不适合描述硝化泥炭树脂颗粒吸附亚甲基蓝的吸附特征,因其线性相关性不好(R2=0.8177),且根据该模型计算得到的平衡吸附量(Qe=6.8377 mg·g-1)与实测值(Qe=4.2567 mg·g-1)相差较大;而Langmuir方程较好描述(R2=0.9915),且根据其计算得到的平衡吸附量(Qe=5.5005 mg·g-1)与实测值(Qe=4.2567 mg/g)较为接近,因此可以判断硝化泥炭树脂颗粒对溶液中的亚甲基蓝吸附为单分子层吸附。
2.2 硝化泥炭树脂颗粒对亚甲基蓝的吸附动力学模拟
吸附动力学常用准一级和准二级反应速率方程来进行模拟检验,准二级的模型的表达式如下:
t/Q=1/(kQ
式中:Qe和Q——亚甲基蓝的平衡吸附量和时间t的吸附量,mg·g-1
k——二级吸附动力学速率常数,min-1
对硝化泥炭树脂颗粒的模拟结果(图5)表明,该颗粒适宜准二级方程来描述。t/q～t的曲线为一直线,线性关系为y=4.9208+0.5179x,相关系数为0.9995。
2.3 硝化泥炭树脂颗粒对亚甲基蓝吸附机理初探
固液吸附过程主要包括3个连续的阶段:第一阶段是溶液中的吸附质由溶液本体向吸附剂表面进行扩散,第二阶段是吸附质在吸附剂颗粒孔隙中向吸附点进行扩散,第三阶段吸附质被吸附在吸附剂颗粒内表面上[9]。一般认为吸附过程的速率控制阶段是颗粒内扩散阶段。
通常用Weber-Morris曲线来研究固液吸附过程,其表达式如式(2)所示:
Q=Kidt1/2+c (2)
式中:Q——吸附时间为t min的吸附量,mg·g-1
Kid——颗粒内扩散速率常数
c——直线截距
采用Weber-Morris曲线研究硝化泥炭树脂颗粒对溶液中亚甲基蓝的吸附过程特征,实验结果如图6所示。
由图6可知,直线方程斜率即为颗粒内扩散速率常数Kid=0.0757 mg·g-1·min-1/2。相关系数R2=0.9145,表明硝化泥炭树脂颗粒吸附亚甲基蓝的过程较好地符合颗粒内扩散控制过程,说明此吸附过程由颗粒内扩散控制。
3 结 论
(1)硝化泥炭树脂颗粒对亚甲基蓝模拟的染料废水吸附与Langmuir等温吸附模型线性相关较好。
(2)硝化泥炭树脂颗粒对亚甲基蓝模拟的染料废水的吸附符合准二级模型,相关系数为0.995。
(3)硝化泥炭树脂颗粒对亚甲基蓝的吸附过程属于颗粒内扩散控制过程,扩散速率常数为Kid=0.0757 mg·g-1·min-1/2。
参考文献
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