湿法冶金

ρ₀ / (mg·L^-1)	q_e,试验/ (mg·g^-1)	准一级动力学模型	准二级动力学模型
50	41.07	12.94	1.320	0.969	41.32	5.93	0.999
70	56.05	10.62	0.914	0.904	56.18	5.88	0.999
100	76.62	11.31	0.842	0.915	76.92	5.58	0.999

ρ₀ / (mg·L^-1)	q_e,试验/ (mg·g^-1)	准一级动力学模型	准二级动力学模型
50	41.07	12.94	1.320	0.969	41.32	5.93	0.999
70	56.05	10.62	0.914	0.904	56.18	5.88	0.999
100	76.62	11.31	0.842	0.915	76.92	5.58	0.999

Langmuir等温吸附模型	Freundlich等温吸附模型
k_L/(L·mg^-1)	q_m/(mg·g^-1)	R²	k_F/(mg^1-1/ⁿ·L^1/ⁿ·g^-1)	1/n	R²
0.289	60.976	0.908	3.034	0.425	0.992

Langmuir等温吸附模型	Freundlich等温吸附模型
k_L/(L·mg^-1)	q_m/(mg·g^-1)	R²	k_F/(mg^1-1/ⁿ·L^1/ⁿ·g^-1)	1/n	R²
0.289	60.976	0.908	3.034	0.425	0.992

ΔG/(kJ·mol^-1)	ΔH/ (kJ·mol^-1)	ΔS/ (J·mol^-1·K^-1)
-2.59	-4.04	-5.49	-6.94	39.84	144.82

ΔG/(kJ·mol^-1)	ΔH/ (kJ·mol^-1)	ΔS/ (J·mol^-1·K^-1)
-2.59	-4.04	-5.49	-6.94	39.84	144.82

聚乙烯亚胺/磁性生物炭复合材料的制备及其去除Cr(Ⅵ)性能研究

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张烨 , 张博文 , 贺小刚 , 武文飞 , 冯博 , 赵丽凤

湿法冶金 | 试验研究 2024,43(6): 689-696

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湿法冶金 | 试验研究 2024, 43(6): 689-696

聚乙烯亚胺/磁性生物炭复合材料的制备及其去除Cr(Ⅵ)性能研究

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张烨, 张博文, 贺小刚, 武文飞, 冯博, 赵丽凤

作者信息

喀什大学化学与环境科学学院, 新疆喀什 844000

张烨(1993—),男,硕士,助教,主要研究方向为环境功能材料。

通讯作者:

赵丽凤(1977—),女,硕士,副教授,主要研究方向为有机合成及化学教育。E-mail:zlfks@ksu.edu.cn。

Preparation of Polyethyleneimine/Magnetic Biochar Composites and Its Removal Properties for Cr(Ⅵ)

Ye ZHANG, Bowen ZHANG, Xiaogang HE, Wenfei WU, Bo FENG, Lifeng ZHAO

Affiliations

College of Chemical and Environmental Sciences, Kashi University, Kashi 844000, China

出版时间: 2024-12-20 doi: 10.13355/j.cnki.sfyj.2024.06.014

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摘要

收起

为了开发一种高效、环保、低能耗的重金属Cr(Ⅵ)吸附剂,研究了以碱改性生物质炭为基质,在FeSO₄·7H₂O和FeCl₃·6H₂O混合溶液中共沉淀反应赋磁制备磁性生物质炭(MBC),再以聚乙烯亚胺(PEI)为胺化试剂、戊二醛为交联剂,制备聚乙烯亚胺功能化磁性生物炭复合材料(PEI/MBC)并用于吸附溶液中的Cr(Ⅵ)。采用SEM、XRD、FT-IR对PEI/MBC进行了表征,考察了溶液pH、吸附剂投加量、竞争性离子浓度对PEI/MBC 吸附Cr(Ⅵ)性能的影响。结果表明:在溶液中Cr(Ⅵ)初始质量浓度50 mg/L、吸附剂投加量0.2 g/L、温度30 ℃、pH=2条件下,Cr(Ⅵ)吸附量最高,为105.94 mg/g;竞争性阴离子浓度和温度均会影响吸附效果;PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附过程更符合准二级动力学模型和Freundlich等温吸附模型,吸附为自发的吸热过程,ΔG<0,ΔS=144.82 J/(mol·K),ΔH=39.84 kJ/mol。

关键词

Cr(Ⅵ) / 生物炭 / 吸附 / 吸附剂 / 聚乙烯亚胺 / 磁性 / 复合材料

Abstract

收起

In order to develop a high efficiency, environmental protection, low energy consumption of heavy metal Cr (Ⅵ) adsorbent magnetic biochar (MBC) was obtained by co-precipitation reaction in a mixture of FeSO₄·7H₂O and FeCl₃·6H₂O with alkali modified biochar as the substrate. polyethyleneimine(PEI) was then used as an amination agent and glutaraldehyde was as a cross-linking agent to produce PEI-functionalized magnetic biochar composites(PEI/MBC) for Cr(Ⅵ) removal, PEI/MBC was characterized by SEM,XRD and FT-IR. The effects of solution pH, adsorbent dosage and competitive ions on the adsorption properties for Cr(Ⅵ) were investigated,the results show that the highest adsorption amount of 105.94 mg/g is achieved under the conditions of initial Cr(Ⅵ) concentration of 50 mg/L, an adsorbent dosage of 0.2 g/L, temperature of 30 ℃ and pH=2. The adsorption was affected by the changes of competitive anions and temperature, the quasi-second-order kinetic equation can well reflect the adsorption behavior of Cr(Ⅵ) on PEI/MBC, and the isothermal adsorption data is consistent with the Freundlich isothermal adsorption model, the adsorption of Cr(Ⅵ) is a spontaneous endothermic process, with ΔG<0, ΔS=144.82 J/(mol·K) and ΔH=39.84 kJ/mol.

Key words

Cr(Ⅵ) / biochar / adsorption / adsorbent / polyethyleneimine / magnetic / composites material

引用本文

张烨, 张博文, 贺小刚, 武文飞, 冯博, 赵丽凤. 聚乙烯亚胺/磁性生物炭复合材料的制备及其去除Cr(Ⅵ)性能研究. 湿法冶金, 2024 , 43 (6) : 689 -696 . DOI: 10.13355/j.cnki.sfyj.2024.06.014

Ye ZHANG, Bowen ZHANG, Xiaogang HE, Wenfei WU, Bo FENG, Lifeng ZHAO. Preparation of Polyethyleneimine/Magnetic Biochar Composites and Its Removal Properties for Cr(Ⅵ)[J]. Hydrometallurgy of China, 2024 , 43 (6) : 689 -696 . DOI: 10.13355/j.cnki.sfyj.2024.06.014

正文

收起

铬(Cr)离子在工业和制造业中应用广泛,但同时也存在环境污染风险。Cr在自然界中主要以Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)形式存在,其中Cr(Ⅵ)因具有较高的氧化性和流动性,毒性通常比Cr(Ⅲ)更大。Cr(Ⅵ)进入环境后不仅会对人类健康构成严重威胁,还可能对生态系统造成破坏^[1-2]。吸附法因具有操作简便、成本低廉等优点,已成为一种有效的重金属污染修复方法^[3-4]。由于该法的吸附过程可逆,通过解吸可使吸附剂再生,进一步减少二次污染^[5]。在吸附法中,吸附剂的选择至关重要,因此开发绿色、环保的吸附剂对于该技术的可持续发展具有重要意义。

生物质炭作为一种环境友好型的吸附材料,能够有效去除水体和土壤中的重金属离子,减少环境污染,因此在重金属吸附领域越来越受到关注^[6-7]。生物质炭具有吸附性良好、价格低廉、热稳定性优良、获取途径多样等优点,且可再生,能循环使用,符合绿色、环保、可持续的发展理念;但其对重金属离子的吸附能力有限,且在实际应用中难以回收。为了解决上述问题,研究人员提出将生物质炭赋磁后制得的磁性生物质炭(MBC)吸附剂的方法。该法是通过施加磁场,即可方便、快捷地实现吸附剂的分离,而无须依赖传统的离心或过滤操作^[8]。为了进一步提高磁性吸附材料对重金属的吸附性能,研究人员还探索了通过引入带有大量氨基分子,如聚乙烯亚胺(PEI),对磁性生物质炭表面进行氨基改性,以增大其对重金属的吸附容量^[9]。PEI作为一种线型大分子,其分子链上的大量氨基能与重金属形成稳定的配合物,从而显著提高吸附效率^[10-11];但由于PEI具水溶性,将其直接用于吸附水中重金属离子会增加成本且不具有实用性。因此,为了提高吸附实用性和经济性,试验研究了以碱改性棉秆生物质炭为基质,通过共沉淀法赋磁后再进行PEI改性,制备PEI接枝磁性生物质炭吸附剂(PEI/MBC),并对PEI/MBC结构进行了表征,考察了溶液pH、吸附剂投加量、竞争性阴离子浓度等因素对其吸附性能的影响,分析了吸附动力学、吸附等温线,探究了PEI/MBC的吸附机制,验证了PEI/MBC的循环利用次数,以期为后续实际应用提供技术参考。

1 试验部分

收起

1.1 原料、试剂及仪器设备

重铬酸钾(分析纯,99.8%)、聚乙烯亚胺(分子量约25 000 g/mol),购自阿拉丁生化科技有限公司;浓硫酸(分析纯,98%)、盐酸(优级纯,36%~38%),购自西陇化工有限公司;磷酸(分析纯,≥85%)、氢氧化钠(分析纯,≥96%),购自成都科隆化学品有限公司;六水合氯化铁(分析纯,≥99%),七水合硫酸亚铁(分析纯,≥99%),戊二醛(分析纯,25%),购自上海中泰化学试剂有限公司;棉花秸秆,取自于新疆省喀什市。

扫描电子显微镜(Sigma 300,德国蔡司公司);X射线衍射仪(Kratos Axis Ultra德国布鲁克公司);傅里叶变换红外光谱仪(TENSOR,日本岛津仪器有限公司);磁滞回线(Lake Shore7404);X射线光电子能谱(ESCALAB 250Xi,美国Thermo Scientific);双光束紫外可见分光光度计(UV-2550,上海元析仪器有限公司);真空干燥箱(DZF-6020,广东香山衡器集团股份有限公司)。

1.2 PEI/MBC的制备

将剥皮后的棉秆粉碎过60目筛,干燥,之后放入管式炉,于600 ℃下热裂解制备生物质炭;将生物质炭加入到3 mol/L KOH溶液中浸泡12 h进行碱改性,之后用蒸馏水洗涤、烘干,得碱改性生物质炭;称取1 g碱改性生物质炭,浸泡在100 mL的FeSO₄·7H₂O和 FeCl₃·6H₂O(物质的量比为2∶3)混合溶液中,之后滴加NaOH溶液,调节溶液pH=11,在50 ℃下水浴搅拌反应2 h,洗涤后烘干,得磁性生物质炭(MBC)。

取1 gMBC加入50 mL 5%PEI甲醇溶液中,在室温下搅拌反应2 h后迅速转移至50 mL 2%戊二醛溶液中,继续搅拌5 h进行交联反应^[4],过滤后用蒸馏水洗涤产物,于60 ℃下真空干燥12 h,得聚乙烯亚胺/磁性生物质炭复合材料(PEI/MBC)。

1.3 吸附试验

用重铬酸钾配制初始质量浓度为50 mg/L的含Cr(Ⅵ)模拟溶液,取50 mL置于锥形瓶中,调节溶液pH为2;加入一定量PEI/MBC吸附剂,将锥形瓶置于振荡器中,在30 ℃条件下进行多组振荡吸附试验,吸附540 min后采用二苯碳酰二肼分光光度法^[12]测定Cr(Ⅵ)浓度,计算Cr(Ⅵ)吸附量。

2 试验结果与讨论

收起

2.1 PEI/MBC的表征

2.1.1 XRD表征

PEI/MBC的XRD图谱如图1所示。可以看出:图谱中出现了Fe₃O₄的7个特征峰,分别对应Fe₃O₄的7个不同晶面^[13],无其他杂质峰,表明生物炭赋磁成功,采用PEI改性MBC的过程中没有改变Fe₃O₄的原有晶相。

2.1.2 SEM表征

生物炭、Fe₃O₄、MBC和PEI/MBC的SEM照片如图2所示。

由图2(a)看出,生物炭表面粗糙,呈多孔结构,可以为赋磁提供很多点位;由图2(b)看出:Fe₃O₄球形颗粒团聚现象明显;由图2(c)看出:在MBC中有很多微小的Fe₃O₄球形颗粒均匀分散在生物炭表面,团聚现象有所改善,表明生物质炭赋磁成功;由图2(d)看出:PEI对MBC改性后,PEI/MBC复合材料表面变得光滑,但孔隙结构仍较明显,较为蓬松,能为Cr(Ⅵ)的吸附提供丰富的吸附点位。

2.1.3 FT-IR表征

PEI/MBC吸附前、后的红外谱如图3所示。可以看出:3 423 cm^-1处的峰是表面—OH峰,3 234 cm^-1处的峰为N—H峰,说明—NH₂成功接枝到MBC表面;618 cm^-1处的吸收峰是Fe—O键振动吸收峰;此外,1 621 cm^-1 处出现了C══N键伸缩振动峰^[14],说明MBC和PEI分子之间通过戊二醛交联反应形成了C══N键,证明PEI改性成功并获得PEI/MBC。PEI/MBC吸附Cr(Ⅵ)后,PEI/MBC的红外光谱基本没有变化,表明吸附过程对吸附剂结构没有影响,说明PEI/MBC结构较稳定。

2.2 各因素对PEI/MBC吸附Cr(Ⅵ)的影响

2.2.1 初始pH的影响

模拟溶液中Cr(Ⅵ)初始质量浓度50 mg/L,吸附剂投加量0.2 g/L,温度30 ℃,吸附时间540 min,溶液pH对PEI/MBC吸附Cr(Ⅵ)的影响试验结果如图4所示。

由图4看出:随溶液初始pH升高,PEI/MBC对Cr(Ⅵ)吸附量先增大后减小,在pH=2时,Cr(Ⅵ)吸附量最高,为105.94 mg/g,说明PEI/MBC在酸性条件下对Cr(Ⅵ)的吸附效果优于中性和碱性条件。这是因为pH<6时,PEI/MBC表面的胺基会与溶液中游离H⁺发生质子化反应而带上正电荷,而Cr(Ⅵ)在酸性介质中主要以带负电荷的$\mathrm{HCrO}_{4}^{-}$离子存在^[15],带正电荷的PEI/MBC可与带负电荷的$\mathrm{HCrO}_{4}^{-}$通过静电力的作用实现对Cr(Ⅵ)的吸附;但当pH<2时,Cr(Ⅵ)在溶液中以H₂CrO₄中性分子形式存在,导致PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的静电吸引力减弱,对Cr(Ⅵ)的吸附性能下降。因此,后续试验均在模拟溶液初始pH=2条件下进行。

2.2.2 PEI/MBC投加量的影响

模拟溶液中Cr(Ⅵ)初始质量浓度50 mg/L,pH=2,温度30 ℃,吸附时间540 min,PEI/MBC投加量对吸附Cr(Ⅵ)的影响试验结果如图5所示。

由图5看出:随PEI/MBC投加量增加,Cr(Ⅵ)去除率明显升高,而吸附量明显降低。这是因为随PEI/MBC投加量增加,活性吸附位点数目逐渐增多,使得Cr(Ⅵ)去除率升高,但PEI/MBC利用率降低,导致吸附量下降。综合考虑,确定PEI/MBC最佳投加量以1.0 g/L为宜。

2.2.3 竞争性离子的影响

Cr(Ⅵ)在酸性溶液中主要以$\mathrm{HCrO}_{4}^{-}$阴离子形式存在,当溶液中同时存在$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$、Cl^-和$\mathrm{PO}_{4}^{3-}$等阴离子时,这些阴离子与$\mathrm{HCrO}_{4}^{-}$竞争PEI/MBC吸附位点,导致PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附量下降,因此考察这些竞争性离子对吸附影响很有必要。模拟溶液中Cr(Ⅵ)初始质量浓度50 mg/L,pH=2,温度30 ℃,PEI/MBC投加量1.0 g/L,吸附时间540 min,溶液中竞争性离子$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$、Cl^-和$\mathrm{PO}_{4}^{3-}$对PEI/MBC吸附Cr(Ⅵ)的影响试验结果如图6所示。

由图6看出:随模拟溶液中竞争性离子$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$、Cl^-和$\mathrm{PO}_{4}^{3-}$浓度增大,PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附量均逐渐减小,其中,$\mathrm{PO}_{4}^{3-}$浓度对Cr(Ⅵ)吸附的影响最大,而Cl^-浓度影响最小。这可能是因为PEI/MBC表面有很多活性点位,$\mathrm{PO}_{4}^{3-}$带的电荷数目较多,Cl^-带的电荷数目较少,带电荷数越多竞争效果越强,被吸附后占据的活性点位就越多,而且$\mathrm{PO}_{4}^{3-}$在水中会发生水解反应,导致溶液pH升高,不利于吸附反应进行^[16]。

2.3 吸附动力学

在模拟溶液pH=2、温度30 ℃、PEI/MBC投加量1.0 g/L条件下,改变Cr(Ⅵ)初始质量浓度,Cr(Ⅵ)吸附量随时间的变化曲线如图7所示。可以看出,在前30 min PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附速度较快,2 h后基本达到平衡。

分别采用准一级(式(1))、准二级(式(2))动力学模型^[17]对试验数据进行拟合,拟合曲线如图8所示,拟合参数见表1。

(1)ln(q_e-q_t)=ln q_e-k₁t;

(2)$\frac{t}{{q}_{t}}$=$\frac{1}{{k}_{2}{q}_{e}^{2}}$+$\frac{t}{{q}_{e}}$。

式中:q_t —t时刻的吸附量,mg/g;q_e—平衡时的吸附量,mg/g;k₁—准一级动力学速率常数,min^-1;k₂—准二级动力学速率常数,g/(mg·min);t—吸附时间,min。

由表1看出:在不同Cr(Ⅵ)初始质量浓度下,准二级动力学方程计算的理论平衡吸附量与试验值非常接近,且其拟合相关系数R²均明显大于准一级动力学模型,说明准二级动力学模型能更好地描述PEI/MCB对Cr(Ⅵ)吸附过程,吸附过程的速度受化学吸附控制^[18-19]。

2.4 吸附等温线

在模拟溶液初始pH=2、温度30 ℃、PEI/MBC投加量1.0 g/L、吸附时间540 min条件下,调节Cr(Ⅵ)初始质量浓度为20~70 mg/L,进行吸附等温线试验,结果如图9所示。可以看出,随Cr(Ⅵ)平衡浓度ρ_e增大,平衡吸附量q_e增大。

分别采用Langmuir(式(3))和Freundlich(式(4))等温吸附模型^[20]对试验数据进行拟合,拟合曲线如图9所示,拟合参数见表2。

(3)$\frac{{\rho }_{e}}{{q}_{e}}$=$\frac{{\rho }_{e}}{{q}_{m}}$+$\frac{1}{{k}_{L}{q}_{m}}$;

(4)ln q_e=ln k_F+$\frac{1}{n}$ln ρ_e。

式中:ρ_e—平衡质量浓度,mg/L;q_m—饱和吸附量,mg/g;k_L—Langmuir平衡常数,L/mg;k_F—Freundlich平衡常数,mg^1-1/ⁿ·L^1/ⁿ·g^-1;1/n—吸附强度。

由表2看出:Langmuir等温吸附模型的拟合相关系数R²=0.908,Freundlich等温吸附模型的拟合R²=0.992,后者明显优于前者,说明Freundlich等温吸附模型能更好地描述PEI/MCB对Cr(Ⅵ)的吸附过程;k_F=3.034、1/n=0.425,k_F越大,表示材料吸附性能越好,1/n在0.1~0.5范围内,表示吸附性能良好,说明Cr(Ⅵ)易被PEI/MCB材料吸附,该材料的吸附性能较好,吸附较易进行。

2.5 吸附热力学

模拟溶液初始pH=2,投加量为1.0 g/L,Cr(Ⅵ)初始质量浓度50 mg/L,PEI/MBC吸附剂对Cr(Ⅵ)的吸附量随温度的变化曲线如图10所示。可以看出,随温度升高,PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附量增大,表明升温有利于吸附进行。

根据式(5)~(7)^[21]计算可得PEI/MBC对Cr(Ⅵ)吸附反应的热力学平衡常数k_D,以及热力学常数吉布斯自由能(ΔG)、熵变(ΔS)和焓变(ΔH)。ln k_D-1/T的关系曲线如图11所示,热力学参数计算结果见表3。

(5)k_D=$\frac{{q}_{e}}{{\rho }_{e}}$;

(6)ln k_D=$\frac{\Delta S}{R}$-$\frac{\Delta H}{RT}$;

(7)ΔG=ΔH-TΔS。

式中:k_D—热力学平衡常数,L/g;R—理想气体常数,8.314 J/(K·mol);T—热力学温度,K;ΔG—吉布斯自由能变,kJ/mol;ΔH—焓变,kJ/mol;ΔS—熵变,J/(mol·K)。

由表3看出:在不同Cr(Ⅵ)初始质量浓度下,ΔG均小于0,说明吸附为自发过程;ΔS>0、ΔH>0,说明PEI/MBC吸附为吸热反应,温度升高有利于反应进行。

2.6 循环使用性能测试

在吸附试验中,采用磁铁回收PEI/MBC可快速实现固液分离,PEI/MBC的磁滞回线如图12所示。可以看出:PEI/MBC吸附剂的比饱和磁化强度为25.73 (A·m²)/kg,说明通过外加磁场方法可实现吸附剂快速分离。

为了测试PEI/MBC的循环使用效果,在模拟溶液中Cr(Ⅵ)初始质量浓度50 mg/L、初始pH=2、温度30 ℃、PEI/MBC投加量1.0 g/L、解吸剂NaOH浓度0.1 mol/L条件下,进行4次循环吸附—解吸试验,每次解吸24 h,结果如图13所示。可以看出:随吸附次数增加,PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附量不断下降,这可能是因为每次解吸都会对PEI/MBC复合材料造成一定损耗,导致解吸后PEI/MBC表面的吸附点位被弱化,从而降低了吸附性能;PEI/MBC对Cr(Ⅵ)进行4次循环吸附后,吸附量有所下降,但最低仍保持在30.05 mg/g,说明PEI/MBC可重复使用。

2.7 吸附机制

吸附Cr(Ⅵ)前、后PEI/MBC的全范围XPS分析结果如图14所示。可以看出:吸附前、后PEI/MBC均含有C、N、O和Fe元素,表明这4种元素是构成PEI/MBC的主要元素;PEI/MBC吸附后位于397.7 eV处N元素的吸收峰明显减小,说明胺基参与了吸附反应^[22],这可能是因为PEI/MBC表面的—NH₂在酸性条件下发生质子化,形成了带正电荷的—$\mathrm{NH}_{3}^{+}$,带正电荷—$\mathrm{NH}_{3}^{+}$通过静电作用力与带负电荷的$\mathrm{HCrO}_{4}^{-}$相互作用,实现对Cr(Ⅵ)的吸附;吸附后PEI/MBC在580 eV附近出现了Cr 2p新峰,表明Cr(Ⅵ)被吸附在PEI/MBC表面。

PEI/MBC吸附Cr(Ⅵ)后的单扫描Cr 2p图谱如图15所示。可以看出:Cr 2p_3/2轨道上的拟合峰分别在576.7、579.0 eV处出现了Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)特征峰^[23],说明被PEI/MBC表面吸附的部分Cr(Ⅵ)被还原为Cr(Ⅲ)。

通过PEI/MBC的XPS表征及吸附试验结果推测PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附机制为:PEI/MBC复合材料通过物理吸附溶液中游离的Cr(Ⅵ),在酸性介质中,PEI/MBC表面活性基团胺基发生质子化反应带正电荷,与带负电荷的Cr(Ⅵ)产生静电吸附;部分被吸附在表面的Cr(Ⅵ)被还原为Cr(Ⅲ),生成的Cr(Ⅲ)可继续与吸附剂表面胺基反应生成配合物被去除。还原反应方程式如下:

$\mathrm{HCrO}_{4}^{-}+7 \mathrm{H}^{+}+3 \mathrm{e}^{-} \longrightarrow \mathrm{Cr}^{3+}+4 \mathrm{H}_{2} \mathrm{O} \text { 。 }$

3 结论

收起

以碱改性棉秆生物质炭为基质,通过共沉淀法赋磁后再进行PEI改性,成功制备了一种新型磁性吸附材料PEI/MBC。该法不仅能保留PEI对重金属离子的强吸附性,还能通过磁性生物质炭的磁性实现对重金属离子的快速分离与回收,大大提高了吸附剂的实用性和经济性。将PEI/MBC用于吸附废水中Cr(Ⅵ)时,随溶液pH升高,Cr(Ⅵ)吸附量呈先增大后减小趋势,pH=2时吸附效果最好。竞争性阴离子的存在会导致PEI/MBC对Cr(Ⅵ)吸附性能下降。PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附过程可用准二级动力学模型和Freundlich等温吸附模型更好地描述,吸附过程为自发的吸热过程,升温有利于吸附进行。PEI/MBC对Cr(Ⅵ)进行4次循环吸附后,其吸附性能略有下降。PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附机制包括物理吸附、静电吸引和还原反应。

PEI/MBC对Cr(Ⅵ)的吸附效果较好,在含Cr(Ⅵ)废水处理领域具有一定应用潜力;但其制备过程中所用部分试剂价格较高,这在一定程度上限制了其在大规模应用中的经济可行性,仍有待进一步降低和优化制备成本。

基金

收起

喀什大学校级科研项目(20232851)

参考文献

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文献

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2024年第43卷第6期

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doi: 10.13355/j.cnki.sfyj.2024.06.014

接收时间：2024-05-05
首发时间：2025-09-10
出版时间：2024-12-20

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作者

出版历史

收稿日期：2024-05-05

基金

喀什大学校级科研项目(20232851)

作者信息

喀什大学化学与环境科学学院, 新疆喀什 844000

通讯作者:

赵丽凤(1977—),女,硕士,副教授,主要研究方向为有机合成及化学教育。E-mail:zlfks@ksu.edu.cn。

参考文献

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2种不同金属材料的力学参数

科 Family	属数 Number of genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)	属 Genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)
鹅膏菌科Amanitaceae	2	11	5.26	鹅膏菌属 Amanita	10	4.78
小菇科 Mycenaceae	2	12	5.74	丝盖伞属 Inocybe	5	2.39
多孔菌科 Polyporaceae	8	14	6.70	蜡蘑属 Laccaria	5	2.39
红菇科 Russulaceae	3	23	11.00	小皮伞属 Marasmius	6	2.87
				小菇属 Mycena	11	5.26
				光柄菇属 Pluteus	5	2.39
				红菇属 Russula	17	8.13
				栓菌属 Trametes	5	2.39

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TxT

ρ₀ / (mg·L^-1)	q_e,试验/ (mg·g^-1)	准一级动力学模型			准二级动力学模型
ρ₀ / (mg·L^-1)	q_e,试验/ (mg·g^-1)	q_e,理论/(mg·g^-1)	k₁/10^-2 min^-1	R²	q_e,理论/(mg·g^-1)	k₂/(10^-3 g·mg^-1·min^-1)	R²
50	41.07	12.94	1.320	0.969	41.32	5.93	0.999
70	56.05	10.62	0.914	0.904	56.18	5.88	0.999
100	76.62	11.31	0.842	0.915	76.92	5.58	0.999

ΔG/(kJ·mol^-1)				ΔH/ (kJ·mol^-1)	ΔS/ (J·mol^-1·K^-1)
293 K	303 K	313 K	323 K	ΔH/ (kJ·mol^-1)	ΔS/ (J·mol^-1·K^-1)
-2.59	-4.04	-5.49	-6.94	39.84	144.82