吳家前 季劍鋒 林葉丹 朱紅祥,*
(1.廣西壯族自治區(qū)環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站,廣西南寧,530004;2.廣西大學(xué)輕工與食品工程學(xué)院,廣西南寧,530004)
隨著印刷線路板、電池、電子、電鍍、采礦等現(xiàn)代工業(yè)的快速發(fā)展,許多含有Cu2+的污染廢水排入土壤、河流,污染了環(huán)境[1]。水體中過(guò)量的Cu2+難以被微生物降解,隨食物鏈進(jìn)入植物體、動(dòng)物體乃至人體,在人體內(nèi)富集到一定濃度時(shí)嚴(yán)重危害人體健康。為保護(hù)生態(tài)環(huán)境,減少Cu2+的污染,開(kāi)發(fā)推廣環(huán)境友好、綠色環(huán)保的重金屬離子吸附劑,并研究其吸附過(guò)程及機(jī)理,具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。
傳統(tǒng)的重金屬離子吸附劑是活性炭和硫化煤等,此類重金屬離子吸附劑吸附量低且對(duì)環(huán)境污染大[2]。纖維素大分子是葡萄糖基的天然高分子,對(duì)Cu2+具有一定的吸附能力。和傳統(tǒng)重金屬離子吸附劑相比,由纖維素制備的重金屬離子吸附劑能有效提高對(duì)重金屬離子的吸附量,同時(shí)具有性能穩(wěn)定、再生性能好及環(huán)境友好等優(yōu)點(diǎn)[3]。纖維素改性的方法很多,其中以含氮元素基團(tuán)的接枝改性方法對(duì)提高纖維素吸附重金屬離子的能力較為顯著,特別是胺基結(jié)構(gòu)對(duì)水溶液中的Cu2+具有較好的螯合吸附能力。制備的胺基螯合纖維素具有離子交換纖維的優(yōu)點(diǎn),同時(shí)還具有對(duì)離子吸附的高選擇性和更強(qiáng)吸附能力[4]。
我國(guó)蔗渣纖維資源豐富,利用其處理含重金屬?gòu)U水的意義重大。本實(shí)驗(yàn)以Cu2+為例,模擬了重金屬?gòu)U水,采用自制的胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)模擬廢水中的Cu2+進(jìn)行吸附實(shí)驗(yàn)。討論了處理時(shí)的pH值、溫度、時(shí)間以及模擬的重金屬?gòu)U水中Cu2+初始質(zhì)量濃度對(duì)胺基螯合蔗渣纖維素吸附重金屬離子的影響。Lagrange動(dòng)力學(xué)模型對(duì)于水體中重金屬離子的吸附過(guò)程具有較好的應(yīng)用效果,因該模型能夠反映出重金屬離子吸附過(guò)程的動(dòng)力學(xué)細(xì)節(jié)[5]。采用Lagrange動(dòng)力學(xué)模型研究了胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)模擬重金屬?gòu)U水中Cu2+的吸附過(guò)程,發(fā)現(xiàn)吸附過(guò)程擬合方程符合二級(jí)吸附動(dòng)力學(xué)方程。通過(guò)研究不同溫度下的吸附過(guò)程,基于平衡吸附量,繪制了吸附等溫線,為更精確了解該吸附過(guò)程的規(guī)律與機(jī)理提供了理論依據(jù)[6]。
胺基螯合蔗渣纖維素 實(shí)驗(yàn)中采用的胺基螯合蔗渣纖維素為實(shí)驗(yàn)室自制。制備方法:稱取一定量絕干漂白硫酸鹽蔗渣漿,放入三口燒瓶中,加入一定量蒸餾水。將三口燒瓶置于加熱至70℃的恒溫水浴鍋中,用攪拌器攪拌使纖維充分疏解。通入氮?dú)獗Wo(hù),加入一定量的硝酸鈰銨溶液,引發(fā)20 min后,緩慢滴加二乙烯三胺單體。反應(yīng)3 h,將合成的接枝共聚產(chǎn)物用布氏漏斗抽濾,用水和乙醇反復(fù)洗滌2次后再用丙酮抽提,抽提后置于60℃的真空干燥箱中干燥至質(zhì)量恒定,制得胺基螯合蔗渣纖維素吸附劑。
試劑 CuSO4與濃H2SO4均為分析純。
儀器 T-1A型Cu2+測(cè)定儀(上海海爭(zhēng)電子科技有限公司,精度為0.001 mg/L);pH計(jì);恒溫水浴振蕩器。
配制了一定濃度的Cu2+溶液來(lái)模擬重金屬?gòu)U水,選擇合適的處理?xiàng)l件,如溫度與pH值等,然后把一定量的自制胺基螯合蔗渣纖維素加入到Cu2+溶液中,在規(guī)定時(shí)間內(nèi)取少量上層清液并測(cè)定其Cu2+質(zhì)量濃度。按公式(1)計(jì)算吸附量。
式中:Q——吸附量,mg/g;
C0——Cu2+的初始質(zhì)量濃度,mg/L;
n0——吸附前將Cu2+溶液稀釋至原體積的倍數(shù);
C1——吸附后Cu2+的質(zhì)量濃度,mg/L;
n1——吸附后將Cu2+溶液稀釋的倍數(shù);
V——Cu2+溶液的體積,L;
m——胺基螯合蔗渣纖維素的質(zhì)量,g。
2.1.1 吸附時(shí)間對(duì)吸附量的影響
配制質(zhì)量濃度約為400 mg/L的Cu2+溶液,分別置于溫度為328 K、308 K、298 K的水浴鍋中。當(dāng)Cu2+溶液溫度升至與水浴鍋一致時(shí),分別加入相同量的自制胺基螯合蔗渣纖維素。分別在10、20、35、50、70以及110 min(直至吸附飽和)時(shí)分別取少量上層清液測(cè)定其Cu2+質(zhì)量濃度。并按公式(1)計(jì)算吸附量。
吸附時(shí)間對(duì)吸附量的影響如圖1所示。由圖1可知,吸附剛開(kāi)始時(shí),胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+的吸附速率較大;隨著吸附時(shí)間的延長(zhǎng),吸附速率逐漸降低。因?yàn)閯傞_(kāi)始時(shí)溶液中金屬離子的含量較高,胺基螯合蔗渣纖維素可配位的基團(tuán)較多,吸附過(guò)程較快;經(jīng)過(guò)一定時(shí)間后,溶液中金屬離子的含量減少,沒(méi)有配位的基團(tuán)的含量降低,吸附過(guò)程推動(dòng)力減弱,吸附過(guò)程變得緩慢。隨著吸附時(shí)間的延長(zhǎng),胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+的吸附量進(jìn)一步增大,25 min后基本達(dá)到吸附平衡。吸附量與金屬離子接觸時(shí)間有關(guān),在一定范圍內(nèi),接觸時(shí)間越長(zhǎng),吸附量就越大,溶液中殘留的金屬離子的濃度就越低。吸附時(shí)間繼續(xù)延長(zhǎng),吸附量幾乎不變。胺基螯合蔗渣纖維素基本達(dá)到吸附和解吸的平衡,處于吸附飽和狀態(tài)。
圖1 吸附時(shí)間對(duì)吸附量的影響
2.1.2 Cu2+初始質(zhì)量濃度對(duì)吸附量的影響
配制質(zhì)量濃度約為400 mg/L的Cu2+溶液,然后分別將5、10、20、30、40及50 mL的該溶液置于100 mL容量瓶中,稀釋至刻度。搖勻后倒入250 mL錐形瓶中。稱取相同量的胺基螯合蔗渣纖維素6份,分別放入錐形瓶中。將錐形瓶放入水浴中振蕩,于常溫吸附1 h后取出。取上層清液,稀釋至原體積的250倍后測(cè)定其質(zhì)量濃度并計(jì)算吸附量。
Cu2+初始質(zhì)量濃度對(duì)飽和吸附量的影響如圖2所示。從圖2可看出,Cu2+初始質(zhì)量濃度增大時(shí),飽和吸附量增大。這可能是當(dāng)Cu2+質(zhì)量濃度增大時(shí),Cu2+與吸附劑上的活性點(diǎn)之間的有效碰撞幾率增大,吸附量隨Cu2+質(zhì)量濃度的增大而增大。
圖2 Cu2+初始質(zhì)量濃度對(duì)飽和吸附量的影響
2.1.3 胺基螯合蔗渣纖維素用量對(duì)吸附量的影響
分別稱取自制胺基螯合蔗渣纖維素0.3、0.6、0.9、1.2及1.5 g于250 mL錐形瓶中,加入已配好的Cu2+溶液100 mL(Cu2+質(zhì)量濃度為415 mg/L),放入水浴中振蕩吸附3 h取出。取上層清液,稀釋至原體積的250倍后測(cè)其質(zhì)量濃度,并計(jì)算吸附量(見(jiàn)圖3)。
圖3 吸附劑用量對(duì)飽和吸附量的影響
由圖3可看出,吸附劑用量增加到一定值以后,其飽和吸附量會(huì)有所降低。這是由于吸附量增加,Cu2+與胺基螯合蔗渣纖維素上吸附點(diǎn)的相對(duì)碰撞幾率減小,吸附劑上存在的不飽和吸附點(diǎn)減少。
2.1.4 Cu2+溶液pH值對(duì)吸附量的影響
量取100 mL配好的Cu2+溶液(Cu2+質(zhì)量濃度約為400 mg/L)于250 mL錐形瓶中。用稀硫酸調(diào)其pH 值分別為 0.57、1.50、2.43、3.53、4.48,加入0.5 g自制胺基螯合蔗渣纖維素。放入溫度為25℃的水浴中振蕩1 h,取出靜置一段時(shí)間后,取上層清液,測(cè)其質(zhì)量濃度并計(jì)算吸附量(見(jiàn)圖4)。
由圖4可以看出,pH值在0.5~4.5的范圍內(nèi),隨著pH值的降低,吸附量大幅降低。酸性條件下,溶液中存在大量的H+,H2SO4與—NH2可以形成配體,與Cu2+競(jìng)爭(zhēng)胺基螯合蔗渣纖維素的吸附位點(diǎn),阻礙了對(duì) Cu2+的吸附[7]。
圖4 pH值對(duì)飽和吸附量的影響
為了研究胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+的吸附量隨吸附時(shí)間的動(dòng)態(tài)變化,采用吸附動(dòng)力學(xué)方程來(lái)表征胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+的吸附速率。實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn),Lagrange一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程不符合本吸附體系,Lagrange二級(jí)動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)擬合如下[8-9]:
將上述方程式轉(zhuǎn)化為線性關(guān)系為:
式中,Qt為t時(shí)刻的吸附量,mg/g;k為表觀速率常數(shù),g/(mg·min);Qe為平衡吸附量,mg/g。
以t/Qt為縱坐標(biāo),t為橫坐標(biāo)作圖(見(jiàn)圖5),求直線方程的斜率和截距,從而求出動(dòng)力學(xué)常數(shù)k和平衡吸附量Qe,二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程參數(shù)如表1所示。
圖5 二級(jí)動(dòng)力方程線性擬合
表1 胺基螯合蔗渣纖維素吸附Cu2+的二級(jí)動(dòng)力學(xué)參數(shù)
在不同的溫度下研究平衡吸附量,繪制吸附等溫線。吸附等溫線描述的是一定溫度下平衡吸附量Qe與平衡濃度 Ce之間的關(guān)系。本研究在308、318、328、338 K下考察了胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+吸附的影響,利用Langmuir和Freundlich等溫吸附模型對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,繪制相應(yīng)的吸附等溫線。
2.3.1 Freundlich吸附等溫線方程擬合:
Freundlich 吸附等溫線方程[10]:
式中,Qe為平衡吸附量,mg/g;KF為Freunlich常數(shù);Ce為平衡溶液的質(zhì)量濃度,mg/L,n為表觀速率常數(shù)。
以lnQe為縱坐標(biāo),lnCe為橫坐標(biāo)作圖,得到lnQe-lnCe曲線,繪制Freundlich方程線性擬合圖(見(jiàn)圖6)。Freundlich擬合方程及參數(shù)如表2所示。
圖6 Freundlich方程線性擬合圖
表2 Freundlich擬合方程及參數(shù)
由圖6可知,吸附等溫線符合Freundlich擬合方程,但是擬合程度不高。吸附等溫線的類型與n值有關(guān)。當(dāng)n=1時(shí),吸附等溫線為Ⅱ型;當(dāng)n>1,吸附等溫線就是Ⅰ型;當(dāng)n<1時(shí),吸附等溫線就是Ⅲ型。從表2中得知,n均大于1,所以胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+的吸附為Ⅰ型吸附,為易吸附過(guò)程。
2.3.2 Langmuir吸附等溫線
Langmuir吸附等溫線方程[9]:
式中,Qm為飽和吸附量,mg/g;Ce為平衡質(zhì)量濃度,mg/L;KL為L(zhǎng)angmuir吸附常數(shù)。
圖7 Langmuir吸附等溫方程擬合
從圖7可以看出,用Langmuir吸附等溫模型擬合能得到線性直線,擬合的方程及參數(shù)如表3所示。說(shuō)明胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+的吸附符合Langmuir等溫吸附模型,對(duì)Cu2+的吸附以化學(xué)吸附為主,從吸附狀態(tài)看屬于單層吸附。
表3 Langmuir擬合方程及參數(shù)
實(shí)驗(yàn)合成的胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)模擬的重金屬?gòu)U水中的Cu2+具有一定的吸附能力。研究了在不同的吸附時(shí)間、吸附溫度、Cu2+初始質(zhì)量濃度、pH值等條件下,胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+吸附性能的影響。研究發(fā)現(xiàn),隨著pH值、Cu2+初始質(zhì)量濃度的增大,Cu2+吸附量增大。該研究為實(shí)際生產(chǎn)中Cu2+廢水處理提供了理論模型依據(jù)。在吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)中,胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+的吸附結(jié)果符合Lagrange二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型;在繪制吸附等溫線時(shí),胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)Cu2+的吸附結(jié)果更加符合Langmuir等溫吸附模型。研究證明,胺基螯合蔗渣纖維素對(duì)模擬重金屬?gòu)U水中Cu2+的吸附為易吸附過(guò)程,推斷其吸附為單層吸附。本研究探討了纖維素基的重金屬吸附劑對(duì)模擬重金屬?gòu)U水中Cu2+的吸附過(guò)程,為纖維素衍生物在含重金屬?gòu)U水處理領(lǐng)域的應(yīng)用提供了新的思路與理論參考。
[1]李明時(shí).銅與健康[J].金屬世界,1993(6):17.
[2]胡巧開(kāi).含銅廢水的吸附處理研究[J].冶金能源,2005,24(2):59.
[3]崔志敏,朱錦瞻,羅儒顯.兩性甘蔗渣纖維素的合成及應(yīng)用研究[J].離子交換與吸附,2002,18(3):232.
[4]馬年方.含胺基螯合纖維的制備及其對(duì)重金屬離子的吸附[D].廣州:中山大學(xué),2010.
[5]Rak R,Ma K.Biosorption of bivalent metal ions from aqueous solution by an agricultural waste:Kinetics,thermodynamics and environmental effects[J].Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engi-neering Aspects,2008,332(2/3):121.
[6]Hall K R,Eagleton L C,Acrivos A,et al.Pore and solid diffusion kinetics in fixed bed adsorption under constant pattern conditions[J].Industrial and Engineering Chemistry Research Fundamentals,1966,5(2):212.
[7]Ofomaja E A,Ho Y S.Effect of pH on cadmium biosorption by coconut coprameal[J].JournalofHazardousMaterials, 2007,B139:356.
[8]Ho Y S,Ofomaj A E.Pseudo-second-order model for lead ion sorption from aqueous solutions onto palm kernel fiber[J].Journal of Hazardous Materials,2006,B129:137.
[9]Crini G.Recent developments in polysaccharide-based materials used as adsorbents in wastewater treatment[J].Prog Polym Sci,2005,30:38.
[10]Dang V B H,Doan H D,Vu T D,et al.Equilibrium and kinetics of bio-sorption of cadmium(II)and copper(II)ions by wheat straw[J].Bio-resource Technology,2009,100(1):211.