吸附去除水體重金屬離子的影響因素研究進(jìn)展

馮江濤,王楨鈺,閆炫冶,張娟濤,徐浩,延衛(wèi)

(西安交通大學(xué)能源動(dòng)力與工程學(xué)院,710049,西安)

水體中的重金屬離子主要來源于電鍍、冶金、電池制造、殺蟲劑等行業(yè),重金屬離子具有高遷移、高毒、不可生物降解等特性,對(duì)環(huán)境造成巨大的危害。重金屬離子還可以通過生物食物鏈富集,即使在低濃度下也會(huì)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)造成嚴(yán)重威脅[1-4]。目前,對(duì)于水體中重金屬離子污染的治理技術(shù)有化學(xué)沉淀法、電化學(xué)法、膜分離法、化學(xué)氧化法、反滲透法、電滲析法、離子交換法和吸附法等,其中吸附法因操作簡便、效率高、成本低等優(yōu)點(diǎn),具有很強(qiáng)的實(shí)用性[5-7]。以往吸附處理水體重金屬離子的一些研究往往更多地關(guān)注吸附容量、吸附平衡時(shí)間等吸附的性能參數(shù),而忽略了某些因素對(duì)于吸附過程的影響,如溫度、pH值、吸附劑用量、共存離子強(qiáng)度、共存有機(jī)物等,不能全面準(zhǔn)確地評(píng)價(jià)吸附劑的實(shí)際應(yīng)用性能。

各種因素對(duì)吸附過程的影響是多樣的,這與吸附劑和目標(biāo)金屬離子的物化性質(zhì)和吸附的具體機(jī)制有關(guān)。如,吸附劑的物理性質(zhì)會(huì)影響到暴露的活性吸附位點(diǎn)的數(shù)量和吸附質(zhì)的傳質(zhì)擴(kuò)散過程,化學(xué)性質(zhì)不僅影響吸附容量和吸附平衡時(shí)間,還決定了吸附劑的吸附選擇性能;溶液溫度的影響與吸附的熱力學(xué)性質(zhì)密切相關(guān);溶液pH值會(huì)改變吸附劑活性位點(diǎn)的化學(xué)狀態(tài)和重金屬離子在水中的賦存形態(tài);不同的溶液初始濃度提供了不同的驅(qū)動(dòng)力,影響傳質(zhì)效應(yīng);更多的吸附劑提供更多的吸附位點(diǎn),但吸附劑過多可能會(huì)發(fā)生團(tuán)聚,影響吸附效果;共存離子對(duì)吸附過程的影響與共存離子的種類和濃度、吸附劑與吸附質(zhì)的性質(zhì)等有關(guān)。

在吸附法去除重金屬離子研究的過程中,對(duì)影響因素的深入研究是非常必要的。一方面,可以確定最優(yōu)的吸附條件,為探究吸附機(jī)理提供幫助。另一方面,實(shí)際重金屬廢水成分比較復(fù)雜,往往含有多種離子和有機(jī)物,研究可以幫助評(píng)價(jià)吸附劑的實(shí)際應(yīng)用性能。本文總結(jié)了各種因素對(duì)于吸附性能的影響,以及產(chǎn)生這種影響的途徑和機(jī)制。

1 吸附材料性質(zhì)的影響

吸附材料是水體中重金屬離子去除最重要的影響因素之一。吸附材料的種類非常多,傳統(tǒng)吸附劑如活性炭、沸石分子篩、黏土、金屬氧化物等;新型吸附劑如納米材料、離子印記材料、金屬有機(jī)框架聚合物(MOFs)、多孔有機(jī)聚合物(POPs)等以及各種復(fù)合材料。不同吸附劑的物理化學(xué)性質(zhì)具有一定的差異,這是產(chǎn)生不同吸附行為的首要原因。

1.1 物理性質(zhì)對(duì)吸附性能的影響

吸附劑的物理性質(zhì)主要表現(xiàn)為吸附劑的顆粒尺寸。顆粒尺寸越小,比表面積越大,暴露的活性位點(diǎn)越多,越有利于提高吸附容量。顆粒尺寸小有利于吸附質(zhì)的傳質(zhì),從而縮短吸附平衡時(shí)間。但顆粒過小可能會(huì)引起團(tuán)聚,反而不利于吸附。顆粒越小,吸附劑的沉降速度越慢,不利于吸附平衡后的固液分離。

比表面積、孔徑、孔道結(jié)構(gòu)等是表征吸附材料物理性質(zhì)的重要參數(shù)。一般認(rèn)為,吸附劑的比表面積越大,能提供的吸附活性位點(diǎn)越多,吸附容量也就越大。比表面積和孔徑分布之間有著密切關(guān)系,孔徑越小,吸附劑的比表面積越大。根據(jù)國際純粹與應(yīng)用化學(xué)聯(lián)合會(huì)(IUPAC)的定義,材料的孔徑按照孔隙尺寸可分為微孔(<2 nm)、介孔(2～50 nm)和大孔(>50 nm)。有文獻(xiàn)表明,吸附劑的比表面積絕大部分是由微孔提供,貢獻(xiàn)率達(dá)到了95%左右[8-10]。

孔徑除了影響比表面積外,也會(huì)影響吸附質(zhì)在吸附劑中的傳質(zhì)和擴(kuò)散,從而影響吸附容量和吸附平衡時(shí)間?？讖教?吸附質(zhì)可能無法進(jìn)入孔中,不利于去除目標(biāo)物。適當(dāng)增大孔徑有利于吸附質(zhì)在孔道內(nèi)的擴(kuò)散,從而提高吸附容量和縮短吸附平衡時(shí)間。如Yuan等通過研究發(fā)現(xiàn),孔徑對(duì)吸附劑性能有很大影響,與孔徑較小的介孔二氧化硅磁性微球(約2～4 nm)相比,孔徑較大的接枝氨基后,可以吸附更多的重金屬離子[11]。這是因?yàn)?孔徑較小的介孔二氧化硅磁性微球接枝氨基后造成孔道阻塞,減小了吸附劑的比表面積以及吸附活性位點(diǎn)的可及性。

另外,規(guī)則有序的孔道結(jié)構(gòu)也是吸附質(zhì)能在孔道快速傳質(zhì)擴(kuò)散的關(guān)鍵。如介孔二氧化硅具有孔體積大、孔道均一性好、孔道排布有序等特殊的結(jié)構(gòu)優(yōu)勢(shì)[12],可以實(shí)現(xiàn)重金屬離子的快速吸附。Pinnavaia和Mercier通過吸附Hg(Ⅱ)測試了介孔二氧化硅上接枝巰基的可及性,結(jié)果表明,與無序結(jié)構(gòu)材料(如非晶二氧化硅)相比,有序介孔材料的活性吸附位點(diǎn)的可及性更好[13-14]。大量研究表明,介孔二氧化硅材料對(duì)水體中重金屬離子的吸附在幾十min甚至十幾min內(nèi)就可完成。李榮華等用氨基功能化SBA-15有序介孔材料吸附去除水體中的Cd2+,在30 min內(nèi)即可達(dá)到吸附平衡[15]。

在吸附去除水體中重金屬的研究中,了解各種材料的比表面積、孔徑、孔道結(jié)構(gòu)等物理結(jié)構(gòu)和性質(zhì)是十分有必要的。這對(duì)于選取某種類型材料進(jìn)行優(yōu)化改善或者進(jìn)行新型吸附劑開發(fā)具有一定的指導(dǎo)意義,同時(shí)也可以為吸附機(jī)理的探究和分析提供幫助?？偟膩碚f,吸附劑的物理性質(zhì)主要是通過影響活性位點(diǎn)暴露的數(shù)量以及吸附質(zhì)在吸附劑中的擴(kuò)散傳質(zhì)來影響吸附劑的吸附性能。

1.2 化學(xué)性質(zhì)對(duì)吸附性能的影響

吸附劑的化學(xué)性質(zhì)體現(xiàn)在其表面所含有的官能團(tuán)的種類和數(shù)量、氧化與還原性能、摻雜狀態(tài)等,這決定了其與吸附質(zhì)之間的化學(xué)作用,如離子交換、表面絡(luò)合、氧化還原等[16]。離子交換是指隨著其他陽離子的釋放[17-18],重金屬離子被吸附到吸附劑上;材料表面的功能基團(tuán)(羧基,羥基和氨基等)與重金屬離子之間的絡(luò)合反應(yīng)稱為表面絡(luò)合[19-20];氧化還原是指吸附劑與重金屬離子之間發(fā)生氧化或還原反應(yīng)后再將其吸附[21-22]。

Jiang等合成了花球狀的氫氧化鎂吸附劑,用于吸附去除水中的Ni(Ⅱ),研究發(fā)現(xiàn),Ni(Ⅱ)通過離子交換作用形成的Ni(OH)2固定在吸附劑表面,同時(shí)釋放出Mg2+[23]。Lu等研究了原位生成錳鐵氧化物通過表面絡(luò)合作用,實(shí)現(xiàn)了對(duì)水中痕量Hg(II)的高效去除[24]。Jiang等研究鐵錳二元氧化物吸附劑去除Co(II)的行為和機(jī)理,在吸附劑中鐵和錳分別以Fe(Ⅲ)和Mn(Ⅳ)的價(jià)態(tài)存在,通過FT-IR和XPS分析發(fā)現(xiàn),鐵氧化物表現(xiàn)為吸附作用,錳氧化物同時(shí)體現(xiàn)出吸附和氧化作用[25],可能的吸附機(jī)理如圖1和式(1)～式(3)[25]所示。

圖1 鐵錳二元氧化物吸附劑去除水中Co(II)的機(jī)理[25]Fig.1 Schematic diagram of Co(II) removal from water by iron-manganese binary oxide adsorbent[25]

(1)

Co(Ⅱ)-SFe-Mn+MnO2+2H+→
Co(Ⅲ)(aq)+Mn2++H2

(2)

Co(Ⅲ)(aq)+Co(Ⅱ)-SFe-Mn→
Co(Ⅲ)-SFe-Mn+Co(Ⅱ)

(3)

吸附劑表面功能基團(tuán)在化學(xué)吸附中扮演著重要角色,大量研究表明,材料的吸附性能與表面功能基團(tuán)有密切關(guān)系。張新艷等發(fā)現(xiàn),巰基功能化的沸石對(duì)Hg(Ⅱ)的吸附容量相對(duì)于天然沸石提高了10倍[26]。Zhao等通過L-半胱氨酸功能化,將氨基(—NH2)和巰基(—SH)引入到UiO-66 MOF材料,對(duì)Hg(Ⅱ)吸附容量從112.68 mg·g-1提升至350.14 mg·g-1[27]。Zhang等合成了負(fù)載聚吡咯的均勻纖維球(UFB-PPy),用于去除水體中的Cr(VI),涉及了離子交換和氧化還原的化學(xué)吸附過程,HCrO4-被UFB-PPy中的—N+—吸引,與Cl-發(fā)生離子交換而被固定在吸附劑表面,在酸性條件下與聚吡咯(PPy0)發(fā)生電子轉(zhuǎn)移,被還原為Cr(III)固定在吸附劑表面[28]。引入表面功能基團(tuán)可以改善吸附平衡時(shí)間,華熠等用四乙烯五胺修飾制備出表面胺基功能化的高分子材料,對(duì)水中Cr(VI)的吸附可以在30 min內(nèi)達(dá)到平衡,大大縮短了吸附材料對(duì)重金屬離子的吸附去除時(shí)間[29]。

吸附劑的化學(xué)性質(zhì)不僅影響到吸附容量和吸附平衡時(shí)間,可能還會(huì)影響不同活性位點(diǎn)對(duì)不同重金屬離子的親和力,這就決定了吸附劑的選擇吸附性能。對(duì)于這種吸附選擇性,軟硬酸堿理論(HSAB)是一種常用的理論解釋[30-31]。HSAB理論以酸堿電子論為基礎(chǔ),即凡是可以接受外來電子對(duì)的分子、離子或原子團(tuán)稱為路易斯酸;凡可以提供電子對(duì)的分子、離子或原子團(tuán)稱為路易斯堿。路易斯酸和路易斯堿的分類如表1所示。在此基礎(chǔ)上,根據(jù)酸堿的強(qiáng)度,酸堿又有軟硬之分。HSAB理論認(rèn)為,軟酸更易與軟堿反應(yīng)結(jié)合,硬酸更容易與硬堿反應(yīng)結(jié)合[31]?？偟膩碚f,“硬-硬,軟-軟”生成的化合物較穩(wěn)定。根據(jù)HSAB理論,在重金屬離子的吸附中,重金屬離子屬于路易斯酸,活性位點(diǎn)屬于路易斯堿,他們之間的軟硬強(qiáng)度的不同,造成其結(jié)合力有一定的差異,即體現(xiàn)了吸附的選擇性。此外,吸附活性位點(diǎn)的空間位阻效應(yīng)也會(huì)影響材料的吸附選擇性。本課題組前期以帶羥基的苯甲醛與吡咯單體為原料,通過改變苯甲醛上羥基的位置,合成了具有不同空間位阻(苯環(huán)上羥基與吡咯環(huán)上氨基的距離)的聚吡咯甲烷吸附劑,并發(fā)現(xiàn)羥基在鄰位取代的聚吡咯甲烷對(duì)水體中的Pb2+具有更強(qiáng)的選擇吸附性能。這主要是因?yàn)槠浠钚晕稽c(diǎn)的空間位阻與Pb2+的離子尺寸更匹配,其吸附原理如圖2所示[32]。

表1 路易斯酸和路易斯堿的分類[31]

圖2 兩種聚吡咯甲烷對(duì)Pb2+的吸附機(jī)理[32]Fig.2 Adsorption mechanism of Pb2+ by two kinds of poly (pyrrole methane)[32]

在吸附研究過程中,準(zhǔn)確把握吸附劑的化學(xué)結(jié)構(gòu)和性質(zhì)是必要的,因?yàn)檫@樣才能準(zhǔn)確分析吸附質(zhì)與活性位點(diǎn)間的相互作用和構(gòu)效關(guān)系,為深入探索選擇性吸附機(jī)理提供方向和思路。

2 溫度對(duì)吸附性能的影響

溫度是影響吸附性能的重要參數(shù)之一。在水相吸附行為研究中,溫度范圍一般為10～50 ℃,因?yàn)檫@符合各種污水的實(shí)際情況。大量研究表明,吸附性能隨溫度的變化規(guī)律并不一致,有的溫度越高,吸附容量越大[30,32-34],而有的隨著溫度的升高,吸附容量反而降低[35-37]。

溫度對(duì)吸附性能的影響常常體現(xiàn)在吸附等溫線與吸附熱力學(xué)中。在吸附等溫線的分析中,表現(xiàn)為各種吸附等溫線模型中參數(shù)的變化。在熱力學(xué)研究中,常用吉布斯自由能變(ΔG)、焓變(ΔH)和熵變(ΔS)等經(jīng)典熱力學(xué)參數(shù)來評(píng)價(jià)熱力學(xué)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)[38]。其中ΔG是判斷吸附過程能否自發(fā)進(jìn)行和自發(fā)程度的一個(gè)關(guān)鍵因素,ΔG的值越負(fù),說明吸附過程越容易自發(fā)進(jìn)行,即越有利于吸附,重金屬吸附過程中ΔG與溫度的變化情況見表2。

表2 重金屬吸附過程中吉布斯自由能變(ΔG)隨溫度的變化情況

除了對(duì)吸附的熱力學(xué)過程產(chǎn)生影響外,溫度升高還會(huì)影響到吸附材料的性質(zhì),導(dǎo)致吸附劑變質(zhì),從而影響吸附性能。如Igberase等發(fā)現(xiàn),當(dāng)溫度超過45 ℃時(shí),殼聚糖材料由于不能承受更高的溫度而引起吸附劑變質(zhì),導(dǎo)致4-氨基苯甲酸接枝的殼聚糖/環(huán)氧氯丙烷復(fù)合材料對(duì)金屬離子的吸附性能下降[39]。

3 吸附劑用量和溶液初始濃度的影響

吸附劑用量,在有些文獻(xiàn)中也稱為吸附劑濃度,單位通常為g·L-1,是評(píng)價(jià)吸附劑性能的一個(gè)常用指標(biāo)。實(shí)驗(yàn)中,通常希望使用更少的吸附劑實(shí)現(xiàn)理想的吸附效果。通過系列吸附劑用量梯度的實(shí)驗(yàn)來選擇最合適的吸附劑用量是必要的,因?yàn)楫?dāng)使用優(yōu)化后的吸附劑用量時(shí),不僅可以使吸附效果最大化,還能保證吸附劑更充分地被利用。一般來說,吸附劑用量在0.5～10 g·L-1之間,就可在較短時(shí)間內(nèi)達(dá)到較好的吸附效果[37-38,40-42]。隨著吸附劑用量的增加,重金屬離子的去除率會(huì)先升高,然后逐漸趨于穩(wěn)定[23,30,43-48]。這是因?yàn)?隨著吸附劑用量的增加,有效吸附位點(diǎn)的數(shù)量也隨之增加,重金屬離子更容易與有效吸附位點(diǎn)結(jié)合,從而使去除率提高。當(dāng)吸附劑用量達(dá)到一定值時(shí),有效吸附位點(diǎn)被充分利用,甚至出現(xiàn)富余,所以再繼續(xù)增加吸附劑用量,去除率的增高趨勢(shì)逐漸變緩,最終趨于平衡。有些吸附劑在水中會(huì)發(fā)生團(tuán)聚現(xiàn)象[49],這就導(dǎo)致在吸附劑用量增大到一定值時(shí),繼續(xù)增大吸附劑用量反而不利于重金屬離子的去除。如Jamshidifard等將MOFs材料UiO-66-NH2負(fù)載到聚丙烯腈/殼聚糖納米纖維中用于水體Pb(II)、Cd(II)和Cr(VI)的吸附去除。當(dāng)負(fù)載的MOFs質(zhì)量分?jǐn)?shù)在0～10%時(shí),隨著UiO-66-NH2質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大,吸附容量增加,MOFs質(zhì)量分?jǐn)?shù)繼續(xù)增加時(shí),吸附容量反而下降。這是因?yàn)?一些MOFs在納米纖維基體中聚集引起納米纖維的表面積減小,重金屬離子向納米纖維內(nèi)部孔隙的擴(kuò)散更加困難,導(dǎo)致了重金屬離子的有效吸附活性位點(diǎn)減少[37]。Zia在研究多孔聚乳酸/殼聚糖納米纖維對(duì)水溶液中Cu(II)的吸附時(shí)也發(fā)現(xiàn)同樣的現(xiàn)象[50]。

溶液初始濃度是影響吸附容量和去除率的關(guān)鍵參數(shù)。當(dāng)采用合適的吸附劑用量時(shí),隨著溶液初始濃度的提高,吸附劑容量一般先快速增加,然后逐漸趨于平緩,最終達(dá)到一個(gè)定值,即吸附飽和[30,36,47,51-53]。這是因?yàn)?增加溶液初始濃度,會(huì)增大重金屬離子與吸附劑活性位點(diǎn)發(fā)生碰撞的概率,同時(shí)溶液與吸附劑中較大的濃度差產(chǎn)生較大的驅(qū)動(dòng)力,能夠促進(jìn)金屬離子在吸附劑中的擴(kuò)散,即傳質(zhì)效應(yīng)增強(qiáng)[30,51,53-54]。在初始濃度達(dá)到一定值時(shí),吸附劑表面的活性位點(diǎn)被充分占據(jù),超過該濃度后無法實(shí)現(xiàn)更多的吸附增強(qiáng),吸附曲線逐漸趨于平緩。

4 溶液初始pH值的影響

溶液初始pH值是影響重金屬離子吸附的重要因素之一。溶液pH值會(huì)改變吸附劑活性位點(diǎn)的化學(xué)狀態(tài)和重金屬離子在水中的形態(tài),從而影響吸附劑對(duì)重金屬離子的吸附性能[55-56]。

4.1 溶液初始pH值對(duì)吸附材料的影響

大量研究表明,在低pH值(2～4)時(shí),大多數(shù)吸附劑對(duì)以陽離子為主要存在形態(tài)的重金屬離子(如Pb(II)、Cu(II)、Zn(II)、Cd(II))吸附性能較差。隨著溶液pH值增大,吸附性能會(huì)提高。Kenawy等用鳥酰改性纖維素吸附去除水中的Cu(II)、Cd(II)、Hg(II)、Pb(II)和Zn(II)。當(dāng)溶液pH值在1～6的范圍時(shí),材料對(duì)5種重金屬離子的吸附容量隨著pH值的增加而增加[36]。Bashir等在研究馬鈴薯淀粉磷酸聚合物對(duì)Zn(II)、Pb(II)、Cd(II)、Hg(II)的吸附性能時(shí),也得到了相似的結(jié)果,溶液pH值在2～7的范圍內(nèi),吸附容量隨著pH值的增加而增加[30]。這一現(xiàn)象通常解釋為,低pH值產(chǎn)生的質(zhì)子化效應(yīng),使得吸附劑活性位點(diǎn)帶大量正電荷,與目標(biāo)重金屬離子間存在較強(qiáng)的靜電排斥作用,以及大量的H3O+和H+與目標(biāo)離子的競爭吸附[40,57-60]。隨著溶液pH值的增加,由于金屬離子結(jié)合位點(diǎn)的脫質(zhì)子作用,材料表面的負(fù)電荷密度增大,金屬離子可以更有效地競爭可用的結(jié)合位點(diǎn),從而提高吸附性能[44,61-62]。

對(duì)于含氧陰離子的重金屬離子(如As(V)、Cr(VI)等)來說,相對(duì)較低的pH值會(huì)增大靜電吸引作用,有利于吸附。Cuong等在對(duì)活性MnO2/生物炭復(fù)合材料吸附去除As(III,V)時(shí)發(fā)現(xiàn),pH值為4時(shí)的吸附去除效果要好于pH值等于7和10時(shí)的去除效果,其中吸附劑與含氧陰離子間的靜電相互作用有著不可忽視的貢獻(xiàn)[63]。Hosseinzadeh等在對(duì)Cr(VI)的吸附研究中發(fā)現(xiàn),隨著pH值的增加,吸附容量從pH=2時(shí)的121 mg·g-1下降到pH=10時(shí)的11 mg·g-1。這種行為與活性吸附位點(diǎn)的脫質(zhì)子化以及OH-和CrO42-離子在高pH值(pH>6)下的競爭性相互作用有關(guān)。在酸性(pH=2～6)條件下,吸附劑表面帶正電荷的官能團(tuán)與帶負(fù)電荷的HCrO4-和Cr2O72-離子間的靜電相互作用,達(dá)到了較高的Cr(VI)吸附效率[64]。

根據(jù)以上討論可知,表面電荷狀態(tài)對(duì)于材料的吸附性能具有很大影響。材料表面的電荷狀態(tài)通常采用零電荷點(diǎn)或等電點(diǎn)進(jìn)行表征。零電荷點(diǎn)是指在一定的溫度、壓力和溶液組成條件下,吸附材料表面電荷密度為零時(shí)的溶液pH值。等電點(diǎn)是指在一定的溫度、壓力和溶液組成條件下,電動(dòng)電勢(shì)為零時(shí)的pH值。兩者的區(qū)別在于零電荷點(diǎn)與外表面、內(nèi)表面的總電荷量有關(guān),而等電點(diǎn)僅代表了溶液中吸附劑顆粒外表面所帶的電荷。當(dāng)溶劑為惰性電解質(zhì)或者不存在特性吸附時(shí),等電點(diǎn)與零電荷點(diǎn)的值相等[65]。目前,大多數(shù)研究采用zeta電位測試,確定材料的等電點(diǎn),確定不同溶液pH值時(shí)材料表面所帶電荷情況。當(dāng)pH值小于等電點(diǎn)時(shí),材料表面帶正電,與陽離子之間有靜電排斥作用,不利于吸附,而與含氧陰離子之間有靜電吸引作用,有利于吸附;反之亦然。

初始溶液pH值的變化還可能會(huì)對(duì)材料表面活性位點(diǎn)的結(jié)構(gòu)產(chǎn)生影響甚至是破壞。Weng等合成了磁性二硫代氨基甲酸鹽功能化石墨烯,用于吸附去除水體中Cu(II)、Cd(II)等重金屬離子,發(fā)現(xiàn)在低pH值下,除了大量H+的競爭吸附外,吸附劑吸附活性位點(diǎn)(-N-CS2-)還容易分解,產(chǎn)生胺和二氧化碳,導(dǎo)致材料的吸附容量降低[40]。Choi等在用硫醇功能化纖維素納米纖維膜吸附去除Cu(II)、Cd(II)和Pb(II)時(shí)發(fā)現(xiàn),在pH=2～7的范圍內(nèi),去除率隨pH值先增大后減小,并在pH=4時(shí)達(dá)到最大。這可能歸因于,較高pH值下,二硫鍵的形成或硫醇發(fā)生氧化反應(yīng)[66]。Monahan等也報(bào)道了二硫鍵的形成和硫醇的氧化在高pH值下易于進(jìn)行,但在低pH值下可以被抑制的現(xiàn)象[67]。

溶液初始pH值還會(huì)對(duì)材料在水中的溶解度產(chǎn)生影響。Asiabi等研究發(fā)現(xiàn),在低pH值(pH=3)條件下,吸附材料在溶液中有輕微的溶解,從而導(dǎo)致在pH=3時(shí)的吸附性能較差[68]。Zia等研究發(fā)現(xiàn),在pH值較低時(shí)的殼聚糖輕微溶解是造成低pH值條件下吸附性能下降的原因之一[50]。

綜上所述,溶液初始pH值主要是通過改變吸附材料活性位點(diǎn)的電荷狀況來影響材料與重金屬離子之間的靜電作用,從而影響吸附劑的吸附性能。此外,pH值還會(huì)影響吸附材料在水中的溶解度,改變甚至破壞活性吸附位點(diǎn)的化學(xué)結(jié)構(gòu),對(duì)材料的吸附性能產(chǎn)生了重要影響。

4.2 溶液初始pH值對(duì)重金屬離子形態(tài)的影響

溶液初始pH值對(duì)重金屬離子的存在形態(tài)會(huì)產(chǎn)生很大的影響。如Cu(II)、Pb(II)、Zn(II)、Cd(II)等在pH<6時(shí)主要以金屬陽離子形式存在,pH>6時(shí),可能會(huì)產(chǎn)生氫氧化物沉淀,對(duì)于此類重金屬離子的吸附研究,主要在pH≤6的范圍內(nèi)。圖3a顯示Cu(II)在不同溶液pH值條件下的存在形式,從中可以看出:當(dāng)pH<6時(shí),Cu2+是主要的存在形式;pH>6時(shí),則是以各種Cu(II)與氫氧根的絡(luò)合產(chǎn)物為主[69]。圖3b顯示:pH=2～3時(shí),Hg(OH)+和Hg2+是溶液中的主要存在形式,摩爾數(shù)占溶液中Hg(II)的70%;pH=4時(shí),Hg(OH)2(aq)摩爾數(shù)占溶液中Hg(II)的95%;在pH=6時(shí),Hg(OH)2(aq)的摩爾數(shù)比例上升到99.9%[70]。Lu等計(jì)算發(fā)現(xiàn),在Cl-存在時(shí),隨著pH值的變化,Hg2+形成了HgCl2(aq)、HgClOH(aq)和Hg(OH)2等存在形態(tài)(如圖3b)[24]。此外,含氧陰離子(As(III,V),Se(IV,VI),Cr(VI)等)隨著pH值的變化也存在多種形式。Cr(VI)在溶液中隨pH值的變化表現(xiàn)為H2CrO4、HCrO4-、CrO42-、Cr2O72-等多種形式。如圖4a所示,當(dāng)溶液pH<2時(shí),Cr(VI)以HCrO4-和H2CrO4形式為主;當(dāng)pH=2～4.5時(shí),主要以HCrO4-的形式存在;隨著pH值的繼續(xù)增加,HCrO4-向著CrO42-的形式轉(zhuǎn)變。pH>8時(shí),CrO42-占據(jù)絕對(duì)的優(yōu)勢(shì)[69]。圖4b、4c分別為As(V,Ⅲ)和Se(IV,VI)在水中存在狀態(tài)隨pH值的變化[71-72]。

(a)Cu(II)[69]

(a)Cr(VI)[69]

重金屬離子存在形態(tài)的不同,會(huì)影響其與吸附劑活性位點(diǎn)之間的靜電相互作用。在活性MnO2/生物炭復(fù)合材料吸附去除As(V,III)的研究中,pH=7和pH=10時(shí)對(duì)As(V)的去除效果與在pH=4時(shí)相比均有明顯下降,而對(duì)As(III)的吸附效果只有在pH=10時(shí)才有較為明顯的下降。這是因?yàn)?在pH=4～10的范圍內(nèi),As(V)主要以H2AsO4-(pH<7)和HAsO42-(pH>7)陰離子形式存在,As(III)則以非離子型H3AsO3(pH<9.1)和陰離子H2AsO3-(pH>9.1)的形態(tài)為主(如圖4b)。隨著pH值增大,吸附劑的zeta電位越來越負(fù),與As(V)之間的靜電斥力越來越大,從而引起吸附能力的下降,而對(duì)非離子型的H3AsO3沒有產(chǎn)生與靜電作用有關(guān)的影響[63]。

重金屬離子的存在形式不同,它們與活性位點(diǎn)的吸附自由能也會(huì)有差別,從而對(duì)吸附過程產(chǎn)生影響。如HCrO4-和H2CrO4的吸附自由能分別為-10.46～2.51 kJ·mol-1和-8.79～1.26 kJ·mol-1[35]。吸附法去除Cr(VI)的大量研究顯示了一個(gè)共同的規(guī)律,即隨著pH值的增大,吸附容量先增大后減小,最大吸附量停留的pH=3～5的區(qū)間內(nèi)[35,61,69,73-74]。因?yàn)樵谶@個(gè)區(qū)間內(nèi),Cr(VI)以HCrO4-為主要的存在形式,與質(zhì)子化的活性位點(diǎn)有靜電相互作用,同時(shí)HCrO4-的吸附自由能更低,從而促進(jìn)了Cr(VI)的去除。

pH值會(huì)影響到離子的氧化還原性能。例如,Cr(VI)具有較強(qiáng)的氧化性,尤其是在酸性條件下氧化性更強(qiáng)。據(jù)此,許多研究人員研究合成一類吸附劑,首先吸附捕獲Cr(VI),再將其還原為Cr(III),固定在吸附劑表面,從而達(dá)到去除Cr(VI)和減少水體毒性的目的[33,42,73,75]。

總的來說,pH值對(duì)吸附性能的影響是多方面的。在分析pH值影響時(shí),要結(jié)合吸附材料和吸附質(zhì)離子的性質(zhì)。對(duì)于吸附材料來說,需要通過zeta電位測試得到等電點(diǎn),從而判斷其表面的荷電狀況。此外,還要注意吸附材料在不同pH值條件下是否有溶解、表面官能團(tuán)是否會(huì)被破壞等問題。對(duì)于吸附質(zhì)離子來說,首先是要弄清楚其在特定pH值條件的離子存在狀態(tài),這對(duì)于判斷離子帶電情況,以及與吸附材料活性位點(diǎn)的相互作用非常重要。此外,重金屬離子在不同存在形態(tài)時(shí)的吸附自由能、氧化還原性也同樣有著不可忽視的作用。

5 共存離子的影響

電鍍、冶金等工業(yè)產(chǎn)生的含有重金屬離子的廢水中往往不只含有一種重金屬離子,而是各種有機(jī)、無機(jī)陰陽離子共存。共存的各種離子可能會(huì)對(duì)吸附過程產(chǎn)生非常復(fù)雜的影響,如離子之間的靜電相互作用、金屬離子之間產(chǎn)生的競爭吸附、不同離子之間形成的各種復(fù)雜的絡(luò)合物等。所以,采用單一離子的模擬廢水不能很好地反應(yīng)吸附劑對(duì)于實(shí)際廢水的處理情況。同時(shí),探究溶液中各種共存離子對(duì)于吸附過程的影響還有助于更加深入地理解吸附機(jī)理[76]。

5.1 背景離子的影響

背景離子一般是指水體中常見的Na+、K+、Ca2+、Mg2+等非重金屬陽離子,以及Cl-、NO3-、CO32-、PO43-、SO42-等無機(jī)陰離子。背景離子的存在可能會(huì)與目標(biāo)離子之間產(chǎn)生協(xié)同或競爭作用,影響吸附劑與吸附質(zhì)之間的靜電作用,影響重金屬離子的存在狀態(tài)等。背景離子的離子強(qiáng)度是影響吸附過程的重要因素之一。離子強(qiáng)度對(duì)不同的吸附過程產(chǎn)生不同的影響,這與吸附劑與吸附質(zhì)的性質(zhì)以及相關(guān)的吸附機(jī)理有關(guān)。對(duì)于有些吸附過程來說,背景離子的存在對(duì)吸附結(jié)果幾乎不產(chǎn)生影響[76-78],如Zhou等發(fā)現(xiàn)納米二氧化錳-生物質(zhì)復(fù)合材料對(duì)Cu(II)的吸附過程中,存在0.001～0.1 mol·L-1NaNO3并沒有對(duì)吸附容量造成顯著影響[77];聚吡咯/累托石復(fù)合材料吸附Cr(VI)的研究發(fā)現(xiàn),存在陰離子Cl-、NO3-和CO32-均未明顯影響該復(fù)合材料對(duì)Cr(VI)的吸附性能。這是因?yàn)?對(duì)于Cr(VI)的吸附涉及吸附還原過程,富電子的聚吡咯將Cr(VI)還原為Cr(III),根據(jù)勒夏特列原理,平衡向有利于吸附的方向移動(dòng),從而促進(jìn)Cr(VI)的進(jìn)一步吸附去除。陰離子Cl-、NO3-和CO32-的氧化性較弱,不足以被聚吡咯還原[73]。有些背景離子在低濃度時(shí)對(duì)吸附基本無影響,但在高濃度條件下就會(huì)產(chǎn)生明顯的影響[79-80]。如Musso等在pH=5.5的條件下,用Na+調(diào)節(jié)溶液的離子強(qiáng)度,發(fā)現(xiàn)膨潤土對(duì)Cu(II)和Ni(II)的吸附容量隨著離子強(qiáng)度的降低而增加,在Na+濃度低于0.05 mol/L時(shí),膨潤土對(duì)Cu(II)和Ni(II)的吸附容量保持最大值[79]。

在離子強(qiáng)度相同時(shí),背景離子的種類會(huì)對(duì)吸附過程產(chǎn)生不同的影響[80-84],這與背景離子的水化半徑和結(jié)構(gòu)、荷電性質(zhì)等有關(guān)。Khandaker等在對(duì)銫(Cs+)的吸附研究中發(fā)現(xiàn),相同濃度的K+和Na+對(duì)于吸附過程的影響存在差異。K+對(duì)Cs+的吸附影響相對(duì)較大,這是因?yàn)镵+的水化半徑(0.33 nm)比Na+的水化半徑(0.36 nm)更接近Cs+(0.325 nm)[81]。Wei等用胺類吸附劑去除水中砷和硒時(shí),發(fā)現(xiàn)無機(jī)陰離子對(duì)吸附過程的影響大小順序?yàn)镻O43-、SO42-、NO3-、SiO32-[72]。Hu等探究發(fā)現(xiàn)PO43-對(duì)As(V)吸附的抑制效果最明顯,其他文獻(xiàn)也報(bào)道了不同類型吸附劑對(duì)磷酸鹽與砷酸鹽的競爭性吸附,得到了相似的結(jié)論[80,82,85-88]。這是由于,磷和砷均位于第VA族,所以砷酸鹽和磷酸鹽具有相似的離子結(jié)構(gòu)和化學(xué)性質(zhì),具有相同的吸附活性位點(diǎn)[83,89]。

無機(jī)離子對(duì)吸附過程的影響會(huì)因目標(biāo)重金屬離子的不同存在一定的差異[84]。例如,Li等研究了在pH=7時(shí),不同離子強(qiáng)度(不同濃度NaCl)對(duì)As(V)和As(III)吸附過程的影響發(fā)現(xiàn),離子強(qiáng)度對(duì)于As(III)幾乎沒有影響,但離子強(qiáng)度增大,反而有利于As(V)的吸附。這是因?yàn)樵趐H=7時(shí),As(V)和As(III)分別以HAsO42-和H3AsO3的形式存在。隨著共存離子濃度從0增加到0.1 mol·L-1,吸附劑的zeta電位從-37.4 mV變?yōu)?5.4 mV,減小了吸附劑與HAsO42-的靜電排斥,而對(duì)不帶電的H3AsO3幾乎沒有影響[80]。Song等在研究無機(jī)離子對(duì)生物質(zhì)復(fù)合材料吸附去除Cr(VI)和Cd(II)時(shí)發(fā)現(xiàn),堿金屬和堿土金屬離子對(duì)Cd(II)吸附性能的影響要略大于Cr(VI);陰離子SO42-、NO3-、Cl-和PO43-對(duì)于以陰離子形態(tài)存在的Cr(VI)的吸附過程有明顯的抑制作用,而對(duì)以陽離子形態(tài)存在的Cd(II)的吸附則有明顯的促進(jìn)作用[84]。這主要是由于,兩種目標(biāo)離子的電荷狀態(tài)不同,背景陰離子引起的吸附劑電荷狀態(tài)的變化導(dǎo)致兩種目標(biāo)離子與吸附劑之間產(chǎn)生了完全相反的靜電效應(yīng)。

5.2 背景離子的影響機(jī)制

背景離子強(qiáng)度對(duì)于吸附過程的影響途徑是多樣的,一般認(rèn)為有以下幾點(diǎn)。

(1)溶液背景離子強(qiáng)度的增大,增加了其與重金屬離子之間的吸附競爭,從而減少了重金屬離子能夠獲得的有效吸附位點(diǎn)[54]。

(2)改變了吸附劑的zeta電位,影響與目標(biāo)重金屬離子之間的靜電相互作用[80]。

(3)離子強(qiáng)度的增加可以減少靜電斥力,從而引起粒子聚集,減少有效吸附位點(diǎn)的數(shù)量,從而減少對(duì)目標(biāo)重金屬離子的吸附[54,79,90-92]。

(4)影響目標(biāo)重金屬離子的活度系數(shù),限制了它們?cè)谖絼┍砻娴奈竭^程[79,92]。

(5)溶液的背景離子可能會(huì)影響吸附劑的擴(kuò)散雙電層厚度和界面電位,從而區(qū)分外球(對(duì)離子強(qiáng)度敏感)和內(nèi)球(對(duì)離子強(qiáng)度不敏感)表面復(fù)合物[76,93]。進(jìn)一步解釋就是,對(duì)于離子強(qiáng)度敏感,靜電吸引或離子交換是其中一種主要的吸附機(jī)制;反之,其吸附機(jī)制基本不涉及到靜電吸引或離子交換[91]。

(6)溶液的背景離子可能會(huì)與重金屬離子形成不利于吸附的水溶性金屬陰離子絡(luò)合物[94]。如Cl-會(huì)與Hg形成HgClOH、HgCl+和HgCl2(aq)[24],也會(huì)與Cd形成CdCl+[94]。

5.3 重金屬離子之間的相互影響

重金屬廢水中常包含了多種重金屬離子,它們?cè)陔姾尚再|(zhì)、離子尺寸、化學(xué)性質(zhì)等方面存在一些相似之處,在吸附過程中可能互相影響,這種影響可能是相互抑制,也可能是相互促進(jìn)。如含羧基的聚芳醚砜對(duì)Cu(II)、Pb(II)和Cd(II)的選擇性吸附研究中發(fā)現(xiàn),在競爭吸附條件(3種離子共存)下,對(duì)于Pb(II)、Cd(II)和Cu(II)的吸附容量相對(duì)非競爭條件(離子單獨(dú)存在)下分別下降了31.1%、74.03%和37.35%[43]。生物質(zhì)復(fù)合材料吸附去除Cd(II)和Cr(VI)的研究中,Ni(II)、Cu(II)、Zn(II)對(duì)Cr(VI)的吸附有明顯的促進(jìn)作用,其中Cu(II)的促進(jìn)效果最為明顯[84]。Zhu等在之前的相關(guān)研究中也得到了相同的結(jié)果,這是因?yàn)镃u(II)與吸附劑中的中性亞胺基團(tuán)的配位作用使其攜帶一定數(shù)量的正電荷,增加了與Cr(VI)之間的靜電吸引[95]。Ren等觀察到,在磷酸鹽存在的情況下,通過靜電吸引、三元表面絡(luò)合和或表面沉淀可以增強(qiáng)Cu(II)的吸附[96]。Huang等發(fā)現(xiàn),Cd(II)的吸附使磁性氧化石墨烯的雙靜電層壓縮,將其表面的負(fù)電荷中和,削弱了pH=5.0時(shí)表面帶負(fù)電荷的氧化石墨烯與H2AsO4-之間的靜電斥力,從而促進(jìn)了As(V)的吸附去除。同時(shí),吸附劑會(huì)與As(V)、Cd(II)形成三元表面配合物,表面配合物中暴露的As(V)可以作為新的吸附位點(diǎn),通過靜電吸引和絡(luò)合作用連續(xù)吸附溶解在溶液中的Cd(II)[97]。兩性生物吸附劑吸附Cr(VI)和Cu(II)的過程中,兩種重金屬離子之間微弱的相互影響可忽略不計(jì)[98]。

由上述可知,重金屬離子之間的相互影響有競爭吸附和協(xié)同去除兩種情況。一般來說,帶同種電荷的離子間往往存在競爭關(guān)系,而帶異種電荷的離子間常表現(xiàn)為協(xié)同去除。競爭吸附主要是因?yàn)檫@些重金屬離子具有相同(或部分相同)的吸附位點(diǎn),使得它們的吸附過程產(chǎn)生了相互抑制作用[43],而協(xié)同作用往往是由靜電作用、三元表面絡(luò)合引起的[95-97]。

5.4 選擇性吸附

水中的重金屬離子不僅是一種污染物,同時(shí)也是一種寶貴的資源。近年,人們?cè)絹碓阶⒅赜诓牧线x擇吸附性能的研究,以此來實(shí)現(xiàn)對(duì)目標(biāo)重金屬離子的選擇性吸附,從而達(dá)到對(duì)重金屬資源循環(huán)利用的目的。吸附劑的選擇性主要是通過靜電相互作用、不同功能基團(tuán)對(duì)重金屬離子不同的親和性、吸附活性位點(diǎn)的空間位阻效應(yīng)等來實(shí)現(xiàn)的。如從厭氧消化污泥中提取的生物炭吸附劑對(duì)Pb(II)具有比Cd(II)更好的吸附選擇性,這歸因于不同的金屬特性和由此產(chǎn)生的對(duì)吸附位點(diǎn)的親和力差異。Pb(II)的水合半徑(0.401 nm)小于Cd(II)(0.426 nm),且Pb(II)的水解常數(shù)的負(fù)對(duì)數(shù)(7.71)低于Cd(II)的(10.1)。這些金屬特性使得Pb(II)比Cd(II)更容易通過內(nèi)表面絡(luò)合被生物炭吸附。此外,Pb(II)與Cd(II)具有完全相同的吸附位點(diǎn)。Pb(II)為硬路易斯酸,電負(fù)性較高(2.33),Cd(II)為軟路易斯酸,電負(fù)性較低(1.69),這也導(dǎo)致Pb(II)對(duì)有機(jī)物中的大部分官能團(tuán)(包括羧基和酚羥基)具有更強(qiáng)的親和力[99]。

對(duì)于吸附劑選擇性能的研究,常用分布系數(shù)Kd和選擇性系數(shù)α作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。Kd(mL·g-1或L·g-1)表示在達(dá)到吸附平衡時(shí)吸附劑上的重金屬離子濃度(mg·g-1)與溶液中重金屬離子濃度(mg·L-1)的比值,Kd越大說明越容易被吸附,即吸附劑對(duì)該離子的吸附選擇性越好。Kd表達(dá)式為

(4)

式中:qe是吸附平衡時(shí)吸附劑上重金屬離子吸附容量;Ce是吸附平衡時(shí)溶液中重金屬離子的濃度;C0是溶液的初始重金屬離子濃度;V指的是溶液的體積;m是加入的吸附劑的質(zhì)量;Kd1和Kd2分別是目標(biāo)重金屬離子和干擾離子的分布系數(shù)。

選擇性系數(shù)α是目標(biāo)重金屬離子和干擾離子的分布系數(shù)的比值

α=Kd1/Kd2

(5)

根據(jù)定義我們可以知道,α值越大,其吸附劑對(duì)干擾離子的親和力越低[27]。Zhao等對(duì)L-半胱氨酸修飾的Uio-66 MOFs材料的吸附選擇性進(jìn)行了研究,以Hg(II)為目標(biāo)離子,Cr(VI)、Mg(II)、Ni(II)、Cd(II)、Fe(III)、Li(II)、Cu(II)、Zn(II)為干擾離子進(jìn)行實(shí)驗(yàn)探究,然后計(jì)算每種離子的分布系數(shù)Kd和選擇性系數(shù)α(見表3)。結(jié)果表明,L-半胱氨酸修飾過的Cys-UiO-66對(duì)Hg(II)的Kd值遠(yuǎn)大于其他離子,說明Cys-UiO-66對(duì)Hg(II)的有非常強(qiáng)的吸附選擇性[27]。

表3 UiO-66在有共存離子時(shí)吸附Hg(II)的分布系數(shù)Kd和選擇性系數(shù)α[27]

6 有機(jī)物的影響

水環(huán)境中有機(jī)物對(duì)于重金屬離子吸附的影響不容忽視,其中以腐殖酸(HA)和黃腐酸為代表,因?yàn)樗鼈儼颂烊凰w中約60%有機(jī)物。腐植酸含有豐富的羧基、酚基和醇基等功能基團(tuán),與水體系中溶解的重金屬離子和固體吸附劑表面官能團(tuán)相互作用,從而影響對(duì)重金屬離子的吸附[91,100]。Goh等研究發(fā)現(xiàn)天然有機(jī)物可以通過阻礙LDH表面?zhèn)髻|(zhì)、直接競爭吸附活性位點(diǎn)來抑制砷酸鹽的吸附[100]。而Khan等發(fā)現(xiàn)HA的存在對(duì)Cd(II)的吸附有一定的促進(jìn)作用[76]。

有機(jī)物對(duì)重金屬離子吸附過程的影響是復(fù)雜的,如Yang等在研究碳納米管/聚丙烯酰胺復(fù)合材料吸附Pb(II)時(shí)發(fā)現(xiàn),HA對(duì)于Pb(II)的吸附過程有明顯的影響,且與HA的濃度有很明顯的關(guān)系。在CHA<7.5 mg/L和CHA>12.5 mg/L時(shí),Pb(II)的吸附容量隨著HA濃度的增大而增加;當(dāng)7.5 mg/L

上述結(jié)果表明,水中有機(jī)物對(duì)于重金屬離子吸附的影響是非常復(fù)雜的,與重金屬離子的種類、吸附劑的性質(zhì)、有機(jī)物的種類和初始濃度都有密切的關(guān)系。

7 總 結(jié)

(1)吸附劑的物理和化學(xué)性質(zhì)是影響吸附過程的首要因素。吸附劑的粒徑、比表面積、孔徑分布與孔道結(jié)構(gòu)等物理性質(zhì),主要通過影響暴露的活性吸附位點(diǎn)的數(shù)量和吸附質(zhì)的傳質(zhì)擴(kuò)散過程,來影響吸附容量與吸附平衡時(shí)間。吸附劑不同的化學(xué)性質(zhì)除了會(huì)影響到吸附容量和吸附平衡時(shí)間,還決定了吸附劑的吸附選擇性。這取決于吸附活性位點(diǎn)對(duì)不同重金屬離子之間特定的構(gòu)效關(guān)系以及親和力的差異。

(2)溫度的影響主要與吸附過程的熱力學(xué)性質(zhì)有關(guān)。

(3)增加吸附劑用量會(huì)引進(jìn)更多的活性位點(diǎn),從而提高重金屬離子的去除率,但在研究中還需要考慮到成本、活性位點(diǎn)的利用率和過多吸附劑是否會(huì)引起團(tuán)聚現(xiàn)象等問題。

(4)增大溶液初始濃度會(huì)增大重金屬離子與吸附劑活性位點(diǎn)發(fā)生碰撞的概率,同時(shí)溶液與吸附劑中較大的濃度差產(chǎn)生大的驅(qū)動(dòng)力,能夠促進(jìn)金屬離子向吸附劑中的擴(kuò)散傳質(zhì)。在初始濃度達(dá)到一定值時(shí),吸附劑表面的活性位點(diǎn)被充分占據(jù),繼續(xù)增大初始濃度,吸附不再增強(qiáng)。

(5)pH值會(huì)改變吸附劑活性位點(diǎn)的化學(xué)狀態(tài)和重金屬離子在水中的存在形態(tài),進(jìn)而影響吸附劑與吸附質(zhì)之間的靜電相互作用和吸附自由能,改變吸附劑性能。pH值也會(huì)引起吸附劑活性位點(diǎn)或重金屬離子的氧化還原性,對(duì)涉及到還原和氧化的過程會(huì)產(chǎn)生較大影響。此外,溶液過酸或過堿時(shí)可能會(huì)導(dǎo)致某些吸附劑的溶解。

(6)共存無機(jī)離子的強(qiáng)度和種類不同,會(huì)對(duì)吸附過程產(chǎn)生不同的影響。背景離子與目標(biāo)離子競爭活性位點(diǎn),改變吸附劑與吸附質(zhì)之間的靜電作用、改變目標(biāo)金屬離子的活度系數(shù)和存在狀態(tài)。

(7)有機(jī)物往往含有豐富的官能團(tuán),對(duì)重金屬離子的吸附過程產(chǎn)生較為復(fù)雜的影響。有機(jī)物會(huì)與重金屬發(fā)生絡(luò)合反應(yīng),也會(huì)與活性位點(diǎn)結(jié)合,帶電的有機(jī)物還會(huì)影響吸附過程的靜電作用。至于這種影響是促進(jìn)還是抑制了吸附過程,則需要結(jié)合實(shí)驗(yàn)具體分析。

在吸附法去除重金屬離子研究的過程中,對(duì)于影響因素的深入研究是非常必要的。一方面,可以確定最優(yōu)的吸附條件,為吸附機(jī)理的探究提供幫助;另一方面,可以幫助評(píng)價(jià)吸附劑在成分復(fù)雜的實(shí)際廢水中的應(yīng)用價(jià)值。