温度对硼在三种矿物上吸附-解吸特性的影响

在实验室对天然Ca 蒙脱进行了纯化 ,并在一定条件下人工合成了针铁矿、水锰矿 ,以此作为实验材料 ,用吸附—解吸平衡法和反应动力学方法研究了温度对硼在Ca 蒙脱 ,针铁矿 ,水锰矿上的吸附、解吸特性的影响。结果表明 :随温度升高 ,Ca 蒙脱对硼的吸附量升高 ,其对硼的解吸滞后性下降 ,水锰矿和针铁矿对硼的吸附量下降 ,其对硼的解吸滞后性加强。计算表明 ,在常温下 ,硼在Ca 蒙脱上的吸附热为 63.0 8kJmol- 1 ,在针铁矿和水锰矿上分别为 - 1 2 2 .45和 - 93 .91kJmol- 1 ,硼在Ca 蒙脱、针铁矿和水锰矿上的解吸热分别为- 31 .0 2 ,53 .95和 46 .30kJmol- 1 。上述结果说明 ,硼在Ca 蒙脱上的吸附为吸热过程 ,解吸为放热过程 ;硼在针铁矿、水锰矿上的吸附为放热过程 ,解吸为吸热过程。随着温度的升高 ,硼与矿物的初始反应速率明显加快 ,而整体反应速率略有下降。     

伊毛缟石对蒙脱土和高岭土分散凝聚特性的影响

[目的]探究伊毛缟石对蒙脱土和高岭土分散凝聚特性的影响,为水土保持和环境保护工作提供理论依据。[方法]采用浊度法测定黏土的分散性、离子交换法测定黏土电荷特性、电子显微镜观察等实验方法,将蒙脱土和高岭土溶液分别按一定比例混合伊毛缟石溶液,观察伊毛缟石对蒙脱土和高岭土分散凝聚特性的影响。[结果]伊毛缟石和蒙脱土的1∶1混合溶液,在全部pH值范围内保持凝聚;未脱铁处理的高岭土在pH值为5.9以下凝聚,在pH值为6.0以上分散,添加约5%的伊毛缟石使它的分散凝聚特性逆转。[结论]从微观上看,无论在酸性还是碱性条件下,伊毛缟石混合溶液都呈凝聚状态。酸性时,伊毛缟石的可变电荷和结晶性黏土矿物的永久电荷之间的引力形成凝聚;碱性时,伊毛缟石的表面变成中性形成凝聚。     

Sb(V)在三种矿物表面的吸附行为

用研究了蒙脱土、高岭土和针铁矿在不同的pH与离子强度的介质条件下对Sb(V)的吸附及解吸行为。3种矿物对Sb(V)的吸附能力差别较大,蒙脱土的吸附量远大于针铁矿和高岭土,针铁矿与高岭土的吸附能力相近。pH对Sb(V)在3种矿物表面的吸附行为影响显著。随pH的升高,Sb(V)的吸附均减弱。吸附在高岭土表面的Sb(V)易解吸,而针铁矿和蒙脱土表面的Sb(V)不易解吸。随离子强度升高,高岭土对Sb(V)的吸附减弱;离子强度对Sb(V)在针铁矿和蒙脱土表面吸附的影响较小。     

不同pH条件下添加纳米型蒙脱土和高岭土对溶液中铜的去除效果研究

通过有机插层法对蒙脱土、高岭土进行改性,制备成纳米型蒙脱土、高岭土,并利用制备的纳米型高岭土、蒙脱土对溶液中铜的吸附效果及吸附机理进行了研究。结果表明,纳米型蒙脱土和高岭土对溶液中的铜具有很好的去除效果,其吸附等温线可以用Langmuir和Freundlich方程进行拟合。相比而言,蒙脱土比高岭土具有较高的吸附量和吸附亲和力参数。在溶液中铜离子浓度低于120 mg/L时,纳米型蒙脱土、高岭土对铜的最大去除率分别达到99.5%和94.3%,对溶液中铜的去除率随铜离子浓度增加和溶液的pH降低而降低。     

镁铝双氢氧化物和镁铁铝改性蒙脱土去除水体中磷的吸附效果研究

通过间歇式批实验和动力学实验研究了不同pH条件下磷酸盐在镁铝双氢氧化物（Mg-Al-LDH）、钠基膨润土（Na-Mt）及镁铁铝改性膨润土（Mg-Al-Mt、Fe-Mt和Fe-Al-Mt）的吸附特征。结果表明,在pH4.5～9.0范围内,随着pH的升高,Na-Mt,Fe-Mt和Fe-Al-Mt3种矿物对磷的吸附率相应减少,镁铝双氢氧化物对磷的吸附率有所增加;Mg-Al-LDH、Fe-Mt和Fe-Al-Mt的对磷吸附率约为95%,比Mg-Al-Mt高40%,比Na-Mt高80%。用Langmuir方程描述磷的等温吸附过程,最大吸附容量（Qm）大小顺序为Fe-Al-Mt〉Fe-Mt〉Mg-Al-LDH〉Mg-Al-Mt〉Na-Mt,b值大小依次为Mg-Al-LDH〉Fe-Mt〉Fe-Al-Mt〉Mg-Al-Mt〉Na-Mt,最大缓冲容量（Qmb）以Mg-Al-LDH的为最大,Na-Mt的为最小;Freundlich等温吸附方程参数KF代表相对吸附容量,以Mg-Al-LDH的KF值最高,依次是Fe-Mt、Fe-Al-Mt和Mg-Al-Mt,Na-Mt的KF值最小,这与Qmb的结果一致;决定系数（R2）表明,Langmuir等温吸附方程能更好地拟合铁改性蒙脱土和铁铝改性蒙脱土,而Freundlich方程对钠蒙脱土,双氢氧化物和镁铝改性蒙脱土的拟合效果要好。磷酸盐吸附过程分为快反应和慢反应,用动力学实验数据进行拟合,准二级动力学方程能够更好的拟合改性蒙脱土和Mg-Al-LDH对磷的动力学吸附数据,其决定系数为0.999;Elovich方程拟合改性蒙脱土磷酸盐的吸附数据也有很好的相关性（R2为0.89～0.94）。Na-Mt矿物磷酸盐的吸附用抛物线扩散方程描述最为合适,原因可能是磷酸盐镶嵌在矿物层间是一个扩散过程,不涉及化学吸附过程。     

胡敏酸吸附解吸Fe3+反应特征研究

采用C-25葡聚糖凝胶层析方法研究了在不同酸度、离子强度、温度条件下胡敏酸（HA）吸附解吸Fe3^＋特征.结果表明,在相同离子强度、反应温度条件下,随着pH的升高,HA对Fe（Ⅲ）最大吸附量Smax和吸附平衡常数k增加,标准摩尔自由能变△Gom绝对值减小.相同pH和温度下,离子强度从0.00到0.10mol L^-1,HA对Fe（Ⅲ）最大吸附量Smax和吸附亲和力常数k增加,自由能变△G^o m绝对值减小,但离子强度从0.10 mol L^-1继续上升到0.15 mol L^-1,则上述特征常数变化刚好相反.温度升高,胡敏酸吸附Fe3^＋的最大吸附量、吸附平衡常数k、自由能变△G^o m绝对值均较大幅度降低,表明升高温度对吸附反应不利.吸附反应的焓变△H^o m和熵变△S^o m均小于零,为放热反应,反应向更有序状态进行;在相同条件下,pH越大,焓变△H^o m和熵变△rS^θ m绝对值越大,表明pH越大,越有利于吸附反应的进行.随着pH的升高,Fe3^＋被还原的百分率η减小,用幂函数方程拟合,相关系数达到显著水平.随着pH的降低,胡敏酸铁Fe3^＋解吸率增大;对解吸率曲线进行拟合,线形方程具有显著的相关系数.胡敏酸吸附Fe3^＋的反应为包括胡敏酸内部和外部结合的“两相”反应.     

水稻土FDA水解酶活性的测定方法及应用

在土壤质量指标研究中,许多研究人员认为荧光素二乙酸酯(Fluorescein d iacetate,又称3′6′-二乙酰-荧光素,FDA)水解反应能较好地反映土壤微生物活性和土壤质量的变化[1~3],将其作为土壤生物学指标之一[4]。FDA的水解反应最早于1963年由Kramer和Guibault用来测定脂肪酶的活性[5],直至1980年FDA的水解反应才被用来检测微生物活性[1]。Swisher和Carroll报告[1]FDA水解生成荧光素的量与冷杉叶上生长的微生物群体数量成正比;他们同时提出了测定土壤FDA水解酶活性的基本方法。Schnürer和Rosswall[2]利用这一反应测定了土壤     

塿土表面铜吸附解吸的动力学特征及滞后效应

采用间歇法发现土娄土及不同处理土样对铜离子的吸附过程遵循二级反应动力学方程 ,吸附速率常数ka 呈 :土娄土 >去OM土娄土 >去Ca土娄土 >去Ca、OM土娄土 ;解吸过程符合两点位一级动力学方程 ,第一点位解吸速率常数kd1大于第二点位解吸速率常数kd2 ;各土样解吸速率常数的大小顺序与ka相反 ;吸附 解吸之间的滞后效应用ka/kd来衡量 ,滞后程度大小与ka大小顺序一致     

酸性条件下H+Ca2+在红壤表面反应的能量特征

用自行设计的动力学装置研究了酸性条件下H -Ca2 在红壤表面的反应动力学能量特征。结果表明 ,酸性条件下Ca2 吸附分为快反应和慢反应。用一级动力学方程拟合的Ca2 最大吸附量随酸度增加显著下降 ,随温度升高提前达到平衡。用双常数方程描述Ca2 在吸附点位能量分布的不均匀性 ,用扩散速率常数计算的活化能 (Eb )随酸度的增加而增加 ,Ca2 扩散需克服的能障加大 ;ΔH 值为正 ,温度升高可促进Ca2 的扩散 ;ΔS 值均为负 ,说明吸附反应使体系有序度增加。原液pH为 4 .5和 5 .6时 ,流出液的pH急剧下降 ,H 表观释放量用一级动力学和双常数方程拟合为最佳模型 ,其次是Elovich方程、扩散方程和零级方程 ;pH5 .6处理时H 、Al3 扩散进入溶液克服的能障比pH 4 .5处理的小 ,后者质子扩散需热能较大而不易进行 ;H 扩散活化焓变为正 ,其扩散是吸热过程。pH 3.5时流入液比流出液的pH高 ,是由于土壤的缓冲作用、土壤表面质子化和硫酸根专性吸附释放羟基 ;当溶液中H 超过一定数量后 ,向颗粒表面扩散的H 量比向外释放的多 ,反应初期的H 消耗是快反应过程。H 消耗的活化能及热焓比其释放的低 ,更有利于H 的吸附 ,因H 对矿物的溶蚀成为速率控制步骤 ,H 对矿物的溶解可用扩散方程和Elovich方程描述     

土壤性质对1-丁基-3-甲基咪唑类离子液体吸附/脱附行为的影响

研究了2种咪唑类离子液体(ILs)——氯化1-丁基-3-甲基咪唑([Bmim][Cl])和1-丁基-3-甲基咪唑双三氟甲磺酰亚胺盐([Bmim][(CF_3SO_2)_2])在16种土壤上的吸附/脱附规律,探讨了土壤理化性质对于吸附/脱附行为的影响。研究发现,[Bmim][Cl]和[Bmim][(CF_3SO_2)_2N]的土壤吸附系数与土壤阳离子交换量(CEC)呈正相关性,相关系数(R~2)分别为0.842 9和0.835 3(P0.05),表明土壤主要通过静电作用来吸附ILs,而与土壤总有机碳含量(TOC%)的R~2值仅分别为0.003 5和0.073 0(P0.01),说明ILs与土壤有机质的疏水结合作用为相对次要。ILs阴离子基团对吸附行为有一定的影响,但并不明显。ILs吸附/脱附的迟滞系数(HI)均小于1,可能与(ILs)在土壤粘土/有机质上的不可逆结合有关。其中,CEC和[Bmim][Cl]和[Bmim][(CF_3SO_2)_2]的HI之间存在较大的相关性(R~2分别为0.772 9,0.781 5,P0.01),说明CEC对迟滞行为有着不可忽视的影响。