祝春水, 王麗萍 , 貢梅玲, 曹文秀

(1. 淮海工學(xué)院 化學(xué)工程學(xué)院, 江蘇 連云港 222005; 2. 中國(guó)礦業(yè)大學(xué) 環(huán)境與測(cè)繪工程學(xué)院, 江蘇 徐州221008)

非晶態(tài)磷酸錫去除高鹽介質(zhì)中Pb (II)研究

祝春水1,2, 王麗萍2, 貢梅玲1, 曹文秀1

(1. 淮海工學(xué)院 化學(xué)工程學(xué)院, 江蘇 連云港 222005; 2. 中國(guó)礦業(yè)大學(xué) 環(huán)境與測(cè)繪工程學(xué)院, 江蘇 徐州221008)

利用合成的非晶態(tài)磷酸錫作為吸附劑, 研究了多種因素(pH、吸附時(shí)間、初始濃度、溫度、離子強(qiáng)度)對(duì)吸附劑吸附水溶液中Pb2+的影響。結(jié)果表明, 非晶態(tài)磷酸錫對(duì)Pb2+的吸附量隨著pH(3～6)以及吸附時(shí)間的增大而增加。用Freundlich、Langmuir模型對(duì)等溫吸附數(shù)據(jù)進(jìn)行處理, Langmuir方程擬合效果最好, 20℃時(shí)飽和吸附量達(dá)到377.36 mg/g。Dubinin-Radushkevich (D-R)模型研究表明, 吸附機(jī)理屬于化學(xué)離子交換。反應(yīng)機(jī)理為非晶態(tài)磷酸錫中的H+與溶液中的Pb2+發(fā)生了離子交換反應(yīng)。吸附過(guò)程的熱力學(xué)研究表明, 非晶態(tài)磷酸錫對(duì)Pb2+的吸附是一個(gè)自發(fā)的, 吸熱的過(guò)程, 升溫有利于吸附。離子強(qiáng)度實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明, 高鹽強(qiáng)度對(duì)非晶態(tài)磷酸錫吸附 Pb2+有一定的不利影響, 但幅度不大, 可以用于去除養(yǎng)殖海水中的Pb2+。所吸附的Pb2+可以用HCl解吸, 說(shuō)明非晶態(tài)磷酸錫具有重復(fù)利用的潛能。

非晶態(tài)磷酸錫; 高鹽介質(zhì); 鉛; 離子交換

隨著經(jīng)濟(jì)發(fā)展的加快, 沿海城市的港口建設(shè)、臨海工業(yè)、近海養(yǎng)殖等海洋開(kāi)發(fā)活動(dòng)獲得了前所未有的發(fā)展, 也給近岸海域的環(huán)境帶來(lái)了不利的影響。反過(guò)來(lái), 海水污染又損害了水產(chǎn)養(yǎng)殖產(chǎn)品的品質(zhì)。其中重金屬是影響水產(chǎn)品品質(zhì)的重要污染物。

重金屬離子具有分布范圍廣, 持續(xù)時(shí)間長(zhǎng), 不易在物質(zhì)循環(huán)和能量交換中分解的特點(diǎn), 可以在生物體內(nèi)富集并沿食物鏈傳遞, 最終危害到人類[1]。徐穎[2]在全國(guó)第2次海洋污染基線調(diào)查工作基礎(chǔ)上, 研究了連云港附近海域水環(huán)境質(zhì)量, 結(jié)果表明, 連云港附近海域已受到重金屬和有機(jī)物的污染, 其中 Pb和Hg的污染較重。陳秀開(kāi)等[3]研究了海州灣近海海水、沉積物及貝類體內(nèi)重金屬的含量和分布特征, 發(fā)現(xiàn)所檢7種生物樣品共36個(gè), 均檢出Hg、As、Cu、Pb、Cd、Zn等6種重金屬, 并都有不同程度的超標(biāo)。王曉宇等[4]發(fā)現(xiàn), 四角蛤蜊對(duì) Cd2+和 Hg2+有較強(qiáng)的耐受特性, 容易產(chǎn)生富集, 而不易表現(xiàn)出受脅迫癥狀。Kumaqai和 Sacki[5]測(cè)定日本綴錦蛤體內(nèi)的重金屬元素發(fā)現(xiàn), Hg、Cd、Pb、As含量隨體長(zhǎng)的增長(zhǎng)而增加。

作為一種新興的重金屬去除技術(shù), 吸附法具有投資少、操作簡(jiǎn)單、適用性強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn), 目前研究十分活躍。然而, 大多數(shù)吸附劑的吸附性能都隨著離子強(qiáng)度的增加而快速遞減[6-10], 在高鹽強(qiáng)度的海水環(huán)境中無(wú)法應(yīng)用。

磷酸錫具有不溶于水和有機(jī)溶劑, 能耐強(qiáng)的酸度和一定堿度, 耐輻射, 熱穩(wěn)定性和機(jī)械強(qiáng)度很強(qiáng), 化學(xué)穩(wěn)定性較高, 比表面積大, 表面電荷密度較大等優(yōu)點(diǎn)。本研究通過(guò)化學(xué)合成得到非晶態(tài)磷酸錫, 用于去除高鹽廢水中的鉛離子。可以為養(yǎng)殖海水中重金屬離子的去除提供有益的參考和指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

電子天平(BS224S, 北京賽多利斯天平有限公司); 精密 pH計(jì)(PHSJ-5, 上海雷磁公司); 智能全溫空氣振蕩器(HZQ-QX, 哈爾濱市東聯(lián)電子技術(shù)開(kāi)發(fā)有限公司); 電位滴定儀(ZDJ-4A, 上海精密科學(xué)儀器有限公司); 原子吸收分光光度計(jì)(TAS-990, 北京普析通用儀器有限公司); X射線衍射儀(X’TRA, 瑞士ARL公司)。

實(shí)驗(yàn)中所用試劑均為分析純。

1.2 材料制備

按照文獻(xiàn)方法制備非晶態(tài)磷酸錫[11]。室溫下將0.3 mol/L的SnCl4逐滴滴加到0.6 mol/L的H3PO4溶液中, 并且不斷攪拌, 反應(yīng)完畢后, 過(guò)夜陳化。然后用蒸餾水洗滌產(chǎn)物, 直至洗滌液中未檢出 Cl-。真空干燥(45℃)、研磨、過(guò)160目篩, 保存于干燥器中備用。

所得樣品的XRD圖見(jiàn)圖1, 其中在2θ為21°、26°等位置附近有微弱的磷酸錫的衍射峰, 表明產(chǎn)品為非晶態(tài)磷酸錫(圖1)。

圖1 非晶態(tài)磷酸錫XRD圖Fig. 1 XRD spectrum of amorphous tin (IV) hydrogenphosphate

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1.3.1 吸附平衡實(shí)驗(yàn)

稱取一定質(zhì)量的樣品于250 mL錐形瓶中, 加入一定體積的Pb2+貯備液, 加蒸餾水至50 mL, 得到所需濃度的溶液, 用0.5 mol/L NaOH或HCl調(diào)節(jié)溶液pH, 置于恒溫振蕩器中于一定溫度下振蕩(120 r/min)。到達(dá)反應(yīng)時(shí)間后取出樣品, 用濾紙過(guò)濾, 棄去初始 30 mL濾液, 用火焰原子吸收法測(cè)定余下的濾液中Pb2+的含量。

按下式計(jì)算吸附量q(mg/g)：

式中：C0為 Pb2+的初始質(zhì)量濃度, mg/L;Ce為 Pb2+的平衡濃度, mg/L;V為Pb2+溶液體積, L;m為樣品質(zhì)量,g。

1.3.2 Pb2+分析方法

Pb2+的濃度用原子吸收光度法(GB/T 7475-1987)分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 pH因素的影響

準(zhǔn)確移取50 mL 50 mg/L的Pb2+溶液6份于250 mL錐形瓶中, 分別調(diào)節(jié)pH至3.0, 4.0, 4.5, 5.0, 5.5,6.0, 加入0.100 0 g樣品, 在25℃下振蕩24 h后過(guò)濾,測(cè)定濃度。實(shí)驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)圖2。

圖2 pH對(duì)非晶態(tài)磷酸錫吸附Pb2+的影響Fig. 2 Effect of pH on the sorption of Pb (II) with amorphous SnP

pH對(duì)吸附劑的表面電荷和電離程度會(huì)產(chǎn)生影響[12], 因而在吸附過(guò)程中是一個(gè)重要的影響因素。從圖2中可以看出, 非晶態(tài)磷酸錫對(duì) Pb2+的吸附量在3～4.5范圍內(nèi)隨著pH的升高而快速增加, 當(dāng)pH＞4.5時(shí), 吸附量沒(méi)有明顯的變化。這可能是因?yàn)? 當(dāng) pH較低時(shí), 溶液中的 H+較多, 環(huán)繞在吸附劑周圍, 對(duì)正電荷金屬離子產(chǎn)生斥力, 影響吸附劑對(duì) Pb2+的吸附[13]。當(dāng)pH升至4.5以上時(shí), 吸附量q值接近非晶態(tài)磷酸錫對(duì) Pb2+的吸附能力, 基本達(dá)到一個(gè)動(dòng)態(tài)平衡, 因而吸附量的變化減小。后續(xù)吸附實(shí)驗(yàn)確定pH5。

2.2 時(shí)間對(duì)吸附過(guò)程的影響

準(zhǔn)確移入50 mL50 mg/L的鉛標(biāo)準(zhǔn)使用液于一系列錐形瓶中, 調(diào)節(jié)pH至5.00±0.02, 分別加入0.100 0 g樣品, 于溫度20、25、30℃下, 分別振蕩10、30、60、120、180、300、360、480 min 后過(guò)濾, 測(cè)定濾液中Pb2+濃度, 結(jié)果見(jiàn)圖3。

由圖3可知, 相同溫度下, 非晶態(tài)磷酸錫對(duì)Pb2+的吸附量隨時(shí)間呈現(xiàn)上升趨勢(shì), 在相同的吸附時(shí)間內(nèi), 吸附量隨著溫度的升高而增大。在60 min前, 由于吸附劑表面有足夠的吸附位點(diǎn), 吸附量迅速增加,隨著 Pb2+的覆蓋范圍越來(lái)越大, 吸附位點(diǎn)越來(lái)越少[14], 60 min以后q增加速度減慢, 360 min以后吸附量基本達(dá)到平衡, 由此可以取吸附最佳時(shí)間為 360 min。

圖3 不同溫度下非晶態(tài)磷酸錫吸附Pb2+的動(dòng)力學(xué)曲線Fig. 3 Effect of time on the removal of lead at different temperatures

Li等[15]在 10、20、30、40℃4 個(gè)溫度下, 用廢棄的小麥粒吸附水溶液中的Pb2+, 均在30 min后吸附達(dá)到平衡, 吸附量在3.4 mg/g左右。與本實(shí)驗(yàn)相比,吸附速率比本實(shí)驗(yàn)快, 但本實(shí)驗(yàn)的吸附效果較好,吸附量為24.5～25 mg/g。

2.3 等溫吸附研究

準(zhǔn)確移取初始濃度為 29、48、96、195、486、778、973 mg/L的鉛標(biāo)準(zhǔn)溶液各50 mL, pH均調(diào)至5.0±0.02, 分別投加 0.100 0 g樣品, 于 20℃下振蕩360 min后過(guò)濾, 測(cè)定濾液Pb2+濃度。在25、30℃下重復(fù)上述實(shí)驗(yàn)。結(jié)果見(jiàn)圖4。

圖4 非晶態(tài)磷酸錫吸附Pb2+的吸附等溫線Fig. 4 Sorption isotherm of Pb2+ on amorphous SnP at different temperatures

評(píng)價(jià)吸附劑吸附能力最好的方法是將整個(gè)吸附過(guò)程用吸附等溫線來(lái)描述。本論文利用Langmuir模型、Freundlich模型和Dubinin-Radushkevich模型進(jìn)行擬合。

(1)Langmuir模型

式中：qm為平衡時(shí)鉛離子的最大吸附量, mg/g;Ce為溶液平衡濃度, mg/L;b為與吸附親和力有關(guān)的常數(shù),L/mg。

(2) Freundlich模型

式中：qe是平衡狀態(tài)下的吸附量, mg/g;Ce是平衡狀態(tài)下溶液中金屬的濃度, mg/L;Kf和n是兩個(gè)經(jīng)驗(yàn)常數(shù), 對(duì)于指定的吸附系統(tǒng), 它們是溫度的函數(shù), 分別代表吸附能力和吸附優(yōu)惠性強(qiáng)度[16]。

(3) Dubinin-Radushkevich(D-R)等溫方程

ε值可由下式計(jì)算得到：

式中：β——與吸附能有關(guān)的常數(shù), mol2/kJ2;

ε——波蘭尼吸附勢(shì), kJ/mol;

Ce——溶液的平衡濃度, mol/L;

q,qm——平衡吸附量和最大吸附量, mol/g;

Es——吸附能, kJ/mol。

Langmuir和Freundlich模型擬合參數(shù)見(jiàn)表1。

由表1可見(jiàn), Langmuir和Freundlich模型均可較好地?cái)M合該等溫吸附過(guò)程, 但 Langmuir擬合效果更佳, 相關(guān)系數(shù)r達(dá)到0.99以上。最大吸附量qm隨著溫度的升高而增大, 說(shuō)明升溫有利于吸附的進(jìn)行。b是與吸附強(qiáng)度有關(guān)的常數(shù), 該參數(shù)越大, 說(shuō)明趨近最大吸附量所對(duì)應(yīng)的平衡質(zhì)量濃度越低, 吸附劑的低質(zhì)量濃度吸附性能越好[17], 且吸附呈單分子層形式。

平衡參數(shù)RL(Separation factor or Equilibrium parameter)定義為：

式中：b為 Langmuir常數(shù);C0為溶液的初始濃度(mg/L)。

以RL對(duì)C0作圖, 見(jiàn)圖5。

表1 Langmuir和Freundlich模型擬合參數(shù)Tab. 1 Parameters of Langmuir and Freundlich isotherm

圖5 三個(gè)溫度下不同濃度的平衡常數(shù)RLFig. 5 Curves of RL vs. C0 at different temperatures and concentrations

當(dāng) 0＜RL＜1 時(shí), 表明有利于吸附,RL＞1 時(shí)表明不利于吸附[18], 通過(guò)計(jì)算, 本實(shí)驗(yàn)中的平衡參數(shù)RL均在0至1之間。由此看出, 選用非晶態(tài)磷酸錫作為吸附劑去除水溶液中的Pb2+是可行的, 且溫度越高,RL值越小, 越有利于吸附。

上述Langmuir和Freundlich 模型還不足以解釋吸附過(guò)程的物理和化學(xué)吸附特性, 而 D-R模型可用于判斷吸附過(guò)程的性質(zhì)[15]。D-R模型的擬合參數(shù)見(jiàn)表2。

表2 D-R方程擬合參數(shù)Tab. 2 Parameters of D-R equation

D-R方程中Es值反映了在吸附劑表面每 1mol離子發(fā)生離子交換需要的能量,Es值介于 8～16 kJ/mol之間時(shí), 表明該吸附過(guò)程是化學(xué)離子交換;當(dāng)Es值小于8 kJ/mol時(shí), 表明該吸附過(guò)程是物理吸附過(guò)程[19]。由表2可知, 在三個(gè)溫度下Es的值均在8～16 kJ/mol之間, 因此本實(shí)驗(yàn)的吸附機(jī)理屬于化學(xué)離子交換。

2.4 解吸實(shí)驗(yàn)

準(zhǔn)確移取50 mL 1 000 mg/L鉛標(biāo)準(zhǔn)溶液, 將pH調(diào)至5, 投加0.200 0g非晶態(tài)磷酸錫, 振蕩6 h后過(guò)濾、稀釋, 測(cè)定濾液中Pb2+濃度。收集濾紙上的非晶態(tài)磷酸錫, 用少量蒸餾水洗滌, 干燥。分別用0.5、3、5 mol/L HCl和3 mol/LHNO3溶液浸泡收集的樣品,振蕩6 h后過(guò)濾, 稀釋, 測(cè)定解吸液中Pb2+濃度。解吸實(shí)驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)表3。

表3 非晶態(tài)磷酸錫所吸附Pb(II)的解吸率Tab. 3 Desorption ratios of Pb (II)

從上表中可以看出, 隨著HCl濃度增加, Pb2+的解吸率隨之提高, 用5 mol/L HCl解吸時(shí), 解吸率達(dá)到95.3%, 解吸效果良好, 說(shuō)明非晶態(tài)磷酸錫具有重復(fù)利用的潛能。表3還表明, HCl比HNO3更適合作為解吸介質(zhì)。

2.5 離子強(qiáng)度實(shí)驗(yàn)

通過(guò)離子強(qiáng)度實(shí)驗(yàn), 可以判斷制備的材料在高鹽強(qiáng)度(海水介質(zhì))下應(yīng)用的可行性。

實(shí)驗(yàn)中, 分別配制 50 mL鉛濃度為 50 mg/L、NaCl濃度為 0、0.15、0.3、0.6 mol/L的混合溶液, 其他條件同2.3進(jìn)行吸附實(shí)驗(yàn)。結(jié)果見(jiàn)圖6。

圖6 NaCl濃度對(duì)非晶態(tài)磷酸錫吸附Pb2+的影響Fig. 6 Effect of NaCl concentration on the sorption of Pb2+with amorphous SnP

徐潔等[20]研究了離子強(qiáng)度對(duì)東北草甸棕壤吸附Pb2+的影響, 在加入 1mol/L NaNO3后, 吸附量由 9 mg/g降低至2 mg/g, 說(shuō)明體系離子強(qiáng)度增大不利于東北草吸附 Pb2+。林友文等[21]用羧甲基殼聚糖吸附Pb2+, 隨著 KNO3濃度增大, 吸附速度逐漸減慢, 吸附量逐漸減小。李英敏等[22]用小球藻吸附Pb2+, 以高氯酸鈉調(diào)節(jié)離子強(qiáng)度, 當(dāng)濃度由0.005 mol/L提高到0.5 mol/L時(shí), 去除率由73.2%降低到63.8%。

本研究中, 隨著溶液中的 NaCl濃度的增加, 吸附量有少量減小。溶液中的NaCl濃度達(dá)到0.6 mol/L時(shí), 非晶態(tài)磷酸錫對(duì) Pb2+的吸附量仍然達(dá)到 21.684 mg/g, 是不含NaCl時(shí)吸附量的87.34 %, 說(shuō)明體系離子強(qiáng)度對(duì)非晶態(tài)磷酸錫吸附 Pb2+存在不利影響, 但影響幅度不大。

已知海水中的含鹽量約為3 %(約合NaCl 濃度0.5 mol/L), 而本研究中 NaCl設(shè)定濃度為 0～0.6 mol/L, 因此, 用非晶態(tài)磷酸錫去除養(yǎng)殖海水中的Pb2+是完全可行的。

2.6 熱力學(xué)研究

Gibbs自由能ΔG0是衡量反應(yīng)自發(fā)進(jìn)行的標(biāo)準(zhǔn),如果ΔG0為負(fù)值, 說(shuō)明在一定溫度下反應(yīng)是自發(fā)進(jìn)行的。在吸附反應(yīng)中, 自由能變?chǔ)0與平衡常數(shù)k有關(guān), 存在以下關(guān)系式[23]：

式中：ΔG0是反應(yīng)自由能變, kJ/mol;R是氣體反應(yīng)常數(shù), 為 8.314 J/(mol·K);T是絕對(duì)溫度,K。k=b×207.2×1000,b為L(zhǎng)angmuir常數(shù)。

式中：ΔH0為反應(yīng)焓, kJ/mol; ΔS0為反應(yīng)熵,kJ/(mol·K)。

以ΔG0對(duì) T作圖, 其截距即為ΔH0, 其斜率即為ΔS0。不同溫度下的熱力學(xué)參數(shù)見(jiàn)表4。

表4 非晶態(tài)磷酸錫吸附Pb2+的熱力學(xué)參數(shù)Tab. 4 Thermodynamic parameters of Pb2+ sorption with amorphous SnP

由表4可見(jiàn), 各溫度下吉布斯自由能ΔG0為負(fù)值,說(shuō)明非晶態(tài)磷酸錫對(duì)鉛離子的吸附是自發(fā)的。隨著溫度的升高, ΔG0減小, 表明溫度越高自發(fā)程度越大。反應(yīng)焓變?chǔ)0反映了吸附系統(tǒng)熱的變化情況, 在本實(shí)驗(yàn)中ΔH0為正值, 說(shuō)明非晶態(tài)磷酸錫吸附鉛為吸熱過(guò)程, 升溫有利于吸附。

根據(jù)熵增原理, ΔS0＞0意味著反應(yīng)時(shí)吸附界面上的混亂度增加。這可能是因?yàn)?Pb2+在溶液中不僅以簡(jiǎn)單的離子形式存在, 還會(huì)發(fā)生水解生成 Pb(OH)+及與水結(jié)合形成水合離子, 當(dāng)它們被吸附時(shí), OH-及結(jié)合水離解出來(lái), 從而增加系統(tǒng)的熵值, 導(dǎo)致ΔS0＞0。

2.7 反應(yīng)機(jī)理分析

2.7.1 pH變化與吸附量的關(guān)系

吸附反應(yīng)前, 溶液的 pH值均調(diào)節(jié)為 5, 吸附反應(yīng)后, 溶液中的pH值都不同程度的降低。在20℃的等溫吸附實(shí)驗(yàn)后, 分別測(cè)定不同初始濃度的剩余溶液的pH值, 以樣品吸附的Pb2+量為橫坐標(biāo), 吸附前后的H+變化量為縱坐標(biāo)作圖, 見(jiàn)圖7。

由圖7可見(jiàn), Pb2+吸附量越大, pH值下降程度越大, H+量增加越多。說(shuō)明樣品的吸附過(guò)程為非晶態(tài)磷酸錫中的H+與其表面吸附的Pb2+發(fā)生了離子交換反應(yīng)。直線的斜率為 2.07, 接近 Pb2+與 H+的理論反應(yīng)摩爾比 2.0, 表明吸附過(guò)程可能的反應(yīng)機(jī)理如下：Sn(HPO4)2·2H2O+ Pb2+→SnPb(PO4)2·2H2O + 2H+。

2.7.2 電位滴定實(shí)驗(yàn)

(1) 空白實(shí)驗(yàn)：在溶液杯中加入 50 mL 0.1 mol/L的NaCl溶液, 用0.01mol/L的NaOH溶液調(diào)節(jié)pH, 用電位滴定儀滴定至pH為9時(shí), 停止滴定。

圖7 Pb2+的吸附量與吸附后溶液中H+增加量關(guān)系Fig. 7 Relation between pH and sorption capacity

(2) 在NaCl溶液中分別加入0.100 0 g非晶態(tài)磷酸錫, 25 mL100mg/L鉛標(biāo)準(zhǔn)溶液, 及同時(shí)加入上述兩種物質(zhì), 用電位滴定儀滴定。

以加入的NaOH溶液體積為橫坐標(biāo), 以pH為縱坐標(biāo)作圖, 得圖8、9：

圖8 NaCl介質(zhì)中的空白滴定Fig. 8 pH-titration in the media of NaCl (blank titration)

圖9 NaCl介質(zhì)中樣品滴定Fig. 9 pH titration curves in the media of NaCl

將加入樣品后的曲線與空白實(shí)驗(yàn)做比較可以看出, 加入樣品后, 溶液的 pH值明顯下降了, 進(jìn)一步驗(yàn)證了吸附劑對(duì) Pb2+的吸附機(jī)理是樣品吸附的 Pb2+與樣品中的H+發(fā)生了離子交換反應(yīng)。

3 結(jié)論

(1) 在20、25、30℃3個(gè)溫度下, 吸附過(guò)程均很好的符合 Langmuir等溫式, 飽和吸附量分別為377.36、378.79和 408.16 mg/g。

(2) 非晶態(tài)磷酸錫吸附鉛的過(guò)程是一個(gè)化學(xué)離子交換過(guò)程。吸附機(jī)理是非晶態(tài)磷酸錫中的H+與溶液中的Pb2+發(fā)生了離子交換反應(yīng)。

(3) 在較高濃度的HCl介質(zhì)中, 非晶態(tài)磷酸錫吸附的鉛可以解吸回收, 說(shuō)明非晶態(tài)磷酸錫具有重復(fù)利用的潛能。

(4) 離子強(qiáng)度實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明, 用非晶態(tài)磷酸錫去除高鹽度介質(zhì)(如養(yǎng)殖海水)中的 Pb2+是完全可行的。

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Removal of lead(II) from hypersaline media with amorphous tin(IV) phosphate

ZHU Chun-shui1,2, WANG Li-ping2, GONG Meiling1, CAO Wen-xiu1
(1. School of Chemical Engineering, Huai-hai Institute of Technology, Lianyungang 222005, China; 2. School of Environment Science and Spatial Informatics, China university of Mining and technology, Xuzhou, 221008, China)

Aug., 31, 2010

amorphous tin(IV) phosphate; hypersaline media; lead; ion exchange

Amorphous tin (IV) phosphate was used as an adsorbent to remove Pb (II) from aqueous solution. The extent of adsorption was investigated as a function of pH, contact time, adsorbate concentration, reaction temperature, and ionic strength. Experimental results showed that the amount of adsorbed lead ions increased with the increases of solution pH in the examined range (3～6) and reaction time. The equilibrium data were analyzed using the Freundlich or Langmuir isotherm model depending on temperature. The results showed that the sorption process followed the Langmuir model well. The maximum sorption capacity amounted to 377.36 mg/g at 20℃.The free energyEs(kJ/mol) obtained from the D-R isotherm also indicated the sorption process was mediated by an ion-exchange mechanism between Pb2+and H+. The negative ΔG0values and the positive ΔH0and ΔS0at various temperatures confirmed the adsorption processes were spontaneous and endothermic. Ionic strength experiments showed that it was feasible for amorphous tin(IV) phosphate in removing Pb2+from hyper-saline media, such as marine culture wastewater. Desorption experiment in the media of HCl solution indicated the adsorbent could be reused, which enhanced its feasibility in practical application.

X55 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：1000-3096(2011)11-0090-07

2010-08-31;

2010-11-28

江蘇省海洋資源開(kāi)發(fā)研究院科技開(kāi)放基金項(xiàng)目(JSIMR09D03); 江蘇省研究生培養(yǎng)創(chuàng)新工程項(xiàng)目, 淮海工學(xué)院自然科學(xué)基金項(xiàng)目(Z2009017)

祝春水(1979-), 男, 浙江江山人, 講師, 博士研究生,研究方向：環(huán)境污染治理,電話 ：0518-85895410, E-mail：silk588@126.com

康亦兼)