鄧紅梅　張紫君，2　許楠. 廣州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院廣州 50006；2. 北京大學(xué)深圳研究生院環(huán)境與能源學(xué)院深圳 58055；? 通信作者E-mail：xunan@szpku.edu.cn

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CMC-g-PAA/AM/ATP水凝膠對水體中Cd（II）的吸附性能及機(jī)理研究

鄧紅梅1張紫君1，2許楠2，?
1. 廣州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院廣州 510006；2. 北京大學(xué)深圳研究生院環(huán)境與能源學(xué)院深圳 518055；? 通信作者E-mail：xunan@szpku.edu.cn

在凹凸棒黏土（ATP）的存在下以羧甲基纖維素（CMC）為主鏈過硫酸銨（APS）作為引發(fā)劑以 N，N-亞甲基雙丙烯酰胺（MBA）作交聯(lián)劑與丙烯酸（AA）和丙烯酰胺（AM）進(jìn)行接枝共聚合成羧甲基纖維素-接枝-聚丙烯酸/丙烯酰胺/凹凸棒黏土（CMC-g-PAA/AM/ATP）復(fù)合水凝膠。采用該種材料吸附去除水體中的 Cd（Ⅱ），考察溶液初始 pH、金屬離子濃度、反應(yīng)時間、反應(yīng)溫度、吸附劑投加量等因素對吸附反應(yīng)的影響并借助傅里葉轉(zhuǎn)換紅外光譜（FT-IR）和 X射線光電子能譜（XPS）探究吸附機(jī)理。結(jié)果表明初始 pH范圍在 4.0～8.0內(nèi)吸附效果佳吸附反應(yīng)在 40 分鐘內(nèi)達(dá)到平衡整個吸附過程更符合準(zhǔn)二級動力學(xué)模型吸附過程中放熱。CMC-g-PAA/AM/ATP 可以快速、有效地去除水溶液中的 Cd（II）吸附機(jī)理包括靜電作用、絡(luò)合作用和離子交換作用。

CMC-g-PAA/AM/ATP；Cd（II）；吸附；機(jī)理

北京大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版） 第52卷 第3期 2016年5月

Acta Scientiarum Naturalium Universitatis PekinensisVol. 52No.3（May 2016）doi：10.13209/j.0479-8023.2016.066

現(xiàn)代社會經(jīng)濟(jì)飛速發(fā)展產(chǎn)生大量的生活污水、工業(yè)廢水以及固體廢棄物的滲濾液這些廢水通常含有眾多的重金屬離子進(jìn)入水體中難以降解，并具有生物積累性極易通過食物鏈富集威脅人類健康。鎘（Cd）是生物毒性最強的重金屬元素之一各種化學(xué)形態(tài)存在的 Cd 通過廢水、廢氣及廢渣進(jìn)入環(huán)境或者生態(tài)系統(tǒng)后會發(fā)生遷移、轉(zhuǎn)化和積累不僅造成嚴(yán)重的污染也威脅著飲用水安全。因此世界自然基金會的《環(huán)境中具有生殖和內(nèi)分泌干擾作用的化學(xué)物質(zhì)清單》將其與 PbHg一起列為僅有的 3種金屬類內(nèi)分泌干擾物美國環(huán)保總署和日本環(huán)境廳也分別將 Cd列為疑似內(nèi)分泌干擾物［1］。目前常用的去除水體中 Cd（Ⅱ）的方法有化學(xué)沉淀法［2］、吸附法［3］、離子交換法［4］、生物法［5］等?；瘜W(xué)沉淀法因沉淀難于處理而造成二次污染離子交換法因處理成本昂貴而使其推廣受到限制吸附法因其工藝簡單、成本低、去除效果好而頗受青睞。

水凝膠是一種經(jīng)適度交聯(lián)而具有三維網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)的新型功能高分子材料含有大量的如羥基、羧基、磺酸基、酰胺基等多種活性基團(tuán)它們可通過配位作用、離子交換作用等與重金屬結(jié)合［6］。由于水凝膠合成成本低廉吸附性能好可循環(huán)利用，因此在水處理領(lǐng)域的研究愈來愈多［7-8］已經(jīng)公認(rèn)為是一種有發(fā)展?jié)摿Φ膹墓I(yè)廢水和自然水體中富集、分離和回收重金屬的新材料。羧甲基纖維素（carboxymethyl celluloseCMC）是一種含有羧甲基取代基的天然纖維素衍生物其成本低廉、來源廣泛無毒且抗鹽性強［9］。CMC 分子量不大其黏度、強度和吸水性受到一定限制。然而CMC分子鏈上豐富的羧基和羥基使其易于進(jìn)行接枝改性形成不溶于水的水凝膠性能得以改善和提高。并且，CMC接枝型水凝膠具有良好的生物降解性是一種環(huán)境友好型高分子材料［10］。凹凸棒黏土（attapulgiteATP）是一種天然富含鎂鋁的硅酸鹽礦物其表面含有大量的—OH 和 Si—O 等活性基團(tuán)，選用其做基體水凝膠的接枝材料既能改善其性能，又能降低成本［11］。近年來用化學(xué)引發(fā)、輻射引發(fā)等技術(shù)合成纖維素基水凝膠并將其用于超水材料及染料和重金屬廢水處理的研究較多但對于吸附去除重金屬離子的機(jī)理研究報道卻較少［12］。

本文在ATP的存在下以CMC為主鏈選用過硫酸銨（ammonim peroxodisulphateAPS）作為引發(fā)劑以 N，N′-亞甲基雙丙烯酰胺（MBA）作交聯(lián)劑，與丙烯酸（acrylic acidAA）和丙烯酰胺（acrylic amideAM）進(jìn)行接枝共聚合成羧甲基纖維素-接枝-聚丙烯酸/丙烯酰胺/凹凸棒黏土（CMC-g-PAA/AM/ATP）復(fù)合水凝膠材料考察其對 Cd（II）的吸附性能及脫附再生行為并借助傅里葉轉(zhuǎn)換紅外光譜（FT-IR）以及X射線光電子能譜（XPS）對吸附機(jī)理進(jìn)行探究。本文的結(jié)果對開發(fā)高性能水凝膠材料的合成方法研究吸附過程的化學(xué)本質(zhì)和參與吸附作用的化學(xué)功能團(tuán)具有重要的科學(xué)意義。

1　材料和方法

1.1 儀器與試劑

羧甲基纖維素（CMC）：國藥集團(tuán)化學(xué)試劑公司，化學(xué)純；丙烯酸（AA）：C. P上海五聯(lián)化學(xué)試劑廠，化學(xué)純使用前經(jīng)減壓蒸餾；丙烯酰胺（AM）：上?；瘜W(xué)試劑公司分析純；過硫酸銨（APS）：上?；瘜W(xué)試劑公司分析純使用前使用蒸餾水重結(jié)晶；N，N-亞甲基雙丙烯酰胺（MBA）：上?；瘜W(xué)試劑公司，化學(xué)純直接使用；天然凹凸棒石（ATP）：工業(yè)級，江蘇盱眙奧特邦礦物有限公司經(jīng)碾碎過320目。所用試劑 HClNaOHHNO3CH3COOH 和Cd（NO3）2均為分析純購自中國廣州化學(xué)試劑廠，實驗室用水為超純水。

實驗儀器有 AA6800 原子吸收分光光度計（日本）、Phs-3C 賽多利斯酸度計、TDL-5-A 冷凍離心機(jī)、81-2 型恒溫磁力攪拌器、BT125D 電子分析天平、ZHWY-100B 經(jīng)典型多振幅軌道搖床、JSM-7001F 型掃描電子顯微鏡、Nicolet Nexus型紅外光譜分析儀（KBr 壓片）以及 Kratos ASIS-HS 型 X 射線電子能譜儀。

1.2 CMC-g-PAA/AM/ATP的制備

在裝有攪拌棒、回流冷凝管、溫度計和 N2管的250 mL四口燒瓶中加入0.72gCMC攪拌至完全溶解然后加入 7.2 g AA （中和度為 70%）和0.95 g AM同時加入0.0296g交聯(lián)劑MBA攪拌使之完全溶解后再加入3.0 g ATP。通入N230分鐘后開始升溫到 40°C 時加入APS引發(fā)劑0.0956g在 80°C 維持3小時后產(chǎn)物用蒸餾水洗滌然后在 70°C 烘干后粉碎過 40～80 目篩，備用。

1.3 去除Cd（Ⅱ）的靜態(tài)吸附實驗

取一定初始質(zhì)量濃度的 Cd（Ⅱ）溶液 20 mL 置于 50 mL 離心管內(nèi)通過滴加稀 HCl和稀 NaOH調(diào)節(jié) pH值加入一定量的 CMC-g-PAA/AM/ATP后放入恒溫振蕩器中調(diào)節(jié)反應(yīng)溫度轉(zhuǎn)速 250 rpm。振蕩結(jié)束后通過 0.45 μm 微孔濾膜過濾分離得上清液用火焰原子吸收光譜（FAAS）測定Cd（Ⅱ）濃度。根據(jù)實驗設(shè)計在保持其他反應(yīng)條件不變的情況下改變其中一個條件進(jìn)行批實驗。具體實驗參數(shù)如表1所示。

脫附實驗使用的脫附劑為 0.1 mol/L 的 HNO3和 CH3COOH 溶液。將吸附 Cd（Ⅱ）后的吸附劑烘干重新裝入盛有20 mL酸液的離心管中室溫下振蕩脫附4小時結(jié)束后測定溶液中 Cd（Ⅱ）的濃度計算脫附量與脫附率。

1.4 數(shù)據(jù)分析

吸附達(dá)到平衡時CMC-g-PAA/AM/ATP 對Cd（Ⅱ）的吸附量 qe（mg/g）以及去除率（Ads%）的計算公式為

式中qe表示平衡時單位吸附劑吸附溶液中重金屬的量（mg/g）C0表示初始溶液中重金屬離子的濃度（mg/L）Ce表示平衡時溶液中重金屬離子的濃度（mg/L）V 表示溶液體積（L）；m表示吸附劑用量（g）。

脫附率（%）的計算公式為

脫附率=吸附容量/脫附容量×100。

所有檢測的數(shù)據(jù)都重復(fù)3次所有處理均獨立重復(fù)3次以平均值作為測定結(jié)果。

2　結(jié)果與討論

2.1 溶液初始pH對吸附的影響

重金屬溶液的初始 pH 是吸附過程中一個重要的影響因素考慮到 Cd（Ⅱ）的水解和沉淀作用在pH為 2～8的范圍內(nèi)進(jìn)行研究。CMC-g-PAA/AM/ ATP 對不同 pH 值溶液中 Cd（II）的吸附結(jié)果如圖 1所示。

表1　CMC-g-PAA/AM/ATP吸附Cd（II）批實驗參數(shù)Table1 Parameters of batch test for Cd（II） adsorption onto CMC-g-PAA/AM/ATP

從圖1可以看出在pH為2時CMC-g-PAA/ AM/ATP 對 Cd（Ⅱ）的吸附量非常??；當(dāng) pH 值逐漸增加至4時吸附量隨之迅速增大；當(dāng) pH 繼續(xù)增大至8時CMC-g-PAA/AM/ATP對Cd（Ⅱ）吸附量的變化趨于平緩逐漸達(dá)到平衡狀態(tài)。這可能是因為低pH值時吸附劑中的—NH2的質(zhì)子化作用非常明顯形成大量—NH3+與 Cd2+之間產(chǎn)生靜電斥力減少了可吸附金屬離子的結(jié)合位點。此外，大量的羧酸基團(tuán)被質(zhì)子化并且參與分子間的氫鍵形成這就意味著一些結(jié)合位點被氫原子占據(jù)導(dǎo)致CMC-g-PAA/AM/ATP 的吸附能力降低。隨著pH值的逐漸增大—NH2的質(zhì)子化作用減小更多的—NH2可能與金屬離子發(fā)生絡(luò)合作用使得吸附率逐漸增大［13］。此外較高的pH值條件下—COOH可電離產(chǎn)生—COO-與金屬離子之間產(chǎn)生靜電引力使得吸附量增加；并且—COOH 還可能直接與二價金屬離子產(chǎn)生離子交換作用［14］。因此可以推斷CMC-g-PAA/AM/ATP對Cd（II）的吸附機(jī)理可能包括靜電作用、絡(luò)合作用和離子交換作用具體過程如下：

—NH2的質(zhì)子化作用：R—NH2+ H+? R—NH3+，

Cd2+與—NH2的絡(luò)合作用：R—NH2+ Cd2+? R —NH2Cd2+；

—COOH的電離：R—COOH ? R—COO-+ H+；

Cd2+與—COO-的絡(luò)合作用：R—COO-+ Cd2+?R—COO-Cd2+；

—COOH與Cd2+的離子交換作用：R—COOH+

Cd2+? R—COO-Cd2++ H+。

2.2 吸附動力學(xué)

為探究這種復(fù)合水凝膠材料對Cd（Ⅱ）的吸附速率對其進(jìn)行吸附動力學(xué)實驗。圖2顯示3種不同吸附劑用量（515和25mg）下不同反應(yīng)時間點吸附容量和吸附去除率的變化。從圖2可以看出，吸附反應(yīng)的前10分鐘CMC-g-PAA/AM/ATP 對Cd（Ⅱ）的吸附容量急速增加反應(yīng)速率非?？?。當(dāng)吸附劑用量較大時（1525 mg）吸附反應(yīng)在20分鐘內(nèi)達(dá)到平衡吸附劑用量較小時（5 mg）吸附速率顯得稍慢些但也在 40 分鐘內(nèi)達(dá)到平衡。從吸附容量的變化來看隨著吸附劑用量的增加單位吸附劑上的Cd（Ⅱ）吸附容量逐漸降低這主要是由于吸附位點不飽和引起的。投加量為515和25mg時對應(yīng)的最大吸附去除率分別為96.55%98.45%和98.47%。這是因為更多的吸附劑意味著更大的吸附表面以及更多的有效吸附位點而當(dāng)吸附劑用量達(dá)到一定水平時吸附劑與吸附質(zhì)之間達(dá)到平衡，吸附位點飽和去除率不再增加。

采用準(zhǔn)一級和準(zhǔn)二級吸附動力學(xué)模型對實驗結(jié)果進(jìn)行擬合方程如下：

準(zhǔn)一級方程：ln（qe- qt） = ln（qe） - k1t ，

準(zhǔn)二級方程：t/qt= 1/（k2qe2） + t/qeqt是 t 時間的吸附量（mg/g）qe是平衡吸附容量（mg/g）。

表 2 列出CMC-g-PAA/AM/ATP吸附 Cd（Ⅱ）動力學(xué)準(zhǔn)一級和準(zhǔn)二級模型參數(shù)?？梢钥闯龆叨伎梢院芎玫財M合吸附過程但準(zhǔn)二級動力學(xué)的相關(guān)性更大比準(zhǔn)一級模型更優(yōu)越。此外準(zhǔn)二級動力學(xué)模型計算得到的最大吸附容量值與實驗測定值非常接近而準(zhǔn)一級動力學(xué)的計算值與真實值差別很大因此準(zhǔn)二級能夠真實準(zhǔn)確的擬合吸附容量隨時間的變化趨勢。化學(xué)鍵的形成是影響準(zhǔn)二級動力學(xué)吸附作用的主要因素這種結(jié)果也說明吸附速率是被化學(xué)吸附所控制的不受物質(zhì)傳輸步驟的控制。

2.3 等溫吸附曲線

3種溫度（288303和 318 K）下 CMC-g-PAA/ AM/ATP 對不同初始濃度 Cd（Ⅱ）的吸附等溫線如圖3所示。從圖3可以看出在整個研究濃度范圍內(nèi)CMC-g-PAA/AM/ATP對 Cd（Ⅱ）的吸附都隨著初始濃度的增大而增大甚至當(dāng) Cd（Ⅱ）初始濃度達(dá)到 1000 mg/L 時吸附才慢慢接近平衡。Cd（Ⅱ）的吸附容量隨著反應(yīng)溫度的升高而降低說明吸附過程中放熱溫度過高會影響吸附反應(yīng)的進(jìn)行。為了更好地解釋上述趨勢采用 Langmuir 型和 Freundlich 型吸附等溫線對實驗結(jié)果進(jìn)行擬合各參數(shù)的計算結(jié)果見表3。

表2　不同吸附劑用量下CMC-g-PAA/AM/ATP吸附Cd（Ⅱ）的動力學(xué)參數(shù)Table 2 Constants and correlation coefficients of the two kinetic models for Cd（Ⅱ）adsorption onto CMC-g-PAA/AM/ATP composites at different dosage

其中k1（min-1）和 k2（g/（mg · min））是吸附速率常數(shù)，

Langmuir方程屬于理論推導(dǎo)公式：

式中qe是平衡吸附容量（mg/g）；qm為理論單層最大吸附容量（mg/g）；Ce為平衡時溶液中重金屬離子的濃度（mg/L）；kL為Langmuir吸附特征常數(shù)（L/g）是表征吸附劑與吸附質(zhì)之間親和力的一個參數(shù)其值越大吸附親和力越大［15］。

Freundlich 模型一般應(yīng)用在不均勻表面發(fā)生的多分子層吸附和非理想吸附中吸附劑表面的被吸附分子存在吸附熱分布不均勻的相互反應(yīng)屬于純經(jīng)驗公式：

式中kF表示吸附能力（mg/g）其值越大吸附能力越強；n是與吸附強度和吸附劑表面不均勻性有關(guān)的常數(shù)值越大吸附能力越大。

相關(guān)系數(shù)的計算結(jié)果表明CMC-g-PAA/AM/ ATP 吸附 Cd（Ⅱ）更符合 Langmuir 模型但兩種模型的擬合結(jié)果相關(guān)性差別不大說明 CMC-g-PAA/ AM/ATP 吸附 Cd（II）更傾向于 Langmuir 單分子層吸附這可能是因為 CMC-g-PAA/AM/ATP 中的—COO-基團(tuán)與 Cd2+之間的靜電引力作用以及—NH2基團(tuán)與 Cd2+之間的絡(luò)合作用更強烈。kL的計算結(jié)果均在 0～1 之間說明 CMC-g-PAA/AM/ATP 對 Cd（Ⅱ）的吸附過程為優(yōu)惠吸附［16］。

2.4 脫附再生實驗

采用 CH3COOH 的吸附-脫附實驗進(jìn)行一遍，采用 HNO3的吸附-脫附實驗重復(fù)進(jìn)行三遍結(jié)果見圖 4。CH3COOH 溶液的脫附效果遠(yuǎn)不及 HNO3，HNO3洗脫 CMC-g-PAA/AM/ATP 上的 Cd（Ⅱ）的一次脫附率為 94.6%；CH3COOH 洗脫 Cd（Ⅱ）的一次脫附率僅為 15.9%。這可能是因為HNO3的酸性強，產(chǎn)生大量的 H+可以將與羧基離子交換和氨基絡(luò)合的金屬離子脫附下來。從圖4還可以看出采用HNO3對水凝膠材料進(jìn)行再生實驗對比第一次與第三次的吸附結(jié)果CMC-g-PAA/AM/ATP 對Cd（Ⅱ）的吸附容量從 67.3mg/g降低至 59.7mg/g降低11.3%?？梢钥闯鼋?jīng)過三次脫附再生實驗的復(fù)合水凝膠材料對 Cd（Ⅱ）仍具有較好的吸附性能。然而經(jīng)過再生后的水凝膠強度有一定程度的降低，開始分解為細(xì)小的顆粒因此不宜再進(jìn)一步重復(fù)利用。

表3　不同溫度下CMC-g-PAA/AM/ATP吸附Cd（II）的Langmuir和Freundlich模型參數(shù)Table3Langmuir and Freundlich isotherm constants and correlation coefficients for Cd（II） sorption onto CMC-g-PAA/AM/ATP at different temperatures

2.5 FT-IR表征

圖5是CMC-g-PAA/AM/ATP吸附Cd（Ⅱ）的紅外光譜圖?？梢钥闯鑫角霸?3392 和 3200 cm-1附近有酰胺吸收峰以及 CMC 和 AM 的 N—H，—OH特征吸收峰在2947 cm-1處的吸收峰為亞甲基的伸縮振動峰在 1670 和 1560 cm-1處出現(xiàn)—CONH2中羰基特征吸收峰此特征峰是酰胺基和羧基相互作用的結(jié)果［17］在 1450 cm-1處出現(xiàn)

—COONa 的特征吸收峰1402 cm-1處為羥基（面內(nèi)）吸收峰。由此可知AAAM 與 CMC 大分子鏈發(fā)生了聚合所用原料的特征吸收峰在產(chǎn)物的紅外光譜上均有體現(xiàn)制得的產(chǎn)物接枝聚合效果良好。在1025 cm-1處出現(xiàn)的特征峰可歸因為 ATP 中 Si—O —Si 鍵的存在。這說明 ATP的羥基并未完全發(fā)生共聚反應(yīng)過量的部分以物理填充的方式存在復(fù)合材料中［18］。CMC-g-PAA/AM/ATP吸附 Cd（Ⅱ）之后的紅外譜圖發(fā)生以下變化：—NH2和—OH 振動引起的寬峰變寬強度變?nèi)醪⑾蚋哳l移動（3423cm-1）；1670 cm-1處—COOH基團(tuán)中的 C==O 振動強峰明顯減弱；1560 cm-1處的 C==O 譜峰變?nèi)?。這些吸附 Cd（Ⅱ）后的紅外譜圖的變化表明—NH2，—OH 和—COOH 官能團(tuán)都參與了吸附反應(yīng)由此可以推斷絡(luò)合作用在 CMC-g-PAA/AM/ATP 吸附 Cd（Ⅱ）的過程中占重要部分。下面采用 XPS 分析復(fù)合材料的元素組成和形態(tài)進(jìn)一步驗證該反應(yīng)機(jī)理。

2.6 XPS表征

XPS分析有助于判斷特定元素的存在以及元素的價態(tài)圖6是 CMC-g-PAA/AM/ATP 吸附 Cd（II）前后的全掃描 XPS 圖以及 C 1s 和 O 1s 的 XPS 分峰譜圖。從圖 6（b1）中可以看出C 1s 峰被分為4 個結(jié)合能值不同的峰分別歸屬為 C==OC—N，C—O 和 C—C 鍵而 C==O 和 C—N 鍵又分別來自于羰基和氨基。圖 6（c1）顯示O 1s 峰被分為兩個不同結(jié)合能值的峰分別歸屬為 C==OC—O 和 —OH 鍵。吸附 Cd（Ⅱ）后的全掃圖可以看出吸附反應(yīng)后 Cd 的特征峰為 405.5 eV說明 Cd 吸附在材料表面。由于 Cd含量較少同時與 N 的特征峰值接近二者能譜掃描可能存在重疊部分所以特征峰并不明顯。N的電子結(jié)合能從吸附前的 399.4 eV升高至 399.8 eV。與 N 相關(guān)的基團(tuán)的電子結(jié)合能中—NH2＞ —NH2M2+＞ —NH+這是因為 N 的外層電子偏移使得N價態(tài)升高進(jìn)而引起N的電子結(jié)合能升高［19］。這說明 CMC-g-PAA/AM/ATP 中的 N 與 Cd 通過絡(luò)合作用相結(jié)合N 與 Cd2+共用一對電子N 的電子云密度降低結(jié)合能值升高。CMC-g-PAA/AM/ATP 中 C==OC—NC—O 和 C —C 的結(jié)合能值從287.8285.8284.6和284.3eV分別變?yōu)?88.0285.8284.9和284.0 eVC==O和C—O 的結(jié)合能值升高。這可能也是由于 O 原子和N 原子向 Cd2+提供電子對從而使得鄰近的 C 原子周圍電子密度降低說明羰基和氨基參與了吸附過程。CMC-g-PAA/AM/ATP吸附 Cd（Ⅱ）之后的 O 1s仍分為兩個峰未見新的峰型說明 O 與 Cd2+之間不存在共用電子即不存在絡(luò)合作用。然而吸附后，C==O峰與 C—O峰的峰面積比有所下降可能是離子交換作用引起的。

結(jié)合上述分析CMC-g-PAA/AM/ATP 吸附Cd（Ⅱ）的吸附機(jī)理包括靜電作用—NH2（或

—NH+）、—OH 與 Cd2+之間的絡(luò)合作用以及—COOH與Cd2+之間的離子交換作用。

3 結(jié)論

CMC-g-PAA/AM/ATP 能夠高效快速地去除水體中的 Cd（Ⅱ）。溶液初始pH值對反應(yīng)的影響較大，初始 pH 在 4.0～8.0 范圍內(nèi)吸附效果佳。吸附反應(yīng)在 40 分鐘內(nèi)達(dá)到平衡整個吸附過程更符合準(zhǔn)二級動力學(xué)模型。與 Freundlich 模型相比Langmuir模型能夠更好地擬合吸附過程。吸附過程放熱隨著溫度升高去除率降低。三次脫附再生實驗結(jié)果顯示CMC-g-PAA/AM/ATP 對 Cd（Ⅱ）始終保持較好的吸附性能。紅外譜圖的變化和 XPS 表征結(jié)果分析得出 CMC-g-PAA/AM/ATP 吸附 Cd（Ⅱ）的吸附機(jī)理包括靜電作用—NH2或—NH+—OH與Cd2+之間的絡(luò)合作用以及—COOH與Cd2+之間的離子交換作用。綜合考慮其制備工藝、耐酸堿、優(yōu)越的吸附和再生能力CMC-g-PAA/AM/ATP 是去除水體中Cd（Ⅱ）的理想材料。

圖6 CMC-g-PAA/AM/ATP的XPS譜圖

Fig.6 XPS images of CMC-g-PAA/AM/ATP

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Studies on Removal and Mechanisms of Cd（II） Ions from Aqueous Solution Using CMC-g-PAA/AM/ATP

DENG Hongmei1ZHANG Zijun1，2XU Nan2，?
1. School of Environmental Science and EngineeringGuangzhou UniversityGuangzhou 510006；2. School of Environment and EnergyPeking University Shenzhen Graduate SchoolShenzhen 518055；? Corresponding authorE-mail：xunan@szpku.edu.cn

In presence of the attapulgitethe absorbent carboxymethyl cellulose-g-poly（acrylic acid）/acrylamide /attapulgite （CMC-g-PAA/AM/ATP） was synthesized by solution grafting copolymerization of carboxymethyl celluloseacrylic acid and acrylic amide with ammonim peroxodisulphate as an initiator and MBA as crosslink agent. CMC-g-PAA/AM/ATP was applied in the Cd（II） adsorption from aqueous solution. The influences of pH，initial Cd（II） concentrationreaction timetemperature and dosage on the adsorption were investigated. The adsorption capacity reached a high level when pH was in the range of 4.0-8.0. The reaction reached equilibrium within 40 min and the adsorption kinetics was better described by pseudo-second order equation. The reaction was an exothermic process. The as-prepared and Cd-loaded CMC-g-PAA/AM/ATP were characterized by Fourier transform infrared spectroscopy （FT-IR） and X-ray photoelectron spectroscopy （XPS） to identify the structure of the adsorbentsand verify the removal mechanisms. CMC-g-PAA/AM/ATP proved to be a promising candidate for the fast removal of Cd（II） from aqueous solution. The Cd（II） removal mechanisms by CMC-g-PAA/AM/ATP include electrostatic interactionchelation and ion exchange.

CMC-g-PAA/ATP；Cd（II）；adsorption；mechanisms

X522

國家自然科學(xué)基金（41170399）和廣州市科技計劃2015科學(xué)研究專項（20151010225）資助

2015-05-23；

2016-04-11；網(wǎng)絡(luò)出版日期：2016-05-17