孫志勇，王智懿，張 嬌

（榆林學(xué)院 能源工程學(xué)院，陜西 榆林 719000）

陽(yáng)離子聚丙烯酰胺復(fù)配鈉基膨潤(rùn)土處理模擬苯酚廢水

孫志勇，王智懿，張 嬌

（榆林學(xué)院 能源工程學(xué)院，陜西 榆林 719000）

將陽(yáng)離子聚丙烯酰胺與鈉基膨潤(rùn)土進(jìn)行復(fù)配，制備出復(fù)合吸附劑，并將其用于模擬苯酚廢水的處理。采用XRD和FTIR技術(shù)對(duì)復(fù)配前后的鈉基膨潤(rùn)土進(jìn)行了表征。表征結(jié)果顯示：陽(yáng)離子聚丙烯酰胺附著在鈉基膨潤(rùn)土的表面，對(duì)鈉基膨潤(rùn)土的表面具有改性作用，使其由親水性變?yōu)槭杷?。?shí)驗(yàn)結(jié)果表明：在陽(yáng)離子聚丙烯酰胺與鈉基膨潤(rùn)土的復(fù)配比例為200 mg/g、反應(yīng)時(shí)間為40 min、復(fù)合吸附劑投加量為6 g/L、廢水pH為11的最佳條件下，于25 ℃處理苯酚質(zhì)量濃度為50 mg/L的模擬苯酚廢水，苯酚去除率達(dá)89.5%。

陽(yáng)離子聚丙烯酰胺；膨潤(rùn)土；苯酚；吸附劑

苯酚是化工、農(nóng)藥等行業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中常用的化工原料，是排放廢水中常見(jiàn)的有機(jī)污染物，由于具有高毒性而對(duì)人體健康危害較大。目前處理酚類(lèi)廢水的主要方法有化學(xué)法、吸附法、生物法、電解法等［1］。

膨潤(rùn)土是以蒙脫石為主要成分的天然礦物。蒙脫石為2∶1型結(jié)構(gòu)晶體，使膨潤(rùn)土有很大的比表面積，具有一定的吸附性能，常用于廢水處理［2-4］。由于天然膨潤(rùn)土具有懸浮性，存在難固液分離的問(wèn)題［5］，需要對(duì)其進(jìn)行改性或與其他物質(zhì)復(fù)配使用，常用的改性或復(fù)配物有四氧化三鐵［6］、十六烷基三甲基溴化銨［7-10］、殼聚糖［11-13］、聚二甲基二烯丙基氯化銨［14］、陽(yáng)離子聚丙烯酰胺［9，15］、乙二胺四乙酸二鈉［16］、有機(jī)酸［17-18］、六亞甲基雙吡啶鹽［19］、十八烷基二甲基甜菜堿［20］等。

本工作將陽(yáng)離子聚丙烯酰胺與膨潤(rùn)土進(jìn)行復(fù)配，制備復(fù)合吸附劑，利用陽(yáng)離子聚丙烯酰胺對(duì)膨潤(rùn)土的改性作用及絮凝作用，同時(shí)達(dá)到膨潤(rùn)土改性

與固液分離的目的，并將復(fù)合吸附劑用于模擬苯酚廢水的處理。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 試劑、材料和儀器

苯酚、氫氧化鈉、鹽酸：分析純。陽(yáng)離子聚丙烯酰胺：分析純，天津市致遠(yuǎn)化學(xué)試劑有限公司。鈉基膨潤(rùn)土：產(chǎn)地為河南省鄭州市，蒙脫石含量大于80%（w）。

模擬苯酚廢水（以下簡(jiǎn)稱(chēng)廢水）：苯酚與去離子水配制，苯酚質(zhì)量濃度為50 mg/L，pH為6.5。

752N型紫外-可見(jiàn)分光光度計(jì)：上海精密科學(xué)儀器有限公司；PW1830型X射線(xiàn)衍射儀：荷蘭Phillips公司；TENSOR27型紅外光譜儀：德國(guó)布魯克光譜儀器公司；PHS-25型pH計(jì)：上海精密科學(xué)儀器有限公司；79-1A型恒溫磁力攪拌器：河北潤(rùn)連機(jī)械設(shè)備有限公司；FA2004B型電子天平秤：上海精密科學(xué)儀器有限公司；101型電熱鼓風(fēng)干燥箱：北京科偉永興儀器有限公司；C型玻璃儀器氣流烘干箱：上海隆拓儀器設(shè)備有限公司；80-1型離心機(jī)：江蘇省金壇市環(huán)宇科學(xué)儀器廠(chǎng)。

1.2 復(fù)合吸附劑的制備

稱(chēng)取一定量的陽(yáng)離子聚丙烯酰胺加入500 mL去離子水中，于40 ℃恒溫磁力攪拌器上攪拌20 min；再加入10 g鈉基膨潤(rùn)土，于70 ℃油浴中攪拌20 h；將攪拌均勻的糊狀混合物倒入蒸發(fā)皿中，置于65 ℃干燥箱中干燥2 d，取出后研磨，過(guò)200目篩，即得陽(yáng)離子聚丙烯酰胺復(fù)配鈉基膨潤(rùn)土復(fù)合吸附劑。

1.3 廢水的吸附處理

取100 mL廢水，用氫氧化鈉溶液和鹽酸調(diào)節(jié)pH，向其中加入一定量的復(fù)合吸附劑；開(kāi)始攪拌，于25 ℃下反應(yīng)一段時(shí)間后取樣；以4 000 r/min的轉(zhuǎn)速離心3 min，取上清液待測(cè)。

1.4 分析方法

采用紫外-可見(jiàn)分光光度計(jì)測(cè)定上清液于270 nm波長(zhǎng)處的吸光度，通過(guò)標(biāo)準(zhǔn)曲線(xiàn)求得苯酚的質(zhì)量濃度，計(jì)算苯酚的去除率。

采用XRD（Cu靶射線(xiàn)λ=0.154 06 nm，管電壓40 kV，管電流80 mA，掃描速率8（°）/min，掃描范圍2θ=5°～30°）和FTIR技術(shù)（KBr壓片法，掃描范圍400～4 000 cm-1）對(duì)復(fù)配前后的鈉基膨潤(rùn)土進(jìn)行表征。

2 結(jié)果與討論

2.1 配比對(duì)苯酚去除率的影響

由實(shí)驗(yàn)觀(guān)察可知，經(jīng)復(fù)配后，膨潤(rùn)土沉降性較好，有利于固液分離。在苯酚質(zhì)量濃度為50 mg/L、反應(yīng)溫度為25 ℃、反應(yīng)時(shí)間為60 min、復(fù)合吸附劑投加量為2 g/L、未調(diào)節(jié)廢水pH的條件下，陽(yáng)離子聚丙烯酰胺與鈉基膨潤(rùn)土的復(fù)配比例（以下簡(jiǎn)稱(chēng)配比）對(duì)苯酚去除率的影響見(jiàn)圖1。由圖1可見(jiàn)：隨配比的增大，苯酚去除率先快速提高后緩慢降低；當(dāng)配比為200 mg/g時(shí)，去除率最高，達(dá)62.7%。這是因?yàn)椋衡c基膨潤(rùn)土和陽(yáng)離子聚丙烯酰胺復(fù)配后，陽(yáng)離子聚丙烯酰胺可產(chǎn)生吸附與架橋作用，有利于吸附和凝聚；但隨配比的增大，顆粒表面均被陽(yáng)離子聚丙烯酰胺分子占據(jù)，吸附空位減少，同時(shí)會(huì)使苯酚分子帶正電荷，與吸附劑間斥力增大，不利于苯酚的吸附。因此，選擇最佳配比為200 mg/g。

圖1 配比對(duì)苯酚去除率的影響

2.2 反應(yīng)時(shí)間對(duì)苯酚去除率的影響

在苯酚質(zhì)量濃度為50 mg/L、反應(yīng)溫度為25℃、配比為200 mg/g、復(fù)合吸附劑投加量為2 g/L、未調(diào)節(jié)廢水pH的條件下，反應(yīng)時(shí)間對(duì)苯酚去除率的影響見(jiàn)圖2。由圖2可見(jiàn)：隨反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)去除率逐漸提高，且在反應(yīng)初始階段去除率提高較快；40 min后，繼續(xù)延長(zhǎng)反應(yīng)時(shí)間，去除率反而略有下降。這是因?yàn)椋何絼┡c水中苯酚分子開(kāi)始接觸時(shí)，吸附劑表面有很多吸附空位，吸附速率較快；隨時(shí)間的延長(zhǎng)，吸附劑表面吸附的苯酚越來(lái)越多，吸附空位減少，存在競(jìng)爭(zhēng)吸附，使得吸附速率減緩，直至逐漸達(dá)到吸附平衡；反應(yīng)時(shí)間繼續(xù)延長(zhǎng)，過(guò)長(zhǎng)時(shí)間的攪拌會(huì)使已吸附的苯酚分子發(fā)生脫附，反而導(dǎo)致去除率下降。因此，選擇最佳反應(yīng)時(shí)間為40 min。

圖2 反應(yīng)時(shí)間對(duì)苯酚去除率的影響

2.3 復(fù)合吸附劑投加量對(duì)苯酚去除率的影響

在苯酚質(zhì)量濃度為50 mg/L、反應(yīng)溫度為25℃、配比為200 mg/g、反應(yīng)時(shí)間為60 min、未調(diào)節(jié)廢水pH的條件下，復(fù)合型吸附劑投加量對(duì)苯酚去除率的影響見(jiàn)圖3。由圖3可見(jiàn)：隨復(fù)合吸附劑投加量的增加，苯酚的去除率逐漸提高；當(dāng)投加量為6 g/L時(shí)，去除率達(dá)83%以上；繼續(xù)增加投加量，去除率反而略有下降。這是因?yàn)椋和都恿吭黾?，有更多的吸附劑可吸附苯酚分子，吸附空位增多；?dāng)吸附劑達(dá)到一定濃度后，繼續(xù)增加投加量會(huì)使苯酚分子帶正電荷，與吸附劑間斥力增大，不利于苯酚的吸附。因此，選擇最佳復(fù)合吸附劑投加量為6 g/L。

圖3 復(fù)合吸附劑投加量對(duì)苯酚去除率的影響

2.4 廢水pH對(duì)苯酚去除率的影響

在苯酚質(zhì)量濃度為50 mg/L、反應(yīng)溫度為25℃、配比為200 mg/g、反應(yīng)時(shí)間為40 min、復(fù)合吸附劑投加量為6 g/L的條件下，廢水pH對(duì)苯酚去除率的影響見(jiàn)圖4。由圖4可見(jiàn)：pH對(duì)去除率的影響較大，隨pH的升高，去除率先逐漸提高，而后逐漸降低；當(dāng)pH為11時(shí)，去除率最高，達(dá)89.5%。這主要是因?yàn)椋涸谒嵝詶l件下，苯酚被質(zhì)子化為正電荷，與膨潤(rùn)土有一定的排斥作用，不利于吸附；而在堿性條件下，苯酚則主要以陰離子C6H5O-的形式存在，在水中的溶解度很高，與吸附劑產(chǎn)生靜電引力，有利于吸附；但當(dāng)pH過(guò)高時(shí)，體系中的OH-會(huì)與苯酚陰離子產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng)吸附，反而對(duì)苯酚的吸附不利。因此，選擇最佳廢水pH為11。

圖4 廢水pH對(duì)苯酚去除率的影響

2.5 復(fù)配前后鈉基膨潤(rùn)土的表征結(jié)果

復(fù)配前后鈉基膨潤(rùn)土的FTIR譜圖見(jiàn)圖5。由圖5可見(jiàn)：復(fù)配前后鈉基膨潤(rùn)土的FTIR譜圖基本一致，均出現(xiàn)了典型的膨潤(rùn)土吸收峰，說(shuō)明膨潤(rùn)土的基本骨架沒(méi)有明顯變化；其中，3 626 cm-1附近的吸收峰歸屬于Al—O—H鍵中羥基的伸縮振動(dòng)，3 445 cm-1附近較寬的吸收峰歸屬于層間結(jié)構(gòu)水的羥基伸縮振動(dòng)，1 035 cm-1附近較寬吸收峰歸屬于膨潤(rùn)土晶格中八面體Si—O—Si鍵的收縮振動(dòng)。由圖5還可見(jiàn)，與復(fù)配前相比，經(jīng)復(fù)配改性后的鈉基膨潤(rùn)土的FTIR譜圖發(fā)生了以下主要變化：1）在2 925 cm-1和2 853 cm-1附近出現(xiàn)了兩個(gè)新的吸收峰，歸屬于陽(yáng)離子聚丙烯酰胺中亞甲基的反對(duì)稱(chēng)伸縮振動(dòng)和對(duì)稱(chēng)伸縮振動(dòng)；2）羰基的伸縮振動(dòng)峰由復(fù)配前的1 637 cm-1處移至復(fù)配后的1 653 cm-1處，表明陽(yáng)離子聚丙烯酰胺中酰胺鍵的羰基出現(xiàn)［15］，說(shuō)明改性成功。

圖5 復(fù)配前后鈉基膨潤(rùn)土的FTIR譜圖

復(fù)配前后鈉基膨潤(rùn)土的XRD譜圖見(jiàn)圖6。由圖6可見(jiàn)，復(fù)配前后鈉基膨潤(rùn)土的首峰位置分別位于7.10°和6.98°處，利用布拉格公式可求得鈉基膨潤(rùn)土層間距分別為1.244 1 nm和1.265 5 nm。復(fù)配后土

層間距與復(fù)配前相比變化較小，說(shuō)明陽(yáng)離子聚丙烯酰胺并未插入到鈉基膨潤(rùn)土層間將其撐開(kāi)，而只是附著在鈉基膨潤(rùn)土的表面。由圖6還可見(jiàn)，除首峰外，復(fù)配前后其他峰的峰位基本相同，說(shuō)明復(fù)配改性對(duì)鈉基膨潤(rùn)土其他部分的結(jié)構(gòu)（如晶胞結(jié)構(gòu)等）未產(chǎn)生影響。

圖6 復(fù)配前后鈉基膨潤(rùn)土的XRD譜圖

通過(guò)對(duì)復(fù)配前后鈉基膨潤(rùn)土的表征可知，陽(yáng)離子聚丙烯酰胺附著在鈉基膨潤(rùn)土的表面，對(duì)鈉基膨潤(rùn)土的表面具有改性作用，使其由親水性變?yōu)槭杷裕欣趯?duì)苯酚的吸附。同時(shí)，陽(yáng)離子聚丙烯酰胺的引入還對(duì)鈉基膨潤(rùn)土有電中和的作用，也有利于對(duì)苯酚的吸附。

3 結(jié)論

a）在陽(yáng)離子聚丙烯酰胺與鈉基膨潤(rùn)土的復(fù)配比例為200 mg/g、反應(yīng)時(shí)間為40 min、復(fù)合吸附劑投加量為6 g/L、廢水pH為11的最佳條件下，于25℃處理苯酚質(zhì)量濃度為50 mg/L的模擬苯酚廢水，苯酚去除率達(dá)89.5%。

b）表征結(jié)果顯示：陽(yáng)離子聚丙烯酰胺附著在鈉基膨潤(rùn)土的表面，對(duì)鈉基膨潤(rùn)土的表面具有改性作用，使其由親水性變?yōu)槭杷?，有利于?duì)苯酚的吸附。

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（編輯 魏京華）

Treatment of simulated phenol wastewater by cationic polyacrylamide compounded sodium bentonite

Sun Zhiyong，Wang Zhiyi，Zhang Jiao
（College of Energy Engineering，Yulin University，Yulin Shaanxi 719000，China）

A composite adsorbent was prepared by compounding bentonite with cationic polyacrylamide，and was used for treatment of simulated phenol wastewater.The sodium bentonite before and after compounding was characterized by XRD and FTIR.The characterization results show that cationic polyacrylamide adheres to the surface of sodium bentonite，which can modify the sodium bentonite surface from hydrophilic to hydrophobic.The experimental results show that：Under the optimum conditions of compounding ratio of cationic polyacrylamide to sodium bentonite 200 mg/g，reaction time 40 min，composite adsorbent dosage 6 g/L，wastewater pH 11，reaction temperature 25 ℃ and phenol mass concentration 50 mg/L，the phenol removal rate of the simulated wastewater is 89.5%.

cationic polyacrylamide；bentonite；phenol；adsorbent

X703

A

1006-1878（2016）02-0179-04

10.3969/j.issn.1006-1878.2016.02.011

2015-10-21；

2015-12-18。

孫志勇（1981—），男，湖北省孝感市人，碩士，講師，電話(huà)15929197002，電郵sunzhiyong1@126.com。