2019, Vol. 39
[PDF全文]
2. 西安市固体废弃物管理处, 西安 710038;
3. 农业部西北植物营养与农业环境重点实验室, 杨凌 712100
2. Xi'an Solid Waste Administration, Xi'an 710038;
3. Key Laboratory of Plant Nutrition and Agri-Environment in Northwest China, Ministry of Agriculture, Yangling 712100
随着现代工农业的迅速发展, 重金属和有机污染物的排放大幅度增多, 它们通过各种不同的途径进入土壤环境, 造成的污染日益严重, 其中, 多种污染物共存是最常见的形式(Lee et al., 2000).已有研究表明, 表面活性剂在土壤组份上的吸附会改变土壤的表面特征及其对有机、重金属污染物的吸附特征, 对土壤中污染物的行为特征有着显著影响(Lee et al., 2012), 因此研究表面活性剂在土壤上的吸附机制, 对于从机制上探明表面活性剂增强土壤对污染物的吸附能力、降低污染物的移动性和生物有效性, 进而保护土壤环境和生态环境具有实际意义.
有研究表明, 通过阳离子、阴离子和非离子表面活性剂修饰的土壤可增强对有机污染物的吸附能力(孟昭福等, 2008; 万卷敏等, 2011).两性表面活性剂十二烷基二甲基甜菜碱(BS-12)同时具有亲水基和疏水基, 且亲水基上又同时具有阳离子基团和阴离子基团, 与土壤结合后, 会增强对重金属和有机污染物的吸附(沈学优等, 2003; Meng et al., 2007).已有学者通过两性表面活性剂对土壤改性, 以达到对多种污染物同时吸附的目的(Zhu et al., 2011).李文斌等(2015)对两性表面活性剂在膨润土和高岭土表面的吸附方式也做了相关研究.此外, 两性表面活性剂对红壤(杨芳等, 2007)、塿土(孟昭福等, 2005; 2006; 狄鑫等, 2015)和膨润土(李婷等, 2012; 张斌等, 2012; 任爽等, 2015)表面改性后吸附污染物以及针铁矿对污染物吸附(Anecká et al., 2014)也有相关报道.
针铁矿(α-FeOOH)是土壤表面中地球化学循环最为活跃的部分之一, 主要存在于热带、亚热带土壤中, 同时也是我国南方红壤的主要成分, 其表面通常带可变正电荷.针铁矿具有较大的比表面积和较强的吸附能力, 其结构、表面和电荷特征与蒙脱土、高岭土等黏土矿物不同.研究针铁矿表面对BS-12的吸附, 对于了解两性修饰剂应用于可变电荷土壤的修饰改性, 以及改性可变电荷土壤对重金属和有机污染物同时吸附的影响有重要的意义.目前针铁矿对两性表面活性剂的吸附研究尚未见报道.
本文以针铁矿作为吸附基质, 研究对十二烷基二甲基甜菜碱(BS-12)的吸附特征, 力图阐明BS-12在针铁矿表面的吸附特征和机理, 为两性表面活性剂在应用于可变电荷土壤增强吸附污染物的实践研究提供理论依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料两性表面活性剂十二烷基二甲基甜菜碱(BS-12, AR, 天津兴光助剂厂, 含量30%), 其结构式如图 1所示, 摩尔质量为271.44 g·mol-1, 等电点pH为5.1~6.1.实验中所用的其他试剂均为分析纯级, 所有处理均使用去离子水.
 |
| 图 1 BS-12结构式s Fig. 1 Structural formula of BS-12 |
针铁矿的制备参照Schwertmann等(1991)提出的方法并加以改进, 具体操作方法如下：称取500 g的硝酸铁(Fe(NO3)3·9H2O)于广口塑料桶中, 加入8.25 L蒸馏水搅拌使之溶解, 在不断搅拌下缓慢加入2.5 mol·L-1的NaOH至悬浊液pH值为11.9.再置于60 ℃恒温箱中陈化48 h, 放置冷却至室温(25 ℃)后, 缓慢滴加0.1 mol·L-1的HNO3使溶液pH降为7, 再加入蒸馏水反复离心(4800 r·min-1, 15 min), 共洗去离子3次, 取沉淀物于60 ℃烘干, 并磨细过60目(0.25 mm)筛.
所制样品的XRD图谱如图 2所示, 符合针铁矿的相特征(PDF Card 81-0463).其单位晶胞中包含4个FeOOH(Schwertmann et al., 1991), 其结构中(图 3)阴离子按六方密堆积排列, 每一个Fe3+与其周边的阴离子构成了FeO3(OH)八面体(Post et al., 1991).醋酸铵法测定其阳离子交换量(CEC)为128.2 mmol·kg-1, 国标法(李强等, 2007)测定其pH值为7.19, 盐滴定法(ST)(陆泗进等, 2006)测得其电荷零点(pHZPC)在7.68附近.
 |
| 图 2 所制样品的XRD图谱 Fig. 2 X-ray diffraction pattern of the synthesized solid |
 |
| 图 3 针铁矿的结构式图 Fig. 3 Structural formula of goethite |
准确称取0.5000 g针铁矿于50 mL聚乙烯离心管中, 加入10.00 mL初始浓度为100%CEC的BS-12溶液(即浓度为21.33 mmol·L-1), 其土水质量比为1 : 20, BS-12用量依据针铁矿的阳离子交换量(CEC)计算, 见式(1).
|
(1) |
式中, W为BS-12的质量(g)；m为针铁矿质量(g)；CEC为针铁矿的阳离子交换量(mmol·kg-1)；M为BS-12的摩尔质量；R为设置的BS-12浓度比例；b为BS-12的含量, 取30%.
动力学实验设置在溶液pH值为7(pH值调节使用0.1 mol·L-1的HCl或NaOH)、KCl浓度为0.1 mol·L-1和温度30 ℃条件下进行.振荡(170 r·min-1)时间分别为10 min、20 min、40 min、1 h、2 h、4 h、8 h、10 h、12 h、16 h、20 h、24 h、30 h、36 h、42 h、48 h和72 h, 然后将样品于4800 r·min-1的转速下离心15 min, 取上层清液过0.45 μm滤膜, 测定平衡溶液中BS-12的浓度, 按式(2)和式(3)计算BS-12的平衡吸附量qe(mmol·g-1)和吸附率r.
|
(2) |
|
(3) |
式中, c0为BS-12的初始浓度(mmol·L-1)；ce为平衡时供试样品上清液中BS-12的浓度(mmol·L-1)；v是加入的BS-12溶液体积(L)；m为针铁矿的质量(g).
2.4 平衡吸附实验 2.4.1 实验设计按照2.4.2节所述的系列初始浓度梯度, 在设置的下列系列不同pH值、离子强度和温度的影响因素下, 采用吸附等温线方法进行.每个处理均设3个平行实验.
① pH值, pH值调节使用0.1 mol·L-1的HCl或NaOH, 溶液体系的pH值分别设定为4、6、7、8和10, 温度设为30 ℃, KCl浓度为0.1 mol·L-1.②离子强度, KCl作为支持电解质, 离子强度设为0.001、0.01、0.1和0.5 mol·L-1, 温度设30 ℃, pH值为7.③温度, 温度分别控制为10、20和30 ℃, 溶液pH值设为7, KCl浓度为0.1 mol·L-1.
2.4.2 实验方法准确称取0.5000 g针铁矿于50 mL聚乙烯离心管中, 加入10.00 mL系列BS-12溶液(土水质量比为1 : 20), BS-12的初始浓度按针铁矿的CEC设置为15%、30%、60%、100%、200%、300%和400%CEC, 即3.20、6.40、12.80、21.33、42.66、63.99、85.32 mmol·L-1.恒温振荡(170 r·min-1)12 h, 离心过滤后, 测定上清液中BS-12的浓度, 用差减法计算BS-12的平衡吸附量, 同式(2).
2.5 测定方法BS-12的测定采用金橙Ⅱ法(孙伟等, 2004).精确移取50 mL一定浓度的BS-12待测溶液于125 mL的分液漏斗中, 加入5 mL pH为4.5的醋酸-醋酸钠缓冲溶液, 振荡混合均匀.再加入金橙Ⅱ溶液3 mL, 混合均匀.加入三氯甲烷20 mL振荡3 min, 静置分层, 下层移入50 mL容量瓶中.然后再分3次加入三氯甲烷进行萃取, 分别为10、5和5 mL, 每次萃取时均振荡1 min, 静置分层.把几次萃取的三氯甲烷合并在一起, 再用三氯甲烷定容.以蒸馏水替代BS-12待测液, 按照上述步骤操作得到空白样.使用紫外-可见分光光度计(UV-1200, 上海美普达仪器有限公司)在485 nm处测定其吸光度.
2.6 数据处理 2.6.1 动力学模型在固-液吸附体系中, 动力学研究常用Lagergren伪一级速率方程(Schwertmann, 1991)(式(4))和McKay伪二级速率方程(Schwertmann et al., 1992)(式(5))来描述.模型采用Matlab2014b拟合.
|
(4) |
|
(5) |
式中, t为接触时间(h)；k1是伪一级模型常数(h-1)；k2是伪二级模型常数(g·mmol-1·h-1)；qt和qe分别是t时刻和平衡时刻单位质量针铁矿对BS-12的吸附量(mmol·g-1).
2.6.2 等温吸附模型采用Freundlich等温吸附模型对吸附数据进行拟合.Freundlich等温吸附模型适合描述在非均匀表面发生的吸附, 其表达式为：
|
(6) |
式中, qe为平衡吸附量(mmol·g-1)；ce为BS-12的平衡浓度(mmol·L-1)；KF [mmol·g-1·(L·mmol-1)-1/n]和n为Freundlich常数, KF表示吸附能力的相对大小, KF越大吸附能力越大；当n>1时, 吸附容易进行.
采用OriginPro 9软件进行数据非线性拟合并绘图.
2.6.3 热力学参数计算通过公式(7)和公式(8)可计算焓变ΔHθ (kJ·mol-1)、熵增ΔSθ (J·mol-1·K-1)和吉布斯自由能变化ΔGθ (kJ·mol-1), 这些热力学参数有利于进一步了解吸附过程中的能量变化, 从而更好地预测吸附过程.Freundlich模型中的KF与热力学计算中的Kd可以用公式(9)来计算.
|
(7) |
|
(8) |
|
(9) |
式中, R为气体常数(8.314 J·mol-1·K-1)；T为温度(K).
3 结果与讨论(Results and discussions) 3.1 吸附时间和动力学分析动力学结果如图 4所示, BS-12在针铁矿上的吸附量在0~4 h吸附速率较快, 在4 h时吸附率达到了94.52%, 至24 h和72 h, 吸附率仅上升了0.21%和0.53%.总体而言, 吸附率在8 h左右基本不再明显变化.相较于膨润土对BS-12的3 h平衡吸附时间(任爽, 2015)和高岭土吸附BS-12的4 h平衡时间(赵盼盼, 2014), 针铁矿对BS-12的平衡吸附时间8 h明显较长.主要原因是化学吸附相较于物理吸附的吸附平衡时间更长, 但化学吸附较物理吸附具有更加稳定, 更难脱附的优点.
 |
| 图 4 针铁矿对BS-12的吸附动力学 Fig. 4 The adsorption kinetic models of BS-12 on goethite |
采用伪一级动力学模型和伪二级动力学模型对数据进行模拟, 结果参数见表 1, 伪二级动力学模型决定系数R2达到了0.9647, 远大于伪一级动力学模型的0.7267, 且伪二级动力学方程计算得出的平衡吸附量理论值(qe)和实验结果0.4053 mmol·g-1更为接近.因此, 针铁矿对BS-12的吸附过程符合伪二级动力学机制, 吸附速率受化学吸附机理控制(Mi et al., 2012), 并且这种化学吸附涉及到电子共用或电子转移.因此该吸附过程可能既存在物理吸附又存在化学吸附, 两种吸附可以并存.
| 表 1 吸附动力学模型参数 Table 1 Coefficients of pseudo-first and second-order adsorption kinetic models |
 |
根据离子交换实验的结果, BS-12在针铁矿表面上的吸附既有离子交换也有疏水结合, 因而采用多项表面类型的经验吸附模型, Freundlich等温线方程对平衡吸附进行拟合.
3.2.1 pH值的影响不同初始pH值下, 针铁矿对BS-12的吸附等温线如图 5所示.针铁矿对BS-12的吸附量均随平衡浓度的增加而升高, 等温吸附线均表现为趋于饱和的吸附类型, 且在BS-12修饰比例400%CEC内均未达到平衡吸附.
 |
| 图 5 针铁矿对BS-12在不同pH值下的吸附等温线 Fig. 5 Adsorption isotherms of BS-12 on goethite under series pH |
在相同平衡浓度下, 针铁矿对BS-12的吸附量呈现出pH7>pH8>pH6>pH10>pH4的顺序.从中可以看出pH值对针铁矿吸附BS-12有重要影响, 其影响主要决定于针铁矿的电荷零点(pH=7.68)和BS-12的等电点(pH=5.1~6.1)(陆光崇, 1980), 当pH值小于BS-12的等电点时, BS-12的正电性增强, 此时针铁矿表面荷正电；而当pH值大于7.9时, BS-12的负电性增强, 此时针铁矿表面荷负电.
pH=7时, 针铁矿对BS-12的吸附量最大, 此时针铁矿的表面荷正电, 而BS-12表面表现为负电, 针铁矿对BS-12是通过电性吸附, 还有一部分多层吸附疏水键结合的作用(Li et al., 2016).pH=8时, 针铁矿表面有较多的负电荷和较少的正电荷, 其表现为较弱的负电, 而BS-12表面表现为较强负电, 由于吸附表面是不均匀的, 吸附作用为电性吸附(针铁矿表面的正电荷和BS-12表面的负电结合)、范德华力和疏水键结合；pH=6时, 针铁矿表面有较多的正电荷和较少的负电荷, 其表面荷正电, BS-12表面正电荷和负电荷数量相当, 此时电性吸附作用力弱, 吸附主要为静电吸附和疏水键结合.当pH值为10和4时, 针铁矿和BS-12的表面电性相同, 此时吸附表面主要是范德华力的作用, 还有部分疏水键结合效应.而pH=10时针铁矿对BS-12的吸附量大于pH=4, 表明针铁矿和BS-12表面同时荷负电时的吸附量大于同时荷正电时, 这主要是由于BS-12的永久性季胺基正电荷的强度远高于羧基解离后形成的负电荷, 使得在强碱性环境下也不会呈现明显的阴离子性质(方云, 2001), pH10时BS-12和针铁矿的电性作用要强于pH4时.
采用Freundlich模型对针铁矿吸附BS-12进行拟合, 并对参数KF和n进行方差分析, 结果如表 2所示, 其拟合结果的决定系数均大于0.9, 说明模型可以较好地描述不同pH值下BS-12在针铁矿表面上的吸附.模型拟合与吸附能力有关的参数KF在pH=4时最大, 显著高于其他pH值条件.而pH=10时的参数KF显著低于其他处理, 这表明针铁矿对BS-12的吸附能力在pH10时很弱.吸附强度n值在不同pH值下均大于1, 说明吸附容易发生, 且值均大于2, 说明吸附表现为强度较高的优惠吸附；n的差异性分析结果同KF相似, pH=4时的吸附强度最高, 而pH=10时吸附强度最低, 差异均达到显著水平.总体看来, 吸附主要受针铁矿和BS-12表面电性的影响, 吸附机理以电性吸附为主, 属于化学吸附, 同动力学研究的结果一致.
| 表 2 不同pH值下的等温吸附模型参数 Table 2 Isotherm model parameters for adsorption of BS-12 by goethite under series pH |
|
不同离子强度下, 针铁矿对BS-12的Freundlich吸附等温线如图 6所示.针铁矿对BS-12的吸附量均随平衡浓度的增加而升高, 且在同一平衡浓度下, 离子强度越大, 吸附量越大, 离子强度的增加促进了针铁矿对BS-12的吸附.
 |
| 图 6 针铁矿对BS-12在不同离子强度下的吸附等温线 Fig. 6 Adsorption isotherms of BS-12 on goethite under series ionic strength |
离子强度对BS-12在针铁矿表面的吸附作用存在两种相反影响, 第一种是吸附在针铁矿表面的BS-12离子浓度较高, BS-12离子之间很接近, 离子强度的提高削弱了BS-12离子之间的静电排斥作用, 从而有利于吸附(Al-Degs et al., 2008).另一种是加入电解质压缩了双电层的厚度, 削弱了针铁矿与BS-12之间的静电引力作用, 从而不利于吸附的进行(Filius et al., 2000).显然, 离子强度对BS-12在铁矿上吸附主要受第一种机理的影响, 而这种影响主要存在和发生于疏水吸附的机制中(Campinas et al., 2006), 而另一种影响主要存在于静电引力作用吸附机制(Vilar et al., 2000).
离子强度对吸附的影响可以用来区分吸附质被吸附后形成的络合物类型(Schwertmann, 1991), 当吸附对离子强度不敏感或吸附随离子强度的增加而增加时, 可能形成了内层表面络合物(ISSC)；当吸附随离子强度的增加而减小时, 可能形成了外层表面络合物(OSSC)(Lutzenkirchen, 1997; 杨杰文等, 2002; 张波涛等, 2004; Goldberg, 2005; Chen et al., 2007; 林青等, 2008).结果显示, 针铁矿对BS-12的吸附整体上是随着离子强度的增加而增加, 符合ISSC, 此时吸附质与吸附剂之间存在化学键(一般为配位共价键)作用, 这也与动力学实验结果一致.
不同离子强度下, 针铁矿吸附BS-12的Freundlich模型拟合参数见表 3, n值均大于1, 说明吸附是容易发生的.针铁矿对BS-12的吸附能力随着离子强度的提高而增加, 代表吸附能力的KF和吸附强度的n都在KCl浓度为0.1 mol·L-1时显著提高, 而在0.001、0.01、0.1和0.5 mol·L-1浓度时, 吸附强度和吸附能力无明显差异.
| 表 3 不同离子强度下的等温吸附模型参数 Table 3 Isotherm model parameters for adsorption of BS-12 by goethite under series ionic strength |
|
在10~30 ℃的范围内, 针铁矿对BS-12的Freundlich吸附等温线如图 7所示, 等温吸附线表现为趋于饱和的吸附类型.针铁矿对BS-12的吸附量均随着平衡浓度及温度的提高而增加, 呈现增温正效应特征, 表明针铁矿对BS-12的吸附为吸热过程, 温度的升高有利于吸附的进行.究其原因是BS-12在针铁矿表面的吸附有化学吸附过程, 涉及到电子共用或电子转移, 形成新的化学键需要键能, 环境提供的能量越多, 越有利于吸附的进行.
 |
| 图 7 针铁矿对BS-12在不同温度下的吸附等温线 Fig. 7 Adsorption isotherms of BS-12 on goethite under series temperature |
吸附等温线拟合的结果显示(表 4), 当温度上升到30 ℃时, KF和n在30 ℃条件下时显著高于20 ℃, 表明温度升高针铁矿对BS-12的吸附能力和吸附强度显著提高.
| 表 4 不同温度下的等温吸附模型参数 Table 4 Isotherm model parameters for adsorption of BS-12 by goethite under series temperature |
|
以lnKd对1/T作图(图 8), 通过斜率和截距分别可以计算出焓变ΔHθ (kJ·mol-1)和熵增ΔSθ (J·mol-1·K-1), 进一步计算出吉布斯自由能变化ΔGθ (kJ·mol-1), 热力学参数ΔHθ、ΔSθ和ΔGθ结果见表 5.
 |
| 图 8 焓变和熵增的计算 Fig. 8 Graphical determination of ΔHθ and ΔSθ |
| 表 5 BS-12在针铁矿上的吸附热力学参数 Table 5 Thermodynamic parameters for adsorption of BS-12 by goethite |
|
在10、20和30 ℃时, 针铁矿对BS-12的吸附自由能ΔGθ分别为-1.09、-4.08和-7.06 kJ·mol-1, 这些值均小于0说明其吸附过程是自发的.不同温度下的ΔHθ均为正, 说明BS-12的吸附过程为吸热过程.焓变通常用于判断一个吸附反应是物理吸附还是化学吸附.若为物理吸附, 焓变的值大约在2.1~20.9 kJ·mol-1, 若为化学吸附, 焓变值通常会更高.BS-12的吸附焓的计算值为83.46 kJ·mol-1, 说明吸附过程是一个化学过程, 这和动力学实验和平衡吸附实验的结果都是一致的.熵变ΔSθ为298.77 J·mol-1·K-1, 熵增为正说明吸附过程提高了体系的混乱度.
4 结论(Conclusions)1) 针铁矿对BS-12的吸附平衡时间约为8 h, 吸附过程符合伪二级动力学机制, 是吸附速率受化学吸附机理控制的过程.
2) Freundlich等温吸附模型能较好的描述针铁矿对BS-12的吸附.
3) pH值对针铁矿吸附BS-12影响显著, 主要取决于针铁矿的电荷零点和BS-12的等电点；0.001~0.5 mol·L-1 KCl浓度范围内, 离子强度的增加对BS-12吸附的有促进作用；10~30 ℃范围内, 温度的升高对BS-12的吸附有升温正效应结果.
4) 通过热力学参数计算, 针铁矿对BS-12的吸附是一个熵增和焓变均为正的自发性吸热过程.
根据试验结果, 可以推测出BS-12在针铁矿的表面吸附过程和吸附机理.即BS-12在针铁矿表面形成了内层表面络合物(ISSC), 然后溶液中的BS-12又与吸附在针铁矿表面的BS-12以疏水碳链集聚的方式结合.整个吸附过程是一个较慢发生的吸热的化学吸附的过程, 主要吸附机制为化学键作用和疏水结合模式.
Al-Degs Y S, El-Barghouthi M I, El-Sheikh A H, et al. 2008. Effect of solution pH, ionic strength, and temperature on adsorption behavior of reactive dyes on activated carbon[J]. Dyes Pigments, 77: 16–23.
DOI:10.1016/j.dyepig.2007.03.001
|
Anecká L, Bujdoš M, Gregor M, et al. 2014. Sorption of P(V), As(V), and Sb(V) oxyanions on goethite and hematite during their thermal transformation[J]. Separation Science and Technology, 49(5): 721–726.
DOI:10.1080/01496395.2013.855786
|
Post J E, Buchwald V F. 1991. Crystal structure refinement of akageneite[J]. American Mineralogist, 76(1/2): 272–277.
|
Campinas M, Rosa M J. 2006. The ionic strength effect on microcystin and natural organic matter surrogate adsorption onto PAC[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 299(2): 520–529.
DOI:10.1016/j.jcis.2006.02.042
|
Chen C, Wang X. 2007. Sorption of Th (Ⅳ) to silica as a function of pH, humic/fulvic acid, ionic strength, electrolyte type[J]. Applied Radiation & Isotopes Including Data Instrumentation & Methods for Use in Agriculture Industry & Medicine, 65(2): 155–63.
DOI:10.1016/j.apradiso.2006.07.003
|
Chiou C T. 1998. Encyclopedia of Environmental Analysis and Remediation[M]. New York: Wiley
|
狄鑫, 孟昭福, 杨淑英, 等. 2015. 改性塿土对土壤有机污染物苯酚运移的阻滞模拟[J]. 农业工程学报, 2015, 31(11): 249–255.
DOI:10.11975/j.issn.1002-6819.2015.11.036 |
方云. 2001. 两性表面活性剂[M]. 北京: 北京轻工业出版社: 7–14.
|
Filius J D, Lumsdon D G, Meeussen J C L, et al. 2000. Adsorption of fulvic acid on goethite[J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 64(1): 51–60.
DOI:10.1016/S0016-7037(99)00176-3
|
Goldberg S. 2005. Inconsistency in the triple layer model description of ionic strength dependent boron adsorption[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 285(2): 509–517.
DOI:10.1016/j.jcis.2004.12.002
|
Lee J F, Liao P M, Kuo C C, et al. 2000. Influence of nonionic surfactant (Triton X-100) on contaminant distribution between water and several soil solids[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 229: 445–452.
DOI:10.1006/jcis.2000.7039
|
Lee S M, Tiwari D. 2012. Organo and inorgano-organo-modified clays in the remediation of aqueous solutions:An overview[J]. Applied Clay Science, 59-60: 84–102.
DOI:10.1016/j.clay.2012.02.006
|
李婷, 孟昭福, 张斌. 2012. 两性修饰膨润土对苯酚的吸附及热力学特征[J]. 环境科学, 2012, 33(5): 1632–1638.
|
Li W B, Liu Z, Meng Z F, et al. 2016. Composite modification mechanism of cationic modifier to amphoteric modified kaolin and its effects on surface characteristics[J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 13(11): 2639–2648.
DOI:10.1007/s13762-016-1091-3
|
李文斌, 杨淑英, 孟昭福, 等. 2015. DTAB对两性膨润土的复配修饰机制和吸附菲的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(9): 1722–1729.
|
林青, 徐绍辉. 2008. 土壤中重金属离子竞争吸附的研究进展[J]. 土壤, 2008, 40(5): 706–711.
DOI:10.3321/j.issn:0253-9829.2008.05.005 |
Anecká L, Bujdoš M, Gregor M, et al. 2014. Sorption of P(V), As(V), and Sb(V) oxyanions on goethite and hematite during their thermal transformation[J]. Separation Science and Technology, 49(5): 721–726.
DOI:10.1080/01496395.2013.855786
|
陆光崇. 1980. BS-12两性表面活性剂[J]. 日用化学工业, 1980, 4: 34–36.
|
Lutzenkirchen J. 1997. Ionic strength effects on cation sorption to oxides:macroscopic observations and their significance in microscopic interpretation[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 195(1): 149.
DOI:10.1006/jcis.1997.5160
|
孟昭福, 张一平, 李荣华. 2005. 有机修饰塿土对苯酚的吸附及其热力学特征[J]. 环境科学学报, 2005, 25(10): 1365–1372.
DOI:10.3321/j.issn:0253-2468.2005.10.013 |
孟昭福, 张一平. 2006. 有机修饰塿土中铬酸根吸附热力学特征及机理[J]. 中国环境科学, 2006, 26(suppl): 68–72.
|
Meng Z F, Zhang Y P, Wang G D. 2007. Sorption of heavy metal and organic pollutants on modified soils[J]. Pedosphere, 17(2): 235–245.
DOI:10.1016/S1002-0160(07)60030-7
|
Meng Z F, Zhang Y P, Zhang Z Q. 2008. Simultaneous adsorption of phenol and cadmium on amphoteric modified soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 159: 492–498.
DOI:10.1016/j.jhazmat.2008.02.045
|
孟昭福, 张一平, 郭仲义. 2008. 有机修饰塿土表面特性的研究1.CEC和比表面[J]. 土壤学报, 2008, 45(2): 370–374.
DOI:10.3321/j.issn:0564-3929.2008.02.026 |
Mi X, Huang G, Xie W, et al. 2012. Preparation of graphene oxide aerogel and its adsorption for Cu2+ ions[J]. Carbon, 50(13): 4856–4864.
DOI:10.1016/j.carbon.2012.06.013
|
Post J E, Buchwald V F. 1991. Crystal structure refinement of Akaganeite[J]. American Mineralogist, 76(1/2): 272–277.
|
Putra E K, Pranowo R, Sunarso J, et al. 2009. Performance of activated carbon and bentonite for adsorption of amoxicillin from wastewater:Mechanisms, isotherms and kinetics[J]. Water Research, 43(9): 2419–2430.
DOI:10.1016/j.watres.2009.02.039
|
任爽. 2015. BS-12+Tween两性复配修饰膨润土的研究[D].杨凌: 西北农林科技大学
|
任爽, 马麟莉, 孟昭福, 等. 2015. BS-12和β-环糊精复配修饰膨润土及其对苯酚吸附性能的初步研究[J]. 西北农林科技大学学报(自然科学版), 2015, 43(4): 135–140.
|
Schwertmann U, Cornell R M. 1991. Iron oxides in the laboratory preparation and characterization[M]. Wiley-VCH: Weinheim: 369–373.
|
Schwertmann U. 1991. Solubility and dissolution of iron oxides[J]. Plant and Soil, 130: 1–25.
DOI:10.1007/BF00011851
|
Vilar V J P, Botelho C M S, Boaventura R A R. 2005. Influence of pH, ionic strength and temperature on lead biosorption by Gelidium and agar extraction algal waste[J]. Process Biochemistry, 40(10): 3267–3275.
DOI:10.1016/j.procbio.2005.03.023
|
沈学优, 卢瑛莹, 朱利中. 2003. 有机物在水/双阳离子有机膨润土界面的吸附贡献率研究[J]. 浙江大学学报(理学版), 2003, 30(1): 69–74.
DOI:10.3321/j.issn:1008-9497.2003.01.016 |
万卷敏, 杨亚提, 刘霞, 等. 2011. 塿土对阴-非离子表面活性剂的吸附特征研究[J]. 农业环境科学学报, 2011, 30(4): 690–696.
|
Xue M, Huang G B, Xie W S, et al. 2012. Preparation of graphene oxide aerogel and its adsorption for Cu2+ ions[J]. Carbon, 50: 4856–4864.
DOI:10.1016/j.carbon.2012.06.013
|
杨芳, 孟昭福, 杨海妮, 等. 2007. 两性修饰剂修饰红壤对镉离子吸附的影响[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(2): 462–466.
DOI:10.3321/j.issn:1672-2043.2007.02.011 |
杨杰文, 蒋新, 徐仁扣, 等. 2002. 离子强度和SO42-对土壤吸附Al的影响[J]. 环境化学, 2002, 21(3): 230–234.
DOI:10.3321/j.issn:0254-6108.2002.03.004 |
Zhu J X, Qing Y H, Wang T, et al. 2011. Preparation and characterization of zwitterionic surfactant-modified montmorillonites[J]. Journal of Colloid and Interface Ccience, 360(2): 386–392.
DOI:10.1016/j.jcis.2011.04.069
|
赵盼盼. 2014. BS-12+Tween对高岭土的两性复配修饰研究[D].杨凌: 西北农林科技大学
|
张斌, 孟昭福, 李婷, 等. 2012. 两性修饰膨润土对苯酚吸附的动力学研究[J]. 干旱地区农业研究, 2012, 30(3): 200–204.
DOI:10.3969/j.issn.1000-7601.2012.03.035 |
张波涛, 董德明, 杨帆, 等. 2004. 溶液离子强度对自然水体生物膜吸附Pb2+和Cd2+的影响[J]. 吉林大学学报(地), 2004, 34(4): 566–570.
|