Eu_III_在北山花岗岩上的吸附作用_郭治军
稀土元素在水体除氟中的应用及进展
矿 冶MINING AND METALLURGY第30卷第3期2021年6月Vol. 30, No. 3June 2021doi : 10. 3969/j. issn. 1005-7854. 2021. 03. 014稀土元素在水体除氟中的应用及进展史丙丁" 马保中3 王成彦" 陈永强3 张 阳"(1.北京科技大学冶金与生态工程学院,北京100083;2.稀贵金属绿色回收与提取北京市重点实验室,北京100083)摘 要:水环境中的氟污染已被认为是全球严重威胁人类健康的主要问题之一,吸附法被认为是最具有发展前景的水体除氟技术,各国学者也在研发吸附性强和环境友好的新型吸附剂。
对稀土化合物和负载稀土元素的吸附剂在除氟中的应用进行了总结,发现稀土化合物的吸附氟能力强,多金属氧化物、生物材料、金属有机骨架和硅基材料等经负载稀土元素改性后制备的新 型吸附剂也表现出良好的除氟能力;不同材料和官能团的协同作用可以有效提高吸附剂的除氟能力。
在总结现有除氟剂的基础上,对新型除氟吸附剂的研发进行了展望。
关键词:除氟;吸附法;稀土吸附剂;多金属氧化物中图分类号:X523 文献标志码:A文章编号:1005-7854(2021)03-0090-07Application and progress of rare earth elements in fluorideremoval from waterSHI Bing-ding 1,2 MA Bao-zhong 1,2 WANG Cheng-yan 1,2 CHEN Yong-qiang 1,2 ZHANG Yang 1,2(1. School of Metallurgical and Ecological Engineering , University of Science and Technology Beijing, Beijing 100083, China ;2・ Beijing Key Laboratory of Green Recycling and Extraction of Metals , Beijing 100083, China)Abstract : Fluorine pollution in water environment has been considered to be one of the main problemsthreatening human health worldwide. Adsorption method is considered to be the most promising technologyfor water fluoride removal. Scholars around the world are developing new adsorbents with strongadsorption and environmental friendliness. The application of rare earth compounds and adsorbents loadedwith rare earth elements in fluoride removal are summarized. It is found that the rare earth compounds have a strong ability to adsorb fluorine, and the new adsorbents prepared by modified rare earth elements suchas multi-metal oxides, biological materials 9 metal organic frameworks and silicon-based adsorbents show agood ability in fluoride removal. The synergistic effect of different materials and functional groups cane 任ectively improve the fluoride removal ability of the adsorbent. On the basis of summarizing the existingfluoride removal agents, the research and development of new adsorbents are prospected.Key words : fluoride removal ; adsorption ; rare earth adsorbent ; multi-metal oxide氟元素是地壳中含量十分丰富的元素,常以氟化物的形式存在于萤石、冰晶石、氟磷灰石等多种收稿日期:2021-03-31基金项目:国家重点研发计划项目(2018YFC1900304);国家自然科学基金资助项目(52034002, U1802253);中央高校基本科研业务费资助项目(FRF-MP-20-04)第一作者:史丙丁,硕士研究生,研究方向为有色金属冶金。
硅藻土对重金属离子的吸附作用及其用于环境重金属污染修复的研究评述
中山大学研究生学刊(自然科学、医学版)第28卷第1期 J OURNAL OF THE GRADUATES VOL.28 12007 S UN YAT SEN UN I VER SITY(NATU RA L SC I ENCES、M ED I C I N E) 2007硅藻土对重金属离子的吸附作用及其用于环境重金属污染修复的研究评述*苏育炜1,2 杨志军1,2 周永章1,2(1.中山大学地球科学系广州5102752.中山大学地球环境与地球资源研究中心广州510275)摘 要:硅藻土拥有独特的物理和化学性质,在工业生产中已经得到十分广泛的应用,但作为环境矿物材料用于环境污染治理,研究尚处于探索阶段。
本文重点评述硅藻土对重金属离子的吸附作用及其用于环境重金属污染修复的研究进展。
硅藻土表面覆盖着一层硅羟基(Si OH),构成了硅藻土表面最主要的活性基团。
硅藻土对水体中重金属离子的吸附受温度和p H值的制约。
一般来说,温度和ph值越低,硅藻土对重金属离子的去除能力越差。
改性硅藻土可以大大提高对重金属离子的吸附能力。
使用金属氧化物对硅藻土进行表面处理是比较常用的改性方法,这可以一定程度提高硅藻土的比表面积和表面负电荷。
关键词:硅藻土;重金属;吸附作用;重金属污染修复水是人类生活以及生产中不可缺少的重要资源。
然而,随着工业生产的发展,特别是电镀、陶瓷、玻璃、和采矿业等高污染工业的高速发展,大量有毒或者有害的含重金属废水被排放到地表水体中,使得在中国很多地区,无论是河流还是地下水,甚至土壤中都面临着不同程度的重金属污染。
面对日益严重的重金属污染,多种处理方法已经被用于去除水中的重金属离子,比较常用的方法有化学沉淀法、膜过滤法、离子交换法和活性炭吸附法等[1][9][11]。
其中活性炭吸附法被认为是最为有效的方法,但是活性炭的制造以及使用后的循环利用都需要比较高的成本。
因此,研究人员目光投向了来源广、成本低廉以及无二次污染的环境矿物材料,试图以成本低廉的环境矿物材料生产出合适的替代品。
燃煤水泥窑尾颗粒物粒径分布及污染特征
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本研究针对新标准 下 技 术 改 造 后 某 :&&& 0CX 水 泥生产线展 开" 对 窑 尾 烟 气 沿 程 颗 粒 物 进 行 采 样 测 试 "分 析 后 续 烟 气 控 制 装 置 对 烟 气 颗 粒 物 的 影 响 及 颗 粒物排放 特性 "旨 在 揭 示 其 生 成 及 转 化 规 律" 以 期 为 后续水泥工业大气污染物深度治理提供参考& BA研究方法 BMB A 测 试 对 象 与 测 点 布 置
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酸性化学溶液作用下花岗岩力学特性与参数损伤效应
酸性化学溶液作用下花岗岩力学特性与参数损伤效应苗胜军;蔡美峰;冀东;郭奇峰【摘要】以花岗岩为试验与研究对象,基于自然干燥状态以及不同流速、不同pH 值的水化学溶液侵蚀作用,进行了一系列单轴压缩、三轴压缩及劈裂试验,对比分析了酸性水化学环境下花岗岩的强度损伤、变形特征及力学参数响应机制.试验结果表明:花岗岩的单轴、三轴抗压强度及抗拉强度、弹性模量与黏聚力随着酸性溶液pH值减小、循环水流速度增大而降低;泊松比则随着pH值减小、水流速度增大而增大;酸性溶液浸泡后花岗岩的内摩擦角较自然干燥状态有所降低,但较蒸馏水浸泡后花岗岩无明显变化;花岗岩的压缩变形特征有由脆性向延性转变的趋势.因此,自然水化学环境的pH值与流速是导致岩石变形特征改变及强度与力学参数损伤劣化的2个敏感性因素,而花岗岩对酸性溶液的pH值更为敏感.【期刊名称】《煤炭学报》【年(卷),期】2016(041)004【总页数】7页(P829-835)【关键词】花岗岩;水岩相互作用;变形特征;岩石力学参数;损伤效应【作者】苗胜军;蔡美峰;冀东;郭奇峰【作者单位】北京科技大学土木与环境工程学院,北京100083;北京科技大学金属矿山高效开采与安全教育部重点实验室,北京100083;北京科技大学土木与环境工程学院,北京100083;北京科技大学金属矿山高效开采与安全教育部重点实验室,北京100083;青岛市勘察测绘研究院,山东青岛266032;北京科技大学土木与环境工程学院,北京100083;北京科技大学金属矿山高效开采与安全教育部重点实验室,北京100083【正文语种】中文【中图分类】TD315地下工程岩体会受到地下水体的物理、力学、化学等方面的影响,“水-岩相互作用”已成为矿产资源开发、核废料处置、边坡、坝基等岩土工程研究领域的前沿课题之一[1]。
岩石由矿物颗粒或晶体相互胶结聚集而成,内部存在微裂隙、矿物节理、粒间空隙、晶格缺陷等孔隙结构,其力学特性主要取决于岩石矿物成分、颗粒间联系及其内部孔隙结构[2-3]。
Sr2+在阳江花岗岩上的吸附行为
对 T-%'&的阻滞能力较强#在浓度很小时其)4 值 可以达到>*! 8@(?$@33等)>#*研究了低氧%!%C)& 为>*\F&>*\E&及大气条 件%!%C)&?)>a&下 台 湾 花岗岩对 R9[ 的吸附行为#研究发现有氧和低氧两 种体系下 吸 附 行 为 没 有 明 显 差 异#且 其 吸 附 均 和 S.3-/4&627 等 温 模 型 拟 合 效 果 更 好 $,0/ 等)>!*研 究 了 台 湾 花 岗 岩 对 ^3%- &的 吸 附 行 为 和 花 岗 岩 组 成 矿 物 的 关 系 #结 果 表 明 "^3%- &在 花 岗 岩 上 的 吸 附 与离子强度无关#去 除 花 岗 岩 中 的 结 晶 铁 氧 化 物 会降低花岗岩对 ^3%-&的吸附能力$
更好地了解放射性核素在花岗岩上的物理化 学 行 为 #对 于 准 确 评 估 这 些 以 花 岗 岩 为 围 岩 的 核 废 物 处 置 库 的 安 全 性 至 关 重 要)#*#目 前 已 有 大 量 相 关 研究)!=D*$姜涛等)>**研究了北山花岗岩吸附 (V的 吸附行为#研究发现升高温度不利于 花 岗岩 对 (V 的 吸 附 #且 酸 性 和 碱 性 条 件 均 会 抑 制 吸 附 $ 吴 涵 玉 等)>>*研究了 北 山 花 岗 岩 吸 附 R9[ 的 作 用 机 制#结 果 表 明 "花 岗 岩 的 组 成 矿 物 黑 云 母 和 长 石 对 于 花 岗 岩 的 吸 附 均 有 贡 献 #且 地 下 水 会 抑 制 花 岗 岩 的 吸 附 阻滞能 力$郭 治 军 等)>)*研 究 了 T-%'&在 北 山 花 岗岩上 的 吸 附 行 为#研 究 发 现"T-%'&在 北 山 花 岗岩上的 吸 附 作 用 可 以 用>个 离子 交换反 应 和 ) 个 内 层 表 面 配 合 反 应 来 定 量 解 释 #且 北 山 花 岗 岩
浅析花岗岩风化壳离子吸附型稀土矿床成矿特征
产于大岩基边缘以外,也可以产于大岩基中心部位。
中成矿元素来自分异—交代成因的稀土矿物时,岩石
2
结构以中细粒为主。
矿床分布的地理区域
原岩造岩矿物含量变化大,石英 25%~40%,钾长
本类型矿床除了具备含稀土元素的花岗岩这一首
要因素之外,第二个重要的因素是风化壳的发育,因此
石 20%~60%,斜长石 15%~40%,黑云母 0.5%~14%,
3
岩体或演化早阶段岩体中则稀土矿物含量较少(表 2)。
原岩特征
3.1
规模产状
4
含矿花岗岩由于不受时代、演化程度的岩性所控
4.1
矿床地质
风化壳的发育及其控制因素
制,因而与岩体的规模产状亦无密切关系。已知含矿
控制花岗岩风化壳发育程度的因素很多,
主要有:
原岩可以是数平方公里的岩株,也可以是数十平方公
(1)原岩岩性:结构上似斑状结构较等粒结构易风
独居石 99,
锆石 116,
氟碳钙钇矿 76
龙南足洞
二云母花岗岩
砷钇矿 6,
氟碳钙钇矿 233,
铌钽铅矿 14,
铌铁矿 4,
独居石 16,
锆石 11
赣县下汶滩
细粒黑云母花岗岩
磷钇矿 10,矿+黑稀金矿+铌钇矿
13,
锆石 86,
晶质铀矿 5
(2)区域构造:缓慢上升地块有利风化作用的进行
般具有工业价值的风化壳厚度应在 5m 以上。由于地
及风化产物的保存,近代强烈上升区不利于风化壳的
形及基岩面的起伏及其他因素的影响,局部风化深度
形成。断裂构造有利于风化作用的进行。某些矿区
的变化也是十分剧烈的。风化程度的局部变化一般小
Se(IV)在北山花岗岩上的吸附
关 键 词 : 北 山花 岗岩 : 吸 附 : S ( ) 表 面 配 位 模 型 eI ; V 中图 分 类 号 : 06 73 4 .2
S i c, ol e fC e s ya dMoeu r n i ei , e i nvri, e ig1 0 7, . hn ; c ne C lg hmir n l l gn r g P kn U iest B in 0 8 1P R C ia e e o t caE e n g y j
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柴油、生物柴油后喷燃烧过程中颗粒物粒数粒径及质量的变化规律
燃烧科学与技术Journal of Combustion Science and Technology 2017,23(3):261-267DOI 10.11715/rskxjs.R201604006收稿日期:2016-05-09.基金项目:国家重点基础研究发展计划(973计划)资助项目(2013CB228502);天津市应用基础与前沿技术研究计划资助项目 (13JCZDJC 35800);国家自然科学基金资助项目(51476115). 作者简介:张许扬(1991— ),男,硕士,zhangxu2014@. 通讯作者:宋崇林,男,博士,教授,songchonglin@.柴油、生物柴油后喷燃烧过程中颗粒物粒数粒径及质量的变化规律张许扬,卫将军,吕 刚,宋崇林(天津大学内燃机燃烧学国家重点实验室,天津 300072)摘 要:基于全气缸取样平台,在一台高压共轨柴油机上,对近后喷和远后喷策略下生物柴油和柴油后喷燃烧过程中颗粒物的粒数粒径分布、总粒子数密度及质量的变化规律进行了研究.实验结果表明,在后喷燃烧过程中各阶段,生物柴油和柴油所产生的颗粒物的粒数粒径分布、总粒子数密度及质量变化规律相似.颗粒物粒数粒径均呈类似对数正态分布,生物柴油的峰值粒径范围为39.2~69.8,nm ,柴油的峰值粒径范围为60.4~93.1,nm .与柴油相比,在相同后喷燃烧阶段生物柴油的颗粒物的总粒子数密度较高,但质量浓度较低.关键词:全气缸取样平台;生物柴油;柴油;后喷燃烧;粒数粒径分布;颗粒物质量浓度 中图分类号:TK427 文献标志码:A 文章编号:1006-8740(2017)03-0261-07A Comparison of Number and Size Distribution and Mass of Particulatesfor Biodiesel and Diesel in Post -Injection Combustion ProcessZhang Xuyang ,Wei Jiangjun ,Lü Gang ,Song Chonglin(State Key Laboratory of Engines ,Tianjin University ,Tianjin 300072,China )Abstract :Experiments were conducted on a direct-injection diesel engine ,which was equipped with a common rail system .The number and size distribution ,the total particulate number density and mass concentration of particulates produced from biodiesel and fossil diesel during the post-injection combustion were investigated using a total cylinder sampling system .Experimental results indicate a similar tendency for biodiesel and diesel in the variation of number and size distribution ,total particulate number density and mass concentration of particulates at the same stage of post-injection combustion .The number and size distributions of particulates for both fuels ap-proximate to the lognormal distribution ,with the peak values in the range of 39.2—69.8nm for biodiesel and of 60.4—93.1nm for diesel .At the same stage of post-injection combustion ,the total particulate number density for biodiesel is higher than that for diesel ,while an opposite result is found in the mass concentration of particulates.Keywords :total cylinder sampling system ;biodiesel ;diesel ;post-injection combustion ;size and numberdistribution ;mass concentration of particulate柴油机因为具有较高的热效率、良好的动力性、经济性和耐久性得到广泛应用,随着柴油车的保有量不断增加,其排放物给自然环境和人类的身心带来严重的负面影响,尤其是其颗粒物排放也成为近年来造燃烧科学与技术第23卷 第3期— 262 —成全国大规模雾霾天气的元凶之一.世界各国制定了越来越严格的排放法规来限制颗粒物的排放.对柴油机颗粒物生成机理及排放控制方面的相关研究越来越受到重视.伴随着我国经济的快速增长,对能源的需求量也急剧增加,能源供应安全已成为确保我国经济持续稳定增长的重要问题之一.生物柴油作为一种代用燃料,可以在不改变柴油机结构的前提下,获得与柴油接近的动力性能和比柴油更加优越的排放性能[1] .大量的试验研究表明,柴油机燃用生物柴油及柴油-生物柴油混合燃料时,柴油机的HC 排放量显著降低,CO 排放量也有所降低,同时可以有效地降低颗粒物排放[2-5];Krahl 等[6]、Jung 等[7]、Di 等[8]和Tsolakis [9]的研究结果表明,燃用生物柴油降低颗粒物质量的同时却增加了其总粒子数密度.Di 等[8]进行了生物柴油、柴油的掺烧和乙醇、柴油的掺烧试验,通过对比不同掺烧组分对柴油机排放颗粒物的影响发现:增加燃料中的含氧量可以降低尾气颗粒物的质量浓度;而随含氧量的增加,颗粒物的几何平均直径变小;生物柴油、柴油的掺烧所生成的颗粒物总粒子数密度升高,但乙醇、柴油掺烧所产生的颗粒物总粒子数密度却降低,这主要是由于乙醇有更低的黏性,雾化效果更好.目前,针对生物柴油及普通柴油颗粒物的研究主要是针对排气中的相关问题,而对于燃烧过程中颗粒物的研究报道很少,鉴于此,本文借助于全气缸取样平台,在一台高压共轨增压柴油机上研究生物柴油后喷燃烧过程中颗粒物的粒数粒径分布,总粒子数密度及质量浓度的变化规律;并与柴油进行对比,探讨生物柴油对颗粒物的生成及氧化的影响.这对深入理解燃烧过程中碳烟微粒的生成、演化机理及控制污染物的排放有非常重要的意义.1 试验设备与试验方案1.1 试验装置及颗粒采集方法本文借助于全气缸取样平台,在一台由CY6102BQ 型柴油机的第6缸改装而成的试验单缸机上进行试验,全气缸系统机构图及发动机主要参数见参考文献[10].改装后的试验单缸机加装了DENSO 电控高压共轨燃油喷射系统,采用ETAS 公司的INCA 标定软件,能够精确控制、调节该单缸机的喷油参数.试验台架采用德国产W230型SCHENCK 的电涡流测功机控制发动机运行工况.采用大连新风科技有限公司的采样控制系统,在特定的燃烧时刻精确控制全气缸取样装置打破燃烧空间,使缸内正在燃烧中的气体溢出燃烧室,同时释放高压氮气使燃气迅速降温,“淬灭”其化学反应,经稀释降温的样气沿管路进入取样袋中,然后接发动机废气排放颗粒物粒径谱仪(EEPS-3090)进行粒数粒径的分析测量,或由真空泵以一定的流速将其抽取到特定的滤膜上,而后进行颗粒物的后续处理分析.采用美国TSI 公司的发动机废气排放颗粒物粒径谱仪(EEPS-3090)分析研究柴油机颗粒物粒数浓度以及粒数粒径分布特性.该仪器基于电迁移性原理,可高精度、实时测量稳态和瞬态工况粒径分布,测量粒径范围为5.6~560nm ,该仪器前级配备了379020型旋转式热稀释仪,稀释比范围为15∶1~3000∶1.在本次试验的测试过程中,稀释比为260∶1,此稀释比可有效地减弱采样颗粒物的进一步凝并[11].采样流量为10L/min .颗粒物质量的测定采用称重法.将取样袋中的样气利用真空泵过滤到PALLFLEX 公司生产的聚四氟乙烯滤膜上,采样前、后使用电子微量天平(Sartorius ME 5-F )分别称重.以滤膜质量之差作为微粒(particle matter ,PM )的质量.称重之后立即进行索氏萃取[12],去除颗粒物中的可溶性有机物(soluble organic fraction ,SOF );萃取后与取样前滤膜质量差近似为干碳烟(soot )的质量[13]. 1.2 试验方案本研究使用的燃油为某公司提供的国Ⅴ柴油及以大豆为原料生产的脂肪酸甲脂生物柴油,相应的燃油参数指标如表1所示.表1 燃油主要参数指标项 目柴 油生物柴油十六烷值 51.6 51.6运动黏度(20,℃)/(mm 2·s -1) 4.67 6.31密度(20,℃)/(kg ·m -3) 831 881热值/(kJ ·kg -1) 42.9 37.2 氧质量分数/% — 10.77 多环芳烃质量分数/% 1.9 0 闪点(闭口)/℃ 70.5 120硫含量/(mg ·kg -1) 7.8 6.3台架试验中,为保证较高的取样时间分辨率[14],本文选用发动机转速为1000r/min ;选择柴油的主喷油量为每循环28mg ,主喷油角为上止点前7°;后喷油量为每循环6mg ,近后喷和远后喷的起始喷油角(start of post injection ,SOPI )分别为上止点后7°CA 和22°CA (crank angle after top dead center ,CA ATDC ). 生物柴油的主后喷油量是以柴油喷油量为基准通过等热值换算得到的,其喷油策略为:主喷油张许扬等:柴油、生物柴油后喷燃烧过程中颗粒物粒数粒径及质量的变化规律 燃烧科学与技术— 263 —量为每循环32.3mg ,主喷油角为上止点前7°,后喷油量为每循环6.9mg ,后喷油角分别为7°CA ATDC 和22°CA ATDC .发动机试验条件为:进气压力0.15MPa ,进气温度45±2℃,冷却水温75~80℃,机油温度80~90℃.具体工况见表2.表2 试验工况工 况 燃油种类每循环主喷油量/mg每循环后喷油量/mg后喷油角/(°CA ATDC )D-1柴油 28.0 6.0 7B-1 生物柴油 32.3 6.9 7 D-2 柴油 28.0 6.0 22 B-2生物柴油 32.36.9222 试验结果与讨论2.1 后喷燃烧过程中各阶段的划分图1为在后喷油角为7°CA ATDC 的工况下,燃用生物柴油和柴油时放热率、缸内压力和缸内平均温度曲线,由图可以看出,整个燃烧过程中生物柴油与柴油的燃烧相位相似,燃用生物柴油时缸内平均温度略低于柴油.(a )放热率(b )缸内压力和平均温度图1 生物柴油和柴油的放热率、缸内压力和缸内平均温度后喷燃烧是一个快速而又复杂的过程,目前国内外对后喷燃烧阶段划分尚无文献报道.根据缸压曲线或燃烧放热率曲线很难对其进行阶段划分,而碳烟的生成和氧化历程能比较准确地反映缸内燃烧过程.本文在大量的试验结果基础上,根据后喷燃烧过程中碳烟质量的变化特点,把后喷燃烧过程划分为4个燃烧阶段.图2为典型的生物柴油和柴油后喷燃烧过程中碳烟质量变化规律.4个燃烧阶段如图2所示:Ⅰ阶段为后喷燃烧准备阶段,从后喷始点7° CA ATDC 到10.5°CA ATDC ,此阶段碳烟质量随曲轴转角增加而降低;Ⅱ阶段为后喷燃烧初期(10.5~15.5°CA ATDC ),碳烟质量开始升高并达到峰值,此阶段可以观察到燃烧放热率明显上升;Ⅲ阶段为后喷燃烧中期(15.5~24.5°CA ATDC ),此阶段碳烟开始快速氧化,燃烧放热率降低;Ⅳ阶段为后喷燃烧末期(≥24.5°CA ATDC ),碳烟氧化速率变小,燃烧放热率趋近平缓.本文主要是针对上述4个燃烧阶段进行研究和讨论.图2后喷燃烧过程中生物柴油和柴油的碳烟质量(后喷油角为7°CA ATDC )2.2 后喷燃烧过程中颗粒物粒数粒径分布规律图3和图4分别为燃用生物柴油、柴油时在后喷油角为7°CA ATDC 和22°CA ATDC 工况下测得的颗粒物粒数粒径分布.由图可以看出,两种燃油在后喷燃烧过程中生成的颗粒物的粒数粒径均呈类似对数正态分布,生物柴油峰值粒径分布在39.2~69.8nm 之间,而柴油峰值粒径分布在60.4~93.1nm 之间.图5为各个工况下生物柴油、柴油颗粒物粒数峰值和峰值粒径随曲轴转角的变化规律.从图中可以看出,无论是在近后喷(后喷油角为7°CA ATDC )还是远后喷(后喷油角为22°CA ATDC )工况下,两种燃油的颗粒物粒数峰值均呈现在后喷燃烧准备阶段降低、在后喷燃烧初期升高、在后喷燃烧中期及末期不断降低的趋势.另外,整个后喷燃烧过程中,相同曲轴转角下生物柴油峰值粒径小于柴油的峰值粒径,燃烧科学与技术 第23卷 第3期— 264 —这可能与生物柴油分子中含有氧元素有关,Di 等[8]的研究结果表明,燃油分子中含氧更容易促使较小粒径的颗粒物产生.针对上述两种燃料,在后喷油角为7°CA ATDC 工况下,在后喷燃烧初期,颗粒物峰值粒径较小,这主要是后喷燃油开始燃烧产生大量小粒径(a )生物柴油(b )柴油图3 后喷油角为7°CA ATDC 时不同曲轴转角下生物柴油和柴油颗粒物粒数粒径分布规律(a )生物柴油(b )柴油图4 后喷油角为22°CA ATDC 时不同曲轴转角下生物柴油和柴油颗粒物粒数粒径分布 颗粒物;而后,随着燃烧的进行,峰值粒径呈增大趋势.在后喷油角为22°CA ATDC 工况下,峰值粒径在后喷燃烧初期较小,而后在后喷燃烧中期、末期朝着大粒径方向移动,但由于此时缸内温度较低,颗粒物的生成和氧化速率均较慢,其变化幅度不大.(a )后喷油角为7°CA ATDC(b )后喷油角为22°CA ATDC图5各个工况下生物柴油、柴油颗粒物粒数峰值和峰值粒径随曲轴转角的变化规律2.3 后喷燃烧过程中颗粒总粒数浓度的变化规律图6和图7分别表示在不同后喷油角的条件下,生物柴油、柴油后喷燃烧过程中颗粒物总粒子数密度随曲轴转角的变化规律.在两个不同后喷油角工况下,生物柴油和柴油颗粒物总粒子数密度在后喷燃烧准备阶段降低、后喷燃烧初期升高、后喷燃烧的中期末期不断降低.在相同后喷燃烧阶段,生物柴油的总粒子数密度要高于柴油,这与文献[6-9]的研究结果一致.他们认为可能是由于生物柴油黏性较高、挥发性及燃油雾化质量较差,导致由不完全燃烧生成的小粒径颗粒物增多,总粒子数密度增大.在后喷油角为7°CA ATDC 工况下,后喷燃烧准备阶段(7~10.5°CA ATDC ),两种燃油的总粒子数密度均随曲轴转角的增大而降低,此降低的原因可能源于以主喷燃油所产生颗粒物的氧化;后喷燃烧初期(10~15.5°CA ATDC ),后喷入的燃油迅速燃烧并生成了大量的颗粒物,导致此阶段颗粒物总粒子数密度快速增加,生物柴油总粒子数密度的增加量为2.1×108cm -3,张许扬等:柴油、生物柴油后喷燃烧过程中颗粒物粒数粒径及质量的变化规律 燃烧科学与技术— 265 —是柴油的1.79倍;在后喷燃烧中期,颗粒物被迅速氧化,总粒子数密度迅速降低,生物柴油总粒子数密度的降低量是柴油的1.43倍;燃烧末期,生物柴油约有总粒子数密度的69.5%的微粒被氧化燃烧掉,总粒子数密度的氧化率高于柴油的66.4%,这可能是由于生物柴油颗粒物比柴油颗粒物有较低的活化能,其反应频率因子是柴油颗粒的2~3倍,致使在颗粒物的后期氧化过程中表现出更高的氧化速率[7],促使其颗粒物总粒子数密度降低幅度较大.总之,从整个后喷燃烧过程来看,生物柴油颗粒物的生成和氧化速率(总粒子数密度)均高于柴油.在远后喷(后喷油角为22°CA ATDC )时,颗粒物的生成和氧化速率较低,至燃烧结束生物柴油颗粒物总粒子数密度的降低量为2.84×108cm -3,是柴油的1.54倍.图6 后喷油角为7°CA ATDC 时后喷燃烧过程中生物柴油和柴油颗粒物总粒子数密度的变化规律图7 后喷油角为22°CA ATDC 时后喷燃烧过程中生物柴油和柴油颗粒物总粒子数密度的变化规律2.4 后喷燃烧过程中颗粒物质量的变化规律.图8和图9分别表示在不同后喷油角工况下,燃用生物柴油和柴油时碳烟、颗粒物的质量随曲轴转角变化规律.由图可以看出,在后喷油角为7°CA ATDC 时,生物柴油和柴油的颗粒物质量变化规律基本一致,在后喷燃烧准备阶段(7~10.5°CA ATDC ),燃用两种燃油时碳烟、颗粒物的质量均呈现变小趋势,在此阶段后喷燃油并未开始燃烧形成颗粒物,缸内颗粒物的质量变化主要是源于主喷燃油所产生的颗粒物的氧化;在后喷燃烧初期阶段(10.5~15.5°CAATDC ),碳烟质量升高,而颗粒物质量先升高后降低,表明该阶段刚生成的微粒中含有大量的SOF 成分,随着燃烧的进行,SOF 成分迅速氧化及部分转化为碳烟;在后喷燃烧中期(15.5~24.5°CA ATDC )和末期(≥24.5°CA ATDC ),碳烟和颗粒物质量迅速下降,这主要是由于后喷燃烧的加入增强了缸内的气流扰动,促进了燃烧产物和空气的混合,并提高了缸内温度,促进了颗粒物氧化;燃烧结束时,同峰值相比,燃用生物柴油碳烟、颗粒物质量的下降率分别为94%、90.2%,比燃用柴油时高8.2%和13.5%,燃烧结束时,燃用生物柴油时颗粒物质量仅为燃用柴油时的35%.由图9可以看出,在后喷油角为22°CA ATDC 工况下,在后喷燃烧准备阶段,燃用生物柴油和柴油时颗粒物和碳烟质量下降;在后喷燃烧初期(27.5~30°CA ATDC )燃用生物柴油时碳烟、颗粒物的生成量分别是燃用柴油时的50%、69%,表明在该条件下燃用生物柴油也能有效减少碳烟和颗粒物的生成量.此外,与后喷油角为7°CA ATDC 工况相比,该阶段未发现颗粒物呈先上升、后下降的变化趋势,而是呈单调递增的趋势.这主要是近后喷(后喷油角为7°CA ATDC )促进和延长了主喷燃烧[15],使后喷生成的SOF 快速氧化并向碳烟转化,导致此阶段颗粒物呈先上升、后下降的趋势;在后喷燃烧中期和末期,燃用生物柴油和柴油时的颗粒物和碳烟均(a )碳烟(b )颗粒物图8后喷油角为7°CA ATDC 时后喷燃烧过程中燃用生物柴油和柴油时每循环碳烟及颗粒物质量演变规律燃烧科学与技术 第23卷 第3期— 266 —(a)碳烟(b)颗粒物图9后喷油角为22°CA ATDC时后喷燃烧过程中燃用生物柴油和柴油时每循环碳烟及颗粒物质量演变规律呈下降趋势.总之,无论是近后喷还是远后喷,从整个后喷燃烧过程来看,在相同后喷燃烧阶段燃用生物柴油时碳烟和颗粒物的质量均小于柴油,其原因可能是:由于生物柴油含氧(10.77%),含有较少的C—C 键,燃料与空气中氧气反应的同时,燃料自身所含氧元素也参与反应,单位质量的燃油完全燃烧需要的空气量较少,有效减少了缸内局部缺氧区出现的可能性,减少了碳烟的生成[3-4,16];其次,由于生物柴油不含芳烃[3,17],所生成碳烟的前驱物的量减少;燃用生物柴油时生成的碳烟表现出更多的无定型纳观结构和更高的反应活性[18],更容易被氧化.3 结 论(1) 根据后喷燃烧过程中碳烟质量的变化规律,可以将后喷燃烧过程划分为4个阶段.(2) 燃用生物柴油和柴油时,在后喷燃烧过程中,粒数粒径分布,总粒子数密度及质量变化趋势类似.(3) 生物柴油和柴油后喷燃烧过程中生成的微粒的粒径均呈类似对数正态分布规律.生物柴油峰值粒径在39.2~69.8nm范围内,而柴油峰值粒径分布在60.4~93.1nm之间.在相同后喷燃烧阶段,生物柴油峰值粒径一般要小于柴油的峰值粒径.(4) 在近后喷(后喷油角为7°CA ATDC)和远后喷(后喷油角为22°CA ATDC)工况下,生物柴油和柴油颗粒物总粒子数密度均随燃烧进行呈现先减小、后增大、然后再减小的变化趋势.整个后喷燃烧过程中,相同后喷燃烧阶段燃用生物柴油时的总粒子数密度要高于燃用柴油时的总粒子数密度.从整个后喷燃烧过程来看,燃用生物柴油时颗粒物的生成和氧化速率均高于燃用柴油时的值.(5) 无论在近后喷还是在远后喷工况下,在整个后喷燃烧过程中,燃用生物柴油时碳烟、颗粒物的质量浓度均小于燃用柴油时的值,后喷燃烧结束时,燃用生物柴油时碳烟、颗粒物质量的下降率均要高于燃用柴油时的值.参考文献:[1]王显刚. 生物柴油喷雾、燃烧和碳烟生成特性及其对柴油机微粒排放影响的研究[D]. 西安:西安交通大学能源与动力工程学院,2011.Wang Xiangang. 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温度对Np在北山花岗岩上吸附行为的影响
J ANG o I Ta ,YAO u J n,ZHOU o,BAO a gjn,ZHANG n,CHEN ,F Du Lin —i Ya Xi AN a — u Xin h a
Chn n tt t fAtm i E eg iaI si eo o c n r y,P O. o 7 ( 3 ,B in 0 4 3 u . B x2 5 9 ) ej g 1 2 1 ,Chn i ia
tmp r t r e e d n . Th e eaued p n e t e AS, △H ,A o G f Np( ) Np(V ) o p i n o r nt n Ⅳ / s r t n g a ie a d o
ma ne i a l e a a e r nie we e c l ult d by la t s a e m e h i e rft i . g tc ly s p r t d g a t r a c a e e s qu r t od ln a itng
日 皿
度对 N p在 北 山花 岗岩 上 吸 附 行 为 的 影 响
姜 涛, 军, 舵 , 良进, 姚 周 包 张 言, 曦, 陈 范显华
中 国原 子 能科 学 研 究 院 放 射 化 学 研 究所 , 京 北 12 1 043
摘 要 : 用 批 式 实 验 法 研 究 了低 氧条 件 下 , 度 对 Np I 、 p V) 磁 分 离 后 的 花 岗岩 和 北 山花 岗岩 上 吸 附 采 温 (V) N ( 在 行 为 的影 响 。测 定 了 3 、5 6 、o℃下 N (V) N ( ) 磁 分 离 后 的 花 岗 岩 和 北 山 花 岗岩 上 吸 附 的 Ka 。 o 4 、O 8 pI 、pV 在 值 研 究 发 现 , 度 升 高有 利 于 N (V)Np V ) 花 岗 岩 上 的 吸 附 ; 近 中 性 地 下 水 体 系 中 , ( ) Np I ) 温 p1 、 ( 在 在 Np V 较 ( 更 V 易被 花 岗 岩 吸 附 , 可 能 是 因为 N ( ) Np V ) 水 溶 液 中 的存 在 形 式 不 同 ; Np 形 态 存 在 的 Np V ) 这 pI 、 ( 在 V 以 0 ( 比以 N ( p OH)(q 形 态 存 在 的 Np I ) 容 易 吸 附在 花 岗 岩上 。利 用 解 吸研 究 了 吸 附 机 理 , 现 温 度 升 高 不 a) (V 更 发 利 于 N ( ) Np V ) 入 到 矿 物 晶 格 内 。通 过 拟 合 得 到 了不 同温 度 下 Np 1 和 Np V ) 附 在 花 岗 岩 上 pI 和 V ( 进 (V) ( 吸
煤表面对两个氧分子的物理吸附机理
煤表面对两个氧分子的物理吸附机理王继仁,陆卫东,金智新,邓存宝*(辽宁工程技术大学,辽宁,阜新,123000,Email:**********************)摘要:煤表面与氧分子组成的吸附态中,侧链和苯环位置上被吸附的氧分子的键长都被拉长了,使氧的活性增加,更易与煤表面发生化学反应。
煤表面侧链C-N在只有侧链吸附氧分子时,键长由1.46669 Å变为1.44010 Å,当苯环和侧链同时吸附氧分子时变为1.438 Å,C-N 的键长随着吸附氧分子数的增多而变短。
煤表面在苯环位置上吸附氧分子时,苯环中C原子的电子向氧原子转移,但转移的净电荷很少,这表明煤表面在侧链位置吸附氧之后会使苯环位置对氧的吸附有一定的削弱。
吸附在侧链上的氧分子的净电荷会发生较大的改变,说明侧链对氧的吸附是一种较强的相互作用。
与自由氧分子相比,吸附在煤表面的氧分子的O-O 键的伸缩振动频率向低波数位移,说明氧分子在被煤表面吸附后,氧分子的O-O键被削弱。
两个氧分子与煤表面组成的吸附态的吸附能为94.41KJ/mol,由此可知,两个氧分子易与煤表面发生物理吸附。
关键词:煤炭自燃;物理吸附;伸缩振动频率;吸附能Coal surface physical adsorption to double oxygen moleculesmechanismWang Ji-ren Lu Wei-dong Jin Zhi-xin Deng Cun-baoLiaoning Technical University LiaoNing FuXinAbstract: In the adsorption state that is composed of coal surface and oxygen molecules,the bond lengths of oxygen molecules, which adsorbed by the side chain and the benzene ring of coal surface, are both stretched. It causes the oxygen to be livelier, and more easily to occur chemical reaction with coal surface. When there is only the side chain adsorb the oxygen molecules, the bond length of the side chain C-N of coal surface changes from 1.46669Å to 1.44010Å; when the side chain and the benzene ring are both adsorb oxygen molecules, the bond length of the side chain changes to 1.438Å, the bond length shortens along with the number of adsorption oxygen molecules increasing. When the benzene ring of coal surface adsorbs oxygen molecules, the electrons of C atom in benzene ring shift to oxygen atom, but the shifted net electric charge quantity is limited, it reveals that after the side chain adsorbs oxygen molecules, the adsorption capability of benzene ring to oxygen molecules weakens; but the net electric charge of the oxygen molecules that adsorbed by the side chain shifts a lot, which shows that the side chain adsorption to oxygen molecules is a kind of stronger mutual function. Compares with the unconfined oxygen molecules, the O-O stretching vibrational frequency of oxygen molecules that adsorbed by coal surface shifts to a lower wave number, which shows that the O-O was weakened after the oxygen molecules adsorbed by the coal surface. According to the adsorption energy of two oxygen molecules and the coal surface, which equals to 94.41KJ/mol, two oxygen molecules are inclined to occur physical adsorption with coal surface.Key word: Coal spontaneous combustion; Physical adsorption; Stretching vibrational frequency; Adsorption energy.煤炭自燃是影响煤炭开采、储存和运输安全等十分严重的灾害[1-5],长期以来人们对煤炭自燃做了大量的研究,但由于煤炭自燃本身的复杂性,使问题没有得到根本解决。
三水铝石和勃姆石吸附行为的研究进展
第43卷第3期2024年3月硅㊀酸㊀盐㊀通㊀报BULLETIN OF THE CHINESE CERAMIC SOCIETY Vol.43㊀No.3March,2024三水铝石和勃姆石吸附行为的研究进展周宗可,覃宗华,万㊀泉,聂㊀信,于文彬,杨淑勤(中国科学院地球化学研究所,矿床地球化学国家重点实验室,贵阳㊀550081)摘要:三水铝石和勃姆石不仅是在土壤和水环境中分布广泛的铝氢氧化物矿物,也是重要的工业原料与产品㊂它们与环境中无机非金属离子㊁无机金属离子及有机物的吸附作用极大地影响着地表环境中物质的迁移富集和环境污染物的吸附去除,并且由于结构特性和表面性质,三水铝石和勃姆石在研究高效经济的吸附剂方面也具有较为重要的应用㊂本文在概述三水铝石和勃姆石结构和表面物理化学性质的基础上,对三水铝石和勃姆石表面多种非金属离子㊁金属离子和有机物的吸附行为进行综述,期望加深对铝氢氧化物矿物在地表环境物质循环中所起作用的理解,以及拓展其工业应用㊂关键词:三水铝石;勃姆石;铝氢氧化物;吸附;非金属离子;金属离子中图分类号:TQ424㊀㊀文献标志码:A ㊀㊀文章编号:1001-1625(2024)03-0878-13Research Progress on Adsorption Behavior of Gibbsite and BoehmiteZHOU Zongke ,QIN Zonghua ,WAN Quan ,NIE Xin ,YU Wenbin ,YANG Shuqin(State Key Laboratory of Deposite Geochemistry,Institute of Geochemistry,Chinese Academy of Sciences,Guiyang 550081,China)Abstract :Gibbsite and boehmite are not only widely distributed aluminum hydroxide minerals in soil and water,but also important industrial raw materials and products.Their adsorption with inorganic non-metallic ions,inorganic metal ions,and organic compounds in the environment significantly affects the migration and enrichment of substances in the ground environment and the adsorption and removal of environmental pollutants.Due to structural characteristics and surface properties,their also have critical applications in the studying of efficient and economical adsorbents.Based on summarizing the structure and surface physicochemical properties of gibbsite and boehmite,this article reviews the adsorption behavior of various non-metallic ions,metal ions,and organic compounds on the surface of gibbsite and boehmite,with the hope of deepening the understanding of the role of aluminum hydroxide minerals in the cycling of ground environmental substances and expanding their industrial applications.Key words :gibbsite;boehmite;aluminum hydroxide;adsorption;non-metallic ion;metal ion收稿日期:2023-09-28;修订日期:2023-11-23基金项目:贵州省省级科技计划(黔科合基础[2019]1460号);中国科学院战略性先导科技专项B 类项目(XDB41000000);矿床地球化学国家重点实验室领域前沿项目(SKLODG-2018-01)作者简介:周宗可(1996 ),男,硕士研究生㊂主要从事矿物-水界面相互作用的研究㊂E-mail:zhouzongke@通信作者:覃宗华,博士,副研究员㊂E-mail:qinzonghua@0㊀引㊀言目前,由于地球物质循环和人类活动,众多非金属离子㊁金属离子和有机物进入土壤环境中,成为污染物,尽管这些污染物大多以较低浓度存在,但其中许多物质对人类和植物等造成了相当大的危害,引发的环境问题受到越来越多的关注㊂土壤矿物与环境污染物的相互作用会显著影响污染物的迁移和归趋㊂因此,研究环境污染物与土壤矿物的相互作用对于寻找经济高效的吸附剂以去除环境污染物具有重要意义㊂铝作为地壳中元素丰度最高的金属元素,其氢氧化物矿物分布非常广泛,例如:三水铝石(Al(OH)3)等铝氢氧化物矿物是土壤的重要组成部分之一;广为人知的铝土矿,也主要由三水铝石㊁一水硬铝石(α-AlOOH)和勃姆石(γ-AlOOH)等铝氢氧化物矿物组成㊂此外,铝氢氧化物作为一种常见的矿物原料和工第3期周宗可等:三水铝石和勃姆石吸附行为的研究进展879㊀业产品[1-3],在工业冶炼㊁阻燃剂㊁催化剂㊁环境吸附剂以及复合材料等众多领域均具有广泛的应用[4-7]㊂因此,了解铝氢氧化物表面无机非金属离子㊁无机金属离子以及有机物等物质的吸附行为,不仅有助于更加深入地理解地表关键带中物质的循环,还会促进性能更为优异的吸附剂㊁催化剂等工业产品的开发㊂尽管目前已经有大量关于三水铝石和勃姆石吸附行为的研究[8-11],但相关综述较少㊂因此,本文在简要介绍三水铝石和勃姆石结构和物理化学性质的基础上,回顾和梳理了目前有关三水铝石和勃姆石等铝氢氧化物对土壤和水溶液中非金属离子㊁金属离子和部分有机物吸附行为的文献,更加全面地认识其吸附行为㊂1㊀三水铝石和勃姆石的结构三水铝石与拜三水铝石㊁诺三水铝石互为同质多象,是成分同为氢氧化铝(Al(OH)3)但晶体结构不同的三种物相㊂其中三水铝石最为常见,主要是由铝氧八面体以六边形环的形式排列连接成的片状结构堆叠而成㊂铝氧八面体片层中每个Al 原子与六个OH 配位,每个OH 与两个Al 原子配位,相邻两个八面体通过共享一条棱上的两个氧原子连接㊂每个六元环由六个铝氧八面体组成,相邻两个六元环共享两个八面体,层与层之间通过氢键连接㊂三水铝石结构示意图如图1所示㊂三水铝石表面具有丰富的羟基基团,理想的三水铝石结构中每个基面羟基配位两个Al 原子,而每个端面羟基配位一个Al 原子,其(001)表面以>Al 2OH 基团终止,而(100)表面则以>AlOH 2基团终止,羟基基团在水溶液中很容易与其他物质以静电力㊁表面络合㊁氢键或者范德华力的方式结合,从而引起吸附[12-14]㊂图1㊀沿b 轴和c 轴观察的三水铝石的结构图(CIF 数据来源于American Mineralogist Crystal Structure Database)Fig.1㊀Structural diagrams of gibbsite observed along b and c axis (CIF data were from American Mineralogist Crystal StructureDatabase)图2㊀沿a 轴㊁b 轴和c 轴观察的勃姆石的结构图(CIF 数据来源于Crystallography Open Database)Fig.2㊀Structural diagrams of boehmite observed along a ,b and c axis (CIF data were from Crystallography Open Database)与三水铝石类似,勃姆石(一水软铝石,γ-AlOOH)也是由铝氧八面体组成,八面体通过公用棱连接,呈现典型的层状结构,层与层之间主要通过氢键连接,如图2所示㊂与三水铝石相比,勃姆石八面体排布更为致密,没有六边形环状结构㊂勃姆石结构上与羟基氧化铁具有一定的相似性,并且Fe 3+能够取代勃姆石晶格中的Al 3+㊂由于表面密集的氧和羟基官能团以及Al 的配位不饱和,勃姆石倾向于吸附离子用以降低表面能,同时吸附过程还具有一定的选择性[15-16]㊂结晶性良好的纯相三水铝石和勃姆石,由于缺少晶格缺陷,从而影响其表面带电性,表面电荷较少,使其反应性受到抑制[17]㊂实验室中常以铝盐为原料利用水热法[18]㊁溶胶-凝胶法[19]或者模板法[20]等方法通过控制合成条件获得不同形貌的纳米级勃姆石,例如纳米棒㊁纳米片[21-22]㊁叶状[23]㊁菱形[24]㊁花状[25]㊁微球[26-27]㊁带状[28]等,由于比表面积大㊁活性位点丰富,其通常具有良好的反应性[2,29-32]㊂880㊀资源综合利用硅酸盐通报㊀㊀㊀㊀㊀㊀第43卷此外,根据热分析实验结果发现,随着温度升高,在160~200ħ三水铝石就会脱水转变为勃姆石,继续加热,最终则会生成稳定的刚玉(α-Al 2O 3)[33-34]㊂2㊀三水铝石和勃姆石的表面性质比表面积是影响吸附性能的重要表面性质之一,是指单位质量物质所具有的总面积㊂相关文献中三水铝石和勃姆石的比表面积和孔径分布如表1和表2所示,从表1和表2中可以看出,三水铝石的比表面积总体上要低于勃姆石,并且文献中对于三水铝石的孔结构表征较少,这可能是因为三水铝石的孔结构较少或几乎没有,从而导致三水铝石的比表面积相较于勃姆石更低㊂影响吸附性能的另一个重要表面性质为表面带电性,表面带电性常用等电点(pH IEP )和表观零电荷点(pH pzc )描述㊂等电点是指表面不携带净电荷的pH 值,即固体表面的Zeta 电势为零时的pH 值;表观零电荷点为固体表面上的净电荷为零,固液两相之间由自由电荷引起的电位差也为零时溶液的pH 值㊂三水铝石和勃姆石的等电点和表观零电荷点见表3~表6,从表3~表6中可以看出,三水铝石和勃姆石的pH IEP 和pH pzc 均在碱性范围内㊂在水溶液中,当溶液pH <pH pzc 时,三水铝石和勃姆石表面会由于质子化携带正电荷;而当溶液pH >pH pzc 时,三水铝石和勃姆石表面会去质子化携带负电荷㊂这对于三水铝石和勃姆石在不同pH 值下的吸附行为有很大影响㊂表1㊀三水铝石的比表面积和孔径分布Table 1㊀Specific surface area and pore size distribution of gibbsiteMineral Specific surface area /(m 2㊃g -1)Pore size analysis Reference Gibbsite 4.2ʃ0.2 Li et al.[35]165 Güeckel et al.[36]30.09ʃ0.18 Hong et al.[37]44.1 Ruyter-Hooley et al.[38]108.1 Choudhary et al.[39]2.84 Guo et al.[40]21.41 Jiang et al.[41]2.19 Katz et al.[42]0.92Pore volume:0.004cm 3/g Szewczuk-Karpisz et al.[43]21.41 Wu et al.[44]64.47 Baumer and Hixon [45]120~364 Amadou et al.[46]11Schneckenburger et al.[47]表2㊀勃姆石的比表面积和孔径分布Table 2㊀Specific surface area and pore size distribution of boehmiteMineral Specific surface area /(m 2㊃g -1)Pore size analysis Reference Boehmite 232.2Pore volume:1.11cm 3/g Qi et al.[48]221.3Pore volume:0.85cm 3/g Average pore size:12.9nm Zhou et al.[49]259.3Pore volume:0.37cm 3/g Yang and Cai [50]161.7Pore volume:0.29cm 3/g Yang and Cai [50]385Pore volume:0.28cm 3/g Average pore size:2.80nm Vo et al.[51]160Sadri et al.[52]95~151Pore volume:0.275~0.69cm 3/g Kalal et al.[53]114 Yan et al.[54]305Li et al.[55]442Average pore size:2.75nm Li et al.[56]224.4Pore volume:0.300cm 3/g Average pore size:5.26nm Li et al.[57]136ʃ6Li et al.[35]220 Islam et al.[58]第3期周宗可等:三水铝石和勃姆石吸附行为的研究进展881㊀续表Mineral Specific surface area /(m 2㊃g -1)Pore size analysis Reference Boehmite 299.2ʃ1.8Average particle size:37.02μm Qian et al.[60]43.5Wang et al.[61]136 Hur and Reede [62]7.1Pore volume:0.40cm 3/g Pore size:14.4nm Li et al.[63]109.8Pore volume:0.33cm 3/g Pore size:8.0nm Li et al.[63]154.1Pore volume:0.29cm 3/g Pore size:13.9nm Li et al.[63]104.1Pore volume:0.10cm 3/g Pore size:16.1nmLi et al.[63]220 Islam et al.[64]170Pore volume:0.38cm 3/g Han et al.[65]表3㊀三水铝石的等电点Table 3㊀Isoelectric points of gibbsiteMineral pH IEP Reference Gibbsite 11Huittinen et al.[68]>9.0Hong et al.[37]7.5Nie et al.[67]8.3Nkoh et al.[69]8.55Nkoh et al.[70]10.55Essington and Stewart [71]表4㊀三水铝石的表观零电荷点Table 4㊀Apparent zero charge points of gibbsiteMineral pH pzc Reference Gibbsite 7.8~9.5Iwai and Hashimoto [72]7.6Szewczuk-Karpisz et al.[43]9Ruyter-Hooley et al.[38]9.2Choudhary et al.[39]9.2Guo et al.[40]8.3Jiang et al.[41]10.55Essington and Stewart [71]8.3Wu et al.[44]8.5Goldberg [73]9.3Amadou et al.[46]表5㊀勃姆石的等电点Table 5㊀Isoelectric points of boehmiteMineralpH IEP ReferenceBoehmite 9.4Foundas et al.[66]10.1Islam et al.[64]7.3Nie et al.[67]表6㊀勃姆石的表观零电荷点Table 6㊀Apparent zero charge points of boehmiteMineralpH pzc ReferenceBoehmite 910(0.1mol /L NaNO 3)Sadri et al.[52]9.2Yan et al.[54][35]882㊀资源综合利用硅酸盐通报㊀㊀㊀㊀㊀㊀第43卷续表MineralpH pzc Reference Boehmite 10.1Islam et al.[58]6.2Wang et al.[59]8.5Qian et al.[60]8.6~9.1Hur and Reeder [62]3㊀三水铝石的吸附行为3.1㊀非金属离子三水铝石对于非金属离子的吸附研究多集中于环境中水体和土壤污染物的处理㊁迁移和归趋等方面,非金属离子主要包括砷㊁磷㊁卤素阴离子等㊂砷作为一种危害很大的环境污染物,探索研究高效的砷吸附剂始终是热点领域,在以三水铝石作为吸附剂,吸附砷酸盐的实验研究中发现:在pH =4和7的条件下,砷酸盐在三水铝石表面上会形成内圈和外圈两种表面络合物,并且三水铝石对砷酸盐的吸附能力在酸性条件下较中性条件下要高[74]㊂另一项相关的研究[75]通过测定三水铝石吸附砷前后的电泳迁移率和pH IEP 发现,土壤中的三价砷能够作为内圈或外圈中性络合物吸附在三水铝石表面上,而五价砷主要以内圈络合物的形式吸附;并且在吸附过程中矿物表面与三价砷和五价砷之间会发生电子转移,形成内圈和外圈络合物,与水相比,矿物表面对于阴离子的形成和稳定具有更重要的作用,As(OH)3相较于H 3AsO 4由于具有较小的反应能和活化能垒,因此更容易被三水铝石吸附[76]㊂此外,三水铝石对土壤中的草甘膦和磷酸盐也具有一定的吸附能力,选用多种吸附剂对草甘膦和磷酸盐的吸附研究结果表明,这两种物质的吸附主要取决于土壤中的矿物学成分,将磷酸盐加入吸附草甘膦的氧化物悬浮液后,草甘膦发生解吸,而草甘膦只能使部分磷酸盐解吸,因此在三水铝石表面上草甘膦和磷酸盐会发生竞争吸附的现象㊂三水铝石对于磷酸盐具有更好的选择性[77],这可能是因为相较于草甘膦,磷酸盐具有更小的分子体积,能够更多地吸附在三水铝石表面㊂Hong 等[37]探究了磷酸盐在三水铝石上的吸附热力学,认为吸附热力学通常与离子强度无关,而依赖于pH 值,磷酸盐在铝氢氧化物上的吸附主要涉及溶液中的磷与矿物表面的羟基的配体交换或者表面沉淀㊂在碱性条件下,磷酸盐与三水铝石之间进行配体交换而产生大的放热,在酸性条件下,磷酸盐与三水铝石表面经历快速配体交换放热,然后由于三水铝石的溶解吸热,磷酸盐在表面缓慢沉淀㊂另一项相关研究[69]表明,壳聚糖的存在会改善三水铝石表面电荷,从而提高三水铝石对磷酸盐的吸附㊂Jayarathna 等[78]的实验结果表明,三水铝石对碘化物也具有一定的吸附性,而在腐殖酸(humic acid,HA)存在下,HA 会包覆三水铝石,对碘化物的吸附率也提高㊂由三水铝石的表面性质可知在酸性和中性条件下其表面带正电,而非金属离子一般携带负电荷,因此静电相互作用可能是影响三水铝石与非金属离子之间吸附行为的主要因素之一,使得三水铝石对非金属离子显示出较好的吸附能力㊂此外,三水铝石与非金属离子之间的吸附作用也受环境pH 值和背景电解质㊁吸附质性质等因素的影响㊂3.2㊀金属离子三水铝石对于金属离子的吸附研究主要集中在重金属及镧系㊁锕系,以及钨㊁钼等过渡金属元素的含氧酸盐离子㊂Iwai 等[72]为了探究钨酸盐(WO 4)在土壤矿物组分上的吸附特性,根据吸附等温线发现,在酸性至碱性pH 值范围内WO 4对三水铝石具有较高的亲和力㊂Ogata 等[79]通过柱实验探究颗粒状三水铝石对Mo(Ⅵ)的吸附实验中发现Mo(Ⅵ)在三水铝石上的吸附量与表面的铝羟基数量相关,而与比表面积无关㊂Tokoro 等[80]研究了Zn(Ⅱ)在氢氧化铝上的吸附,实验结果表明,在pH 值为7的条件下,Zn(Ⅱ)在氢氧化铝上的吸附主要是通过表面络合,并且当共沉淀过程中的Zn /Al 摩尔比大于0.5时,在三水铝石表面还会生成Zn-Al 层状双氢氧物沉淀㊂[81]㊀第3期周宗可等:三水铝石和勃姆石吸附行为的研究进展883弱酸性溶液中表面带正电荷,与三水铝石表面之间存在静电斥力,所以三水铝石随pH值的升高吸附能力增加㊂Watts等[82]通过密度泛函理论(density functional theory,DFT)计算模拟认为Cd(Ⅱ)能够通过双齿单核相互作用结合到三水铝石表面㊂而另一项研究发现[83],肌醇六磷酸(IP6)的存在能显著增加酸性和中性条件下三水铝石对Cd(Ⅱ)的吸附㊂此外,锑(Sb)作为一种潜在的环境污染物,Essington等[71]表征了三水铝石对Sb(Ⅴ)的吸附,结果表明三水铝石对Sb(Ⅴ)的吸附可能同时存在内球和外球络合物㊂三水铝石对Eu(Ⅲ)和Np(Ⅴ)也具有一定的吸附性[84],Ishida等[85]通过时间分辨荧光光谱法(time-resolved fluorescence spectroscopy,TRLFS)分析吸附在高岭石表面上的Eu(Ⅲ)形态发现,在较高pH值和背景电解质浓度的条件下其光谱形状㊁荧光寿命和强度与吸附在三水铝石上的Eu(Ⅲ)的光谱特征相似,表明Eu(Ⅲ)能够以内圈络合物的形式吸附存在于高岭石中铝氧层的边缘面上[86]㊂Baumer等[45]通过批式实验的方法探究三水铝石㊁拜耳石等铝氢氧化物对镧系元素Eu(Ⅲ)和锕系元素Np(Ⅴ)的吸附性能,在溶液pH值为3~9时,三水铝石的吸附能力随着pH值的升高而逐渐增加,背景电解质对吸附过程几乎没有影响,Eu(Ⅲ)和Np(Ⅴ)以内圈络合物的形式被吸附在三水铝石表面[36],而Np(Ⅴ)的解吸过程则非常缓慢,可能发生多步解吸过程㊂Ho等[87]采用分子动力学模拟方法研究了Na+㊁Ca2+㊁Ba2+㊁Cl-在三水铝石上的吸附,结果表明,Na+和Cl-以内球络合物的形式吸附在(100)㊁(001)表面上,在两个表面上都发现了Ba2+作为内球和外球络合物,而Ca2+在(100)边缘以内球和外球络合物的形式存在,在(001)表面以外球络合物的形式吸附㊂Gu等[88]采用周期性密度泛函理论研究了三水铝石(001)面对水合铀酰阳离子(UO2+2)的吸附过程,结果表明,吸附减弱了三水铝石表面H O和Al O共价键强度,增强了表面氧与水合铀酰的配位键强度,形成稳定吸附结构㊂此外,三水铝石对Pb(Ⅱ)也具有一定的吸附性,并且加入黄腐酸(fulvic acid,FA)后能显著增强吸附[40]㊂由上述可知,三水铝石对金属离子的吸附研究较多集中于金属的含氧离子,这是由于三水铝石表面多携带正电荷,金属阳离子与三水铝石之间在酸性和中性条件下存在静电斥力不利于吸附,而金属含氧离子一般携带负电荷,可以通过静电㊁表面沉淀或形成氢键等相互作用进行吸附㊂3.3㊀有机物三水铝石对有机物的吸附研究主要集中于有机磷和部分有机污染物等㊂三水铝石对聚丙烯酰胺(polyacrylamide,PMA)的吸附能力随pH值升高而降低,这可能与吸附剂和吸附质之间的静电相互作用有关,并且吸附后能影响三水铝石表面电荷密度和Zeta电位[43]㊂Sadri等[89]在选择合适的吸附剂去除废水中有机物质去甲替林(C19H21N)的研究中,选择三水铝石和黏土矿物作为吸附剂,通过吸附实验对其吸附能力进行比较,实验结果发现由于静电作用和疏水作用,三水铝石对去甲替林的吸附能力相比于蒙脱石和高岭石较小㊂随着农业中有机肥使用越来越多,探究有机磷在土壤中的迁移和富集非常重要,在探究土壤中三水铝石吸附有机磷的实验结果中发现,相较于黏土矿物,三水铝石对多种有机磷都具有更好的吸附能力,且吸附不完全可逆[46]㊂其中,IP6作为土壤中有机磷的主要存在形式之一,在较高pH值条件下,IP6在三水铝石上的吸附过程可能主要是外球络合,而在较低pH值条件下,内球络合和表面沉淀占主导地位[90]㊂另一项研究中,Ruyter-Hooley等[38]探究了HA对三水铝石吸附IP6的影响,实验结果表明,溶液的pH值及HA和IP6的添加顺序均会影响HA和IP6的吸附,在三水铝石上也具有一定的吸附性,认为IP6是通过与三水铝石矿物边缘的Al羟基表面位点相互作用吸附的,且与HA相比,IP6与Al羟基边缘位点的结合更强㊂此外,土壤中的细菌可能会抑制三水铝石对磷的吸附,并且能够将磷从三水铝石转移到溶液中[91]㊂纳米塑料(nano-plastic,NP)是水环境中广泛存在的有毒污染物,Nie等[67]通过吸附实验发现三水铝石和勃姆石对NP具有吸附性,表征发现NP表面主要携带负电荷,认为主要是由于配体交换和静电相互作用使其发生了异质聚集,加入HA后导致矿物表面电荷发生变化会阻碍异质聚集,而另一项相关研究[39]中认为三水铝石和NP之间的吸附(108.1mg/g)主要是由于氢键和络合作用,以及可能存在共沉淀㊂Nkoh等[70]研究了三水铝石对甘氨酸㊁半胱氨酸和谷氨酸的吸附行为,通过表征分析认为三种氨基酸的NH+4和COO-与矿物表面的相互作用是非常重要的,吸附过程可能形成了化学键㊂Schneckenburger等[47]通过实验探究了多种脂肪族多羟基羧酸在三水铝石上的吸附,并通过模型拟合,认为根据吸附物的分析特性和pH值,静电884㊀资源综合利用硅酸盐通报㊀㊀㊀㊀㊀㊀第43卷行吸附,能够限制其流动性[44]㊂部分有机物由于携带的官能团或表面性质等,表面携带负电荷,由于静电相互作用在三水铝石上会显示出较好的吸附性能㊂此外,部分有机物含有较多的O㊁N等元素,与三水铝石表面丰富的羟基会通过形成氢键的方式进行吸附㊂4㊀勃姆石的吸附行为4.1㊀非金属离子对于勃姆石吸附无机非金属离子的研究,主要涉及磷酸盐以及氟化物等㊂Li等[35]通过实验探究了几种铝氢氧化物对磷酸盐的吸附性,通过Langmuir模型拟合吸附等温线后发现拟合的最大吸附量勃姆石(254μmol/g)>三水铝石(24.2μmol/g),而在使用比表面积归一化后,吸附密度三水铝石高于勃姆石㊂Sadri等[52]为了探究磷酸盐在土壤中的行为,探究了勃姆石对焦磷酸盐(pyrophosphate,PP)和正磷酸盐(orthophosphate,OP)的吸附行为,测量结果表明勃姆石的pH pzc约为10,低于pH=9的条件下带正电荷,而PP带负电荷,因此主要通过静电相互作用产生吸附,可能形成外圈络合物,此外,由于分子结构差异,勃姆石对PP较OP具有更高的吸附率,通过Langmuir模型拟合结果发现,勃姆石对PP的热力学最大吸附量随温度的升高而增加㊂Prietzel等[92]通过实验认为土壤中勃姆石对OP和IP6具有较高的保留率㊂Van Truong 等[93]通过吸附实验发现合成的勃姆石能够有效去除磷酸盐,对磷酸盐的最大吸附量为61mg(P)/g,并且勃姆石的结晶度对吸附过程具有很大的影响,pH值较低的条件下更有利于吸附,认为当pH值低于pH pzc时,勃姆石表面的羟基由于质子化带正电通过静电吸引吸附磷酸盐,而当pH值高于pH pzc时,由于去质子化形成羟基,静电斥力会降低吸附效果,同时,磷酸盐会通过内圈单齿和双齿络合物与铝结合进行吸附㊂氟及其化合物是一类难降解㊁化学性质稳定的环境污染物,并且会存在于饮用水中,对人体造成极大的毒害,氟中毒事件也引起全球性的关注,寻找高效无污染且经济的吸附剂去除水中的氟也一直是研究热点领域㊂目前已经开发探究了多种吸附剂用来去除水中的氟,其中通过实验表明勃姆石对水溶液中氟离子的吸附在24h能够达到平衡,吸附过程符合准二级动力学模型和Freundlich模型,属于化学吸附,背景溶液的pH 值对吸附过程也会有很大的影响[94]㊂Huang等[95]合成了一种核-壳纳米结构的勃姆石,吸附氟离子的实验表明,酸性条件下氟离子(F-㊁HF㊁HF-2)与Al㊁O㊁H位点由于强氢键效应更容易被勃姆石吸附㊂与三水铝石表面性质相似,当pH值低于勃姆石的pH pzc时,勃姆石表面丰富的羟基由于质子化效应也携带较多的正电荷,通过静电相互作用与携带负电荷的非金属离子(磷酸根㊁氟离子等)进行吸附,此外氟离子由于较大的电负性,与勃姆石表面的羟基基团能够形成氢键,从而附着在表面㊂4.2㊀金属离子勃姆石对金属离子也显示出一定的吸附能力㊂铬盐作为重要的化工原料,产生的环境问题尤为突出,其中Cr(VI)具有致癌性和毒性,以及高迁移率,在水溶液中,Cr(Ⅵ)通常以CrO2-4㊁HCrO-4㊁Cr2O2+7(取决于溶液的pH值和浓度)等形式存在,较难去除[96]㊂采用简单易行的方法制备高Cr吸附量的吸附剂也是一个备受关注的问题㊂Islam等[64]探究了Cr(Ⅵ)在不同矿物上的吸附,其中勃姆石对Cr(Ⅵ)的吸附量在pH=6的条件下达到最大,为66.35mg/g,扩展恒电容模型表明Cr(Ⅵ)在pH值低于6.0时通过内圈络合物吸附在这些矿物上,在pH值高于6.0时通过外圈络合物吸附㊂Vo等[51]利用勃姆石吸附Cr(Ⅵ),最大吸附量为17.08mg/g,采用聚乙烯醇(PVA)改性勃姆石后,吸附量提高至35.91mg/g,在去除水溶液中Cr(Ⅵ)方面具有较大潜力㊂Cui等[97]利用水热法合成不同形貌的勃姆石,通过实验探究了在苛性溶液中Cr(Ⅲ)在勃姆石表面上的吸附行为,吸附机理以及对吸附剂的影响,实验分析发现,Cr(Ⅲ)以Cr-O-Cr和Cr-O-Al的形式吸附在勃姆石表面,同时被吸附的Cr(Ⅲ)还能够明显降低勃姆石在苛性溶液中的溶解速率㊂Qi等[48]合成了多孔γ-AlOOH束,对溶液中Cr(Ⅵ)最大吸附量为7.92mg/g㊂Li等[63]在利用水热法合成的棒状和片状勃姆石去除污染水中的Cr(Ⅵ)的实验中发现,不同形貌的勃姆石吸附性质也有差别,片状勃姆石对Cr(Ⅵ)的吸附量高于棒状勃姆石,Cr(Ⅵ)吸附在勃姆石表面的路易斯酸位点和表面羟基处,为单层吸附,并且Cr(Ⅵ)会被勃姆石表面的酸位点还原成Cr(Ⅲ)固定在勃姆石表面;Zhang等[98]通过批式实验的方法利用勃姆石吸附K㊀第3期周宗可等:三水铝石和勃姆石吸附行为的研究进展885当合成勃姆石与吸附实验同时进行时能够大大提高对V(Ⅴ)的吸附,并且吸附时间显著缩短,这是因为合成过程中能够减少吸附V(Ⅴ)的能量壁垒,以及提高金属离子在勃姆石表面的扩散速率㊂由于勃姆石表面羟基的配位不饱和,V(Ⅴ)将配位勃姆石表面的配位不饱和的氧,使表面的氧和V(Ⅴ)以双键的方式连接[56]㊂对于其他金属离子,例如Ni(Ⅱ),Islam等[58]的实验结果表明,勃姆石对Ni(Ⅱ)显示出一定的吸附能力㊂另一项研究认为Ni(Ⅱ)吸附在水性勃姆石表面的铝羟基上,形成内圈络合物,并且在加入土壤衍生黄腐酸(soil derived fulvic acid,SFA)之后,SFA能被共吸附在勃姆石表面,Ni(Ⅱ)还能够通过SFA形成配体桥接,以Ni(Ⅱ)-SFA-勃姆石的方式吸附,SFA浓度越高,三元表面络合物浓度越高[99];此外,勃姆石还是一种潜在的对铀尾矿中铀去除和回收的材料,吸附实验表明,在固液比为0.5g/L㊁铀浓度为11.9mg/L的条件下,当溶液pH值大于勃姆石零电荷点(pH pzc=6.2)时,勃姆石对铀的去除率能够达到98%,吸附过程中勃姆石主要通过使含铀碳酸盐生成氢氧化物沉淀的方式进行吸附,并且环境中含铀碳酸盐和磷酸盐对吸附过程具有很大的影响[59]㊂Hur等[62]通过批式实验研究了钨酸盐在勃姆石上的吸附,结果发现,在pH=4~8时,钨酸盐能够以络合物的形式存在于勃姆石表面㊂Kalal等[53]采用柱实验探究了勃姆石对钍(Th)离子的吸附性能,结果发现,最大柱容量约为57.78mg/g㊂Shen等[100]通过DFT和分子动力学(molecular dynamics, MD)模拟不同水覆盖和电解质浓度下NaCl和NaNO3吸附在勃姆石(010)表面的吸附过程,结果表明Na+比水分子和阴离子更倾向于以内圈络合物的形式吸附在表面㊂由于金属离子在溶液中主要携带正电荷,能够以内圈络合物的形式吸附在勃姆石的表面羟基上,但一般吸附量较少,在加入SFA㊁HA㊁硫酸根等阴离子后,勃姆石对金属离子的吸附量能够明显升高,可能是由于加入阴离子基团后,阴离子能够优先吸附在勃姆石表面,然后吸附金属离子,起到桥联作用,形成三元表面络合物㊂而金属含氧酸根离子,由于携带负电荷,与勃姆石能够通过静电相互作用形成外圈络合物,或者与表面羟基形成氢键,从而产生吸附㊂4.3㊀有机物除无机物外,勃姆石对有机物的吸附主要集中在全氟有机化合物和有机染料污染物等㊂全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulfonate,PFOS)和全氟辛酸(perfluorooctanoic acid,PFOA)作为全球性的持续性有机污染物,二者均能在勃姆石表面发生吸附富集㊂Qian等[60]通过实验计算发现勃姆石对PFOS的吸附是放热过程,另一项研究根据吸附等温线估算PFOS和PFOA最大吸附量分别约为0.877和0.633μg/m2,pH值增加以及背景电解质的竞争吸附均会削弱其吸附能力,并且HA也会抑制PFOS和PFOA在勃姆石上的吸附[101-102]㊂PFOS在HA改性后的勃姆石表面上的吸附显示对pH值的依赖性,改性后的勃姆石对PFOS的最大吸附量远高于全氟辛烷磺酸盐(PFBS),对实验结果进行分析后表明PFOS在HA勃姆石上的吸附行为主要是疏水相互作用,而不是静电相互作用,这是因为HA改性后中和了勃姆石上的负电位点,降低了静电排斥,增强了吸附[103]㊂刚果红(Congo red,CR)是一种有毒的偶氮阴离子染料,同时也是染料废水中的常见污染物,勃姆石在去除水溶液中的CR等染料污染物方面也展现出优异的吸附性能㊂Zhou等[49]通过酰胺辅助水热法制备了实心㊁核壳和空心勃姆石微球用于去除水中的CR,根据吸附实验结果以及Langmuir等温线模型计算可得,比表面积为221.3m2/g的勃姆石微球对CR的最大吸附量能够达到847.5mg/g㊂Wang等[61]合成了一种分级勃姆石中空微球,对CR的最大吸附量为110mg/g㊂Li等[57]合成了暴露(020)晶面的多孔勃姆石,通过批式吸附实验发现,暴露(020)晶面比例越高(最高55.18%),在中性溶液中对CR的吸附性能越好,最大吸附量为1298.3mg/g㊂Yang等[50]合成了固相勃姆石和空心勃姆石,并且通过批式实验的方法探究了合成的勃姆石对CR的吸附性,吸附等温线表明固相勃姆石和空心勃姆石对CR的最大吸附量分别为751.9和694.4mg/g㊂Li等[55]制备了比表面积为305m2/g的勃姆石气凝胶,在pH=3的条件下对CR吸附量高达1962mg/g,吸附过程主要是化学吸附㊂另一方面,El Ashmawy等[104]探讨了勃姆石脱水程度对CR和甲基橙(methyl orange,MO)去除的影响,结果表明,强脱水会使勃姆石比表面积增大,以及含水量降低,但对染料去除无效,而具有低比表面积和高含水量的弱脱水样品对CR和MO表现出优异的吸附性能,在100ħ制备。
99TcO4-在北山花岗岩中的扩散和吸附行为研究的开题报告
99TcO4-在北山花岗岩中的扩散和吸附行为研究的开题报告题目:99TcO4-在北山花岗岩中的扩散和吸附行为研究一、研究背景随着核能的广泛应用和核废物的持续产生,有关核废物的安全处理和长期放置已经成为世界范围内的重要问题。
其中,放射性核废物的注入地下是一种主要的处理手段。
放射性核废物的可持续性存储是基于不透水层(如花岗岩层)能够遏制水汽和气体渗透,并稳定放射性元素,从而防止对环境的污染和对人类的伤害。
99TcO4-是一种核废物粉末,在地质处置体系中具有较高的溶解度,这会导致它在较大时间尺度上从地质储存库中的廊道中显著迁移,从而扩散到周围的地质介质中。
花岗岩等岩石有较强的化学惰性,但是在水中溶解或分散后会形成二次矿物质,如铁水岩石。
这些二次矿物质可以对99TcO4-的运移和稳定性产生重要影响。
因此,对于99TcO4-在花岗岩中的扩散和吸附行为进行深入的研究,有助于评估放射性核废物在地下的迁移和稳定性,并能够为核废物处理和储存提供重要的参考和指导。
二、研究内容本研究旨在研究99TcO4-在北山花岗岩中的扩散和吸附行为,主要包括以下研究内容:1.建立99TcO4-在水中的稳定沉淀及其在北山花岗岩中的吸附实验方法。
2.研究99TcO4-在北山花岗岩中的溶解度和吸附等动力学特性。
3.探究不同离子强度、pH值和温度对99TcO4-在北山花岗岩中的吸附行为的影响。
4.建立99TcO4-在北山花岗岩中的扩散模型。
5.通过实验结果和模型计算,评估99TcO4-在花岗岩中的迁移和稳定性。
三、研究意义1.对花岗岩中的99TcO4-的吸附特性有了更深入的了解,可为核废物的储存提供参考和指导。
2.在99TcO4-的迁移和稳定性问题上,本研究可为评估核废物的潜在危险提供重要的数据和信息。
3.研究方法和实验结果对于类似性质的放射性核废物的研究也具有参考意义。
温度对Np在北山花岗岩上吸附行为的影响
温度对Np在北山花岗岩上吸附行为的影响姜涛;姚军;周舵;包良进;张言;陈曦;范显华【期刊名称】《核化学与放射化学》【年(卷),期】2011(033)001【摘要】采用批式实验法研究了低氧条件下,温度对Np(Ⅳ)、Np(Ⅴ)在磁分离后的花岗岩和北山花岗岩上吸附行为的影响.测定了30、45、60、80℃下Np(Ⅳ)、Np(Ⅴ)在磁分离后的花岗岩和北山花岗岩上吸附的Kd值.研究发现,温度升高有利于Np(Ⅳ)、Np(Ⅴ)在花岗岩上的吸附;在近中性地下水体系中,Np(Ⅴ)较Np(Ⅳ)更易被花岗岩吸附,这可能是因为Np(Ⅳ)、Np(Ⅴ)在水溶液中的存在形式不同;以NpO2+形态存在的Np(Ⅴ)比以Np(OH),(aq)形态存在的Np(Ⅳ)更容易吸附在花岗岩上.利用解吸研究了吸附机理,发现温度升高不利于Np(Ⅳ)和Np(Ⅴ)进入到矿物晶格内.通过拟合得到了不同温度下Np(Ⅳ)和Np(Ⅴ)吸附在花岗岩上的吉布斯自由能以及熵变和焓变.【总页数】7页(P25-31)【作者】姜涛;姚军;周舵;包良进;张言;陈曦;范显华【作者单位】中国原子能科学研究院放射化学研究所,北京102413;中国原子能科学研究院放射化学研究所,北京102413;中国原子能科学研究院放射化学研究所,北京102413;中国原子能科学研究院放射化学研究所,北京102413;中国原子能科学研究院放射化学研究所,北京102413;中国原子能科学研究院放射化学研究所,北京102413;中国原子能科学研究院放射化学研究所,北京102413【正文语种】中文【中图分类】O615.11【相关文献】1.放射性核素在花岗岩上的吸附行为 [J], 侯作贤;靳强;叶远虑;史克亮;郭治军;吴王锁2.Np在北山花岗岩裂隙填充物上的吸附行为 [J], 姜涛;王波;包良进;周舵;龙浩骑;宋志鑫;陈曦3.Np在北山花岗岩裂隙填充物上的吸附行为 [J], 姜涛;王波;包良进;周舵;龙浩骑;宋志鑫;陈曦4.Am(Ⅲ)在花岗岩上的吸附行为 [J], 章英杰;冯孝贵;梁俊福;陈靖;苏锐;王驹;刘春立5.温度对Np在北山花岗岩上吸附行为的影响 [J], 姜涛;姚军;周舵;包良进;张言;陈曦;范显华因版权原因,仅展示原文概要,查看原文内容请购买。
中南地区与花岗岩有关的离子吸附型稀土矿床成矿预测
中南地区与花岗岩有关的离子吸附型稀土矿床成矿预测李社宏;严松;缪秉魁;苑鸿庆;丁安军;粟阳扬;黄会平【摘要】本文总结了我国中南地区与花岗岩有关的离子吸附型稀土矿床的风化壳结构、矿物组合特征和成矿机理等研究情况.基于中南地区——湖南、湖北、广西、广东和海南五省区的地质背景对该区与花岗岩有关的稀土矿床成矿条件进行了分析,采用已知矿床(化)点或矿集区、花岗岩出露条件、地形因素结合气候等因素作为预测依据,对中南地区与花岗岩有关的离子吸附型稀土矿床成矿区带进行了预测,划分出5个Ⅰ级成矿区带、6个Ⅱ级成矿区带和9个Ⅲ级成矿区带.【期刊名称】《桂林理工大学学报》【年(卷),期】2016(036)001【总页数】8页(P9-16)【关键词】离子吸附型稀土矿床;花岗岩;成矿预测;中南地区【作者】李社宏;严松;缪秉魁;苑鸿庆;丁安军;粟阳扬;黄会平【作者单位】桂林理工大学广西隐伏金属矿产勘查重点实验室,广西桂林541004;桂林理工大学广西隐伏金属矿产勘查重点实验室,广西桂林541004;桂林理工大学广西隐伏金属矿产勘查重点实验室,广西桂林541004;桂林理工大学广西隐伏金属矿产勘查重点实验室,广西桂林541004;桂林理工大学广西隐伏金属矿产勘查重点实验室,广西桂林541004;桂林理工大学广西隐伏金属矿产勘查重点实验室,广西桂林541004;桂林理工大学广西隐伏金属矿产勘查重点实验室,广西桂林541004【正文语种】中文【中图分类】P596离子吸附型稀土矿床自20世纪70年代在江西被发现以来,被国内外众多地质、采矿和选矿人员关注。
这是因为该类矿床规模一般较大,易于开采和选矿[1-6]。
在过去20年内我国民间采选技术不断提高,尤其是原地堆浸技艺和浸出率不断提高,致使大量私采行为蔓延,稀土价格持续走低[7-8]。
为此,国家对这种战略性金属资源进行调查和控制,旨在摸清家底、合理调配资源。
在此背景下,本文对中南地区与花岗岩有关的离子吸附型稀土矿床成矿机理和成矿条件进行了分析和总结,探讨其成矿潜力并对成矿靶区进行预测,为进一步寻找此类稀土矿床提供依据。
酸性化学溶液作用下花岗岩损伤时效特征与机理
酸性化学溶液作用下花岗岩损伤时效特征与机理苗胜军;蔡美峰;冀东;郭奇峰;白玉冰【摘要】以花岗岩为试验与研究对象,借助扫描电镜与电子能谱技术观测分析了酸性化学溶液对花岗岩的宏观形貌、缺陷形态、孔隙结构、矿物元素及孔隙率的改造作用;在不同浸泡时间节点对不同水化学溶液环境下花岗岩试件的质量、弹性纵波波速及溶液的pH值等进行测定,并对浸泡后溶液化学组分与浓度进行离子色谱检测,分析了花岗岩与酸性化学溶液相互作用的损伤时效特征;根据花岗岩矿物组分X 射线衍射及化学元素与化合物X射线荧光光谱分析结果,结合化学动力学原理,探讨了花岗岩与酸性化学溶液之间的化学反应过程,以及“水岩相互作用”的岩石化学损伤机理:岩石受水化学溶液侵蚀的损伤机制取决于水化学溶液的性质与成分、岩石中的矿物组分及颗粒、孔隙、裂纹等结构之间的耦合作用,并最终改变了岩石的微观成分和细观结构.【期刊名称】《煤炭学报》【年(卷),期】2016(041)005【总页数】8页(P1137-1144)【关键词】花岗岩;水岩相互作用;化学侵蚀;时效特征;损伤机理【作者】苗胜军;蔡美峰;冀东;郭奇峰;白玉冰【作者单位】北京科技大学土木与环境工程学院,北京100083;北京科技大学金属矿山高效开采与安全教育部重点实验室,北京 100083;北京科技大学土木与环境工程学院,北京100083;北京科技大学金属矿山高效开采与安全教育部重点实验室,北京 100083;青岛市勘察测绘研究院,山东青岛266032;北京科技大学土木与环境工程学院,北京100083;北京科技大学金属矿山高效开采与安全教育部重点实验室,北京 100083;北京科技大学土木与环境工程学院,北京100083;北京科技大学金属矿山高效开采与安全教育部重点实验室,北京 100083【正文语种】中文【中图分类】TU45苗胜军,蔡美峰,冀东,等.酸性化学溶液作用下花岗岩损伤时效特征与机理[J].煤炭学报,2016,41(5):1137-1144. doi:10. 13225/ j. cnki. jccs. 2015. 1263Miao Shengjun,Cai Meifeng,Ji Dong,et al. Aging features and mechanism of Granite’s damage under the action of acidic chemical solutions[J]. Journal of China Coal Society,2016,41(5):1137-1144. doi:10. 13225/ j. cnki. jccs. 2015. 1263地下水在运移过程中一方面对围岩介质产生润滑、软化、泥化、结合水强化及冲刷运移等物理作用,另一方面又不断地与围岩介质发生溶解、水解、离子交换、氧化还原等化学反应,致使围岩体矿物组分、微细观结构及物理属性等发生变化,进而改变其宏观力学特性[1-2]。
花岗岩动态劈裂拉伸实验及动力作用机制
花岗岩动态劈裂拉伸实验及动力作用机制郭占峰;满轲【期刊名称】《科学技术与工程》【年(卷),期】2022(22)6【摘要】岩石作为一种常见的工程材料,其动态拉伸力学性能的准确核定及其破坏机理至关重要。
借助霍普金森压杆(split Hopkinson pressure bar,SHPB)实验装置,对75块花岗岩试样进行了不同冲击速度下的动态劈裂拉伸实验,分析其动态强度与变形的应变率效应,以及冲击劈裂后的破坏形态,进而得到花岗岩试样的应变率、应力峰值、弹性模量等相关力学参数之间的关系。
研究表明,在动态劈裂实验中,应变率约在100 s^(-1)左右,花岗岩试样开始出现裂纹;应变率在100~150 s^(-1)内,花岗岩试样在冲击后为破碎状态;当应变率超过150 s^(-1)后花岗岩在冲击加载后试样为粉碎的状态。
随着应变率的逐渐增大,动态拉伸弹性模量逐渐增加,但峰值应变却随着应变率的增大而逐渐减小,表明随着应变率的提高,花岗岩的变形能力变差,更易破坏。
同时提出了动态拉伸敏感性指标,该指标物理意义明确,能够准确反映岩石类准脆性介质在动态拉伸受力情况下的率效应。
进而通过数值模拟,分析验证了冲击劈裂实验的应力波传播三阶段、试样破坏特性及裂纹衍生规律。
进一步地,基于Hopkinson效应和冲击劈裂现象相结合的动态拉伸强度,其本质上是受岩石的不均匀性、应力速率、相邻微裂纹处释放的应力引起的裂纹止裂以及裂纹扩展速度等众多因素的共同影响。
【总页数】8页(P2177-2184)【作者】郭占峰;满轲【作者单位】河南省城乡建筑设计院有限公司;北方工业大学土木工程学院【正文语种】中文【中图分类】O319.56【相关文献】1.冲击载荷下煤样动态拉伸劈裂能量耗散特征实验2.短切碳纤维C/SiC陶瓷基复合材料的动态劈裂拉伸实验3.大理岩动态劈裂拉伸的SHPB实验研究4.北山花岗岩直接拉伸与巴西劈裂试验研究5.大理岩动态劈裂拉伸断裂的实验研究因版权原因,仅展示原文概要,查看原文内容请购买。
花岗石中放射性核素含量的限制
花岗石中放射性核素含量的限制
王沙陵;姜让荣
【期刊名称】《核电子学与探测技术》
【年(卷),期】2003(023)002
【摘要】用国家标准GB6566-2001对花岗石的放射性含量加以控制,这一标准将建筑主体和装修材料分开考虑,明显放宽了对装修材料的限制要求.从公众剂量限值和环境保护的角度考虑,这一做法值得研究.另外在实测的花岗石样品中,红色品种放射性含量相对较高,特别是印度红产品,应予注意.
【总页数】4页(P189-192)
【作者】王沙陵;姜让荣
【作者单位】浙江省辐射环境监测站,浙江杭州,310012;浙江省辐射环境监测站,浙江杭州,310012
【正文语种】中文
【中图分类】X837
【相关文献】
1.放射性核素138Cs在石湖峪和阳坊花岗石上的吸附和迁移特性的研究 [J], 叶明吕;徐国庆
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3.黄茅海-广海湾及其邻近海域表层沉积物中γ放射性核素含量水平 [J], 赵峰;吴梅桂;周鹏;李冬梅;赵力;郑远来;蔡伟叙;方宏达;黄楚光
4.利用手持式γ核素识别仪快速检测石材中γ放射性核素含量 [J], 陆小军;何林锋;
忻智炜
5.天然花岗石的放射性源:“龙泉红”和“岑溪红”石材的矿物放射性核素研究 [J], 董传万;向元益;杨永峰;杜振永
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化学风化作用中的稀土元素行为及其影响因素
化学风化作用中的稀土元素行为及其影响因素马英军;霍润科;徐志方;张辉;刘丛强【期刊名称】《地球科学进展》【年(卷),期】2004(19)1【摘要】地表风化作用长期以来一直是地球和环境科学研究的焦点问题。
风化作用中微量元素地球化学行为的研究不但有助于对一系列全球性问题的认识和理解,而且有助于许多与人类生存密切相关的环境问题的解决。
系统总结了近年来国内外在风化作用中的稀土元素地球化学研究领域的主要内容和最新进展,着重介绍了风化壳中稀土元素的分布特征、Ce异常成因、稀土元素的赋存状态和迁移方式、影响稀土元素分布和循环的主要因素,以及风化作用稀土元素地球化学的主要研究方法。
最后,分析指出有机质和微生物作用对稀土行为的影响是未来的重要研究方向。
【总页数】8页(P87-94)【关键词】稀土元素;化学风化;风化壳;地球化学【作者】马英军;霍润科;徐志方;张辉;刘丛强【作者单位】中国科学院地质与地球物理研究所;西安建筑科技大学土木工程学院;中国科学院地球化学研究所【正文语种】中文【中图分类】P512.12【相关文献】1.稀土元素在轧辊钢中的行为及对使用性能的影响研究进展 [J], 杨庆祥2.稀土元素对低合金结构钢中夹杂物行为影响研究 [J], 尹娜[1,2];景财良[3];李海波[1,2];初仁生[1,2];陈斌一[1,2]3.稀土元素Sm代替Pb-Ca-Sn合金中的Ca对铅合金在硫酸溶液中的阳极行为的影响 [J], 周彦葆;马敏;张新华;柳厚田4.稀土元素对土壤中尿素水解及其水解产物行为的影响 [J], 徐星凯;王子健;刘琰;朱望钊5.稀土元素特征对矿山环境中的化学行为及生物效应的影响 [J], 吴建平因版权原因,仅展示原文概要,查看原文内容请购买。
元素改性铝化物涂层研究进展
元素改性铝化物涂层研究进展
吴志海;孟国辉;刘梅军;杨冠军
【期刊名称】《材料保护》
【年(卷),期】2024(57)1
【摘要】铝化物涂层在高温环境中服役时形成Al_(2)O_(3)膜,从而有效地提高了部件的抗高温氧化和耐热腐蚀性能,延长了部件服役寿命,因此其成为燃气轮机热端部件的重要热防护涂层。
然而,单一铝化物涂层在服役时易出现富铝态的β-NiAl相向贫铝态的γ-Ni_(3)Al相的相变,使涂层中的Al含量降低,导致涂层难以持续形成致密Al_(2)O_(3)膜。
对利用元素改性(如Si、Cr、Co、Pt、Pd和稀土)提高铝化物涂层的抗高温氧化和耐热腐蚀性能进行了概述,指出Pt元素能同时促进Al元素氧化成致密的Al_(2)O_(3)膜和提高氧化膜的抗剥落能力,对铝化物涂层的高温性能改性效果最好;基于单元素改性效果,发展了多种元素(二元和三元)共改性铝化物涂层,以Pt与阻碍涂层与基体间元素扩散的元素或抑制相变元素的共同改性能更有效提高铝化物涂层的性能;最后,未来改性铝化物涂层的发展趋势可能是Pt与稀土或其他元素更高元共改性(四元或五元)。
【总页数】15页(P96-110)
【作者】吴志海;孟国辉;刘梅军;杨冠军
【作者单位】西安交通大学金属材料强度国家重点实验室
【正文语种】中文
【中图分类】TG174.4
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1.稀土及稀土氧化物改性的铝化物涂层
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U(VI)-在北山花岗岩上的吸附
U(VI) 在北山花岗岩上的吸附本实验采用批式实验研究了U(VI)在北山花岗岩上的吸附行为,考察了接触时间、离子强度、pH和温度对U(VI)在花岗岩上吸附的影响。
研究结果表明,U(VI)在花岗岩上的吸附会在8h内达到平衡;随着固液比的增大,吸附百分数增大;离子强度对吸附平衡基本没有影响;升高温度促进U(VI)在花岗岩上的吸附。
利用假二级动力学模型对吸附过程进行拟合,数据能够较好的得到吻合。
对吸附等温线进行Langmuir和Freundlich模型拟合,发现实验数据能够较好的符合Langmuir吸附模型。
1.1放射性废物处置核能的和平利用是二十世纪人类最伟大的成就之一。
自1954年前苏联建成了世界上第一座核电机组以来,人类进入了和平利用核能的时代。
与传统能源相比,核电具有能量密度高、输出功率稳定、高效、清洁、低碳、环境友好等特点,在未来的能源结构中具有很强的竞争力。
然而,伴随着核能利用所产生的大量放射性废物,能否安全合理的处理处置这些放射性废物已成为制约核能可持续发展的重要因素。
在这些放射性废物中,高放废物是指放射性核素的含量或浓度高、释热量大、毒性强、半衰期长、操作和运输过程中需要特殊屏蔽的放射性废物,高放废物的体积仅为所有放射性废物的体积的1%左右,但其几乎包含了约90%以上的放射性。
世界各有核国家都将高放废物的安全处置看作是保证核工业可持续发展、保护人类健康和自然环境的一项战略任务。
对放射性废物的处理处置有特殊要求,因此如何安全地处理处置放射性废物已经成为我国乃至世界核能可持续性发展所必须直面的问题。
在众多处置方案中,高放废物地质处置是开发时间最长,也是目前最有希望投入应用的方案。
高放废物地质处置目的是把关键放射性核素保持在特定的地质环境中,确保其在衰变至天然辐射水平的漫长时间中,所释放到生物圈的放射性处于生物可以接受的水平。
高放废物的地质处置一般在地表以下500~1000米具有稳定地质构造的地层中开挖矿山式巷道,以此作为地质处置库的主体。
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中国科学: 化学 2011年第41卷第5期: 907 ~ 913 SCIENTIA SINICA Chimica 《中国科学》杂志社SCIENCE CHINA PRESS论文Eu(III)在北山花岗岩上的吸附作用郭治军①②, 陈宗元②, 吴王锁②, 刘春立①*, 陈涛①, 田文宇①, 黎春①①北京分子科学国家实验室; 北京大学化学与分子工程学院, 北京 100871②兰州大学核科学与技术学院, 兰州 730000*通讯作者, E-mail: liucl@收稿日期: 2010-05-06; 接受日期: 2010-08-12; 网络版发布日期: 2010-09-14doi: 10.1360/032010-376摘要用电位滴定法研究了甘肃北山花岗岩(BS03, 600 m)的酸、碱性质, 用批式法研究了Eu(III)在该花岗岩上的吸附行为. 实验结果表明: 在离子强度I = 0.1 M 的NaCl溶液中, 北山花岗岩的pH PZNPC为9.4, 当I增大至0.4 M时, pH PZNPC为9.0. 不同离子强度下花岗岩的电位滴定曲线与类似条件下蒙脱石的相仿. Eu(III)在北山花岗岩上的吸附分配比(K d)随pH、离子强度和Eu(III)浓度的变化而变化. 在低pH范围, Eu(III)的K d值随离子强度的增大显著减小, 而在高pH 值范围, 离子强度对K d的影响甚微. 用模型定量解释了Eu(III)在北山花岗岩上的吸附随pH、离子强度和Eu(III)浓度而变化的实验数据, 该模型包含Eu3+与花岗岩发生的阳离子交换反应以及Eu(III)与花岗岩表面羟基发生两个内层表面配合反应(inner-sphere surface complexation reactions). 用所建模型对离子强度为0.1 M时Eu(III)在北山花岗岩上的吸附行为作了预测, 并与文献报道的类似条件下Am(III)在北山花岗岩上的吸附实验数据作了比较. 关键词北山花岗岩吸附Eu(III) 表面配位构模1 引言Eu(III)在各种氧化物和黏土矿物上的吸附行为已有大量报道[1~7]. 一方面Eu(III)与其他的三价镧系及锕系元素(如Am(III)和Cm(III)等)的化学性质相似, 用Eu(III)作为三价锕系元素的替代物(surrogate)进行吸附研究, 避免了操作α放射性核素时的苛刻实验条件限制, 研究结果具有参考意义; 另一方面, Eu(III)具有良好的荧光性质, 便于用光谱学手段进行浓度分析及表面种态(surface species)表征[5~7], 有利于建立合理可信的化学模型.Eu(III)在固液界面上的吸附作用主要源于两类不同的吸附机理: 一是表面配合作用, 这是Eu(III)在各种简单氧化物(如氧化铝、氧化硅、氧化铁等)上吸附的主要机理. 在这类简单体系中, Eu(III)及其水解产物与氧化物的表面羟基发生作用, 生成各种表面配合物[1]. 根据经典的表面配合模型, 这种表面作用可用质量作用定律并根据具体情况结合不同的静电模型得以定量解释[8]. 二是离子交换作用. 除了上述表面配合作用外, Eu(III)在具有结构性负电荷(永久负电荷)的黏土矿物上的吸附还存在离子交换作用, 即通过静电相互作用与已占据在永久负电荷位点上的可交换阳离子发生阳离子交换反应[2]. 在黏土矿物吸附体系中, 当pH和离子强度相对较低时, Eu3+与已经结合在永久负电荷吸附位点上的其他离子(如Na+、K+、Ca2+、Mg2+等)主要发生阳离子交换反应, 而在高pH和高离子强度条件下, Eu(III)的吸附则主要源于表面配合反应[2, 3].基于“多重屏障”概念的深地质处置是目前公认的最可行的高放废物处置方法, 花岗岩则是很多国家首选的处置库围岩之一, 也是目前我国重点考察的围岩[9]. 典型的花岗岩是由石英、斜长石、长石、绿泥石、黑云母等组成的火成岩. 由于花岗岩的组成复郭治军等: Eu(III)在北山花岗岩上的吸附作用908杂, 研究三价镧系、锕系元素在花岗岩上吸附行为的报道相对较少[10, 11], 而做到定量解释的报道更不多见.本文主要研究Eu(III)在我国高放废物地质处置库重要研究区甘肃北山BS03号钻孔600米深处花岗岩上的吸附行为, 旨在获取不同实验条件下Eu(III)在北山花岗岩上的吸附实验数据, 建立合理的模型, 为我国处置库选址预评价提供基础实验数据和参考模型.2 实验及方法2.1 实验试剂及仪器将Eu 2O 3(99.99%)溶解在HCl 溶液中制备稳定Eu(III)储备液. 放射性示踪剂1 52+154Eu(III)购自中国原子能科学研究院. 所用其他化学试剂均为分析纯, 所有溶液均由去离子水(18 M Ω/cm)配制而成.Titrando 709 滴定仪, 瑞士Metrohm 公司产品; TR3110低本底液体闪烁计数仪及专用闪烁液, 美国PE 公司产品; Metrohm 781 pH 计, 瑞士Metrohm 公司产品; H2050R 高速冷冻离心机, 湘仪离心机仪器有限公司; Sartorious Competence CP 系列电子天平, 德国Sartorious 股份公司.2.2 花岗岩样品预处理(除碳酸盐并转型为Na 基) 取自甘肃北山BS03号钻孔600米深处的花岗岩样品经破碎、筛分(200目筛), 用0.5 mol/L 的NaCl 溶液配制成40.0 g/L 的悬浊液. 用HCl 调节该悬浊液的pH 值, 振荡并不断监测pH 变化, 直至pH 值稳定在3.5~4.0之间24 h 以上, 离心分离(10000 g × 10 min), 以除去碳酸盐. 将所得固体再次分散在 0.5 mol/L 的NaCl 溶液中振荡24 h 并分离, 之后用0.1 mol/L 的NaCl 溶液做同样的转型处理三次. 用无水乙醇洗涤, 除去残余的电解质, 在40 ℃下烘干备用.2.3 北山花岗岩粉末样品的阳离子交换容量和比表面积用 B.E.T.法(N 2)测得所用花岗岩粉末样品(以后简称花岗岩样品)的比表面积(s )为2.3 m 2/g. 用Ni-en 交换法[12]测得花岗岩样品的阳离子交换容量(CEC)为9.3 ± 0.2 meq/100 g.2.4 北山花岗岩的电位滴定将0.5克北山花岗岩样品分散在50 mL 的NaCl 溶液(0.01, 0.1和0.4 mol/L)中, 在氮气保护下搅拌约8 h, 加入已知体积的HCl 标准溶液(~0.1 mol/L)使悬浊液的pH 值为3.5左右, 然后用NaOH 标准溶液(~0.1 mol/L)滴定至pH 10.0左右. 用超级恒温槽控制滴定池温度为25.0 ± 0.2 ℃, 滴定实验用Titrando 709 滴定仪完成, 记录pH 值及滴加NaOH 标准溶液的条件为信号漂移小于0.1 mV/min.2.5 吸附实验所有吸附实验均在高纯N 2保护下的手套箱 中完成, 温度为22 ± 2 ℃. 吸附实验所用容器为国 产聚乙烯塑料管, 背景电解质均为NaCl. 用一定 浓度的NaCl 溶液(0.1或 0.4 mol/L)分散花岗岩样 品, 制备成吸附实验用悬浊液(1.0 g/L), 用少量 HCl 或NaOH 溶液调节其pH 值, 加入Eu(III)储备 液及152+154Eu(III)示踪剂, 振荡48 h 后测量悬浊液 的pH 值; 移取1.0 mL 悬浊液, 测量吸附体系中的放射性浓度; 剩余悬浊液经离心分离(18000 g × 30 min), 取上层清液1.0 mL 测量其放射性活度. 对于pH 6.48的吸附等温线, 为了保持pH 值恒定, 加入MES 缓冲液(2-(N -morpholino) ethanesulfonic acid, 2×10−3 mol/L).2.6 吸附分配比和固相浓度的计算吸附分配比(K d , mL/g)和固相浓度(q , mmol/g)分别计算如下:0eq d eq ()A A VK A m−=(1)eq 000A A C Vq A m−=⋅(2) 式中, A 0、A eq (Bq/mL)分别为吸附平衡时悬浊液和分离后液相中的放射性比活度, C 0 为液相中Eu 的初始浓度, V (mL)为液相体积, m (g)为固相质量.2.7 模型计算使用软件PHREEQC [13]进行模型计算, 水溶液中Eu(III)的热力学数据采用Nagra/PSI 数据库中的数 据[14].中国科学: 化学 2011年 第41卷 第5期9093 结果与讨论3.1 花岗岩的酸、碱性质图1为北山花岗岩样品在3个离子强度下的酸、碱滴定曲线. 从图中可以看出, 离子强度为0.01和0.1 M 时的滴定曲线在碱性pH 值范围内很接近, 其pH NZPC (the pH of net zero proton charge)为9.4; 而在离子强度为0.4 M 时, 滴定曲线在整个pH 范围的变化趋势是明显的, 在较低的pH 范围内, 随pH 的增大, 岩粉表面的质子过剩(surface proton excess)明显减弱, 在较高的pH 范围内, 表面质子过剩的减弱趋势变缓, 其pH NZPC 为9.0. 由此可见, 当pH < pH NZPC 时, 岩粉表面的质子过剩(surface proton excess)[3]随离子强度的增大而减小. 离子强度为0.01和0.1 M 时的滴定曲线在低pH 时尚有一点区别, 随着滴定剂(0.1 mol/L NaOH)用量的增加, pH 值逐渐接近pH NZPC , 因此两条滴定曲线逐渐靠近, 在等电点附近重合. 离子强度 为0.4 M 时的滴定曲线则明显地随着pH 的增大而减小. 这与简单氧化物的表面质子过剩在pH < pH NZPC 时随离子强度的增大而增大的趋势相反, 但与具有结构负电荷的黏土矿物蒙脱石的滴定曲线趋势相 似[3, 15]. 这说明花岗岩与简单氧化物的表面酸、碱性质有很大区别, 不可能仅通过考虑表面羟基的质子化(protonation)和去质子化(deprotonation)反应来合理解释花岗岩的表面酸碱性质. 换言之, 在解释花岗岩的表面酸碱性质时, 必须考虑因结构负电荷的存在而发生的可交换阳离子(这里为Na +离子)与H +的交换反应[3, 15]. 本研究所用花岗岩的CEC 测量值为9.3±0.2 meq/100 g, 大约为典型蒙脱石CEC 值的15%, 与典型高岭土的CEC 值相近, 但其酸、碱性质与高岭土明显不同, 后者的酸、碱滴定曲线几乎不随离子强度的变化而变化[15]. 由于花岗岩是由结构和化学性质不同的多种矿物组成的混合物, 目前有关花岗岩表面性质的酸、碱滴定结果及其定量解释不多. 陈涛等关于北山花岗岩粉末的表面电荷及活性位点的研究结果表明, 北山花岗岩的等电点(PZC)在9.0左右, 随着pH 值的增加, XOH 2+位点的数目逐渐减少, 而XOH 位点的数目逐渐增加, 在碱性环境下, 花岗岩表面还会存在XO −位点[16]. 陈涛的研究结果表明, 在pH < 9时, 北山花岗岩的表面表现出弱酸性, pH < 9时, 则表现出弱碱性. 这一结果与本文的研究结果是一致的.图1 北山花岗岩的表面质子过剩与溶液pH 之间的关系3.2 Eu(III)在北山花岗岩上吸附的pH 边界 图2为(Eu(III))0 = 6.74×10−8 M, I = 0.1 M 和I = 0.4 M 时, Eu(III)在北山花岗岩上吸附的pH 边界(pH adsorption edge). 从图2可以看出, 在低pH 范围, K d 随离子强度的增大显著减小, 而在高pH 范围, K d 基本不随离子强度的变化而变化. 这种在不同pH 范围离子强度对吸附影响的不同, 表明Eu(III)在北山花岗岩上的吸附机理是随pH 范围的变化而变化的. 通常, 当吸附质在吸附剂表面形成外层表面配合物(out- sphere surface complex)时, 吸附分配比会随离子强度的变化而显著变化, 而当生成内层表面配合物(inner- sphere surface complex)时吸附分配比随离子强度的变化很小. Eu(III)在花岗岩上的吸附行为与Eu(III)在蒙脱土等黏土矿物上的吸附行为非常类似[2, 3, 7]. 低pH 范围Eu(III)在北山花岗岩上的吸附分配比随离子图2 Eu(III)在北山花岗岩上吸附的pH 边界. (Eu(III))0 = 6.74×10−8 M, m/V = 1 g/L郭治军等: Eu(III)在北山花岗岩上的吸附作用910强度的变化而显著变化的现象与离子交换机理吻合, 而在高pH 范围Eu(III)在北山花岗岩上的吸附分配比几乎不变的现象与表面配合作用一致. 因此, Eu(III)在北山花岗岩上的吸附行为包含两种机理: 离子交换作用和表面配合作用. 在低pH 值条件下主要发生离子交换作用, 而在高pH 值条件下则主要发生表面配合作用.北山花岗岩是由石英、斜长石、长石、绿泥石、黑云母等组成的混合物[16], 源于铝硅酸盐同晶置换作用的结构性负电荷使花岗岩具有一定的阳离子交换容量. 由于本研究所用北山花岗岩已事先转型为Na 基, Eu(III)与已转型北山花岗岩的离子交换反应可表示如下:3XNa + Eu 3+X 3Eu + 3Na + (3)式中X −表示结构性负电荷. 此外, 源于铝硅酸盐断面上的配位不饱和金属原子与水反应生成的表面羟基(主要是≡AlOH 、≡SiOH 和≡FeOH 等)会随溶液pH 值的变化发生质子化和去质子化反应, 从而使花岗岩表面产生所谓的可变电荷. 依据广义构成法(Generalized Composite approach)[17, 18]的基本思想, 我们可以将这些化学环境和水解性质不同的表面羟基看成一类表面羟基, 用≡SOH 表示.在水溶液中, Eu(III)的种态随溶液pH 以及共存配体的不同而变化. 由于我们的吸附实验是在N 2保护下完成的, 故不考虑碳酸根配体的影响. 图3给出了E u (I I I )在0.1 M N a C l 体系中的种态分布(speciation)[3]. 可以看出, 在pH < 7.5时, Eu(III)主要以Eu 3+存在, 随pH 的升高, Eu(OH)2+和Eu(OH)3分别图3 Eu(III)在溶液中的种态分布, (Eu(III))TOT = 6.74×10−8 mol/L, I = 0.1 mol/L NaCl 成为主要种态. 因此, Eu(III)与表面羟基的反应可以用下列三个反应表示:≡SOH + Eu 3+≡SOEu 2+ + H + (4) ≡SOH + Eu(OH)2+≡SOEu(OH)2 + H + (5) ≡SOH + Eu(OH)30≡SOEu(OH)3− + H + (6)由此可见, 要想定量解释Eu(III)在北山花岗岩上的吸附行为, 除了要确定离子交换反应(3)的选择性系数外, 必须确定表面羟基的位点容量(surface site capacity)以及表面配合反应(4~6)的平衡常数.对于简单氧化物和单一黏土矿物而言, 可变电荷吸附位点容量及质子化和去质子化反应(表面羟基水解反应)的平衡常数通常是通过特定表面配合模型拟合其酸/碱滴定曲线得出的[3, 8, 15]. 由于花岗岩组成的复杂性, 很难用同样的方法对花岗岩表面可变电荷位点容量和表面羟基水解反应常数进行拟合求解. 但根据广义构成法的思想, 表面位点容量可根据吸附等温线进行估算[18].3.3 Eu(III)在北山花岗岩上的吸附等温线 图4给出了I = 0.1 M 且pH 值分别为4.19±0.05和6.48 ± 0.05时Eu(III)在北山花岗岩上的吸附等温线. 由于在低pH 时, 离子交换占优. 因此, 选择pH 6.48时的吸附等温线作为估算可变电荷表面位点容量的依据. 最简单的估算方法是采用Langmuir 方程拟合[19]:mxa L eq L eq1S K C q K C ⋅⋅=+⋅ (7)图4 Eu(III)在北山花岗岩上的吸附等温线; pH 6.48, I = 0.1 mol/L, m/V = 1 g/L中国科学: 化学 2011年 第41卷 第5期911式中, q (mol/g)为吸附平衡时Eu(III)的固相浓度, C eq (mol/L)为吸附平衡时Eu(III)的液相浓度, S max (mol/g) 为最大吸附容量(即估算的位点容量), K L (L/mol)为Langmuir 常数.Langmuir 吸附等温式的基本假定为: 表面位点与吸附质发生1:1反应; 吸附自由能与吸附量无关, 即忽略表面静电相互作用. Langmuir 等温式的这些基本假定与广义构成法的基本思想是一致的. 如图 4 所示, Langmuir 方程可以很好地说明pH 6.48时Eu(III)在北山花岗岩上的吸附等温线, 拟合得S max = 1.69×10−5 mol/g, 因此, 所用北山花岗岩表面的可变电荷吸附位点容量近似为1.69×10−5 mol/g.3.4 Eu(III)在北山花岗岩上的吸附模型根据测定的北山花岗岩的CEC 和估算得到的可变电荷位点容量, 结合上述四个反应((3)~(6)), 使用地球化学软件PHREEQC 进行模型计算. 计算结果表明, 反应(6)对最后拟合结果不产生显著影响, 因此, 模型被简化为三个反应((3)~(5)). 通过调节反应(3)的选择性系数以及反应((4), (5))所对应的平衡常数, 最后得到Eu(III)吸附实验数据的最佳拟合结果. 拟合参数及所得吸附常数列于表1中, 模型计算结果用曲线表示于图2中. 可以看出, 这个相对简单的模型可解释Eu(III)在北山花岗岩上的基本吸附行为.为说明Eu(III)的表面种态分布和吸附机理随溶液pH 的变化以及各表面种态对Eu(III)吸附的相对贡献, 图5给出了I = 0.1 M, (Eu(III))0 = 6.74×10−8 M 时Eu(III)的吸附pH 边界模型计算结果. 从图5可以看出, 当pH < 5时Eu(III)在北山花岗岩上的吸附主要是离子交换作用, 当pH 继续增大时, Eu 3+及Eu(OH)2+与表面羟基反应生成相应的内层表面配合物, 依次成为Eu(III)吸附的主要原因.此外, 为了比较Eu(III)和Am(III)在北山花岗岩上吸附的异同, 我们将文献报道的Am(III)的实验数据与Eu(III)的实验结果作了比较. 图6给出了Eu(III)在北山花岗岩上的吸附边界及章英杰等人[10]所得到的Am(III)在北山花岗岩上的吸附边界. 由于本研究和章英杰等人所用花岗岩的比表面积很接近, 我们直接用K d (mL/g)值进行了比较. 尽管这两组吸附实验的离子强度、核素初始浓度和固液比不完全相同, 但从图6可以看出, 当pH > 5时, 相同pH 下Am(III)和Eu(III)的K d 很接近. 但当pH < 5时, 尽管Am(III)图5 Eu(III)在北山花岗岩上的表面种态分布, (Eu(III))0 = 6.74×10−8 mol/L, I= 0.1 mol/L NaCl图6 Eu(III)和Am(III)吸附边界比较. 蓝色实点为BS03(600 m)花岗岩, (Eu(III))0 = 6.74×10−8 mol/L, I = 0.1 mol/L NaCl, m/V = 1 g/L, s = 2.3 m 2/g (本文数据); 红色圈点为BS01 (300 m)花岗岩, (Am(III))0 = 6.0×10−10 mol/L, BS01地下水 (I ≈ 0.05 mol/L), m/V = 33 g/L, s = 1.89 m 2/g (章英杰等人数 据[10])表1 北山花岗岩的吸附位点密度和Eu(III) 的吸附反应及吸附常数≡SOH7.35×10−6mol/m 2≡SOH + Eu 3+≡SOEu 2+ + H + −0.6±0.2≡SOH + Eu 3++ 2H 2O≡SOEu(OH)2 + 3H +−17.2±0.2郭治军等: Eu(III)在北山花岗岩上的吸附作用912吸附实验的离子强度(0.01 M NaCl)比Eu(III)实验的离子强度更小, Am(III)的K d 反而明显低于相同pH 值下Eu(III)的K d . 如前所述, 在高pH 条件下Eu(III)的吸附主要归因于生成了内层表面配合物(Am(III)的吸附也应该基于相同的吸附机理), 离子强度对吸附的影响相对较小. 此外, 虽然Am(III)和Eu(III)的初始浓度不同((Eu(III))0 = 6.74×10−8 mol/L, (Am(III))0 = 6.0×10−10 mol/L), 但均远小于实验条件下可变电荷的吸附位点容量(1.7×10−5 mol/g). 因此, 在高pH 条件下, 尽管离子强度不同, 化学性质相似的Am(III)和Eu(III)的K d 应该是相近的. 但是, 当pH < 5时, Am(III)在低离子强度下的K d 比Eu(III)在高离子强度下的K d 要小. 这主要是因为Eu(III) 的吸附实验是在仅含有NaCl 的去离子水中进行的, 而章英杰的研究工作使用的是北山地下水. 北山地下水中含有数量可观的SO 42−离子[20]. 在较低的pH 条件下, 若体系中有SO 42−离子, 则Am(III)易于形成AmSO 4+配合物[21], 这种配合物的离子交换能力远小于Am 3+的, 因此其K d 值较小.4 结论用电位滴定法研究甘肃北山花岗岩的酸碱性 质, 用批式法研究Eu(III)在该花岗岩上的吸附. 研究结果表明, 北山花岗岩(BS03(600 m))的pH PZNPC 随离子强度的增大呈减小趋势. 与氧化物和黏土矿物相比, 北山花岗岩的酸、碱性质与蒙脱类黏土矿物相似. Eu(III)在北山花岗岩上的吸附作用可以用1个离子交换反应和2个内层表面配合反应得到定量解释. 所建模型的预测结果与文献报道的超低浓度(< 10−10 mol/L)Am(III)在北山花岗岩上的吸附数据基本吻合. 在I = 0.1 M 且忽略其他配体的条件下, 在pH 8左右时, 浓度小于10−8 M 的 Eu(III)在北山花岗岩上的K d 将达到104 mL/g 的量级, 换言之, 3价锕系元素在北山花岗岩/地下水体系中可能有较大的吸附分配比.致谢本工作得到国家自然科学基金(10775008 & 20971061)、教育部博士点基金(20060001032)、国防科工委军工遗留专项基金(科工计[2007]840)、中央高校基本科研业务费专项资金和北京大学测试基金(第13–18期)资助, 特此一并致谢.参考文献1 Wang X, Xu D, Chen L, Tan X, Zhou X, Ren A, Chen C. Sorption and complexation of Eu(III) on alumina: Effects of pH, ionic strength,humic acid and chelating resin on kinetic dissociation study. Appl Radiat Isotopes , 2006, 64: 414–4212 Bradbury MH, Baeyens B. Sorption of Eu on Na- and Ca-montmorillonites: experimental investigations and modelling with cation exchangeand surface complexation. Geochim Cosmochim Acta , 2002, 66: 2325–23343 Guo Z, Xu J, Shi K, Tang Y, Wu W, Tao Z. Eu(III) adsorption/desorption on Na-bentonite: Experimental and modeling studies. 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The profile of parallel titration curves of the granite at variable ionic strengths is roughly comparable to that of montmorillonite under similar conditions. The distribution coefficient (K d) of Eu(III) on the granite varies with pH, ionic strength and Eu(III) concentration. The K d values of Eu(III) decrease significantly with increasing ionic strength in the low pH range, whereas the effect of ionic strength on the K d values is very weak in the high pH range. The experimental results of Eu(III) adsorption on the granite as a function of pH, ionic strength and Eu(III) concentration were quantitatively interpreted by a model with a cation exchange reaction of Eu3+ on the granite and two inner-sphere surface complexation reactions of Eu(III) on the surface hydroxyl sites. The adsorption of Eu(III) on the granite at I = 0.1 M was predicted by the proposed model, which was compared with the results of Am(III) adsorption on the granite under similar conditions reported by other groups.Keywords: Beishan granite, adsorption, Eu(III), surface complexation, modeling913。