用CTAB改性膨润土从低浓度废水中吸附去除U(Ⅵ)

2022-03-29张益硕周仲魁杨顺景李荆瑜

湿法冶金 2022年2期

张益硕，周仲魁，杨顺景，李荆瑜

(1.东华理工大学核资源与环境国家重点实验室，江西南昌 330013；2.东华理工大学水资源与环境工程学院，江西南昌 330013)

铀是一种天然放射性重金属元素，环境中如存在铀，会对人及动植物造成辐射伤害[1-5]，因此，含铀废水经处理后才能排放[6]。铀在水溶液中主要以U(Ⅵ)形式存在。常见的含铀废水处理方法有电化学法、离子交换法、化学沉淀法、膜分离法、吸附法等[4]。吸附法因效率高、操作简单、环保及能耗低而得到广泛应用[7-8]。膨润土是一种以蒙脱石为主要成分的含水材料，价格低廉、性质稳定、比表面积大、多孔、阳离子交换容量大、膨胀性强、吸附能力强，可用作吸附材料；但未经改性的膨润土通常带有负电荷，其吸附阳离子的能力较差。对膨润土进行改性，可以提高其吸附能力，用于吸附去除有害物质[9-11]。目前，膨润土改性工艺较复杂，成本较高，因此，研究一种制备方法简单、成本低廉且可用于从废水中吸附去除U(Ⅵ)的改性膨润土有重要意义。

CTAB(十六烷基三甲基溴化铵)为阳离子表面活性剂，可将大量疏水官能团引入到膨润土层间，改善膨润土的表面性能和结构，提高其对水体中污染物的吸附能力[12-13]。试验研究了用CTAB改性膨润土，并用于从低浓度废水中吸附去除U(Ⅵ)，以期为含铀废水的处理提供一种可用吸附剂。

1 试验部分

1.1 试剂与仪器

主要试剂：碳酸钠、氢氧化钠、盐酸、U(Ⅵ)标准溶液、CTAB(十六烷基三甲基溴化铵)、乙二醇、5%HNO3(ICP-OES使用)，均为分析纯。

主要仪器：电热鼓风干燥箱(DHG-9070A)，pH计(ST3100)，恒温空气摇床(ZWYR-240)，双光束紫外分光光度计(UV-1400PC)，集热式恒温加热磁力搅拌器(DF-101S)，高速离心机(Gl-21m)，电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES,Agilent 5100)，红外光谱仪分析仪(BRUKER VERTEX70)，扫描电镜(TESCAN MIRA4)。

1.2 CTAB改性膨润土

对天然钙基膨润土进行研磨，筛分过50目筛。取5.0 g钙基膨润土，加入适量碳酸钠，再加入350 mL超纯水，磁力搅拌一定时间后，静置陈化，得钠基膨润土。取钠基膨润土于1 000 mL烧杯中，于333.15 K水浴锅上加热搅拌。CTAB为有机试剂，在超纯水中几乎不溶解，根据相似相溶原理，用乙二醇辅助CTAB使其溶解完全，之后加入到装有钠基膨润土的烧杯中，保持水温333.15 K，继续搅拌4 h。之后，于室温下静置48 h，抽滤，离心洗涤(防止乙二醇干扰)，洗涤液用1%硝酸银溶液检测无沉淀，滤饼于328.15 K烘箱中烘干，制得CTAB改性钠基膨润土。

1.3 改性膨润土吸附U(Ⅵ)

取一定质量浓度U(Ⅵ)溶液50 mL于锥形瓶中，用盐酸或氢氧化钠溶液调pH，加入一定量改性膨润土，在适宜温度下进行吸附，然后取吸附尾液用针头滤膜过滤，对滤液用ICP-OES测定U(Ⅵ)质量浓度，并按式(1)、(2)计算U(Ⅵ)去除率(y)和吸附量(qt)。

(1)

(2)

式中：ρ1—吸附前U(Ⅵ)质量浓度，mg/L；ρ2—吸附后U(Ⅵ)质量浓度，mg/L；V—溶液体积，L；m—改性膨润土质量，g。

2 试验结果与讨论

2.1 材料表征

2.1.1 SEM表征

改性前、后膨润土的SEM照片如图1所示。

a—改性前；b—CTAB改性后。

由图1看出：改性前的膨润土表面光滑，有细微层状突起；而改性后的膨润土表面较粗糙，有大量凸起，层间空隙明显扩大，轮廓与空隙更明显，比表面积增大，表明CTAB已成功与钠基膨润土结合。

2.1.2 FT-IR表征

改性前、后膨润土的FT-IR分析图谱如图2所示。

图2 改性前、后膨润土的FT-IR分析图谱

由图2看出：改性前、后的膨润土均在3 618 cm-1处出现较宽的—OH伸缩振动峰，在796 cm-1处出现Si—O伸缩振动峰和较弱的Si—O—Si吸收振动峰，在988 cm-1处出现较强的Si—O伸缩振动峰，在1 632 cm-1处出现—OH和层间水伸缩振动峰。改性膨润土在1 648 cm-1处出现H—O—H弯曲振动峰，表明改性前后膨润土中都含有结晶水。改性膨润土在2 917 cm-1处出现C—H伸缩振动吸收峰，在2 850 cm-1处出现C—H弯曲振动吸收峰[14-15]，表明膨润土改性成功。改性膨润土在993 cm-1处出现Si—O—Si吸收振动峰，且改性前、后峰形变化较小，表明改性并没有改变膨润土原有的层状硅氧骨架结构。

2.2 膨润土对U(Ⅵ)的吸附性能

2.2.1 改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附性能

分别将改性前、后的膨润土0.3 g加入到50 mL、初始U(Ⅵ)质量浓度10 mg/L、pH=7.26的模拟废水中，室温下振荡一定时间，吸附试验结果见表1。可以看出：改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附去除率和吸附量分别为92.58%和2.02 mg/g，是改性前的3.78倍，去除效果较好。后续试验均采用改性膨润土作吸附剂。

表1 膨润土改性前后对U(Ⅵ)的吸附性能比较

2.2.2 废水pH对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响

废水体积50 mL，初始U(Ⅵ)质量浓度10 mg/L，改性膨润土用量6 g/L，振荡速率121 r/min，振荡时间180 min，室温下，废水pH对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图3所示。

图3 废水pH对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响

由图3看出：在pH=1.17强酸条件下，改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附率较低，随pH升高，U(Ⅵ)去除率升高；pH升高到3以后，U(Ⅵ)去除率变化不大。改性膨润土吸附U(Ⅵ)的pH范围较宽，可在不改变中性废水pH条件下使用。强酸条件下，因为H+与U(Ⅵ)发生竞争吸附，使得吸附率较低；随pH升高，溶液中H+浓度逐渐降低，吸附率快速升高。综合考虑，确定改性膨润土吸附去除U(Ⅵ)时可不必调整废水pH。

2.2.3 改性膨润土用量对吸附U(Ⅵ)的影响

废水体积50 mL，初始U(Ⅵ)质量浓度10 mg/L，废水pH=6.77，室温下，振荡速率121 r/min，振荡时间180 min，改性膨润土用量对吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图4所示。可以看出：随改性膨润土用量增加，U(Ⅵ)去除率总体呈先升高后下降趋势；改性膨润土用量为0.8 g/L时，U(Ⅵ)去除率最大，为96.95%，之后随膨润土用量增加而逐渐降低。随改性膨润土用量增加，其所提供的吸附位点相应增多，吸附的U(Ⅵ)也随之增加，但单位改性膨润土的吸附量相应下降；改性膨润土用量过大时易发生团聚，导致吸附能力下降。综合考虑，改性膨润土适宜用量为0.8 g/L。

图4 改性膨润土用量对吸附U(Ⅵ)的影响

2.2.4 吸附时间对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响

废水体积200 mL，初始U(Ⅵ)质量浓度10 mg/L，废水pH=6.86，改性膨润土用量0.8 g/L，振荡速率121 r/min，室温下，吸附时间对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图5所示。

图5 吸附时间对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响

由图5看出：随反应时间延长，U(Ⅵ)去除率提高，355 min时达最大，之后趋于稳定。综合考虑，确定适宜吸附时间为355 min。

2.2.5 初始U(Ⅵ)质量浓度对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响

废水体积50 mL，pH=6.86，改性膨润土用量0.8 g/L，室温，振荡速率121 r/min，振荡时间355 min，初始U(Ⅵ)质量浓度对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图6所示。可以看出：改性膨润土对U(Ⅵ)的去除率和吸附量均随初始U(Ⅵ)质量浓度升高先升高后下降；初始U(Ⅵ)质量浓度为10 mg/L时，U(Ⅵ)去除率达最大，为96.74%；初始U(Ⅵ)质量浓度在5～10 mg/L范围内，其去除率均超过90%。改性膨润土用量一定时，其吸附位点一定，所能吸附的U(Ⅵ)的量也一定，达到饱和后不再继续吸附。

图6 初始U(Ⅵ)质量浓度对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响

2.2.6 温度对吸附U(Ⅵ)的影响

废水体积50 mL，初始U(Ⅵ)质量浓度10 mg/L，废水pH=6.89，改性膨润土用量0.8 g/L，振荡时间475 min，温度对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图7所示。可以看出：随温度升高，U(Ⅵ)去除率提高；室温下，U(Ⅵ)去除率为80%；温度升至453.15 K后，U(Ⅵ)去除率达最高，之后快速下降。温度过高，有可能会破坏改性吸附剂的结构，从而导致吸附能力下降。推断改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附反应为吸热反应。

图7 温度对吸附U(Ⅵ)的影响

2.3 吸附动力学及等温线

2.3.1 吸附动力学

对室温下的试验数据进行吸附动力学与等温模型拟合。吸附动力学模型为准一级动力学和准二级动力学模型，拟合结果见表2和图8。

表2 室温下改性膨润土吸附U(Ⅵ)的动力学拟合参数

图8 改性膨润土吸附U(Ⅵ)的准一级和准二级动力学模型拟合曲线

2.3.2 吸附等温线

对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的试验数据用Langmuir和Freundlich等温吸附方程进行拟合，拟合参数见表3，吸附等温曲线如图9所示。可以看出：室温下，Langmuir方程的相关系数为0.994 9，大于Freundlich的相关系数0.977 1，表明改性膨润土吸附U(Ⅵ)的过程更符合Langmuir等温吸附模型，吸附过程为单分子层吸附，最大吸附量为27.25 mg/g。