一种新型水处理剂合成及其对阴离子污染物的选择性去除

张志超，段亮

1.北京大学城市与环境学院，地表过程分析与模拟教育部重点实验室

2.中国环境科学研究院水生态环境研究所

阴离子污染物如重金属络合物、阴离子染料、重金属含氧酸盐、酚类物质及其他各类无机、有机阴离子，广泛存在于各类工业废水与生态环境中，微量阴离子污染物可对人类健康与自然环境造成显著危害[1]。Cr(Ⅵ)广泛分布于电镀、制革、冶金等行业废水中，为世界公认的强致癌物，对人体健康具有严重影响[2]。染料用于制药、造纸和纺织业等行业，不易降解且有毒，为最棘手有机阴离子污染物之一[3]。本文分别选取Cr(Ⅵ)和最为广泛使用的染料之一—甲基橙（MO）作为模型无机和有机阴离子污染物。

目前用于去除阴离子污染物的方法主要有吸附法、氧化法、膜处理法、沉淀法、反渗透法和离子交换法等[4-5]。上述方法可有效处理浓度较高的阴离子，但对微量或痕量阴离子污染物处理效果欠佳。因此，研究有效去除环境中微量与痕量阴离子污染物的方法或材料对环境样品前处理及废水深度处理具有重要意义。

离子液体是近年来在绿色化学框架下发展起来的一种全新介质和功能材料，具有不挥发、不可燃、液程宽、溶解能力强、功能可调节等优点，因此可代替传统挥发性有机溶剂用于材料科学、环境科学等领域，成为保护大气环境的重要绿色溶剂[6]。但离子液体价格昂贵且有毒，直接使用时用量大且需繁琐液相分离过程，在使用过程中易进入水体造成污染。笔者使用化学键合法合成可选择性富集阴离子污染物的吸附剂——氯甲基聚苯乙烯树脂固载的功能化离子液体新材料〔PS-CH2-(CH2)16Im〕，对材料的结构、表面官能团、形貌与稳定性进行表征，系统研究新材料的吸附性能，明确了材料最佳吸附与洗脱条件、吸附容量与相关影响因素，同时对比了其与传统阴离子交换树脂的吸附效果，进一步研究了其再生性能并辨析了其吸附机理。

1 材料与方法

1.1 试剂

咪唑、N-甲基吡咯烷酮、甲醇、氯仿（天津市科密欧化学试剂有限公司）；丙烯氰（上海三爱思试剂有限公司）；溴代十六烷（国药集团化学试剂有限公司）；HCl、NaOH（郑州派尼试剂有限公司）；MO（北京化学试剂三厂）；重铬酸钾（北京化工厂）；亚甲基蓝（MB）、孔雀石绿（MG）（天津科密欧化学试剂研发中心）；牛血清蛋白（BSA，纯度≥98%，Roche公司）；酪氨酸（Tyr Y，Roche公司）；考马斯亮蓝 G-250（Sigma公司）。氯甲基聚苯乙烯树脂（2.3 mmol，交联度为1%，粒径为100～200目，天津南开合成有限公司）；717强碱性苯乙烯系阴离子交换树脂（上海南开树脂有限公司）；试验用水均为去离子水。

1.2 PS-CH2Cl支撑的功能化离子液体高聚物合成

1.2.1 N-正十六烷基咪唑的制备

分别将75 mL咪唑、甲醇与丙烯氰加入500 mL圆底烧瓶中，缓慢升温至55 ℃后回流反应3 h，蒸除未反应甲醇与丙烯氰，减压蒸馏至80℃/0.085～0.09 MPa，得浅黄色液体 1-（β-氰乙基）咪唑；另取500 mL圆底烧瓶，加入100 mL乙腈与90 mL溴代十六烷后边搅拌边逐滴加入100 mL 1-（β-氰乙基）咪唑，于85 ℃反应15 h后减压蒸馏除去溶剂并冷却；继续在该圆底烧瓶中依次加入50 mL氯仿与110 mL氢氧化钠（15%）溶液，于25 ℃搅拌反应1 h分出油层后，先用水充分洗涤（共5次，100 mL重蒸水/次），后将有机相减压蒸馏至90 ℃/0.095 MPa，得到N-正十六烷基咪唑。合成路线见图1。

图1 N-正十六烷基咪唑的制备Fig.1 Preparation of 1-hexadecylimidazole

1.2.2 离子液体高聚物树脂的合成

分别将7 g N-正十六烷基咪唑与1 g氯甲基聚苯乙烯树脂（PS-CH2Cl）加入装有100 mL N-甲基吡咯烷酮锥形瓶中（250 mL），于80 ℃缓慢振荡12 h后冷却至室温，过滤后初步得到表面键合十六烷基咪唑离子液体高聚物〔PS-CH2-(CH2)16Im〕；分别使用20 mL N-甲基吡咯烷酮洗、0.1 mol/L HCl和甲醇清洗PS-CH2-(CH2)16Im 3次并干燥后，得到最终产物。合成路线见图2。

图2 PS-CH2-(CH2)16Im的制备Fig.2 Preparation of PS-CH2-(CH2)16Im

1.3 PS-CH2-(CH2)16Im的表征

采用核磁共振氢谱（1HNMR，R-24B，日本日立公司）确定N-正十六烷基咪唑分子结构。使用傅里叶变换红外（FT-IR）光谱（FTS-40，美国伯乐公司）在400～4 000 cm波长范围内检测PS-CH2Cl固载离子液体前后表面官能团。采用扫描电镜（SEM，JSM-6390LV，日本电子）观察PS-CH2Cl固载离子液体前后形貌。使用热分析系统（DT-40，日本岛津）测定在20～700 ℃范围内PS-CH2Cl固载离子液体前后的热重-示差扫描（TG-DSC）。

1.4 吸附试验

合成新材料对MO与Cr(Ⅵ)的吸附性能通过静态与动态吸附试验进行研究。为确保试验数据可靠，所有试验重复3遍。

1.4.1 静态吸附

称取20 mg PS-CH2-(CH2)16Im于具塞锥形瓶中，加入一定量目标污染物，调至不同试验条件（如不同pH、温度等），于30 ℃恒温振荡一定时间后静止30 min，待PS-CH2-(CH2)16Im沉于锥形瓶底，取上清液测定剩余污染物浓度。考察吸附动力学时，加入5 mL一定浓度目标污染物溶液。测定吸附等温线时分别选取50～250 mg/L目标污染物溶液各20 mL。

根据目标阴离子污染物化学性质选用不同的酸（HCl和 HNO3）、碱（NaOH）和盐（NH4Cl和 NaCl）溶液作为洗脱剂，研究适用于洗脱已饱和吸附目标污染物的PS-CH2-(CH2)16Im的最佳洗脱剂与洗脱条件。于恒温振荡器中解吸5 h，取上清液测定洗脱液中解析出目标阴离子污染物浓度。

PS-CH2-(CH2)16Im对MO与Cr(Ⅵ)的吸附量和吸附率计算公式如下：

式中：Q为PS-CH2-(CH2)16Im吸附量，mg/g；E为PSCH2-(CH2)16Im吸附率，%；C0为目标阴离子污染物初始浓度，mg/L；C为PS-CH2-(CH2)16Im吸附后溶液中剩余阴离子污染物浓度，mg/L；V为目标阴离子污染物溶液体积，mL；W为PS-CH2-(CH2)16Im质量，g；V1为洗脱液体积，mL；Re为回收率，%。

污染物浓度测定使用紫外-可见分光光度计（T6，北京普析通用仪器有限责任公司）或电感耦合等离子体质谱（ICP-MS，7500，美国安捷伦）。其中亚甲基蓝、孔雀石绿和MO分别在最大吸收波长660、618和465 nm下直接测定相应吸光度计算出对应浓度；牛血清蛋白和酪氨酸浓度分别采用考马斯亮蓝法[7]和还原茚三酮法[8]测定；Cr(Ⅵ)的浓度根据分光光度法在540 nm波长处通过测定吸光度计算得出[9]，或通过ICP-MS测定。

1.4.2 动态试验固相萃取柱的制作

内径3 mm、长10 cm的玻璃柱于硝酸中浸泡24 h后用去离子水清洗，准确称取0.04 g PS-CH2-(CH2)16Im，用去离子水清洗。于玻璃柱一端点入玻璃棉并增加控制开关，先用去离子水充满玻璃柱，再用溢液法将PS-CH2-(CH2)16Im装至1 cm高，得到微型固相萃取分离柱。

1.5 缔合常数测定

通过电导滴定法测定PS-CH2-(CH2)16Im与目标阴离子污染物体系的缔合常数，明确PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物选择性吸附的机理[10]。

2 结果与讨论

2.1 PS-CH2-(CH2)16Im的表征

首先对第一步合成的N-正十六烷基咪唑进行1HNMR测定。由图3可知，合成N-正十六烷基咪唑在化学位移为 7.457×10-6、7.052×10-6和 6.902×10-6处均有1个H、在3.919×10-6处有2个H、在0.864×10-6～1.803×10-6处共有31个H。该结果与文献[11]中N-正十六烷基咪唑1HNMR图谱一致，证明第一步合成物为N-正十六烷基咪唑。

图3 N-正十六烷基咪唑的1HNMR表征Fig.3 1HNMR characterization of 1-hexadecylimidazole

PS-CH2Cl固载N-正十六烷基咪唑前后红外光谱图如图4所示。PS-CH2Cl特征峰2 919.75 cm-1（C-H亚甲基的拉伸振动峰）和3 405.73 cm-1（N-H伸缩振动峰）在固载离子液体前的PS-CH2Cl〔图4（a）〕和固载离子液体后的PS-CH2-(CH2)16Im〔图4（c）〕中均可观察到[12]。而另外 2个特征峰〔图 4（c），C-Cl伸缩振动峰 671 cm-1和 CH2-Cl弯曲振动峰1 264 cm-1〕在固载N-正十六烷基咪唑后消失，出现C-N伸缩振动吸收峰（1 160 cm-1）。N-正十六烷基咪唑的特征峰〔图 4（b），538.97 cm-1（咪唑环 C-H 键的伸缩振动峰）、1 441 cm-1（咪唑环的 C=C基团）和 1 574 cm-1（咪唑环的 C=N基团）〕在固载后的 PS-CH2-(CH2)16Im中均可观察到[13]。上述结果均表明N-正十六烷基咪唑已被成功固载于PS-CH2Cl，形成表面类似于氯化十六烷基咪唑离子液体的功能性固载离子液体PS-CH2-(CH2)16Im。

图4 PS-CH2Cl固载离子液体前后的FTIR表征Fig.4 FTIR characterization of PS-CH2Cl before and after ionic liquid supporting

采用SEM观测PS-CH2Cl固载离子液体前后的表面特征，结果如图5所示。由图5可见，PSCH2Cl表面光滑，固载离子液体后合成的PS-CH2-(CH2)16Im表面有丰富层状间隙，该结构更利于吸附与富集污染物。

图5 PS-CH2Cl固载离子液体前后的扫描电镜Fig.5 SEM image of PS-CH2Cl before and after ionic liquid supporting

通过测定PS-CH2-(CH2)16Im热重，研究其接枝率与热稳定性。由图 6（a）可知，PS-CH2Cl在 300 ℃内稳定，300～600 ℃缓慢分解，失重后剩余质量为原质量的19.18%；N-正十六烷基咪唑在300～380℃ 迅速分解完全〔图 6（b）〕；PS-CH2-(CH2)16Im在300～500 ℃内迅速失重，随着温度继续升高不断分解，失重后其质量为原质量的 8.89%〔图6（c）〕，说明N-正十六烷基咪唑成功地接枝到PS-CH2Cl，接枝率为10.29%。

图6 样品的热重曲线Fig.6 Thermogravimetric curves of samples

为考察PS-CH2-(CH2)16Im在有机溶剂与酸碱溶液中的稳定性，分别将其浸泡于10 mL乙醇、丙酮，6 mol/L的HCl，3 mol/L的NaOH中，常温放入振荡器中振荡1 h，未发现其吸光度有显著变化。表明PS-CH2-(CH2)16Im在上述溶液中性能稳定。

2.2 PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物的静态吸附效果

2.2.1 PS-CH2-(CH2)16Im的选择性吸附性能

选取2种阳离子污染物（亚甲基蓝与孔雀石绿）、2种中性污染物（牛血清蛋白和酪氨酸）和3种阴离子污染物〔MO、Cr(Ⅵ)与橙黄Ⅳ（OⅣ）〕，考察PS-CH2-(CH2)16Im的选择性吸附性能。结果表明，PS-CH2-(CH2)16Im对阳离子污染物（亚甲基蓝与孔雀石绿）和中性污染物（牛血清蛋白和酪氨酸）均无显著吸附，对 3种阴离子污染物〔MO、Cr(Ⅵ)和OⅣ〕均有较好的吸附。分别选取Cr(Ⅵ)、MO为模型无机、有机阴离子污染物，系统研究PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物的分离富集特性。

2.2.2 温度对污染物去除率的影响

污染物浓度为50 mg/L，初始pH为6时，分别考察了20 mg PS-CH2-(CH2)16Im对20 mL Cr(Ⅵ)和50 mL MO在3 h内的去除效果（图7）。由图7可见，随着吸附温度从20 ℃升至60 ℃，PS-CH2-(CH2)16Im对Cr(Ⅵ)和MO的去除率分别从3.77%和10.09%升至67.40%和78.67%。表明吸附过程为吸热反应，适当提高温度有利于提高PS-CH2-(CH2)16Im对污染物的吸附去除率[14]。

图7 温度对Cr(Ⅵ)和MO去除率的影响Fig.7 Influence of temperature on adsorption of Cr(Ⅵ) and MO

2.2.3 污染物初始pH对污染物去除率的影响

分别考察了20 mg PS-CH2-(CH2)16Im对20 mL 50 mg/L的Cr(Ⅵ)在溶液温度50 ℃时和对50 mL 10 mg/L的MO在溶液温度20 ℃时吸附过程中溶液pH的影响，对Cr(Ⅵ)和MO的吸附时间分别为3和1.5 h，结果如图8所示。由图8可知，污染物化学形态与电荷不同导致PS-CH2-(CH2)16Im对其去除效果具有差异。由于Cr2O72-在pH为2～9范围内化学形态未发生改变，因此PS-CH2-(CH2)16Im对Cr(Ⅵ)的吸附能力不因pH不同而改变。MO的pKa为3.4，当pH＜3.4时其主要以阳离子形态存在，因此PS-CH2-(CH2)16Im对其吸附效率显著降低；而当pH＞3.4时MO阴离子形态占比增加，因此PS-CH2-(CH2)16Im对其吸附能力显著提升；由于pH＞5.4时，MO几乎为阴离子型态，因此PS-CH2-(CH2)16Im对其吸附效率相对于pH为3.4～5.4时不变。

图8 初始pH对PS-CH2-(CH2)16Im去除Cr(Ⅵ)和MO的影响Fig.8 Influence of initial pH on Cr(Ⅵ) and MO removed by PS-CH2-(CH2)16Im

2.2.4 表面键合离子液体高聚物的吸附动力学性能

污染物初始pH为6，溶液温度为30 ℃，溶液体积为5 mL，Cr(Ⅵ)和MO浓度分别为3和20 mg/L时，研究PS-CH2-(CH2)16Im对污染物的吸附性能，结果如图9所示。由图9可以看出，在0～10 min内PS-CH2-(CH2)16Im对Cr(Ⅵ)和MO去除率随时间增加急剧上升，分别达90%和80%，且分别于30和25 min后趋于100%吸附。表明PS-CH2-(CH2)16Im吸附平衡速度较快，利于实际应用。为进一步研究动力学模型，采用假二级动力学模型拟合试验数据，Cr(Ⅵ)和MO的假二级动力学模型的相关系数分别为 0.999 9和 0.991 0〔图 9（b）〕，说明假二级动力学模型能够很好地描述PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物Cr(Ⅵ)和MO的吸附。

图9 PS-CH2-(CH2)16Im对Cr(Ⅵ)和MO的吸附动力学曲线和假二级动力学曲线Fig.9 Adsorption kinetic and pseudo-second order kinetic curve of Cr(Ⅵ) and MO by PS-CH2-(CH2)16Im

2.2.5 吸附等温线

吸附等温线用于研究污染物与PS-CH2-(CH2)16Im在吸附平衡时的相互作用及吸附机理。采用Freundlich、Langmuir和Tempkin 3种常见等温线模型对试验数据进行拟合，Cr(Ⅵ)的相关系数（R2）依次为0.903 5、0.984 3和0.899 7，MO的R2依次为0.833 2、0.985 3和 0.854 5，3个模型中 Langmuir模型得到的R2最高，表明Langmuir等温线可较好地描述不同温度下 PS-CH2-(CH2)16Im对 Cr(Ⅵ)和 MO的吸附（图 10）。

图10 Cr(Ⅵ)和MO在PS-CH2-(CH2)16Im表面吸附的Langmuir模型Fig.10 Langmuir model for surface adsorption of Cr(Ⅵ) and MO by PS-CH2-(CH2)16Im

Langmuir等温线模型假设吸附作用均匀发生于 PS-CH2-(CH2)16Im内部特定位置，对 Cr(Ⅵ)和MO为单分子层吸附且不受相邻位点干扰[15]。吸附平衡时吸附量（qe）计算公式如式（4）、Langmuir的线性方程见式（5）、无量纲常数平衡常数（RL）可用来表示Langmuir吸附等温线的本质特征〔式（6）〕：

其中，Ce为目标污染物平衡浓度，mg/L；Q0为PSCH2-(CH2)16Im对目标污染物的最大吸附量，mg/g；KL为 Langmuir常数，L/mg。

通过式（4）计算可知，PS-CH2-(CH2)16Im对Cr(Ⅵ)和MO的最大吸附量分别为90.91和62.74 mg/g。本研究浓度范围内Langmuir等温吸附模型的特征分离常数RL为0～1，说明PS-CH2-(CH2)16Im对Cr(Ⅵ)与MO的吸附非常有利。

2.2.6 与传统阴离子交换树脂的吸附效果对比

选取传统阴离子交换树脂717强碱性苯乙烯系阴离子交换树脂（PS-717），对比其与PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物的吸附效果。称取20 mg吸附剂，分别加入10 mL 2～10 mg/L的Cr(Ⅵ)和MO，于30 ℃恒温振荡10 min。PS-CH2-(CH2)16Im和PS-717对Cr(Ⅵ)和MO的去除率见图11。由图11可知，不同浓度下PS-CH2-(CH2)16Im对 Cr(Ⅵ)和MO去除率均为PS-717的2倍以上。

图11 PS-CH2-(CH2)16Im与PS-717对Cr(Ⅵ)和MO去除率的对比Fig.11 Comparison for the removal efficiency of Cr(Ⅵ) and MO by PS-CH2-(CH2)16Im and traditional anion resin (PS-717)

2.3 PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物的动态吸附效果

2.3.1 洗脱剂选择和洗脱条件的优化

通过测定洗脱液中污染物浓度，计算得到不同洗脱剂的洗脱率（表1、表2）。由表1、表2可知，1 mol/L HNO3和1 mol/L HCl对Cr(Ⅵ)和MO洗脱率分别达到95%与100%，因此分别选择二者为Cr(Ⅵ)和MO洗脱剂。为研究流速对洗脱效率影响，根据预试验结果分别选取0.1～1.0 mL/min流速对Cr(VI)和MO进行洗脱。由图12（a）可知，HNO3和HCl洗脱流速分别为0.1～0.5和0.1～0.2 mL/min时，对10 μg Cr(Ⅵ)和 MO回收率均达100%。为缩短洗脱时间，在上述流速范围内，分别选择0.5与0.2 mL/min为 HNO3和 HCl洗脱Cr(Ⅵ)和MO的最佳流速。为进一步确定洗脱剂使用体积，分别使用1～5 mL上述洗脱剂在最佳浓度与洗脱流速下进行洗脱。由图12（b）可知，洗脱剂体积由1 mL增至5 mL时，对Cr(Ⅵ)和MO洗脱率分别从57%和61%增至100%，因此最终选择洗脱剂的体积为5 mL。

图12 洗脱流速与洗脱体积对微型萃取柱洗脱率的影响Fig.12 Effects of elution flow rate and elution volume on the enrichment efficiency of microextraction column

表1 不同洗脱剂对Cr(Ⅵ)的洗脱效果Table 1 Elution effect of different eluents on Cr(Ⅵ)

表2 不同洗脱剂对MO的洗脱效果Table 2 Elution effect of different eluents on MO

2.3.2 微型萃取柱的再生

制作微型萃取柱2个，内装PS-CH2-(CH2)16Im 0.04 mg，分别吸附、洗脱10 mL 0.1 mg/L的Cr(Ⅵ）和10 mL 10 mg/L的MO。重复吸附、洗脱5次后PS-CH2-(CH2)16Im微型分离柱对Cr(Ⅵ)和MO吸附能力均未降低，表明该萃取柱具有良好的再生性能。

2.3.3 与阴离子树脂吸附性能对比

Cr(Ⅵ)作为典型重金属污染物，以低浓度存在于环境中即可造成较大危害，因此考察了PS-CH2-(CH2)16Im和 PS-717对痕量 Cr(Ⅵ)的吸附能力。GB 7467—1987《水质六价铬的测定二苯碳酰二肼分光光度法》检测到的Cr(Ⅵ)最低浓度为0.04 mg/L，将2种不同浓度与体积的 Cr(Ⅵ)溶液（10 mL 4 μg/L和 100 mL 0.4 μg/L）分别吸附于萃取柱并洗脱。结果表明，PS-CH2-(CH2)16Im和 PS-717对 4 μg/L Cr（Ⅵ)回收率分别为 100% 和 7%，对 0.4 μg/L Cr(Ⅵ)洗脱率分别为27%和0%。由此可知，以PSCH2-(CH2)16Im为填料的萃取柱可吸附去除溶液4 μg/L Cr(Ⅵ)，远低于地表水Ⅰ类水质标准中Cr(Ⅵ)限值（0.01 mol/L）[16]。因此 PS-CH2-(CH2)16Im 为填料的微型固相萃取柱可用于废水中Cr(Ⅵ)深度处理与环境样品中痕量污染物分离富集。

2.4 离子液体表面键合高聚物的吸附机理

PS-CH2-(CH2)16Im的化学结构与氯化十六烷基咪唑离子液体结构相似，即含有带正电荷的阳离子，可与阴离子通过静电力形成缔合物。为证实该推测，使用氯化十六烷基-3-甲基咪唑离子液体（[C16Im]Cl）代替 PS-CH2-(CH2)16Im，采用电导滴定法测定其与阴离子污染物之间缔合常数。

阴离子污染物Cr(Ⅵ)、MO与[C16Im]Cl溶液体系的电导率随离子液体浓度的变化见图13。由图13可见，初始阶段电导率随离子液体浓度增加呈线性增长，到一定浓度时，体系电导率突然减小后继续呈线性增长。体系拐点揭示了阴离子污染物-离子液体缔合物的形成。依据拐点处电导率变化，通过一系列方程计算离子液体与阴离子污染物之间缔合常数[17]。Cr2O72-与 [C16Im]Cl缔合常数为 3.086×107，MO与[C16Im]Cl的缔合常数为3.112×107，而不同温度下不同溶液中MO与十六烷基咪唑的缔合常数多为105数量级，说明污染物与离子液体间具有十分强烈缔的合作用[17]。由此证明，本研究合成的PS-CH2-(CH2)16Im通过缔合作用吸附阴离子污染物从而将其去除，即PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物的去除机理为缔合作用。

图13 25 ℃ 时 Cr2O72 --[C16Iim]Cl-水和 MO-[C16Im]Cl-水的电导率随离子液体浓度的变化Fig.13 Change of conductivity of Cr2O72 --[C16Iim]Cl-water and MO-[C16Im]Cl-water with ionic liquid concentration at 25 ℃

3 结论

（1）PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物 Cr(Ⅵ)与MO的去除率随污染物浓度升高而降低，随温度的升高而增加。其对无机阴离子污染物去除率不受溶液pH影响，而对有机阴离子的去除率随着pH的不同而变化。当一定pH范围内有机污染物呈阴离子形态时，PS-CH2-(CH2)16Im对其去除率较高；当一定pH范围内有机污染物呈阳离子或中性状态时，PS-CH2-(CH2)16Im对其吸附效率较低。

（2）PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物的吸附过程符合假二级动力学与Langmuir吸附等温线模型；对Cr(Ⅵ)和MO的静态最大吸附量分别为90.9和 62.8 mg/g，PS-CH2-(CH2)16Im对 Cr(Ⅵ)和 MO去除率为传统阴离子交换树脂PS-717的2倍以上；对Cr(Ⅵ)最小富集浓度可达 0.004 mg/L。Cr(Ⅵ)与MO的最佳洗脱条件分别为5 mL 1 mol/L HNO3以0.5 mL/min流速和5 mL 1 mol/L HCl以0.2 mL/min流速。重复使用5次后吸附能力无明显降低，易再生循环使用，因此PS-CH2-(CH2)16Im适用于环境样品中痕量阴离子污染物的分离富集与废水深度处理。

（3）PS-CH2-(CH2)16Im对阴离子污染物的吸附机理为离子缔合作用。