2017, Vol. 36文章信息
- 谢婷, 李文斌, 孟昭福, 路浩源, 任爽, YEKSambath
- XIE Ting, LI Wen-bin, MENG Zhao-fu, LU Hao-yuan, REN Shuang, YEK Sambath
- BS-12+DTAB复配修饰膨润土吸附Cr(Ⅵ)和Cd2+的研究
- Studies on Cr(Ⅵ) and Cd2+ adsorption onto bentonite modified by a BS-12+DTAB complex
- 农业环境科学学报, 2017, 36(9): 1778-1786
- Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(9): 1778-1786
- http://dx.doi.org/10.11654/jaes.2017-0279
文章历史
- 收稿日期: 2017-03-06
2. 西华师范大学环境科学与工程学院, 四川 南充 637009;
3. 农业部西北植物营养与农业环境重点实验室, 陕西 杨凌 712100
2. College of Environmental Science and engineering, China West Normal University, Nanchong 637009, China;
3. Key Lab of Plant Nutrition and Agro-environment in Northwest China, Ministry of Agriculture, Yangling 712100, China
重金属污染是当今土壤环境面临的一个重要问题，已经引起人们的高度关注[1-3]。吸附固定法是修复土壤和地下水的有效方法之一[4]，添加对重金属离子有较强吸附作用的材料，可增强土壤对重金属污染的吸附能力，对于保护和改善土壤环境和农业可持续发展具有重要意义。
Cr(Ⅵ)、Cd2+是土壤环境中常见的重金属污染物。土壤中Cr(Ⅵ)通常以Cr2O72-、HCrO4-和CrO42-等阴离子形式存在，只有8.5%~36.2%可被吸附固定，但容易被洗脱而重新进人地下水或被植物吸收[5]; 重金属Cd2+在土壤中以阳离子形式存在，进人土壤环境后可通过食物链进人人体或迁移至地下水[6]。已有研究表明，采用两性表面活性剂十二烷基二甲基甜菜碱(BS-12) 修饰土壤能使其对有机物和重金属的吸附能力增强[7-8]。两性复配修饰对于重金属吸附已有研究报道，采用BS-12和十二烷基三甲基溴化铵(DTAB)复配修饰高岭土，其对CrO42-的吸附量比未修饰和BS-12修饰的土高，且随着修饰比例的增大，其对CrO42-的结合能力也增强[19]，而采用BS-12与十六烷基三甲基溴化铵(CTMAB)或吐温20(Tween-20) 复配修饰膨润土对Cd2+的吸附量均随复配修饰比例的增加而降低[4, 10]。以往对两性及其复配修饰土或黏土矿物吸附重金属离子的研究均以单一重金属为主，而同一两性及其复配修饰土对于不同电荷的重金属离子的吸附显然具有不同的机制和特征[11-12]，但关于两性复配修饰土对阴、阳离子重金属吸附的比较及其机制的研究尚鲜见报道。
本文以两性+阳离子(BS-12+DTAB)复配修饰膨润土为例，比较研究其对具有不同电荷的两种典型重金属离子Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附，对比了修饰比例、温度、pH和背景离子强度对吸附性能的影响，进而探讨两性+阳离子复配修饰土对不同电荷类型重金属离子吸附机制的差异，旨在为利用两性复配修饰黏土矿物治理重金属污染土壤提供理论依据。
1 材料与方法 1.1 实验材料供试修饰剂:两性表面修饰剂采用十二烷基二甲基甜菜碱(BS-12, 下文用于表示处理名称时简写为BS，分析纯，天津兴光助剂厂); 阳离子型表面修饰剂采用十二烷基三甲基溴化铵(DTAB，下文用于表示处理名称时简写为DT，分析纯，天津致远化学试剂有限公司)。
供试黏土矿物为钠基膨润土(河南信阳同创膨润土公司)，使用前水洗提纯[13]，表 1为提纯后膨润土的基本理化性质。
供试阴离子型重金属污染物为Cr(Ⅵ)，以K2Cr2O7(分析纯)配制，阳离子型重金属污染物为Cd2+，以3CdSO4·8H2O(分析纯)配制。
1.2 修饰土样的制备采用湿法[15]分别制备两种修饰比例(50%、100% CEC)的BS-12修饰膨润土。以膨润土CEC(1000.33 mmol·kg-1)为基准，按其CEC的不同比例计算并称取BS-12, 加人一定体积的去离子水中(土水比1:10)，搅拌并加热至40 ℃使其溶解，称取一定质量提纯后的膨润土，然后边搅拌边将膨润土加人到配制好的BS-12水溶液中，在40 ℃恒温水浴搅拌反应3 h，冷却至室温后，4800 r·min-1离心分离10 min，弃去水相，再用去离子水以离心分离的方式洗涤3次，即得BS-12修饰土，于60 ℃下烘干、研磨、过60目筛备用。然后按膨润土CEC的一定比例称取DTAB，用去离子水溶解，加人BS-12修饰土，40 ℃恒温水浴搅拌反应3 h，冷却至室温后，4800 r·min-1离心分离10 min, 弃去水相，再用去离子水洗涤3遍，得到BS-12+DTAB复配修饰土样，于60 ℃下烘干、研磨、过60目尼龙筛备用。
50BS和100BS表示分别用50%和100%膨润土CEC的BS-12修饰制得的两性修饰膨润土。复配修饰土是在50BS或100BS后用“+”连接DT加数字前缀表示，如100BS+25DT表示用100%CEC的BS-12和25%CEC的DTAB复配修饰制得的复配修饰膨润土。
表面修饰剂的用量通过公式(1) 计算：
(1) 式中:W为称取表面修饰剂的质量，g; m为土样质量，g; CEC为修饰土样的阳离子交换量，mmol·kg-1; M为相应表面修饰剂的摩尔质量，g·mol-1; R为表面修饰剂的修饰比例; b为修饰剂产品的含量(质量分数)。
1.3 实验设计实验均采用吸附等温线方法，Cr(Ⅵ)和Cd2+均设5、10、20、50、100、200、300、400、500 mg·L-1 9个质量浓度。每个处理均设3个重复。
1.3.1 膨润土修饰比例供试土样修饰比例设：CK(原土)，50BS、100BS (单一修饰土)，50BS+25DT、50BS+50DT、50BS+100DT、50BS + 150DT、100BS+25DT、100BS+50DT、100BS + 100DT、100BS+150DT(复配修饰土)，共11个土样。此时实验温度设为25 ℃，pH值设为7，以0.1 mol·L-1KNO3溶液作为背景离子强度。
1.3.2 温度对吸附Cr(Ⅵ)和Cd2+的影响实验温度设为10、25、40 ℃。此时污染物溶液pH值设为7, 背景溶液离子强度设为0.1 mol·L-1 KNO3溶液。
1.3.3 pH对吸附Cr(Ⅵ)和Cd2+的影响Cr(Ⅵ)溶液初始pH值设为2、4、6、7、8，Cd2+溶液初始pH值设为3、4、5、6、7。此时实验温度为25 ℃，背景溶液离子强度设为0.1 mol·L-1 KNO3溶液。
1.3.4 离子强度对吸附Cr(Ⅵ)和Cd2+的影响背景溶液离子强度设为0.001、0.01、0.1、0.5 mol·L-1 KNO3溶液。此时实验温度为25 ℃，污染物溶液pH值设为7。
1.4 实验方法Cr(Ⅵ)吸附实验和Cd2+吸附实验均采用批量平衡法进行。即分别称取0.200 0 g各修饰土样于9只50 mL具塞塑料离心管中，并分别加人20.00 mL上述系列浓度的Cr(Ⅵ)和Cd2+容液。恒温振荡24h(经动力学预实验证明，24 h已达到吸附平衡)，4800 r·min-1离心10 min，上清液过0.45 μm滤膜，测定上清液中Cr(Ⅵ)、Cd2+的质量浓度，用差减法确定Cr(Ⅵ)、Cd2+的平衡吸附量。
Cr(Ⅵ)采用UV-1200紫外可见分光光度计以二苯碳酰二肼分光光度法测定，试剂空白校正背景吸收，以上测定均插人标准溶液进行分析质量控制。
Cd2+采用HITACHIZ-5000型原子吸收分光光度计以火焰法测定，Zeeman效应校正背景吸收，以上测定均插入标准溶液进行分析质量控制。
1.5.1 平衡吸附量平衡吸附量按公式(2) 计算[16]:
(2) 式中：c0和ce分别为溶液中Cr(Ⅵ)或Cd2+的初始浓度和平衡浓度，mmobL-1; V为加人Cr(Ⅵ)或Cd2+溶液体积，mL; m为修饰土质量，g; q为修饰土对Cr(Ⅵ)或Cd2+的平衡吸附量，mmol·kg-1。
1.5.2 吸附等温线的拟合选择Langmuir模型[17]对Cr(Ⅵ)和Cd2+吸附等温线进行拟合，该式定义为：
(3) 式中：qm为修饰土对Cr(Ⅵ)或Cd2+的最大吸附量。mmol·kg-1; b为修饰土对Cr(Ⅵ)或Cd2+的吸附表观平衡常数，可以衡量吸附的亲和力大小。
模型拟合以逐步逼近法进行非线性拟合，拟合及绘图均采用Origin 8.5软件。
吸附热力学参数的计算公式[4]如下：
(4) 
(5) 
(6) 各供试土样对Cr(Ⅵ)、Cd2+的吸附等温线分别见图 1和图 2。采用Langmuir模型拟合各修饰土样对Cr (Ⅵ)、Cd2+的吸附等温线(表 2)，相关系数均达到极显著水平(P < 0.01)，说明修饰土样对Cr(Ⅵ)、Cd2+的吸附符合Langmuir等温吸附模型。
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| 图 1 不同BS-12+DTAB复配修饰膨润土对Cr(Ⅵ)吸附等温线 Figure 1 Adsorption isotherms of Cr(Ⅵ)on BS-12+DTAB modified bentonite |
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| 图 2 不同BS-12+DTAB复配修饰膨润土对Cd2+吸附等温线 Figure 2 Adsorption isotherms of Cd2+ on BS-12+DTAB modified bentonite |
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不同修饰土样对Cr(Ⅵ)的吸附量随Cr(Ⅵ)平衡浓度的增大均有不同程度增加，在相同平衡浓度下，两个修饰比例BS-12(50BS、100BS)基础上的BS-12+ DTAB复配修饰土的吸附量与复配修饰土中DTAB比例成正比(图 1)。表 2中各修饰土样对Cr(Ⅵ)的最大吸附量(qm)介于8-82~205.67 mmol·kg-1之间，各修饰土样的最大吸附量与图 1中的平衡吸附量表现出相同的大小顺序，对Cr(Ⅵ)的平衡吸附量均呈现BS+150DT > BS+100DT > BS+50DT > BS+25DT > BS > CK的趋势。50BS和100BS修饰土样对Cr(Ⅵ)的最大吸附量与CK相比均有很大程度提高，分别提高1.40、5.16倍; 50BS+25DT、50BS+50DT、50BS+100DT和50BS+150DT复配修饰土对Cr(Ⅵ)的最大吸附量分别是50BS修饰土的1.29、1.76、3.08、3.95倍；100BS+25DT、100BS + 50DT、100BS+100DT和100BS+150DT复配修饰土对Cr(Ⅵ)的最大吸附量分别是100BS修饰土的1.05、2.60、2.99、3.79倍。以上结果说明DTAB和BS-12的修饰均增加了膨润土对Cr(Ⅵ)的吸附能力。
图 2表明，各修饰土对Cd2+吸附等温线均呈L型，在实验浓度范围内吸附均未达到最大值。各修饰土样对Cd2+的平衡吸附量随DTAB修饰比例的增加而降低，呈现BS > CK > BS+25DT > BS+50DT > BS + 100DT > BS+150DT的趋势，与不同修饰土样对Cr(Ⅵ)吸附趋势正好相反。表 2中Langmuir等温吸附模型拟合的最大吸附量可以看出，各供试土样对Cd2+最大吸附量的高低顺序与图 2吸附等温线所得结论一致。50BS和100BS两性修饰土的最大吸附量分别为CK的1.01、1.08倍; 50BS+DT复配修饰土最大吸附量为相应BS两性修饰土的0.74~1.03倍，为CK土样的0.75~1.04倍; 100BS+DT复配修饰土最大吸附量为相应BS两性修饰土的0.74~0.89倍，为CK土样的0.80~0.96倍。以上结果说明BS-12两性修饰膨润土提高了膨润土对Cd2+的吸附能力，BS-12修饰比例增大有利于对Cd2+的吸附，而DTAB修饰比例增大对两性修饰土吸附Cd2+具有抑制作用。
对比BS-12+DTAB复配修饰土样对Cr(Ⅵ)、Cd2+的吸附，BS-12两性修饰土对吸附Cr(Ⅵ)、Cd2+的吸附能力均强于原土，而且均呈现100BS > 50BS > CK的趋势，具有一致性；而BS-12+DTAB复配修饰土对Cr(Ⅵ)、Cd2+的吸附存在明显的差异，对Cr(Ⅵ)的吸附量随DTAB修饰比例的增加而增加，但对Cd2+的吸附量却随DTAB修饰比例的增加而降低。比较两种重金属最大吸附量的大小，Cd2+的最大吸附量分别是Cr(Ⅵ)的24.45 (CK)、10.33 (50BS)、4.28 (100BS)、8.26 (50BS+25DT)、5.62(50BS+50DT)、2.82(50BS+100DT)、1.93(50BS+150DT)、3.6((100BS+25DT)、1.39(100BS+ 50DT)、1.20(100BS+100DT)、0.83 (100BS+150DT)倍，CK对Cd2+的吸附量远远高于对Cr(Ⅵ)吸附量，两性及其复配修饰降低了对两种重金属吸附的差异性，而且这种差异随修饰比例的增大而减小。这显然是随修饰比例上升，对Cd2+的吸附量下降而对Cr(Ⅵ)吸附量上升的结果，在高修饰比例下，对Cr(Ⅵ)吸附量甚至超过了对Cd2+的吸附量。
2.2 温度对吸附的影响各供试土样在10~40 ℃范围内对Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附变化见图 3。以Langmuir模型拟合的参数b值(取10 ℃和40 ℃条件下)计算出对Cr(Ⅵ)和Cd2+吸附的热力学参数，结果见表 3。各土样对Cr(Ⅵ)和Cd2+吸附的热力学参数△G < 0且△S > 0, 说明该吸附过程均呈现为熵增并自发进行。随温度的升高，CK、50BS和100BS修饰土对Cr(Ⅵ)的吸附量由10 ℃至40 ℃分别增加了64.90%、22.59%和10.95%，呈现增温正效应，△H > 0说明吸附过程吸热; 而50BS+50DT、50BS+150DT、100BS+50DT和100BS+150DT复配修饰土对Cr(Ⅵ)的吸附量由10 ℃至40 ℃分别降低了3.80%、12.04%、16.53%和6.01%，呈现增温负效应，其△H < 0表明吸附过程放热，显示出在对Cr(Ⅵ)吸附过程中BS-12单一修饰与BS-12+DTAB复配修饰具有相反的温度效应。
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| 图 3 温度对供试土样吸附Cr (Ⅵ)和Cd2+的影响 Figure 3 Effect of temperature on Cr (Ⅵ)and Cd2+ adsorption on different modified bentonites |
随着温度的升高，CK、50BS和100BS修饰土对Cd2+的吸附量由10 ℃至40 ℃分别增加了15.86%、13.12%和6.17%, 且50BS+50DT、50BS+150DT、100BS+ 50DT和100BS+150DT复配修饰土对Cd2+的吸附量由10 ℃至40 ℃分别增加了23.91%、36.04%、29.84%和40.27%。两性及其复配修饰土样对Cd2+的吸附具有相同的增温正效应，且各土样对Cd2+吸附的热力学参数△H均大于0, 吸附呈现吸热过程，BS-12+DTAB复配修饰对Cd2+、Cr(Ⅵ)的吸附差异较大，显示两者吸附机制的较大差异。
2.3 pH对吸附的影响对比不同pH值条件下各供试土样对Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附变化(图 4)，可以看出两种重金属的吸附呈现相反的变化趋势，随溶液pH值的升高，各修饰土样对Cr(Ⅵ)的吸附量均逐渐降低，且均在pH=2时最大，但对Cd2+的吸附量逐渐增加，对Cd2+的吸附均在pH=7时最大。以上结果显示pH的变化对土样吸附Cr(Ⅵ)和Cd2+的影响较大，酸性环境有利于土样对Cr(Ⅵ)吸附，而不利于其对Cd2+的吸附。
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| 图 4 pH对供试土样吸附Cr (Ⅵ)和Cd2+的影响 Figure 4 Effect of pH on Cr (Ⅵ)and Cd2+ adsorption on different modified bentonites |
各供试土样在不同的离子强度范围内对Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附变化见图 5。离子强度对修饰土吸附Cr(Ⅵ)和Cd2+均具有较大影响，随着离子强度增加，各土样对Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附量均降低。随离子强度(在0.001~0.1 mol·L-1之间)的增大，各修饰土样对Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附量均下降，且下降趋势明显; 离子强度在0.1~0.5 mol·L-1之间，各修饰土样对Cr(Ⅵ)的吸附量几乎不再变化，而对Cd2+的吸附量仍呈递减趋势。
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| 图 5 离子强度对供试土样吸附Cr (Ⅵ)和Cd2+的影响 Figure 5 Effects of ionic strength on Cr (Ⅵ)and Cd2+ adsorption on different modified bentonites |
膨润土的矿物组成以蒙脱石为主，其对Cd2+的吸附主要依靠层间及外表面的负电荷吸附点位。膨润土表面存在的负电荷，因对Cr(Ⅵ)的电性斥力减弱了对Cr(Ⅵ)的吸附作用，但Cr(Ⅵ)可以通过共价键专性吸附与膨润土结合，化学吸附是膨润土对Cr(Ⅵ)离子的主要吸附机制[9]。BS-12对膨润土的修饰是通过分子链正电荷端与膨润土表面的负电荷位点通过离子交换模式结合，同时BS-12的长碳链形成有机相覆盖在土样表面，更多的BS-12能以疏水结合模式吸附在土样有机相表面，使得亲水性的正负电荷基团向外，其通过外表面的正电荷基团与阴离子Cr(Ⅵ)形成电性吸引，故对Cr(Ⅵ)的吸附量高于未修饰膨润土[18-19]，且随修饰比例的增加这种吸附的趋势增大。而土样表面外端存在的负电荷基团对阳离子Cd2+形成电性吸引，同时BS-12分子上的负电荷及其可能形成的五元环络合结构的作用同样也增强了对Cd2+的吸附能力。因此，随着BS-12修饰比例的增大，BS-12修饰土样均增强了对Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附能力，二者具有一致性。应该指出的是，由于BS-12两性修饰土表面疏水性的增加，一定程度上增强了对亲水性Cr(Ⅵ)、Cd2+吸附的阻力，因而需要从外界吸收能量克服这种阻力。这也就是BS-12单一修饰膨润土对Cr(Ⅵ)、Cd2+吸附均呈现增温正效应的原因。
DTAB复配BS-12修饰土样后，DTAB的正电荷端与BS-12的负电荷基团以及未被BS-12覆盖的膨润土表面的负电荷的吸附点位通过静电引力相吸附，促使土样表面疏水性进一步增强，同时DTAB的疏水长碳链以疏水作用吸附在BS-12修饰土表面的有机相，使得正电荷端向外，增强了复配修饰土样对阴离子Cr(Ⅵ)的吸附能力，相应增强了对Cd2+的静电排斥力，进而降低了对Cd2+的吸附能力[10, 4]。这也就解释了BS+DTAB复配修饰土对Cr(Ⅵ)、Cd2+的不同温度效应。故BS-DT复配修饰膨润土表面的电荷类型及电荷数量的多少，是决定Cr(Ⅵ)和Cd2+吸附差异的主要因素。
pH主要影响的是各修饰土样表面的电荷特征及其Cr(Ⅵ)和Cd2+的存在形态，进而影响Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附特征。从土壤表面电荷特征上看，低pH值(酸性环境)条件下，土样表面正电荷增多，负电荷减少，有利于吸附阴离子型的Cr2O72-和CrO42-，而对于阳离子Cd2+的吸附不利; 随pH升高，平衡溶液中OH-浓度增加，土样表面负电荷增强以及BS-12亲水基团存在的部分可变负电荷，均对Cd2+的吸附产生促进作用，但同时对Cr(Ⅵ)的电性吸附产生排斥作用，不利于CrO42-吸附，结果使Cr(Ⅵ)离子的吸附能力下降。这与Akar等[20]和Brum等[21]所发现的低pH值时对Cr(Ⅵ)去除率较高完全相符。从Cr(Ⅵ)和Cd2+的存在形态上看，较高的pH值有利于Cd2+的水解，因为羟基阳离子(M0H+)在土壤表面吸附靠近时所需克服的能障较低[22]，土壤和黏土矿物对M0H+的吸附亲和力大于自由金属离子M2+，所以较高的pH值有利于土壤对M0H+的吸附。低pH条件下，Cr(遇注要以HCrO-形态存在，随着pH的升高，将逐渐向CrO42-转变，增强土壤对Cr的排斥力[23]。
离子强度增大一定程度上导致双电层被压缩，静电引力距离减小[24-25]，同时K+大量占据土壤表面的负点位电荷，NO3-大量占据土壤表面的正点位电荷，使得电性吸附点位吸附的离子趋于饱和，因此降低了土壤对Cr(Ⅵ)和Cd2+的电性吸附作用；同时离子强度的增大使得体系中离子间的相互作用增强，离子活度系数的减少也导致Cr(Ⅵ)和Cd2+的有效浓度降低[22, 26-27]。因此，离子强度增大不利于对Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附。
4 结论(1) BS-12修饰膨润土增加了其对Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附能力。
(2) BS-12+DTAB复配修饰膨润土对Cr(Ⅵ)的吸附能力随DTAB复配修饰比例的增大而增强，而DTAB修饰比例增大对两性修饰土吸附Cd2+具有抑制作用，使Cd2+吸附能力减弱。
(3) 温度对修饰后的膨润土吸附Cr(Ⅵ)和Cd2+两种离子具有不同的影响特征，BS-12+DTAB修饰土对Cr(Ⅵ)吸附呈现增温负效应，反应是自发进行的放热现象，而对Cd2+的吸附为增温正效应特征，反应是自发进行的吸热反应。
(4) 溶液初始pH值的升高有利于各修饰土样对Cd2+的吸附，不利于对Cr(Ⅵ)的吸附。
(5) 离子强度的增加使各修饰土样对Cr(Ⅵ)和Cd2+的吸附量降低。
(6) BS-12+DTAB复配修饰膨润土表面的电荷类型和电荷数量是决定其吸附量的主要原因。
| [1] |
杨萃娜, 丁述理. 膨润土对废水中Cu2+的吸附性能研究[J]. 河北工业大学学报(自然科学版), 2011, 28(2): 75-78. YANG Cui-na, DING Shu-li. Study on adsorption of Cu2+ in wastewater with bentonite[J]. Journal of Hebei University of Engineering(Natural Science Edition), 2011, 28(2): 75-78. |
| [2] |
许秀云, 蔡玉曼. 改性沸石对重金属离子竞争吸附特性研究[J]. 地质学刊, 2010, 34(1): 92-97. XU Xiu-yun, CAI Yu-man. Study on competitive absorption propenies for heavy metal ions by modified zeolite[J]. Journal of Geology, 2010, 34(1): 92-97. |
| [3] |
周建兵, 吴平霄, 朱能武, 等. 十二烷基磺酸钠(SDS)改性蒙脱石对Cu2+、Cd2+的吸附研究[J]. 环境科学学报, 2010, 30(1): 88-96. ZHOU Jian-bing, WU Ping-xiao, ZHU Neng-wu, et al. Adsorption of Cu2+ and Cd2+ by SDS-modified montmorillonite[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2010, 30(1): 88-96. |
| [4] |
马麟莉, 孟昭福, 杨淑英, 等. BS-Tween20复配修饰膨润土对Cd2+吸附的研究[J]. 土壤学报, 2014, 51(6): 1309-1316. MA Lin-li, MENG Zhao-fu, YANG Shu-ying, et al. Cd2+ adsorption of BS-Tween20 compounded modified bentonite[J]. Journal of Soil Science, 2014, 51(6): 1309-1316. |
| [5] |
宋玄, 李裕, 张茹. 铬污染土壤修复技术研究[J]. 山西化工, 2014(1): 86-88. SONG Xuan, LI Yu, ZHANG Ru. Technical study of chromium contaminated soil remediation[J]. Shanxi Chemical Industry, 2014(1): 86-88. |
| [6] |
刘俐, 高新华, 宋存义, 等. 土壤中镉的赋存行为及迁移转化规律研究进展[J]. 能源环境保护, 2006, 20(2): 6-9. LIU Li, GAO Xin-hua, SONG Cun-yi. Progress in the study of cadmium occurrence and transportation in soils[J]. Energy Environmental Protection, 2006, 20(2): 6-9. |
| [7] |
Meng Z F, Zhang Y P, Zhang Z Q. Simultaneous adsorption of phenol and cadmiumon amphoteric modified soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 159(2/3): 492-498. |
| [8] |
Meng Z F, Zhang Y P, Wang G D. Sorption of heavy metal and organic pollutants on modified soils[J]. Pedosphere, 2007, 17(2): 235-245. DOI:10.1016/S1002-0160(07)60030-7 |
| [9] |
李文斌, 孟昭福, 吴琼, 等. 不同修饰模式高岭土的表征及对CrO42-的吸附[J]. 农业环境科学学报, 2016, 35(4): 677-683. LI Wen-bin, MENG Zhao-fu, WU Qiong, et al. Surface characteristics and CrO42- adsorption of kaolin with different modification[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(4): 677-683. DOI:10.11654/jaes.2016.04.010 |
| [10] |
李彬. BS-12和CTMAB复配修饰膨润土对苯酚、Cd2+和CrO42-平衡吸附的研究[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2014. LI Bin. Studies on the equilibrium adsorption of amphoteric-cationic modified bentonites to Cd2+, CrO42- and phenol[D]. Yangling:Northwest A&F University, 2014. |
| [11] |
李文斌, 孟昭福, 刘泽, 等. 两性与两性复配修饰膨润土增强塿土吸附Cr(Ⅵ)的研究[J]. 环境科学学报, 2016, 36(10): 3810-3817. LI Wen-bin, MENG Zhao-fu, LIU Ze, et al. Enhanced absorption of Cr(Ⅵ) on Lou soil by amphoteric and amphoteric-cationic modified bentonite[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(10): 3810-3817. |
| [12] |
李文斌, 孟昭福, 刘泽, 等. 添加复合吸附剂对土吸附菲和Cr(Ⅵ)的影响[J]. 环境科学学报, 2016, 37(11): 4419-4427. LI Wen-bin, MENG Zhao-fu, LIU Ze, et al. Effect of adding compound adsorbent on phenanthrene and Cr(Ⅵ) absorption by Lou soil[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 37(11): 4419-4427. |
| [13] |
王泽民, 周凤岐, 马小凡, 等. 膨润土的提纯及应用研究[J]. 非金属矿, 1999, 22(3): 19-20. WANG Ze-min, ZHOU Feng-qi, MA Xiao-fan, et al. Purification and application of bentonite[J]. Non-Metallic Mines, 1999, 22(3): 19-20. |
| [14] |
李文斌, 杨淑英, 孟昭福, 等. 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. LI Wen-bin, YANG Shu-ying, MENG Zhao-fu, et al. Composite modification mechanism of different BS-12 bentonite with DTAB and their adsorption for phenanthrene[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(9): 1722-1729. DOI:10.11654/jaes.2015.09.014 |
| [15] |
李婷. 两性修饰膨润土对苯酚和Cd2+的平衡吸附特征[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2012. LI Ting. Equilibrium adsorption characteristics of amphoteric modified bentonites to Cd(Ⅱ) and phenol[D]. Yangling:Northwest A&F University, 2012. |
| [16] |
Chen Y G, Ye W M, Yang X M, et al. Effect of contact time, pH, and ionic strength on Cd(Ⅱ) adsorption from aqueous solution onto bentonite from Gaomiaozi, China[J]. Environmental Earth Sciences, 2011, 64(2): 329-336. DOI:10.1007/s12665-010-0850-6 |
| [17] |
Mouton J, Mercier G, Blais J F. Amphoteric surfactants for PAH and lead polluted-soil treatment using flotation[J]. Water, Air, and Soil Pollution, 2009, 197(1/2/3/4): 381-393. |
| [18] |
曹福, 刘瑾. 有机改性膨润土对铬的吸附特性研究[J]. 江苏科技大学学报(自然科学版), 2011, 25(4): 387-389. CAO Fu, LIU Jin. Study on adsorption characteristic of chromium by organic modified bentonite[J]. Journal of Jiangsu University of Science and Technology(Natural Science Edition), 2011, 25(4): 387-389. |
| [19] |
Sarkar B, Xi Y F, Megharaj M, et al. Remediation of hexavalent chromium through adsorption by bentonite based Arquad® 2HT-75 organoclays[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 183(1/2/3): 87-97. |
| [20] |
Akar S T, Yetimoglu Y, Gedikbey T. Removal of chromium(Ⅵ) ions from aqueous solutions by using Turkish montmorillonite clay:Effect of activation and modification[J]. Desalination, 2009, 244(1/2/3): 97-108. |
| [21] |
Brum M C, Capitaneo J L, Oliveira J F. Removal of hexavalent chromium from water by adsorption onto surfactant modified montmorillonite[J]. Minerals Engineering, 2010, 23(3): 270-272. DOI:10.1016/j.mineng.2009.10.008 |
| [22] |
孙莹莹, 徐绍辉. 不同pH值和离子强度下土壤Zn2+/Cd2+/NH4+的运移特征[J]. 农业工程学报, 2013, 29(12): 218-227. SUN Ying-ying, XU Shao-hui. Characteristic of Zn2+/Cd2+/NH4+ transport in soils with different pH value and ionic strength[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering(Transactions of the CSAE), 2013, 29(12): 218-227. DOI:10.3969/j.issn.1002-6819.2013.12.028 |
| [23] |
王强, 刘双营, 黄玉明, 等. 水钠锰矿对Cr(Ⅲ)离子的吸附解吸及氧化行为[J]. 土壤学报, 2010, 47(1): 64-70. WANG Qiang, LIU Shuang-ying, HUANG Yu-ming, et al. Cr(Ⅲ) adsorption, desorption and oxidation by birnessite[J]. Acta Pedologica Sinica, 2010, 47(1): 64-70. DOI:10.11766/trxb2010470110 |
| [24] |
王强, 宋娇艳, 曾微, 等. 紫色土对邻苯二甲酸二甲酯的淋溶吸持特征及影响因素[J]. 环境科学, 2016, 37(2): 726-733. WANG Qiang, SONG Jiao-yan, ZENG Wei, et al. Characteristics of adsorption leaching and influencing factors of dimethyl phthalate in purple soil[J]. Enviromental Science, 2016, 37(2): 726-733. |
| [25] |
宋娇艳, 袁林, 杨志丹, 等. 铁锰复合氧化物对铅离子的吸附特征及影响因素研究[J]. 西南大学学报, 2014, 36(7): 135-142. SONG Jiao-yan, YUAN Ling, YANG Zhi-dan, et al. On adsorption of leed ions on Fe-Mn composite oxide and its influencing factor[J]. Journal of Southwest University, 2014, 36(7): 135-142. |
| [26] |
邹献中, 徐建民, 赵安珍, 等. 离子强度和pH对可变电荷土壤与铜离子相互作用的影响[J]. 土壤学报, 2003, 40(6): 845-851. ZOU Xian-zhong, XU Jian-min, ZHAO An-zhen, et al. Effect of ionic strength and pH on interaction between Cu2+ and variable charge soils[J]. Acta Pedologica Sinica, 2003, 40(6): 845-851. DOI:10.11766/trxb20030607 |
| [27] |
Li J, Hu J, Sheng G, et al. Effect of pH, ionic strength, foreign ions and temperature on the adsorption of Cu(Ⅱ) from aqueous solution to GMZ bentonite[J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 2009, 349(1): 195-201. |