利用聚电解质涂层工业废渣飞灰去除污染水中的镉

摘要

粉煤灰(FA)是发电厂产生的一种主要工业废物，适当处理会增加额外的成本。因此，最近的研究工作集中于开发在无害环境的应用中使用氟碳化合物的方法。因此，本研究考察了原粉煤灰(RFA)和聚电解质包覆粉煤灰(PEFA)去除污染水中镉(Cd)的潜在能力。采用逐层法，将0.03% (v/v)阳离子聚二烯丙基二甲基氯化铵(PDADMAC)和阴离子聚苯乙烯磺酸盐(PSS)溶液涂覆功能化粉煤灰20层。采用场发射扫描电子显微镜(FE-SEM)、x射线衍射(XRD)、傅里叶变换红外(FTIR)和x射线荧光(XRF)技术对吸附剂(PEFA)的表面形貌和化学成分进行了表征。通过间歇实验研究了pH、吸附剂用量、接触时间、初始污染物浓度和混合速率对Cd吸附的影响。研究结果显示，4.0 g/L剂量的PEFA在150转/分钟的15分钟内去除了约99%的2.0 mg/L的Cd，而在相同条件下，RFA只去除了27%的Cd。结果还表明，PEFA的吸附符合Langmuir和Freundlich模型，相关系数分别为98%和99%。

1.介绍

在当今世界，人们主要关注的一个问题是水污染，因为可供消费的水的质量极大地影响着人类和动物的健康和福祉。工业化、农业活动、城市化和人口增长等因素可能是导致水质下降的原因[1，2］．不断向环境中排放各种污染物，如有机化合物和重金属，引起了全世界越来越多的关注。与大多数有机污染物不同，重金属主要是有问题的，因为它们积累在生物体的组织中，不能生物降解，从而导致对生态环境和人类福祉的无数威胁[3.］．主要已知的重金属主要包括镉、铬、汞、铅、钴、镍等;这些金属离子是有毒的，对人体健康造成严重影响。

镉(Cd)是一种与工作有关的、引起环境担忧的致命重金属，已被公认为对人类具有致畸和致癌性的物质。世界卫生组织(世卫组织)订定饮用水中镉的容许限量为3.0 ppb [4］．如果摄入过量，就会影响肾脏，甚至可能损害肾脏。镉被浸出到环境中的常见方式包括冶炼、合金制造等工业过程、杀虫剂和人为活动，如不当处理香烟、未使用的油漆、肥料和镍/镉电池[5］．因此，从污染水中去除这种重金属已成为一项极其重要的任务。为此，采用了膜分离、离子交换、混凝、软化、溶剂萃取、吸附等多种方法[6］．其中一些技术是有效的，但不能广泛应用于不同的污染物，也会产生化学废物。这些技术的应用依赖于镉浓度和相关成本[7］．Mahvi & Bazrafshan(2007)利用铝电极电絮凝修复镉。将模拟的不同浓度的镉废水注入水箱，在不同pH(3、7和10)和20、30和40伏特的电势范围内测定它们的去除效果。他们的研究表明，初始pH值低于最终pH值[8］．由于活性炭的吸附特性非常好，但运行成本相对较高，因此很多研究都采用了活性炭去除重金属的吸附机理[9，10］．因此，开发低成本的水中重金属吸附剂的需求大大增加。吸附剂等Setaria草(11],锯末[12],沸石[13],粘土[9)、生物质(14，15和飞灰[6，16- - - - - -19已被使用。

粉煤灰(FA)是发电厂的主要废弃物之一，无法廉价地处理。因此，最近的研究工作集中在开发将FA用于对环境友好的应用的方法上。除了在水泥和混凝土工业中的有限应用外，粉煤灰在环境研究中的替代使用/再利用利用了其对一些水污染物的合理吸附性能。Al-Khaldi等对活性炭、CNT、CNF和粉煤灰对Cd的吸附进行了对比研究。他们发现，在pH为7、50 mg和150 rpm的120 min条件下，粉煤灰、CNT、CNF和活性炭的去除率分别达到95、27、34和38% [7］．然而，在以往的一些研究中，FA对水体污染物的去除效率有限，因此需要提高其吸附效率[18］．实现这一目标的一种方法是在表面涂覆聚电解质，以增强几种吸附剂材料的吸附能力[18］．文献检索表明，没有工作进行评估的效率，FA从水中去除镉后，被涂层的聚电解质层，这是本工作的主要目的。由于粉煤灰比其他吸附剂材料更便宜，因此聚电解质包覆粉煤灰去除水中重金属离子的效率的任何提高都使其具有其他吸附剂材料的优势。

聚电解质是带电的有机聚合物，可溶于水，由不同种类的单体形成。这些聚合物可以是阳离子或阴离子取决于功能离子基团。它们被用于许多用途，如水净化和造纸[20.］．聚电解质的例子包括聚(二烯丙基二甲基氯化铵)(PDADMAC)、聚苯乙烯磺酸盐(PSS)和聚乙烯亚胺(PEI)。研究了用聚电解质对吸附剂进行改性。Zhang等[21用PDADMAC修饰的多壁碳纳米管对铬进行吸附，在pH为6时铬的去除率达到32%。Huang et al. [22成功地应用了硅涂层铁_3.O₄c-巯基丙基三甲氧基硅烷功能化萃取铜^２＋、汞^２＋、Cd^２＋和铅^２＋在不同的pH范围内，甚至在有外来离子(如铝)作为干扰物存在的情况下^３＋、铁^３＋,Cl⁻．斯坦顿等人[23结果表明，利用聚磺酸苯乙烯/聚烯丙胺盐酸盐对多孔氧化铝，在多孔载体上交替沉积聚电解质可产生高水通量和选择性离子传输的纳滤膜。

本研究的目的是探索粉煤灰去除污染水中镉离子的潜在效率，并评价酸处理和粉煤灰聚电解质包覆对去除效率的影响。此外，还推导了吸附剂用量、接触时间、pH、混合速率、初始浓度和温度等实验参数对Cd离子去除效率的影响。同时还研究了焓、熵、吉布斯自由能等热力学参数。采用硝酸对粉煤灰进行酸处理_3.将PDADMAC和PSS两种电解质溶液逐层(LBL)沉积在酸处理粉煤灰(AFA)上，形成粉煤灰聚电解质涂层。采用间歇式吸附实验测定了吸附剂对Cd离子的去除效率。采用Langmuir和Freundlich等温线模型研究了Cd在吸附剂上的吸附动力学。数字1显示了PSS和PDADMAC的化学结构。

2.材料和方法

2．1．化学物质/股票的解决方案

所用的化学药品和溶剂均为分析级。PDADMAC (Mw: 200,000-350,000 kg/mol.)和PSS (Mw: 70,000 kg/mol.)被商业获得并使用。采用milliq超纯水系统(Millipore)实时生成去离子水。工作标准溶液由ULTRA Scientific (USA)提供的库存镉ICP标准溶液，用去离子水连续稀释制备。用磁性搅拌器搅拌制备的溶液30分钟，以确保均匀性。用0.1 M HNO调节溶液的pH_3.或0.1 M NaOH溶液。在实验过程中，根据需要加入缓冲溶液以保持pH恒定。

2．2．吸附剂的制备

本研究使用的粉煤灰来自沙特阿拉伯东部省的一个当地电厂。在这个装置中，原料飞灰是由重质液体燃料燃烧产生的，并通过静电沉淀法收集。对原粉煤灰(RFA)进行进一步处理，得到酸处理粉煤灰(AFA)和聚电解质包覆粉煤灰(PEFA)。

2.2.1。粉煤灰的酸处理

将150 g粉煤灰材料浸泡在1000 mL去离子水中搅拌2 h。搅拌后，让混合物沉淀10分钟，然后倒出水，重复此过程3次，得到浆状相，随后在80°C的烘箱中干燥12小时，并保存至用于批量处理实验。将100 g洗涤后的粉煤灰浸泡在300 mL 1 M HNO中_3.．混合物在110°C温度下回流24 h。让酸在60℃蒸发，然后用500 mL去离子水稀释反应混合物，直到滤液的pH变为中性。残渣在105℃烘箱中烘干72 h [24- - - - - -29］．

2.２.２.逐层沉积(粉煤灰聚电解质涂层)

采用Li等人提出的逐层法对酸处理粉煤灰(AFA)进行改性，制备了聚电解质涂层(PEFA)。30.］．简单地说，所使用的溶液是通过溶解3 mL的聚(二烯丙基二甲基氯化铵)(PDADMAC)或聚苯乙烯磺酸盐(PSS)在1000 mL的水制备的;用搅拌器搅拌溶液以确保混合物均匀。然后，分层遵循Li等人的[30.，但不添加NaCl，以确保形成如图所示的薄涂PE层2．重复该过程，直到达到所需的层数，即(PDADMAC/PSS-FA)_n,在那里可能是．

2．3.FA吸附剂的表征

对吸附剂(RFA、AFA和PEFA)的表面形貌进行了表征，以了解元素、矿物学和官能团组成。使用FESEM (JSM-5900LV)和X-max型能量分散x射线光谱(EDX)探测器记录扫描电子显微镜(SEM)显微照片。使用Perkin-Elmer 16 FPC FTIR光谱仪在KBr球团的帮助下测定官能团，并在600-4000 cm范围内生成光谱⁻¹波数。热重分析(TGA)由德国Netzsch公司的热分析仪(STA 449 F3 Jupiter)进行。分析是在不同温度下进行的，温度从每分钟10°C上升到900°C [6］．采用德国BRUKER公司生产的D8 ADVANCE x射线衍射仪对吸附剂进行物相分析。

２.４.批量吸附研究

批次模式吸附研究是在室温下进行的100ml Erlenmeyer烧瓶覆盖铝箔，以避免污染。考察了pH、接触时间、吸附剂用量、混合速率、初始浓度和温度对吸附剂性能的影响。使用Optima 8000®ICP-OES光谱仪(perkins - elmer, USA)分析Cd离子的初始和最终浓度。金属离子的去除率和吸附量由以下公式计算: 在哪里为溶液中金属离子初始浓度(mg/L)，为溶液中吸附离子的最终浓度(mg/L)，是溶液的总体积(L)，和吸附剂用量。

平均值的数据分析采用重复，确保重现性;相对标准偏差(RSD)在±3-5%范围内。分析用标准溶液的精密度优于3%。

2．5．吸附等温线模型

吸附行为的描述通常由称为吸附等温线模型的数学模型提供[6］．吸附质分子在平衡态的液相和固相之间的分布可以用吸附等温线来表示[25］．本研究采用Langmuir和Freundlich等温线模型评估聚电解质包覆飞灰(PEFA)在水介质中去除Cd离子的吸附行为。Langmuir等温线模型解释了单分子层吸附，表明吸附剂的容量是有限的，当达到平衡态后就不再发生吸附[31］．该模型的主要假设是吸附剂内存在特定的均质位点，在该位点上吸附发生。Freundlich等温线模型也解释了吸附材料的吸附行为。在非均相表面的吸附和吸附质分子间的相互作用是该模型的主要应用。Langmuir和Freundlich等温线的表达式如下: 上式可线性化为 从(2)，为Cd浓度的平衡(mg/L);为吸附平衡时每克吸附剂吸附的Cd量(mg)， mg/g;为理论最大吸附量(mg/g);和为Langmuir等温常数(L/mg)。线性图与可以用来获取的值和分别从斜率和截距。 上式可线性化为 根据上面的方程，为与吸附容量[(mg/g) (L/mg)]相关的Freundlich吸附常数，其余参数为和)。线性图与可以用来获取的值和分别从截距和斜率。

2．6．动力学建模研究

采用伪一级模型、伪二级模型和韦伯粒子内扩散模型对Cd (II)的吸附进行了分析，公式如下: 在上面的方程中，和为平衡时和给定时间吸附的Cd量(mg/g)，(最低),分别。拟一级速率常数吸附(min⁻¹)．和是伪二级和二级吸附速率常数(g毫克⁻¹ 最小值⁻¹)．，,粒子内扩散速率常数(mg/g最小值⁻¹)，时间的平方根(，和拦截。常数(，,)的直线斜率可以确定对，对,对,在那里可以由伪二阶和二阶速率方程的截距数据确定。

3.结果和讨论

3．1.材料表征

3.1.1。表面形态

利用场发射扫描电子显微镜(FESEM)和能量分散x射线能谱(EDX)对原粉煤灰(RFA)、酸处理粉煤灰(AFA)和聚电解质包覆粉煤灰(PEFA)的表面形貌进行了研究。RFA、AFA和PEFA的表面形貌如图所示3.，4,5,分别。

数字3(一个)显示RFA的尺寸范围在50到500微米之间。图中EDX光谱显示的元素组成3 (b)结果表明，碳(C)含量为72%，氧(o)含量为16.6%，其余元素硅(Si)、铜(Cu)、钒(V)、铝(Al)和硫(S)分别为0.2、6.0、0.7、2.0和2.8%。

用硝酸(HNO)处理RFA_3.)，图中EDX谱图显示，在接收到的原粉煤灰中存在的大部分重金属杂质被去除4 (b)．此外，如图所示，硝酸处理后可见气孔增多4(一)与图中所示的原粉煤灰相比3(一个)．图中的频谱4 (b)碳含量从72增加到92%，硅含量从0.2增加到0.4。

数字5(一个)图中显示了聚电解质包覆粉煤灰(PEFA)的形态及其元素组成5 (b)．SEM照片表明,细孔隙亚麻涂PDADMAC-PSS和EDX光谱显示了硫磺含量的增加(2.77 - -5.03%)的粉煤灰在涂层与聚电解质这可能是由于组件的聚合物聚苯乙烯磺酸盐化合物(例如,PSS)组成。

3.1.2。元素分析的x射线荧光(XRF)分析

采用XRF分析确定了RFA、AFA和PEFA吸附剂的实际元素组成。结果如表所示1，确定了一些微量金属的存在，如钒、锰、铁、镍、锌和钼及其百分比组成。据观察，RFA不含硅，但有51%组成的高硫含量，这可能归因于本研究中使用的飞灰是来自当地以液体燃料运行的发电厂的油飞灰。这种类型的粉煤灰通常具有低硅、低铝的特点[32，33］．从EDX光谱可以推断，粉煤灰的碳质含量较高，这在高硅铝含量的粉煤灰中是不常见的[32，34］．经酸(AFA)处理后，粉煤灰中微量金属含量降低到不显著值，而硫含量由51%增加到86%，见表1．在PEFA中，微量金属或不存在，但含硫量增加到92.5%，这可能是用于涂层的聚合物中存在额外的硫酸盐基团的结果。

3.1.3。傅里叶变换红外光谱分析

利用FTIR技术确定RFA、AFA和PEFA表面的官能团。样本的扫描范围为500 ~ 4000 cm⁻¹并观察了红外光谱中各峰的强度。数字6显示了RFA、AFA和PEFA的FTIR光谱。生粉煤灰在604 cm处有一个较明显的峰⁻¹自然形成的C-S键[35］．在1367厘米处有一个突出的峰⁻¹由于C-C键的骨架振动[26］．峰值出现在1628厘米处⁻¹，表明烯烃中存在C=C官能团[28，36］．在1711厘米处的尖峰⁻¹表示酯组C=O，如Shawabkeh等[27］．在3436厘米处观察到一个宽槽⁻¹由于醇基的O-H拉伸[27，37］．然而，用酸(HNO)处理后_3.)，峰只出现在光谱的较低和较高区域;这可能是由于酸和飞灰颗粒之间的反应导致键断裂的结果。在AFA涂层聚电解质(PDADMAC和PSS)后，在607 cm处观察到一个更突出和尖锐的峰⁻¹，明显存在更多的C-S官能团。C=C的峰值再次出现在1635厘米处⁻¹［29，38］．在2386 cm处有C-N峰⁻¹，表明粉煤灰上存在聚电解质PDADAMAC [39，40］．在3442和3451厘米处观测到的峰值⁻¹在3454 cm处也分别观察到RFA和AFA光谱⁻¹表明羧酸O-H官能团的存在。

3.1.4。x射线衍射(XRD)相鉴别

利用x射线衍射仪研究了RFA、AFA和PEFA的矿物组成。总体而言，XRD谱图如图所示7显示出碳，硫，α-石英(低石英含量)，β-石英(高石英含量)和方石英。在21.6°2处观察到一个显著的峰值θ；这证实了高浓度碳的存在。非晶相在22°~ 28°之间2分别含有硫和石英。在31.4°2处出现方石英小峰被观察到。通过制备的吸附剂(RFA、AFA和PEFA)，碳含量非常显著。一个重要的发现是β-石英在27.4°分别在AFA和PEFA中。40°2后未观察到显著峰，表明存在无定形碳。该材料的x射线衍射图谱可以归结为炭黑或油粉煤灰的非晶态。此外，已知油飞灰的晶体结构由无定形态的碳和金属硫组成[41］．因此，本文制备PEFA所用的粉煤灰，经XRD谱确证为油粉煤灰。

3.1.5。热重分析(TGA)

采用热重法测定吸附剂的热稳定性和纯度。数字8显示RFA、AFA和PEFA的热图。所有分析的样品表现出相似的曲线和不含吸附水。由于有机或无机物的挥发/分解，在100至470°C的RFA中观察到2%的重量损失。在470 - 600°C之间，RFA的重量损失高达84%，AFA在580 - 630°C温度范围内的重量损失高达80%，PEFA在580 - 670°C温度范围内的重量损失高达97%，这可归因于产气现象(CO₂和CO)。[42］．在三种吸附剂中，AFA的热稳定性较好，残留量约为5%。其他样品在900°C的最高设定温度前几乎完全燃烧殆尽。

3．2．去除镉

3.2.1之上。pH值的影响

一般来说，金属吸附包括离子交换、金属与众多阴离子官能团的螯合、物理力吸附以及离子在吸附剂结构网络内球的捕获等多方面机制[9］．不同形式的Cd以Cd的形式存在于去离子水中^２＋，,和Cd(哦)⁺［43］．在实验条件下，pH值是影响Cd (II)离子去除的主要因素。尽管如此,光盘^２＋通常以络合物的形式存在[Cd(H₂O)₆］^２＋在pH值较低的情况下，亦是普遍存在的品种[44］．以PEFA为研究对象，研究了RFA、AFA和PEFA在pH 4-10条件下对Cd (II)离子的吸附，确定了最佳pH去除效果。数字9说明了Cd(2)去除效率的增加与增加溶液pH值与其他参数固定金属离子浓度的2 mg / L, 4 g / L的吸附剂用量,50毫升溶液,搅拌速度为150 rpm,接触时间15分钟,温度达到298 K。由于酸性介质中存在大量的氢离子(H⁺)的活性位点比镉离子强。然而，随着pH值的增加，可用于活性位点的正电荷离子数量减少，可用于结合的负电荷离子增多[38］．此外，从图中可以看到去除率的突然增加和降低9提出了一个复杂的过程，离子交换，物理力驱动的吸附，金属螯合，离子在吸附剂结构安排的内部球形捕获[45］．

3.2.2。接触时间的影响

接触时间是指吸附浓度经过一定时间后没有明显变化时，吸附过程达到平衡所需要的时间[38］．它取决于所讨论的吸附剂的表面特征。找到最佳联系时间的Cd (II)离子吸收,变接触时间从5分钟到2 h研究从2 mg / L Cd的水溶液(II)离子浓度、吸附剂的质量4 g / L, pH值的混合率150 rpm, 298 K温度。结果表明，PEFA首先对Cd (II)离子进行快速吸附，去除率达到98%，然后在2 h内逐渐降低，达到平衡，如图所示10．该吸附剂的初始快速吸附可能是由于吸附剂表面具有丰富的活性位点，随着时间的增加活性位点被填满并达到饱和[9，38，46］．此外，从XRF表中可以看出，去除效率下降的原因是金属杂质(V, Mn, Fe, Ni, Mo, Zn)的存在1，它们可能占据了吸附所需的活性位点。本研究选择的最佳接触时间为15 min，此时Cd离子去除量最大。在选择的最佳接触时间下，RFA和AFA的去除率分别为25和72%。

3.2.3。吸附剂用量的影响

吸附剂的质量对水溶液中Cd (II)离子可结合的活性位点有影响[25，46］．在本研究中，在pH值为9，金属离子浓度为2 mg/L，混合速度为150 rpm，接触时间为15 min，水溶液体积为50 mL，温度为298 K的条件下，应用不同数量的RFA、AFA和PEFA，从1到6 g/L。如图所示11当吸附剂用量达到4 g/L时，Cd (II)离子的吸附量随吸附剂用量的增加而增加，剩余吸附剂对Cd (II)离子的吸附量很少或没有显著的吸附。吸附随着吸附剂剂量的增加而增加，这可能是由于比表面积的增加，离子交换位点能力的提高，活性位点的增加[18，19，38，47］．PEFA在4 g/L时去除率最高，而RFA和AFA在5 g/L和6 g/L时去除率最高，分别为48和84%。吸附剂不完全聚集导致吸附镉离子活性表面积下降，这可能是RFA浓度较高时吸附效率下降的原因。其他实验采用4 g/L吸附剂剂量。

3.2.4。混合速率的影响

混合速率确保Cd (II)离子通过支持水溶液中Cd离子与吸附剂结合位点之间的接触转移到活性位点[47］．以pH为9时对Cd (II)的最佳去除效果为研究对象，考察了混合速率对RFA、AFA和PEFA吸附Cd (II)离子的影响。数字12表明在50 ~ 150 rpm时，随着混合速率的增加，Cd离子的去除率增加。在150 rpm、金属离子浓度为2 mg/L、水溶液体积为50 mL、吸附剂剂量为4 g/L、pH值为9、接触时间为15 min、温度为298 K条件下，PEFA、AFA和RFA的最大去除率分别达到96%、77%和27%。之后，在类似条件下，在此混合速率以上没有显著的去除效果。这可以归因于随着混合速率的增加，吸附活性位点与水溶液中Cd离子之间的相互作用得到了改善[25］．150 rpm的值被选为最佳混合速率。

3.2.5。初始浓度的影响

研究金属离子的初始浓度在吸附研究中是必不可少的，因为水和废水污染确实有不同的金属离子浓度;因此，要进行详细的吸附研究，就需要了解它的影响[9］．在吸附剂用量为4 g/L、pH值为9、混合速度为150 rpm、接触时间为15 min、温度为298 K的条件下，考察了溶液中镉离子浓度对RFA、AFA和PEFA吸附效果的影响。考察了初始镉离子浓度在1 ~ 10 mg/L之间的变化，并确定了其对去除率的影响。在图13结果表明，随着溶液中Cd (II)离子初始浓度的增加，RFA、AFA和PEFA的去除率下降。这是由于吸附剂表面存在大量的Cd (II)离子，活性位点不足，导致大部分水溶液中Cd (II)离子浓度增加，Cd离子去除效率降低[9，25］．

3.2.6。温度的影响

数字(14日)说明了不同温度下在RFA、AFA和PEFA上的Cd离子吸附。从图中可以推断，温度的初始升高导致Cd (II)的吸附从273 K急剧增加到298 K [38，48］．这可以归因于当温度从288到298 K上升到PEFA表面组分解离时，更多的化学位点出现。这也说明，除了物理吸附外，PEFA对Cd (II)离子的吸附机制可能是化学吸附，而RFA对Cd (II)离子的吸附机制随着温度的升高而增加。在308 K时去除率下降后，在328 K时去除率稳步上升，说明高温也可能是吸附过程中的有利因素，说明吸附是吸热吸附[9，38］．

为了评估吸附过程的可行性和自发性，需要使用Δ等热力学参数G°(自由能变化)，ΔH°(焓变)，Δ年代°(熵变)的确定如表所示2．吸附的吉布斯自由能变化由下式计算: 在哪里8.314 J /摩尔吗K,（)为绝对温度，并且分配系数是否表示为,在那里在平衡状态下吸附的Cd离子的量是多少为平衡时溶液中镉离子的浓度。 方程(12)被称为范霍夫方程;的值和是由对（)如图所示14 (b)．

3．3.等温线和动力学研究

3.3.1。Langmuir和Freundlich等温线模型

为了确定PEFA的最大吸附容量，采用了吸附实验的平衡数据。数据(15日)和15 (b)说明Cd (II)在最适pH下的Langmuir和Freundlich等温模型()．最大吸附量和吸附强度值由两者之间曲线的斜率和截距计算得出和朗缪尔是和［31之间),和Freundlich的意思是和［49),分别。表格3.显示相关系数值()，以及其他参数。这意味着两个模型都能很好地拟合实验数据。然而，Langmuir参数的重要特征可以借助无因次分离参数()，如下式所示: 在哪里朗缪尔常数和为Cd (II)离子初始浓度。价值提供有关吸附性质的基本信息。如表所示3.显示良好的吸附过程(为2mg /L Cd (II)离子浓度[9，38，49］．PEFA的吸附也可以用相对于Cd离子初始浓度的表面积覆盖率来解释[38］．吸附剂表面表面积覆盖的Langmuir模型可用以下公式表示: 在哪里吸附剂表面的表面积是否如表所示3.．

3.3.2。吸附动力学研究

如(7)， (8)和(9)，吸附数据的动力学研究采用不同的动力学模型，如伪一级模型、伪二级模型和粒子内扩散模型[43，49，50］．观察了不同时期镉离子的吸附情况。计算了Cd (II)离子的吸附量。为了确定合适的动力学模型，我们绘制了Cd (II)离子吸附随时间的曲线。这些数据被拟合为伪一阶、伪二阶和韦伯粒子内扩散方程[43］．表格4表明和计算从(斜率)和(拦截)的阴谋与．相关系数值()对拟一阶模型的影响小于拟二阶模型。这可能与以下事实有关:吸附动力学是以化学方式发生的，包括吸附剂和PEFA上被吸附的离子之间通过离子共享或电子交换形成的价合力[46，51］．的值和计算从和(斜率)和(截取)情节。相关()，表明镉离子的吸附是在单分子层模式下进行的，假设速率限制因素可能是化学吸附[38］．这表明，在PEFA表面，镉离子被化学结合到一定的活性位点上。并绘制了韦伯和莫里斯的粒子内扩散方程对［50］．的值和计算从(斜率)和(截距)见表4．其相关值()是最低的，图截距没有通过原点，这表明了边界层的某种控制，表明颗粒内孔隙扩散不是唯一的速率限制因素[38］．粒子内扩散方程图突出了多重线性，表明了一个三阶段的过程。最初锋利的部分与Cd (II)离子通过溶液扩散到PEFA外表面或固体分子边界层扩散有关[38］．第二部分描述了离子相，其中粒子内扩散是一个速率限制因素。第三部分归于最终的平衡阶段。然而，图的截距(未显示)没有通过原点，这可能是由于在吸附的初始和最终阶段的传质速率的差异[52］．

4.结论

研究表明，聚电解质包覆飞灰(PEFA)是一种很好的吸附水溶液中Cd (II)离子的吸附剂。Cd (II)在PEFA表面的吸附受吸附剂用量、水溶液pH、接触时间、Cd (II)初始浓度和温度的影响。吸附量为4 g/L、pH值为9、接触时间为15 min、混合速度为150 rpm、Cd初始浓度为2 mg/L、温度为298 k时，镉离子去除效果最佳。实验数据符合Langmuir和Freundlich等温线模型，符合准二级动力学，最大吸附量为6.40 mg/g。热力学参数的研究表明，镉离子与PEFA相互作用的吸附是自发的吸热吸附，并增加了溶质界面的无序性。研究表明，粉煤灰是一种工业危险废弃物，在水处理领域具有巨大的应用潜力。

的利益冲突

作者声明本文的发表不存在利益冲突。

致谢

作者感谢阿卜杜勒阿齐兹国王科学与技术城(KACST)通过法赫德国王石油与矿产大学(KFUPM)的科学与技术部门提供的支持，通过第2号项目资助了这项工作。13-ADV161-04作为国家科技与创新计划(NSTIP)的一部分。

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