随着我国核电的快速发展，乏燃料的数量也在急增。由于铀资源相对短缺，我国对乏燃料进行后处理，提取U-Pu再利用[1]。在U-Pu的燃料循环过程中会产生大量低浓度含铀废水，由于U(Ⅵ)水溶性强，化学毒性高[2]，如不妥善处理，会对周围植物、农田和土壤造成不可逆转的危害，不仅破坏生态环境，还会对公众健康造成潜在危害[3]，探索高效去除水溶液中U(Ⅵ)的方法，对我国核工业的可持续发展具有重要意义。

近年来有大量报道表明零价纳米铁(NZVI)具有价格低廉、还原能力强、比表面积大、活性位点多等优点[4-5]，被广泛应用于水体中U(Ⅵ)的还原去除[6-7]。由于纯的NZVI表面能大[8]、易团聚，近几年出现了将NZVI负载在钠基膨润土[9]、石墨烯[10]、伊利石[11]、纯蒙脱石[12]、碳[13]等基体材料上去除水溶液中U(Ⅵ)的报道。由于这些报道中的研究时长太短，负载型NZVI的长期吸附稳定性尚待研究。此外，近几年有报道[8]表明，用NZVI处理后的含铀废水中的铀在一周左右会发生解吸，铀会被重新释放到水体。由于处理稳定期短和存在解吸风险，为了寻找替代材料，本研究制备了零价锌(ZVZ)。此外，膨润土因其特殊的层状结构，是一种较好的载体材料，但因吸附过程主要发生在膨润土的层间，而天然膨润土层间距较小，有报道[9]表明向膨润土中引入Al3+做柱撑改性可以增大其层间距，故本工作拟制备ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent，并考察反应体系的pH值、铀溶液初始浓度、接触时间、吸附剂用量和温度五个因素对天然Na-bent和三个含ZVZ的吸附剂去除水溶液中U(Ⅵ)的影响；实时监测反应体系pH值随反应时间的变化关系，结合多种表征手段分析三个含ZVZ的吸附剂去除U(Ⅵ)的机理。

1.并列关系。一般分为三类，第一类是两句在表意中的作用有所不同，其中一个分句是偏句，引出或补充中心句，中心句是表意的重点所在。例如：

1 实验部分

1.1 试剂与仪器

天然钠基膨润土，产地内蒙古高庙子；NaBH4，纯度≥99.8%，上海展云化工有限公司；无水乙醇，纯度≥99.7%，国药集团化学试剂有限公司；硝酸铀酰(UO2(NO3)2 ·6H2O)，纯度≥99%，湖北楚盛威化工有限公司；偶氮胂Ⅲ(C22H18AsN4O14S2)，纯度≥70%，上海灵锦精细化工有限公司；氯乙酸，纯度≥99%，山东西化化学股份有限公司；ZnCl2、三水合乙酸钠，纯度≥99.0%，西陇科学股份有限公司；无水氯化铝，纯度≥99.0%，天津市大茂化学试剂厂。

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Nova Nano SEM 450扫描电镜和能谱(SEM和EDS)，捷克FEI公司，配有牛津X-Max型能谱仪；D8 Advance X射线粉末衍射仪(XRD)，2θ角扫描范围4°～80°，德国布鲁克公司；Escalab 250XI X射线光电子能谱仪(XPS)，美国热电公司，Al Kα(hν=1 486.6 eV)，功率150 W，500 μm束斑，电荷校正采用污染碳EC1s=284.8 eV进行校正；722紫外分光光度计，测定波长650 nm，天津冠华科技有限公司；FA2204电子天平，精度0.000 1 g，上海安亭电子仪器厂。

式中：qe，吸附反应达平衡时吸附剂对U(Ⅵ)的吸附量，mg/g；ρ0，U(Ⅵ)的初始质量浓度，mg/L；ρt，t时刻溶液中U(Ⅵ)的质量浓度，mg/L；V，溶液体积，L；η，去除率，%；m，吸附剂质量，g。

1.2 实验过程

2.4.2 吸附剂用量对U(Ⅵ)吸附效果的影响 吸附剂用量对被吸附物的吸附量和去除率有很大影响，吸附剂用量的结果示于图6。由图6可知：吸附剂用量越大，被吸附的U(Ⅵ)越多，去除率也增大；但单位吸附剂质量的U(Ⅵ)吸附量可能降低。吸附剂质量从5 mg增加到10 mg的过程中，平衡吸附量平均增加了20%左右，吸附剂质量大于10 mg后，去除率的增长量均低于20%，考虑到5 mg吸附剂质量带来的称量误差，本工作其他影响因素的研究均采用10 mg吸附剂。

为了确定制备吸附剂中Zn的价态，对ZVZ和吸附U(Ⅵ)后的吸附剂残渣进行了XPS表征，表征结果示于图4。由图4(a)可知：结合X射线光电子标准谱图分析后表明[14]，吸附前ZVZ中的锌主要以Zn0形式存在，由于吸附剂的制备过程未采用氮气保护，也未采用真空干燥，所以在吸附剂中也存在少量的ZnO，吸附U(Ⅵ)后的吸附剂残渣中的Zn以ZnO和少量Zn(OH)2的形式存在。由图4(b)可知：反应2 h后吸附剂残渣中的铀一部分以U(Ⅳ)形式存在；ZVZ反应700 h后吸附剂残渣中U(Ⅳ)的衍射峰已经变的非常小，铀大部分以U(Ⅵ)存在，分析认为四价铀被重新氧化成U(Ⅵ)，这证明通过还原反应生成的U(Ⅳ)不是很稳定。

 

(1)

 

(2)

电渗析工艺的原理是在直流电场的作用下，离子选择性地透过离子交换膜发生定向迁移，阳膜只允许阳离子透过，阴膜只允许阴离子透过，从而实现盐类分离的目的，其原理见图1。

2 结果与讨论

2.1 XRD表征结果

为了确定制备吸附剂的物相组成，对吸附前后的四种吸附剂进行了X射线粉末衍射分析，结果示于图1。图1(a)中三种含ZVZ的吸附剂在衍射角30°～40°均出现了宽峰，由于ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent中的Na-bent与锌质量比为3∶1，所以相比于ZVZ，二者的衍射峰强度较弱，物相分析表明，样品中的Zn以氧化锌和锌的水合物形式存在，ZVZ中间的主峰因没有找到相应的标准卡片，故未做确定归属，该峰极有可能为零价锌，后续XPS的表征结果表明：吸附剂中确实存在零价锌。图1(b)是四种吸附剂吸附铀之后的XRD衍射谱，对比可知，天然Na-bent在吸附前后的衍射谱基本没什么变化，而三种含ZVZ吸附剂在衍射角25°～35°位置均出现了非常明显的衍射峰，匹配后归属为(UO3)4(HCl)2·(H2O)10，主要为U(Ⅵ)的衍射峰，另外还有少量锌的氢氧化物。

2.2 SEM和EDS表征结果

为了确认制备吸附剂的表面形貌和U(Ⅵ)是否被吸附，对吸附前后的吸附剂进行了扫描电镜分析，结果示于图2和图3。图2(a)是天然钠基膨润土，其典型的层状结构非常清晰，图2(b)、(c)分别是ZVZ/Na-bent、ZVZ/Al/Na-bent，二者形貌没有明显差异，呈薄片状的ZVZ分布在天然Na-bent和Al/Na-bent表面，图2(d)为ZVZ吸附前的SEM照片，由于没有膨润土的存在，ZVZ的片层大小与ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent相比较小，且堆积现象严重，这可能是ZVZ在吸附实验中反应速率慢、处理稳定期长的根本原因。四种吸附剂吸附U(Ⅵ)后的电镜照片表明：吸附U(Ⅵ)后片状的ZVZ完全消失。为了确定吸附剂残渣中的元素组成，对吸附残渣进行了EDS表征，结果示于图3 。图3(a)—(d)分别是图2(e)—(h)中选定区域的能谱表征结果。对比发现，除Na-bent外其他三种吸附剂的吸附剂残渣中均含有锌和铀元素，Na-bent中没有检测到铀可能是因为Na-bent本身对U(Ⅵ)的吸附量太低，吸附剂残渣中的铀含量低于EDS的检出限。

2.4.1 pH对U(Ⅵ)吸附效果的影响 为了得到吸附U(Ⅵ)的最佳pH，研究了不同pH值的铀溶液对四种吸附剂吸附U(Ⅵ)的影响，结果示于图5。从图5看出：反应体系的pH值对U(Ⅵ)的吸附效果影响很大，Na-bent吸附U(Ⅵ)的最佳pH值为4，三种载锌吸附剂的最佳pH值为3，该值略低于其他材料的报道值[8-9]。分析认为可能与材料的物相组成有关，XRD和XPS的表征结果证明制备的ZVZ中存在ZnO，可能来自于ZVZ的表面氧化。若ZVZ和U(Ⅵ)发生还原反应，则必须先让溶液中的H+腐蚀掉ZVZ片层表面的氧化层，否则二者无法接触，还原反应无法发生，这可能是三种载锌吸附剂最佳pH值向低pH移动的原因。

  

图1 四种吸附剂吸附U(Ⅵ)前(a)和吸附后(b)的XRD表征结果Fig.1 XRD patterns of freshly prepared adsorbents(a) and after adsorption U(Ⅵ)(b)

  

(a)、(e)：Na-bent；(b)、(f)：ZVZ/Na-bent；(c)、(g)：ZVZ/Al/Na-bent；(d)、(h)：ZVZ图2 Na-bent、ZVZ/Na-bent、ZVZ/Al/Na-bent和ZVZ吸附U(Ⅵ)前(a—d)、后(e—h)的SEM表征结果Fig.2 SEM photographs of Na-bent, ZVZ/Na-bent, ZVZ/Al/Na-bent and ZVZ before(a-d) and after(e-h) adsorption U(Ⅵ)

  

图3 Na-bent(a)、ZVZ/Na-bent(b)、ZVZ/Al/Na-bent(c)和ZVZ(d)吸附U(Ⅵ)后吸附剂残渣的EDS表征结果Fig.3 EDS characterization results of Na-bent(a), ZVZ/Na-bent(b), ZVZ/Al/Na-bent(c) and ZVZ(d) after adsorption U(Ⅵ)

2.3 XPS表征结果

1.2.2 铀去除实验 最佳pH选择：分别称取0.010 0 g的吸附剂5份于50 mL离心管，加入150 mg/L pH分别为2、3、4、5、6的铀溶液各20 mL，在25 ℃下恒温振荡2 h，取2 mL溶液于10 mL离心管内离心，采用偶氮分光光度法在650 nm波长处测吸光度，计算吸附量。吸附剂用量选择：分别称取0.005 0、0.010 0、0.015 0、0.020 0、0.025 0、0.030 0、0.040 0 g吸附剂于50 mL离心管，加入最佳pH条件下的铀溶液20 mL，振荡2 h，测定吸光度。铀溶液初始浓度实验：称取0.010 0 g的吸附剂各8组于50 mL离心管，分别加入最佳pH条件不同浓度铀溶液20 mL，后续操作步骤同最佳pH选择实验，测定吸光度，计算吸附量。反应时间实验：称取0.010 0 g吸附剂，加最佳pH条件下适宜浓度的铀溶液30 mL，在不同时刻取离心的上清液1 mL(剩余溶液倒回离心管)测定铀浓度和反应体系的pH值，再向离心管补加1 mL与测定时刻浓度、pH值相同的铀溶液，持续反应700 h。温度影响实验：称取0.010 0 g吸附剂各5份于50 mL离心管，加入最佳pH条件下、适当浓度的铀溶液20 mL，在25、30、40、50、60 ℃下振荡2 h，测定吸光度，计算吸附量。

  

图4 ZVZ去除U(Ⅵ)前后的Zn2p(a)和ZVZ去除U(Ⅵ)反应时ZVZ残渣中U4f(b)的XPS扫描结果Fig.4 XPS scan results of Zn2p(a) before and after U(Ⅵ) adsorption and XPS scan results of U4f(b) after adsorption reaction

2.4 U(Ⅵ)吸附实验

  

T=298.15 K,V=20 mL，t=2 h，m=0.010 0 g；Na-bent：ρ0=100 mg/L；ZVZ，ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent：ρ0=150 mg/L■——Na-bent，●——ZVZ/Na-bent，▲——ZVZ/Al/Na-bent，▼——ZVZ图5 不同pH对吸附U(Ⅵ)的影响Fig.5 Effect of different pH value on U(Ⅵ) adsorption

如今的初中古诗文教学，一直受到“以学代考”心理误区的影响，师生都以考试为最终目标，严重违背了古诗文学习的规律。教学死板而机械，没有形成系统的阅读和鉴赏能力，对学生进一步深入学习古诗文造成了极大的负面影响。笔者结合多年的教学实践，将不同的古诗文教学模式进行总结和反思，认真寻找不足的同时恪守古诗文教学的规律。本文借助中国古典文学理论名著——《文心雕龙·章句》篇的一些理论思想，着力阐释如何将初中古诗文教学正本清源。

  

T=298.15 K，V=20 mL，t=2 h；Na-bent：ρ0=100 mg/L,pH=4；ZVZ：ρ0=350 mg/L，pH=3；ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent：ρ0=300 mg/L，pH=3■——Na-bent，●——ZVZ/Na-bent，▲——ZVZ/Al/Na-bent，▼——ZVZ图6 吸附剂用量对U(Ⅵ)的去除率和吸附量的影响Fig.6 Effect of adsorbent dosage on remove rate and adsorption capacity of U(Ⅵ)

1.2.1 吸附剂的制备 准确称取2.08 g ZnCl2于500 mL烧杯，加入200 mL去离子水，50 ℃下磁力搅拌溶解；准确称取10.5 g NaBH4于100 mL烧杯，加入50 mL去离子水，搅拌待其完全溶解，将该溶液缓慢滴加到磁力搅拌中的ZnCl2溶液，滴加结束后让其继续反应约30 min，抽滤，滤渣用无水乙醇洗涤6次，转移至干燥箱干燥6 h，装瓶备用。ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent的制备与ZVZ的制备方式类似，不同点是加入了Na-bent和Al/Na-bent，这两种物质与Zn的质量比控制在3∶1。

式中：ρe为平衡时反应体系中U(Ⅵ)的质量浓度，mg/L；qe为平衡吸附量，mg/g；qmax为单层饱和吸附容量，mg/g；KL为与吸附剂表面位点亲和力有关的参数，L/mg，其值越大表明吸附的亲和力越大；KF是与吸附亲和力相关的参数,mg1-n/(mg·Ln)；n是与吸附支持力相关的参数。拟合结果表明，两个模型的r2均大于0.93，但4种吸附剂Langmuir 模型的r2均大于Freundlich模型的值，表明吸附过程更符合Langmuir 模型，吸附过程属于单层吸附，每个吸附位点上只能容纳一个吸附质分子，KL值比较小，表明吸附过程的亲和力不大。Freundlich拟合结果表明，四种吸附剂的1/n值均小于1，其中ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent的1/n值介于0.1～0.5，ZVZ的1/n=0.611 6，Na-bent的1/n=0.799 4，n值指的是吸附过程的支持力，1/n值越小吸附性能越好，一般认为1/n介于0.1～0.5时，吸附较易进行，大于2时，吸附难以进行。比较四种吸附剂的1/n值可知，ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent的1/n值小于ZVZ和Na-bent的，表明U(Ⅵ)在这两种吸附剂上的吸附比在Na-bent和ZVZ上更易进行，实验结果中Na-bent 的吸附量最小，与计算结果一致；ZVZ的吸附量最大，但1/n值却偏大，这表明U(Ⅵ)在ZVZ上的吸附反应比在ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent上更难发生。ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent中零价锌的理论含量仅为ZVZ体系的1/4，ZVZ对U(Ⅵ)的吸附量大于ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent是ZVZ中零价锌含量偏大造成的结果。此外，ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent的KF值也大于Na-bent和ZVZ的，表明其对U(Ⅵ)的吸附亲和力也大于Na-bent和ZVZ。

 

(3)

 

(4)

2.4.3 U(Ⅵ)初始浓度对U(Ⅵ)吸附效果的影响 铀溶液初始浓度对吸附效果的影响示于图7。由图7可知：Na-bent的最大吸附量约为110 mg/g，ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent的最大吸附量约为250 mg/g，是Na-bent的2倍多。ZVZ的最大吸附量为505 mg/g，约为Na-bent的4.5倍。ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent的最大吸附量很接近，制备的吸附剂中锌和钠基膨润土的质量比为1∶3，二者的最大吸附量均大于ZVZ的最大吸附量的1/3，说明将ZVZ负载在膨润土表面确实能够增加ZVZ对U(Ⅵ)的吸附量。为了获取4种吸附剂的吸附容量，解释吸附机理，根据公式(3)、(4)对实验数据进行了Langmuir和Freundlich模型拟合，结果示于图8和表1。

  

298.15 K，t=2 h，m=0.010 0 g；ZVZ，ZVZ/Na-bent，ZVZ/Al/Na-bent：pH=3；Na-bent：pH=4■——Na-bent，●——ZVZ/Na-bent，▲——ZVZ/Al/Na-bent，▼——ZVZ图7 铀溶液初始浓度对U(Ⅵ)吸附效果的影响Fig.7 Effect of initial U(Ⅵ) concentrations on U(Ⅵ) adsorption onto Na-bent, ZVZ/Na-bent, ZVZ and ZVZ/Al/Na-bent

  

■——Na-bent，●——ZVZ/Na-bent，▲——ZVZ/Al/Na-bent，▼——ZVZ图8 Na-bent、ZVZ/Na-bent、ZVZ/Al/Na-bent和ZVZ在 298.15 K时吸附U(Ⅵ)的Langmuir(a)和Friundlich(b)等温吸附拟合曲线Fig.8 Langmuir(a) and Freundlich(b) isotherms of U(Ⅵ) adsorbed on Na-bent, ZVZ/Na-bent, ZVZ/Al/Na-bent and ZVZ at 298.15 K

 

表1 Langmuir 和 Freundlich 模型的拟合数据Table 1 Isotherm parameters of Langmuir and Freundlich models

  

吸附剂Langmuir模型Freundlich模型KL/(L·mg-1)qmax/(mg·g-1)r2KF/(mg1-n·mg-1·L-n)1/nr2Na-bent0.006 847159.00.998 41.1220.799 40.997 6ZVZ/Na-bent0.030 15305.80.998 292.780.187 30.991 5ZVZ/Al/Na-bent0.049 72289.90.999 3107.90.157 90.939 2ZVZ0.004 624819.80.983 414.080.611 60.982 7

  

T=298.15 K，V=30 mL；Na-bent：ρ0=100 mg/L,pH=4；ZVZ：ρ0=350 mg/L，pH=3；ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent：ρ0=300 mg/L，pH=3■——Na-bent，●——ZVZ/Na-bent，▲——ZVZ/Al/Na-bent，▼——ZVZ(a)——反应时间对U(Ⅵ)吸附的影响，(b)—— pH值随反应时间的变化关系图9 动力学研究结果Fig.9 Results of dynamic study

2.4.4 反应时间对U(Ⅵ)吸附效果的影响 动力学研究结果示于图9。图9表明，ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent在反应开始2 h后吸附量达到了最大值，大约在2 h后开始发生缓慢解吸，100 h后反应达到平衡，吸附量稳定在230 mg/g左右。Na-bent在反应开始1 h后达到平衡，之后没发生明显变化。ZVZ在反应600 h后趋于平衡，在一个月的研究时长内没有观察到解吸现象发生。为解释ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent发生解吸的原因，监测了不同时刻四个反应体系的pH变化情况，结果如图9(b)所示，Na-bent初始pH为4，反应2 h后增长到4.2左右，并一直保持在该值附近，表现出明显的pH缓冲能力[8]。ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent的动态pH变化情况与吸附量变化趋势基本一致。ZVZ在前50 h内吸附量快速增长，对应的反应体系的pH值也快速升高，pH达最大值后，吸附量逐渐趋于平衡，结合以上现象，认为吸附反应的机理可通过以下6个反应方程式来描述。H+先通过反应(5)腐蚀ZVZ表面的氧化层，接着U(Ⅵ)通过反应(6)[10]吸附到ZVZ表面，通过反应(7)[10]被还原成U(Ⅳ)，该过程极快且会产生大量的OH-，导致反应体系pH值快速上升(图9(b))，体系内游离的通过发生反应(8)[10]水解生成沉淀。还原反应也产生了大量Zn2+，其与OH-通过反应(9)[10]生成Zn(OH)2，有报道[15]表明Zn(OH)2羟基上的H具有离子交换功能，会和溶液中的等阳离子通过反应(10)[15]进行离子交换，也会中和一部分还原反应产生的OH-，使反应体系pH值降低；结合吸附反应开始2 h 和700 h 时吸附剂残渣中铀的XPS表征结果，认为还原产生的U(Ⅳ)不稳定，会被再次氧化成U(Ⅵ)回到溶液，这两个原因可能是ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent在2 h后发生少量解吸的原因，反应达平衡时，二者的吸附量组成主要为水解沉淀、离子交换和负载ZVZ的膨润土吸附作用的总和；结合XPS表征结果中700 h 后吸附剂残渣中还存在四价铀的峰和图9(b)中吸附过程中pH值变化情况，认为ZVZ的吸附机理主要为化学还原、水解沉淀和离子交换。分析图9(b)认为ZVZ被消耗完后，反应体系的pH值将不再升高，吸附反应达平衡后，体系pH也会随即稳定在某一个值附近，所以对于该类型的反应，体系pH值变化情况可以作为吸附反应是否达到平衡的一个判断标准。

ZnO+2H+Zn2++H2O

(5)

 

[(>Zn-O)2UO2 ]ads+2H+

(6)

 

U(Ⅳ)(s)+Zn2++4OH-

(7)

 

(8)

Zn2++2OH-Zn(OH)2

(9)

>OH+Mn+>OM n-1+H+

(10)

2.4.5 温度对U(Ⅵ)吸附效果的影响 为了获取四种吸附剂吸附过程的吸附热力学数据，研究了不同温度对四种吸附剂吸附效果的影响，结果示于图10(a)。结果表明吸附量会随着温度升高而增加，在25～60 ℃，除ZVZ的吸附量增加值超过100 mg/g外，其他三种吸附剂的吸附量变化量均不超过50 mg/g。根据公式(11)、(12)结合实验数据计算了反应过程的熵(ΔS)、焓(ΔH)和吉布斯自由能(ΔG)，结果示于图10(b)，并列入表2，结果表明反应过程具有正的ΔH和ΔS，负的ΔG，说明吸附反应属于熵增、吸热的自发过程。对比相同温度下四种吸附剂的ΔG，发现在低温时，Na-bent的ΔG值最小，表明低温时Na-bent吸附U(Ⅵ)的反应更易发生，Na-bent吸附过程最先达到平衡也可以证实这一点；温度上升到323.15 K时，ΔG(ZVZ)<ΔG(Na-bent)，说明升高温度有利于ZVZ吸附U(Ⅵ)反应的发生。

抗菌药说明书药理毒理学不符合抗菌药说明书撰写技术指导原则的主要表现为：药效学小项（包括电生理学）缺失；抗菌谱没有严格按照该指导原则规范的描述；敏感性试验方法和折点资料缺失；耐药机制资料缺失。

 

(11)

ΔG⊖=ΔH⊖-TΔS⊖

(12)

式中：Kd表示反应达平衡时铀在液相和吸附剂上的分配系数，L/g；R为气体摩尔常数，R=8.314 J/(K·mol)；T，温度，K。

  

ZVZ：ρ0=400 mg/L，pH=3；ZVZ/Na-bent和ZVZ/Al/Na-bent：ρ0=300 mg/L，pH=3；Na-bent：ρ0=100 mg/L,pH=4；V=30 mL，t=2 h图10 温度对U(Ⅵ)吸附的影响(a)和 Na-bent、ZVZ/Na-bent、ZVZ/Al/Na-bent、ZVZ吸附U(Ⅵ)的ln Kd对1/T的关系曲线(b)Fig.10 Effect of temperature on U(Ⅵ) adsorption(a), variation of ln Kd vs. 1/T for adsorption of U(Ⅵ) on Na-bent, ZVZ/Na-bent, ZVZ/Al/Na-bent and ZVZ(b)

 

表2 U(Ⅵ) 在Na-bent、ZVZ/Na-bent、ZVZ/Al/Na-bent 和ZVZ上吸附的热力学参数Table 2 Thermodynamic parameters of U(Ⅵ) uptake on Na-bent, ZVZ/Na-bent, ZVZ/Al/Na-bent and ZVZ

  

吸附剂ΔH/(kJ·mol-1)ΔS/(J·mol-1·K-1)ΔG/(kJ·mol-1)298.15 K303.15 K313.15 K323.15 K333.15 KZVZ/Na-bent10.231.925-1.131-1.181-1.281-1.392-1.493ZVZ/Al/Na-bent9.3151.657-1.124-1.172-1.264-1.362-1.408ZVZ70.581.861-2.453-2.804-3.508-4.213-4.924Na-bent32.346.641-3.152-3.245-3.571-3.902-4.227

3 结 论

制备了零价锌，并将其负载于天然Na-bent用于水溶液中U(Ⅵ)的吸附，采用XRD、SEM、EDS、XPS等仪器对反应前后的吸附剂进行了表征，研究了U(Ⅵ)的吸附机理。结果表明：将ZVZ负载在钠基膨润土上可以消除零价锌的团聚堆叠现象。吸附等温线和热力学研究结果表明：四种吸附剂的吸附过程均符合Langmuir模型；吸附反应的ΔS、ΔH均为正值，而ΔG<0，证明吸附反应属于吸热、熵增的自发过程。U(Ⅵ) 的吸附量与反应体系pH值变化密切相关，体系pH值变化情况可作为反应是否达到平衡的一个判断标准。由于ZVZ对U(Ⅵ)的处理稳定期较长，所以该材料在我国高放废物地质处置库缓冲回填材料的改性研究中具有很好的应用前景。

参考文献：

[1] 栾洪卫，徐俊峰，景继强.核电站乏燃料后处理现状和发展趋势浅析[J].科技信息(学术研究)，2008，34：313-314.

[2] Rodrigues Silva J I, de Melo Ferreira A C, da Costa A C A. Uranium biosorption under dynamic conditions: preliminary tests with sargassum filipendula in real radioactive waste water containing Ba, Cr, Fe, Mn, Pb, Ca and Mg[J]. J Radioanal Nucl Chem, 2009, 279(3): 909-914.

[3] 张珩，李积胜.铀对人体影响的机制及防治[J].国外医学卫生分册，2004，31(2)：80-84.

[4] 陈海军，黄舒怡，张志宾，等.功能性纳米零价铁的构筑及其对环境放射性核素铀的富集应用研究进展[J].化学学报,2017,75(6):560-574.

[5] Jing C, Li Y L, Landsberger S. Review of soluble uranium removal by nanoscale zero valent iron[J]. J Environ Radioact, 2016, 164: 65-72.

[6] Gottinger A M, McMartin D W, Wild D J, et al. Integration of zero valent iron sand beds into biological treatment systems for uranium removal from drinking water wells in rural Canada[J]. Can J Civil Eng, 2013, 40(10): 945-950.

[7] 邵小宇，王冬杰，盛国栋，等.零价铁去除U(Ⅵ)的作用机理及其影响因素[J].核化学与放射化学，2013，35(1)：1-7.

[8] Crane R A, Dickinson M, Popescu I C, et al. Magnetite and zero-valent iron nanoparticles for the remediation of uranium contaminated environmental water[J]. Water Research, 2011, 45(9): 2931-2942.

[9] Sheng G, Shao X, Li Y, et al. Enhanced removal of uranium(Ⅵ) by nanoscale zerovalent iron supported on Na-bentonite and an investigation of mechanism[J]. J Phys Chem A, 2014, 118(16): 2952-2958.

[10]Li Z J, Wang L, Yuan Y L, et al. Efficient removal of uranium from aqueous solution by zero-valent iron nanoparticle and its graphene composite[J]. J Hazard Mater, 2015, 290: 26-33.

[11]Jing C, Li Y L, Cui R P, et al. Illite-supported nanoscale zero-valent iron for removal of 238U from aqueous solution: characterization, reactivity and mechanism[J]. J Radioanal Nucl Chem, 2015, 304(2): 859-865.

[12]Xu J, Li Y, Jing C, et al. Removal of uranium from aqueous solution using montmorillonite-supported nanoscale zero-valent iron[J]. J Radioanal Nucl Chem, 2013, 299(1): 329-336.

[13]梁宇，顾鹏程，姚文，等.碳基纳米材料对水环境中放射性元素铀的吸附[J].化学进展，2017(9)：1062-1071.

[14]Lee A Y, Blakeslee D M, Powell C J, et al. Development of the web-based nist X-ray photoelectron spectroscopy(XPS) database[EB/OL]. [2012-09-15]. https:∥srdata.nist.gov/xps/selEnergyType.aspx.

[15]Dickinson M, Scott T B. The application of zero-valent iron nanoparticles for the remediation of a uranium-contaminated waste effluent[J]. J Hazard Mater, 2010, 178 (1-3): 171-179.