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改性膨润土吸附有机污染物的机理

      改性膨润土吸附有机污染物的机理对改性膨润土,特别是有机膨润土的吸附机理和构效关系进行了广泛的研究,试图为开发新型多功能膨润土吸附材料奠定理论基础。 人们对吸附机理的理解不断加深,例如从有机相到纳米受限有机相,从均相有机相到非均相有机相,从有机相到层间硅氧烷纳米位点,从层间硅氧烷纳米位点到层间硅氧烷表面富电子芳环效应,最近的研究集中在膨润土层之间硅氧烷表面的纳米位点,纳米2的结构-活性关系和吸附机理.. 受限有机相等。  

 有机粘土对有机污染物的吸附性能和机理取决于用于改性的有机阳离子的结构。 结果表明,短碳链季铵盐改性膨润土形成了相对刚性和非极性的表面,水中有机污染物的吸附主要发生在表面.  然而,具有长碳链的季铵盐通过膨润土表面软烷基链的聚集形成有机分布介质。 Boyd和1988年的其他研究表明,用长碳链阳离子表面活性剂改性的粘土对非极性或弱极性有机物具有分配作用,类似于土壤有机物( sOM ).  由于表面活性剂形成的有机相的极性低于土壤有机质的极性,因此表面活性剂形成的有机相的吸附性能比土壤本身的SOM强10 %— 30倍(单位质量的有机物)。 我们还发现,碳链较长的有机膨润土对水中多环芳烃如萘、菲、蒽和苊的吸附能力强于对土壤有机质的吸附能力。 1996年,当Shen等人研究长碳链有机粘土对水中多组分有机污染物的吸附时,他们发现不同的溶质协同共存或抑制吸附,并进一步提出“ 多重吸附机理” 包括有机阳离子头和矿物表面的溶剂化、长链烷基链的分配等。 2000年,我们提出有机膨润土对水中有机污染物的吸附主要包括两种机制:分配和表面吸附,并定量描述了分配和表面吸附对总吸附的相对贡献.  发现阴离子2阳离子有机膨润土对水中的有机污染物具有协同吸附作用。 2004年,Tian等人描述了有机膨润土通过线性溶剂化能量关系( LSER )吸附挥发性有机污染物( VOCs )的机理,以及各种力对吸附的相对贡献.  结果表明,CTMA B2膨润土对VOCs的吸附主要来自孔洞Π 分散体、氢键酸、氢键碱,π2Π N2电子相互作用,其中空穴Π 分散相当于分配,而氢键酸、氢键碱基,π2Π N2电子相互作用和极化Π 偶极相当于表面吸附Π 特殊函数。  

  许多研究发现,长碳链有机膨润土吸附水中有机污染物的有机碳归一化吸附系数( KOC )不是常数(根据分布理论,KOC应该是常数),而是随着表面活性剂负载量的增加而有规律地变化. 因此,有机膨润土的结构2效应关系引起了人们的关注。 我们相信膨润土层间二维纳米域中吸附的表面活性剂是不均匀的,这是2003年提出的“ 吸附2结构模型” 换句话说,通过阳离子交换吸附在粘土上的长碳链表面活性剂在较低的负载下形成了表面吸附膜,对有机物具有很强的表面吸附作用.  在较高的负载水平下,表面吸附膜逐渐演变成具有相对弱吸附能力的分配相,导致有机物的弱溶解。 通过XRD、FTIR和tg2 DTG,进一步证实了吸附的表面活性剂已经从低覆盖率转变为低覆盖率“ 表面膜” 逐渐发展到高覆盖率“ 分配相” 还解释了吸附表面活性剂的吸附容量( KSF )大于溶解胶束( KMC )的原因。 此后,大量实验也观察到,随着有机膨润土表面活性剂负载量的增加,有机污染物的吸附性能先增加后降低,并进一步提出“ 层间有效间距” 和“ 有机相堆积密度” 概念;通过比较和研究有机膨润土在干湿条件下的XRD图谱,认为即使有机膨润土是单层结构,有机阳离子也可能在含水饱和度下重新排列和形成.“ 有机岛”———“ 界面相位” ,然后提出“ 界面阶段2阶段” 解释表面活性剂负荷增加引起的结构2效应关系的模型。 最近,朱镕基等人. 讨论了膨润土的电荷密度和温度对有机膨润土构效关系的影响. 发现在低负荷下吸附有机阳离子形成有机相是放热过程,并且熵变化增加(ΔS> 0 ),显示“ 表面膜” 或者“ 界面相位” 表面吸附特性:在高负荷下,吸附是吸热过程,熵增加,这是熵驱动吸附,表现如下“  分配相” 或者“ 体相” 熵的增加主要是由于吸附过程中的有机相“ 整齐的” 逐渐演变成“ 混乱” 由…引起。 低电荷密度有机膨润土的吸附性能往往比高电荷密度有机膨润土弱  这也可能与吸附表面活性剂的不同结构状态有关。

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