Содержание к диссертации
Введение
I. Обзор литературы 7
1.1. Воздействие ионов токсичных металлов на биологические системы 7
1.2. Методы мониторинга воды 8
II. Использование природных сорбентов для технологии и аналитической химии 19
2.1. Общая характеристика природных сорбентов Астраханской области 21
2.1.1. Возможные области использования 22
2.2. Использование опок для получения сорбентов 22
2.3. Комплексное изучение опок Астраханской области 25
2.3.1. Химический состав опок 25
2.3.2. Термографические исследования 26
2.3.3. Электронно-микроскопические исследования 30
2.3.4. Рентгенофазовые исследования 32
2.3.5. Выполнение эксперимента и обсуждение результатов 35
2.3.6. Адсорбционно-структурное исследование сорбентов 37
2.3.7. Методы изучения удельной поверхности 37
2.4. Изучение дисперсности сорбента СВ-1 и модифицированных опок Астраханской области, для использования в аналитической химии и экологических мероприятиях 41
2.4.1. Изучение дисперсности грубодисперсных систем 42
2.4.2. Изучение дисперсности мелкодисперсных систем 45
III. Изучение сорбционного концентрирования элементов сорбентом СВ-1 49
3.1. Закономерности сорбции металлов и их комплексных соединений 49
3.1.1. Общие положения теории сорбции 49
3.2. Сорбенты 65
3.3. Токсичные металлы в природных средах 73
3.4. Сочетание концентрирования с методами определения 75
3.5. Экспериментальное изучение сорбции ионов металлов на сорбенте СВ-1 76
3.5.1. Реагенты, аппаратура, методика исследований 76
3.5.2. Изучение кинетики сорбции ионов металлов сорбентом СВ-1 84
3.5.3. Изучение десорбции ионов металлов с сорбента СВ-1 90
3.6. Представление механизма сорбции ионов Zn2+, Cd2+, Hg2+, Pb +, Mg2+, Ca2+, Sr24", Be2+ на основании экспериментальных данных 92
IV. Методы определения ионов металлов в воде 104
4.1. Определение бериллия в воде 104
4.2. Определение ртути в воде 111
4.3. Сорбционное концентрирование на сорбенте СВ-1 ионов меди, свинца, цинка, кадмия и никеля из воды и их электротермическое атомно-адсорбционное определение в суспензии сорбента 115
4.4. Определение магния в воде 128
4.5.Определение кальция в воде 133
Выводы 137
Литература 140
- Воздействие ионов токсичных металлов на биологические системы
- Изучение дисперсности сорбента СВ-1 и модифицированных опок Астраханской области, для использования в аналитической химии и экологических мероприятиях
- Представление механизма сорбции ионов Zn2+, Cd2+, Hg2+, Pb +, Mg2+, Ca2+, Sr24", Be2+ на основании экспериментальных данных
- Сорбционное концентрирование на сорбенте СВ-1 ионов меди, свинца, цинка, кадмия и никеля из воды и их электротермическое атомно-адсорбционное определение в суспензии сорбента
Введение к работе
Актуальность проблемы. Соли токсичных металлов широко распространены в различных технологических процессах, продуктах производства и средствах химизации сельского хозяйства. Следствием этого является постоянно возрастающая угроза создания опасных токсических концентраций данных соединений в различных природных и технологических объектах. Из-за недостаточной очистки отходов промышленности токсичные металлы попадают в окружающую среду.
При контроле природных и сточных вод одной из важных задач является определение из них токсичных металлов, прежде всего Be, Си, Cd, Hg, Pb. Для этой цели применяют весь арсенал современных методов анализа: спектроскопические, ядерно-физические, хроматографические и другие. Несмотря на их высокую селективность и чувствительность, из-за сложности анализируемых объектов и низких ПДК многих элементов перед определением необходима стадия их выделения и концентрирования. Наиболее интенсивно развивающимся приемом выделения металлов является сорбция, для этого применяются различные сорбенты: синтетические иониты, угли, пенополиуретаны, ПОЛИОРГСы, модифицированные кремнеземы. Вместе с тем, мало исследована возможность применения для сорбционного концентрирования металлов природных сорбентов. В данной работе показано, что весьма эффективными в этом отношении оказались сорбенты, получемые из опок Астраханской области, сочетающие такие важные качества, как устойчивость по отношению к нагреванию, органическим растворителям, ионизирующим излучениям, высокая сорбционная емкость, возможность десорбции металлов, подчас высокая избирательность и низкая стоимость.
Работа выполнена в соответствии с планом научно-исследовательских работ кафедры физической химии Астраханского государственного педагогического университета и РАН в рамках комплексной государственной программы «Экологическая безопасность России». Цель работы состояла в изучении сорбции различных элементов из водных растворов на сорбенте СВ-1, получаемом путем нехимической переработки опок Астраханской области и создании методов определения ряда токсичных металлов в питьевой воде с предварительным сорбционным концентрированием на СВ-1. Для выполнения поставленной цели необходимо было изучить:
- интервал и оптимальное значение рН сорбции ионов бериллия, магния, кальция, свинца, меди, цинка, кадмия, ртути и никеля из водных растворов сорбентом СВ-1;
- изотермы сорбции по Ленгмюру;
- основные термодинамические характеристики сорбции (АН, AS, и AG), рассчитываемые с использованием констант сорбции по Ленгмюру для 278 и 295 К;
- квантово-химическое моделирование сорбционньгх процессов гидратированных ионов металлов на моделях кластеров сорбента СВ-1;
- емкость сорбента СВ-1 по отношению к различным ионам металлов и степень концентрирования ионов металлов;
- влияние солевого фона на сорбционную емкость СВ-1 по отношению к различным ионам металлов.
Результаты экспериментального изучения сорбционньгх процессов, а также квантово-химические расчеты легли в основу моделирования процессов сорбции в системах ионы металлов-растворители-СВ-1, что необходимо для определения физико-химическими методами различных ионов металлов после их предварительного сорбционного концентрирования.
Научная новизна. Представлен механизм сорбционного концентрирования токсичных металлов сорбентом СВ-1. Оценены факторы, определяющие аналитический сигнал, и показаны пути увеличения чувствительности, воспроизводимости определения и расширения диапазона определяемых содержаний.
Практическая значимость. Для сорбционного концентрирования с целью дальнейшего определения токсичных металлов из питьевых вод предложен сорбент СВ-1, получаемый путем нехимической переработки опок Астраханской области, обладающий высокой сорбционной емкостью и низкой стоимостью. Разработаны и апробированы методики определения токсичных металлов в питьевой воде. Использование разработанных методик позволяет определять токсичные металлы быстро, надежно и без использования дорогостоящих методик и аппаратуры.
Положения, выносимые на зашиту:
• результаты изучения изотерм сорбции и термодинамики сорбции токсичных металлов на природном сорбенте СВ-1;
• результаты расчетов квантово-химическими методами энергетических характеристик сорбции различных ионов металлов на СВ-1;
• результаты изучения кинетики сорбции токсичных металлов на природном сорбенте СВ-
• механизм сорбции токсичных металлов на сорбентах СВ-1;
• комплекс методов контроля токсичных металлов в питьевой воде.
Апробация работы. Основные результаты диссертации доложены и обсуждены на итоговых научных конференциях Астраханского государственного педагогического университета (1997 - 2000), Российской конференции по эколого-биологическим проблемам Волжского региона и Северного Прикаспия (Астрахань, 1996, 1998), III Всероссийской конференции «Экоаналитика-98» (Краснодар, 1998), Российской конференции «Анализ в химии» (Москва, 2000).
В целом работа доложена на научном семинаре кафедры физической химии Астраханского государственного педагогического университета (Астрахань, 2000).
Публикации. По материалам диссертации опубликовано 5 статей и 6 тезисов докладов. Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, четырех глав, выводов и списка литературы (132 источника).Работа изложена на 150 страницах машинописного текста, содержит 18 рисунков и 23 таблицы.
Воздействие ионов токсичных металлов на биологические системы
В организме человека большинство биохимических процессов осуществляется с помощью ферментов, согласованное функционирование которых в значительной степени обеспечивает гомеостаз. Поэтому именно взаимодействие с ферментными системами составляет биохимическую основу токсического действия различных химических загрязнителей. При этом нарушаются процессы гормональной регуляции, ферментативной активности, изменяется проницаемость биологических мембран, повреждаются внутриклеточные структуры [1].
Весьма распространенным путем подавления активности ферментных систем токсикантами является взаимодействие их с функциональными группировками, блокада или разрушение которых приводит к утрате или снижению активности фермента [2]. Наибольший интерес представляют тиоловые и дитиоловые группировки, обеспечивающие функционирование многочисленных сульфгидрильных ферментов. Наиболее важные из них - это сукцинатдегидрогеназа, лактатдегидрогеназа, ферменты трансфосфорилирования и трансаминазы. В реакции меркаптидообразования с сульфгидрильными группами вступают различные токсичные металлы, их соли, оксиды. Токсичные металлы блокируют течение цикла реакций окислительного декарбоксилирования пировиноградной кислоты, вступая в соединения с дитиоловыми группами липоевой кислоты с образованием прочного циклического соединения, блокируют важнейшие звенья углеводного и энергетического обмена, нарушая функционирование цикла ди- и трикарбоновых кислот и нарушая связи между углеводным, белковым и липидным обменом. Механизм блокады тиоловых групп фермента токсичным металлом и освобождение их с помощью 2,3 - димеркапто-пропанола ясен из схемы, представленной ниже: Токсичные металлы, в зависимости от особенностей своего поступления и распределения в организме и от своей химической природы и химических свойств фермента, блокируют те или иные SH-содержащие биохимические структуры.
Загрязнение окружающей среды в связи с развитием промышленности, урбанизации и обусловленное этим нарушение экологического равновесия все больше беспокоят общество. Загрязнение является результатом неполноценного и нерационального использования добываемых природных богатств и продуктов промышленного производства, выброса вредных веществ транспортными средствами и тепловыми электростанциями, сельскохозяйственными и бытовыми сточными водами, газообразными и аэрозольными выбросами в атмосферу. Поступление выбросов в атмосферу нередко превышает ее естественные возможности к самоочищению. Поступление в биосферу продуктов и отходов производства приводит к тому, что в почвах, природных водах, приземном слое воздуха, флоре и фауне возрастает содержание токсичных элементов - As, Be, Cd, Hg, Pb, Se и других. Отдельные органические и неорганические соединения изменяют органолептические свойства воды или делают ее непригодной для питья и производственных целей.
Химический состав питьевых, природных и сточных вод, а также воздуха строго контролируется. В России органы санитарного надзора нормируют для вод предельно допустимые концентрации более 900 неорганических и органических компонентов, органы рыбного надзора -около 100 показателей. Легко оценить сложность подобного контроля и уровень затрат на его осуществление. Поэтому сейчас такой контроль проводится выборочно на основные показатели с учетом специфики загрязнений в данной местности, кр
Перед аналитиком стоит важная задача: дать достоверную аналитическую информацию об объектах окружающей среды, в частности идентифицировать вредные микроэлементы, установить их содержание, формы, в которых они присутствуют в воздухе, атмосферных осадках, почвах, водах суши и морей, донных отложениях. Такой контроль нужен не только для того, чтобы зафиксировать степень загрязненности биосферы, но и установить источники загрязнения и локализировать их, оценить эффективность того или иного метода или мероприятия по очистке и ликвидации отходов, созданию безотходной технологии.
Изучение дисперсности сорбента СВ-1 и модифицированных опок Астраханской области, для использования в аналитической химии и экологических мероприятиях
Электронно-микроскопические исследования делятся на прямые и косвенные. К прямым методам относятся светлопольный и темнопольный способы работы на просвет, а к косвенным - исследование способом реплик. Прямые методы применимы к исследованию объектов, которые можно получить в виде мелких частиц при диспергировании, а также тонких слоев при разрезе или скалывании. Отсутствие возможности контролирования предела дробления объекта и агрегации частиц, которая происходит при испарении дисперсионной среды, затрудняет использование прямых методов исследования, что особенно характерно для изучения природных сорбентов (опок, глин, различных карбонатов или труднорастворимых сульфатов).
При косвенных методах исследуется не сам объект, а копия с его рельефа (отпечаток, реплика). Так как при этом объект не подвергается дроблению, то можно наблюдать его ненарушенную структуру. Косвенные методы исследования имеют то ограничение, что по репликам затруднена интерпретация изображения. Таким образом, применение того или иного метода исследования с использованием электронного микроскопа определяется, в основном, объектом и задачами, которые поставлены перед исследователем.
Для изучения природных сорбентов Астраханской и Саратовской областей был использован метод электронно-микроскопического исследования суспензий [24]. Для этого образцы измельчались до пудры (обычно в агатовой ступке), полученную пудру суспендировали в дистиллированной воде, отбрасывали не осевшие за 20 с частицы, осевшие частицы промывали дополнительной водой, вновь измельчали до пудры, суспендировали в дистиллированной воде и суспензию наносили на коллодиевую подложку. Исследования проводились на электронном микроскопе типа УМ-100. Съемка проводилась при различных увеличениях, дающих общую характеристику минералогического состава и более полную характеристику слагающих сорбент минералов.
Опоки сложены в основном опаловидным кремнезёмом, агрегаты частиц которого размером от 1 до 3 микрон в поперечнике видны при увеличении в 6700 раз. Во всех исследованных образцах наблюдается наличие (в различной степени) большого числа мелких студнеобразных частиц различного размера, что особенно характерно для опок Саратовской области. Этих частиц гораздо меньше в опоках Астраханской области. Но для тех и других опок это свидетельство их полидисперсности.
Было также проведено электронно-микроскопическое исследование глин Астраханской и Саратовской областей. Для исследованных глин обнаружена неоднородность слагающих их частиц. На всех микрофотограммах глин видны тонкодисперсные полупрозрачные частицы с размытыми очертаниями изометрической или удлинённо-чешуйчатой формы и агрегаты в виде комочков с размытыми очертаниями и наличием разветвленной сети переходных пор. Также видны непрозрачные частицы, характерные для опала. На всех микрофотографиях хорошо видны лепестки монтмориллонита. Электронная микроскопия свидетельствует о присутствии в образцах морденита, а также кристаллов каолинита.
Таким образом, методом электронной микроскопии изучен минералогический состав некоторых природных сорбентов Астраханской и Саратовской областей, в частности, опок и глин важнейших месторождений. Установлено, что опоки сложены опаловидным кремнеземом, имеется примесь кварца. Установлено, что исследованные глины относятся к глинам монтмориллонитового типа.
Рентгено-фазовый анализ является методом качественного или количественного определения числа и соотношения кристаллических фаз в системах различной сложности и основан на том, что каждая кристаллическая фаза дает свою индивидуальную, только ей присущую картину расположения дифракционных колец и их интенсивностей. Для смеси кристаллов (в частности, природных сорбентов) дифракционная картина представляет собой сумму дифрактограмм и их интенсивность пропорциональна количественному содержанию каждого компонента. При идентификации кристаллических форм или фаз обычно снимают дифрактограммы каких-либо эталонных образцов или же пользуются табличными данными, в которых имеется информация о межплоскостных расстояниях и интенсивностях линий рентгенограмм для большого числа веществ.
Определение фазового состава кристаллического вещества проводят методом сравнения межплоскостных расстояний d и интенсивностей соответствующих линий рентгенограммы J с табличными данными. При этом требуется кропотливая работа со справочником-определителем. Для характеристики пространственного распределения разрешенных направлений рассеяния рентгеновских лучей используется уравнение Ю. Вульфа и У. Брегга:
Представление механизма сорбции ионов Zn2+, Cd2+, Hg2+, Pb +, Mg2+, Ca2+, Sr24", Be2+ на основании экспериментальных данных
Общие положения теории сорбции детально изложены в обширной литературе, например, в [31-35]. Адсорбция - концентрирование вещества (ад-сорбата; адсорбтива) из объёма фаз на поверхности раздела между ними, например: из газа или раствора на поверхности твёрдого тела (адсорбента) или жидкости. Адсорбция является частным случаем сорбции.
В общем случае причина адсорбции - нескомпенсированность межмолекулярных сил вблизи этой поверхности, то есть наличие адсорбционного силового поля. Тело, создающее такое поле, называется адсорбентом, вещество, молекулы которого могут адсорбироваться - адсорбтивом, уже адсорбированное вещество - адсорбатом. Процесс, обратный адсорбции называется десорбцией.
Природа адсорбционных сил может быть весьма различной. Если это ван-дер-ваальсовы силы, то адсорбция называется физической, если валентные (то есть адсорбция сопровождается образованием поверхностных химических соединений) - химической, или хемосорбцией. Отличительные черты хемосорбции - необратимость, высокие тепловые эффекты (сотни кДж/моль), активированный характер. Между физической и химической адсорбцией существует множество промежуточных случаев (например: адсорбция, обусловленная образованием водородных связей). Возможны также различные типы физической адсорбции. Наиболее универсально проявление дисперсионных межмолекулярных сил притяжения, так как они приблизительно постоянны для адсорбентов с поверхностью любой химической природы (так называемые неспецифические адсорбции). Физическая адсорбция может быть вызвана электростатическими силами (взаимодействие между ионами, диполями или квадруполями); при этом адсорбция определяется химической природой молекул адсорбтива (так называемые специфические адсорбции). Значит роль при адсорбции играет также геометрия поверхности раздела: в случае плоской поверхности говорят об адсорбции на открытой поверхности, в случае слабо или сильно искривленной поверхности - об адсорбции в порах адсорбента.
Основы термодинамики адсорбции были созданы Дж. Гиббсом в 70-е гг. XIX века. По Гиббсу, в равновесной двухфазной системе вблизи поверхности раздела фаз происходит некоторое изменение локальных значений всех экстенсивных свойств (кроме объёма). Однако фазы считаются однородными вплоть до некоторой геометрической поверхности, разделяющей их. Поэтому значение какого-либо экстенсивного свойства для системы в целом (щ) не равно сумме значений этого свойства в однородных фазах а и Д Разность Wo - (Va+ ь) = w приписывается двухмерной поверхностной фазе, связанной с разделяющей поверхностью. Так как поверхностная фаза не имеет толщины, то V0 = Va+VpHdVa= -dVp где V - объём.
Изложенные представления позволяют привести фундаментальное термодинамическое уравнение к виду: где G - гиббсова свободная энергия, S - энтропия, т - межфазное поверхностное натяжение, s - площадь поверхности раздела, /л и п, - соответствующий химический потенциал и число молей /-того компонента. Индекс со указывает на значение соответствующего свойства в поверхностной фазе. Преобразование Лежандра позволяет видоизменить уравнение (3.1) для изотермических условий:
Величина ni(l/s=[nio-(nia+nip)]/s называется гиббсовой адсорбцией и обозначается символом ГІ (выражается в моль/см ). Для двухкомпонентной системы:
Положение разделяющей поверхности может быть выбрано произвольно. В частности, выбор этого положения может удовлетворять условию Гі=0. Такая поверхность называется эквимолекулярной. Для неё вводится обозначение Г2=Г2 . Отсюда следует основное адсорбционное уравнение Гиббса:
Если адсорбтив совершенно не растворяется в одной из двух фаз, i!=const, и переход от уравнения (3.2) к уравнению (3.3) не требует условия Гі=0. Таким образом, гиббсова адсорбция - это избыток данного компонента в реальной двухфазной системе по сравнению с такой системой, в которой обе фазы были бы строго однородны вплоть до разделяющей поверхности. Кроме гиббсовых избыточных величин адсорбции, в её теории большую роль играет адсорбция, понимаемая как полное содержание компонента і в пространстве W, в котором проявляются адсорбционные силы. Обозначая полное содержание через а и считая, что компонент / совершенно не растворимым в одной из объёмных фаз, имеем: где ct - концентрация z -того компонента в объёмной фазе. При малых ct:
Сорбционное концентрирование на сорбенте СВ-1 ионов меди, свинца, цинка, кадмия и никеля из воды и их электротермическое атомно-адсорбционное определение в суспензии сорбента
При этом часто (но не всегда) наблюдается так называемый адсорбционный гистерезис, то есть несовпадение адсорбционных и десорбционных ветвей изотермы. Как правило, это связано с тем, что формы менисков при адсорбции и десорбции не совпадают. Согласно модели М.Поляни, вблизи поверхности сорбента существует потенциальное адсорбционное силовое поле, убывающее с расстоянием от поверхности. Вследствие этого давление адсорбтива, равное в дали от поверхности р, вблизи ее возрастает и на некотором расстоянии достигает значения ps, при котором адсорбтив конденсируется. Объем слоя между поверхностью раздела и геометрическим местом точек, где p=ps, заполнен жидкостью, которой приписываются нормальные значения физических свойств объемной жидкости. Обратимая изотермическая работа s адсорбционных сил, определяемая по уравнению s = RTln p/ps, называется адсорбционным потенциалом, а вся концепция - потенциальной теорией адсорбции. При заданной величине объема V адсорбционного слоя потенциал є не зависит от температуры (вследствие независимости дисперсионных сил от температуры). Такая температурная инвариантность дает возможность пересчитать адсорбцию с одной температуры на другую, хотя уравнения изотермы адсорбции на основе излагаемой теории вывести не удалось. Модель Поляни широко и успешно применялась многими авторами, однако она содержала два очень уязвимых положения: 1) допущение о том, что тончайшая адсорбционная пленка имеет нормальные значения физических свойств объемной жидкости (это допущение не подтверждалось опытами); 2) температурная инвариативность функции є = /(V), лежащая в основе теории, приближенно подтверждалась опытом только для очень тонкопористых адсорбентов.
Используя потенциальную теорию, М.М.Дубинин предложил и разработал теорию объемного заполнения микропор (ТОЗМ). Было постулировано, что эта теория применима только к микропористым адсорбентам. Особенность таких адсорбентов, в которых линейные размеры пор г 1нм, состоит в том, что весь объем их пор «заполнен» адсорбционным полем. Поэтому при адсорбции они заполняются не послойно, а объемно. Величина є в рассматриваемом случае - это не адсорбционный потенциал, а с точностью до знака химический потенциал адсорбата, отсчитываемый от уровня химического потенциала нормальной жидкости при той же температуре. Вся совокупность пор адсорбентов разделяется на три класса: микропоры (г 0,6нм), мезопоры (0,6 г 20нм) и макропоры (г 20нм). Адсорбция в микропорах происходит по схеме ТОЗМ, то есть объемно, в мезопорах - по механизму послойного заполнения, завершаемого капиллярной конденсацией. Макропоры при адсорбционном равновесии никакой роли не играют.
На практике всегда имеют дело не с индивидуальным адсорбтивом, а со смесью газов или с жидкими растворами. Поэтому требуется обобщение теории адсорбции на случай многокомпонентного адсорбтива. В принципе можно исходить из любой модели адсорбции и распространить ее на этот случай. При адсорбции газовой смеси это достигается не только большим усложнением уравнений, но и введением в них дополнительных эмпирических параметров, связанных или с взаимодействием разнородных молекул или, в более общем виде, с влиянием одних веществ на коэффициент других. Только модель Ленгмюра позволяет получить уравнение изотермы адсорбции смеси без параметров, не входящих в уравнения для адсорбции индивидуальных веществ. Для этого достаточно учесть, что при сорбции А:-того компонента из смеси і компонентов часть адсорбционных центров может быть занята другими молекулами.
В случае адсорбции жидких растворов независимо от их концентрации вся поверхность адсорбента заполнена. Вследствие этого адсорбция молекулы Ахгого компонента сопровождается вытеснением некоторого числа молекул остальных компонентов, то есть адсорбция носит конкурентный характер.
Различают молекулярную и ионную адсорбцию растворов. Первая происходит при адсорбции растворов неэлектролитов, вторая - растворов электролитов. Молекулярная адсорбция, как правило, выражается избыточными величинами. Конкурентный характер адсорбции обуславливает то, что величина а может быть как положительной, так и отрицательной. Выражая адсорбцию /-того компонента как функцию его мольной доли в растворе х{, имеем, что Г)=0 при Х{=0 и x,=l (возможным изменением объема вещества в адсорбционном слое пренебрегают). Поэтому изотерма адсорбции имеет один или несколько экстремумов. Ионная адсорбция, как правило, не носит эквивалентного характера. На поверхности из раствора электролита адсорбируются преимущественно катионы или анионы. Благодаря электрическим (кулоновским) силам на поверхности образуется двойной электрический слой.
Если в состав адсорбента входят ионы или поверхностные функциональные группы, способные в данном растворителе к ионизации, то между сорбентом и раствором электролита происходит ионный обмен. Адсорбент в этом случае называется ионитом.
Адсорбция, как и любой реальный процесс, происходит во времени. Поэтому полная теория адсорбции должна содержать раздел о кинетике адсорбции. Элементарный акт адсорбции осуществляется практически мгновенно (исключение - хемосорбция). Поэтому временные зависимости адсорбции определяются в основном механизмом диффузии, то есть подвода адсорбтива к месту адсорбции. Если адсорбция на открытой поверхности не мгновенна, такой процесс происходит во внешнедиффузной области; при этом законы диффузии не специфичны для адсорбции. В случае же пористых адсорбентов, кроме внешней диффузии, важную роль начинает играть внутренняя диффузия, то есть перенос адсорбтива в порах адсорбента при наличии в них градиента концентрации. Механизм такого переноса может зависеть от концентрации адсорбтива и размеров пор.
