Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Литературный обзор 7
1.1. Очистка сточных вод от ионов металлов 7
1.1.1. Ионообменный метод очистки 7
1.1.2. Адсорбционный метод очистки 8
1.2. Общая характеристика природных сорбентов 9
1.2.1. Цеолиты 9
1.2.2. Дисперсные кремнезёмы 12
1.2.3. Силикагель 16
1.2.4. Глинистые минералы 17
1.3. Структура поверхности сорбентов 19
1.4. Химическое модифицирование поверхности природных сорбентов 24
1.4.1. Солевой метод модифицирования природных сорбентов 26
1.4.2. Кислотный метод модифицирования природных сорбентов 27
1.5. Термическая активация природных сорбентов 28
1.6. Сорбенты - катализаторы окисления углеводородов 30 1.7. Выводы к главе 1 35
Глава 2. Экспериментальная часть 36
2.1. Выбор объекта и физико-химические методы его исследования 36
2.1.1. Физико-химические характеристики дисперсного кремнезёма 37
2.1.2. Методика определения термической устойчивости природного сорбента 3 8
2.1.3. Изучение структурно-поверхностных характеристик дисперсного кремнезёма 38
2.1.4. Методы определения химического состава дисперсного кремнезёма 39
2.2. Методики исследования адсорбции катионов Cu2+5 Со2+, Cd2+ на дисперсном кремнезёме 41
2.2.1. Методики проведения адсорбции катионов Cu2+, Со2+, Cd2+ на дисперсном кремнезёме в статическом режиме 41
2.2.2. Методика исследования адсорбции иона аммония в динамическом режиме 41
2.2.3. Методика проведения адсорбции катионов CuZT и Со"" на химически модифицированной опоке 42
2.2.4. Описание установки и методика проведения реакции глубокого окисления органических растворителей 42
2.3. Выводы к главе 2 45
Глава 3. Адсорбционные исследования природного сорбента - опоки 46
3.1. Адсорбция катионов Cu2+, Со2+, Cd2+ на дисперсном кремнезёме 46
3.1.1. Влияние гранулометрического состава на адсорбцию иона кадмия на опоке 49
3.1.2. Термогравиметрический и рентгенофазовый анализ 50
3.1.3. Влияние термоактивации на адсорбционные свойства природного сорбента 53
3.1.4. Квантово-химическое моделирование термического модифицирования опоки 59
3.1.5. Химическое модифицирование природного сорбента 63
3.3. Вывод к главе 3 72
Глава 4. Исследование кинетики ионного обмена катионов металлов на опоке 73
4.1. Кинетика ионного обмена катионов Cu2+, Со2+, Cd2+ на дисперсном кремнезёме 73
4.2. Выводы к главе 4 80
Глава 5. Каталитическая очистка газов от органических соединений 81
5.1. Выводы к главе 5 86
Выводы 87
Литературные источники 89
- Общая характеристика природных сорбентов
- Термическая активация природных сорбентов
- Изучение структурно-поверхностных характеристик дисперсного кремнезёма
- Методика проведения адсорбции катионов CuZT и Со"" на химически модифицированной опоке
Введение к работе
Актуальность проблемы.
В настоящее время в мире сложилась тяжёлая экологическая обстановка. Концентрация тяжёлых металлов в природных водах постоянно возрастает. Одним из наиболее эффективных и простых способов, позволяющих очищать сточные воды от токсичных примесей до требуемого уровня, является сорбция. При этом уделяется особое внимание сорбционным системам, где в качестве сорбентов используются природные минералы различного происхождения и структуры [1-4].
Многие годы исследователи уделяют большое внимание дисперсным кремнезёмам (диатомиты, трепелы, опоки) как сорбентам и катализаторам широкого спектра применения [1, 5]. В связи с их высокими адсорбционными, ионообменными и фильтрационными свойствами, появлением методов регулирования их геометрической структуры и химической природы поверхности, наличием крупных промышленных месторождений целесообразно использование природных минералов в водоочистке [6, 7].
Опока - природный дисперсный кремнезём, характеризующийся высокой прочностью при высокой пористости, неразмокаемостью в воде, устойчивостью к действию кислот и щелочей. Уникальные свойства этого сорбента позволяют предположить возможность применения его для очистки сточных вод от тяжёлых металлов, концентрирования ионов из различных объектов окружающей среды, создания катализаторов широкого спектра применения [1,5].
В связи с вышеизложенным, актуальным является:
изучение сорбционной ёмкости опоки по отношению к ионам меди (II), кадмия (II), кобальта (II), входящие в состав сточных вод промышленных предприятий;
влияние различных факторов (температура адсорбции, концентрация солей металлов, модифицирование поверхности опоки) на сорбционную ёмкость опоки;
- создание катализаторов очистки промышленных газовых выбросов на ос
нове отработанного сорбента.
Целью настоящей работы является:
изучение минерального и химического состава, структурно-поверхностных характеристик, термической устойчивости опоки Саратовского месторождения;
определение оптимальных условий сорбции катионов металлов на опоке в статическом и динамическом режимах;
направленное изменение свойств опоки с помощью химического и термического модифицирования;
определение способа утилизации адсорбента, насыщенного тяжёлыми металлами в процессе очистки промышленных сточных вод.
Научная новизна:
установлены общие закономерности адсорбции катионов меди(П), кад-мия(П), кобальта(П) на опоке в Na-форме на основе изучения кинетики ионного обмена при различных концентрации исходного раствора и размера зерна сорбента;
выявлено влияние' термического модифицирования опоки на её сорбцион-ную активность;
осуществлён выбор веществ - модификаторов для увеличения сорбцион-ной активности природного сорбента - опоки;
впервые на основе отработанного сорбента созданы высокоэффективные гетерогенные катализаторы Cu/опока и Co/опока глубокого окисления углеводородов.
Практическая значимость работы:
установлена принципиальная возможность применения опоки в качестве эффективного сорбента в процессах очистки воды от катионов металлов: Cu(II), Co(II), Cd(II);
разработан способ приготовления катализатора очистки газовых выбросов от толуола и бензола;
- разработана методика удаления вредных примесей из сточных вод гальва
нических производств.
Автор выносит на защиту:
общие закономерности и особенности сорбции катионов металлов Cu(II), Co(II), Cd(II) на дисперсном кремнезёме;
кинетические закономерности ионного обмена металлов на опоке в Na-форме концентрации исходного раствора и зерна сорбента;
результаты термического и химического модифицирования опоки;
создание из насыщенного металлами дисперсного кремнезёма высокоактивного гетерогенного катализатора Cu/опока и Co/опока для глубокого окисления бензола и толуола.
Общая характеристика природных сорбентов
В последнее время для очистки воды всё большее применение находят природные цеолиты, которые обладают высокой сорбционной ёмкостью, ка-тионообменными свойствами, сравнительно низкой стоимостью и доступностью [23-27]. Такие природные сорбенты извлекают из промышленных сточных вод почти 100% катионов Pb2+, Ва2+, Sr2+ и более чем 90% катионов цветных металлов Cd2+, Cu2+, Zn2+, Со2+ [28]. Природные цеолиты - группа минералов, представляющих собой водные алюмосиликаты щелочных и щёлочноземельных металлов, имеющих каркасную структуру [29-32]. Природные цеолиты обладают высокой селективностью по отношению к катионам металлов больших размеров. Это обусловлено наличием в структуре этих минеральных ионообменников восьмичленных кремнекислородных колец [33]. Наблюдается хорошее соответствие между размерами катионов и свободным сечением восьмичленных колец. Взаимодействие катионов с пятью - шестью близлежащими и двумя - тремя более удалёнными атомами кислорода неплоских колец существенно повышает энергию их взаимодействия с матрицей каркасных ионообменников. Кроме селективных катионообменных свойств природных цеолитов обращает на себя внимание их довольно высокая механическая прочность, которая по шкале Мооса составляет 7-6 [34]. Она является достаточной для применения цеолитовых туфов в качестве зернистых фильтрующих материалов. Клиноптилолитовые туфы удовлетворяют требованиям, предъявляемым к зернистым фильтрующим материалам по истираемости и измельчаемости. Они обладают большой межзерновой пористостью.
Проведённые исследования [24, 35, 36] показали высокую кислотостойкость клиноптилолитовых туфов и их достаточную устойчивость к действию щелочей. Всё сказанное позволило рекомендовать клиноптилолитовые туфы в качестве исходного материала для получения зернистых фильтрующих загрузок [37]. В работах [38-40] доказана перспективность использования клиноптило-лита при очистке питьевой воды. По результатам этих работ видно, что кли-ноптилолитовый фильтр задерживает соединения железа и алюминия, обеспечивая большее снижение мутности воды. Цветность воды после цеолитового фильтра, особенно в первые 8-10 часов, ниже, чем песчаного [40]. Вода, профильтрованная через цеолитовый фильтр, приобретает некоторый бактерио-статический эффект: микробное число такой воды после хранения при комнатной температуре в 9-12 раз ниже, чем воды, профильтрованной через другие типы загрузок [41]. Имеются предложения [42], использовать клиноптилолит в качестве добавки в почву. Отработанный NH/ - К+- клиноптилолит может быть действительно реализован в качестве полезной добавки в почву. Также проведены испытания эффективности применения клиноптилоли-та для очистки сточных вод от ионов аммония [43]. В данном случае предлагается фактически комбинированный метод: ионообменное поглощение иона аммония клиноптилолитом и последующее восстановление обменной ёмкости последнего по иону аммонию путём его обработки гипохлоритом натрия или озоном. В связи с ростом требований к воде для хозяйственно-питьевого водоснабжения из неё необходимо удалять соединения железа и марганца. Существующие методы очистки воды от ионов Fe(II) и Мп(П) основаны на их окислении до трёх- и четырёхвалентного состояния соответственно с последующим удалением образовавшихся гидроксидов на фильтрах.
Однако фильтрующий материал должен обладать способностью к специфическому поглощению ос-тавшихся неокисленными двухвалентных катионов Fe и Мп [44, 45]. При родные цеолиты в этом отношении имеют большее преимущество перед традиционно используемыми фильтрующими материалами. Для удаления сульфид - и гидросульфид-ионов из воды широко используется её обработка окислителями [44]. Для повышения скорости реакции и углубления процесса окисления его целесообразно проводить в присутствии катализаторов [46]. Природные цеолиты используются для удаления 137Cs из высокоактивной воды, для дезактивации низко - и среднеактивных вод, для фиксации радиоактивных загрязнений [47, 48, 5]. Выбор сорбента определяется некоторыми факторами, главными из которых являются его сорбционные характеристики, химическая и радиационная стойкость [49]. Безусловно, не последнюю роль играет стоимость материала. Поэтому в случае техногенного загрязнения вод целесообразно использование природных цеолитов. Они имеют низкую себестоимость, их запасы практически неограниченны. Такие природные минералы являются очень перспективными сорбентами в охране окружающей среды благодаря особенностям своей пористой структуры, химической природе, селективности в отношении сорбции ионов металлов.
С помощью клиноптилолитовых фильтров успешно решается задача удаления микроколичеств стронция из речной воды [50]. Данные показывают высокую избирательность Са - формы клиноптилолита по отношению к ионам Sr [50]. Катионы стронция достаточно эффективно поглощаются клиноптило-литом [51]. Серьёзную опасность для человека представляет загрязнение воды и почвы тяжёлыми металлами, особенно ртутью, кадмием, свинцом, цинком, хромом [51]. Результаты [5, 52, 53] показывают высокую избирательность природных цеолитов по отношению к обсуждаемым катионам. Ряд селективности металлов для клиноптилолита и морденита имеет следующий вид [53]: Pb Cd Cu Zn Na . Эти природные цеолиты используются для удаления из сточных вод катионов меди, свинца и кадмия [54].
Термическая активация природных сорбентов
Адсорбционная активность природных кремнезёмов существенно возрастает при их термической активации, приводящей к удалению адсорбционной воды и, соответственно, увеличению сорбционного пространства. Термографические исследования показали [116], что все образцы кремнистых природных сорбентов при температуре 150С дают характерный эндотермический эффект, вызванный удалением адсорбционной воды, удерживаемой в основном физическими силами. Остальные эффекты на термограммах невелики. При температуре выше 300 - 400С происходит дегидратация поверхности. Небольшие эндотермические эффекты при температуре около 600С связаны с удалением конституционной воды глинистых минералов, содержащихся в виде примесей. Дальнейшее нагревание до 975С приводит к удалению структурной воды. Известно [109], что зависимость ёмкости от количества сорбированной воды с повышением температуры изменяется по параболическому закону. В полулогарифмических координатах этой зависимости наблюдается излом на кривых в области температур 350 - 400С, который отвечает завершению процесса удаления капиллярно-поглощённой и адсорбированной влаги. Начиная с 400С, изменяется структура дисперсного кремнезёма. Выше этой температуры происходит удаление химически связанной воды за счёт разложения поверхностных гидроксильных групп, в структуре минерала наблюдаются необратимые изменения. Термоактивация двояко влияет на удельную поверхность природных кремнезёмов. Прокаливание опоки в интервале 500 - 900С приводит к снижению величины удельной поверхности от 90 до 5 м2/г. Для характеристики состояния поверхности авторами [23, 93] использовались различные методы, в том числе и метод ИК-спектроскопии. Анализ ИК -спектров показал, что термообработка опоки при температурах 200 - 900С не приводит к существенному изменению фазового состава содержащейся в опоке модификации кремнезёма, так как спектры природного и прокалённого образцов практически идентичны. В работах [98, 117] приведены ИК - спектры опок, прокалённых при 200, 500, 900С в области валентных колебаний гидроксильных групп. Спектр исходного образца опоки имеет широкую размытую полосу поглощения с максимумом в области 3500 и 3400 см"1, принадлежащую соответственно валентным колебаниям гидроксильных групп и адсорбированной на поверхности опоки воды. Термическая обработка при 200С значительно изменяет спектр, появляется более острый пик с максимумом 3600 см"1.
Спектр опоки (t=500C) характеризуется интенсивным максимумом (3700 см"1) и размытой полосой небольшой интенсивности в низкочастотной области. Образец после прокаливания при 900С имеет узкую полосу поглощения в области 3700 см"1 небольшой интенсивности, принадлежащую к возбуждённым ОН - группам поверхности. Интенсивность полос поглощения убывает с ростом температуры термообработки. Такой характер спектра согласуется с общепринятыми схемами дегидратации и дегидроксилирования поверхности [94]. По мере увеличения температуры термической активации кремнезёмов их адсорбционные и ионообменные свойства, рассчитанные на единицу веса вещества, закономерно падают. Что связывают со спеканием, уменьшением удельной поверхности. Абсолютная величина электрокинетического потенциала опоки возрастает с прокаливанием образца, что связано [118] с увеличе ниєм избытка ионов в диффузионной части двойного электрического слоя у поверхности опоки, т.е. с изменением химических свойств термообработанной поверхности. Изотермы адсорбции, снятые из растворов монофурфурилиденацетона [118], свидетельствуют о том, что адсорбционные свойства опок, прокалённых при 200 и 500С, очень близки; повышение же температуры до 900С снижает адсорбцию. На опоках, прокалённых при 700 и 900С, адсорбция носит активированный характер. Реакции глубокого окисления ароматических углеводородов представляют существенный интерес для теории и практики катализа. Закономерности этих реакций в области малых концентраций окисляемых веществ ранее подробно исследовались преимущественно на платиновых и палладиевых катализаторах [122, 123]. Полученные данные могут быть использованы, в частности, в практических целях для охраны окружающей среды.
В последнее время была обнаружена высокая эффективность и стабильность непористых катализаторов на металлических носителях. В этой связи представляет интерес изучения реакций глубокого окисления ароматических соединений на таких катализаторах и сопоставление полученных результатов с данными для реакций на других нанесённых катализаторах. В работе [124] изучена кинетика глубокого окисления малых количеств бензола в воздухе (0,001 - 0,3 ммоль/л) на алюмоплатиновом катализаторе в интервале температур 100 - 350С, в проточно-циркуляционной системе и в реакторе с виброожиженным слоем катализатора. В области низких температур (100С) и на гранулах катализатора (0,1 мм) реакция протекает в кинетической области, с повышением температуры (выше 130С) на гранулах катализа
Изучение структурно-поверхностных характеристик дисперсного кремнезёма
Исследование характеристик пористой структуры образцов опоки проводилось методом низкотемпературной адсорбции-десорбции азота на автоматическом сорбтометре ASAP 2010 фирмы Micromeritics (США) в лаборатории кинетики и катализа химического факультета Московского государственного университета. Все расчёты проводились с использованием стандартного программного обеспечения прибора ASAP 2010. В программном обеспечении используются: - для определения поверхности образца - метод БЭТ; - объёма и площади микропор - метод t-plot; - для построения кривой распределения мезопор — метод BJH. 1. Сущность метода определения диоксида кремния заключается в уда о лении фтористого кремния и прокаливании остатка при 1000 - 1200 С с учётом потерь при прокаливании (ГОСТ 24104; ГОСТ 25336; ГОСТ 4204; ГОСТ 22552.1-77).
Расчёт массовой доли диоксида кремния (X): ливания, г; т2 - масса тигля с прокалённым остатком после отгонки фтористого кремния, г; гп3 - масса пустого прокалённого тигля, г; m - масса навески пробы, г; К - эмпирический коэффициент, вносящий поправку на смеси. 2. Дифференциальный фотометрический метод определения массовой доли оксида алюминия основан на образовании фиолетово-красного комплекс ного соединения алюминия с метилтимоловым синим при рН = 3,8-4,2 (ГОСТ 26318.4-84). Расчёт массовой доли оксида алюминия (X): вочному графику, мг; V - объём аликвотной части раствора, взятый для по-строения градуировочного графика, см ; m — масса навески, г; Vi - объём аликвотной части анализируемого раствора, см . 3. Комплексонометрический метод определения массовой доли оксида железа (III) основан на образовании комплексного соединения Fe (III) с суль фосалициловой кислотой и разрушении его трилоном Б (ГОСТ 4478-78; ГОСТ 3760-79; ГОСТ 3118-77; ГОСТ 26318.4-84). Расчёт массовой доли оксида железа (III) (X): на титрование, см ; V - общий объём раствора анализируемой пробы, см ; 0,001996 - титр 0,025М раствора трилона Б по оксиду железа (III), г/см3; V2 -объём аликвотной части раствора, взятый для анализа, см ; m — масса навески, г. 4. Комплексонометрический метод определения массовой доли оксида кальция и оксида магния основан на взаимодействии кальция с трилоном Б в присутствии индикаторов кислотного хром тёмно-синего или флуорексона при рН=13 и суммы кальция с магнием при рН=10 в присутствии эриохром чёрно го Т или кислотного хрома тёмно-синего (ГОСТ 26318.1-84; ГОСТ 26318.6 84).
Расчёт массовой доли оксида кальция (X): T(V— V) Х=————100, где Т - титр раствора трилона Б (0,01 М), выраженный в т граммах оксида кальция, равный 0,0005608 г/см ; V - объём раствора трилона Б, израсходованный на титрование кальция в анализируемом растворе, см ; Vi - объём раствора трилона Б, израсходованный на титрование кальция в растворе холостого опыта, см3; m - масса навески материала, соответствующая аликвотной части раствора, взятой для титрования кальция, г. Расчёт массовой доли магния (X): Х=-А —100, где Т - титр раствора трилона Б (0,01 М), выраженный в т граммах оксида магния, равный 0,0004032 г/см3; V — объём раствора трилона Б, израсходованный на титрование суммы оксида кальция и магния в анализируемом растворе, см3; V] - объём раствора трилона Б, израсходованный на титрование кальция в анализируемом растворе, см3; m - масса навески материала, соответствующая аликвотнои части раствора, взятой для титрования суммы кальция и магния, г. Сорбционная способность опоки по отношению к ионам Cu(II), Со(П), Cd(II) исследовалась в статическом режиме. Фракция природной опоки составляла 1-3 мм, её промывали дистиллированной водой до удаления взвешенных частиц и высушивали в сушильном шкафу при температуре 160С. Сорбция вышеуказанных ионов изучалась на природной опоке растворами следующих солей: CuS04, Со(ТМОз)2, Cd(N03)2. Масса образца составила 0,5 г, объём растворов солей - 50 мл. Сущность этого метода заключается в пропускании модельного рас-твора хлорида аммония NH4CI концентрации 2,5-10" моль/л через неподвижный слой сорбента фракции 1-3 мм, помещённый в стеклянную колонку. Длина слоя сорбента варьировалась в пределах 8-15 см.
Скорость потока жидкости составляла 0,5 - 3 мл. Концентрация ионов аммония на выходе из колонки контролировалась фотометрически по стандартной методике (ГОСТ 4192-82). Все измерения проводили при комнатной температуре. Адсорбцию катионов металлов Си2+ и Со2+ проводили на опоке, химически модифицированной с целью повышения сорбционной способности, адсорбционной ёмкости и, следовательно, степени очистки. Синтез природного сорбента проводили путём обработки его поверхности различными веществами - модификаторами. В качестве таких веществ были взяты 10%-ные растворы соляной кислоты, гидроксида калия и хлорида аммония. По окончании процесса модификации полученный сорбент отмывали дистиллированной водой, затем на каждом образце модифицированной опоки проводили сорбцию катионов металлов Си2+ и Со2+ при нормальных условиях из растворов с концентрацией 2,5 ммоль/л при температурах 20 и 60С в статическом режиме. Изучение реакции глубокого окисления органических растворителей (бензол, толуол) проводилось на лабораторной установке проточного типа (рис. 2.2). Исходные вещества подавались через игольчатые вентили, реометры, хлоркальциевые трубки в буферную склянку, где готовилась газовая смесь.
Газовая смесь поступала в реактор, заполненный катализатором в виде гранул размером частиц 0,25-0,50 мм. Сверху он засыпан кварцем для предотвращения возникновения кипящего слоя катализатора. Катализатор помещается в зону постоянной температуры электрической печи, которая устанавливается до опыта последовательным измерением распределения температуры с помощью термопары. На выходе из реактора газообразные продук ты поступали через приемник на газовые часы, при этом жидкие компоненты оставались в приёмнике. Постоянство давления смеси обеспечивала напорная склянка, позволяющая поддерживать заданную скорость расхода газа. Водород для восстановления катализатора и гелий для продувки в режиме нагревания и охлаждения реактора подавались от баллонов через игольчатый вентиль и реометр. Анализ исходной смеси и продуктов реакции проводился хроматогра-фическим методом из двух проб на приборах типа ЛХМ - 8 МД и 3700. Температура термостатирования колонок составила 50С, ток детектора - катарометра - 140 мА.
Методика проведения адсорбции катионов CuZT и Со"" на химически модифицированной опоке
Адсорбционные методы очистки с применением природных сорбентов являются весьма перспективными для очистки воды от катионов тяжёлых металлов. В данной работе исследована возможность применения опоки для очистки сточных вод промышленных предприятий от катионов меди (II), кобальта (II), кадмия. У катионов металлов существует способность специфически адсорбироваться. Специфическая адсорбция является следствием образования до-норно-акцепторной связи между катионом металла как акцептором электронной пары и активным центром поверхности как донором электронной пары. Способность металла к такому виду адсорбции, т.е. возможность осуществления и свойства донорно-акцепторных связей с поверхностным =SiO (=SiOH) - лигандом и её характер определяются количеством и величиной энергетических уровней его валентных орбиталей. Так как вступающий во взаимодействие «лиганд» является ионогенной группой поверхности кремнезёма, несущей большой суммарный заряд, то реакциям поверхностного комплексообразования предшествует возникновение ионных пар или внешнесферных комплексов. Изотермы адсорбции ионов Си2+ и Со2+ на дисперсном кремнеземе -опоке в зависимости от равновесной концентрации растворов, приведённые на рис. 3.1, имеют выпуклый характер, что свидетельствует о её постоянной избирательности к сорбируемому иону. Вид изотерм адсорбции Си (II) и Cd (II) соответствуют изотермам Лэнгмюра. весная концентрации ионов металлов в растворе соответственно, моль/л; V объём раствора, л; m - масса сорбента, г) для ионов меди(П) и кадмия(И) не велики (для Си он составляет 0,03 г/л, а для иона кадмия - 0,01 г/л) (табл. 3.1).
Однако эти величины позволяют судить о степени извлечения ионов в зависимости от сродства к кристаллической фазе опоки. (Со — С }V Из сравнения величин адсорбции ионов a (a =———, моль/г, где Со и т Ср - исходная и равновесная концентрации ионов металлов в растворе соответственно, ммоль/л; V — объём раствора, л; m - масса сорбента, г) меди(П) и кадмия(П) на исследуемом сорбенте следует, что ион Си2+ поглощается более селективно по сравнению с ионом Cd . Такое различие связано с тем, что электростатическое поле иона кадмия слабее, чем у иона меди(П). Ион меди (И), образуя аквакомплексы (в отличие от иона кадмия), проникает в мелкие поры сорбента вследствие небольшого радиуса иона Си + (0,70 А) [135] и взаимодействует с электростатическим полем каркаса этого сорбента. Как известно, медь расположена в конце I ряда переходных металлов периодической таблицы Д.И. Менделеева и в состоянии Си имеет 3d94s-электронную конфигурацию, т. е. почти заполненный Зё-подуровень. Вместе с тем в водных растворах Си (II) выступает довольно активным комплексо-образователем и наряду с объёмными лигандами она способна координировать и поверхностные =SiO"(=SiOH)-rpynnbi, т. е. специфически адсорбироваться. Для иона Со на природном сорбенте - опоке изотерма имеет S-образный характер, свидетельствующий о смещении равновесия с увеличением доли кобальта (II) в фазе опоки. Как видно из рис. 3.1 (кривая 3), ионы Со , в отличие от остальных ионов металлов, продемонстрировали наиболее сильную способность к специфическому взаимодействию с сорбентом Рассчитанные на основе изотерм величина (Kd) и величина (а), уменьшаются в ряду: Со2+ Cu2+ Cd2+ (рис. 3.1, табл. 3.1). В работе исследована зависимость величины адсорбции иона кадмия от размера зёрен природного сорбента - опоки диаметром 2, 4, 6 и 8,5 мм. Результаты эксперимента по влиянию гранулометрического состава приведены на рис. 3.2, из которого видно, что с увеличением размера зерна сорбента в изученном интервале размеров частиц величина адсорбции ионов кадмия уменьшается (от 0,05 до 0,01 ммоль/г) (табл. 3.2).
