地质水泥对U(Ⅵ)的吸附行为及其机理研究

针对具有放射性的含铀废液,本实验采用间歇法,选用养护28 d、粒径为200~220 μm的地质水泥颗粒作为吸附剂,通过改变水泥投加量、吸附时间、pH值、U(Ⅵ)浓度、溶液温度等环境因素,研究地质水泥对U(Ⅵ)的静态吸附规律,为评估含U(Ⅵ)地质水泥固化体的固有稳定性提供依据。结果表明,在较低固液比（0.5 g/L）和较短时间（1.5 d）内,地质水泥对不同浓度U(Ⅵ)的吸附率达99.9%以上,且吸附量受U(Ⅵ)浓度和环境因素（pH值、溶液温度）的影响较小,吸附条件温和。热力学行为更符合Langmuir等温吸附模型,意味着该过程是一个吸热、以单层吸附为主的吸附过程。吸附材料结构表征结果证实,该吸附过程同时存在物理（静电吸引）与化学（离子交换）两种吸附机制。     

高岭土对U(VI)的吸附性能研究

以高岭土为研究对象,采用静态吸附的实验方法,探讨了吸附时间、铀(Ⅵ)的初始浓度、吸附剂质量、pH值、离子种类、腐殖酸质量等因素对铀(Ⅵ)吸附的影响。结果表明:高岭土对铀(Ⅵ)的吸附性能较好,在6 h时就达到了平衡,最佳铀(Ⅵ)的初始浓度为60μg?m L~(-1);最佳的吸附剂质量为0.01 g;随着pH值的增大,高岭土对铀(Ⅵ)的吸附效果先增大,后减小,pH=5时,吸附效果最大;溶液中K~+、NO_3~-、Na~+和SO_4~(2-)对铀(Ⅵ)的吸附影响较小,Mg~(2+)、CO_3~(2-)和HCO_3~-对铀(Ⅵ)的吸附有抑制效果,不利于吸附;溶液中腐殖酸质量的增加会抑制高岭土对铀(Ⅵ)的吸附。实验结果同时表明:准二级动力学模型较准一级动力学模型能更好地描述U(Ⅵ)在高岭土上的吸附。     

膨润土对U(Ⅵ)的吸附机理研究

以高庙子膨润土为研究对象,通过静态吸附实验,考查了高庙子膨润土对U(Ⅵ)的吸附特征,研究了接触时间、固液比、铀的初始浓度、pH、离子类型和离子浓度等因素对U(Ⅵ)吸附特征的影响,并讨论了膨润土对U(Ⅵ)的吸附动力学和热力学过程。结果表明:吸附过程在24 h后达到动态平衡;最佳吸附固液比为1:300;最佳吸附初始浓度为40 mg·L~(-1);在pH为5时,膨润土对U(Ⅵ)的吸附效果最好,过酸或过碱都会影响膨润土对U(Ⅵ)的吸附;溶液中Ca~(2+)、CO_3~(2-)显著降低了膨润土对U(Ⅵ)的吸附效果,影响程度随着离子浓度的增加而增大;Freundlich等温吸附模型和准二级动力学模型对吸附过程的拟合效果较好,主要表现为多层吸附。     

粗孔活性硅胶从含铀废水中吸附铀的研究

以粗孔活性硅胶为吸附剂,从含铀含氟废水中吸附铀,分析研究接触时间,pH和氟离子浓度对吸附平衡的影响,并且建立硅胶固定床吸附含铀含氟废水的计算。实验结果表明,对于铀浓度小于50 mg·L~(-1)的含铀废水,接触时间控制为10~15 min即可达到吸附平衡;pH取在8.0~9.0之间在工艺上最有利于铀的硅胶吸附;对于含氟废水,氟离子浓度升高,会降低硅胶对铀的吸附量,当氟含量不超过20 g·L~(-1)时,硅胶的动态饱和容量不小于20.5 mgU/克干硅胶;以NH_3·H_2O-UO_2F_2体系沉淀母液为吸附原液,铀浓度为23.0 mgU·L~(-1)、氟离子浓度为20.0 g·L~(-1)、pH为8.0~9.0,接触时间20 min的条件下,流体相总传质单元数为13。     

改性稻秆吸附U(Ⅵ)的特性研究

通过静态吸附实验,以稻秆为吸附剂、含U(Ⅵ)溶液为吸附质,研究了吸附剂改性方法、吸附剂用量、溶液pH值、吸附温度等因素对稻秆吸附U(Ⅵ)效果的影响,探讨了改性稻秆吸附U(Ⅵ)的热力学、动力学性质。实验结果表明,用0.5mol/L NaOH能够对稻秆进行有效改性,在吸附pH=4.0、吸附时间为180min、改性稻秆投加量为5~8g/L、室温条件下,改性稻秆吸附U(Ⅵ)可达到较好吸附效果,U(Ⅵ)去除率达到99.72%;但随着铀初始质量浓度的增加,U(Ⅵ)去除率降低。改性稻秆吸附U(Ⅵ)的热力学过程遵循Langmuir等温吸附方程,相关系数r2=0.989 9;改性稻秆吸附U(Ⅵ)的动力学过程符合准二级动力学方程,相关系数r2达到0.999 2。     

纳米零价铁去除溶液中U(Ⅵ)的研究

采用KBH4还原Fe3+制备纳米级零价铁,去除溶液中以铀酰离子形式(UO22+)存在的六价铀[U(Ⅵ)],考察纳米零价铁(NZVI)投加量、溶液pH值、U(Ⅵ)初始质量浓度以及时间等因素对铀去除效果的影响。实验结果表明:NZVI对U(Ⅵ)有很好的去除效果,当溶液pH=5.5、投加量为1.0 g/L、U(Ⅵ)初始质量浓度为45 mg/L、吸附时间为2.5 h时,对U(Ⅵ)的去除率为98.98%,吸附量为27.22 mg.g-1。     

硅胶吸附处理含高浓度硝酸根的含铀工艺废液

利用硅胶对铀的吸附作用,实现了对同时含高浓度硝酸根及微量铀的放射性废液中铀的回收。利用模拟废液进行静态实验,研究了溶液pH值、铀初始浓度、硝酸盐浓度及硅胶比表面积对吸附效果的影响。结果表明：溶液pH值增大有利于硅胶对铀的吸附;而溶液中铀初始浓度的升高会使铀在硅胶上的吸附效率降低;pH值为8.1时的吸附过程符合Freundlich等温吸附模型;硝酸根在硅胶上不吸附,且对铀的吸附几乎无影响;具有较大比表面积的硅胶有利于铀的吸附。利用实际工艺废液进行的动态柱实验结果表明,当pH值为8.1时,硅胶对铀的吸附容量可达22.3 mg/g。吸附在硅胶上的铀可被1 mol/L的硝酸溶液淋洗下来,解吸效率达近100%。     

水相中粘土岩胶体对U(VI)的吸附行为研究

以阿拉善粘土岩胶体为吸附介质,采用静态吸附的方法,探讨了不同铀初始浓度、pH、离子种类对粘土岩胶体吸附U(Ⅵ)行为的影响。实验结果表明:U(Ⅵ)的初始浓度为3μg·mL~(-1)时,达到最佳吸附效果;吸附分配系数随pH的增加呈现先增加后降低的趋势,且在pH=8时达到最佳吸附效果;阴、阳离子对U(Ⅵ)在粘土岩胶体中的吸附有一定的抑制作用,其中Ca~(2+)、HCO_3~-、CO_3~(2-)抑制作用较强。U(Ⅵ)在粘土岩胶体中的吸附等温线符合Freundlich等温方程;吸附前后红外光谱表明,与吸附相关的主要基团为羟基。     

α-酮戊二酸改性壳聚糖对低浓度U(Ⅵ)的吸附性能

通过α-酮戊二酸与壳聚糖反应生成Schiff碱,再用NaBH4还原制备出α-酮戊二酸改性壳聚糖。采用FT-IR、XRD和SEM对其结构进行表征,研究其对水溶液中U(Ⅵ)的吸附行为,考察溶液初始pH值、吸附时间、温度等因素对其吸附水溶液中U(Ⅵ)效果的影响。结果表明,在35℃、pH=4.0、吸附时间为45min的条件下,对U(Ⅵ)浓度为5mg/L的水溶液中铀的去除率在99%以上,U(Ⅵ)的剩余浓度已达到国家排放标准(0.05mg/L)。吸附U(Ⅵ)的α-酮戊二酸改性壳聚糖可用8%的NaOH溶液进行解吸再生,解吸再生后的吸附剂对U(Ⅵ)的吸附效果未明显下降。SEM表明,α-酮戊二酸改性壳聚糖表面粗糙,呈现凹凸不平的多孔结构。FT-IR分析显示,α-酮戊二酸改性壳聚糖表面的—COOH是U(Ⅵ)的主要结合位点。     

黄钾铁矾的制备及其对U(Ⅵ)的吸附

为了研究黄钾铁矾对溶液中U(Ⅵ)的吸附效果,采用一步水热法制备了黄钾铁矾,并利用X射线衍射(XRD)、拉曼光谱(Raman spectrum)、红外光谱(FTIR)和扫描电子显微镜(SEM)等技术表征了材料的理化特性。利用静态吸附实验研究了溶液pH值、离子强度、固液比和U(Ⅵ)初始浓度对吸附过程的影响。结果表明：溶液pH对于U(Ⅵ)的吸附产生较大的影响, 而离子强度则对吸附过程没有影响, 表明黄钾铁矾对U(Ⅵ)的吸附机理为内层表面络合。吸附在100 min内基本达平衡,且符合准二级动力学模型。吸附等温线符合Langmuir等温模型,表明U(Ⅵ)的吸附是单层吸附。在溶液的pH=7.0、298 K时,黄钾铁矾对U(Ⅵ)的最大吸附量为154 mg/g。最佳吸附条件为：固液比1.0 g/L、U(Ⅵ)初始浓度为0.42 mmol/L、298 K、pH=7.0,达到平衡时的吸附量为(76.0±1.4) mg/g(n=3),去除率达到了(88.0±1.3)%(n=3)。以上结果表明,黄钾铁矾可以作为含U(Ⅵ)废水处理的潜在吸附材料。     

凹凸棒石与硫酸亚铁协同吸附铀

通过静态吸附实验,研究了pH值、吸附时间、铀初始质量浓度、吸附剂用量等因素对凹凸棒石及凹凸棒石与硫酸亚铁协同吸附铀的影响,从热力学和动力学方面对吸附过程进行了分析,并通过红外光谱（IR）和扫描电镜（SEM）探讨了其吸附机理。结果表明,当温度为25 ℃、pH值为5.0、凹凸棒石投加量为15 g/L、铀初始质量浓度为100 mg/L、吸附反应30 min时,凹凸棒石对UO²⁺₂的吸附率达89.5%,饱和吸附量可达40.8 mg/g以上;加硫酸亚铁后,凹凸棒石和硫酸亚铁协同吸附铀的效果大幅提高,在25 ℃、pH值为6.5、凹凸棒石用量20 g/L、FeSO₄用量1 g/L、铀初始质量浓度为100 mg/L、吸附时间30 min时,凹凸棒石和硫酸亚铁协同对UO²⁺₂的吸附率达99.9%以上,经处理的含铀废水能达国标排放。凹凸棒石对UO²⁺₂的吸附遵循Langmuir吸附等温线;凹凸棒石及其协同体系对UO²⁺₂的吸附动力学模型符合准二级动力学方程。凹凸棒石吸附铀前后的红外光谱表明,凹凸棒石主要是通过羟基、胺基等基团与铀络合进行吸附的。     

新型磁性螯合聚合物的合成及其对铀吸附性能的研究

合成了一种新型的、具有高吸附量和机械强度且易于分离的双偕胺肟基聚合物/Fe₃O₄@SiO₂吸附剂,通过静态吸附实验,研究了pH值、固液比、吸附时间、溶液初始浓度等因素对吸附剂吸附铀的影响,并探讨了吸附过程的热力学和动力学。结果表明,吸附剂对铀的吸附量随吸附剂用量、吸附时间及铀酰离子初始浓度的增加而增加,但当这些因素达到一定值时,吸附达到平衡。最佳吸附条件为：pH=5、固液比为0.6 g/L、吸附时间为90 min、铀溶液初始浓度为100 mg/L,在此条件下其饱和吸附量可达到160 mg/g。吸附剂对铀的吸附遵循Langmuir等温吸附线,符合准二级动力学方程。     

铀离子的微生物吸附回收技术

研究了指状青霉菌对溶液中铀离子的生物吸附作用.通过静态吸附实验考察了影响吸附的实验因素,在25℃、pH=4时,指状青霉菌对铀的饱和吸附量可达155mg/g(湿重),溶液的酸度是影响铀离子吸附的主要因素.Na2 CO3和NaHCO3可有效解吸菌体上吸附的铀离子.     

水生植物大薸和凤眼莲对水中铀的去除

通过室内水培和静态吸附实验,研究了铀矿区土著水生植物大薸(Pistia stratiotes L.)和凤眼莲(Eichhornia crassipes)对真实铀矿坑水和不同铀浓度水中铀的去除能力。结果表明:干体大薸和凤眼莲根系以1g/L(干重)的比例投加至铀矿坑水(ρ0(U)=1.93mg/L,pH0=7.83)中,1h后,矿坑水中铀去除率分别达58%和48%,5d后铀质量浓度降至0.3mg/L以下;活体大薸和凤眼莲对水体中铀的去除作用主要集中在第1d内,单株鲜重约为400g左右的活体大薸在10min内可以将1Lρ0(U)=0.045~4.5mg/L的水体中铀质量浓度降至30μg/L以下,符合世界卫生组织建议的饮用水标准;单株鲜重约为400g左右的活体凤眼莲在1d内可以将1Lρ0(U)=0.5~4.5mg/L的水体中铀质量浓度降至国家标准(GB 23727—2009)规定值(0.05mg/L)以下。     

聚丙烯腈/氧化石墨烯的偕氨肟化复合材料的制备及其对铀的吸附行为

合成了一种新型的具有高吸附量和较好吸附选择性的聚丙烯腈/氧化石墨烯的偕氨肟化复合材料(■-AO/GO)吸附剂,采用XRD、红外光谱对■-AO/GO进行了表征,通过静态吸附实验研究了pH值、固液比、吸附时间、铀溶液初始质量浓度等因素对吸附剂吸附铀的影响,并探讨了吸附过程的热力学和动力学。结果表明,吸附剂对铀的吸附量随吸附剂用量、吸附时间及铀酰离子初始浓度的增加而增加,但当这些因素达到一定值时,吸附达到平衡。在pH=5、固液比0.6g/L、吸附时间60min、铀初始质量浓度150mg/L的最佳吸附条件下,■-AO/GO对铀的吸附量达237mg/g。■-AO/GO对铀的吸附遵循Langmuir吸附等温线,说明■-AO/GO对铀的吸附属于单层吸附。■-AO/GO对铀的吸附较好地符合准二级动力学模型,表明吸附主要为化学吸附过程。     

偕胺肟基团功能化共轭介孔聚合物用于可监控快速海水提铀

海水提铀是核能可持续发展的重要保障之一。快速提铀材料凭借短吸附周期可减少生物污损、老化而延长使用寿命,因此优化吸附周期可获得更高的提铀效率和经济效益。为此,本研究设计了一种偕胺肟修饰的共轭介孔聚合物（CMPAO）用于可监控的快速海水提铀。以具有优良聚集诱导发光性质的三苯胺和修饰有偕胺肟的芴衍生物为构建单元合成吸附材料,UO2+2被偕胺肟基团捕捉后,经共振能量转移增强CMPAO的电化学发光（ECL）信号,从而实现吸附过程的监测,以确定最优的吸附周期。结果表明：CMPAO在铀酰溶液（5×10-5 mol/L）中可在20 min内达到吸附平衡,对U的吸附容量为1825 mg/g;在真实海水中,3 d即可基本完成吸附过程,CMPAO对U的吸附容量达到16 mg/g,同时CMPAO在海水中可实现铀吸附量与ECL强度的正相关,能够实时监测吸附过程,指示吸附量的变化,以确定最优吸附周期。     

地质特种水泥对模拟含锶废液的静态吸附性能研究

选用地质特种水泥原料粉末作为吸附剂,研究了吸附剂对含锶溶液的静态吸附规律。结果表明,静态吸附平衡的最大吸附率为47.91%;最佳吸附时间为1.6 d;在碱性条件下地质特种水泥吸附效果最佳;吸附速率按照与吸附驱动力的平方呈正比关系进行演变;地质特种水泥对锶离子的吸附为单分子层吸附。     

Interaction between uranium and humic acid （Ⅰ）： Adsorption behaviors of U（Ⅵ） in soil humic acids

The adsorption behaviors of uranium on three soil humic acids (HAs), which were extracted from soils of different depths at the same site, were investigated under various experimental conditions. The adsorption results showed that U(Ⅵ) in solutions can be adsorbed by the three soil HAs, with the order of FHA (HA from 5 m depth of soil) >SHA (HA from the surface) >THA (HA from 10 m depth of soil) for adsorption efficiency in each desirable condition, and the adsorption reached equilibrium in about 240 min. Although the maximum adsorption efficiency was achieved at a suitable uranium concentration (10 mg·L-1 U(Ⅵ) for SHA and THA, 20 mg·L-1 U(Ⅵ) for FHA), the adsorption could be described with Langmiur isotherm or Freundlich isotherm equation. The L/S (liquid/solid, mL/g) ratio and pH were important factors influencing the adsorption in our adsorption system besides uranium concentration. The adsorption efficiency decreased with the increase of the L/S ratio and pH at the pH range of 2.0-3.0 for SHA and THA or 2.5-6.0 for FHA. However, no significant difference in adsorption of U(Ⅵ) was observed at the experimental temperature. All the results implied that humic substances have different characteristics in samples even collected at the same site.