非晶態磷酸錫去除高鹽介質中Pb (II)研究

祝春水, 王麗萍 , 貢梅玲, 曹文秀

(1. 淮海工學院 化學工程學院, 江蘇 連云港 222005; 2. 中國礦業大學 環境與測繪工程學院, 江蘇 徐州221008)

非晶態磷酸錫去除高鹽介質中Pb (II)研究

祝春水1,2, 王麗萍2, 貢梅玲1, 曹文秀1

(1. 淮海工學院 化學工程學院, 江蘇 連云港 222005; 2. 中國礦業大學 環境與測繪工程學院, 江蘇 徐州221008)

利用合成的非晶態磷酸錫作為吸附劑, 研究了多種因素(pH、吸附時間、初始濃度、溫度、離子強度)對吸附劑吸附水溶液中Pb2+的影響。結果表明, 非晶態磷酸錫對Pb2+的吸附量隨著pH(3～6)以及吸附時間的增大而增加。用Freundlich、Langmuir模型對等溫吸附數據進行處理, Langmuir方程擬合效果最好, 20℃時飽和吸附量達到377.36 mg/g。Dubinin-Radushkevich (D-R)模型研究表明, 吸附機理屬于化學離子交換。反應機理為非晶態磷酸錫中的H+與溶液中的Pb2+發生了離子交換反應。吸附過程的熱力學研究表明, 非晶態磷酸錫對Pb2+的吸附是一個自發的, 吸熱的過程, 升溫有利于吸附。離子強度實驗結果表明, 高鹽強度對非晶態磷酸錫吸附 Pb2+有一定的不利影響, 但幅度不大, 可以用于去除養殖海水中的Pb2+。所吸附的Pb2+可以用HCl解吸, 說明非晶態磷酸錫具有重復利用的潛能。

非晶態磷酸錫; 高鹽介質; 鉛; 離子交換

隨著經濟發展的加快, 沿海城市的港口建設、臨海工業、近海養殖等海洋開發活動獲得了前所未有的發展, 也給近岸海域的環境帶來了不利的影響。反過來, 海水污染又損害了水產養殖產品的品質。其中重金屬是影響水產品品質的重要污染物。

重金屬離子具有分布范圍廣, 持續時間長, 不易在物質循環和能量交換中分解的特點, 可以在生物體內富集并沿食物鏈傳遞, 最終危害到人類[1]。徐穎[2]在全國第2次海洋污染基線調查工作基礎上, 研究了連云港附近海域水環境質量, 結果表明, 連云港附近海域已受到重金屬和有機物的污染, 其中 Pb和Hg的污染較重。陳秀開等[3]研究了海州灣近海海水、沉積物及貝類體內重金屬的含量和分布特征, 發現所檢7種生物樣品共36個, 均檢出Hg、As、Cu、Pb、Cd、Zn等6種重金屬, 并都有不同程度的超標。王曉宇等[4]發現, 四角蛤蜊對 Cd2+和 Hg2+有較強的耐受特性, 容易產生富集, 而不易表現出受脅迫癥狀。Kumaqai和 Sacki[5]測定日本綴錦蛤體內的重金屬元素發現, Hg、Cd、Pb、As含量隨體長的增長而增加。

作為一種新興的重金屬去除技術, 吸附法具有投資少、操作簡單、適用性強等優點, 目前研究十分活躍。然而, 大多數吸附劑的吸附性能都隨著離子強度的增加而快速遞減[6-10], 在高鹽強度的海水環境中無法應用。

磷酸錫具有不溶于水和有機溶劑, 能耐強的酸度和一定堿度, 耐輻射, 熱穩定性和機械強度很強, 化學穩定性較高, 比表面積大, 表面電荷密度較大等優點。本研究通過化學合成得到非晶態磷酸錫, 用于去除高鹽廢水中的鉛離子?？梢詾轲B殖海水中重金屬離子的去除提供有益的參考和指導。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

電子天平(BS224S, 北京賽多利斯天平有限公司); 精密 pH計(PHSJ-5, 上海雷磁公司); 智能全溫空氣振蕩器(HZQ-QX, 哈爾濱市東聯電子技術開發有限公司); 電位滴定儀(ZDJ-4A, 上海精密科學儀器有限公司); 原子吸收分光光度計(TAS-990, 北京普析通用儀器有限公司); X射線衍射儀(X’TRA, 瑞士ARL公司)。

實驗中所用試劑均為分析純。

1.2 材料制備

按照文獻方法制備非晶態磷酸錫[11]。室溫下將0.3 mol/L的SnCl4逐滴滴加到0.6 mol/L的H3PO4溶液中, 并且不斷攪拌, 反應完畢后, 過夜陳化。然后用蒸餾水洗滌產物, 直至洗滌液中未檢出 Cl-。真空干燥(45℃)、研磨、過160目篩, 保存于干燥器中備用。

所得樣品的XRD圖見圖1, 其中在2θ為21°、26°等位置附近有微弱的磷酸錫的衍射峰, 表明產品為非晶態磷酸錫(圖1)。

圖1 非晶態磷酸錫XRD圖Fig. 1 XRD spectrum of amorphous tin (IV) hydrogenphosphate

1.3 實驗方法

1.3.1 吸附平衡實驗

稱取一定質量的樣品于250 mL錐形瓶中, 加入一定體積的Pb2+貯備液, 加蒸餾水至50 mL, 得到所需濃度的溶液, 用0.5 mol/L NaOH或HCl調節溶液pH, 置于恒溫振蕩器中于一定溫度下振蕩(120 r/min)。到達反應時間后取出樣品, 用濾紙過濾, 棄去初始 30 mL濾液, 用火焰原子吸收法測定余下的濾液中Pb2+的含量。

按下式計算吸附量q(mg/g)：

式中：C0為 Pb2+的初始質量濃度, mg/L;Ce為 Pb2+的平衡濃度, mg/L;V為Pb2+溶液體積, L;m為樣品質量,g。

1.3.2 Pb2+分析方法

Pb2+的濃度用原子吸收光度法(GB/T 7475-1987)分析。

2 結果與討論

2.1 pH因素的影響

準確移取50 mL 50 mg/L的Pb2+溶液6份于250 mL錐形瓶中, 分別調節pH至3.0, 4.0, 4.5, 5.0, 5.5,6.0, 加入0.100 0 g樣品, 在25℃下振蕩24 h后過濾,測定濃度。實驗結果見圖2。

圖2 pH對非晶態磷酸錫吸附Pb2+的影響Fig. 2 Effect of pH on the sorption of Pb (II) with amorphous SnP

pH對吸附劑的表面電荷和電離程度會產生影響[12], 因而在吸附過程中是一個重要的影響因素。從圖2中可以看出, 非晶態磷酸錫對 Pb2+的吸附量在3～4.5范圍內隨著pH的升高而快速增加, 當pH＞4.5時, 吸附量沒有明顯的變化。這可能是因為, 當 pH較低時, 溶液中的 H+較多, 環繞在吸附劑周圍, 對正電荷金屬離子產生斥力, 影響吸附劑對 Pb2+的吸附[13]。當pH升至4.5以上時, 吸附量q值接近非晶態磷酸錫對 Pb2+的吸附能力, 基本達到一個動態平衡, 因而吸附量的變化減小。后續吸附實驗確定pH5。

2.2 時間對吸附過程的影響

準確移入50 mL50 mg/L的鉛標準使用液于一系列錐形瓶中, 調節pH至5.00±0.02, 分別加入0.100 0 g樣品, 于溫度20、25、30℃下, 分別振蕩10、30、60、120、180、300、360、480 min 后過濾, 測定濾液中Pb2+濃度, 結果見圖3。

由圖3可知, 相同溫度下, 非晶態磷酸錫對Pb2+的吸附量隨時間呈現上升趨勢, 在相同的吸附時間內, 吸附量隨著溫度的升高而增大。在60 min前, 由于吸附劑表面有足夠的吸附位點, 吸附量迅速增加,隨著 Pb2+的覆蓋范圍越來越大, 吸附位點越來越少[14], 60 min以后q增加速度減慢, 360 min以后吸附量基本達到平衡, 由此可以取吸附最佳時間為 360 min。

圖3 不同溫度下非晶態磷酸錫吸附Pb2+的動力學曲線Fig. 3 Effect of time on the removal of lead at different temperatures

Li等[15]在 10、20、30、40℃4 個溫度下, 用廢棄的小麥粒吸附水溶液中的Pb2+, 均在30 min后吸附達到平衡, 吸附量在3.4 mg/g左右。與本實驗相比,吸附速率比本實驗快, 但本實驗的吸附效果較好,吸附量為24.5～25 mg/g。

2.3 等溫吸附研究

準確移取初始濃度為 29、48、96、195、486、778、973 mg/L的鉛標準溶液各50 mL, pH均調至5.0±0.02, 分別投加 0.100 0 g樣品, 于 20℃下振蕩360 min后過濾, 測定濾液Pb2+濃度。在25、30℃下重復上述實驗。結果見圖4。

圖4 非晶態磷酸錫吸附Pb2+的吸附等溫線Fig. 4 Sorption isotherm of Pb2+ on amorphous SnP at different temperatures

評價吸附劑吸附能力最好的方法是將整個吸附過程用吸附等溫線來描述。本論文利用Langmuir模型、Freundlich模型和Dubinin-Radushkevich模型進行擬合。

(1)Langmuir模型

式中：qm為平衡時鉛離子的最大吸附量, mg/g;Ce為溶液平衡濃度, mg/L;b為與吸附親和力有關的常數,L/mg。

(2) Freundlich模型

式中：qe是平衡狀態下的吸附量, mg/g;Ce是平衡狀態下溶液中金屬的濃度, mg/L;Kf和n是兩個經驗常數, 對于指定的吸附系統, 它們是溫度的函數, 分別代表吸附能力和吸附優惠性強度[16]。

(3) Dubinin-Radushkevich(D-R)等溫方程

ε值可由下式計算得到：

式中：β——與吸附能有關的常數, mol2/kJ2;

ε——波蘭尼吸附勢, kJ/mol;

Ce——溶液的平衡濃度, mol/L;

q,qm——平衡吸附量和最大吸附量, mol/g;

Es——吸附能, kJ/mol。

Langmuir和Freundlich模型擬合參數見表1。

由表1可見, Langmuir和Freundlich模型均可較好地擬合該等溫吸附過程, 但 Langmuir擬合效果更佳, 相關系數r達到0.99以上。最大吸附量qm隨著溫度的升高而增大, 說明升溫有利于吸附的進行。b是與吸附強度有關的常數, 該參數越大, 說明趨近最大吸附量所對應的平衡質量濃度越低, 吸附劑的低質量濃度吸附性能越好[17], 且吸附呈單分子層形式。

平衡參數RL(Separation factor or Equilibrium parameter)定義為：

式中：b為 Langmuir常數;C0為溶液的初始濃度(mg/L)。

以RL對C0作圖, 見圖5。

表1 Langmuir和Freundlich模型擬合參數Tab. 1 Parameters of Langmuir and Freundlich isotherm

圖5 三個溫度下不同濃度的平衡常數RLFig. 5 Curves of RL vs. C0 at different temperatures and concentrations

當 0＜RL＜1 時, 表明有利于吸附,RL＞1 時表明不利于吸附[18], 通過計算, 本實驗中的平衡參數RL均在0至1之間。由此看出, 選用非晶態磷酸錫作為吸附劑去除水溶液中的Pb2+是可行的, 且溫度越高,RL值越小, 越有利于吸附。

上述Langmuir和Freundlich 模型還不足以解釋吸附過程的物理和化學吸附特性, 而 D-R模型可用于判斷吸附過程的性質[15]。D-R模型的擬合參數見表2。

表2 D-R方程擬合參數Tab. 2 Parameters of D-R equation

D-R方程中Es值反映了在吸附劑表面每 1mol離子發生離子交換需要的能量,Es值介于 8～16 kJ/mol之間時, 表明該吸附過程是化學離子交換;當Es值小于8 kJ/mol時, 表明該吸附過程是物理吸附過程[19]。由表2可知, 在三個溫度下Es的值均在8～16 kJ/mol之間, 因此本實驗的吸附機理屬于化學離子交換。

2.4 解吸實驗

準確移取50 mL 1 000 mg/L鉛標準溶液, 將pH調至5, 投加0.200 0g非晶態磷酸錫, 振蕩6 h后過濾、稀釋, 測定濾液中Pb2+濃度。收集濾紙上的非晶態磷酸錫, 用少量蒸餾水洗滌, 干燥。分別用0.5、3、5 mol/L HCl和3 mol/LHNO3溶液浸泡收集的樣品,振蕩6 h后過濾, 稀釋, 測定解吸液中Pb2+濃度。解吸實驗結果見表3。

表3 非晶態磷酸錫所吸附Pb(II)的解吸率Tab. 3 Desorption ratios of Pb (II)

從上表中可以看出, 隨著HCl濃度增加, Pb2+的解吸率隨之提高, 用5 mol/L HCl解吸時, 解吸率達到95.3%, 解吸效果良好, 說明非晶態磷酸錫具有重復利用的潛能。表3還表明, HCl比HNO3更適合作為解吸介質。

2.5 離子強度實驗

通過離子強度實驗, 可以判斷制備的材料在高鹽強度(海水介質)下應用的可行性。

實驗中, 分別配制 50 mL鉛濃度為 50 mg/L、NaCl濃度為 0、0.15、0.3、0.6 mol/L的混合溶液, 其他條件同2.3進行吸附實驗。結果見圖6。

圖6 NaCl濃度對非晶態磷酸錫吸附Pb2+的影響Fig. 6 Effect of NaCl concentration on the sorption of Pb2+with amorphous SnP

徐潔等[20]研究了離子強度對東北草甸棕壤吸附Pb2+的影響, 在加入 1mol/L NaNO3后, 吸附量由 9 mg/g降低至2 mg/g, 說明體系離子強度增大不利于東北草吸附 Pb2+。林友文等[21]用羧甲基殼聚糖吸附Pb2+, 隨著 KNO3濃度增大, 吸附速度逐漸減慢, 吸附量逐漸減小。李英敏等[22]用小球藻吸附Pb2+, 以高氯酸鈉調節離子強度, 當濃度由0.005 mol/L提高到0.5 mol/L時, 去除率由73.2%降低到63.8%。

本研究中, 隨著溶液中的 NaCl濃度的增加, 吸附量有少量減小。溶液中的NaCl濃度達到0.6 mol/L時, 非晶態磷酸錫對 Pb2+的吸附量仍然達到 21.684 mg/g, 是不含NaCl時吸附量的87.34 %, 說明體系離子強度對非晶態磷酸錫吸附 Pb2+存在不利影響, 但影響幅度不大。

已知海水中的含鹽量約為3 %(約合NaCl 濃度0.5 mol/L), 而本研究中 NaCl設定濃度為 0～0.6 mol/L, 因此, 用非晶態磷酸錫去除養殖海水中的Pb2+是完全可行的。

2.6 熱力學研究

Gibbs自由能ΔG0是衡量反應自發進行的標準,如果ΔG0為負值, 說明在一定溫度下反應是自發進行的。在吸附反應中, 自由能變ΔG0與平衡常數k有關, 存在以下關系式[23]：

式中：ΔG0是反應自由能變, kJ/mol;R是氣體反應常數, 為 8.314 J/(mol·K);T是絕對溫度,K。k=b×207.2×1000,b為Langmuir常數。

式中：ΔH0為反應焓, kJ/mol; ΔS0為反應熵,kJ/(mol·K)。

以ΔG0對 T作圖, 其截距即為ΔH0, 其斜率即為ΔS0。不同溫度下的熱力學參數見表4。

表4 非晶態磷酸錫吸附Pb2+的熱力學參數Tab. 4 Thermodynamic parameters of Pb2+ sorption with amorphous SnP

由表4可見, 各溫度下吉布斯自由能ΔG0為負值,說明非晶態磷酸錫對鉛離子的吸附是自發的。隨著溫度的升高, ΔG0減小, 表明溫度越高自發程度越大。反應焓變ΔH0反映了吸附系統熱的變化情況, 在本實驗中ΔH0為正值, 說明非晶態磷酸錫吸附鉛為吸熱過程, 升溫有利于吸附。

根據熵增原理, ΔS0＞0意味著反應時吸附界面上的混亂度增加。這可能是因為 Pb2+在溶液中不僅以簡單的離子形式存在, 還會發生水解生成 Pb(OH)+及與水結合形成水合離子, 當它們被吸附時, OH-及結合水離解出來, 從而增加系統的熵值, 導致ΔS0＞0。

2.7 反應機理分析

2.7.1 pH變化與吸附量的關系

吸附反應前, 溶液的 pH值均調節為 5, 吸附反應后, 溶液中的pH值都不同程度的降低。在20℃的等溫吸附實驗后, 分別測定不同初始濃度的剩余溶液的pH值, 以樣品吸附的Pb2+量為橫坐標, 吸附前后的H+變化量為縱坐標作圖, 見圖7。

由圖7可見, Pb2+吸附量越大, pH值下降程度越大, H+量增加越多。說明樣品的吸附過程為非晶態磷酸錫中的H+與其表面吸附的Pb2+發生了離子交換反應。直線的斜率為 2.07, 接近 Pb2+與 H+的理論反應摩爾比 2.0, 表明吸附過程可能的反應機理如下：Sn(HPO4)2·2H2O+ Pb2+→SnPb(PO4)2·2H2O + 2H+。

2.7.2 電位滴定實驗

(1) 空白實驗：在溶液杯中加入 50 mL 0.1 mol/L的NaCl溶液, 用0.01mol/L的NaOH溶液調節pH, 用電位滴定儀滴定至pH為9時, 停止滴定。

圖7 Pb2+的吸附量與吸附后溶液中H+增加量關系Fig. 7 Relation between pH and sorption capacity

(2) 在NaCl溶液中分別加入0.100 0 g非晶態磷酸錫, 25 mL100mg/L鉛標準溶液, 及同時加入上述兩種物質, 用電位滴定儀滴定。

以加入的NaOH溶液體積為橫坐標, 以pH為縱坐標作圖, 得圖8、9：

圖8 NaCl介質中的空白滴定Fig. 8 pH-titration in the media of NaCl (blank titration)

圖9 NaCl介質中樣品滴定Fig. 9 pH titration curves in the media of NaCl

將加入樣品后的曲線與空白實驗做比較可以看出, 加入樣品后, 溶液的 pH值明顯下降了, 進一步驗證了吸附劑對 Pb2+的吸附機理是樣品吸附的 Pb2+與樣品中的H+發生了離子交換反應。

3 結論

(1) 在20、25、30℃3個溫度下, 吸附過程均很好的符合 Langmuir等溫式, 飽和吸附量分別為377.36、378.79和 408.16 mg/g。

(2) 非晶態磷酸錫吸附鉛的過程是一個化學離子交換過程。吸附機理是非晶態磷酸錫中的H+與溶液中的Pb2+發生了離子交換反應。

(3) 在較高濃度的HCl介質中, 非晶態磷酸錫吸附的鉛可以解吸回收, 說明非晶態磷酸錫具有重復利用的潛能。

(4) 離子強度實驗結果表明, 用非晶態磷酸錫去除高鹽度介質(如養殖海水)中的 Pb2+是完全可行的。

[1]王曉宇, 楊紅生, 王清. 重金屬污染脅迫對雙殼貝類生態毒理效應研究進展[J]. 海洋科學, 2009, 33(10)：112-118.

[2]徐穎. 連云港附近海域水環境質量評價[J]. 海洋環境科學, 2001, 20(4)：54-60.

[3]陳秀開, 田慧娟, 劉吉堂, 等. 海州灣近海海水、沉積物及貝類體內重金屬的含量和分布特征[J]. 檢驗檢疫學刊, 2009, 19(5)：6-11.

[4]王曉宇, 王清, 楊紅生. 鎘和汞兩種重金屬離子對四角蛤蜊的急性毒性[J]. 海洋科學, 2009, 33(12)：24-29.

[5]Kumaqai H, Sacki K. Variation pattern of heavy metal content of short neck clamTapes japonicawith its growth [J]. Bulletin of the Japanese Society of Fisheries Oceanography, 1998, 47(11)：1511-1513.

[6]黃鑫, 高乃云, 張巧麗. 改性活性炭對鎘的吸附研究[J].同濟大學學報(自然科學版), 2008, 36(4)：508-517.

[7]劉峙嶸, 韋鵬, 曾凱. pH和離子強度對泥煤吸附鎳的影響[J]. 煤炭學報, 2007, 32(8)：854-861.

[8]彭華榮, 李曉湘. 鈉基累托石對水溶液中鎳(Ⅱ)離子的吸附性能[J]. 材料保護, 2009, 42(2)：79-81.

[9]張波濤, 董德明, 楊帆, 等. 溶液離子強度對自然水體生物膜吸附 Pb2+和 Cd2+的影響[J]. 吉林大學學報(地球科學版), 2004, 34(4)：566-570.

[10]張晉京, 王帥, 竇森, 等. 土壤粗胡敏素對銅離子的吸附作用及其影響因素[J]. 環境科學學報, 2008,28(12)：2527-2533.

[11]Varshney K G, Rafiquee M Z A, Amita somya. Effect of surfactants on the adsorption behavior of tin(IV) phosphate, cation exchanger for alkaline earths and heavy metal ions [J]. Colloids and Surfaces A：Physicochem Eng Aspects, 2007, 224-228.

[12]Mustafa Imamoglu, Oktay Tekir. Removal of copper (II)and lead (II) ions from aqueous solutions by adsorption on activated carbon from a new precursor hazelnut husks [J]. Desalination ,2008, 228：108-113.

[13]Ismail Kiran, Tamer Akar, Sibel Tunali. Biosorption of Pb(II) and Cu(II) from aqueous solutions by pretreated biomass of Neurospora crassa[J]. Process Biochemistry,2005, 40：3550-3558.

[14]Zhang Shuqin, Hou Wanguo. Adsorption behavior of Pb(II) on montmorillonite [J]. Colloids and Surfaces A：Physicochem Eng Aspects, 2008, 320：92–97.

[15]Zhu Liqing, Chai Liyuan, Yang Zhihui, et al. Kinetics and thermodynamics of Pb(II) adsorption onto modified spent grain from aqueous solutions[J]. Applied Surface Science, 2009, 255：4298-4303.

[16]Jung M W, Ahn K H, Lee Y H. Evaluation on the adsorption capabilities of new chemically modified polymeric adsorbents with protoporphyrin IX [J]. J Chromatogr A, 2001, 917(1)：87-93.

[17]劉麗莉, 景有海, 歐陽通. 水合氧化鈰吸附水中磷酸根特性的研究[J]. 安全與環境學報, 2007, 7(2)：64-67.

[18]Koble R A, Corrigan T E. Adsorption isotherms for pure hydrocarbons [J]. Ind Eng Chem, 2004, 279：307-313.

[19]Ahmet Sar, Mustafa Tuzen, Ozgur Dogan Uluozlu, et al.Biosorption of Pb(II) and Ni(II) from aqueous solution by lichen (Cladonia furcata) biomass[J]. Biochemical Engineering Journal, 2007, 37：151-158.

[20]徐潔, 侯萬國, 周維芝, 等. 東北草甸棕壤對重金屬鉛的吸附行為研究[J]. 山東大學學報. 2007, 42(5)：50-54.

[21]林友文, 陳偉, 羅紅斌. 羧甲基殼聚糖對鉛離子的吸附性能研究[J]. 離子交換與吸附, 2001, 17(4)：333-338.

[22]李英敏, 楊海波, 呂福榮, 等. 小球藻對 Pb2+的吸附及生物吸附機理探討[J]. 農業環境科學學報, 2004,23(4)：696-699.

[23]邱宇平, 陳金龍, 李愛民, 等. 超高交聯樹脂吸附酚類的熱力學研究與機理探討[J]. 水處理技術, 2004,30(2)：82-87.

Removal of lead(II) from hypersaline media with amorphous tin(IV) phosphate

ZHU Chun-shui1,2, WANG Li-ping2, GONG Meiling1, CAO Wen-xiu1
(1. School of Chemical Engineering, Huai-hai Institute of Technology, Lianyungang 222005, China; 2. School of Environment Science and Spatial Informatics, China university of Mining and technology, Xuzhou, 221008, China)

Aug., 31, 2010

amorphous tin(IV) phosphate; hypersaline media; lead; ion exchange

Amorphous tin (IV) phosphate was used as an adsorbent to remove Pb (II) from aqueous solution. The extent of adsorption was investigated as a function of pH, contact time, adsorbate concentration, reaction temperature, and ionic strength. Experimental results showed that the amount of adsorbed lead ions increased with the increases of solution pH in the examined range (3～6) and reaction time. The equilibrium data were analyzed using the Freundlich or Langmuir isotherm model depending on temperature. The results showed that the sorption process followed the Langmuir model well. The maximum sorption capacity amounted to 377.36 mg/g at 20℃.The free energyEs(kJ/mol) obtained from the D-R isotherm also indicated the sorption process was mediated by an ion-exchange mechanism between Pb2+and H+. The negative ΔG0values and the positive ΔH0and ΔS0at various temperatures confirmed the adsorption processes were spontaneous and endothermic. Ionic strength experiments showed that it was feasible for amorphous tin(IV) phosphate in removing Pb2+from hyper-saline media, such as marine culture wastewater. Desorption experiment in the media of HCl solution indicated the adsorbent could be reused, which enhanced its feasibility in practical application.

X55 文獻標識碼：A 文章編號：1000-3096(2011)11-0090-07

2010-08-31;

2010-11-28

江蘇省海洋資源開發研究院科技開放基金項目(JSIMR09D03); 江蘇省研究生培養創新工程項目, 淮海工學院自然科學基金項目(Z2009017)

祝春水(1979-), 男, 浙江江山人, 講師, 博士研究生,研究方向：環境污染治理,電話 ：0518-85895410, E-mail：silk588@126.com

康亦兼)