凹凸棒土对Cd_的吸附性能研究
210978069_凹凸棒石基复合吸附剂的制备及其对水中亚甲基蓝的吸附研究
【环境工程】俞树荣，张 婷，王 毅，冯辉霞，卢秋云（兰州理工大学石油化工学院，甘肃 兰州 730050）摘要：将活性氧化铝、凹凸棒石、淀粉以一定配比混合，造粒后制得一种复合吸附剂。
表征了该种吸附剂在不同原料配比、焙烧温度下的吸附性能及散失率，研究了pH值、吸附质浓度对该种吸附剂吸附亚甲基蓝的影响。
结果表明：这种复合吸附剂具有较强的吸附性能，散失率低，且在碱性条件下能更好的吸附水中亚甲基蓝。
关键词：活性氧化铝；凹凸棒石；亚甲基蓝；吸附；散失率中图分类号：P619.25;TD985 文献标识码：A 文章编号：1007-9386(2010)01-0049-04 Preparation of Attapulgite-base Compound Adsorbent and Studyon Its Adsorption of Methylene BlueYu Shurong, Zhang Ting, Wang Yi, Feng Huixia, Lu Qiuyun(Department of Petrol and Chemical Engineering, Lanzhou University of Technology, Lanzhou 730050, China)Abstract: A kind of new adsorbent which was made of the mixture of γ-Al2O3, attapulgite and starch at a certain ratio, wasstudied. The characteristics of adsorption and diffusion of the adsorbent agent were studied at the condition of different material ratios and roasting temperatures. Furthermore, the influences of pH value, concentration of methylene blue on adsorbing methylene blue by the compound adsorbent were studied. According to the experiments, the adsorbent had a good adsorptivity and low loss rate. At the condition of alkalinity, it can adsorb methylene blue better.Key words:γ-Al2O3; attapulgite; methylene blue; absorption; loss rate凹凸棒石基吸附剂的制备和吸附性能已有较多的研究，如孙秀云等[1]研究了凹凸棒石粘土—粉煤灰颗粒吸附剂的制备方法并对其进行了再生和改性；张国生等[2]利用天然凹凸棒石粘土进行深加工研制出凹凸棒石复合分子筛，并用于净化室内空气改善大气环境；宋金如等[3]用凹凸棒石粘土改性制备了AMA吸附剂，并对其吸附六价铬的性能进行了较为系统的研究。
凹凸棒土专利研究概况
凹凸棒土专利研究概况作者：程三飞董娟李淑娟黄克勤来源：《科技视界》2014年第29期【摘要】凹凸棒土是一种以凹凸棒石为主要成分的粘土矿。
对凹凸棒土的组成、结构及特性进行了介绍，并介绍了有关凹凸棒土的中文专利和其在吸附剂、催化剂及吸附剂等领域的应用研究进展。
【关键词】凹凸棒土；应用；专利凹凸棒土，又称坡缕石或坡缕缟石，是一种具链层状结构的含水富镁硅酸盐粘土矿物。
由于凹凸棒石粘土具有良好的胶体性质和吸附脱色能力，目前被广泛使用。
专利是能够反映科学技术发展水平最新动态的情报文献 [1]。
本文通过对凹凸棒石在吸附剂、催化、分子筛原料和干燥剂领域的专利进行分析和研究，以了解该领域最新的技术动态。
1 吸附剂凹凸棒土经过改性后能够显著提高凹凸棒土的吸附性能，如CN201010204328，申请日：20100618。
该申请先将所述凹凸棒土与水配制成凹凸棒土悬浮液；然后将二氧化硅悬浮液或硅溶胶与制得的凹凸棒土悬浮液混合均匀，再将所得到的混合液喷雾干燥，得到所述二氧化硅/凹凸棒土复合粉末。
这种方法制备的凹凸棒土/二氧化硅复合粉末不含有机组分、具有良好吸附性、分散性能，并且大大降低了制造成本，是一种理想的多孔型无机纳米吸附剂。
另有专利CN201310122019，申请日：20130410也提供了改性凹凸棒土提高其吸附性的方法，操作简便，不需引入新的组分。
以水热法对凹凸棒石进行处理，优化反应温度，反应时间和原料的浓度等处理参数，使凹凸棒石的吸附性能得以明显提升。
与天然凹凸棒石相比，水热处理之后的凹凸棒石比表面积提升明显，对水中亚甲基蓝的吸附平衡量显著提高。
凹凸棒石原矿对亚甲基蓝的平衡吸附量为220mg/g，110oC水热处理12h后的凹凸棒石对亚甲基蓝的吸附最好，吸附平衡量达到277.5mg/g，相比原矿提高了26%。
改性凹凸棒石表面嫁接有机官能团，对水中有机污染物的吸附能力显著提高，可用于水中有机污染物的深度处理。
CN201210550251，申请日：20121218，提供了一种改性条件温和，工艺过程简单的改性凹凸棒土的方法。
盐酸改性凹凸棒粘土对Al 3+的吸附研究
１ 实 验 部 分
１ １ 实验 仪器 与试 剂 ．
盐 酸浓度 对 溶 液 中 残余 铝 含 量 的影 响 见 图 １ ． 由图 １可知 ， 随着 盐酸 浓度 的增 加 ， 残余 铝 含量 先减 少后 增 加 ， 酸浓 度为 ６ｍｏ／ 盐 ｌＩ时残余 铝 含量 最低 ．
残余 铝 含量 为 ０ １ ５ｍｇ Ｉ 盐酸 活化 之所 以能改 变 ． ３ ／ ．
维普资讯
第２ ７卷 第 ４期 ２０ ０８年 ８月
兰 』 交 、 Ｈ
．
通 大 学
学 报
Ｖｏ１２ ． ． ７ Ｎｏ ４
Ａｕ ２ ８ ｇ． ００
ＩＬｎ Ｉ ｆ ａｚ ｏ ｉ ｍｎ ｉ ｒｉ ｏｉ ａ ｏ ｎ ｈ ｕｊａ ｒ Ｌ ｏ ｇＵｎｖ ｓｔ ｅ ｙ
摘
要 ： 了降低饮 用水原水 中的残余铝含量 ， 用盐酸改性 过的 凹凸棒做静 态吸 附 实验． 为 使 考察 了盐酸浓度 、 改性
凹凸棒用量 、 Ｈ值和吸 附时间对吸 附性能的影响． ｐ 结果表 明 ： ６ｍｏ／ 用 ｌＬ的盐酸改性 的凹凸棒 的吸 附性 能最好 ； 水
样 ｐ 值 为 ７ ０时 ， 用 ０ ８ｇ凹 凸棒 吸 附 ３ｈ的 效 果 最好 ， 余 铝 含 量 为 ０ １８ｍｇ Ｌ Ｈ ． 使 ． 残 ． １ ／ ．
２０ｍＩ锥形 瓶 中 ， 人 含 铝初 始 浓 度 ０ ２４ｍｇ Ｉ ５ 加 ． ６ ／
的溶 液 １ ０ｍＩ 盖 紧后放 入恒 温 振荡 器 中 ，０℃ 下 ０ ， ２
研究主要集中在铅 、 、 、 ８ 铬 镉 铜［等重金属离子上， ］ 对
Ａｌ 。 ＋的吸附研 究 报 道 甚 少 ． 此 ， 文研 究 了盐 酸 为 本 浓度 、 酸化 凹凸棒 用量 、 体 ｐ 值 和吸附 时 间对 凹 水 Ｈ
凹凸棒黏土接枝聚丙烯腈的制备及其对Pb 2+的吸附性能
文章编号： ００８９ （０８０－０２０ １０－０ ８２０）６ ５－４ ０
Ｐｒ ｐ ｒ ｔｏ ｆＰ ｌ ａ ｒ ｌ ｎｔ ｉ ａ ｔｄＡｔａ ｕ ｇ ｔ ｎ ｔ ｓ ｒ ｔ ｎ ｃ ａ ａ ｔ ｒｓｉｓｔ ｂ ｅ ａ ａ ｉｎ ｏ ｏ ｙ ｃ ｙ ０ ｉｒＩ Ｇｒ ｆｅ ｔ ｐ ｌｉｅａ ｄ Ｉｓ ｅ Ａｄ ｏ ｐ ｉ ｈ ｒ ｃ ｅ ｉｔｃ ｏＰ ｏ
Ｃｈｎｓ ａｅ ｆ ｃｅｃ， ａｚｏ ７ ００ ｉｅｅ ｄ ｍｙｏ ｉ ｅＬ ｎｈ ｕ ３０ ０） Ａｃ Ｓ ｎ
Ａｂ ｔ ａ ｔ Ｐ １ ｃ ｙ ｏ ｔ ｉ ｓｂｅ ｎ ｓ ｃ ｓ ｆ ｌｙ ｇ ａ ｔ ｄ ｆ ｒ ｔ ｅ ｓ ｆ ｃ ｉａ ｅ ｃ ｕ ｉ ｇ ｎ ｏ ｉｉ ｄ ａ ｔ ｐ ｇ ｔ ｙ ｆｅ — ａ ｉ ａ ｓ ｒ ｃ ｏ ｙａ ｒ ｌ ｎｉｒｌ ｈａ ｅ ｕｃ ｅ ｓ ｕ ｌ ｒ ｆｅ ｏ ｍ ｈ ｕｒａ ｅ ｏｆｓ ｌ ｎ ｏ ｐｌ ｅ ｎｇ ａ ｅ ｔｍ ｄ ｆ ｅ ｔａ ｕｌ ｉｅ ｂ ｒ ｅ ｒ ｄ ｃ ｌ ｐ ｌ ｍｅ ｉ ａ ｉ ｎ ｔｉ ａ ｏ ｉ ｅ ｙ ｔｅ ｔ ｔ ｑ ｅ ｕ ｌ ａ ｉ ｏ ｃ ｎ ｅ ｔ ｅ ｎ ｔｉｅｇ ｏ ｐ ｏ ｃ ｒ ｏ ｙ ｉ ｎ ｍｉ ｅ ｇ ｏ ｐ ｔ ｉｗ ｏ ｕ ｉ ｚ ｈ ｓ ｏ ｙ ｒ ｔｏ Ｉ ｓｓ ｐ ｎ ｆ ｄ ｂ ｒ ａ ｉ ｗｉ ａ ｕ ｏ ｓａ ｋ ｌ ｔ ｏ ｖ ￣ ｈ ｉ ｌ ｒ ｕ ｓｔ ａ ｂ ｘ ｌ ａ ｄ ａ ｄ ｒ ｕ ｓｗｉ ａ ｖ ｅ ｔ ｔ ｉ ｅ ｔ ｅ ｅ ｚ ｉ ｎｇ ｈ ｒ ｃ ｈ ｌ ｇ ｏ ｐ ｏ ｏ ｌ ｇ ｈｅ ｖ ｅａ ｏ ｓ ａ ｄ ｃ ａ ａ ｔｒｚ ｄ ｂ Ｔ Ｉ ＴＧ，ＸＰＳ ａ ｄ ＴＥＭ ， ｅ ｐｅ ｔｖ ｌ ． ｍｐ ｒｎ ｔ ｈ ｏ — ｒ ｆｅ ｔ ｐ ｌ ｉ ｈｅ ｒ ｕ ｓ ｆ ｒｃ ｕｐ ｉ ａ ｙ ｍ ｔ ｌｉ ｎ ｎ ｈ ｒ ｃ ｅ ｅ ｙ Ｆ － Ｒ， ｎ ｉ ｎ ｒ ｓ ｃ ｉ ｅ ｙ Ｃｏ ａ ｉ ｇ ｗｉｈ ｔ ｅ ｔ ｎ ｇ ａ ｄ ａ ｔ ｕ ｇ ｔ ｔ ｌ ｔ ａ ｅ ｒ ｍｏ ａ ｒ ｐ ￣ｙ ａ ｄ ｔ ｅ ａ ｓ ｒ ｉ ｎ ｃ ｐ ｃｔ ｆ ｂ ＋ ｏ ｅｇ ａ ｅ ｔ ｐ ｌ ｉ ａ ｅ ｍｐ ｏ ｅ ｂｖ ｏ ｓｙ ｅ ｖ ｌ ｏ ｅ ｎ ｄ ｏ ｐｔ ａ ａ ｉ ｏ ２ ｐ ｈ ｏ ｙ Ｐ ｆ ｈ ｆ ｄａ ｔ ｕ ｇ ｔ ｈ ｓｂｅ ｎ ｉ ｒ ｖ ｄ ｏ ｉ ｕ ｌ ． ｔ ｒ ｔ ａ ｅ Ｋｅ ｒ ｓ ａｔ ｐ ｌ ｉｅ ａ ｒ ｌ ｎ ｔｉｅ ｓ ｐ ｎｉ ｆｅ —ａ ｃ ｌ ｏ ｙ ｒｚ ｔ ｎ Ｐ ｙ ｗｏ ｄ ｔａ ｕ ｇ ｔ ｃ ｏ ｉ ｌ ａ ｏ ｆ ｙ ｒ ｙ ｒ ｅ ｒ ｄｉａ ｌ ｍｅ ｉ ａ ｉ ｂ ｐ ｏ
凹凸棒黏土对水体和底泥中Cr(Ⅵ)的吸附
凹凸棒黏土对水体和底泥中Cr(Ⅵ)的吸附孔明;纪中新;彭福全;杨飞;张毅敏;晁建颖【摘要】The adsorption properties of Cr(Ⅵ) in water and the effects of attapulgite on metal fractions of Cr in sediment by using natural attapulgite clay were investigated by classic models,and the basic properties of attapulgite and changes of internal structure and composition before and after adsorption were analyzed by X-ray fluorescence spectrometer (XRF) and Scanning Electron Microscope (SEM).The results indicated that the internal structure of attpulgite was observed with fibrous structure and porosity.Aluminum,calcium and other elements and Cr element were increased after adsorption.The adsorption kinetics and isotherms couldbe best fitted with the pseudo-first order kinetics (R2 =0.993) model and the Langmuir-Freundlich (R2 =0.996) model,respectively.The simulated amount and measured value of kinetic were 1.38 and 1.37 mg/g,respectively.The initial pH value had an influence on Cr (Ⅵ) adsorption.The optimal pH value for adsorption was 3.0,and the highest adsorption rate was 85.80％.The addition of attapulgite to the sediment may lead to the transformation of Cr fractions from the unstable fraction (acid exchangeable fraction and reducible fraction) to the stable fraction(oxidizable fraction and residual fraction).%为考察凹凸棒黏土对水体和底泥中Cr(Ⅵ)污染治理与修复效果,通过实验室模拟试验,运用Langmuir和Frundlich等温吸附模型及准一级和准二级动力学模型,研究了天然凹凸棒黏土对水体中Cr(Ⅵ)的吸附特性,并研究了pH对吸附过程的影响及凹凸棒黏土对底泥中Cr(Ⅵ)金属形态的影响,通过XRF(X-射线荧光光谱仪)和SEM(扫描电镜)确定凹凸棒黏土的化学组成和微观形貌结构.结果表明:天然凹凸棒黏土内部呈纤维状且多孔隙,成分中含有铁、铝、钙等元素,吸附后的材料中发现了Cr元素;Langmuir-Frundlich吸附等温模型(R2=0.996)和准一级动力学模型(R2 =0.993)较好地拟合了凹凸棒黏土对Cr(Ⅵ)的吸附热力学与动力学过程,动力学模拟的Cr(Ⅳ)平衡吸附量及实测值分别为1.38和1.37 mg/g.溶液pH对Cr(Ⅵ)的吸附具有影响,其最佳pH为3,此时吸附率最高,为85.80％.研究显示,向底泥中添加凹凸棒黏土能促使Cr 形态由不稳定态(酸溶态和铁铝还原态之和)向稳定态(可氧化态和残渣态之和)转化,从而达到修复底泥中Cr(Ⅵ)污染的目的.【期刊名称】《环境科学研究》【年(卷),期】2017(030)010【总页数】7页(P1630-1636)【关键词】凹凸棒黏土;Cr(Ⅵ);吸附;稳定化【作者】孔明;纪中新;彭福全;杨飞;张毅敏;晁建颖【作者单位】环境保护部南京环境科学研究所,江苏南京210042;河海大学环境学院,江苏南京210098;环境保护部南京环境科学研究所,江苏南京210042;环境保护部南京环境科学研究所,江苏南京210042;环境保护部南京环境科学研究所,江苏南京210042;环境保护部南京环境科学研究所,江苏南京210042【正文语种】中文【中图分类】X703Abstract：The adsorption properties of Cr(Ⅵ) in water and the effects of attapulgite on metal fractions of Cr in sediment by using natural attapulgite clay were investigated by classic models, and the basic properties of attapulgite and changes of internal structure and composition before and after adsorption were analyzed by X-ray fluorescence spectrometer (XRF) and Scanning Electron Microscope (SEM). The results indicated that the internal structure of attpulgite was observed with fibrous structure and porosity. Aluminum, calcium and other elements and Cr element were increased after adsorption. The adsorption kinetics and isotherms couldbe best fitted with the pseudo-first order kinetics(R2=0.993) model and the Langmuir-Freundlich (R2=0.996) model, respectively. The simulated amount and measured value of kinetic were 1.38 and 1.37 mg/g, respectively. The initial pH value had an influence on Cr(Ⅵ) adsorption. The optimal pH value for adsorption was 3.0, and the highest adsorption rate was 85.80%. The addition of attapulgite to the sediment may lead to the transformation of Cr fractions from the unstable fraction (acid exchangeable fraction and reducible fraction) to the stable fraction(oxidizable fraction and residual fraction).Keywords： attapulgite; Cr(Ⅵ); adsorption; stabilization重金属污染是环境研究者长期关注的问题之一，工业废水(如不锈钢生产业、汽车零件制造业及电镀业等行业产生的废水)中含有较高浓度的重金属铬(Cr)[1]，含Cr 废水大量进入环境中容易造成Cr污染. 环境中的Cr有Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)两种价态，但通常多以毒性更大的Cr(Ⅵ)赋存[2]. Cr(Ⅵ)不仅可以直接造成水体污染，还可通过络合、沉淀及絮凝等过程蓄积在河流、湖泊底泥中[3]，并通过底泥再悬浮途径重新释放到上覆水体中[4]，造成二次污染. 污染环境中的Cr(Ⅵ)被人或动物吸收后，易造成致畸、致癌和致突变[5]，严重威胁到环境安全和人体健康，因此需要关注和研究Cr(Ⅵ)的去除.Cr(Ⅵ)污染废水的处理方法主要有化学沉淀[6]、离子交换[7]、电化学还原[8]、蒸发回收[9]及吸附[10]等. 其中，吸附法因具有操作简单、成本低廉等优点而得以广泛应用. 目前，常用的吸附材料有活性炭、工业废弃物及天然黏土材料等，活性炭吸附性能较好但成本较高[[11]. 沸石、膨润土和凹凸棒黏土等天然黏土材料因廉价易得且环境友好而被广泛的应用在重金属废水吸附处理研究中.天然凹凸棒黏土(下称凹土)是一种2∶1(TOT)型层链状海泡石族的含水富镁、铝的硅酸盐黏土矿物，其晶体化学式可表示为Mg5(H2O)4[Si4O10]2(OH)2，结构由相互平行的硅氧四面体双链组成，两条链则通过六配位的镁原子相连接[12]. 凹土因具有较大的比表面积[13]和较强的离子交换能力，对重金属Cr(Ⅵ)具有较好的吸附效果. 然而，目前针对凹土对重金属Cr(Ⅵ)的吸附研究工作，主要集中于对水体中Cr(Ⅵ)的吸附研究，而对底泥中Cr(Ⅵ)的稳定效果的研究较少，尤其缺乏对底泥中Cr(Ⅵ)的重金属形态的影响研究. 该文开展了天然凹土对水体中Cr(Ⅵ)的吸附特征及其对底泥中Cr(Ⅵ)的重金属形态的影响研究，分析凹土对Cr(Ⅵ)的吸附效果、机理及稳定化程度，以期为河流或湖泊Cr(Ⅵ)污染治理与修复提供科学依据.试验所用凹土取自江苏省盱眙县，在105 ℃下干燥24 h至恒质量，研磨粉碎后过100目(0.149 mm)筛备用. 采用SEM(扫描电镜，Hitachi S- 3400NⅡ型)分析凹土微观形貌结构，通过XRF(X-射线荧光光谱，ARL9800-XP型)确定其化学组成并采用比表面积分析仪(美国麦克Gemini VII 2390型)测定其比表面积. 凹凸棒黏土对Cr(Ⅵ)的吸附性能的测定采用《水和废水监测分析方法》中的二苯碳酰二肼分光光度法.1.2.1 吸附等温线和吸附动力学准确称取0.250 0 g(±0.000 2 g)凹土于13支50 mL离心管中，加入40 mL ρ〔Cr(Ⅵ)〕为0.5～600 mg/L的K2Cr2O7溶液,调节溶液pH至3，在25 ℃ 恒温条件下，将离心管置于160 r/min的振荡器中振荡反应3 h，于 7 000 r/min 下离心15 min，经0.45 μm滤膜过滤，取上清液测得ρ〔Cr(Ⅵ)〕.准确称取0.250 0 g(±0.000 2 g)凹土于14支50 mL离心管中，加入40 mL ρ〔Cr(Ⅵ)〕为10 mg/L的K2Cr2O7溶液，调节溶液pH至3，在25 ℃恒温条件下，将离心管置于160 r/min的振荡器中振荡，每隔一段时间后取样离心并经0.45 μm滤膜过滤，取上清液测得ρ〔Cr(Ⅵ)〕.1.2.2 pH对Cr(Ⅵ)吸附影响准确称取0.250 0 g(±0.000 2 g)凹土于6支50 mL离心管中，加入ρ〔Cr(Ⅵ)〕为10 mg/L、pH为2～7的K2Cr2O7溶液，置于160 r/min的振荡器中振荡反应3 h，于 7 000 r/min下离心15 min，经0.45 μm滤膜过滤，取上清液测得ρ〔Cr(Ⅵ)〕.采集太湖贡湖湾(31°27′46″N、120°20′18″E)表层10 cm的底泥，其中w(Cr)为99.10 mg/kg. 将凹土与底泥按m(凹土)/m(底泥)分别为0%、5%、10%、15%、20%、25%、30%的比例充分混合均匀，加入40 mL去离子水，置于摇床内(160 r/min，25 ℃)，振荡30 d后取出，经离心(7 000 r/min)去掉上清液，将剩余残渣样品冷冻干燥备存. 采用HJ 491—2009《土壤总铬的测定火焰原子吸收分光光度法》全消解方法测定底泥与稳定30 d后的混合底泥样品中的Cr总量. 采用BCR 四步连续提取法[14]对底泥与混合底泥中Cr的化学形态进行提取. 以F1、F2、F3及F4分别表示重金属Cr的酸溶态、可还原态、可氧化态与残渣态，F1+F2为重金属不稳定态，F3+F4代表重金属稳定形态，w(F3+F4)/w(F1+F2)可用来评价重金属的迁移率[15]，其比值越小，迁移率越大.原状凹土的基本理化性质如表1所示，凹土比表面积为246.35 m2/g，高于其他的黏土矿物[16- 17]，表明其具有较大的吸附容量. XRF分析发现，凹土的主要成分除SiO2外，还含有较高的Al2O3和Fe2O3，其含量总量为21.33%. 研究表明，凹土中的铁和铝等金属成分可与羟基结合[18]，以絮体和离子交换的形式对Cr(Ⅵ)进行吸附. 此外，WANG等[19]研究认为，凹土拥有一定的Al和Si的活性位点，并且其结构中存在着Al3+对Si4+以及Al3+、Fe2+对Mg2+的同晶置换现象，各种离子替换的综合结果导致凹土带有少量的永久性负电荷[20]，使其具有较好的吸附性能.SEM扫描结果如图1所示，原状凹土表面呈纤维状结构，含有丰富的凹陷、裂缝和凸起〔见图1(a)〕，存在较大的空隙及比表面积，因此具有较好的吸附性能. 与吸附前材料相比，吸附后的凹土表面结构由纤维状变成簇状，同时其表面白色附着颗粒明显增多〔见图1(b)〕，表明一定量的Cr(Ⅵ)可能被吸附在材料表面结构上. 2.2.1 吸附热力学凹土对Cr(Ⅵ)的等温吸附特性曲线如图2所示，初始ρ〔Cr(Ⅵ)〕在0～600mg/L的范围内，吸附率相应地由0%增加到63.3%，其最大吸附率达84.4%. 随着ρ〔Cr(Ⅵ)〕的增加，凹土对Cr(Ⅵ)的吸附量呈增加的趋势，当ρ〔Cr(Ⅵ)〕达到600 mg/L时，吸附量增至60.8 mg/g.天然凹土中Cr的含量极少，在模型拟合的过程中，凹土自身含有的Cr可忽略不计，故分别采用Langmuir吸附等温模型〔见式(1)〕、Frundlich吸附等温模型〔见式(2)〕和Langmuir-Frundlich吸附等温模型〔见式(3)〕对试验数据进行拟合[21- 22].qe=KCe1/nqe=式中：qe为平衡吸附量，mg/g；Ce为平衡质量浓度，mg/L；qm为单位表面达到饱和吸附量的最大吸附量，mg/g；KL为表征吸附表面强度的常数，L/mg；吸附系数K表示吸附能力的强弱，mg/g；n为Frundlich等温模型常数，1/n表示吸附量随浓度增加的强度，当1/n<1时有利于吸附.吸附等温曲线拟合结果如图3和表2所示，Langmuir-Frundlich吸附等温模型的拟合效果，R2(可决系数)为0.996，优于Langmuir吸附等温模型的拟合效果(R2=0.989)和Freundlich吸附等温模型的拟合效果(R2=0.919)，即Langmuir-Frundlich吸附等温模型能够更好地对凹土吸附Cr(Ⅵ)的过程进行描述，表明凹土对Cr(Ⅵ)的吸附倾向于不规则的表面吸附[23]，该结果与Bektas等[24]利用自然矿物吸附重金属离子的研究结果相似. Langmuir-Frundlich吸附等温模型拟合出的凹土的理论Cr(Ⅵ)最大吸附量(67.57 mg/g)较Krishna等[25]研究中膨润土(41.32 mg/g)和高岭土(1.56 mg/g)要高，这说明凹土对Cr(Ⅵ) 具有较好的吸附性能.2.2.2 吸附动力学凹土对Cr(Ⅵ)的吸附量随时间变化关系如图4所示. 由图4可见，凹土对Cr(Ⅵ)的吸附是一个快速过程，反应5 min的吸附量为1.30 mg/g，吸附率可达到90%以上，基本达到吸附平衡，其吸附平衡时间比已有研究中针铁矿[26]和粉煤灰[27]的30 min平衡时间以及酸改性膨润土[28]的100 min吸附平衡时间较短，与Thanos等[29]利用十六烷基溴化铵改性凹土吸附Cr(Ⅵ)的平衡时间(8～10 min)相近，这表明凹土对Cr(Ⅵ)具有较高的吸附效率.为了描述凹土对Cr(Ⅵ)的吸附动力学特征，分别用准一级动力学模型〔见式(4)〕和准二级动力学模型〔见式(5)〕对吸附动力学过程进行拟合[30- 31].=qe2+式中，qt为t时的吸附量，mg/g；K1为准一级吸附速率常数，min-1；K2为准二级吸附速率常数，g/(mg· min)；t为吸附反应时间，min.通过准一级动力学拟合曲线和准二级动力学拟合曲线得到吸附动力学相关参数，其中K1和K2分别为0.58 min-1和7.27 g/(mg·min)，准一级动力学模型(R2=0.993)和准二级动力学模型(R2=0.990)均可较好地拟合凹土对Cr(Ⅵ)的吸附过程. 由准一级动力学模型和准二级动力学模型得到的凹土对Cr(Ⅵ)的平衡吸附量(qe)分别为1.382与1.38 mg/g，与实测值1.37 mg/g非常接近，故凹土对Cr(Ⅵ) 的吸附过程可用以上两个动力学方程来描述，这与Thanos等[29]的研究中十六烷基溴化铵改性凹土的吸附动力学拟合结果相似，有机改性凹土的平衡吸附量(3.98 mg/g)较凹土的平衡吸附量高，但二者的平衡吸附时间相近，这可能是由于十六烷基溴化铵提高了凹土的离子交换能力，并削弱了凹凸表面的静电斥力，增加其Cr(Ⅵ)吸附量，但并未影响其Cr(Ⅵ)吸附速度. 2.3 pH对Cr的吸附影响pH是影响矿物表面吸附效果的重要因子之一[32]. pH对凹土吸附Cr(Ⅵ)效果的影响如图5所示，pH在2～7的范围内，吸附效果总体呈先增后降的趋势，当溶液的pH为3时，凹土对Cr(Ⅵ)的吸附效果最好，其吸附率与吸附量均达到最大值；溶液的pH在3～7范围内，凹土的吸附能力下降显著，吸附率由85.80%降至13.61%，吸附量由1.38 mg/g减至0.22 mg/g. 这表明酸性环境有利于凹土对Cr(Ⅵ)的吸附. 在低pH条件下，溶液中Cr(Ⅵ)主要以HCrO4-、CrO42-和Cr3O102-等形式存在[33]，同时，酸性条件使得凹土表面Zeta电位表现为较强的正电性[34- 35]，从而吸附带负电的离子. 溶液达到中性至碱性时，Cr(Ⅵ)的主要存在形式是CrO42-，并且随着pH的增大，OH-的增多会导致凹土本身的电负性增大[36]，进而使得凹土与CrO42-的排斥力增大，同时，OH-与CrO42-之间的竞争吸附作用[37]及铬酸盐的羟基络合物的生成[38]会进一步削弱凹土对Cr(Ⅵ)的吸附能力.底泥稳定30 d前后的重金属Cr形态含量见表3，稳定30 d前后，底泥中Cr形态含量变化较小，在研究凹土对底泥重金属Cr形态影响时可忽略不计. 凹土对底泥重金属Cr形态的影响如图6所示，稳定30 d 后，随着m(凹土)/m(底泥)的增加，酸溶态Cr(F1) 所占比例逐渐减小，而残渣态 Cr(F4) 的比例则相应增加. 当m(凹土)/m(底泥)大于20%后，各形态比例基本保持不变〔见图6(a)〕.w(F3+F4)/w(F1+F2)能够反应重金属在底泥中的迁移能力，比值越高，表明其迁移能力越弱，在环境中的生态风险越低[39]. 由图6(b)可见，w(F3+F4)/w(F1+F2)随着m(凹土)/m(底泥)的增大而增大，当m(凹土)/m(底泥)达到25%时，w(F3+F4)/w(F1+F2)达到最大值1.79. 凹土对底泥中Cr形态影响的原因可能是由于凹土具有较强的碱性，添加凹土提高了底泥的pH，底泥对Cr的钝化作用加强[40]，促进Cr由不稳定态向稳定态的转化，降低凹土中Cr的迁移性和生物有效性[41]；另一方面可能与凹土的比表面积和矿物组成有关，较大的比表面积以及较高的表面电位，对重金属Cr有一定的吸附和固定作用[42].a) 凹土对Cr(Ⅵ)具有较好的吸附效率，其吸附等温式更符合Langmuir-Frundlich 吸附等温模型，R2达到0.996，最大吸附量为76.5 mgg. 吸附动力学符合准一级吸附动力学模型，R2达到0.993.b) 凹土对Cr(Ⅵ)的吸附受到pH的影响，在pH为3的条件下，Cr(Ⅵ)吸附率与吸附量均达到最大值，分别为85.8%和1.38 mgg.c) 向含重金属Cr的底泥中添加凹土稳定化30 d 后，实现了底泥中Cr由不稳定形态(酸溶态和可还原态)向稳定形态(可氧化态和残渣态)的转化，当m(凹土)m(底泥)达到25%时，w(F3+F4)w(F1+F2)达到最大值1.79，表明重金属Cr的迁移率达到最小，稳定化效果达到最好.•小知识•【相关文献】[1] 王剑峰,张金利,杨庆.粉煤灰对Cr(Ⅵ)的吸附特性[J].环境工程学报,2014,8(11):4593- 4599. WANG Jianfeng,ZHANG Jinli,YANG Qing.Adsorption behaviors of heavy metal Cr(Ⅵ) onfly ash[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2014,8(11):4593- 4599.[2] BHATTACHARYA A K,NAIYA T K,MANDAL S N,et al.Adsorption,kinetics and equilibrium studies on removal of Cr(Ⅵ) from aqueous solutions using different low-cost adsorbents[J].Chemical Engineering Journal,2008,137(3):529- 541.[3] WEN Jia,YI Yuanjie,ZENG Guangming.Effects of modified zeolite on the removal and stabilization of heavy metals in contaminated lake sediment using BCR sequential extraction[J].Journal of Environmental Management,2016,178:63- 69.[4] YIN Hongbin,ZHU Jincan.In situ remediation of metal contaminated lake sediment using naturally occurring,calcium-rich clay mineral-based low-costamendment[J].Chemical Engineering Journal,2016,285:112- 120.[5] LI Ying,YUE Qinyan,GAO Baoyu.Effect of humic acid on the Cr(Ⅵ) adsorption onto Kaolin[J].Applied Clay Science,2010,48(3):481- 484.[6] 雷鸣,田中干也,廖柏寒,等.硫化物沉淀法处理含EDTA的重金属废水[J].环境科学研究,2008,21(1):150- 154. LEI Ming,TANAKA Mikiya,LIAO Bohan,et al.Treatment of heavy metals from wastewater containing EDTA with sulfide precipitation[J].Research of Environmental Sciences,2008,21(1):150- 154.[7] AHMED S,CHUGHTAI S,KEANE M A.The removal of cadmium and lead from aqueous solution by ion exchange with Na-Y zeolite[J].Separation & PurificationTechnology,1998,13(1):57- 64.[8] 许伟,张慧敏,吴祖成.重金属自产电能的电化学处理[J].电化学,2013(4):345- 349. XUWei,ZHANG Huimin,WU Zucheng.Electrochemical treatment of heavy metals with self-electricity generation[J].Journal of Electrochemistry,2013(4):345- 349.[9] 高俊松.电去离子技术净化电镀漂洗水与浓缩回收重金属[D].杭州:浙江大学,2010.[10] 邹继颖,刘辉.生物吸附剂对重金属Cr(Ⅵ)吸附性能的研究[J].环境工程,2014,32(2):64- 67. ZOU Jiying,LIU Hui.Preliminary study on Cr(Ⅵ) adsorption capability ofbiosorbents[J].Environmental Engineering,2014,32(2):64- 67.[11] EREN E,AFSIN B,ONAL Y.Removal of lead ions by acid activated and manganese oxide-coated bentonite[J].Journal of Hazardous Materials,2009,161(2/3):677- 685. [12] 马玉恒,方卫民,马小杰.凹凸棒土研究与应用进展[J].材料导报,2006,20(9):43- 46. MA Yuheng,FANG Weimin,MA Xiaojie.Advances in attapulgite research andapplication[J].Materials Review,2006,20(9):43- 46.[13] TAO Ling,SONG Xiaowei,YUAN Jianli,et al.Adsorption of Cr(VI) from aqueous solution by purified attapulgite[J].Advanced Materials Research,2014,1051:583- 587.[14] WANG K H,CHUNG I J,MIN C J,et al.Deformation behavior of polyethylene/silicate nanocomposites as studied by real-time wide-angle X-rayscattering[J].Macromolecules,2002,35(14):5529- 5535.[15] ZHANG Junping,LI An,WANG Aiqin.Study on superabsorbentcomposite:VI.preparation,characterization and swelling behaviors of starch phosphate-graft-acrylamide/attapulgite superabsorbent composite[J].CarbohydratePolymers,2006,65(2):150- 158.[16] XIONG Wenhui,PENG Jian.Development and characterization of ferrihydrite-modified diatomite as a phosphorus adsorbent[J].Water Research,2008,42(19):4869- 4877.[17] GAN L,BOLKER A,SAGUY C,et al.The effect of grain boundaries and adsorbates on the electrical properties of hydrogenated ultra nano crystalline diamond[J].Diamond & Related Materials,2009,18(9):1118- 1122.[18] CHIARI G,GIUSTETTO R,RICCHIARDI G.Crystal structure refinements of palygorskite and Maya Blue from molecular modelling and powder synchrotron diffraction[J].European Journal of Mineralogy,2003,15(1):21- 33.[19] WANG S,BOYJOO Y,CHOUEIB A,et al.Removal of dyes from aqueous solution using fly ash and red mud[J].Water Research,2005,39(1):129- 38.[20] GIUSTETTO R,XAMENA F X L I,RICCHIARDI G,et al.Maya blue:a computational and spectroscopic study[J].Journal of Physical Chemistry B,2005,109(41):19360- 19368. [21] MADSEN H E L,CHRISTENSSON F,POLYAK L E,et al.Calcium phosphate crystallization under terrestrial and microgravity conditions[J].Journal of Crystal Growth,1995,152(3):191- 202.[22] 马锋锋,赵保卫,钟金魁,等.牛粪生物炭对磷的吸附特性及其影响因素研究[J].中国环境科学,2015,35(4):1156- 1163. MA Fengfeng,ZHAO Baowei,ZHONG Jinkui,et al.Characteristics phosphate adsorption onto biochars derived from dairy manure and its influencing factors[J].China Environmental Science,2015,35(4):1156- 1163.[23] GERENTE C,LEE V K C,CLOIREC P LE,et al.Application of chitosan for the removal of metals from wastewaters by adsorption-mechanisms and models review[J].Critical Reviews in Environmental Science & Technology,2007,37(1):41- 127.[24] BEKTA N,AIM B A,KARA S.Kinetic and equilibrium studies in removing lead ions from aqueous solutions by natural sepiolite[J].Journal of HazardousMaterials,2004,112(1/2):115- 122.[25] KRISHNA B S,MURTY D S R,PRAKASH B S J.Surfactant-modified clay as adsorbent for chromate[J].Applied Clay Science,2001,20(1/2):65- 71.[26] 任天昊,杨琦,李群,等.针铁矿对废水中Cr(Ⅵ)的吸附[J].环境科学与技术,2015,38(12Q):72- 77. REN Tianhao,YANG Qi,LI Qun,et al.Adsorption of Cr(Ⅵ) on goethite from simulated wastewater[J].Environmental Science & Technology(China),2015,38(12Q):72- 77.[27] 王剑峰.不同吸附剂对Cr(Ⅵ)吸附特性的试验研究[D].大连:大连理工大学,2014.[28] 陆海军.污染物在改良黏土衬里中运移分析及ET封顶层特性探讨[D].大连:大连理工大学,2009.[29] THANOS A G,KATSOU E,MALAMIS S,et al.Evaluation of modified mineral performance for chromate sorption from aqueous solutions[J].Chemical EngineeringJournal,2012,211/212:77- 88.[30] HUI K S,CHAO C Y H,KOT S C.Removal of mixed heavy metal ions in wastewater by zeolite 4A and residual products from recycled coal fly ash[J].Journal of Hazardous Materials,2005,127(1/2/3):89- 101.[31] LIU Y,SHEN X,XIAN Q,et al.Adsorption of copper and lead in aqueous solution onto bentonite modif ied by 4′-methylbenzo- 15-crown- 5[J].Journal of Hazardous Materials,2006,137(2):1149- 1155.[32] 陈升勇,王成端,李慎新.不同pH对Cr(Ⅵ)在紫色土中的吸附影响[J].环境工程,2015(S1):857- 860. CHEN Shengyong,WANG Chengduan,LI Shenxin.Study on adsorption of Cr(Ⅵ) from purple soil under the influence by different pH environment[J].Environmental Engineering,2015(S1):857- 860.[33] GARG V K,GUPTA R,KUMAR R,et al.Adsorption of chromium from aqueous solution on treated sawdust[J].Bioresource Technology,2004,92(1):79- 81.[34] 汤加伦.多孔凹凸棒石/蒙脱石材料的制备及性能研究[D].北京:中国地质大学(北京),2015.[35] 刘梅堂,韦园红,史济斌,等.高分子PVP吸附对胶体Zeta电位的影响[J].中国粉体技术,2001,7(2):1- 4. LIU Meitang,WEI Yuanhong,SHI Jibin,et al.Effect of polymer adsorption on potential and adsorption layer thickness of Silica Gels[J].China Power Science and Technology,2001,7(2):1- 4.[36] 陈云,于永鲜,张金利,等.铁氧化物改性黏土对Cr(Ⅵ)的吸附性能研究[J].环境科学学报,2011,31(5):905- 911. CHEN Yun,YU Yongxian,ZHANG Jinli,et al.Adsorption of Cr(Ⅵ) by iron oxide-modified clay[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2011,31(5):905- 911.[37] ATTIA A A,KHEDR S A,ELKHOLY S A.Adsorption of chromium ion (Ⅵ) by acid activated carbon[J].Brazilian Journal of Chemical Engineering,2010,27(1):183- 193.[38] YUSOF A M,MALEK N A.Removal of Cr(Ⅵ) and As(Ⅴ) from aqueous solutions by HDTMA-modified zeolite Y[J].Journal of Hazardous Materials,2009,162(2/3):1019- 1024. [39] 李晶晶,彭恩泽.综述铬在土壤和植物中的赋存形式及迁移规律[J].工业安全与环保,2005,31(3):31- 33. LI Jingjing,PENG Enze.Summarization on the existing from and transferring rules of chromium in soil[J].Industrial Safety and Environmental Protection,2005,31(3):31- 33.[40] MADEJO′N E,MORA A D,FELIPE E.Soil amendments reduce trace element solubility ina contaminated soil and allow regrowth of natural vegetation[J].Environmental Pollution,2006,139(1):40- 52.[41] 张鸿龄,马国峰,刘畅,等.清淤底泥处置中添加粉煤灰/炉渣对重金属生物有效性及毒性的影响[J].环境科学学报,2017,37(1):254- 260. ZHANG Hongling,MA Guofeng,LIU Chang,et al.The effect of fly ash and alkaline slag on the heavy metals bioavailability and toxicity of dredged sediment[J].Acta Scientiae Circumstantiae,37(1):254- 260.[42] 李振泽.土对重金属离子的吸附解吸特性及其迁移修复机制研究[D].杭州:浙江大学,2009.。
酸热处理凹凸棒石黏土对双氯芬酸钠的吸附及体外释放性能研究
有机化凹凸棒对刚果红的吸附性能
凹凸棒是一种含水 的层链状 镁铝型硅酸盐矿物 ，以其较大的 比表面积和较高的离子交换能力等优点成 为 备受青睐 的新型吸附剂 ］ 由于天然 凹凸棒土表面 的硅氧 结构具有极强 的亲水性 ， 吸附有机废水 的性能 ．但 其
较弱． 季胺盐类有机 阳离子表 面活性剂 的分子结 构中通常含有烷基链 ，因而其同时具有烃类有机 物 以及金属
作者简介 ：李鹤 （９ ５ ） １８ 一 ，女 ，甘 肃武成人 ，河西学院化 学化 工学院 ２ １ ０ ０届毕业生．
・
８ ・ ３
李 鹤
王文娟
任 雪峰
宋
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王永生 ：有机化 凹凸棒对刚果红的吸附性能
Ｒ ｇａ ｕ ，Ｃ 靶 Ｋ ｔ ｉ ｋ） ｕ ｇ ｃ辐射 ，管 电流 １０ｍＡ ０ ，管电压 ４ Ｖ，在 ５－ ０连续扫描 Ｏｋ ￣６ 。
中 图分 类 号 ：０ ４ ． ６ ７３ 文 献 标 识 码 ：Ａ 文 章 编 号 ：１７ — ５ ０ ２ １ ）２ ０ ８ — ７ ６ ２ ０ ２ （０ ２ ０ — ０ ４ ０
偶氮染料化学稳定性强 ，生物可降解性差 ，且多数染料及其代谢 中间产物具有致癌性和其他 毒性 ，已成 为 印染 、纺织 和造纸 等工业废水 中的重要污染物之一．目前 ，国内外染 化废水广泛采用活性 炭吸附和絮凝 沉 淀法． 因活性炭价格高 昂 ，再生 过程复杂 而限制 了它们 在染 料废水 中的应用． 但 因此 ，寻求成本低 廉 、吸附 量大的生态型废水处理新材 料成为研究热点ｎ 剖．
凹凸棒石粘土的 pH 响应性研究及其在缓控释系统中的应用
凹凸棒石粘土的 pH 响应性研究及其在缓控释系统中的应用摘要：凹凸棒石粘土是一种重要的天然多孔材料，广泛应用于缓控释系统中。
本文旨在探讨凹凸棒石粘土的 pH 响应性质以及其在缓控释系统中的应用。
首先介绍了凹凸棒石粘土的化学成分和结构特点，随后探讨了其pH 响应性质的研究进展。
最后，重点介绍了凹凸棒石粘土在缓控释系统中的应用，包括药物缓控释、环境污染物的吸附与释放等方面。
通过对凹凸棒石粘土的 pH 响应性研究及其在缓控释系统中的应用的综述，旨在为进一步提高其应用性能提供参考。
1. 引言凹凸棒石粘土是一种层状硅酸盐矿物，其结构由正负电荷的层状结构单元交替排列而成。
凹凸棒石粘土具有大量的孔隙结构和特殊的吸附性能，使其成为一种理想的缓控释材料。
其 pH 响应性质使得凹凸棒石粘土在缓控释系统中应用广泛。
2. 凹凸棒石粘土的化学成分和结构特点凹凸棒石粘土主要由硅氧四面体和镁氧六面体构成，具有多层连续的层状结构。
其特有的结构为其提供了优异的物理和化学性能，使其成为一种理想的缓控释材料。
3. 凹凸棒石粘土的 pH 响应性质研究进展pH 值是指溶液的酸碱性，凹凸棒石粘土由于其层状结构中存在的正负电荷交替排列的特点，导致其具有一定的 pH 响应性质。
研究者通过测量凹凸棒石粘土在不同 pH 环境下的吸附性能、结构变化等来探讨其 pH 响应性质。
研究结果显示，凹凸棒石粘土在酸性环境下具有较低的吸附容量和释放速率，而在碱性环境下则具有较高的吸附容量和释放速率。
4. 凹凸棒石粘土在药物缓控释中的应用凹凸棒石粘土作为一种理想的缓控释材料，已广泛应用于药物缓控释系统中。
通过调节凹凸棒石粘土的pH 响应性能，可以实现药物的缓慢释放和控制释放速率。
研究者通过将药物与凹凸棒石粘土相互作用，制备出具有不同 pH 响应性质的药物载体，实现药物的精确释放。
这种基于凹凸棒石粘土的药物缓控释系统具有较好的生物相容性和可控释放性，为药物缓释提供了新的解决方案。
凹凸棒土对黄曲霉毒素B1的吸附特性
２１ ０２年第 ４ ０卷第 ８期
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－ ８ － － — ５－ —２ — —
肖 雷， 马惠荣 ， 菁华， 姚 等．凹凸棒土对黄 曲霉毒素 Ｂ 的吸附特 性［］ １ Ｊ．江苏农业科学 ， １ ４ ８ ：８ ２ ２ ０（ ） ２ ５—２６ ０ ８
凹凸棒 土对 黄 曲霉毒素 Ｂ １的吸附特性
图１ Ｌ ｎ ｍｕｒ 温线 ａｇ ｉ ＇ ￣．
后将 ４个三角瓶放入摇床中进行 吸附试验 ， 摇床条件 ：３ｏ ３ Ｃ，
１０ｒｍ ｎ ５ ｉ。于 １２ ３４ ５ｈ取 出 ， ０ ／ ｉ ／ … 、 ４０ ０ｒｍｎ离心 １ ｉ， ０ｍｎ 取 上清液 ， 利用 酶联免疫法测 Ａ Ｂ 浓度 。 Ｆ
Ｋ ５０ Ｑ ２０超声 波清 洗器 ， Ｌ一２ Ｍ 高速 冷冻 离 心机 ，Ｈ ６— Ｇ ２ Ｓ０
３１ ７ 酶标仪 ，Ｘ ４—１ Ｓ ２— ０箱型电阻炉 ，０ １ １—１一 Ｓ电热恒温鼓 风干燥箱。 １２ 凹凸棒 土对 Ａ Ｂ 吸 附的测定 ． Ｆ １２ １ 凹凸棒土 对 Ａ Ｂ 吸附热力 学 ． ． Ｆ。 向 ２ Ｌ浓度 分别 ５ｍ 为 ２０ ３ ０ ５０ ６ ０ ｇＬ的 Ａ Ｂ 溶液中加入 ０ １ｇ凹凸棒 ０ 、０ 、０ 、０ ／ Ｆ１ ． 土， 用保鲜膜封 口后将 ４个三角瓶放入摇 床中进行 吸附试 验 ， 摇床条件 ：３℃ ，５ ｍ ｎ ３ １０ｒ ｉ。５ｈ后取 出 ， ０ ｍｎ条件 ／ 在４０ ０ｒ ｉ ／
２ 试 验 结果
２ １ 凹 凸棒 土 对 Ａ Ｂ 热 力 学吸 附 ． Ｆ．
Ｌｎｍｕｒ 程 通 用 式 ： ａ ｇ ｉ方
Ｑ ＝ 。
（） １
式 中 ：。 Ｑ 为吸附剂 的平衡吸附量 ， 单位 ｇ ｇ Ｑ ／ ； 为饱 和吸附
凹凸棒粘土的农业用途
凹凸棒粘土的农业用途凹凸棒粘土（Modular Clay）是一种由干燥的黏土制成的具有多个凹凸形状的标准块状单元构成的材料。
它具有许多农业用途，可以在农业生产的各个领域中发挥作用。
下面将详细介绍凹凸棒粘土在农业中的应用。
首先，在土壤改良方面，凹凸棒粘土可以用于改善土壤结构和土壤的透气性。
利用其凹凸的形状，它能够增加土壤的气孔和水分保持能力。
将凹凸棒粘土添加到土壤中，可以增加土壤的保水性，减少水分蒸发，并提高土壤的持水能力。
此外，凹凸棒粘土还可以帮助稳定土壤结构，减少土壤侵蚀和水土流失的可能性。
其次，在种植技术中，凹凸棒粘土可以用于制作种植床、培育苗木和栽培作物。
通过将凹凸棒粘土堆积成合适的形状，可以创造出理想的种植环境。
凹凸棒粘土的多孔性能使其能够促进土壤通气，改善根系对水分和养分的吸收能力。
此外，凹凸棒粘土具有良好的保水性，可以减少作物的灌溉频率，提高水资源利用效率。
再次，在水资源管理方面，凹凸棒粘土可以用于建立水负荷控制系统，提供自动化的灌溉解决方案。
凹凸棒粘土可以被堆叠成各种形状和尺寸的容器，用于储存和释放水分。
利用凹凸棒粘土的多孔结构，可以实现根据作物需水量和土壤湿度自动控制灌溉的功能。
这种水负荷控制系统可以帮助农民降低灌溉用水量，减少水资源浪费。
此外，凹凸棒粘土还可以用于种植园艺作物和蔬菜。
凹凸棒粘土可以通过不同的堆叠和组合方式来建立悬挂式栽培系统，利用垂直空间进行种植。
这种栽培方式可以最大限度地节约土地资源，增加农作物产量。
凹凸棒粘土作为一种良好的储水材料，可以为作物提供持续的水分，提高作物的生长和产量。
最后，在土壤污染修复方面，凹凸棒粘土也具有很大的潜力。
由于其具有大量的内部孔隙和吸附能力，凹凸棒粘土可以被用于去除土壤中的重金属污染物和有机污染物。
凹凸棒粘土作为一种天然吸附剂，可以将污染物吸附在其表面上，并有效地净化土壤。
这为修复受污染土壤提供了一种可行的方法。
总之，凹凸棒粘土在农业中具有多种用途。