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K/Zn/Sn/S金属硫化物对水中铯离子的吸附去除性能及机理

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洪奇圣, 穆景利, 张艳, 袁宗胜, 杨丽阳, 张铭栋. K/Zn/Sn/S金属硫化物对水中铯离子的吸附去除性能及机理[J]. 环境工程学报, 2024, 18(1): 1-12. doi: 10.12030/j.cjee.202306106
引用本文: 洪奇圣, 穆景利, 张艳, 袁宗胜, 杨丽阳, 张铭栋. K/Zn/Sn/S金属硫化物对水中铯离子的吸附去除性能及机理[J]. 环境工程学报, 2024, 18(1): 1-12. doi: 10.12030/j.cjee.202306106
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HONG Qisheng, MU Jingli, ZHANG Yan, YUAN Zongsheng, YANG Liyang, ZHANG Mingdong. Adsorptive removal performance and mechanism of cesium ion from aqueous solutions by a K/Zn/Sn/S metal sulfide[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(1): 1-12. doi: 10.12030/j.cjee.202306106
Citation: HONG Qisheng, MU Jingli, ZHANG Yan, YUAN Zongsheng, YANG Liyang, ZHANG Mingdong. Adsorptive removal performance and mechanism of cesium ion from aqueous solutions by a K/Zn/Sn/S metal sulfide[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(1): 1-12. doi: 10.12030/j.cjee.202306106
shu

K/Zn/Sn/S金属硫化物对水中铯离子的吸附去除性能及机理

  • 1.

    福州大学环境与安全工程学院，福州 350108

  • 2.

    闽江学院地理与海洋学院，福州 350108

  • 3.

    福州海洋研究院，福州 350108

    • 作者简介: 洪奇圣 (1999—) ，男，硕士研究生，qshong@foxmail.com
    通讯作者: 张铭栋(1990—)，男，博士，助理研究员，zmd@mju.edu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学青年基金资助项目(52200096)；福建省自然科学基金青创项目(2021J05209)；闽江学院高层次人才科研启动经费(32204304)

  • 中图分类号: X703

Adsorptive removal performance and mechanism of cesium ion from aqueous solutions by a K/Zn/Sn/S metal sulfide

  • 1.

    College of Environment & Safety Engineering, Fuzhou University, Fuzhou 350108, China

  • 2.

    College of Geography and Oceanography, Minjiang University, Fuzhou 350108, China

  • 3.

    Fuzhou Institute of Oceanography, Fuzhou 350108, China

    • Corresponding author: ZHANG Mingdong, zmd@mju.edu.cn

摘要

  • 摘要: 通过水热法合成了纳米片状K/Zn/Sn/S金属硫化物(KZTS-NS)，并研究了KZTS-NS对Cs+的吸附特性及机理。结果表明，KZTS-NS具有快速的吸附Cs+动力学特性，仅需10 min即可达到吸附平衡，此时Cs+去除率为96.50%；KZTS-NS对Cs+的吸附等温线符合Langmuir模型，最大吸附容量为133.96 mg·g−1，高于报道的其他吸附剂，且吸附是个自发、吸热且熵增的过程；KZTS-NS能够在pH为3~10内对Cs+保持良好吸附效果；溶液中共存离子对KZTS-NS吸附效果的影响从高到低排序依次为Mg2+>Ca2+>Na+>K+，在自来水中、矿泉水、湖水和海水中KZTS-NS对Cs+的去除率分别为42.14%、25.15%、14.14%和4.44%。此外，利用扫描电子显微镜(SEM)、X射线衍射(XRD)和X射线光电子能谱(XPS)等技术对吸附铯离子(Cs+)前后的KZTS-NS进行表征以揭示吸附机理。结果表明，KZTS-NS具有纳米片形貌，K、Zn、Sn和S元素在表面均匀分布，吸附Cs+后形貌保持不变，并且XRD特征峰往低角度方向偏移，对应的晶面间距增大；由XPS图谱和定量分析可知，KZTS-NS对Cs+的吸附机理为离子交换。总之，KZTS-NS能够快速、高效地去除废水中的Cs+，具有较大的应用潜力。本研究将为放射性废水中Cs+的处理提供技术参考和基础数据支撑。
    Abstract: A nanosheet-like K/Zn/Sn/S metal sulfide (KZTS-NS) was synthesized by a hydrothermal method. The adsorption properties and mechanism of KZTS-NS towards Cs+ was investigated. The results showed that fast adsorption of Cs+ occurred by KZTS-NS with an equilibrium time of only 10 minutes and Cs+ removal rate of 96.50%. The adsorption isotherms were well fitted with the Langmuir model, and the calculated maximum adsorption capacity reached 133.96 mg·g−1, which was higher than other reported adsorbents. The adsorption of Cs+ by KZTS-NS was a spontaneous, endothermic, and entropy-increasing process. KZTS-NS had a good performance on Cs+ adsorption in the pH range of 3-10. The inhibitory effect of coexisting ions on Cs+ adsorption by KZTS-NS followed the sequence of Mg2+>Ca2+>Na+>K+. The removal rates of Cs+ by KZTS-NS in tap water, mineral water, lake water, and seawater were 42.14%, 25.15%, 14.14%, and 4.44%, respectively. The KZTS-NS before and after cesium ion (Cs+) adsorption was characterized using scanning electron microscopy (SEM), X-ray diffraction (XRD), and X-ray photoelectron spectroscopy (XPS), etc. to reveal the Cs+ adsorption mechanism. Results showed that the nanosheet-like morphology of KZTS-NS remained unchanged before and after adsorption of Cs+. K, Zn, Sn, and S elements were evenly distributed on the surface of KZTS-NS. The XRD characteristic peaks after Cs+ adsorption shifted towards a lower 2θ value, corresponding to an increase in crystal plane spacing. The XPS spectra and quantitative analysis indicated that the adsorption mechanism of KZTS-NS for Cs+ was ion exchange. In summary, KZTS-NS could rapidly and efficiently remove Cs+ from wastewater and showed a great potential for further application. This study provides a technical reference and the basic data supports for the treatment of wastewater containing radioactive Cs+ ions.

  • 邻苯二甲酸酯（phthalate esters，PAEs）作为增塑剂，被大量添加在塑料、涂料、化肥和化妆品等商品中. 根据信息处理服务公司（Information handling services，IHS）的一份报告，2014年全球生产和消费的增塑剂为840万吨，其中PAEs类占了70%[1]. 预计2017—2022年全球对PAEs的需求将以年均1.3%的速度增长[2]. 目前，PAEs在中国每年的生产量和消费量大约为130万吨，占全球总量的20%[3]. 鉴于PAEs不是通过稳定的化学键与产品结合，此类化合物很容易通过多种方式释放到环境中，例如工业和市政废水排放、固体废物处置和浸出、产品使用过程中的迁移和挥发[4-6]. 研究表明全球大多数人群均已暴露于PAEs中，并且已在人体血清和脂肪中发现PAEs的存在[7]. 人体暴露于PAEs的主要途径为食物和饮用水的摄入[8-9]，其中饮用水作为每日必须摄入的介质，其中含有的PAEs对人体的影响近年来受到了广泛关注[5，10-11].

    邻苯二甲酸二甲酯（dinethyl phthalate，DMP）、邻苯二甲酸二乙酯（diethyl phthalate，DEP）、邻苯二甲酸二丁酯（di-n-phthalate，DBP）、邻苯二甲酸丁苄酯（butylbenzyl phthalate，BBP）、邻苯二甲酸二（2-乙基己基）酯（di（2-ethylhexyl）phthalate，DEHP）和邻苯二甲酸二辛酯（di-n-octyl phthalate，DNOP）已被联合国列入优先管控污染物[12]，DMP、DBP和DEHP也已被列入我国水环境优先控制污染物黑名单，但均未列入我国2017年和2020年出台的两批《优先控制化学品名录》中. 我国《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）、《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）、《城市供水水质标准》（CJ/T206-2005）中也规定了部分PAEs的限值. DEHP由于存在最多的健康和环境问题，已被归类为国际癌症研究机构（IARC）确定的可能对人类致癌的物质[13]. 尽管近几年来，PAEs在各类饮用水环境中的检出引起了人们的重视，研究范围涉及水源水、自来水和瓶装水等样品，但针对江苏省沿江城市居民住宅自来水的研究几近空白.

    本研究选取江苏省不同区域居民自来水中的PAEs作为研究对象，分析PAEs的污染特征，检验加热煮沸过程对自来水中的PAEs是否具有去除效果，评估经口摄入的人体健康风险，以期为全省饮用水健康安全管控提供科学支撑.

    1.   材料与方法（Materials and methods）

    1.1   样品的采集

    于2017年3月至4月，分别采集江苏省沿江8市（南京、无锡、常州、苏州、南通、扬州、镇江、泰州）居民住宅自来水，采样点位如图1所示. 每个城市选取5户居民进行取样（n=40），采样体积为2 L，所有水样均置于棕色玻璃瓶中，4 ℃避光保存，并于24 h内运回实验室分析. 为了研究加热煮沸过程对水中PAEs的去除效果，从每个城市选取两份水样在实验室煮沸，冷却至室温后保存待测（n=16）.

    图 1  江苏省不同城市居民住宅自来水采样点
    Figure 1.  Sampling points for residential tap water from different cities in Jiangsu
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    1.2   仪器与试剂

    超高效液相色谱/串联质谱（Waters Acquity/TQD），Masslynx工作站，ODS液相色谱柱（waters, BEH C18, 50 mm×2.1 mm, 1.7 μm）；Milli-Q超纯水器（美国Millipore公司）；HLB玻璃材质固相萃取柱（200mg/5cc,Waters,美国）.

    6种PAEs（DMP、DEP、DBP、BBP、DEHP和DNOP）混合标准品储备液，质量浓度为100 μg·mL−1（德国Dr. Ehrenstorfer公司），纯度在98.5%—99.5%之间;替代标准物氘代邻苯二甲酸二正丁酯（d4-DBP）和内标物氘代邻苯二甲酸二乙酯（d4-DEP），质量浓度均为100 μg·mL−1（美国Accustandard公司），实验用甲醇、正己烷、乙腈、丙酮等试剂均为农药级或LC-MS级.

    1.3   样品的前处理

    取1L水样，加入回收率指示物（d4-DBP），以10 mL·min -1的流速通过HLB固相萃取柱. 上样前依次用10 mL乙醚、5 mL乙腈和5 mL超纯水活化萃取柱. 水样过柱后，用高纯氮气吹干HLB小柱，再用体积95:5的乙醚-乙腈溶液进行洗脱，收集洗脱液，氮吹浓缩至近干，用乙腈定容至1 mL，加入内标化合物（d4-DEP）后置于进样瓶中，等待进样.

    1.4   仪器分析

    本研究采用超高效液相色谱/串联质谱仪（Waters Acquity/TQD）、BEH C18色谱柱（50 mm×2.1 mm，1.7 μm）对目标化合物进行定性和定量分析. 进样量为10 μL，流动相为水（A相，含0.2%甲酸）和甲醇（B相），流速为0.4 mL·min−1，色谱柱温度为40 ℃，流动相梯度设置如下: 0 min，A相比例为90%，保持2 min; 2—12 min，A相比例由90%降为0%，保持4 min; 16—18 min，A相比例恢复至60%. 质谱采用电喷雾离子源（ESI），正离子扫描方式，多离子反应监测（MRM）模式，监测条件见表1. 离子源温度120 ℃，毛细管电压4.0 kV，去溶剂温度400 ℃.

    表 1  目标化合物的多反应监测条件
    Table 1.  MRM parameters for target compounds
    化合物Compounds母离子Precursor ions（m/z）子离子Product ions （m/z）解簇电压/VDeclustering potential碰撞能量/VCollision energy
    DMP195.3163.0＊4012
    195.377.14046
    DEP223.1177.4＊5025
    223.1149.35012
    BBP313.391.3＊6827
    313.3205.26812
    DBP279.1149.3＊7220
    279.1205.27212
    DEHP391.1167.0＊8418
    391.1149.08432
    DNOP391.3261.1＊6010
    391.3149.06020
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    1.5   质量保证与质量控制（QA/QC）

    实验过程中发现采用液质联用分析PAEs时，存在较大的系统空白干扰，为解决该问题，参考已有研究方法并进行优化完善[14]：在液相输液泵和进样阀之间加入一根吸附分配柱，通过六通阀切换，流动相经过该分配柱后，进入定量环，将定量环中样品带入色谱柱进行分离分析; 由于色谱系统产生的干扰经过吸附分配柱后可以进行短暂的吸附保留，再进入色谱柱，而定量环中的样品则直接经过色谱柱被吸附保留. 因此，系统产生的干扰和目标化合物可以产生出峰时间差，从而减少误差干扰.

    实验过程中避免使用塑料和橡胶器皿，所使用的玻璃容器均在马弗炉中400 ℃高温烘烤4 h后经正己烷、丙酮和乙腈清洗. 所有水样均添加回收率标样，每5份样品添加1个程序空白. 自来水中6种PAEs的加标回收率范围为86.5%—109%. 以3倍空白水样加标样测定结果的标准偏差计算各种物质的方法检出限（detection limit，DL），6种PAEs化合物的DL范围为0.1—0.5 μg·L−1.

    1.6   健康风险评价

    本研究采用美国环保署（USEPA）推荐的水环境健康风险评价模型，分别评估了通过饮用水途径暴露的DEHP致癌风险和∑PAEs非致癌风险. 通过饮用水摄入的日均PAEs剂量（CDI）可以通过公式（1）计算:

    CDI=C×IR/BW (1)

    式中， CDI为每天通过饮水摄入的PAEs平均剂量（mg·kg−1·d−1）; C为饮用水中PAEs的含量（mg·L−1）; IR为每日饮用水的摄入量（取2 L·d−1）; BW为人均体重（取60 kg）.

    通过饮用水途径暴露的DEHP致癌风险（RDEHP）通过公式（2）计算:

    RDEHP=CDI×SF (2)

    式中，SF为经口摄入致癌斜率因子，DEHP的SF值为0.014 kg·d·mg−1.

    PAEs非致癌风险采用危险指数（HI）进行评估，通过公式（3）计算:

    HI=CDI/RfD (3)

    式中，RfD为法规或指南中给出的PAEs非致癌危害的参考剂量（mg·kg−1·d−1），DEP、BBP、DBP、DNOP和DEHP的RfD分别为0.8、0.2、0.1、0.01、0.02 mg·kg−1·d−1，DMP缺少RfD参考剂量数据，HI小于1表示处于安全范围.

    2.   结果与讨论（Results and discussion）

    2.1   江苏城市饮用水中PAEs的含量与组成

    江苏省8个城市居民自来水水样中PAEs检出率为100%，PAEs含量如图2所示，∑PAEs检出范围为4.10—14.23 μg·L−1，平均值为（8.43±2.76）μg·L−1，其中镇江市自来水中∑PAEs含量最高，达到（10.76±2.10）μg·L−1，苏州市其次（（9.39±2.08）μg·L−1），泰州市最低（（7.14±3.39）μg·L−1）.

    图 2  江苏省不同城市居民自来水中PAEs含量
    Figure 2.  Concentrations of PAEs in tap water from different cities in Jiangsu
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    DBP在所有水样中均有检出，且平均含量最高（（2.10±1.65）μg·L−1），17.5%的自来水样品中DBP浓度超过《生活饮用水规范》（GB5749-2006）限值（3 μg·L−1）. 所有自来水样品中DEHP浓度均未超过《生活饮用水规范》（GB5749-2006）与世界卫生组织（WHO）《饮用水水质准则》限值（8 μg·L−1）或美国瓶装水中的标准限值（6 μg·L−1）[15]，说明江苏省部分城市居民自来水已受到PAEs污染，存在一定的潜在健康风险，该结论与我国其他已有研究结果相似[16-17]. 然而，根据美国环保署1997年出台的饮用水法规和健康建议，由于DEHP致癌性，美国对DEHP的最终管理目标是零暴露风险[18]. 同时有研究表明，长期饮用含有微量PAEs的水，即使其含量满足饮用水标准，也可能对人体健康造成危害[19-20]. 从组成成分来看，DBP和DMP是造成自来水中PAEs含量差异的最主要因素.

    表2列出了全球其他国家和地区饮用水中PAEs的污染情况，本研究结果与沙特阿拉伯（0.2—30.8 μg·L−1）和墨西哥（0.6—45.1 μg·L−1）等国家瓶装水中PAEs的含量相近[5]，比葡萄牙（0.02—0.35 μg·L−1）、法国（0.03—0.35 μg·L−1）和伊朗（0.07—0.52 μg·L−1）等西方国家自来水中浓度高近两个数量级[11，21-22]，比我国天津市居民饮用水（（2.41±0.39）μg·L−1）高一个数量级[23]，但低于河南省的研究结果（0.24—82.2 μg·L−1）[24]，这与河南饮用水取样点位受到污染河流水平扩散、垂直渗透和雨水溶解有关. 已有研究表明江苏居民自来水中PAEs来源广泛，包括水源水赋存、生产过程带入和塑料管道析出等[25].

    表 2  世界其他国家和地区自来水中PAEs含量
    Table 2.  Concentrations of PAEs in other countries and regions around the world
    国家和地区Country and regionBBP/（μg·L−1）DBP/（μg·L−1）DEP/（μg·L−1）DMP/（μg·L−1）DNOP/（μg·L−1）DEHP/（μg·L−1）∑PAEs/（μg·L−1）参考文献Reference
    江苏省Jiangsund—7.39（0.71）0.34—7.40（2.01）nd—6.41（1.40）nd—8.40（1.93）nd—5.23（1.23）nd—6.87（1.93）4.10—14.23（8.43）本研究
    天津市Tianjin0.44—0.710.38—0.68———1.10—1.781.92—2.78（2.41）[23]
    河南省Henannd0.9344.0438.19—12.49—[24]
    武汉市Wuhan—0.600.90nd———[26]
    葡萄牙Portugal0.030.520.190.04—0.060.02—0.35[21]
    德国Germany0.050.640.16——0.060.02—0.60[27]
    西班牙Spanndnd—0.91nd—0.38nd—0.03—nd0.38—0.73[10]
    西班牙Spanndnd0.19nd—ndnd—0.19[28]
    法国Francend0.040.03nd—0.35—[22]
    希腊Greece—1.040.30——0.930.30—1.04[29]
    捷克Czech0.0020.050.070.08nd0.66—[30]
    越南Vietnam0.20—4.210.01—2.56nd—2.57nd—0.54nd—1.931.01—14.502.10—18.00（11.2）[31]
    伊朗Iran0.05—0.15（0.10）nd—0.14（0.09）nd—0.09（0.05）0.08—0.67（0.37）nd—0.11（0.01）nd—0.38（0.15）0.07—0.52[11]
    　　注：nd，未检出，not detected；—，未参与检测，not included；（ ），平均值，mean level
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    图3比较了自来水与煮沸后冷却至室温的水样中PAEs的浓度，结果与其他研究类似[32]，加热或煮沸后的自来水中，PAEs含量有所下降，但下降程度有限，其中DBP平均降低程度最高（21.6%），其次是BBP（18.6%），DNOP最低（9.1%）. 值得注意的是，有研究报道，若将开水立刻倒入塑料杯，高温会加速塑料中PAEs的析出，导致饮用水中PAEs含量显著升高[23].

    图 3  自来水和煮沸水中PAEs含量变化
    Figure 3.  Changes of concentrations of PAEs in tap water and boiled water
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    2.2   PAEs健康风险评价

    2.2.1   致癌风险评估

    江苏省不同地区通过饮用水摄入导致的DEHP致癌风险如图4所示，所有自来水和煮沸冷却水中DEHP的致癌风险均低于USEPA推荐的健康风险可接受最大水平（1×10−6），其中苏州、南通和泰州水样中DEHP致癌风险较高. 煮沸后的自来水在一定程度上降低了DEHP的致癌风险，降幅达到78%. 但在高温情况下DEHP会从塑料包装中迁移至水体，导致DEHP的致癌风险有超过1×10−6的可能[23，33]，另外随着储存时间的增加，水中DEHP的含量也会随之上升[22]. 因此，长期饮用存放在高温环境中的瓶装水，例如高温天气车内长时间放置的瓶装水，对人体健康危害极大，应引起高度重视.

    图 4  自来水和煮沸水中DEHP的致癌风险
    Figure 4.  Carcinogenic risks of DEHP via tap water and boiled water
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    2.2.2   非致癌风险评估

    5种PAEs（DEP、BBP、DBP、DNOP和DEHP）的非致癌风险采用危险指数如图5和表3所示. 结果显示，江苏省8个城市自来水中∑PAEs的HI范围在8.26×10−3（无锡市）—3.25×10−2（南通市），均远小于1，表明江苏省不同地区自来水中PAEs摄入对人体造成的非致癌健康风险可忽略不计. 煮沸后的自来水PAEs非致癌风险与致癌风险变化情况类似，均有不同程度的降低，该结果与Wang[23]和Li[20]在天津市和黄海沿海城市的研究结果一致. DBP在自来水中占总非致癌风险的47.3%，而BBP和DEHP仅占1.60%和1.58%，该结果与天津市自来水中PAEs的非致癌风险占比（DEHP占比最大）有较大差别[23]，主要原因是尽管DEHP毒性最大，但在江苏省8个城市自来水样中DEHP的含量相对较低，因此对∑PAEs非致癌风险贡献较小.

    Figure 5.  Non-carcinogenic risks of PAEs via tap water and boiled water
    图 5 自来水和煮沸水中PAEs非致癌风险
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    除了通过饮用水的暴露方式，PAEs还可以通过食物摄入和皮肤接触等途径对人体健康造成负面影响. 此外，自来水中可能存重金属、农药、消毒副产物和个人护理产品等多种污染物，它们之间的协同效应可能会对人体健康产生多重负面影响. 因此，建议进一步研究并持续监测这些化学物质在不同条件下的自来水和瓶装水中的赋存特征，以期更好地管控生态环境健康风险.

    表 3  江苏省不同城市居民自来水中PAEs非致癌风险
    Table 3.  Non-carcinogenic risks of PAEs in residential tap water from different cities in Jiangsu Province
    城市 CityHIBBPHIDBPHIDEPHIDMPHIDNOPHIDEHP∑HI
    南京Nanjing1.67×10−54.67×10−39.36×10−5na4.77×10−34.17×10−59.59×10−3
    无锡Wuxi1.27×10−34.72×10−32.66×10−4na1.07×10−39.36×10−48.26×10−3
    常州Changzhou1.67×10−52.48×10−31.23×10−4na5.02×10−31.64×10−39.28×10−3
    苏州Suzhou1.67×10−58.69×10−34.17×10−5na8.33×10−53.60×10−31.24×10−2
    南通Nantong1.67×10−51.58×10−24.17×10−5na1.26×10−23.09×10−33.15×10−2
    扬州Yangzhou3.97×10−41.15×10−24.17×10−5na6.66×10−31.97×10−32.06×10−2
    镇江Zhenjiang1.55×10−48.65×10−32.86×10−4na8.33×10−51.18×10−31.04×10−2
    泰州Taizhou3.24×10−41.60×10−24.17×10−5na5.91×10−32.73×10−32.50×10−2
    　　注：na，无参考数据，no reference data
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    3.   结论（Conclusion）

    （1）江苏省8个城市40份居民自来水中均检出了PAEs，检出范围为4.10—14.23 μg·L−1，其中镇江市自来水中PAEs的含量最高. 与其他国家和地区相比，本研究区域自来水中PAEs含量处于中等偏上水平，其污染来源有待进一步明确.

    （2）与自来水相比，煮沸后冷却至室温的水样在一定程度上降低了PAEs浓度和此类化合物的致癌风险与非致癌风险.

    （3）研究区域内DEHP致癌风险指数小于最大可接受风险水平（1×10−6），∑PAEs的非致癌风险指数远小于1，但部分水样中DBP含量超过《生活饮用水规范》（GB5749-2006）限值，存在潜在的生态环境健康风险.

  • 图 1  KZTS-NS吸附Cs+的吸附动力学曲线

    Figure 1.  Adsorption kinetics of KZTS-NS to Cs+ in aqueous solution

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    图 2  拟一级与拟二级动力学模型拟合

    Figure 2.  Fitting of pseudo-first-order and pseudo-second-order models

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    图 3  不同温度下KZTS-NS吸附Cs+的等温线以及Langmuir与Freundlich模型的数据拟合图

    Figure 3.  Adsorption isotherms of Cs+ onto KZTS-NS at varying temperature and the fitting curves of Langmuir and Freundlich models

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    图 4  lnKd与T−1的关系图

    Figure 4.  Relationship between lnKd and T−1

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    图 5  多种因素对KZTS-NS吸附Cs+的影响

    Figure 5.  Influence of various factors on the adsorption of Cs+ by KZTS-NS

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    图 6  所合成的KZTS-NS吸附材料的SEM图

    Figure 6.  SEM images of the synthesized KZTS-NS adsorption material

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    图 7  KZTS-NS吸附Cs+前后的元素分布图与EDS图谱

    Figure 7.  Elemental mapping images of KZTS-NS before and after adsorption of Cs+

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    图 8  吸附前后KZTS-NS的XRD谱图

    Figure 8.  XRD patterns of KZTS-NS before and after adsorption

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    图 9  KZTS-NS吸附Cs+前后的XPS谱图

    Figure 9.  XPS spectra of KZTS-NS before and after Cs+ adsorption

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    图 10  不同温度下KZTS-NS吸附Cs+的量与脱附K+的量的关系图与KZTS-NS对Cs+的吸附机理图

    Figure 10.  Relationship between the absorption amount of Cs+ by KZTS-NS and the desorption amount of K+ at different temperatures and the adsorption mechanism of KZTS-NS for Cs+

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    表 1  吸附等温线拟合参数表

    Table 1.  Fitting parameters of Langmuir and Freundlich models

    温度/℃ Langmuir模型 Freundlich模型
    qm/(mg·g−1) b/(L·mg−1) R2 Kf/(L1/n·mg1/1-n·g−1) 1/n R2
    25 133.96 0.67 0.990 54.41 0.28 0.929
    35 143.47 0.40 0.954 48.60 0.32 0.937
    45 146.87 0.59 0.992 55.76 0.30 0.915
    温度/℃ Langmuir模型 Freundlich模型
    qm/(mg·g−1) b/(L·mg−1) R2 Kf/(L1/n·mg1/1-n·g−1) 1/n R2
    25 133.96 0.67 0.990 54.41 0.28 0.929
    35 143.47 0.40 0.954 48.60 0.32 0.937
    45 146.87 0.59 0.992 55.76 0.30 0.915
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    表 2  不同吸附材料对溶液中Cs+的吸附容量

    Table 2.  Adsorption capacity of different materials to Cs+ in solution

    吸附材料吸附容量/(mg·g−1)吸附条件数据来源
    水铝英石11.01v/m=500 mL·g−1, pH=5.5, 25 ℃, t=24 h[21]
    硅藻土63.45v/m=400 mL·g−1, 25 ℃, t=6 h[22]
    蒙脱石71.58v/m=1 000 mL·g−1, 25 ℃, t=2 h[23]
    膨润土97.02v/m=40 mL·g−1, pH=8[24]
    钨酸铵-海藻酸钙微囊45.19v/m=100 mL·g−1, 25 ℃, t=24 h[25]
    磷钼酸铵/聚丙烯腈纳米纤维52.20v/m=1 000 mL·g−1, 25 ℃, pH=5[26]
    三钛酸钠39.90v/m=1 000 mL·g−1, pH=5[27]
    FJSM-SbS143.47v/m=1 000 mL·g−1, 80 ℃, t=10 h[28]
    SbS-170.96v/m=1 000 mL·g−1, 25 ℃, t=8 h[29]
    FJSM-SnS-3109.68v/m=1 000 mL·g−1, 25 ℃, t=12 h[30]
    KZTS-NS133.96v/m=2 000 mL·g−1, 25 ℃, pH=5.3, t=16 h本研究
    吸附材料吸附容量/(mg·g−1)吸附条件数据来源
    水铝英石11.01v/m=500 mL·g−1, pH=5.5, 25 ℃, t=24 h[21]
    硅藻土63.45v/m=400 mL·g−1, 25 ℃, t=6 h[22]
    蒙脱石71.58v/m=1 000 mL·g−1, 25 ℃, t=2 h[23]
    膨润土97.02v/m=40 mL·g−1, pH=8[24]
    钨酸铵-海藻酸钙微囊45.19v/m=100 mL·g−1, 25 ℃, t=24 h[25]
    磷钼酸铵/聚丙烯腈纳米纤维52.20v/m=1 000 mL·g−1, 25 ℃, pH=5[26]
    三钛酸钠39.90v/m=1 000 mL·g−1, pH=5[27]
    FJSM-SbS143.47v/m=1 000 mL·g−1, 80 ℃, t=10 h[28]
    SbS-170.96v/m=1 000 mL·g−1, 25 ℃, t=8 h[29]
    FJSM-SnS-3109.68v/m=1 000 mL·g−1, 25 ℃, t=12 h[30]
    KZTS-NS133.96v/m=2 000 mL·g−1, 25 ℃, pH=5.3, t=16 h本研究
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    表 3  KZTS-NS在不同温度下吸附Cs+的热力学参数表

    Table 3.  Thermodynamic parameters of KZTS-NS to Cs+ adsorption at different temperatures

    ΔGθ/(kJ·mol−1) ΔHθ/(kJ·mol−1) ΔSθ/(J·(mol·K)−1)
    25 ℃ 35 ℃ 45 ℃
    −28.05 −29.12 −30.20 3.92 107.25
    ΔGθ/(kJ·mol−1) ΔHθ/(kJ·mol−1) ΔSθ/(J·(mol·K)−1)
    25 ℃ 35 ℃ 45 ℃
    −28.05 −29.12 −30.20 3.92 107.25
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    表 4  不同实际水体中K+、Na+、Ca2+、Mg2+的质量浓度

    Table 4.  Mass concentrations of K+, Na+, Ca2+, and Mg2+ in different actual water bodies

    水体K+/(mg·L−1)Na+/(mg·L−1)Ca2+/(mg·L−1)Mg2+/(mg·L−1)
    自来水2.317.277.411.28
    矿泉水0.973.5212.741.60
    湖水4.2511.8131.863.24
    海水398.718 384.40328.621 032.11
    水体K+/(mg·L−1)Na+/(mg·L−1)Ca2+/(mg·L−1)Mg2+/(mg·L−1)
    自来水2.317.277.411.28
    矿泉水0.973.5212.741.60
    湖水4.2511.8131.863.24
    海水398.718 384.40328.621 032.11
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  • [1] 王轶君, 余功铭. 全球核电现状及发展前景展望[J]. 世界石油工业, 2022, 29(4): 78-80.
    [2] MATSUDA K, YAMAMOTO S, MIYAMOTO K. Comparison of 137Cs uptake, depuration and continuous uptake, originating from feed, in five salmonid fish species[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2020, 222: 106350. doi: 10.1016/j.jenvrad.2020.106350
    [3] FIGUEIREDO B R, CARDOSO S P, PORTUGAL I, et al. Inorganic ion exchangers for cesium removal from radioactive wastewater[J]. Separation & Purification Reviews, 2018, 47(4): 306-336.
    [4] VALSALA T P, SONAVANE M S, KORE S G, et al. Treatment of low level radioactive liquid waste containing appreciable concentration of TBP degraded products[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 196: 22-28. doi: 10.1016/j.jhazmat.2011.08.065
    [5] RANA D, MATSUURA T, KASSIM M A, et al. Radioactive decontamination of water by membrane processes: A review[J]. Desalination, 2013, 321: 77-92. doi: 10.1016/j.desal.2012.11.007
    [6] SINGH S, EAPEN S, THORAT V, et al. Phytoremediation of 137cesium and 90strontium from solutions and low-level nuclear waste by Vetiveria zizanoides[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2008, 69(2): 306-311. doi: 10.1016/j.ecoenv.2006.12.004
    [7] WANG K Y, SUN M, DING D, et al. Di-lacunary [In6S15]12− cluster: The building block of a highly negatively charged framework for superior Sr2+ adsorption capacities[J]. Chemical Communications, 2020, 56(23): 3409-3412. doi: 10.1039/D0CC00441C
    [8] UCHIDA S, NAITOH M, SUZUKI H, et al. Evaluation of accumulated fission products in the contaminated water at the fukushima daiichi nuclear power plant[J]. Nuclear Technology, 2014, 188(3): 252-265. doi: 10.13182/NT13-152
    [9] MANOS M J, DING N, KANATZIDIS M G. Layered metal sulfides: Exceptionally selective agents for radioactive strontium removal[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2008, 105(10): 3696-3699. doi: 10.1073/pnas.0711528105
    [10] YANG C Y, SUH Y J, CHO K. Highly selective cesium removal under acidic and alkaline conditions using a novel potassium aluminum thiostannate[J]. Chemosphere, 2022, 301: 134610. doi: 10.1016/j.chemosphere.2022.134610
    [11] FENG M L, SARMA D, GAO Y J, et al. Efficient removal of [UO2]2+, Cs+, and Sr2+ ions by radiation-resistant gallium thioantimonates[J]. Journal of the American Chemical Society, 2018, 140(35): 11133-11140. doi: 10.1021/jacs.8b07457
    [12] YU J M, LUO D, MA Z J, et al. Effective enrichment of low-concentration rare-earth ions by three-dimensional thiostannate K2Sn2S5[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 2021, 13(46): 55188-55197.
    [13] ZHANG M D, GU P, YAN S, et al. A novel nanomaterial and its new application for efficient radioactive strontium removal from tap water: KZTS-NS metal sulfide adsorbent versus CTA-F-MF process[J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 391: 123486. doi: 10.1016/j.cej.2019.123486
    [14] ZHANG M D, GU P, YAN S, et al. Effective removal of radioactive cobalt from aqueous solution by a layered metal sulfide adsorbent: Mechanism, adsorption performance, and practical application[J]. Separation and Purification Technology, 2021, 256: 117775. doi: 10.1016/j.seppur.2020.117775
    [15] CHEGROUCHE S, MELLAH A, BARKAT M. Removal of strontium from aqueous solutions by adsorption onto activated carbon: kinetic and thermodynamic studies[J]. Desalination, 2009, 235(1): 306-318.
    [16] PIETRELLI L, IPPOLITO N M, FERRO S, et al. Removal of Mn and As from drinking water by red mud and pyrolusite[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 237: 526-533.
    [17] CHEN Y, WANG Z X, LIU S R, et al. Layered metal sulfide NMTS for rapid removal of radioactive strontium ions from aqueous solution[J]. Separation and Purification Technology, 2023, 310: 122887. doi: 10.1016/j.seppur.2022.122887
    [18] MA C, QI C Y, WEI D B, et al. Novel Zr-doped thiostannate spinning fiber (Fiber-KZrTS) for highly efficient and renewable recovery of cesium and strontium from geothermal water[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 2023, 15(10): 13589-13599.
    [19] TRAN H N, YOU S J, HOSSEINI BANDEGHARAEI A, et al. Mistakes and inconsistencies regarding adsorption of contaminants from aqueous solutions: A critical review[J]. Water Research, 2017, 120: 88-116. doi: 10.1016/j.watres.2017.04.014
    [20] MERTZ J L, FARD Z H, MALLIAKAS C D, et al. Selective removal of Cs+, Sr2+, and Ni2+ by K2xMgxSn3–xS6 (x = 0.5–1) (KMS-2) relevant to nuclear waste remediation[J]. Chemistry of Materials, 2013, 25(10): 2116-2127. doi: 10.1021/cm400699r
    [21] 辜证成, 邹若雪, 崔政, 等. 水铝英石对Cs的吸附及固化性能研究[J]. 原子能科学技术, 2023, 57(2): 234-243. doi: 10.7538/yzk.2022.youxian.0290
    [22] 董超超, 邓小川, 王斌, 等. 以硅藻土为原料制备铯吸附剂及其吸附性能初探[J]. 无机盐工业, 2021, 53(6): 134-139. doi: 10.19964/j.issn.1006-4990.2020-0436
    [23] 杜明阳, 邹京, 豆俊峰, 等. 钾改性蒙脱石磁性微球对铯的吸附性能[J]. 环境化学, 2021, 40(3): 779-789.
    [24] 张琪, 陆春海, 陈敏, 等. 铯分离提取的研究现状[J]. 广州化工, 2015, 43(22): 1-3.
    [25] WU Y, MIMURA H, NIIBORI Y, et al. Study on adsorption behavior of cesium using ammonium tungstophosphate(AWP)-calcium alginate microcapsules[J]. Science China(Chemistry), 2012, 55(9): 1719-1725.
    [26] TABATABAEEFAR A, KESHTKAR A, MOOSAVIAN M. Preparation and characterization of a novel electrospun ammonium molybdophosphate/polyacrylonitrile nanofiber adsorbent for cesium removal[J]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 2015, 305: 653-664. doi: 10.1007/s10967-015-3973-0
    [27] 黄玉婷, 张祖磊, 沈纯怡. 三钛酸钠晶须固相萃取水溶液中锶、钴、铯的吸附动力学和等温线研究[J]. 嘉兴学院学报, 2011, 23(6): 55-60. doi: 10.3969/i.issn.1008-6781.2011.06.011
    [28] LIAO Y Y, LI J R, ZHANG B, et al. Robust and flexible thioantimonate materials for Cs+ remediation with distinctive structural transformation: A clear insight into the ion-exchange mechanism[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 2021, 13(4): 5275-5283.
    [29] ZHAO Y M, CHENG L, WANG K Y, et al. pH-controlled switch over coadsorption and separation for mixed Cs and Sr by an acid-resistant potassium thioantimonate[J]. Advanced Functional Materials, 2022, 32(21): 2112717. doi: 10.1002/adfm.202112717
    [30] LI W A, LI J R, ZHANG B, et al. Layered thiostannates with distinct arrangements of mixed cations for the selective capture of Cs+, Sr2+, and Eu3+ ions[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 2021, 13(8): 10191-10201.
    [31] KANG Y K, LEE H, HA T D C, et al. Thiostannate coordination transformation-induced self-crosslinking chalcogenide aerogel with local coordination control and effective Cs+ remediation functionality[J]. Journal of Materials Chemistry A, 2020, 8(6): 3468-3480. doi: 10.1039/C9TA11282K
    [32] PEARSON R G. Acids and Bases[J]. Science, 1966, 151(3707): 172-177. doi: 10.1126/science.151.3707.172
    [33] MANOS M J, KANATZIDIS M G. Highly efficient and rapid Cs+ uptake by the layered metal sulfide K2 x Mn x Sn3− x S6(KMS-1)[J]. Journal of the American Chemical Society, 2009, 131(18): 6599-6607. doi: 10.1021/ja900977p
    [34] SARMA D, MALLIAKAS C D, SUBRAHMANYAM K S, et al. K2 x Sn4- x S8- x (x=0.65-1): A new metal sulfide for rapid and selective removal of Cs+, Sr2+ and UO22+ ions[J]. Chemical Science, 2016, 7: 1121-1132. doi: 10.1039/C5SC03040D
    [35] NEEWAY J J, ASMUSSEN R M, LAWTER A R, et al. Removal of TcO4– from representative nuclear waste streams with layered potassium metal sulfide materials[J]. Chemistry of Materials, 2016, 28(11): 3976-3983. doi: 10.1021/acs.chemmater.6b01296

  • 期刊类型引用(1)

    1. 冯惊雨，李中军，刘学生，池汝安. 磷石膏负载钴铁普鲁士蓝应用于铯的吸附. 环境科学与技术. 2024(12): 101-109+130 . 百度学术

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出版历程
  • 收稿日期:  2023-06-26
  • 录用日期:  2023-11-23
  • 刊出日期:  2024-01-26
洪奇圣, 穆景利, 张艳, 袁宗胜, 杨丽阳, 张铭栋. K/Zn/Sn/S金属硫化物对水中铯离子的吸附去除性能及机理[J]. 环境工程学报, 2024, 18(1): 1-12. doi: 10.12030/j.cjee.202306106
引用本文: 洪奇圣, 穆景利, 张艳, 袁宗胜, 杨丽阳, 张铭栋. K/Zn/Sn/S金属硫化物对水中铯离子的吸附去除性能及机理[J]. 环境工程学报, 2024, 18(1): 1-12. doi: 10.12030/j.cjee.202306106
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HONG Qisheng, MU Jingli, ZHANG Yan, YUAN Zongsheng, YANG Liyang, ZHANG Mingdong. Adsorptive removal performance and mechanism of cesium ion from aqueous solutions by a K/Zn/Sn/S metal sulfide[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(1): 1-12. doi: 10.12030/j.cjee.202306106
Citation: HONG Qisheng, MU Jingli, ZHANG Yan, YUAN Zongsheng, YANG Liyang, ZHANG Mingdong. Adsorptive removal performance and mechanism of cesium ion from aqueous solutions by a K/Zn/Sn/S metal sulfide[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(1): 1-12. doi: 10.12030/j.cjee.202306106
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K/Zn/Sn/S金属硫化物对水中铯离子的吸附去除性能及机理

    通讯作者: 张铭栋(1990—)，男，博士，助理研究员，zmd@mju.edu.cn
    作者简介: 洪奇圣 (1999—) ，男，硕士研究生，qshong@foxmail.com
  • 1. 福州大学环境与安全工程学院，福州 350108
  • 2. 闽江学院地理与海洋学院，福州 350108
  • 3. 福州海洋研究院，福州 350108
  • 收稿日期:  2023-06-26
  • 录用日期:  2023-11-23
  • 网络出版日期:  2024-02-06
基金项目:
国家自然科学青年基金资助项目(52200096)；福建省自然科学基金青创项目(2021J05209)；闽江学院高层次人才科研启动经费(32204304)

摘要: 通过水热法合成了纳米片状K/Zn/Sn/S金属硫化物(KZTS-NS)，并研究了KZTS-NS对Cs+的吸附特性及机理。结果表明，KZTS-NS具有快速的吸附Cs+动力学特性，仅需10 min即可达到吸附平衡，此时Cs+去除率为96.50%；KZTS-NS对Cs+的吸附等温线符合Langmuir模型，最大吸附容量为133.96 mg·g−1，高于报道的其他吸附剂，且吸附是个自发、吸热且熵增的过程；KZTS-NS能够在pH为3~10内对Cs+保持良好吸附效果；溶液中共存离子对KZTS-NS吸附效果的影响从高到低排序依次为Mg2+>Ca2+>Na+>K+，在自来水中、矿泉水、湖水和海水中KZTS-NS对Cs+的去除率分别为42.14%、25.15%、14.14%和4.44%。此外，利用扫描电子显微镜(SEM)、X射线衍射(XRD)和X射线光电子能谱(XPS)等技术对吸附铯离子(Cs+)前后的KZTS-NS进行表征以揭示吸附机理。结果表明，KZTS-NS具有纳米片形貌，K、Zn、Sn和S元素在表面均匀分布，吸附Cs+后形貌保持不变，并且XRD特征峰往低角度方向偏移，对应的晶面间距增大；由XPS图谱和定量分析可知，KZTS-NS对Cs+的吸附机理为离子交换。总之，KZTS-NS能够快速、高效地去除废水中的Cs+，具有较大的应用潜力。本研究将为放射性废水中Cs+的处理提供技术参考和基础数据支撑。

English Abstract

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  • 核能作为一种安全、经济、高效的清洁能源，其特有的价值和优势正受到越来越多国家的重视。根据国际原子能机构的报告，截至2022年6月底，全球正在运行的核电反应堆共计441个，分别来自33个国家，核电总装机容量为394 GW[1]。然而，核电产业的不断发展将持续地产生放射性废水，如果不加以适当处理将会对生态环境和人类健康造成威胁。例如在2011年福岛核事故发生后，大量放射性核素泄漏到环境中，导致一些鱼类的总放射性水平至今仍保持在100 Bq·kg−1以上[2]。由此可见，放射性废水的处理对核工业的长远及可持续发展至关重要。

    137Cs是放射性废水中最常见的核素之一，其半衰期约为30 a，会释放高能β粒子和γ射线。137Cs在水中通常以离子形态(Cs+)存在，具有极强迁移能力，一旦泄漏到环境中将会对生态环境及公众健康造成巨大威胁[3]。目前常用化学沉淀法[4]和膜分离法[5]对此类放射性废水进行分离处理，除此之外生物修复法[6]和吸附法等[7]也有较好的处理效果。与其他方法相比，吸附法具有成本低廉、操作简便和绿色环保等优点，目前已经成为国内外常规及应急处理放射性废水的主流方式。该方法是日本福岛核电站处理核废水的核心工艺[8]。

    传统吸附剂以各种多孔材料为主，如活性炭、沸石、硅藻土等，而金属硫化物是目前对放射性废水处理效果较好的一类离子交换材料，具有较高的吸附选择性和离子交换容量[9]。有研究表明，金属硫化物对Sr2+、Cs+、UO22+等多种核素具有较好的去除效果，也能较好应用于稀土元素的回收[7,10-12]。ZHANG等[13-14]报道了一种新型纳米片状K/Zn/Sn/S金属硫化物(K/Zn/Sn/S metal sulfide nanosheet, KZTS-NS)，并发现其对Sr2+、Co2+均具有良好的吸附效果。然而，截至目前该材料对Cs+的吸附潜力尚未被发掘，吸附机理也尚不清楚。

    基于以上论述，本研究采用水热法合成了KZTS-NS，并对吸附Cs+前后的KZTS-NS采用扫描电子显微镜(scanning electron microscopy, SEM)、X射线衍射(X-ray diffraction, XRD)和X射线光电子能谱(X-ray photoelectron spectroscopy, XPS)等技术进行了表征，结合定量分析进一步探究了可能的吸附机理；此外，探索了KZTS-NS对Cs+的静态吸附性能，包括动力学、热力学、等温线和环境适应性，并将其用于吸附实际水体中的Cs+。本研究结果旨在为放射性废水中Cs+的处理提供技术参考和基础数据支撑。

    • 1.   材料与方法

      1.1.   KZTS-NS的制备

    • 准确称取3.317 1 g碳酸钾(≥99.0%)、0.784 7 g锌粉(≥98.0%)、2.849 0 g锡粉(≥99.5%)和3.847 2 g硫粉(≥99.999%)于100 mL聚四氟乙烯内胆中并混合均匀，加入去离子水30 mL，然后将其密封于水热反应釜中，在200 ℃下反应4 d。产物用去离子水清洗数遍后，再分别用乙醇和二硫化碳清洗，并在80 ℃下真空干燥16 h。最后经研磨、过100目筛后，得到棕黄色粉末状KZTS-NS材料。

      • 1.2.   吸附实验

    • 吸附实验操作如下：取适量的吸附剂于50 mL离心管中，加入25 mL预先配制好的Cs+溶液。将混合后的悬浊液放入恒温摇床中振荡。若无特殊说明反应温度均为25 ℃。待吸附反应结束后，从摇床中取出离心管，悬浊液用0.22 μm滤膜过滤。滤液中Cs+的质量浓度通过电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES，Avio 200，珀金埃尔默股份有限公司)和电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS，iCAP RQ，赛默飞世尔科技有限公司)测定。

      1)吸附动力学。吸附动力学实验在250 mL的烧杯中进行，向烧杯加入200 mL Cs+溶液，并加入100 mg吸附剂，然后在磁力搅拌下进行吸附反应。Cs+溶液浓度为5 mg·L−1，设置取样时间为0~60 min。

      2)吸附等温线。吸附等温线的实验条件为：C0Cs = 10、20、30、40、50、60、70、80、90、100 mg·L−1；m=12.5 mg；v=25 mL；t=16 h。其中C0Cs为Cs+溶液的初始浓度，m为吸附剂的质量，v为Cs+溶液的体积；t为反应时间。

      3)吸附剂投加量的影响。吸附剂的投加量分别为：0.25、0.50、0.75和1.00 g·L−1。实验条件为：C0Cs = 5 mg·L−1；m=6.25、12.5、18.75、25 mg；v=25 mL；T=25 ℃；t=12 h。其中T为反应温度。

      4)溶液pH的影响。溶液的pH通过滴加1 mol·L−1的HCl和NaOH调整。实验条件为：pH=2~12；C0Cs = 5 mg·L−1；m=12.5 mg；v=25 mL；T=25 ℃；t=6 h。

      5)共存离子的影响。溶液中的共存离子分别用KCl、NaCl、CaCl2·2H2O和MgCl·6H2O配制。实验条件为：C0Cs =5 mg·L−1；m=12.5 mg；v=25 mL；T=25 ℃；t=6 h；溶液中K、Na、Ca或Mg的浓度为0.1、1、10、100 mmol·L−1。

      6)实际水体中的吸附。分别选取自来水、矿泉水、湖水和海水作为实际水体，向其加入Cs+以模拟受Cs+污染的实际水体，并以加入Cs+的纯水作为对照组。其中，纯水由实验室纯水机所制；自来水取自实验室；矿泉水为市售农夫山泉品牌矿泉水；湖水取自闽江学院芙蓉广场；海水取自福建省福州市三沙湾海域。实验条件为：C0Cs = 5 mg·L−1；m=12.5 mg；v = 25 mL；T=25 ℃；t=6 h。

      • 1.3.   吸附动力学和吸附热力学计算。

    • 1)对Cs+的去除率和平衡吸附量分别根据式(1)和式(2)进行计算。

      式中：R为去除率，%；C0和Ce分别为吸附前后溶液中Cs+的质量浓度，mg·L−1；qe为平衡吸附量；mg·g−1 m为吸附剂投加量，mg；v为溶液的体积，mL。实验设置2组平行，取2组数据的平均值以及标准差。

      2)吸附动力学数据分别用拟一级动力学和拟二级动力学模型进行拟合，两者对应的计算公式分别如式(3)和式(4)所示。吸附热力学数据根据式(5)~(7)计算。吸附等温线数据分别用Langmuir(式(8))与Freundlich模型(式(9))进行拟合。

      式中：t为吸附时间，min；qt为t时刻的吸附容量，mg·g−1；k1是拟一级动力学模型速率常数，min−1；k2是拟二级动力学模型的速率常数，g·mg−1·min−1。

      式中：R为理想气体常数，J·(mol·K)−1，取8.314；T为绝对温度，K；Kd为分配系数，mL·g−1；ΔGθ为吉布斯自由能变，kJ·mol−1；ΔHθ 为焓变，kJ·mol−1；ΔSθ 为熵变，J·(mol·K)−1。

      式中：qm为理论最大吸附容量，mg·g−1；b为Langmuir常数，L·mg−1；Kf为Freundlich常数，L1/n·mg1/n−1·g−1；n为Freundlich强度参数，无量纲。

      • 1.4.   表征分析

    • 分别取吸附前和吸附后(吸附条件为：C0Cs=500 mg·L−1, m=250 mg, v=500 mL, t=16 h, 25 ℃)的KZTS-NS样品，用于表征测试。通过SEM(Hitachi S-4800，日本日立株式会社)观察吸附材料的形貌，并通过能谱仪(EDS，Hitachi S-4800，日本日立株式会社)测定吸附剂上元素的含量及分布；通过XRD(D8 Advance，德国布鲁克科技有限公司)对吸附材料的组成与结构进行分析；利用XPS(ESCALAB 250Xi，美国赛默飞世尔科技有限公司)分析材料的元素组成和价态。

    2.   结果与讨论

      2.1.   吸附动力学

    • Cs+浓度及去除率随时间变化的关系如图1所示。在1 min内，Cs+质量浓度从4.31 mg·L−1降低至0.33 mg·L−1，去除率高达92.42%；当吸附时间大于10 min，溶液中Cs+浓度几乎保持不变，去除率维持在96.50%以上。由此可见，KZTS-NS对Cs+具有优异的吸附动力学特性，仅需10 min即可达到平衡。为了进一步探究KZTS-NS吸附Cs+的限速步骤，分别采用了拟一级动力学模型和拟二级动力学模型对动力学数据进行线性拟合，拟合结果如图2所示。拟一级动力学模型的拟合参数为qe=0.36 mg·g−1，k1=0.05 min−1，R2=0.944；拟二级动力学模型的拟合参数为qe=8.48 mg·g−1，k2=0.87 g·mg−1·min−1，R2=0.999；qe实验值为8.49 mg·g−1。结果表明，拟二级动力学模型可以更好地反应KZTS-NS对Cs+的吸附过程，R2高达0.999，且由拟二级动力学模型算出的平衡吸附量与实验值相近。这说明KZTS-NS对Cs+的吸附为化学吸附。快速的吸附动力学是KZTS-NS所具有的显著特性之一，这是活性炭[15]、红泥和软锰矿[16]等吸附材料所不具有的，三者吸附平衡时间分别为8、4和24 h[15-16]。该特性也可见于NMTS(平衡时间为3 min)[17]、KZrTS(平衡时间为1 min)[18]和KAlSnS-3(平衡时间为15 min)[10]等金属硫化物材料。超快的动力学特性对放射性废水的应急处置具有重要意义。

      • 2.2.   吸附等温线

    • KZTS-NS在不同温度下对Cs+的吸附等温线如图3所示。由图3可见，在等温条件下，KZTS-NS对Cs+的平衡吸附容量在平衡浓度为0~10 mg·L−1内快速上升，在10~20 mg·L−1内缓慢增加，最后在20 mg·L−1之后逐渐饱和，且吸附容量随温度的升高而增加，表明温度的增加有利于KZTS-NS对Cs+的吸附。以KZTS-NS吸附Cs+之后的平衡浓度为横坐标，以平衡时KZTS-NS对Cs+的吸附量为纵坐标，使用Langmuir和Freundlich模型对数据进行拟合，2种模型的结果如图3(a)和图3(b)所示，拟合的参数见表1。

      由表1可知，相比于Freundlich模型，Langmuir模型的拟合效果更优。前者的R2为0.954~0.992，而后者的R2则小于0.937。这表明KZTS-NS对Cs+的吸附符合Langmuir吸附等温模型。通常Langmuir模型用来描述均匀的吸附过程；而Freundlich模型则用来描述非均匀的吸附过程[19]。以上结果表明，KZTS-NS对Cs+的吸附过程属于单层吸附。由表1还可以看出，KZTS-NS对Cs+的最大吸附容量在25 ℃下为133.96 mg·g−1，高于许多已报道Cs+吸附剂。表2总结了几种吸附剂对Cs+的吸附容量。可见，KZTS-NS对Cs+的吸附容量显著高于硅藻土、蒙脱石等天然矿物，且与FJSM-SbS、FJSM-SnS-3等硫化物相当。另外，值得注意的是，25 ℃下的qm仅占理论吸附容量(229.09 mg·g−1，见2.8.2小节)的58.47%。这可能是由于进入KZTS-NS层间的Cs+的离子半径较大，因此，层间空间无法容纳与K+化学计量数相当的Cs+，导致Cs+的最大吸附容量小于理论上的吸附容量。该现象也可见于KMS-1[20]。

      • 2.3.   吸附热力学

    • 为了进一步探究KZTS-NS对Cs+的吸附热力学特性，以1/T为横坐标，以lnKd为纵坐标对吸附热力学数据进行拟合，拟合结果如图4所示。由图4可知，lnKd与1/T具有良好的线性关系，R2达到0.995。根据式(6)可知，ΔHθ和ΔSθ可以通过拟合方程的斜率和截距计算得出，而ΔGθ则通过式(5)计算得出。KZTS-NS在不同温度下对Cs+的吸附热力学参数如表3所示。由表3可知，吸附反应在25、35和45 ℃下的ΔGθ均为负值，分别为−28.05、−29.12和−30.20 kJ·mol−1，且ΔGθ的绝对值随着温度的升高而增加。这表明KZTS-NS对Cs+的吸附能够自发进行，且温度越高越有利于该反应的进行。ΔHθ和ΔSθ均大于0，因此，KZTS-NS对Cs+的吸附过程是一个吸热且熵增的过程。

      • 2.4.   投加量对KZTS-NS吸附Cs+的影响

    • 如图5(a)所示，不同的KZTS-NS投加量与溶液中Cs+的去除率有相关关系。一般来说，在溶液中投加越多的吸附剂，污染物的去除效率也就越高。在图5(a)可以看出，当KCTS-NS的投加量为0.25 g·L−1时，Cs+的去除率为98.12%；当投加量增加到0.5 g·L−1时，Cs+的去除率达到了98.66%；继续增大投加量，去除率几乎维持不变。但如果过多地投加吸附剂，将会带来浪费与污染问题。当KZTS-NS的投加量超过0.5 g·L−1，Cs+的去除效率基本保持恒定，说明此时KZTS-NS的吸附容量尚未得到充分的利用。为了避免吸附剂浪费，在实验条件下选择的投加量为0.5 g·L−1，这样既能够有效的去除Cs+，又能够节省吸附剂。

      • 2.5.   溶液pH对KZTS-NS吸附Cs+的影响

    • 图5(b)是溶液pH对KZTS-NS吸附Cs+的影响。由图5(b)可知，溶液pH的变化对KZTS-NS的吸附性能影响较小，在pH为3~10，KZTS-NS都能够保持较好的吸附效果。这说明KZTS-NS具有较好的耐酸碱性，具有pH较广的应用范围。天然水体(如海水、地表水、地下水等)的pH一般在3~10。因此，就溶液pH而言，KZTS-NS可适用于天然水体放射性Cs+污染处理。需要指出的是，当溶液pH为2、11、12时，Cs+的去除率大幅降低。这可能是由于在强酸或强碱环境下，吸附剂的层间结构被破坏，导致吸附效果急剧下降[13]。因此，在使用该金属硫化物处理强酸性废水时，需对废水进行预处理使其达到合适的pH条件。

      • 2.6.   共存离子对KZTS-NS吸附Cs+的影响

    • 此外，还考察了实际水体中4种常见的共存离子(K+、Na+、Ca2+、Mg2+)对KZTS-NS吸附Cs+的影响，以评估KZTS-NS处理实际水体的适用性。如图5(c)所示，在共存离子浓度低于0.1 mmol·L−1时，KZTS-NS的吸附性能几乎不受影响；当溶液中共存离子的浓度从0.1 mmol·L−1增加到1 mmol·L−1时，KZTS-NS受到Ca2+、Mg2+的影响较大，Cs+去除效率分别从93.00%和91.82%降低至16.14%和13.02%。这可能是因为较高浓度Ca2+、Mg2+会与溶液中的Cs+竞争吸附剂上的吸附位点。相比于单价离子，表面带负电的KZTS-NS对Ca2+和Mg2+有更强的静电效应[31]，因此，受到这些离子的干扰较大。此外，由于K和Cs位于同一主族且化学性质相近，当两者同时存在于溶液中时，不易相互分离。而KZTS-NS在1 mmol·L−1 K+、Na+存在情况下，对Cs+保持着90.22 %和79.82 %的去除率，说明KZTS-NS对Cs+的选择性高于K+、Na+。该特性有利于处理K+、Na+浓度低于1 mmol·L−1的放射性废水。当溶液中K+、Na+浓度增加到10 mmol·L−1时，KZTS-NS对Cs+的去除率分别为48.11%和16.69%。若K+浓度进一步增加到100 mmol·L−1，KZTS-NS对Cs+的去除率仍有18.85%。在实际放射性铯废水中，通常存在一定浓度的K+、Na+、Ca2+和Mg2+，其对KZTS-NS吸附性能的负面影响不容忽视。

      • 2.7.   实际水体中KZTS-NS对Cs+的吸附

    • 为了进一步探索KZTS-NS直接用于处理实际水体的效果，分别选取了自来水、矿泉水、湖水和海水模拟不同水体中铯污染，并以纯水作为对照组。不同实际水体中阳离子质量浓度见表4。由图5(d)可知，在纯水中KZTS-NS对Cs+的去除率高达98.53%。在自来水中、矿泉水、湖水和海水中KZTS-NS对Cs+的去除率呈现出递减趋势，分别为42.14%、25.15%、14.14%和4.44%。这与各水体中所含的K+、Na+、Ca2+、Mg2+含量呈负相关。可见KZTS-NS对Cs+的去除率随水中共存阳离子含量的增加而降低。共存离子对吸附的负面影响同样可见其他金属硫化物材料中[17-18]。因此，在处理实际水体时，需要增加预处理工序以降低水中的共存离子浓度。例如，在福岛核事故中，由于海水倒灌，核事故产生的放射性废水含盐量较高。针对此情况，东电公司采用了化学沉淀法作为预处理方法对放射性废水进行脱盐处理，然后再通过吸附法去除废水中的放射性核素[8]。如何提高吸附材料对Cs+的选择性以实现实际水体(尤其是高盐水)中Cs+的高效去除仍是今后研究需要突破的瓶颈问题。

      • 2.8.   材料表征与吸附机理

    • 1) SEM分析。KZTS-NS吸附前后的SEM图像如图6所示。由图6可以看出所合成的KZTS-NS呈均匀纳米片形貌，且吸附后依然保持该形貌。根据前期研究，KZTS-NS吸附剂具有二维层状空间结构，该结构主要由带负电的Zn-Sn-S骨架层与带正电的K+构成。根据Pearson硬软酸碱理论[32]，KZTS-NS骨架中的S2-配体属于软碱，对软酸(Sr2+、Cs+和UO42+等)具有天然的强亲和力，因此，对这些核素去除效果较好，是新颖的放射性废水吸附材料。层间的K+与S原子之间形成的K···S键较弱，因此，容易被Sr2+和Co2+等离子所交换[13-14]。基于此特性，推测KZTS-NS可能对Cs+也具有吸附能力，因此，对KZTS-NS吸附Cs+的特性和机理展开探索。

      2) EDS及MAPPING分析。图7所示的是KZTS-NS对Cs+吸附前和吸附后的EDS及元素分布图。由图可见原始KZTS-NS吸附剂由K、Zn、Sn、S构成，且这4种元素在材料表面上分布均匀；K:Zn:Sn:S的原子比例为9.55:7.07:23.38:60.01。吸附Cs+后，可在吸附剂的表面观测到Cs元素(含量为6.68%)，说明Cs+被成功吸附在KZTS-NS上，由此证实了前述KZTS-NS能够吸附Cs+的推测。此外，图7(d)所示的EDS图谱显示吸附后K原子含量占比为0.00，说明KZTS-NS层间的K+被Cs+完全交换。由此可知，KZTS-NS中的K+均可用于离子交换。从图7(c)所示的原子比例可算出，KZTS-NS中K原子的含量为1.72 mmol·g−1。当所有K被相同化学计量数的Cs取代时，KZTS-NS对Cs+的理论吸附容量应为229.09 mg·g−1。

      3) XRD分析。吸附Cs+前后KZTS-NS的XRD谱图如图8所示。由图8可知，原始KZTS-NS特征峰位于2θ=9.62°和19.30°处，表现出典型层状材料的图谱，这与前期研究结果一致[13]。根据布拉格公式可以计算出，该材料位于2θ = 9.62°和19.30°的特征峰对应的晶格间距分别为9.19 Å和4.60 Å。吸附后特征峰往低角度方向发生偏移，对应的晶面间距增大。这可能是由于原来位于层间的K+被半径更大的Cs+所交换，导致层间距增大。该现象在其他研究中也有报道。例如，KMS-1[33]和KTS-3[34]吸附Cs+后特征峰也向低角度方向偏移。以上结果说明，K+和Cs+之间的离子交换可能是KZTS-NS吸附Cs+的主要机理。此外，XRD图谱中部分峰与SnS2相匹配，说明所制备的KZTS-NS含有少量SnS2，这可能是水热法合成产生的副产物，该现象在其他金属硫化物的合成过程中也被报道[35]。布拉格公式如式(10)所示。

      式中：d为晶格间距，Å；λ为X射线入射波长，Å ；XRD 采用CuKα辐射，λ = 1.541 8 Å；2θ为XRD衍射峰位置，°。

      4) XPS分析。为了进一步分析KZTS-NS吸附Cs+的机理，用XPS对吸附Cs+前后的KZTS-NS材料进行了表征。吸附前KZTS-NS的XPS谱图如图9(a)的黑线所示。从图谱中可以看到K、Zn、Sn、S以及C元素的峰。其中C1s峰是外加碳源引起的，用于校正结合能，其标准结合能为284.8 eV；而K2p、Zn2p、Sn3d、S2p特征峰的出现则与元素分布结果(图7(a))一致，再次证实KZTS-NS由K、Zn、Sn和S组成。KZTS-NS吸附后的XPS图谱如图9(a)的红线所示。从吸附后的图谱中可以发现Cs3d的特征峰，该特征峰在高分辨率图谱中更为明显(图9(b))，说明KZTS-NS成功捕获了Cs+。这与XRD谱图主峰发生低角度偏移的结果相一致。图9(c)为K2p的高分辨率图谱。从该图可以看出吸附后K2p的峰完全消失，说明位于KZTS-NS层间的K+被Cs+完全交换。在图7(d)中也可以观察到K原子占比为0，与XPS结果一致。综上所述，KZTS-NS是通过其上K+和溶液中Cs+之间的离子交换而吸附Cs+，并且KZTS-NS上的K+可完全被Cs+所交换。

      5)吸附机理分析。为了进一步验证K+和Cs+之间的离子交换机理，研究了不同温度下KZTS-NS吸附Cs+的量与KZTS-NS中K+的脱附量之间的关系。以吸附Cs+的量为横坐标、吸附后KZTS-NS在溶液中脱附K+量为纵坐标，画出二者的关系图并进行相关性分析，结果如图10(a)所示。由图10(a)可知，吸附Cs+的量和脱附K+的量相关性较强，不同温度下拟合的相关系数(R2)均高于0.941，并且拟合直线的斜率均接近于1。这说明KZTS-NS在吸附过程中，每吸附1 mol的Cs+，就会有1 mol的K+从KZTS-NS上脱附到水溶液中，再次证实Cs+和K+之间的离子交换是KZTS-NS吸附Cs+的主要机理(图10(b))。

    3.   结论

    • 1) KZTS-NS对Cs+具有快速的吸附动力学特性，10 min即可达到平衡，吸附等温线符合Langmuir模型，最大吸附容量为133.96 mg·g−1，KZTS-NS对Cs+的吸附是个自发、吸热且熵增的过程。

      2) KZTS-NS具有良好的环境适应性，能够在pH为3~10内保持较好的吸附性能，并且在共存离子存在下对Cs+具有较好的吸附能力，溶液中共存离子对吸附性能的影响排序为Mg2+>Ca2+>Na+>K+。

      3) KZTS-NS对受放射性Cs+污染的实际水体具有一定的处理能力，在自来水中、矿泉水、湖水和海水中对Cs+的去除率分别为42.14%、25.15%、14.14%和4.44 %。

      4) KZTS-NS具有纳米片状形貌，K、Zn、Sn、S元素在材料表面上分布均匀且原子比例为9.55:7.07:23.38:60.01，吸附Cs+后K原子在材料中占比为0。KZTS-NS对水中Cs+的吸附机制为K+和Cs+之间的离子交换，材料上的K+可完全被Cs+交换。

    参考文献 (35)

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