張恒宜，馮菊紅，王理想，何少男，胡學雷

(武漢工程大學化工與制藥學院 綠色化工過程教育部重點實驗室，湖北 武漢430074)

隨著我國工業(yè)的不斷發(fā)展，重金屬污染問題亟需解決。大量含鉻離子的工業(yè)廢水未經(jīng)處理就排放到環(huán)境中，導致鉻污染日趨嚴重[1]。鉻在水中主要以Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)形式存在，Cr(Ⅵ)的毒性很大，即使在低濃度時也會通過生物富集作用進入人體，給人類健康帶來巨大危害。因此，如何采取簡單便捷的方法去除環(huán)境中的Cr(Ⅵ)意義重大。

離子液體是近年來發(fā)展的一種全新功能材料，在重金屬離子分離富集方面較傳統(tǒng)溶劑有明顯優(yōu)勢，因其對環(huán)境友好的特性受到人們的廣泛重視[2]。Wu等[3]制備了碳納米管固載離子液體1-羥乙基-2,3-二甲基咪唑氯鹽，考察其對水中痕量Cr(Ⅵ)的吸附性能時發(fā)現(xiàn)，當溶液中的Cr(Ⅵ)濃度低于0.028 mg·L-1時，也可有效去除Cr(Ⅵ)，并且可多次重復使用。王海兵[4]合成了硅膠鍵合咪唑離子液體，其中甲基咪唑和乙基咪唑鍵合硅膠的鍵合量分別約為2.89 μmol·m-2和3.10 μmol·m-2，考察了離子液體分子結構對Cr(Ⅵ)和Mn(Ⅶ)等重金屬離子吸附性能的影響。陳齊亮等[5]通過浸漬法將氯化-1-己基-3-甲基咪唑負載到活性炭上，將其應用于Cr(Ⅵ)的吸附研究，發(fā)現(xiàn)其對Cr(Ⅵ)的去除效果良好。Li等[6]將離子液體四辛基溴化銨用浸漬法負載到磁性殼聚糖和氧化石墨烯上，得到的復合材料用于吸附水溶液中的Cr(Ⅵ)，吸附性能良好。鑒于此，作者以三乙烯二胺、2-溴乙醇、雙三氟甲基磺酰亞胺鋰為原料合成新型雙羥基功能化離子液體[C2BHDABCOC2][NTf2]2，將其通過化學鍵合的方式固載到活性炭(AC)上，得到活性炭固載離子液體材料AC-1(制備路線見圖1)，研究AC-1對水中Cr(Ⅵ)的吸附性能。

圖1 活性炭固載離子液體的制備路線

1 實驗

1.1 試劑與儀器

三乙烯二胺、2-溴乙醇、甲醇、乙酸乙酯、雙三氟甲基磺酰亞胺鋰、三乙胺、丙酮、二苯炭酰二肼、重鉻酸鉀等，均為分析純；粒狀活性炭(AC，24目)，市售。

400MHz型核磁共振儀，瑞士Bruker公司；NEXUS-6700型傅立葉紅外光譜儀，美國Nicolet公司；D/MAX-RB型X-射線衍射儀、UV2450型紫外分析儀，日本島津公司；TA 449C型綜合熱分析儀，美國TA儀器。

1.2 雙羥基功能化離子液體的合成

1.2.1 中間體[C2BHDABCOC2]Br2的合成[7-8]

將2-溴乙醇(5.0 mmol)和三乙烯二胺(1.0 mmol)溶解在無水甲醇中，氮氣保護下加熱攪拌。待反應結束后，除去甲醇，用乙酸乙酯重結晶，析出白色固體，過濾，多次洗滌，60 ℃下真空干燥24 h，即得純凈的中間體[C2BHDABCOC2]Br2，產(chǎn)率65.4%。1HNMR (400 MHz,DMSO-d6)，δ:4.02(s,12H),3.63～3.57 (m,4H),2.11～1.81 (m,4H)。

1.2.2 雙羥基功能化離子液體[C2BHDABCOC2] [NTf2]2的合成

將雙三氟甲基磺酰亞胺鋰(1 mmol)溶解在去離子水中，室溫攪拌，滴加[C2BHDABCOC2]Br2(2.2 mmol)的去離子水溶液。待反應結束后，加入乙酸乙酯萃取，合并有機相，除去溶劑，得到白色固體；用去離子水洗滌，并用硝酸銀檢測洗液，直至無淺黃色沉淀生成，60 ℃下真空干燥24 h，即得雙羥基功能化離子液體[C2BHDABCOC2][NTf2]2(標記為IL)，產(chǎn)率74.4%。1HNMR(400 MHz，DMSO-d6)，δ:3.57～3.64 (m,4H,CH2),3.85～3.92 (d,4H,J=5.1 Hz,CH2-OH),3.94～3.98 (s,12H,N-(C2H4)3-N)；13CNMR(100 MHz，DMSO-d6)，δ:51.41～51.96,54.79～55.11,65.78～66.30,115.00～115.21,118.20～118.40,121.39～121.60,124.59～124.79。

1.3 活性炭固載離子液體材料AC-1的制備

活性炭的酰氯化：將硝酸氧化處理過的活性炭(2.0 g)加入到二氯亞砜(30 mL)中回流反應6 h。待反應結束后，除去多余的二氯亞砜，真空干燥48 h。

將酰氯化的活性炭(1.0 g)、離子液體[C2BHDABCOC2] [NTf2]2(0.2 g)、三乙胺(3 mL)混合，加入無水四氫呋喃(30 mL)作為溶劑，氮氣保護下加熱回流反應24 h。待反應結束后，冷卻至室溫，過濾，濾餅以去離子水和乙醚多次洗滌；再以丙酮為洗液，用索氏提取器將濾餅在60 ℃下提取24 h[9-10]，真空干燥48 h，即得活性炭固載離子液體材料AC-1。

1.4 Cr(Ⅵ)的吸附實驗

1.4.1 標準曲線的繪制

分別吸取0.00 mL、0.50 mL、1.00 mL、2.00 mL、4.00 mL、6.00 mL、8.00 mL、10.00 mL鉻標準溶液于50 mL容量瓶中，定容，分別加入0.5 mL硫酸和磷酸；混勻后加入1 mL二苯碳酰二肼溶液，靜置5 min，以不加鉻的溶液作參比，測定540 nm處吸光度。以濃度(c)為橫坐標、吸光度(A)為縱坐標，繪制標準曲線，擬合得線性回歸方程為A=0.6522c+0.0158，R2=0.9983。

1.4.2 吸附實驗

Cr(Ⅵ)溶液用去離子水和重鉻酸鉀配制，實驗為靜態(tài)吸附。稱取一定量的吸附劑于錐形瓶中，加入100 mg·L-1的Cr(Ⅵ)溶液，超聲輔助下進行吸附實驗，定時吸取上清液，過濾[11]。測定濾液在540 nm處的吸光度，依據(jù)線性回歸方程計算上清液中Cr(Ⅵ)濃度，分別按式(1)、(2)計算其對Cr(Ⅵ)的吸附量(q，mg·g-1)和去除率(R，%)。

(1)

(2)

式中：c0、ct分別為Cr(Ⅵ)的初始濃度和t時刻溶液中殘留Cr(Ⅵ)濃度，mg·L-1；V為Cr(Ⅵ)溶液的體積，L；m為吸附劑的質量，g。

2 結果與討論

2.1 紅外光譜分析(圖2)

圖2 離子液體、活性炭和固載離子液體材料AC-1的紅外光譜

由圖2可知，對于離子液體[C2BHDABCOC2][NTf2]2，1 142.48 cm-1處為C-N伸縮振動峰，612.83 cm-1處為S-C伸縮振動峰，1 059 cm-1、1 198.87 cm-1、1 352.51 cm-1處為[NTf2]-中C-F的伸縮振動峰和砜基團的對稱、不對稱伸縮振動峰，3 042 cm-1、3 123.75 cm-1處為C-H伸縮振動峰，3 421 cm-1處附近有很明顯的-OH特征峰譜帶，由此可判斷，合成產(chǎn)物為雙羥基離子液體。對于AC-1，611 cm-1處歸屬于S-C伸縮振動峰，1 725 cm-1處歸屬于C=O振動峰。對比離子液體的FTIR圖譜，AC-1在1 079.61 cm-1處的吸收峰更加尖銳，而在3 421 cm-1處的-OH特征峰則顯得收縮。未處理的活性炭則未出現(xiàn)這些峰，證明離子液體通過化學鍵成功鍵合在活性炭載體上。

2.2 X-射線衍射分析(圖3)

圖3 活性炭和固載離子液體材料AC-1的X-射線衍射圖譜

由圖3可知，未處理的活性炭有一個明顯的特征衍射峰，對應的2θ為21.62°；而AC-1出現(xiàn)相似的衍射峰，對應的2θ為22.02°，且峰強度較未處理活性炭的要高。表明，離子液體固載在活性炭上并不會影響活性炭的基本骨架特征，且固載后的衍射峰更加尖銳。

2.3 熱重分析(圖4)

圖4 離子液體、活性炭和固載離子液體材料AC-1的熱重曲線

由圖4可知，離子液體[C2BHDABCOC2][NTf2]2在10～300 ℃左右熱重曲線保持相對平穩(wěn)，表明在該溫度區(qū)間離子液體較穩(wěn)定，沒有大量失重；未處理活性炭的熱重曲線呈先逐漸下降再保持穩(wěn)定的趨勢，在10～100 ℃間的失重可能是活性炭沒有充分干燥的部分水分，在100 ℃后，活性炭的失重隨著溫度的升高變化極??；AC-1的失重在10～100 ℃間的下降幅度較AC更明顯，表明活性炭成功固載了離子液體。

2.4 AC-1對Cr(Ⅵ) 的吸附性能

2.4.1 Cr(Ⅵ)初始濃度對吸附性能的影響

在AC-1投加量為0.20 g、吸附時間為25 min、pH值為6、Cr(Ⅵ)溶液量為20 mL的條件下，考察Cr(Ⅵ)初始濃度對吸附性能的影響，結果見圖5。

圖5 Cr(Ⅵ)初始濃度對吸附性能的影響

由圖5可知，隨著Cr(Ⅵ)初始濃度的不斷增加，AC-1對Cr(Ⅵ)去除率由98%逐漸降低到52%，吸附量q則從9.21 mg·g-1逐漸升高到23.42 mg·g-1。綜合考慮去除率和吸附量，Cr(Ⅵ)初始濃度選擇100 mg·L-1較為適宜。

2.4.2 pH值對吸附性能的影響

取20 mL 100 mg·L-1的Cr(Ⅵ)溶液7份，在吸附劑投加量為0.20 g、吸附時間為30 min的條件下，調節(jié)溶液pH值在4～10之間，考察pH值對吸附性能的影響，結果見圖6。

圖6 pH值對吸附性能的影響

由圖6可知，未處理活性炭、AC-1對Cr(Ⅵ)的吸附性能在酸性條件下均優(yōu)于堿性條件下的；隨著pH值的增大，去除率呈下降趨勢，相比于；未處理活性炭，AC-1對Cr(Ⅵ)的去除率明顯提高。這可能是，離子液體的陰離子和溶液中各種形態(tài)的鉻離子的離子交換和吸附過程中酸的協(xié)同作用。因此，pH值選擇4較為適宜。

2.4.3 吸附劑投加量對吸附性能的影響

取20 mL 100 mg·L-1的Cr(Ⅵ)溶液9份，在pH值為4、吸附時間為5 min的條件下，考察吸附劑投加量對吸附性能的影響，結果見圖7。

圖7 吸附劑投加量對吸附性能的影響

由圖7可知，隨著未處理活性炭、AC-1投加量的不斷增加，去除率均先上升再趨向平穩(wěn)。未處理活性炭投加量為0.70 g左右時，吸附接近平衡狀態(tài)，去除率最高為55%；AC-1投加量為0.80 g左右時，吸附接近平衡狀態(tài)，去除率最高為93%。

2.4.4 吸附時間對吸附性能的影響

在Cr(Ⅵ)初始濃度為100 mg·L-1、吸附劑投加量為0.20 g/20 mL、pH值為4的條件下，考察吸附時間對吸附性能的影響，結果見圖8。

圖8 吸附時間對吸附性能的影響

由圖8可知，吸附時間在10 min之內時，未處理活性炭、AC-1對Cr(Ⅵ)的吸附迅速，去除率提高較快，25 min后，吸附趨于平衡，去除率穩(wěn)定在45%左右；AC-1對Cr(Ⅵ)的吸附率則是緩慢上升，在35 min左右達到平衡，去除率穩(wěn)定在74%左右；未處理活性炭的吸附平衡時間較AC-1的短，但去除率偏低。

2.4.5 等溫吸附模型研究

AC-1在298.15 K下的Langmuir等溫吸附線和Freundlich等溫吸附線見圖9，模型參數(shù)見表1。

圖9 AC-1的 Langmuir等溫吸附線(a)和Freundlich等溫吸附線(b)

表1 AC-1的等溫吸附模型參數(shù)(298.15 K)

由表1可知，F(xiàn)reundlich等溫吸附模型的相關系數(shù)R2為0.998 4，相較Langmuir等溫吸附模型相關性更高。因此，AC-1對Cr(Ⅳ)的吸附更符合Freundlich等溫吸附模型。

2.4.6 吸附動力學研究

AC-1在298.15 K下的準一級動力學方程和準二級動力學方程的線性擬合曲線見圖10，方程參數(shù)見表2。

圖10 AC-1的準一級動力學方程的線性擬合曲線(a)和準二級動力學方程的線性擬合曲線(b)

表2 AC-1的吸附動力學方程參數(shù)(298.15 K)

由表2可知，AC-1的準一級動力學方程和準二級動力學方程的相關系數(shù)R2分別為0.831 8和0.999 6。因此，AC-1對Cr(Ⅵ)的吸附動力學特征更加符合準二級動力學方程。

3 結論

以三乙烯二胺、2-溴乙醇、雙三氟甲基磺酰亞胺鋰為原料合成了新型雙羥基功能化離子液體[C2BHDABCOC2] [NTf2]2，并將離子液體固載到活性炭上，得到了活性炭固載離子液體材料AC-1，通過核磁共振圖譜(1HNMR、13CNMR)和傅立葉變換紅外光譜(FTIR)確定了離子液體結構，通過FTIR、X-射線衍射、熱重分析等確定了離子液體和活性炭之間的鍵合方式為化學鍵合。將AC-1用于去除水中Cr(Ⅵ)，在室溫298.15 K、Cr(Ⅵ)初始濃度為100 mg·L-1、pH值為4、吸附時間為35 min、AC-1投加量為0.20 g/20 mL的條件下，Cr(Ⅵ)去除率最高可達74%；較未負載離子液體的活性炭對Cr(Ⅵ)的去除率提高了近30%。AC-1對Cr(Ⅵ)的吸附過程符合Freundlich等溫吸附模型和準二級動力學方程。通過化學鍵合，活性炭能很好地分散離子液體，既能改善離子液體黏度過大的問題，又減少了離子液體的用量?；钚蕴抗梯d離子液體材料為重金屬污染治理提供了一種新的解決思路。