铀是一种天然放射性重金属元素，环境中如存在铀，会对人及动植物造成辐射伤害，因此，含铀废水经处理后才能排放。铀在水溶液中主要以U(Ⅵ)形式存在。常见的含铀废水处理方法有电化学法、离子交换法、化学沉淀法、膜分离法、吸附法等。吸附法因效率高、操作简单、环保及能耗低而得到广泛应用。膨润土是一种以蒙脱石为主要成分的含水材料，价格低廉、性质稳定、比表面积大、多孔、阳离子交换容量大、膨胀性强、吸附能力强，可用作吸附材料；但未经改性的膨润土通常带有负电荷，其吸附阳离子的能力较差。对膨润土进行改性，可以提高其吸附能力，用于吸附去除有害物质。目前，膨润土改性工艺较复杂，成本较高，因此，研究一种制备方法简单、成本低廉且可用于从废水中吸附去除U(Ⅵ)的改性膨润土有重要意义。
CTAB(十六烷基三甲基溴化铵)为阳离子表面活性剂，可将大量疏水官能团引入到膨润土层间，改善膨润土的表面性能和结构，提高其对水体中污染物的吸附能力。试验研究了用CTAB改性膨润土，并用于从低浓度废水中吸附去除U(Ⅵ)，以期为含铀废水的处理提供一种可用吸附剂。
1试验部分
1.1试剂与仪器
主要试剂：碳酸钠、氢氧化钠、盐酸、U(Ⅵ)标准溶液、CTAB(十六烷基三甲基溴化铵)、乙二醇、5%HNO3(ICP-OES使用)，均为分析纯。
主要仪器：电热鼓风干燥箱(DHG-A)，pH计(ST)，恒温空气摇床(ZWYR-)，双光束紫外分光光度计(UV-PC)，集热式恒温加热磁力搅拌器(DF-S)，高速离心机(Gl-21m)，电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES,Agilent)，红外光谱仪分析仪(BRUKERVERTEX70)，扫描电镜(TESCANMIRA4)。
1.2CTAB改性膨润土
对天然钙基膨润土进行研磨，筛分过50目筛。取5.0g钙基膨润土，加入适量碳酸钠，再加入mL超纯水，磁力搅拌一定时间后，静置陈化，得钠基膨润土。取钠基膨润土于mL烧杯中，于.15K水浴锅上加热搅拌。CTAB为有机试剂，在超纯水中几乎不溶解，根据相似相溶原理，用乙二醇辅助CTAB使其溶解完全，之后加入到装有钠基膨润土的烧杯中，保持水温.15K，继续搅拌4h。之后，于室温下静置48h，抽滤，离心洗涤(防止乙二醇干扰)，洗涤液用1%硝酸银溶液检测无沉淀，滤饼于.15K烘箱中烘干，制得CTAB改性钠基膨润土。
1.3改性膨润土吸附U(Ⅵ)
取一定质量浓度U(Ⅵ)溶液50mL于锥形瓶中，用盐酸或氢氧化钠溶液调pH，加入一定量改性膨润土，在适宜温度下进行吸附，然后取吸附尾液用针头滤膜过滤，对滤液用ICP-OES测定U(Ⅵ)质量浓度，并按式(1)、(2)计算U(Ⅵ)去除率(y)和吸附量(qt)。
(1)
(2)
式中：ρ1—吸附前U(Ⅵ)质量浓度，mg/L；ρ2—吸附后U(Ⅵ)质量浓度，mg/L；V—溶液体积，L；m—改性膨润土质量，g。
2试验结果与讨论
2.1材料表征
2.1.1SEM表征
改性前、后膨润土的SEM照片如图1所示。
a—改性前；b—CTAB改性后。
图1改性前、后膨润土的SEM照片
由图1看出：改性前的膨润土表面光滑，有细微层状突起；而改性后的膨润土表面较粗糙，有大量凸起，层间空隙明显扩大，轮廓与空隙更明显，比表面积增大，表明CTAB已成功与钠基膨润土结合。
2.1.2FT-IR表征
改性前、后膨润土的FT-IR分析图谱如图2所示。
图2改性前、后膨润土的FT-IR分析图谱
由图2看出：改性前、后的膨润土均在cm-1处出现较宽的—OH伸缩振动峰，在cm-1处出现Si—O伸缩振动峰和较弱的Si—O—Si吸收振动峰，在cm-1处出现较强的Si—O伸缩振动峰，在cm-1处出现—OH和层间水伸缩振动峰。改性膨润土在cm-1处出现H—O—H弯曲振动峰，表明改性前后膨润土中都含有结晶水。改性膨润土在cm-1处出现C—H伸缩振动吸收峰，在cm-1处出现C—H弯曲振动吸收峰，表明膨润土改性成功。改性膨润土在cm-1处出现Si—O—Si吸收振动峰，且改性前、后峰形变化较小，表明改性并没有改变膨润土原有的层状硅氧骨架结构。
2.2膨润土对U(Ⅵ)的吸附性能
2.2.1改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附性能
分别将改性前、后的膨润土0.3g加入到50mL、初始U(Ⅵ)质量浓度10mg/L、pH=7.26的模拟废水中，室温下振荡一定时间，吸附试验结果见表1。可以看出：改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附去除率和吸附量分别为92.58%和2.02mg/g，是改性前的3.78倍，去除效果较好。后续试验均采用改性膨润土作吸附剂。
表1膨润土改性前后对U(Ⅵ)的吸附性能比较
2.2.2废水pH对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响
废水体积50mL，初始U(Ⅵ)质量浓度10mg/L，改性膨润土用量6g/L，振荡速率r/min，振荡时间min，室温下，废水pH对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图3所示。
图3废水pH对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响
由图3看出：在pH=1.17强酸条件下，改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附率较低，随pH升高，U(Ⅵ)去除率升高；pH升高到3以后，U(Ⅵ)去除率变化不大。改性膨润土吸附U(Ⅵ)的pH范围较宽，可在不改变中性废水pH条件下使用。强酸条件下，因为H+与U(Ⅵ)发生竞争吸附，使得吸附率较低；随pH升高，溶液中H+浓度逐渐降低，吸附率快速升高。综合考虑，确定改性膨润土吸附去除U(Ⅵ)时可不必调整废水pH。
2.2.3改性膨润土用量对吸附U(Ⅵ)的影响
废水体积50mL，初始U(Ⅵ)质量浓度10mg/L，废水pH=6.77，室温下，振荡速率r/min，振荡时间min，改性膨润土用量对吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图4所示。可以看出：随改性膨润土用量增加，U(Ⅵ)去除率总体呈先升高后下降趋势；改性膨润土用量为0.8g/L时，U(Ⅵ)去除率最大，为96.95%，之后随膨润土用量增加而逐渐降低。随改性膨润土用量增加，其所提供的吸附位点相应增多，吸附的U(Ⅵ)也随之增加，但单位改性膨润土的吸附量相应下降；改性膨润土用量过大时易发生团聚，导致吸附能力下降。综合考虑，改性膨润土适宜用量为0.8g/L。
图4改性膨润土用量对吸附U(Ⅵ)的影响
2.2.4吸附时间对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响
废水体积mL，初始U(Ⅵ)质量浓度10mg/L，废水pH=6.86，改性膨润土用量0.8g/L，振荡速率r/min，室温下，吸附时间对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图5所示。
图5吸附时间对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响
由图5看出：随反应时间延长，U(Ⅵ)去除率提高，min时达最大，之后趋于稳定。综合考虑，确定适宜吸附时间为min。
2.2.5初始U(Ⅵ)质量浓度对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响
废水体积50mL，pH=6.86，改性膨润土用量0.8g/L，室温，振荡速率r/min，振荡时间min，初始U(Ⅵ)质量浓度对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图6所示。可以看出：改性膨润土对U(Ⅵ)的去除率和吸附量均随初始U(Ⅵ)质量浓度升高先升高后下降；初始U(Ⅵ)质量浓度为10mg/L时，U(Ⅵ)去除率达最大，为96.74%；初始U(Ⅵ)质量浓度在5～10mg/L范围内，其去除率均超过90%。改性膨润土用量一定时，其吸附位点一定，所能吸附的U(Ⅵ)的量也一定，达到饱和后不再继续吸附。
图6初始U(Ⅵ)质量浓度对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响
2.2.6温度对吸附U(Ⅵ)的影响
废水体积50mL，初始U(Ⅵ)质量浓度10mg/L，废水pH=6.89，改性膨润土用量0.8g/L，振荡时间min，温度对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的影响试验结果如图7所示。可以看出：随温度升高，U(Ⅵ)去除率提高；室温下，U(Ⅵ)去除率为80%；温度升至.15K后，U(Ⅵ)去除率达最高，之后快速下降。温度过高，有可能会破坏改性吸附剂的结构，从而导致吸附能力下降。推断改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附反应为吸热反应。
图7温度对吸附U(Ⅵ)的影响
2.3吸附动力学及等温线
2.3.1吸附动力学
对室温下的试验数据进行吸附动力学与等温模型拟合。吸附动力学模型为准一级动力学和准二级动力学模型，拟合结果见表2和图8。
表2室温下改性膨润土吸附U(Ⅵ)的动力学拟合参数
图8改性膨润土吸附U(Ⅵ)的准一级和准二级动力学模型拟合曲线
由表2看出：改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附过程更符合准二级动力学方程，相关系数拟合所得理论吸附量与试验所得基本一致，说明改性膨润土对U(Ⅵ)的吸附以化学吸附为主，伴有物理吸附。
2.3.2吸附等温线
对改性膨润土吸附U(Ⅵ)的试验数据用Langmuir和Freundlich等温吸附方程进行拟合，拟合参数见表3，吸附等温曲线如图9所示。可以看出：室温下，Langmuir方程的相关系数为0.，大于Freundlich的相关系数0.，表明改性膨润土吸附U(Ⅵ)的过程更符合Langmuir等温吸附模型，吸附过程为单分子层吸附，最大吸附量为27.25mg/g。
表3室温下改性膨润土吸附U(Ⅵ)的等温吸附模型参数
图9改性膨润土对U(Ⅵ)的平衡吸附量与平衡质量浓度之间的关系
3结论
用CTAB改性膨润土从废水中去除U(Ⅵ)是可行的，适宜条件下，U(Ⅵ)去除率可达96.95%，吸附过程符合准二级动力学模型，以化学吸附为主；室温下，吸附反应更符合Langmuir等温吸附模型，以单分子层吸附为主，最大吸附量为27.25mg/g。