U(VI)从稀释的水溶液中吸附-浮选去除

铀矿石湿法冶金加工对环境造成的放射性污染，以及该工业中使用的其他重金属产生的交叉污染，仍然是对科学家的挑战，也是对全世界人类健康的重大威胁^2，3.，4．天气事件产生的矿井水是一种重要的放射性污染物，它调动了大量的U(VI)，以及伴随的其他重金属如Cu (II)、Cr (III + VI)和Mo (VI)，因此需要高效的修复技术^3.，5．不幸的是，已开发的补救技术，如络合工艺⁶,共同沉淀^{7，8，9，10}氧化还原反应⁹、离子交换^11，12、溶剂萃取^13，14，吸附在不同的材料上^{15，16，17，18，19}生物修复^20.，21以及纳米材料的固定化^{5，18，22，23，24，25，26}介绍具体的优点和缺点。具体优势的一个例子是开发具有改变性质的新吸附剂，这些吸附剂提供了许多改进的应用，包括选择性。在从水溶液中去除铀的情况下，可以注意到为此目的进行的一些研究。用戊二醛在磁铁矿存在下交联壳聚糖。通过与四乙烯五胺(TEPA)反应对树脂进行化学改性，制得含胺壳聚糖。该树脂对UO的吸收表现出较高的亲和力₂^{2 +}水溶液中的离子²⁷．具有磁性的希夫碱壳聚糖复合物。该合成物对UO具有较高的吸附亲和力和快速的吸附动力学₂^{2 +}离子²⁸．通过接枝二乙烯三胺(DETA)和双硫腙修饰的磁性壳聚糖纳米颗粒，在pH值约为5时提高U(VI)的吸附能力²⁹．瓜尔胶的磷酸化与壳聚糖结合制备了一种从微酸溶液中去除U(VI)的高效吸附剂。此外，瓜尔胶/磁铁矿/壳聚糖纳米复合材料的磷酸化对革兰氏菌和革兰氏菌都有抗菌作用^30.．另一种有趣的新型U(VI)吸附剂是尿素或硫脲基聚合物功能化的二氧化硅珠³¹．缺点的例子有化学方法、离子交换和溶剂萃取。在处理含有大量污染物的废水方面有很高的效率，但在修复稀释的水系统方面却令人望而却步(10³-10年⁶解决方案)。

浮选是一种吸附式气泡分离技术，它涉及到通过引入表面活性剂使表面活性离子成为表面活性离子，并随后使气体微分散气泡通过泡沫分离柱中的溶液，从而从均匀和非均匀的水系统中去除表面不活性离子。表面活性离子被吸附在上升气泡的表面上，可以被向上携带到泡沫分离柱的顶部，从而从水体系中作为凝结的泡沫(扬子)去除。

在分离过程中，参与相的性质很重要:液相的表面界面性质;泡沫浓缩区物种疏水性强，密度低;气泡均质尺寸，提供传质液体泡沫;泡沫中气泡-颗粒聚集的最佳气体流量。

不同的技术变体，如离子浮选^{4，32，33，34，35}、沉淀浮选³⁶, sorption-flotation^{12，35，37，38，39，40}，胶体吸附浮选⁴¹, electro-flotation⁴², flotoextraction^43，44，已经证明了它们对各种稀释水系统的高去污效率^{45，46，47，48，49，50，51，52}．

其主要优点是选择性高，适应性强，脱除效率高，可用于去除无机或有机性质的离子、分子、胶体和微分散物种^{35，48，49，50，51，52}．但也有一些缺点，即电浮选法能耗大，气体分散浮选法气泡不均匀，对多孔材料的要求高。在气泡产生技术中，溶解气浮(DAF)技术因其在原位产生小的均匀气泡而受到青睐。

DAF的应用包括两种形式:(a)通过将气流引入经过浮选处理的试剂条件下的水样直接加压;(b)浮选前，在试剂调节的样品的压力下，用循环水稀释。工业化是最后一个选择，因为它具有成本效益，而且适用于小型、紧凑和相对简单的安装。快速(浮选接触时间小于5分钟)、多用途(去除有机物和重金属如铜、铬和钼)、安装简单是推荐这种分离方法的其他优点。

U(VI)的迁移率在很大程度上取决于pH的变化、环境中氧化还原电位的变化以及其他中性和/或离子的存在，如腐殖酸、硫酸盐、磷酸盐和碳酸盐离子，这些离子与铀酰离子相互作用，使其成为高可溶性络合物。例如，碳酸盐生成高度稳定的铀酰-碳酸盐配合物，并在其生物地球化学和生物利用度方面发挥关键作用⁵³．

考虑到铀污染矿井水的复杂化学性质，以及其他行业使用Cu (II)、Cr (VI)、Mo (VI)等有毒重金属对环境造成的污染，本研究旨在研究吸附/沉淀浮选法在单一污染和多重污染水系统中作为天然类似物去除U(VI)，并分别作为真实矿井水样去除U(VI)，以更新已有的工艺机制知识。

本研究使用的吸附剂是原位生成的，由铁组成₂O_3.×n H₂考虑到铁的物理化学性质和对多种污染物(包括U(VI)和伴随的重金属)的分离效率高，选择了O和^{5，23，24，54}．这样做是为了获得以下优势:(i)少量试剂与铁(III)循环生成吸附剂载体;(ii)降低获取吸附剂载体的成本;(iii)通过U(VI)的松散片状结构确保与U(VI)的最佳接触;(iv)减少反应时间和产生的废物量。虽然氢氧化铁不是唯一的，但它是一种环境友好和低成本的合成吸附剂的替代品。

为了提高载U(VI)吸附剂的疏水性，在体系中引入了捕收剂(表面活性剂)，该捕收剂为油酸钠(NaOL)₁₈H₃₃O₂Na。它是一种常见的廉价试剂，具有低毒、易得性、高可用性和在食品中作为粘合剂、乳化剂、抗结结剂和间接添加剂的安全性⁵⁵．油酸钠的长c链解释了油酸钠的高疏水性和表面活性(表面活性剂)特性^{48，49，50，51，52}．

本文提出的研究是由上述实际的科学兴趣所证明的^{4，12，32，33，34，35，37，38，39}．

先前的研究¹U(VI)对Fe的脱除⁰在实验室(NMS)合成的纳米材料在大约1小时内就能有效地从富含碳酸盐的矿井水中去除U(VI)，但在超过24小时的反应时间后，由于可溶的铀酰-碳酸盐络合物的出现，出现了解吸过程⁵．因此，纳米管-吸附/浮选联合技术正成为一种有前途的处理方法。因此，本文相对于以往研究的新颖之处在于提出了一种利用铁基纳米材料的反应性和DAF技术的分离效率的新型治疗技术。

试剂

所有试剂均为默克分析级。所有溶液均采用米利q纯净水(电阻率> 18.2 MΩ cm)制备。

• Na₄[UO₂(有限公司_3.）_3.原液(1 g·L⁻¹U(VI))和工作溶液(10 mg·L)⁻¹)用醋酸铀酰(UO₂(CH_3.首席运营官)₂·H₂O)和无水碳酸钠(Na₂有限公司_3.);

• 铜(不_3.）₂哞,_3.·H₂O, K2CrO₄，工作溶液(10 mg L⁻¹)的Cu(II)， Cr(VI)， Mo(VI);

• NaOH和HCl, pH调节液(0.01 M和0.1 M);

• FeCl_3.为吸附剂原位生成的溶液(0.01 M和0.1 M);

• NaOL溶液:0.25 M, 0.25 × 10³M和0.025 × 10³M。

• NMS(铁⁰基纳米材料)在实验室合成¹

设备

• Heidolph Vibramax 100搅拌器，可变速。

• 290一个猎户酸碱计;

• UNICAM PAY SP9原子吸收分光光度计测定Cu (II)， Cr (VI)， Fe (III)

• cintra404紫外可见分光光度计测定U(VI)和Mo (VI)。

• 用UHPLC铂蓝法测定NaOL

• FT-NIR分光光度计MB3600-AAA用于红外光谱。

• Netzsch分析仪TG 449 C STA Jupiter固体样品热分析。

实验方法

原位生成的吸附剂吸附/浮选实验

实验以批处理方式进行。U(VI)样品(200 mL)与含有0.1 M NaOH的Fe (III)溶液以不同摩尔比[U(VI)]: [Fe (III)]连续搅拌，搅拌时间为先前设定的30分钟⁵⁶．调整pH值后，样品以不同摩尔比[NaOL]: [U(VI)]与表面活性剂(NaOL)接触，并转移到浮选槽中，浮选槽与加压受水器耦合。在5 × 10的压力下，容器内充满饱和空气的水⁵N·m⁻²．一种压力下的水(稀释比V_样本V:_水在浮选槽底部引入= 3:1)，产生大小均匀的微气泡。因此，它们附着在形成的固体表面(原位产生吸附剂，并在其表面加载U(VI))，并上升到浮选槽顶部。浮选时间为5 min，直至所有泡沫在顶部分离。分析了U(VI)、Fe (III)和NaOL的残留浓度。所有实验都进行了三次。

影响因素(pH值、摩尔比、金属离子浓度、必要空气等)的研究%R = f(性能)_马克斯建立了U(VI)分离的最佳条件。

去除效率计算公式为:

在那里,

• C_我为金属离子的初始浓度(mg·L⁻¹);

• C_f为金属离子的最终浓度(mg·L⁻¹)．

用等温动力学和动力学模型分别表征了U(VI)在不同工况下的吸附过程。结果⁵⁶表明该过程是混合的，涉及U(VI)和Fe(III)水溶液之间的物理和化学相互作用(共沉淀)。根据相关系数(R2)，吸附平衡数据拟合等温线模型的顺序为:Langmuir (0.9808) > Temkin (0.8715) > Freundlich(0.8344)。KF, Qe的接近值_经验值和量化宽松政策_calc建议该过程涉及化学吸附，这与其他研究证实的该过程遵循伪二级动力学的事实很一致^57，58．

优化参数验证实验

两种类型的矿井水样(MW)，分别是“简单”和“用NMS预处理”(V_样本= 400 mL, pH值范围= 7.5-9.5,m_NMS= 0.1 g， τ_联系= 30分钟，搅拌速率250转/分)进行先前研究的吸附/浮选工艺。矿水样本(MW1-3)是从位于巴纳特地区的一个前铀矿场收集的。

关于“NMS预处理”样品，提到所使用的纳米材料具有以下特点¹：

• 比表面积(BET分析)为14.8 m²超过80%的研究纳米颗粒为/g;

• 0 ~ 50 nm粒径分布(TEM分析);

• 结晶度XRD分析显示为无序/非晶态结构;

• 表面化学成分XPS分析得到% Fe = 30.5， % O = 32.1， % C = 14.5， % B = 22.9;

• 氧化物厚度(XPS分析)为3 ~ 4 nm;

• 表面化学(铁⁰/铁^{2 +}= 0.02和Fe^{2 +}/铁^{3 +}= 0.38)¹；

影响因素

浮选pH值

pH值非常重要，因为它决定了稀释水溶液中的电荷、结构和U(VI)种的浓度。1)．采用Phreeqc Interactive 3.2.2软件和llnl.dat数据库，仅考虑Na的简单水溶液，计算U(VI)种₄[UO₂(有限公司_3.）_3.含有0.042 mM U(VI) (10 mg·L⁻¹U(VI))，分别(实验样品的主要浓度)。pH值在2到12之间，涵盖了所有类型的自然水，如酸性采矿废水和铀矿工业的高酸性水。离子强度由软件测定。

物种计算考虑到简单的水体系只包含简单的化学物质，不添加任何盐，以确保恒定的离子强度。用软件计算离子强度。考虑到所有涉及的物质，摩尔分数的总和是1。摩尔分数非常小的物种没有显示出来。

[U(VI)] = 0.042 mM时得到的曲线与文献一致⁵⁹．根据图中所示的计算数据。1，在pH 7.0-9.5范围内可能出现的U(VI)为:(a)氢氧根络合物- uo₂(哦)₂, (UO₂(哦)_3.］⁻[(UO₂）_3.(哦)₇］⁻碳酸络合物- uo₂有限公司_3., (UO₂(有限公司_3.）₂］⁻², (UO₂(有限公司_3.）_3.］⁻⁴和[(UO₂）₂有限公司_3.(哦)_3.］⁻与文献一致^53，59．由于U(VI)氢氧化物和碳酸盐组分比例不同，分别进行了标绘。

数字2用Phreeqc Interactive 3.2.2软件和llnl.dat数据库计算了吸附剂Fe(III)的种类。

从图中可以看出。2,菲₂O_3.·nH₂O在pH 7.0-9.0之间形成，与[(UO)相同₂）₂有限公司_3.(哦)_3.］⁻和UO₂(哦)₂．因此，这些物种之间产生了竞争。它们的形成与溶解度乘积(K_sp) K_{sp、铁(OH) 3}= 4·10^-38年< K_{sp, UO2 (OH) 2}= 1.1·10^-22年< K_{sp, UO2CO3}= 1.8·10^-12年< K_{sp, FeCO3}= 10^-10.560，61．

用函数%R = f(pH)研究了pH对吸附-沉淀浮选脱除效率的影响(图1)。3.)．

U(VI)样品(200 mL)为10 mg·L⁻¹通过初步试验确定了U(VI)与Fe (III)溶液在摩尔比[U(VI)]: [Fe (III)] = 1:100的条件下接触⁶²在恒定搅拌(250转/分钟)下30分钟，在原位产生吸附剂(Fe₂O_3.·nH₂O)。在最大吸附剂用量对应的pH 7.0-9.5范围内进行pH调整(图5)。4)．调整pH值后，在摩尔比[NaOL]: [U(VI)] = 1:1的条件下与表面活性剂(NaOL)接触^51，63，转移到浮选池中，以稀释比V稀释_样本V:_水: = 3:1蒸馏水在压力下，如上所述。分析了U(VI)的残留浓度。

在pH值7.5-9.5范围内，U(VI)的最佳去除率(%R > 98%)非常接近，这可能是通过吸附和/或沉淀研究的U(VI)物种与原位生成的吸附剂物种的物理化学相互作用造成的:[Fe (OH)]₂］⁺、铁(哦)_3.和(Fe(哦)₄］⁻在图绘制。2．王等。⁶⁴证明了吸附剂的表面电荷受老化的影响⁶⁵原位生成的吸附剂的zeta电位在pH值8左右为正，然后变为负⁶⁶．

U(VI):吸附剂剂量，[U(VI)]: [Fe(III)]

吸附剂的剂量对于通过吸附/浮选从稀释的水系统中高效去除U(VI)种很重要，可能的相互作用是物理(吸附)或化学(共沉淀)。最佳吸附剂用量是固体废物的最少，但吸附剂载体的最多，以确保最大的效率。

在已知体积0.1 M和0.01 M FeCl的条件下，得到了介于1:5和1:100之间的不同摩尔比[U(VI)]: [Fe(III)]_3.解决方案。pH值在7.5-9.5范围内的调整使用0.1 M和0.01 M NaOH溶液。研究的pH值分别为8.5、9.0和9.5(真实矿井水的pH值)。表面活性剂的浓度在所有这些实验中是相同的，以提供最好的固相分离。数字4a、b分别为U(VI)和Fe (III)的残留浓度和回收率。

较低的摩尔比[U(VI)]: [Fe(III)]在1:5到1:25之间是不够的，因为U(VI)的浓度超过了国际水平的法律限制⁶⁷．根据现行法规，吸附剂-污染物接触面对去除U(VI)无效。

摩尔比[U(VI)]: [Fe (III)] = 1:75, pH = 8.75, 9.0和9.5对应U(VI)和Fe(III)的去除效率的最大值，%R = 99.96% (C_{U (VI)}= 0.0044 mg·L⁻¹和C_铁(III)= 0.01 mg·L⁻¹平均值)。

摩尔比，[U(VI)]: [NaOL]

在沉淀浮选中，表面活性剂的消耗为亚化学计量摩尔比。然而，浓度很重要，因为当浓度低于表面活性剂的临界胶束浓度时，可浮性会增加⁶⁸．

为了使负载U(VI)的吸附剂获得最佳的分离效果，需要确定NaOL的最佳用量，因为NaOL的c链较长，增加了固相的疏水性和可浮性⁶³．油酸钠水溶液种类是pH依赖性的，因此提供了相同的pH值来进行实验。

根据^51，63油酸盐之间应考虑的化学平衡为:

式中:RH为油酸;R⁻油酸盐离子;R₂H⁻acid-soap复杂;R₂海航是酸皂盐和R₂²⁻分别为油酸二聚体。

实验结果如图所示。5．

结果如图5所示。5认为最可靠的摩尔比为[U(VI)]: [NaOL] = 1: 1 × 10²．

U(VI)与Fe (III)和NaOL的接触时间

接触时间包括原位制备吸附剂所需的时间和pH值调整的时间;测定的工作pH值为8.75，与文献数据一致^24，25，69关于Fe的形成₂O_3.∙n H₂O在7.0-9.5范围内析出，如图所示。2．%R值作为接触时间的函数如图所示。6．

可以观察到，30 min后去除效率(%R)达到最大值99.96。接触时间的增加对去除效率没有影响(%R = 99.96)。因此，选择的接触时间是30分钟，因为任何其他更高的值都是不合理的。

搅拌速度

这个因子在U(VI)在吸附剂上的吸附阶段很重要。高的搅拌速度决定了吸附剂片的尺寸越小，U(VI)去除效率越低。

数字7指出250 RPM是去除U(VI)和Fe (III)的最佳搅拌速率。

压水容器内的气压(p)

浮选槽的压水容器内的空气压力确保形成均匀的气泡，能够吸起装载U(VI)的固体吸附剂，并确保有足够的上升力使装载的吸附剂集中在浮选槽柱的顶部。因此，较低的气压并不能保证这些条件，反而有利于将装载的吸附剂沉积在浮选槽柱底部的反向过程^48，49．较高的空气压力值会产生湍流，对集料气泡加载吸附剂的稳定性产生负面影响。

得到的结果如图所示。8说明气压的最佳工作值为p= 4·10⁵N·m⁻²，当去除效率最大时:%R_{U (VI)}= 99.96和%R_铁(III)分别= 99.95%。

美国(VI)的浓度

污染物浓度的变化对分离效率有重要影响，因为它决定了试剂的消耗和所载吸附剂的体积。

因此，当浓度达到较高值时，所载吸附剂的重量增加，固相的可浮性降低。

数字9U(VI)浓度的增加对脱除效率的影响。增加到99.96%，然后略有下降，浓度大于20 mg·L⁻¹．

最优参数

根据吸附/浮选过程的不同阶段，最佳参数(在最大去除效率%R时)为:

• U(VI)浓度10 mg L⁻¹；

• 浮选pH值为7.5-9.5;

• U (VI):吸附剂剂量,[U (VI)]:[铁(III)] = 1: 75;

• U(VI)与Fe(III)接触时间= 25分钟;

• 搅拌速率= 250转/分;

• 摩尔比[U(VI)]: [NaOL] = 1: 1 × 10²；

• U(VI)与Fe(III)和NaOL的接触时间= 5分钟;

• 空气压力,p= 4 × 10⁵N m⁻²；

• 浮选时间= 5分钟。

伴随重金属离子的干扰

七个样品(V_样本= 200 mL)，加入U(VI)、Cu (II)、Cr (VI)、Mo (VI) 10 mg·L⁻¹在上述工作参数的最优值下进行吸附/沉淀浮选，以观察各离子种之间的相互作用。结果表明，在多组分溶液中，Cu(II)和Fe(III)析出，U(VI)可以被吸附和/或析出。Mo (VI)和Cr (VI)也可以吸附在Fe上₂O_3.∙n H₂O在原地生成。

对于Cu(II)，得到的结果表明，在工作pH = 8.75时，它以Cu(OH)的形式析出。₂^{49，70，71，72}．

析出相的形成顺序是从最低的到最易溶的产物，即Fe(OH)_3.(K_sp= 2.79 × 10^-39年) < UO₂(哦)₂(K_sp= 1.1 × 10^-20年) < UO₂有限公司_3.(K_sp= 1.8 × 10^-12年) < CuCO_3.(K_sp= 1.4 × 10^-10年）^{49，60，61，70，71，72}，根据前面所述的原则(3.1.1)。

工作pH = 8.75时Cr(VI)的主要形态为CrO₄²⁻根据文献^73，74．

就Mo (VI)物种而言，研究人员指出其可能的主要物种形态为MoO₄²⁻当pH = 7时，其余两种溶液的浓度为H₂MoO₄和HMoO₄⁻，非常低⁷⁵．

数字10显示了伴随离子对吸附/沉淀浮选去除U(VI)的影响。可以观察到，当Cu (II)和Mo (VI)在双组分体系中伴随U(VI)时，与Cr (VI)不同，U(VI)的吸附不受Cu (II)和Mo (VI)的影响，从而降低了U(VI)的去除效率。

通过吸附-沉淀浮选过程，考虑到溶液中U(VI)的残留浓度在0.1 ~ 1.9µg·L范围内，U(VI)的去除率非常高(%R > 99)⁻¹远远低于最高允许的法定浓度(0.02 mg·L⁻¹)的规定。

其他研究表明U(VI)的水溶液与原位产生的吸附剂中的重金属相互作用，指出了稀水溶液中的主要金属离子形态，这与研究结果相似。

Riba等人的研究表明，当[U(VI)] = 4.2 mM (10 mg·L)时，溶液的温度会降低⁻¹)与1.2% O接触_{2 (g)}和0.017%的公司_{2 (g)}在pH值为8至9的范围内，优势种为[UO₂(有限公司_3.）_3.］⁴⁻和[UO₂(有限公司_3.）₂］²⁻²⁵．

Wanze出版社。[U(VI)] = 4.2 × 10⁶M溶于0.01 M NaCl溶液中，存在碳酸盐[CO]_3.²⁻= 1 × 10⁻²有相同的优势物种⁶⁹．

“哞”的存在₄²⁻[Mo (VI)] = 0.3和1 mM (3 mg/L和100 mg/L)的体系在pH值为2到7的情况下，Mitchell进行了验证⁷⁵．

根据Matis和Mavros，在含Cu(II) = 10 mg/L的稀释水溶液中，pH值为8到10时，Cu(OH)会析出。₂³³．

对于[Cr (VI)]介于10⁴6 × 10⁻⁴M在pH 1 ~ 12范围内，优势物种为CrO₄^2−74，76．

得到的结果证明金属之间存在竞争离子离子种类的存在是为了与电荷结合在吸附剂的活性表面⁷⁴．由于吸附剂的零吸附点随Fe含量的增加而变化₂O_3.∙n H₂O⁶⁴结果表明，水溶液中Cu (II)析出物和Cr (VI)、Mo (VI)析出物通过吸附析出。实验结果表明，U(VI)有可能以碳酸盐络合物的形式静电结合在吸附剂的带电表面上。

实验结果表明，伴随的重金属对分离效率影响不大。

通过对U(VI)分离效率最高的影响因素的研究，得出了吸附-沉淀浮选分离U(VI)的最佳工作参数为:pH 7.0 ~ 9.5，搅拌速率250 RPM，接触时间30 min，摩尔比[U(VI)]: [Fe(III)]: [NaOL] = 1:75: 1 × 10²， p = 4·10⁵N·m⁻²，稀释比V_样本V:_水= 3:1，浮选时间5分钟，取决于初始浓度范围U(VI) = 1 - 30 mg·L⁻¹．

建立的合成水体系的最佳工作条件在实际矿井水样上进行了验证，取得了很好的效果。

吸附剂与U(VI)及伴随的重金属的相互作用

对在最佳吸附/沉淀浮选工艺条件下获得的2个样品进行了FT-IR光谱分析，得到了U(VI)与吸附剂相互作用的初步数据₂O_3.∙nH₂O和2-Fe样品₂O_3.∙nH₂O与U(VI)的碳酸配合物。

两个光谱都包括3400厘米⁻¹红外波段可以分配给H₂O分子或涂层表面的氢键OH基团，而3037 cm⁻¹红外带是由于α-FeOOH中OH拉伸模式的存在和相应的突出峰H₂O在1620 cm附近配位或吸附⁻¹⁷⁷．

U(VI)碳酸盐络合物离子在吸附剂上的固定，在653 cm处观察到离子的移动⁻¹到626厘米⁻¹在示例2中。pH = 8.0附近的正电位值似乎支持这一说法⁶⁶．

表格1给出了U(VI)与Cr(VI)、Cu(II)、Mo(VI)经吸附/沉淀浮选分离后的扬子盐的特征带。

所有FT-IR光谱特征带见表1呈现以下特定峰值:

• 在3000-3650厘米⁻¹范围归因于伴生和非伴生羟基;

• 在1620-1634厘米⁻¹范围取决于水吸附在原位生成的铁上₂O_3.·nH₂O表面;

• 特征带在1500厘米左右⁻¹数值归因于碳酸盐离子的拉伸振动，这是存在的我(Fe(III)) 1486 cm⁻¹,因为一个(Fe(III) + U(VI)) 1521 cm－1,因为B(Fe(III) + U(VI) + Cr(VI)))在1542 cm处⁻¹,因为C(Fe(III) + U(VI) + Cu(II)))在1512 cm处⁻¹,因为E(Fe(III) + U(VI) + Mo(VI)))在1518 cm处⁻¹,因为D(铁(III) + U (VI) +铬(VI) +铜(II)与肩膀在1519厘米⁻¹,因为F(铁(III) + U (VI) +铬(VI) +钼(VI))与肩膀在1540厘米⁻¹,因为G(铁(III) + U (VI) +铜(II) +钼(VI))与肩膀在1526厘米⁻¹和H(铁(III) + U (VI) +铬(VI) +铜(II) +钼(VI)) 1512厘米⁻¹；

• 特征带在1400厘米左右⁻¹值可能与FeOOH的变形振动键有关，除样品外所有样品中都存在我(Fe(III))表明U(VI)、Cr(VI)和Mo(VI)可能结合在吸附剂表面，Cu(II)可能在工作pH下以碳酸铜的形式析出;

• 特征带在703 cm处⁻¹由于ν_Fe-O存在于一个(Fe (III) + U(VI))和B(Fe (III) + U(VI) + Cr (VI))样品，似乎表明U(VI)键合在原位生成的吸附剂上的可能性;

• 特征条带在682 cm处⁻¹, 647厘米⁻¹、612厘米⁻¹归因于δ_Fe-O从样本我(Fe (III))似乎指出了U(VI)和伴生元素离子成键的活性位点的存在;

• 络合物的能带特性[(UO₂）₂(哦)²］^{2 +}+有限公司_3.²⁻只出现在系统中:C(Fe(III) + U(VI) + Cu(II)))在683 cm处⁻¹；E(Fe(III) + U(VI) + Mo(VI)))在690 cm处⁻¹而且F(Fe(III) + U(VI) + Cr(VI) + Mo(VI)))在683 cm处⁻¹；

• 乐队的δ_菲−O和ν_菲−O也向较低的值转移，表明化学吸附也可能在这个水平上存在。

FT-IR光谱分析表明，有可能存在[(UO)₂）₂(哦)₂］^{2 +}有限公司_3.²⁻考虑到包括化学吸附在内的反应动力学是拟二级的配合物的形成。同时在工作pH下，Cu (II)可以析出，Cr (VI)和Mo (VI)被吸附在Fe (III)氢氧化物上^50，74．

表格2示为U(VI)与Cr (VI)、Cu (II)、Mo (VI)的吸附/沉淀浮选分离后的废液“热分析”结果。

TG/DTG/DTA曲线分析表明，在双组分、三组分和四组分体系中，扬子盐在空气气氛中的非等热降解过程。样品经过三次连续的分解和失水过程(见表2)．

第一个吸热过程(20-120°C)指出水分的完全损失。所分析的样品呈现相似的水分。这个阶段的减重量大约是Δm₁= 4.57-6.21%，最高温度范围为97.1-109.3°C。

样品在120-250℃的温度范围内似乎是稳定的。接下来是第二步分解过程，即放热(250-350°C)，这是主要的降解阶段，失重Δm₂= 6.14-8.07%，在273.0-281.0°C和304.1-347.5°C的最高温度范围内。

在较高的温度(350-900°C)下，非挥发性产物热氧化分解的最后一个放热过程发生在第二降解阶段。

在513.7-620.9°C范围内的所有情况下，相似残余权重Δm_3.= 1.35 ~ 2.06%指出所研究的金属离子氧化物混合物的存在。

真实矿井水样的重现性和最优参数验证

吸附/沉淀浮选脱除U(VI)的可重复性

之前确定的吸附/沉淀浮选技术的最佳参数在10个相同的样品溶液(C_o= 10 mg/L)对应两种不同摩尔比([U(VI)]: [Fe (III)]: [NaOL] = 1:75: 1 × 10²和1:100:1 × 10²)，分别用Student法计算U(VI)去除再现性(表3.)．

真实矿井水样的最优参数验证

矿井水样本(MW1-MW3)是从巴纳特地区一个以前的铀矿场收集的，其化学成分见表4．按照所提出的流程进行处理(图5)。12)分别进行pH调节和不进行pH调节。用0.1 M HCl溶液调整pH至8.75工作值。

结果表明，调整pH值后U(VI)的去除率更高，吸附浮选非常有效(图1)。11)．

数字12总结了吸附浮选多污染水体系的工艺流程图。

在不调整pH值的情况下，样品MW1的分离效率为96.6%，样品MW2和MW3的分离效率分别为97.2。13)．

当pH值调整为8.75时，用0.1 M HCl溶液%R处理样品_{U (VI)}MW1C-MW3C样品得到> 99(图。13)．

可以注意到，ph调整后的样品U(VI)去除率高于其他样品，证实了之前研究的参数的最佳值。

所产生的固体废物可作为制造核燃料的U(VI)次源储存或回收。

采用两种不同的方法，在真实水样上对串联固定化工艺的最佳参数进行了验证:

1. 一个。

   无需调整pH值和添加吸附剂:真实水样的化学成分如表所示4(300 mL) MW1-MW3预处理0.15 g NMS，在250 RPM搅拌下接触30 min。固相通过倒馏分离。对所得液相，MW1i-MW3i，适宜量为0.25 × 10⁻³加入M NaOL溶液，在不调整pH和不添加FeCl的情况下进行浮选_3.0.1 M，因为Fe^{2 +}和菲^{3 +}在过滤后的溶液中使用NMS提供的作为吸附载体。浮选后的水样MW1f.-MW3f .。获得(无花果。14)．

2. b。

   pH值调整和吸附剂添加:真实水样的化学成分如表所示4(300 mL) MW1-MW3与0.15 g NMS在250 RPM搅拌下预处理30 min。固相通过倒馏分离。对得到的液相MW1i-MW3i，使用0.1 M FeCl调整pH_3.溶液中避免加入外来离子，适量为0.25 × 10⁻³加入M NaOL溶液，浮选样品后得到MW1c-MW3c(图1)。15)．

数字13为真实水样固定浮选后的U(VI)残留含量。

两种分离方案的版本，使用了两种U(VI)去除方法，结果如下:一种没有pH调节，也没有铁的原位生成₂O_3.·nH₂O(无花果。14)和另一个pH值调整和原位铁₂O_3.·nH₂O(图生成。15)．

在实际水样上的实验结果表明，吸附-沉淀浮选分离U(VI)既可以作为一种单独的方法，也可以作为Fe⁰基纳米材料被就地使用。

本文研究了一种高效的脱除过程，即在原位生成的吸附剂(Fe)上吸附，以脱除铀工业多组分水体系中特有的U(VI)和一些相关金属离子的可能性₂O_3.∙nH₂O)，然后上市(%R_{U (VI)}R和%_铁(III)> 99)在工作条件下_我,你(VI)= 10 mg∙L⁻¹pH值范围= 7.5 - -9.5,[U (VI)]:[铁(III)] = 1: 75年,接触时间= 30分钟,搅拌速度= 250 RPM, [U (VI)]: [NaOL] = 1: 1×10²， p = 4 × 10⁵N∙m⁻²，浮选时间= 5 min.)。

在建立分离过程中，考虑了存在的物种、可能的相互作用和可能参与该过程的物种(pH值为7.0-9.5)₂(哦)₂, (UO₂(哦)_3.］⁻和[(UO₂）_3.(哦)₇］⁻)， U(VI)碳酸盐配合物(UO₂有限公司_3., (UO₂(有限公司_3.）₂］⁻², (UO₂(有限公司_3.）_3.］⁻⁴和[(UO₂）₂有限公司_3.(哦)_3.］⁻)， Fe(III)氢氧根络合物(Fe₂O_3.∙nH₂O)。

为了解释分离机理，我们注册了FTIR光谱(范围400-4000 cm)⁻¹)和固体的衍生图(范围20-1000°C)， U(VI)集中在泡沫(扬子盐)中。因此，红外光谱分析指出了络合物形成的可能性₂）₂(哦)₂］^{2 +}有限公司_3.²⁻，它可能与在NMS上固定时形成的Fe (III)氧氢氧化物结合，(如果通过预先处理水体系和固定在铁基纳米材料上的串联浮选过程)/或在原位生成Fe₂O_3.·n H₂还有在沉淀浮选过程中形成的O吸附剂。

将该方法应用于经NMS (Fe)预处理的实际样品⁰基纳米材料)，无需pH调整和FeCl_3.此外，用倒馏法分离了负载金属离子的固相。分离效率大于99%。

将该方法应用于经NMS (Fe)预处理的实际样品⁰基纳米材料)，具有pH调节和FeCl_3.此外，用倒馏法分离了负载金属离子的固相。通过添加FeCl将沉淀后的水相pH调整为pH = 8.75_3.解决方案。在原位生成吸附剂，将其与固定在NMS上的金属离子加载，最后进入浮选阶段。分离效率大于99%。

多组分真实矿井水样的最优参数验证及铁的能力₂O_3.∙nH₂O与多种金属形态相互作用的研究表明，吸附-沉淀串联浮选在修复技术中是一种优势互补，是该领域的一种新技术。