3.5.1. CHARAKTERYSTYKA PROCESU BIOSORPCJI
Biosorpcja jest procesem wiązania substancji (jonów metali, związków chemicznych itp.) do powierzchni sorbentu. Pojęcie to obejmuje wszystkie procesy zachodzące w ścianie komórkowej, które w przeciwieństwie do bioakumulacji, nie są kontrolowane przez metabolizm komórki. Proces ten odnosi się głównie do nieżywej biomasy. Zastosowanie martwej biomasy wydaje się atrakcyjniejsze, w porównaniu z biomasą żywą. Przede wszystkim dlatego, że przy jej zastosowaniu efekty toksyczne metali wywierane na organizmy żywe nie odgrywają żadnej roli, nie ma konieczności stosowania substancji odżywczych i utrzymywania sterylnych warunków w czasie badań (Chojnacka, 2010; Farooq i in., 2010; Gala i Sanak-Rydlewska, 2010 a; Bożęcka i Sanak-Rydlewska, 2013 a).
Usuwanie metali z roztworów wodnych przy pomocy biosorbentów może opierać się na kilku mechanizmach. Ściana komórkowa biosorbentów składa się głównie z protein, białek i polisacharydów. W związku z tym na jej powierzchni mogą znajdować się różne polarne grupy funkcyjne, m.in. takie jak: grupa karboksylowa, fenolowa, hydroksylowa, sulfonowa i aminowa, wykazujące zdolność wiązania metalu. Chemisorpcja metali z grupami funkcyjnymi może zachodzić zarówno wskutek wymiany jonowej, kompleksowania jak również reakcji chelatowania. Poza chemisorpcją na powierzchni biosorbentu może zachodzić także adsorpcja fizyczna, reakcje oksydacyjno-redukcyjne lub mikrostrącanie na skutek reakcji jonu ze składnikami błony komórkowej. Proces biosorpcji może być również kombinacją tych wszystkich mechanizmów (Świderska-Bróż, 1982; Chojnacka, 2010; Bożęcka i Sanak-Rydlewska, 2013 b).
Zdolności sorpcyjne biomasy są uzależnione od wielu czynników. Istotny wpływ na efektywność biosorpcji zanieczyszczeń z roztworów wodnych ma zarówno budowa jak i stopnień rozdrobnienia sorbentu oraz właściwości usuwanego jonu. Znaczącą rolę w tym procesie odgrywają również warunki zewnętrze, takie jak: pH, siła jonowa, temperatura itd. (Uluozlu i in., 2008; Meena i in., 2008; Gupta i in., 2009; Gala
3.5.USUWANIE JONÓW METALI TOKSYCZNYCH ZA POMOCĄ ODPADÓW ORGANICZNYCH
Biosorpcja jonów metali z roztworów wodnych przebiega w dwóch fazach, co obrazuje rysunek 3. W fazie kontaktu roztworu zawierającego jony metalu z materiałem biologicznym, podczas której zachodzi wiązanie metalu, oraz w fazie desorpcji, w której następuje uwalnianie metalu z biosorbentu i jego regeneracja. Możliwość regeneracji biosorbentów jest bardzo istotną zaletą biosorpcji. Pozwala na wielokrotne wykorzystanie biomasy i odzysk metali z zatężonych roztworów po sorpcyjnych (metodą strącania czy elektrolizy). Jako medium regenerujące najczęściej wykorzystuje się roztwory kwasu solnego i azotowego(V) (Bożęcka i Sanak-Rydlewska, 2013 a).
Rysunek 3. Usuwanie i odzysk metali z wód i ze ścieków z udziałem biosorbentów (Chojnacka 2010; Bożęcka i Sanak-Rydlewska, 2013 a)
3.5.2. RODZAJE SORBENTÓW NATURALNYCH
Rolę sorbentów naturalnych mogą pełnić różnorodne materiały organiczne. Przede wszystkim mogą to być odpady pochodzące z przemysłu spożywczego, drzewnego i pozostałości z przemysłu rolniczego. Do tej grupy odpadów można zaliczyć m.in. obierki z owoców i warzyw, łupiny orzechów, pestki, słoma oraz kora
Odzyskany metal Biosorpcja Biomasa z metalem związanym na powierzchni Desorpcja
Zatężony roztwór metalu
Obróbka metodami klasycznymi (m.in. strącanie, elektroliza) Woda (ściek) z metalami Oczyszczona woda (ściek) Świeża biomasa lub po regeneracji Czynnik regenerujący
Zdolności sorpcyjne tego typu biomasy badał m.in. Gupta z zespołem (Gupta i in., 2009). Doświadczenia wykonano na zmielonych (frakcja o uziarnieniu 0,1 − 0,2 mm) odpadach organicznych m.in. takich jak: łuski i łodygi ryżu, łupiny orzechów ziemnych, skórki bananów, włókna kokosowe, trociny z drzewa tekowego, liście z drzewa mango, fusy herbaty oraz kawałki trawy. Dla w/w materiałów właściwości sorpcyjne zmieniały się w następującej kolejności: skórki bananów > łupiny orzechów ziemnych > włókna kokosowe > łodygi ryżu > trociny drzewa tekowego > fusy z herbaty > liście z drzewa mango > łuski ryżu > kawałki trawy. Najważniejsze warunki procesu sorpcji oraz maksymalną pojemność sorpcyjną badanych sorbentów w odniesieniu do jonów Pb2+ podano w tabeli 8. Dla porównania zamieszczono również charakterystykę innych sorbentów organicznych (liści fikusa pagodowego, odpadów po przycięciu drzew oliwnych oraz szypułek winogron) (Gala i Sanak-Rydlewska, 2010 a).
Zdolności sorpcyjne tego typy odpadów organicznych w stosunku do jonów Cd2+ zestawiono w tabeli 9.
Funkcje sorbentów naturalnych z powodzeniem mogą spełniać także odpady pochodzące z innych gałęzi przemysłu. Potwierdzeniem tego są badania Qi i Aldricha wykonane na odpadowym pyle tytoniowym (Qi i Aldrich, 2008). Materiał ten wykorzystano do wydzielania z roztworów wodnych jonów metali ciężkich, takich jak: Pb2+, Cu2+, Cd2+, Zn2+ i Ni2+. Dodatkowo, doświadczenia wykonano dla układów jedno- i wieloskładnikowych. W tym przypadku wykorzystano pył o uziarnieniu 1 − 2 mm, badania wykonano przy pH 6,5 − 7,2 dla stężenia sorbentu 1 g/dm3. Maksymalna pojemność sorpcyjna pyłu tytoniowego w stosunku do jonów Pb2+
, Cu2+, Cd2+, Zn2+ i Ni2+ w układach jednoskładnikowych wyniosła odpowiednio: 39,6; 36,0; 29,6, 25,1 i 24,5 mg/g. Wykazano również, że obecność innych jonów metali ciężkich w roztworze istotnie wpływa na proces adsorpcji. Izotermy uzyskane dla jedno- i wieloskładnikowych układów są różne. Ilość składników w roztworze zmienia selektywność sorbentu. Stwierdzono, że dla układów wieloskładnikowych selektywność maleje w szeregu, Cu2+ > Pb2+ > Zn2+ > Cd2+ >Ni2+, podczas gdy dla roztworów jednoskładnikowych zachowana jest następująca kolejność: Pb2+
> Cu2+ > Cd2+ >Ni2+ ≈ Zn2+ (Gala i Sanak-Rydlewska, 2010 a).
3.5.USUWANIE JONÓW METALI TOKSYCZNYCH ZA POMOCĄ ODPADÓW ORGANICZNYCH
Tabela 8. Właściwości sorpcyjne wybranych niemodyfikowanych sorbentów naturalnych w stosunku do jonów Pb2+
Tabela 9. Właściwości sorpcyjne wybranych niemodyfikowanych sorbentów naturalnych w stosunku do jonów Cd2+
3.5.USUWANIE JONÓW METALI TOKSYCZNYCH ZA POMOCĄ ODPADÓW ORGANICZNYCH
Sorpcję metali toksycznych można również badać na materiałach organicznych np. glonach, wodorostach, mchach i grzybach. Przykładowe wyniki otrzymane dla wymienionych sorbentów podano w tabeli 10.
Tabela 10. Porównanie właściwości sorpcyjnych glonów, wodorostów i grzybów w stosunku do jonów Pb2+ i Cd2+ Sorbent naturalny Maksymalna pojemność sorpcyjna [mg/g] Literatura Pb2+ Cd2+
Wodorosty morskie (Caulerpa lentillifera) 28,7 4,7 Pavasant i in., 2006 Grzyb pleśniowy (Rhizopus arrhizus) 56,0 27,0 Fourest i Roux, 1992
Porosty (Parmelina tiliaceae) 75,8 - Uluozlu i in., 2008
Algi (Ulva lactuca) 34,7 29,2 Sari i Tuzen, 2008
Algi (Caulerpa lentillifera) 29,0 4,7 Apiratikul i Pavasant, 2008
3.5.3. MODYFIKACJA POWIERZCHNI SORBENTÓW NATURALNYCH
Naturalne właściwości sorpcyjne materiałów organicznych można zwiększać poprzez modyfikację ich powierzchni. Do tego celu wykorzystywane są metody chemiczne i fizyczne. Badania poświęcone aktywacji sorbentu naturalnego przedstawili m.in. Nadeema R. i jego zespół (Nadeema i in., 2008). Przedmiotem ich badań był wysuszony wywar gorzelniczy (tabela 11). Doświadczenia wykonano przy pH 5,0 wykorzystując frakcję o rozmiarze ziarna 0,25 mm (0,5 g/dm3). Stężenie jonów Pb2+
w badanych roztworach znajdowało się w zakresie od 25 do 800 mg/dm3. Użyty sorbent został poddany obróbce termicznej (ogrzewanie w piecu i gotowanie w wodzie), ciśnieniowej oraz chemicznej (m.in. działanie HCl, H2SO4, NaOH). Wszystkie stosowane reagenty podawano w postaci 0,1 N roztworów (Gala i Sanak-Rydlewska, 2010 a).
Tabela 11. Wpływ chemicznej i fizycznej modyfikacji na właściwości sorpcyjne wysuszonego wywaru gorzelniczego (Nadeema i in., 2008)
Metoda Odczynnik/warunki Maksymalna pojemność sorpcyjna
[mg/g] Chemiczna NaOH 51,29 HCl 49,82 HCHO 49,56 H2SO4 47,71 Ca(OH)2 44,01 MeOH 43,73 H3PO4 42,01 Al(OH)3 38,30 Fizyczna autoklawowanie w 115 °C przez 1h 40,23 gotowanie w 150 cm3 wody 39,95 ogrzewanie w 50 °C przez 24 h 38,87 Bez
modyfikacji bez modyfikacji 37,76
Wyniki badań, podane w tabeli 11 potwierdziły, że zarówno fizyczna, jak i chemiczna modyfikacja powierzchni sorbentu zwiększa jego maksymalną pojemność sorpcyjną. Wykazały również, że obróbka chemiczna jest bardziej skuteczna w porównaniu z obróbką fizyczną (Nadeema i in., 2008; Gala i Sanak-Rydlewska, 2010 a).
Biomasa jest także surowcem wyjściowym w produkcji węgli aktywnych stosowanych w oczyszczaniu wód i ścieków z metali toksycznych. Zagadnienie to zostało szczegółowo omówione w rozdziale 3.4.2
3.5.USUWANIE JONÓW METALI TOKSYCZNYCH ZA POMOCĄ ODPADÓW ORGANICZNYCH
3.5.4. KORZYŚCI WYNIKAJĄCE Z ZASTOSOWANIA SORBENTÓW NATURALNYCH
Sorpcja metali ciężkich z roztworów wodnych na odpadach organicznych jest techniką bardzo obiecującą. Metodę tę cechuje wiele zalet, do których zalicza się m.in. niskie koszty, możliwość zagospodarowania zbędnych odpadów, których składowanie stanowi duży problem oraz możliwość biodegradacji biomasy (Gala i Sanak-Rydlewska, 2010 a). Zastosowanie martwej biomasy wydaje się bardziej atrakcyjne, w porównaniu z biomasą żywą. Przede wszystkim dlatego, że przy jej stosowaniu efekty toksyczne metali wywierane na organizmy żywe nie odgrywają żadnej roli, nie ma konieczności stosowania substancji odżywczych i nie trzeba utrzymywania sterylnych warunków w czasie badań. Ponadto w przypadku biomasy martwej nie są generowane toksyczne odpady i uboczne produkty aktywności biologicznej (Chojnacka, 2010; Farooq i in., 2010; Bożęcka i Sanak-Rydlewska, 2013 a).
Biosorpcja to również proces selektywny, wydajny i efektywny już przy małych stężeniach (Chojnacka, 2010; Farooq i in., 2010). Z porównania maksymalnej zdolności sorpcyjnej odpadów organicznych (tabela 8 i tabela 9), węgli aktywnych (tabela 3) oraz żywic jonowymiennych (tabela 6) wynika, że sorbenty organiczne stanowią dużą konkurencję dla metod konwencjonalnych. Wielokrotnie ich zdolności sorpcyjne w stosunku do metali toksycznych są wyższe niż w przypadku węgli aktywnych czy jonitów.
Ważną cechą procesu sorpcji na odpadach organicznych jest możliwość ich wielokrotnego wykorzystania i odzysk metali. Potwierdzeniem tego są badania nad regeneracją sorbentów naturalnych opisane m.in. w pracy Qi i Aldricha (Qi i Aldrich, 2008). Autorzy tej publikacji przeprowadzili desorpcję jonów Pb2+
, Cu2+, Cd2+, Zn2+ i Ni2+ z powierzchni pyłu tytoniowego. Jako czynnik regenerujący zastosowano roztwór kwasu solnego. Wykazano, że proces desorpcji dla wszystkich jonów zachodzi stosunkowo szybko, co obrazuje rysunek 4. Zadawalające wyniki uzyskano po czasie krótszym niż 60 minut. Może to stanowić potwierdzenie, że w roztworach bardzo kwaśnych (pH < 2,0) jony H+ obecne w dużych ilościach wykazują większą zdolność do łączenia się z grupami powierzchniowymi sorbentu, niż jony metali ciężkich (Gala i Sanak-Rydlewska, 2010 a).
Rysunek 4. Desorpcja jonów metali ciężkich z powierzchni pyłu tytoniowego z użyciem kwasu solnego o stężeniu 0,09 mol/dm3
w zależności od czasu trwania procesu (Qi i Aldrich, 2008) Podsumowując (Chojnacka, 2010; Farooq i in., 2010):
- proces biosorpcji nie jest kontrolowany przez metabolizm komórki, - stan równowagi adsorpcji i desorpcji jest osiągalny bardzo szybko,
- proces sorpcji może być prowadzony w szerokim zakresie pH i temperatury, - biomasa jest odporna na warunki procesu,
- biosorpcja jest odwracalna − możliwość regeneracji i odzysku metali,
- w procesie tym nie ma konieczności stosowania pożywek (substancji odżywczych) i nie są wymagane warunki sterylne,
- nie występuje toksyczny wpływ usuwanych metali na biomasę.
- nie są generowane toksyczne odpady i uboczne produkty aktywności biologicznej, - biosorpcja to proces selektywny, wydajny, uniwersalny, efektywny już przy małych
stężeniach,
- nie wymaga wysokich nakładów inwestycyjnych, ekonomiczny,
- wykorzystywane biosorbenty są tanie i ogólnodostępne (np.: zbędne odpady przemysłowe).
4.1.PRZEDMIOT I METODYKA BADAŃ
4. CZĘŚĆDOŚWIADCZALNA
4.1. PRZEDMIOTIMETODYKABADAŃ
4.1.1. PRZYGOTOWANIE MATERIAŁÓW ORGANICZNYCH DO BADAŃ
W badaniach rolę sorbentów naturalnych pełniły łuszczyny słonecznika (Helianthus L.), łupiny orzecha włoskiego (Juglans regia) oraz pozbawione nasion pestki śliwek (Prunus domestica L.). Doświadczenia sorpcji wykonano dla frakcji poniżej 0,5 mm. W celu przygotowania próbek sorbentów do badań, wytypowane odpady organiczne wypłukano, wysuszono, rozdrobniono i przesiano przez odpowiednie sito. Następnie materiały podlegały procesowi oczyszczania (traktowanie roztworami kwasów nieorganicznych o stężeniu 10-3 mol/dm3, płukanie wodą zdemineralizowaną do jej pH (ok. 6,0) i suszenie w temp. 323 K (50 ºC) (Gala i Sanak-Rydlewska, 2010 b; Gala i Sanak-Sanak-Rydlewska, 2011 a; Gala i Sanak-Sanak-Rydlewska, 2011 b; Gala i Sanak-Rydlewska, 2012; Bożęcka i Sanak-Rydlewska, 2013 a).
4.1.2. BADANIE PROCESU SORPCJI JONÓW Pb2+ I Cd2+ Z MODELOWYCH ROZTWORÓW WODNYCH W UKŁADACH JEDNO- I DWUSKŁADNIKOWYCH
Zbadano wpływ czynników, takich jak: stężenie sorbentu, czas mieszania, pH roztworu i temperatura na badany proces sorpcji jonów Pb2+
i Cd2+ z modelowych roztworów wodnych w układach jednoskładnikowych. Doświadczenia wykonano dla wszystkich wytypowanych sorbentów. Polegały one na umieszczeniu znanej masy sorbentu (naważki od 0,3 g do 1,0 g) w zlewkach zawierających po 100 cm3
roztworów. Zakres badanych stężeń początkowych ołowiu(II) i kadmu(II) wynosił od 6,25 mg/dm3 do 109,38 mg/dm3. Metale wprowadzano do roztworu w postaci soli − Pb(NO3)2 i Cd(NO3)2·4H2O cz.d.a. Wszystkie eksperymenty wykonane były przy ustalonej wartości siły jonowej równej 0,02 mol/dm3, którą korygowano za pomocą roztworu KNO3 o stężeniu 0,04 mol/dm3. pH badano w zakresie od 2,0 do 5,0 (±0,1). Dla każdego roztworu wartość pH była mierzona przed i po wykonaniu doświadczenia. pH regulowano za pomocą roztworu kwasu azotowego(V) o stężeniu 0,02 mol/dm3
.
wykonano dla zakresu od 293 K do 313 K, tj. od 20 ºC do 40 ºC. Próbkę do analizy pobierano po godzinie (w tym czasie układ osiągał równowagę) (Gala i Sanak-Rydlewska, 2010 b; Gala i Sanak-Sanak-Rydlewska, 2011 a; Gala i Sanak-Sanak-Rydlewska, 2011 b; Gala i Sanak-Rydlewska, 2012; Bożęcka i Sanak-Rydlewska, 2013 a).
Doświadczenia nad sorpcją w układach dwuskładnikowych wykonano na materiale, który okazał się w toku wykonanych badań najbardziej skutecznym sorbentem jonów Pb2+ i Cd2+ w układach jednoskładnikowych, czyli na łuszczynach słonecznika. Stosunek stężeń w roztworach dwuskładnikowych wynosił 1:1. Początkowe stężenie jonów Pb2+
i Cd2+ w modelowych roztworach mieściło się w zakresie od 6,25 mg/dm3 do 109,38 mg/dm3. W doświadczeniach tych zachowano identyczne warunki procesu jak w przypadku układów jednoskładnikowych (0,5 g sorbentu, pH 4,0, siła jonowa 0,02 mol/dm3
i temperatura (298±0,5) K, tj. (25±0,5) ºC).
4.1.3. BADANIE RÓWNOWAGI PROCESU DESORPCJI JONÓW Pb2+ I Cd2+ W UKŁADACH JEDNO- I DWUSKŁADNIKOWYCH
Badania procesu desorpcji wykonano na wytypowanym materiale, który stanowiły łuszczyny słonecznika (frakcja poniżej 0,5 mm). Do regeneracji łuszczyn słonecznika użyto 50 cm3
0,2 M roztworów HNO3 i HCl. 0,5 g sorbentu wraz z czynnikiem desorbującym mieszano w sposób ciągły za pomocą mieszadła mechanicznego przy szybkości 120 obrotów na minutę. Desorpcję jonów Pb2+
i Cd2+ wyznaczano po upływie 15, 30, 45 i 60 minut. W trakcie procesu regeneracji utrzymywano stałą temperaturę równą (298±0,5) K, tj. (25±0,5) ºC.
Poprzedzające regenerację łuszczyn słonecznika badania sorpcji w układach jedno- i dwuskładnikowych wykonano dla modelowych roztworów ołowiu i kadmu o ustalonych stężeniach równych 15,6 mg/dm3
. Stosunek stężeń w roztworach dwuskładnikowych wynosił 1:1. Wszystkie eksperymenty prowadzone były dla 0,5 g sorbentu, przy pH 4,0±0,1, sile jonowej równej 0,02 mol/dm3
i w temperaturze (298±0,5) K, tj. (25±0,5) ºC. Sposób wykonywania doświadczeń był identyczny jak w rozdziale 4.1.2 (Bożęcka i Sanak-Rydlewska; 2012).
4.1.PRZEDMIOT I METODYKA BADAŃ
4.1.4. BADANIA AKTYWACJI POWIERZCHNI ŁUSZCZYN SŁONECZNIKA W CELU
ZWIĘKSZENIA ICH ZDOLNOŚCI SORPCYJNYCH W STOSUNKU DO JONÓW Pb2+
I Cd2+
Powierzchnia łuszczyn słonecznika została poddana chemicznej i fizycznej modyfikacji. Obróbka chemiczna polegała na traktowaniu próbek roztworami kwasu fosforowego(V), siarkowego(VI) i azotowego(V) oraz zasady potasowej o stężeniu 1 mol/dm3. Następnie badany materiał płukano wodą zdemineralizowaną do pH 6,0 i suszono w temperaturze 378 K (105 ºC). W ramach obróbki fizycznej próbki sorbentu były gotowane w wodzie przez godzinę i autoklawowane (temperatura 394 K (121 ºC), ciśnienie 1,5 atmosfery (0,15 MPa)) przez okres 30 minut.
Doświadczenia sorpcji, wykonane na łuszczynach słonecznika przed i po aktywacji jego powierzchni, również polegały na umieszczeniu 0,5 g sorbentu w zlewkach ze 100 cm3 jednoskładnikowych roztworów ołowiu i kadmu. Zakres badanych stężeń początkowych ołowiu i kadmu wynosił od 6,25 mg/dm3
do 109,38 mg/dm3. Wszystkie eksperymenty prowadzone były przy wartości pH 4,0 , przy stałej sile jonowej 0,02 mol/dm3
i stałej temperaturze równej (298±0,5) K, tj. (25±0,5) ºC. Sposób wykonywania doświadczeń również był identyczny jak w rozdziale 4.1.2.
4.1.5. OKREŚLENIE POJEMNOŚCI KATIONOWYMIENNEJ BADANYCH SORBENTÓW
Do wyznaczenia całkowitej pojemości kationowymiennej (CEC) badanych sorbentów wykorzystano metodę pośrednią. W tym celu materiały te wytrząsano z roztworem octanu amonu (1M) przez okres 60 minut do wysycenia wszystkich potencjalnych miejsc kationowymiennych obecnych na ich powierzchni. Następnie w roztworze po reakcji oznaczono pierwiastki, takie jak: Ba, Mg, Ca, Sr, Mn, Li, Na, K metodą ICP-OES (Zawadzki, 1999; Mocek i Drzymała, 2010).
4.1.6. ZASTOSOWANIE METODY INSTRUMENTALNE
4.1.6.1. KULOMETRIA PRZEPŁYWOWA
Środowiska i Przeróbki Surowców, Wydziału Górnictwa i Geoinżynierii AGH. Pomiary wykonano na analizatorze EcaFlow 150 GLP firmy POL-EKO-APARATURA.
W tym celu wykorzystano aplikacje do oznaczania Pb (nr 4) oraz do równoczesnego oznaczania Pb, Cd, Zn i Cu w roztworach wodnych (nr 8). Elektrolitem transportującym był roztwór R-013 (aplikacja nr 4) i R-008 (aplikacja nr 8). W pomiarach zastosowano elektrody E56 LMF jako elektrody pracujące.
Przed pomiarem próbki poddawano filtracji przy użyciu bibuły filtracyjnej w celu pozbycia się cząstek stałych. Dla każdej badanej próbki wykonano trzy oznaczenia. Wartości stężeń równowagowych podane w tabelach są średnią arytmetyczną z trzech pomiarów.
Pojemność sorpcyjną określano, jako ilość jonów metali zawartych w suchej masie sorbentu w zależności od stężenia w roztworze wodnym, opisanej wzorem:
m c c V Q ( 0 eq) (12)
w którym Q oznacza ilość jonów Pb2+
lub Cd2+ zaadsorbowanych na jednostkę masy sorbentu [mg/g], V – objętość roztworu [dm3], co i ceq– wyjściowe i równowagowe stężenie jonów Pb2+
lub Cd2+ w roztworze [mg/dm3] a m – ilość suchej masy sorbentu [g].
4.1.6.2. SPEKTROSKOPIA W PODCZERWIENI Z TRANSFORMACJĄ FOURIERA (FTIR)
W celu identyfikacji powierzchniowych grup funkcyjnych badanych sorbentów wykonano dla nich widma absorpcyjne w podczerwieni. Widma zarejestrowano na spektrometrze BIO–RAD FTIR–165 w Katedrze Mineralogii, Petrografii i Geochemii, Wydziału Geologii, Geofizyki i Ochrony Środowiska AGH. Zakres częstości wyniósł od 4000 cm-1 do 400 cm-1 przy rozdzielczości 4 cm-1. Preparaty do badań stanowiły pastylki wykonane z mieszaniny 0,5 mg wysuszonego sorbentu oraz 200 mg spektralnie czystego bromku potasu (KBr). Pastylki otrzymywano po sprasowaniu wyżej wymienionej mieszaniny w próżni, pod ciśnieniem 10 MPa. Widma zarejestrowano dla materiałów „surowych” po procesie sorpcji jonów Pb2+
i Cd2+ z roztworów o wyjściowym stężeniu równym 109,4 mg/dm3
4.1.PRZEDMIOT I METODYKA BADAŃ
4.1.6.3. ELEKTRONOWA MIKROSKOPIA SKANINGOWA
W celu ustalenia morfologii powierzchni badanych sorbentów organicznych zarejestrowano obrazy przy użyciu skaningowego mikroskopu elektronowego (SEM) firmy FEI Quanta 200 FEG w Laboratorium Elektronowej Mikroskopii Skaningowej, Wydziału Geologii, Geofizyki i Ochrony Środowiska AGH.
Analizy te rozszerzono o badania chemiczne w mikroobszarze. Wykonano je z wykorzystaniem detektora EDS. Badania realizowano w trybie wysokiej próżni. Próbki przed analizą zostały napylone węglem. Napięcie przyśpieszające wynosiło 15 kV oraz 20 kV.
4.1.6.4. SPEKTROSKOPIA FLUORESCENCJI RENTGENOWSKIEJ
Analizę chemiczną badanych sorbentów z wykorzystaniem spektroskopii fluorescencji rentgenowskiej wykonano na spektrometrze XRF − Primus II RIGAKU w Laboratorium Wydziałowym Badań Fazowych, Strukturalnych, Tekstualnych i Geochemicznych, Wydziału Geologii, Geofizyki i Ochrony Środowiska AGH. Pomiary wykonano w zakresie kątowym 5 − 90º 2Θ.
Badaniom podlegały sprasowane pastylki otrzymane z homogenicznej mieszaniny „surowego” sorbentu i spektralnie czystej skrobi (w stosunku 1:1).
4.1.6.5. ANALIZA ELEMENTARNA
Analizę elementarną próbek łupin orzecha włoskiego, pestek śliwek i łuszczyn słonecznika wykonano na analizatorze CHNS Elementar Vario EL III 2 w Zakładzie Chemii Leków na Wydziale Farmacji Uniwersytetu Jagiellońskiego. W badanych materiałach oznaczono procentową zawartość azotu, węgla, wodoru i siarki.