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最終更新日:2016年10月26日
吸着 |
吸着(adsorption)とは、二相の界面で分子やイオンの濃度が内部の濃度よりも大きくなる現象である。吸着等温式〔adsorption isotherm:溶液中の溶質(例えばリン)がある一定温度下で固体(例えば鉄酸化物)に吸着される場合において、その濃度(リン)と吸着量(リン)の相関関係を表した式〕には、@ヘンリーの吸着等温式(Henry)、Aラングミュアの吸着等温式(Langmuir
adsorption isotherm:単分子層吸着の理論式)、Bフロイントリッヒの吸着等温式(Freundlich adsorption isotherm:実験式であり、収着が起こる場合にも適用される)、CBET吸着等温式(Brunauer-Emmett-Teller
equation:多分子層吸着の吸着等温式)、がある。〔大木ほか編集の化学辞典(1994)を参考〕
なお、吸収(absorption)は一方の液相または気相が他方の液相または固相の中に取り込まれることであるが、その際に一団となって取り込まれることを吸蔵(occlusion)と呼ぶことがあり、また、吸収と吸着が同時に起こることを収着(sorption)と呼ぶ。〔リンクはウィキペディア〕
吸着等温線の分類 I型:マイクロ孔を持つサンプル。ゼオライトや活性炭 日本ベル(株)(HP/2015/3)による『吸着等温線』から |
吸着等温式(adsorption isotherm)は、気体がある一定温度下で固体に吸着される際の圧力と吸着量の相関関係を表した式である。または溶液中の溶質がある一定温度下で固体に吸着される際の濃度と吸着量の相関関係を表した式である。この場合、圧力を濃度で置き換えた式がそのまま成立する。
ウィキペディア(HP/2015/3)による『吸着等温式』から |
ウィキペディア(HP/2015/3)による『吸着等温線』から |
吸着とは [広義]:固液界面近傍における溶質の蓄積
吸着力の特徴 ・分子間力(London -van der Waals力)-より強いが、到達距離が短い ・Coulomb力-より弱いが、到達距離が長い ・化学結合力-分子間力よりさらに強く、分子内の結合 天然水において吸着現象はなぜ重要なのか? ・天然水中の重金属濃度は、一般に固相に対して飽和状態と考えられる濃度よりはるかに低い ・その理由は、たいていの場合、Fe, Mn酸化物あるいはオキシ水酸化物のような固相への吸着が起こっているためである ・地下水や土壌中の重金属の移動を議論するには、吸着プロセスのモデル化が必要になることがある 吸着現象をあらわす式 ・線形吸着等温式 ・Freundlich吸着等温式 ・Langmuir吸着等温式 |
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九州大学工学部地球環境工学科(HP/2014/8)による『第4章 吸着現象』から |
図 8.12 酸化、水酸化鉄鉱物表面におけるリン酸イオンの表面錯形成反応の模式図.この図では鉄イオンの間にある酸素イオンの電荷は満足されていないように見えるが,この酸素イオンはさらに 2個の鉄イオンにも配位している.この図は平面表示なのでそれを省略している. |
図 8.13 土壌によるリン酸イオン吸着の pH 依存性.リン酸イオン濃度を,リンとして 10,1,0.1 mg/L に保ちながら pH を変化させて吸着量を測定した結果.(Barrow, 1984) |
和田(HP/2014/8)による『8. 土の物質吸着機能』から |
図1.金属酸化物断面の模式図.(a)表面に存在する陽イオンの電荷が満たされていない状態、(b)水分子が表面金属に配位した状態、(c)水素イオンの再配列が生じ表面水酸基が生成した状態。 |
図2.pHおよびイオン強度の関数とした表面電荷 |
図3.オキシ陰イオンの表面錯体構造の模式図.(a)外圏錯体:表面水酸基に引き寄せられることで吸着している、(b)内圏錯体:表面水酸基の酸素とオキシ陰イオンの酸素が共有されている。 |
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図8.経験的吸着モデルにより描かれる吸着等温線.(a)分配係数による吸着等温線、(b)フロイドリッヒ吸着等温線、(c)ラングミュアー吸着等温線。 |
図11.TLMにおける界面構造. ETLM(Extended Triple Layer Model )において想定される水-鉱物界面構造。 |
福士(2007?)による『26. 粘土によるイオン吸着のモデリング』から |
鉄酸化物への収着 |
収着(sorption)とは、吸着(adsorption:界面のみ)と吸収〔absorption:全体(界面以外)〕が同時に起こる現象を指す。逆は脱着(desorption)と呼ぶ。
Fig. 1 Description of adsorption and co-precipitation of phosphate on HFO modelling concepts. HFO=hydrous ferric oxides Hauduc et al.(2015)による『A dynamic physicochemical model for chemical phosphorus removal』から |
Fig. 8. The distribution of the surface complexation reaction speciations in different pH solutions. Yuan et al.(2014)による『Acid-base properties and surface complexation modeling of phosphate anion adsorption by wasted low grade iron ore with high phosphorus』から |
FIG. 4. The kinetic curves of the amount of phosphate adsorbed (A) and OH- released (B) for the three Fe (hydr)oxides at pH 4.5 at an initial phosphate concentration of 50 mg L-1. |
FIG. 9. The curves for Fe dissolved by citric acid versus the amount of phosphate adsorbed (A) and the phosphate desorption percentage under different conditions at the maximum adsorption capacity (B). *Significant difference at 0.01<P<0.05 between KCl and citric acid desorption. |
FIG. 10. The amount of OH- released versus the amount of phosphate adsorbed and reaction time and curve fitting for ferrihydrite (A), goethite (B), and hematite (C) at pH 4.5 at an initial phosphate concentration of 50 mg L-1. |
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Wang et al.(2013)による『Characteristics of Phosphate Adsorption-Desorption Onto Ferrihydrite: Comparison With Well-Crystalline Fe (Hydr)Oxides』から |
Fig. 1. Schematic of the 2-step sorption process. Initial rapid removal of P from solution is caused by uptake onto solid-phase surfaces (region A). Step-2 is characterized by slower removal of P from solution, as surface sorption sites are made available only upon solid-state diffusion of surface-sorbed P into the nterior of solid particles; this second stage of P removal lasts from days to weeks, or months. Note that steps-1 and -2 can be regarded as a continuum, as both can occur simultaneously (McGechan and Lewis, 2002). Opinions differ about the extent to which P deposited at depth below the particle surface is irreversibly bound (e.g., see Lookman et al., 1995; McGechan and Lewis, 2002 for soil desorption studies). Long-term P-desorption behavior under marine conditions has not been characterized and may be quite distinct from that observed in soils. Furthermore, extent and timing of desorption would likely be different for seawater suspended particles versus ocean bottom sediments. Formation of secondary P minerals from P that has migrated into particle interiors during step-2, including P co-precipitated with Feox, are assumed to represent irreversibly-bound P. |
Fig. 6. Relationship between P compound size (molecular weight) and initial sorption rate for (A) ferrihydrite, (B) goethite, and (C) hematite (initial sorption rate data are from Table 3). Molecular weights and compound descriptions can be found in Table 1. AEP sorption onto goethite and hematite was not determined. |
Ruttenberg and Sulak(2011)による『Sorption and desorption of dissolved organic phosphorus onto iron (oxyhydr)oxides in seawater』から ATP=Adenosine triphosphate(C10H14N5O13P3)〔分子量505g/モル〕;AMP=Adenosine monophosphate(C10H14N5O7P)〔347〕;G6P=Glucose-6-phosphate(C6H13O9P)〔260〕;AEP=2-Aminoethylphosphonic acid(C2H8NO3P)〔125〕;PO4(DIP)=Orthophosphate(HPO42-)〔95〕;ferrihydrite(フェリハイドライト)=Fe3+4-5(OH,O)12(この化学式はIMAによるものであるが、5Fe2O3・9H2OやFe2O3・2FeOOH・2.6H2Oなどとする出典もある);goethite(針鉄鉱、しんてっこう)=FeO(OH);hematite(赤鉄鉱、せきてっこう)=Fe2O3。 |
Fig. 1. Computed pH distributions in the model surface and subterranean estuaries. (See text for complete discussion). |
Fig. 2. Phosphate adsorption to goethite as a function of pH in 0.7 M NaCl solution. The total phosphate concentration (Ptotal) equals 24μM, the total surface site concentration (Stotal) is 19μM. The solid line is the model-predicted adsorption isotherm. Also shown are the predicted adsorption isotherms for a 10% increase or 10% decrease in Stotal. The experimental data points, and the values of Ptotal and Stotal, are taken from Gao and Mucci (2001). The constant capacitance C calculated with Eq. 7 is 1.92 F m-2. |
Fig. 6. Modeled aqueous and surface speciation of phosphate in freshwater (pH 5.5; Na+: 0.1 mM; Mg2+: 0.04 mM; Ca2+: 0.2 mM) and seawater (pH 8.0; Na+: 466.95 mM; Mg2+: 52.82 mM; Ca2+: 10.28 mM). The calculations assume goethite is the only solid phase binding phosphate. |
Fig. 7. Phosphate adsorption to goethite in the model (a) surface and (b) subterranean estuaries, computed as a function of salinity and the total concentration of surface sites (Stotal range: 5-25μM). The total (dissolved plus adsorbed) phosphate concentration is kept constant at 10 pM. The black dot in panel (a) corresponds to the freshwater boundary conditions in the surface estuary application (Section 4.2). The thick line in panel (b) corresponds to the Stotal value imposed in the subterranean estuary application (Section 4.3). |
Spiteri et al.(2008)による『Surface complexation effects on phosphate adsorption to ferric iron oxyhydroxides along pH and salinity gradients in estuaries and coastal aquifers』から |
Fig.6 Phosphate adsorption a. Phosphate adsorption on goethite as
a function of pH and surface loading by Sigg and Stumm(1980). リン酸の鉄酸化物表面における表面錯体はいずれも内圏錯体であり、その構造はモノプロトンBB型、脱プロトンBB型、モノプロトンMM型、脱プロトンMM型および支持電解質中のナトリウムイオンをひきつけた脱プロトンBB型が報告されている。これらの相対的な寄与はpHやsurface loadingに強く依存する。一般にBB型は酸性から中性条件、MM型は中性からアルカリ性条件で優勢種となる。またBB型は高いsurface loadingにおいても優勢となる。 福士(2008)による『酸化物による無機陰イオンの吸着−吸着実験による巨視的吸着挙動とその場分光分析による微視的表面錯体構造−』から |