離子交換過程中吸附和解吸

Ⅰ 吸附與解吸參數的確定

吸附是溶液中以離子形式存在的溶質從液相中通過離子交換轉移到固相表面，從而降低了溶質濃度的過程。解吸則相反，即固相中含有的溶質離子從固相表面進入液相，從而增加了溶質濃度。吸附和解吸作用取決於溶質、固相的化學性質及液相中的溶質濃度。吸附和解吸是同一種物理化學作用的兩個不同過程，吸附模型同樣可以用來描述解吸過程。吸附對溶質運移有著重要的影響，表現為對溶質運移起著阻滯的作用。自20世紀70年代以來，國外一些學者對土壤吸附作用進行了實驗研究，如R.E.Green（1972），E.Bresler（1974），Van Genuchten（1977），F.Bees（1980），D.E.Smiles（1978）和 V.Murali（1983）等對飽和或非飽和土壤溶質吸附特性進行了實驗研究，給出了相應的吸附模型。80年代後期以來，國內也有一些學者進行了土壤吸附實驗的研究，如楊金忠（1986），黃康樂（1987），史海濱、陳亞新（1996），用NaCl溶液進行了吸附實驗；馮紹元、張瑜芳和沈榮開（1996），張瑜芳、張蔚榛和沈榮開等（1997）進行了大量土壤對NH₄+吸附的實驗研究；薛泉宏、蔚慶豐等（1997）進行了黃土性土壤K⁺吸附解吸動力學研究。上述實驗研究，得出了一些對吸附一般規律性的認識，或適宜某種條件下的吸附模型。大量的實驗和理論證明，溶質的吸附和解吸主要與溶質在固、液相中的濃度有關，反映這種濃度關系的數學表達式稱為吸附模式。由於土壤吸附過程極其復雜，因此，精確地描述土壤吸附過程幾乎是不可能的，許多吸附模式基本上都是經驗表達式。吸附模式分為動態吸附模式和平衡吸附模式（張瑜芳、張蔚榛、沈榮開等，1997）。

1.動態吸附模式

（1）Henry吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

（2）Freundlich吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

（3）Langmuir吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

（4）一級反應吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

式中：

。

（5）指數型吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

（6）拋物線型吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

（7）黃康樂吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

以上各式中：S、c分別為t時刻的土壤吸附量和土壤溶液濃度；S_e為平衡時的土壤吸附量；其餘為與土壤結構、吸附物性質有關的經驗系數。

式（2.4.22）、式（2.4.23）、式（2.4.24）和式（2.4.27）存在著一個共同缺點是對短時間較准確，而當時間較長時不能得到一個有限的吸附量。指數型吸附模式引用固體對氣體的吸附分式描述土壤的吸附，結果並不理想。一級反應吸附模式引用Langmuir理想氣體吸附公式，並假定土壤吸附是在理想的均質表面上進行的，此式用於描述粘土對農葯的吸附時取得比其他公式稍好的結果，但是由於土壤的吸附並不完全符合Langmuir的氣體吸附方程式，復雜的土壤結構也難以滿足理想條件，因而它與實驗結果仍有一定的誤差。黃康樂（1987）根據土壤吸附的基本特性，從數學物理角度提出的吸附模式表明，吸附量的增加率隨著時間的增加而減少，而隨著吸附飽和差的增大而增大；吸附量在短時間內增加較快，一定時間以後變化很小，而趨近飽和時達到平衡吸附量，經多組實驗證實（黃康樂，1987；王紅旗，1992），其擬合效果都是比較好的，無論對於短時間，還是長時間，該模式都能較准確的描述土壤的動態吸附特徵。

2.平衡吸附模式

（1）Langmuir吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

（2）Freundlich吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

特別是，當n=1時，上式變為

S=Kc （2.4.31）

（3）Temkin吸附模式

S=α+ klgc （2.4.32）

（4）Lindstrom吸附模式

S=Kce^-2bs （2.4.33）

（5）黃康樂吸附模式

土壤水鹽運移數值模擬

以上各式中：S為土壤吸附量；c為土壤溶液濃度；S_m為土壤最大吸附量；其餘為與土壤結構、吸附物性質有關的經驗系數。

式（2.4.29）Langmuir吸附模式和式（2.4.30）Freundlich吸附模式，是最常用的經驗公式，尤其是公式（2.4.31）為吸附模式中最簡單、而被廣泛應用的線性等溫公式，通常稱之為Freundlich線性等溫吸附公式。

公式（2.4.29）表明，c/S與c為直線關系，然而許多事實表明，c/S-c是一條微彎曲線。式（2.4.30）、式（2.4.31）和式（2.4.32）未能達到最大吸附量S_m。Lindstrom吸附模式對吸附的微觀過程的描述在一定范圍內比較精確。式（2.4.34）黃康樂吸附模式表明，吸附量隨著濃度的增大而增加，增加的趨勢在低濃度時較快，隨著濃度的增大而減緩，到一定濃度後，吸附量實際上不再增加，而趨於最大值S_m。

上述所介紹的動態吸附模式和平衡吸附模式，一般條件下可用於土壤對各種鹽分和離子的吸附（張瑜芳、張蔚榛、沈榮開等，1997）。在平衡吸附模式中，由於Freundlich線性等溫吸附公式，所含參數少（一個參數），簡單實用，且能夠反應吸附的基本規律，所以被國內外許多人所採用。同時在平衡吸附模式中，由於黃康樂模式反應吸附規律比較好，並為多組實驗數據所證實，實測值與模型計算值擬合比較好（黃康樂，1987；史海濱、陳亞新，1996），所以本文選用這兩種吸附模式，並通過實驗數據擬合的方法確定其系數。

由式（2.4.34）得

土壤水鹽運移數值模擬

兩邊取對數

土壤水鹽運移數值模擬

令

土壤水鹽運移數值模擬

則

y=bx （2.4.37）

上式可用線性回歸的方法求解。其中

，最大吸附量S_m根據實測數據來確定。

3.吸附參數測定實驗

吸附參數的測定實驗，只考慮土壤對於鹽分的吸附總量，不涉及單一離子和多離子間的相互作用。溶液配製：根據長江河口地區水鹽動態監測點實測地下水的化學成分組成（8種離子：

、Cl^-、

、K⁺、Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺），按比例配製（表2.4.2）。

表2.4.2 配製溶液化學成分

*括弧內的數據為加6H₂O後的質量

測試土樣為寅陽1^＃、大興2^＃、興隆沙1^＃。將過篩後的風干土若干份，每份100g，裝入廣口瓶中，然後按1：0.5的土水比（接近於飽和含水率），分別加入濃度為0g/L、0.5g/L、1.0g/L、2.0g/L、4.0g/L、6.0g/L、10.0g/L的配製溶液50mL，用玻璃棒攪拌均勻後，蓋緊瓶蓋置於環境溫度變化較小的室內，等吸附達到平衡後，用離心機離出土壤溶液，用電導法測定其溶液濃度。根據實驗資料（史海濱、陳亞新，1996），約20 天左右電導率值趨於穩定（用NaCl溶液實驗），所以本實驗樣品放置20天後（1999年6月3日至6月23日），開始測定土壤溶液含鹽量。土壤對於鹽分的吸附量由下式計算

土壤水鹽運移數值模擬

式中：S為土壤對於鹽分的吸附量，定義為單位質量干土壤所吸附的鹽分質量（g/kg）；w為加入溶液的體積（50mL）（mL）；m為土樣質量（100g）（g）；c為土壤溶液平衡時的濃度（g/L）；c₀為加入溶液濃度為0g/L（即蒸餾水）時土壤溶液濃度（g/L）；c₁為加入溶液（0.5g/L、1.0g/L、2.0g/L、4.0g/L、6.0g/L、10.0g/L）的濃度（g/L）。S為正時，表示吸附，為負時表示解吸。

為了將電導率換算為溶液濃度，配製了不同濃度的溶液測試其電導率，實測數據見表2.4.3，擬合曲線見圖2.4.2，擬合的經驗公式（相關系數R=0.998）為

c=0.6209E_c-0.2282 （2.4.39）

式中：c為溶液濃度（g/L），E_c為電導率（mS/cm）。

表2.4.3 電導率與溶液濃度實測數據

圖2.4.2 電導率與溶液濃度關系

每個測試土樣分別進行7個處理，每個處理2組重復，觀測結果取其算術平均值。實測數據見表2.4.4。

表2.4.4 吸附實驗測試結果

根據以上數據，寅陽1^＃和大興2^＃，吸附量S為一負值，因此為解吸量，解吸量的大小隨溶液濃度的增加而增加，增加的速度大興2^＃要大於寅陽1^＃，可能與土壤粘粒含量有關。興隆沙1^＃吸附量S有正有負，比較復雜，在有限的實驗數據范圍內，很難尋找其規律，因此在數值模擬時可不考慮其吸附解吸作用。上述解吸量是以加入蒸餾水時土壤溶液濃度為參照系的，因此，進行資料整理時應減去這個量。根據實驗數據擬合的解吸模型參數為：

寅陽1^＃

（1）黃康樂模型，模型參數為S_m=0.45g/kg，α=0.197074，模型如下

土壤水鹽運移數值模擬

（2）線性模型（R=0.99）

S=0.0484c （2.4.41）

大興2^＃，用線性模型擬合效果更好，模型如下（R=0.99）

S=0.0471c （2.4.42）

擬合的曲線見圖2.4.3。

圖2.4.3 解吸量與濃度關系

寅陽1^＃點解吸量與濃度的關系，在低濃度＜4g/L時，選用線性模型誤差較小。

根據實驗結果分析認為寅陽1^＃、大興2^＃點解吸量與濃度的關系符合Freundlich線性等溫吸附公式，因此選用線性吸附模型。

Ⅱ 交換吸附的作用原理

簡單的說句是陰陽離子的結合，因此植物吸收礦物質元素都是以離子的形式吸收：
陰————陽

Ⅲ 解吸的離子交換技術中的解吸

用解吸劑使被離子交換樹脂相吸附的離子重新進入水相的過程，又稱洗脫或淋洗內。解吸劑又叫淋洗劑容。
解吸是離子交換工藝的主要環節之一。在簡單的離子交換工藝中，離子交換樹脂的解吸和離子交換樹脂的再生往往是同時實現的，解吸的過程有時也是再生的過程(見離子交換樹脂再生)。
當離子交換法用於分離性質相似物質如稀土元素離子交換色層分離時，必須藉助解吸劑對被吸附的離子解吸能力的強弱來使元素分離。此時影響淋洗分離效率的因素主要有淋洗劑的pH值、交換劑的粒度、裝入量、淋洗速度及交換柱的結構等。

Ⅳ 陽離子交換

1.陽離子交換

按質量作用定律，陽離子交換反應可以表示為

水文地球化學基礎

式中：K_A—B為陽離子交換平衡常數；A和B為水中的離子；AX和BX為吸附在固體顆粒表面的離子；方括弧指活度。

在海水入侵過程中，准確模擬陽離子交換作用是預測陽離子在含水層中運移的前提條件。按照質量作用定律可以用一個平衡常數把離子交換作為一種反應來描述。例如Na⁺、Ca²⁺的交換：

水文地球化學基礎

平衡常數為：

水文地球化學基礎

式（3—115）表明，交換反應是等當量的，是個可逆過程；兩個Na⁺交換一個Ca²⁺。如果水中的Na⁺與吸附在固體顆粒表面的Ca²⁺（即CaX）交換，則反應向右進行；反之，則向左進行。如果反應向右進行，Ca²⁺是解吸過程，而Na⁺是吸附過程。所以，陽離子交換實際上是一個吸附—解吸過程。Na⁺、Ca²⁺的交換是一種最廣泛的陽離子交換。當海水入侵淡水含水層時，由於海水中Na⁺遠高於淡水，而且淡水含水層顆粒表面可交換的陽離子主要是Ca²⁺，因此產生Na⁺、Ca²⁺之間的離子交換，Na⁺被吸附而Ca²⁺被解吸，方程（3—115）向右進行；當淡水滲入海相地層時，則Na⁺被解吸而Ca²⁺被吸附，反應向左進行。

2.質量作用方程

描述離子交換反應的方程式有多種，通常主要是通過對實驗數據的最佳擬合來決定選擇哪一種方程式，眾多的研究者很難達成一致（Gaines et al.，1953；Vanselow，1932；Gapon，1933；Appelo et al.，1993；Grolimund et al.，1995；Vulava et al.，2000），因為目前並沒有一個統一的理論來計算吸附劑上的離子活度，而前面提到的迪拜—休克爾方程、戴維斯方程都是適用於水溶液中的離子活度計算。

交換性陽離子活度有時用摩爾分數來計算，但更為常用的是當量分數作為交換位的數量分數或者作為交換性陽離子的數量分數。在一種理想的標准狀態下，交換劑只被一種離子完全占據，交換離子的活度等於1。對於等價交換使用哪一種方程式沒有區別，但是對於非等價交換影響十分顯著（Grolimund et al.，1995；Vulava et al.，2000）。所有的模型都有相同的函數形式：

水文地球化學基礎

即為交換位濃度（單位質量吸附劑的摩爾數）與無單位函數

（

，

）和

（

，

）的乘積。這些函數依賴於溶液中陽離子的活度。

海水入侵過程中的交換反應主要為Na⁺與Ca²⁺之間的交換，通常寫作：

水文地球化學基礎

X為—1價的表面交換位，交換位X的總濃度為

水文地球化學基礎

式中：S指每單位質量固體的總交換位濃度，mol/g。這種情況下S的量等於陽離子交換容量（只要單位換算統一即可）。

水文地球化學基礎

式（3—120）的書寫方式符合Gaines—Thomas方程式，Gaines（蓋恩斯）和Thomas（托馬斯）（1995）最先給出交換性陽離子熱動力學標准態的嚴格定義。它使用交換性陽離子的當量分數作為吸附離子的活度。若式（3—120）使用摩爾分數，則遵守Vanselow（1932）公式。

如果假定吸附陽離子的活度和被離子占據的交換位的數目成正比，反應式（3—115）則可寫成

水文地球化學基礎

式（3—122）符合Gapon（加彭）方程式。在Gapon方程式中，摩爾分數和當量分數是一樣的，都是電荷為—1的單一交換位。

還有一種交換形式為：

水文地球化學基礎

Y指交換位的電荷為—2，這種反應式同樣是交換反應的一種有效熱力學描述。它假定交換位Y的總濃度為

水文地球化學基礎

S則為陽離子交換容量的二分之一。Cernik（采爾尼克）等根據當量分數利用反應式（3—123），將交換系數表示為：

水文地球化學基礎

3.質量作用方程擬合

利用Gaines—Thomas（GT）方程式、Vanselow（VS）方程式和Gapon（GP）方程式對在砂樣中進行的試驗所獲得的數據進行擬合，根據擬合結果作出 Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺、K⁺吸附等溫線（劉茜，2007），如圖3—4～圖3—7所示。

圖3—4 Na⁺吸附等溫線和擬合數據

由吸附等溫線可以看出，砂樣對Na⁺、Mg²⁺、K⁺的吸附量均隨著溶液中離子濃度的增加而逐漸增加，而Ca²⁺發生解吸。圖3—4中，砂樣對Na⁺的吸附量隨溶液中離子濃度的增加而緩慢增加。圖3—5中，在Ca²⁺濃度較低時，解吸量迅速增大，當Ca²⁺濃度較高時，隨濃度增加解吸量增加緩慢，逐漸趨於平穩狀態。

圖3—6中Mg²⁺濃度較低時，吸附量增加較慢，在較高濃度時增加較快，但並沒有出現Ca²⁺的解吸等溫線中的平穩狀態，依然為直線型，且直線的斜率大於低濃度狀態時的斜率，說明Na⁺、Mg²⁺的吸附速率在低濃度（海水含量為20%左右）時較小，在高濃度時，吸附速率變大；Ca²⁺的解吸在高濃度時基本達到平衡，而Na⁺、Mg²⁺還有增長趨勢，也較好證明了試驗所用砂樣的交換位主要為Ca²⁺所佔據。圖3—7中K⁺實測值的吸附等溫線則沒有出現Ca²⁺、Na⁺、Mg²⁺的規律，雖然整體上隨著溶液離子濃度的增加，吸附量也是增長趨勢，但並沒有出現直線規律。究其原因，主要是陽離子交換吸附作用不大，主要是化學吸附，因為K⁺的水化膜較薄，所以有較強的結合力，K⁺被吸附後，大多被牢固吸附在黏土礦物晶格中。

圖3—5 Ca²⁺吸附等溫線和擬合數據

圖3—6 Mg²⁺吸附等溫線和擬合數據

圖3—7 K⁺吸附等溫式和擬合數據

由吸附等溫線模擬圖（圖3—4～圖3—7）及公式與試驗數據擬合的相關系數（表3—17）看出，GT方程式擬合效果較好，能夠很好地預測離子交換趨勢。因此，在多組分離子交換模擬計算中採用Gaines—Thomas方程，為陽離子交換的定量研究提供了依據。

表3—17 GT、GP、VS方程式擬合的相關系數

所以根據Gaines—Thomas方程式（3—126）～式（3—131）計算離子交換系數（表3—18）。由於 9 種配比濃度的離子強度不同，所以各自的交換系數也有所差別。對比

、

、

可知3種離子的吸附親和力順序為Mg²⁺＞K⁺＞Na⁺。但是由於海水中Na⁺、Mg²⁺含量遠遠高於地下水，尤其是Na⁺的含量比地下水高出3個數量級，因此，海水入侵過程中以Ca²⁺、Na⁺交換為主，其次為Ca²⁺、Mg²⁺交換，交換量最少的為Ca²⁺、K⁺。

水文地球化學基礎

表3—18 試驗土樣不同濃度下的交換系數

Ⅳ 吸附-解吸作用

吸附-解吸是水-岩（土）系統調節氟濃度的一種重要作用。除了由母岩和風化殼轉移而進入土壤的氟化物大部分作為土壤的原生礦物而存在外，土壤中其餘的氟多以膠體吸附態的離子（簡單陰離子或復雜配離子）和分子（主要是氟化物）形式存在於土壤。

關於吸附解吸的機理相當復雜，基本包括機械吸附、物理化學吸附和生物吸附。土壤是多孔體系，有大孔隙，也有小孔隙，孔隙的狀況極其復雜，如大小孔隙相互連接，孔徑彎曲多種多樣，因而可以對進入其中的氟化物起機械阻留作用。機械吸附對可溶性的分子和離子，如水溶性養分等不起保存作用。物理化學吸附是發生在土壤溶液和土壤膠體界面上的一種物理化學反應，土壤膠體藉助於極大的表面積和電性，把土壤溶液中的離子吸附在膠體的表面上而保存下來。

在氟遷移和轉化過程中，由於氟與一些金屬離子的配合作用以及含氟礦物或氟化物沉澱和溶解作用，使土壤中一些束縛態的氟以氟陰離子或氟配合物的形式游離於水-岩（土）系統，而水-岩（土）系統是一個非常復雜的多相復合系統，土壤中存在大量的黏土礦物和沉澱的氫氧化鐵、無定形硅酸以及有機物和腐殖質，它們在水-岩（土）系統中會發生不同程度的電離，而使它們帶電，根據吸附作用的本質，游離於土壤溶液中的氟陰離子或氟配合物在它們隨淋濾液遷移時會與水-岩（土）系統中的黏土礦物和沉澱的氫氧化鐵、無定形硅酸、有機物以及腐殖質等發生不同程度的物理、化學或物理化學吸附作用。

土壤中黏土礦物和沉澱的氫氧化鐵、無定形硅酸以及有機物等是F^-主要吸附劑。在岩土中，由於氟離子和羥基離子的大小相近，電性相同，所以氟可以和金屬氧化物中與金屬離子配位的羥基、水合基以及腐殖質含有的—COOH和—OH等官能團發生離子交換，把這種作用過程稱為離子交換吸附，並且這種反應過程是可逆的，其反應式如下：

河南省地下水中氟的分布及形成機理研究

以氧化鐵為例，其交換方式可用下式表示。

（1）與配位羥基交換：

河南省地下水中氟的分布及形成機理研究

（2）與配位水合基交換：

河南省地下水中氟的分布及形成機理研究

土壤腐殖質也是土壤中氟的重要吸附劑。土壤腐殖質主要是由在分子的三維方向上帶有很多活性基團的芳烴所組成，故具有較強的吸附表面。土壤腐殖質與氟的吸附，主要通過與腐殖質中的—COOH和—OH等功能團的離子交換反應進行。反應式如下：

河南省地下水中氟的分布及形成機理研究

研究表明，被吸附離子半徑越接近OH^-的離子半徑（r＝1.32～1.40×10^-10m），其交換吸附能力愈大。由於氟的離子半徑與OH^-非常接近，所以土壤對F^-交換吸附能力與其他一些陰離子相比，確實要大得多。下面是土壤中陰離子吸附能力大小的排列順序：

河南省地下水中氟的分布及形成機理研究

除沉澱等因素的影響，一般來說，岩土中氟與相應陰離子或水分子的交換能力與岩土中羥基等可交換離子的物質的量有關，而岩土中的羥基等可交換離子的物質的量又與遷移液的pH、岩土本身的酸鹼性、岩土中鐵鋁氧化物膠體、腐殖質以及氟的陽離子配合物的物質的量密切相關，所以，單位質量的岩土顆粒所含的羥基越多，對氟的吸附量就越大；岩土中腐殖質越多，岩土的pH越大，對氟的吸附量也愈大。

從以上分析可以看出，溶液中F^-取代了土壤膠體上的OH^-，由於土壤溶液中增加了OH^-，勢必導致土壤pH值的增高，從而使土壤向鹼性反應發展。有研究表明，土壤氟的數量即氟離子吸附量隨OH^-的釋放而明顯增加。不過，土壤溶液中OH^-的增加量與土壤膠體上F的吸附量之間並不存在簡單的數量關系，這可能是因為土壤中形成一定量的酸鹼使土壤具有較大的緩沖能力。

在土壤中，被膠體靜電吸附的陽離子，一般都可以被溶液中另一種陽離子交換而從膠體表面解吸。對這種能相互交換的陽離子稱為交換性陽離子，把發生在土壤膠體表面的交換反應稱為陽離子交換作用。而土壤對於金屬-氟配合物的吸附就是通過這一作用來實現的。通常高價陽離子的交換能力大於低價陽離子，就同價離子而言，水化半徑較小的陽離子的交換能力較強。土壤中常見的幾種交換性陽離子的交換能力順序如下：

Fe³⁺、Al³⁺＞H⁺＞Ca²⁺＞Mg²⁺＞K⁺＞Na⁺

衡量土壤陽離子交換能力的指標為陽離子交換容量（CEC），它指土壤所能吸附和交換的陽離子的容量。它與土壤膠體的比表面積和表面電荷有關。按照土壤的交換能力，一般將土壤劃分為三個等級：一般認為陽離子交換容量為20cmol/kg以上的為交換能力強的土壤；20～10cmol/kg為交換能力中等的土壤；小於10cmol/kg的為交換能力弱的土壤。對周口開封地區取樣坑的土壤測定其陽離子交換容量，結果見表7-3。

表7-3中顯示，本區域土壤的陽離子交換容量均在20cmol/kg以上，屬於交換性比較強的土壤，為吸附金屬-氟配合物提供了有利條件。

總之，土壤吸附性氟包括對氟陰離子（F^-）和金屬-氟配合物陽離子（如 AlF²⁺、

、FeF²⁺、

、CoF²⁺、

等）的吸附。其中，對F^-吸附主要是通過與黏土礦物和土壤腐殖質上OH^-的交換實現吸附，對金屬-氟配合物陽離子的吸附則主要通過與黏土礦物或土壤腐殖質上的陽離子交換實現吸附。在紅壤和黃壤等酸性、富鐵鋁土壤上吸附態氟主要是氟配合離子，而在石灰性土壤和鹽鹼土上的吸附態氟主要是F。

表7-3 周口開封地區取樣坑陽離子交換量統計表

Ⅵ 離子交換原理

離子交換的基本原理 離子交換的選擇性定義為離子交換劑對於某些離子顯示優先活性的性質。離子交換樹脂吸附各種離子的能力不一，有些離子易被交換樹脂吸附，但吸著後要把它置換下來就比較困難；而另一些離子很難被吸著，但被置換下來卻比較容易，這種性能稱為離子交換的選擇性。離子交換樹脂對水中不同離子的選擇性與樹脂的交聯度、交換基團、可交換離子的性質、水中離子的濃度和水的溫度等因素有關。離子交換作用即溶液中的可交換離子與交換基團上的可交換離子發生交換。一般來說，離子交換樹脂對價數較高的離子的選擇性較大。對於同價離子，則對離子半徑較小的離子的選擇性較大。在同族同價的金屬離子中，原子序數較大的離子其水合半徑較小，陽離子交換樹脂對其的選擇性較大。對於丙烯酸系弱酸性陽離子交換樹脂來說，它對一些離子的選擇性順序為：H+>Fe3+>A13+>Ca2+>Mg2+>K+>Na十。 離子交換反應是可逆反應，但是這種可逆反應並不是在均相溶液中進行的，而是在固態的樹脂和溶液的接觸界面間發生的。這種反應的可逆性使離子交換樹脂可以反復使用。以D113型離子交換樹脂制備硫酸鈣晶須為例說明： D113丙烯酸系弱酸性陽離子交換樹脂是一種大孔型離子交換樹脂，其內部的網狀結構中有無數四通八達的孔道，孔道裡面充滿了水分子，在孔道的一定部位上分布著可提供交換離子的交換基團。當硫酸鋅溶液中的Zn2+，S042-擴散到樹脂的孔道中時，由於該樹脂對Zn2+選擇性強於對Ca2+的選擇性，，所以Zn2+就與樹脂孔道中的交換基團Ca2+發生快速的交換反應，被交換下來的Ca2+遇到擴散進入孔道的S042-發生沉澱反應，生成硫酸鈣沉澱。其過程大致為：
(1)邊界水膜內的擴散 水中的Zn2+，S042-離子向樹脂顆粒表面遷移，並擴散通過樹脂表面的邊界水膜層，到達樹脂表面； (2)交聯網孔內的擴散(或稱孔道擴散) Zn2+，S042-離子進入樹脂顆粒內部的交聯網孔，並進行擴散，到達交換點；
(3)離子交換 Zn2+與樹脂基團上的可交換的Ca2+進行交換反應；
(4)交聯網孔內的擴散 被交換下來的Ca2+在樹脂內部交聯網孔中向樹脂表面擴散；部分交換下來的Ca2+在擴散過程中遇到由外部擴散進入孔徑的S042-發生沉澱反應，生成CaS04沉澱；
(5)邊界水膜內的擴散 沒有發生沉澱反應的部分Ca2+擴散通過樹脂顆粒表面的邊界水膜層，並進入水溶液中。 此外，由於離子交換以及沉澱反應的速度很快，硫酸鈣沉澱基本在樹脂的孔道里生成，因此樹脂的孔道就限制了沉澱的生長及形貌，對其具有一定的規整作用。通過調整攪拌速度、反應溫度等外界條件，可以使樹脂顆粒及其內部孔道發生相應的變化，這樣當沉澱在樹脂孔道中生成後，就得到了不同尺寸和形貌的硫酸鈣沉澱。

Ⅶ 離子交換法的原理

吸附（）
溶液中的離子與樹脂上官能團發生反應，並結合到樹脂上的過程。
淋洗（elution）
用一定濃度的淋洗劑將已吸附在離子交換樹脂上的金屬由樹脂轉移到水溶液中的過程，又稱解吸。
轉型（transformation）
將樹脂從一種型式轉變為其他離子型式的過程。
離子交換樹脂（ion exchange resin）
一種帶有官能團（有交換離子的活性基團）、具有網狀結構與不溶性的高分子聚合物。通常是球形顆粒物。
飽和樹脂（loadedresin）
在某一特定條件下，當吸附尾液中被吸附離子的濃度與進料液中濃度相等或達到動態平衡時的離子交換樹脂。
離子交換法是以圓球形樹脂(離子交換樹脂)過濾原水，水中的離子會與固定在樹脂上的離子交換。常見的兩種離子交換方法分別是硬水軟化和去離子法。硬水軟化主要是用在反滲透(RO)處理之前，先將水質硬度降低的一種前處理程序。軟化機裡面的球狀樹脂，以兩個鈉離子交換一個鈣離子或鎂離子的方式來軟化水質。
離子交換樹脂利用氫離子交換陽離子，而以氫氧根離子交換陰離子；以包含磺酸根的苯乙烯和二乙烯苯製成的陽離子交換樹脂會以氫離子交換碰到的各種陽離子(例如Na+、Ca2+、Al3+)。同樣的，以包含季銨鹽的苯乙烯製成的陰離子交換樹脂會以氫氧根離子交換碰到的各種陰離子(如Cl-)。從陽離子交換樹脂釋出的氫離子與從陰離子交換樹脂釋出的氫氧根離子相結合後生成純水。
陰陽離子交換樹脂可被分別包裝在不同的離子交換床中，分成所謂的陰離子交換床和陽離子交換床。也可以將陽離子交換樹脂與陰離子交換樹脂混在一起，置於同一個離子交換床中。不論是哪一種形式，當樹脂與水中帶電荷的雜質交換完樹脂上的氫離子及(或)氫氧根離子，就必須進行「再生」。再生的程序恰與純化的程序相反，利用氫離子及氫氧根離子進行再生，交換附著在離子交換樹脂上的雜質。

Ⅷ 離子交換樹脂吸附的原理

離子交換樹脂是一類具有離子交換功能的高分子材料.在溶液中它能將本身的離子與溶液中的同號離子進行交換.按交換基團性質的不同,離子交換樹脂可分為陽離子交換樹脂和陰離子交換樹脂兩類.
陽離子交換樹脂大都含有磺酸基（—SO3H）、羧基（—COOH）或苯酚基（—C6H4OH）等酸性基團,其中的氫離子能與溶液中的金屬離子或其他陽離子進行交換.例如苯乙烯和二乙烯苯的高聚物經磺化處理得到強酸性陽離子交換樹脂,其結構式可簡單表示為R—SO3H,式中R代表樹脂母體,其交換原理為 2R—SO3H＋Ca2+——（R—SO3）2Ca＋2H+
這也是硬水軟化的原理.
陰離子交換樹脂含有季胺基[-N（CH3）3OH]、胺基（—NH2）或亞胺基（—NH2）等鹼性基團.它們在水中能生成圓談OH-離子,可與各種陰離子起交換作用,其交換原理為
R—N（CH3）3OH＋Cl- ——R—N（CH3）3Cl＋OH-
由於離子交換作用是可逆的,因此用過的離子跡腔輪交換樹脂一般用適當濃度的無機酸或鹼進行洗滌,可恢復到原狀態而重復使用,這一過程稱為再生.陽離子交換樹脂可用稀鹽酸、稀硫酸等溶液淋洗；陰離子交換樹脂可用氫氧化姿信鈉等溶液處理,進行再生.
離子交換樹脂的用途很廣,主要用於分離和提純.例如用於硬水軟化和製取去離子水、回收工業廢水中的金屬、分離稀有金屬和貴金屬、分離和提純抗生素等.