https://doi.org/10.2486/indhealth.MS1041

https://www.jstage.jst.go.jp/article/indhealth/48/4/48_MS1041/_article

Industrial Health

2010, Vol. 48, № 4, pp. 427-437

Журнал издаётся National Institute of Occupational Safety and Health (Япония)

Уменьшение сорбционной ёмкости активированного угля, полученного из скорлупы кокосов, и используемого для очистки воздуха от паров органических соединений,

при увеличении влажности воздуха

Reduction of Adsorption Capacity of Coconut Shell Activated Carbon for Organic Vapors Due

to Moisture Contents

Авторы: Hironobu Abiko¹ *, Mitsuya Furuse¹ and Tsuguo Takano²

1 Work Environment Research Group, National Institute of Occupational Safety and Health, 6–21–1 Nagao, Tama-ku, Kawasaki, Kanagawa 214-8585, Japan

2 Department of Human Engineering, National Institute of Industrial Health, Japan

* ответственный автор abiko@h.jniosh.go.jp

Оригинальное исследование, статья получена 30 сентября 2008 г., принята к публикации 5 ноября 2009 г.

Реферат

Из-за низкой стоимости и высокой сорбционной ёмкости активированный уголь (полученный из скорлупы кокосов) широко используется для защиты работников от разнообразных токсичных веществ, включая пары органических соединений. Но при увлажнении его способность улавливать органические соединения уменьшается. В предыдущем исследовании мы предварительно увлажняли активированный уголь при разной влажности воздуха, и затем измеряли время проскока* у 6 органических соединений. Оказалось, что увеличение массы сорбента при его предварительном увлажнении значительно влияет на время проскока. В этом исследовании мы изучали влияние влажности на очистку воздуха от 12 органических соединений; и взаимосвязь между поглощением влаги и временем проскока. Также мы попытались смоделировать очистку воздуха в указанных условиях, используя математическую модель Вуда (расширенную модель Уилера-Джонаса).

* Время проскока - период времени, после которого концентрация вредного газа в выходящем из фильтра воздухе возрастает до какой-то заранее выбранной величины. Например до 10% от концентрации в загрязнённом, очищаемом воздухе.

Ключевые слова: активированный уголь, сорбционная ёмкость, время проскока, органические соединения, уравнение Уилера-Джонаса

Введение

      При защите людей от токсичных веществ как сорбент широко используется активированный уголь. Сейчас в продаже есть много марок активированный углей (АУ), которые получают из разных материалов, и у которых разные свойства и разная площадь поверхности. АУ, изготовленный из скорлупы кокосовых орехов, традиционно широко используется в Японии для очистки газов. Это связано с его низкой относительной стоимостью по сравнению с другими сорбентами, и способностью улавливать разнообразные вредные вещества [1-5]. Этот активированный уголь также используют для очистки воздуха от органических соединений в противогазных фильтрах средств индивидуальной защиты органов дыхания (СИЗОД).

     Для описания сорбционных свойств фильтров СИЗОД можно использовать время проскока. Оно зависит от температуры, расхода воздуха, концентрации определённых органических веществ, и относительной влажности воздуха. Влияние влажности воздуха на его очистку АУ изучалось многими исследователями [6-19], при комнатной температуре (примерно 293-298 град К). Вуд и др. сообщили о разработке эффективного алгоритма для вычисления срока службы противогазных фильтров [20,21-1]. Они заявили, что он учитывает влияние влажности, за счёт использования уравнения Уилера-Джонаса [22-24], модифицированное Yoon et al [25,26]. Эти исследования показали, что сорбционная ёмкость активированного угля уменьшается при его увлажнении.

     В предыдущей статье [27-1] мы измеряли сорбционную ёмкость (время проскока) у активированных углей, полученных из скорлупы кокосов. Перед замерами их увлажняли, и определяли, как изменяется время проскока в зависимости от степени увлажнения (увеличения массы сорбента). Сначала мы готовили несколько образцов сорбента. Их увлажняли в требуемой степени, прокачивая через них влажный воздух. Затем измеряли время проскока, прокачивая через них влажный загрязнённый воздух. Его влажность сравнялась влажности при предварительном увлажнении; его загрязняли 6 видами органических соединений. Эксперименты проводили при относительной влажности от 30 до 70%, загрязнении воздуха одним веществом при концентрации 300 частей на миллион по объёму (300 ppm). При увеличении массы увлажнённого АУ на 30% и выше, сорбционная ёмкость увлажнённых образцов АУ снижалась; во многих случаях - очень резко. Также мы обнаружили, что при разной степени увлажнения АУ взаимосвязь между временем проскока и относительной массой накопленной воды хорошо описывается квадратичной функцией. Было отмечено, что относительное увеличение массы сорбента при увлажнении даёт заметный количественный эффект, уменьшая время проскока при защите от органических соединений.

    В этой статье описано дальнейшее развитие упомянутой работы. Используя метод, схожий с использовавшимся ранее в [27-2,28], мы изучали уменьшение времени проскока 13 органических соединений при увлажнении АУ. Для описания степени увлажнения, вместо влажности воздуха использовали (другой) простой индикатор — относительное увеличение массы сорбента при увлажнении. Также мы выполнили расчёты времени проскока с помощью математической модели Вуда, разработанной на основе расширенного уравнения Уилера-Джонаса.

Материалы и методы

     Использовался активированный уголь, взятый из противогазных фильтров «органические соединения», имеющихся в продаже в Японии. Свойства сорбента, описание экспериментальной установки, режимов предварительного увлажнения и измерения времени проскока описаны в предыдущей статье [27-3]. Для более подробного изучения очистки воздуха от органических соединений мы использовали активированный уголь марки S1. У него наибольшая удельная площадь поверхности (при её измерении с помощью азота и изотермы BET).

Результаты и обсуждение

Вычисление времени проскока с помощью расширенного уравнения Уилера-Джонаса

    С помощью изотермы адсорбции, Фиг. 1, можно легко получить относительную влажность воздуха по относительному увеличению массы активированного угля при предварительном увлажнении. После такого преобразования, мы использовали математическую модель Вуда для вычисления времени проскока [21-2]. Для вычисления эта модель использует расширенное уравнение Уилера-Джонаса (уравнение 1) [21-3,29-43]:

где tb — время проскока, минут,

We — сорбционная ёмкость активированного угля, грамм (газа) / грамм угля,

W — масса активированного угля, грамм,

Co — концентрация газа в загрязнённом воздухе, грамм/см³,

C — проскоковая концентрация (концентрация в очищенном воздухе, заранее выбранная), грамм/см³,

Q — расход воздуха, см³ / мин,

ρ_B — насыпная плотность активированного угля, грамм/см³,

kv — коэффициент скорости адсорбции, 1/мин.

    В этом уравнении одно вредное вещество считается адсорбатом, а для определения того, сколько этого вещества может поглотить единица сорбента (We) используется уравнение Дубинина-Радушкевича (уравнение 2) [44,45]:

где Wo — объём микропор, или сорбционное пространства, см³/грамм угля,

d_L — плотность вредного вещества в жидком состоянии, грамм/см³,

R — газовая постоянная, = 8,315 кДж / ( град К * моль)

T — температура, град К,

β_OV — коэффициент афинности органического соединения, безразмерный,

Eo — энергия адсорбции данного адсорбата, кДж/моль,

p_SAT — давление насыщенного пара при температуре (bulk liquid saturation vapor pressure at the temperature), кПа,

p — давление пара, кПа.

     В уравнении 2 давление насыщенного пара p_SAT получают с помощью уравнения Антуана [46]. А коэффициент афинности β_OV вычисляют с помощью корреляционного уравнения (уравнение 3), используя его взаимосвязь с молярной поляризацией.

β_OV = 0,0862 (Ре)^0,75 (3)

Ре = (M_W/d_L)*(n_D² -1)/(n_D²+2) (4)

где Pe — молярная поляризуемость, см³/моль,

n_D — показатель преломления, безразмерный,

M_W — молярная масса адсорбата, грамм/моль.

    Значения параметров d_L, n_D, M_W - опубликованы в [47,48]. Затем Вуд и др. использовали схожее уравнение 5 для вычисления равновесных объёмов воды и вредного вещества, «соревнующихся» друг с другом при заполнении доступного объёма пор сорбента.

P_H2O /P_{SAT H2O} = относительная влажность RH (6)

где V_{ads OV} — равновесный объём адсорбированного органического вещества, см³/грамм,

V_{ads H2O} - равновесный объём адсорбированных паров овды, см³/грамм,

β_H2O — коэффициент афинности паров воды, безразмерный,

RH — относительная влажность.

     Математическая модель (Вуда) состоит из этих уравнений, а также ещё из нескольких уравнений кинетики и адсорбционного равновесия. В публикации [21-4] Вуд и др. указали, что при тестировании алгоритма они использовали результаты многих измерений, сделанных другими исследователями ранее, и что результаты их вычислений согласуются с результатами измерений при большой концентрации органических соединений в загрязнённом воздухе (равной или большей чем 100 ppm). А при низкой концентрации, ниже 100 ppm, результаты их вычислений значительно отличаются от результатов некоторых измерений.

     В таблице 1 показано, в каких условиях проводились эксперименты в этом исследовании. Концентрация вредного вещества в загрязнённом воздухе была постоянной, 300 ppm. Для вычисления времени проскока объёмную концентрацию (ppm) преобразовывали в массовую (грамм/см³), используя уравнения состояния идеального газа. Мы использовали параметр уклона (skew) равный 1,22 — эту величину привёл Вуд в [33]. Значение Ео получили из графика линеаризированного уравнения Дубинина-Радушкевича изотермы адсорбции воды [21-5]:

Фиг. 1. Изотерма адсорбции активированного угля марки S1, и её аппроксимация с помощью уравнения Дубинина-Радушкевича (при β_H2O =0,075 при температуре 293 град К).

Таблица 1. Условия проведения измерений, и условия, для которых проводили вычисления времени проскока (в этом исследовании).

k_V1% - коэффициент скорости адсорбции при проскоковой концентрации С = 1% от Со,

k_V10% - коэффициент скорости адсорбции при проскоковой концентрации С = 10% от Со.

     На этом графике можно получить значение Wo по пересечению Ln (We). Значение Wo, полученное по We, было 0,646 см³/грамм угля. Этот результат схож с результатом экспериментального измерения объёма микропор, Wo = 0,695 см³/грамм угля, который мы получили в предыдущем исследовании [27-4] при адсорбции азота. При этой имитации мы использовали исходные значение коэффициента афинности воды β_H2О = 0,075, полученное по наклону изотермы адсорбции воды (Фиг. 2 в [21-6]). Использование уравнения Дубинина-Радушкевича, с этими параметрами, позволило получить результат, очень схожий с наблюдаемой изотермой адсорбции воды, Фиг. 1.

     На Фиг. 2 (a) показан результат вычислений времени проскока органических соединений с помощью математической модели — без коррекции. Вычисленные значения показывают заметный разброс, так что какой-то взаимосвязи между временем проскока и вредным веществом не наблюдается. При использовании математической модели в условиях относительной влажности более 50% необходимо откорректировать значение β_H2О, увеличив его в 1,67 раз [21-7]. Но такая поправка увеличивает разброс результатов, и при построении Фиг. 2 (a) мы её не сделали. Мы считаем, что это расхождение объясняется тем, что коэффициенты афинности β_OV, вычисленные с помощью уравнения 3, и показанные в таблице 2, получены с помощью уравнения, выведенного на основании корреляции с использованием результат в разных ранее проведённых исследований [32]. То есть, коэффициенты афинности активированного угля марки S1, для многих органических соединений, в условиях проводившихся экспериментов - отличаются от вычисленных с помощью уравнения 3. Поэтому мы откорректировали эти коэффициенты, используя результаты измерений времени проскока при относительной влажности 40%, таблица 2. Затем, используя эти уточнённые коэффициенты, мы повторили вычисления, результат представлен на Фиг. 2 (b). При вычислении времени проскока для этого изображения, мы также использовали упоминавшуюся коррекцию коэффициента афинности воды при влажности выше 50% (значение β_H2О = 0,125). В результате этих действий результаты вычислений стали схожи с результатами измерений. Но при относительной влажности ≥60% разброс (несколько меньший) сохранился; так что метод вычислений требует дальнейшей доработки.

Фиг. 2. Сравнение времени проскока органических соединений, вычисленное с помощью математической модели Вуда, и полученное экспериментально (для активированного угля S1). (a) Вычисления с помощью математической модели Вуда, без модификации коэффициентов афинности. (b) Те же вычисления после коррекции коэффициентов.

Таблица 2. Коэффициенты афинности β_OV для вычисления

Результаты были получены с помощью уравнения 3, а затем откорректированы путём сопоставления с измеренным временем проскока при относительной влажности 40%.

Уменьшение времени проскока из-за увлажнения активированного угля

     Математическая модель, разработанная Вудом и др. для оценки срока службы противогазного фильтра — эффективна, детальна, и её дальнейшее улучшение даст превосходный результат. Но для вычисления используется много уравнений, которые содержат много параметров, относящихся к разным свойствам вредного вещества и активированного угля. Кроме того, математическая модель требует корректировки параметров, особенно при вычислениях для случаев высокой влажности воздуха. Как упоминалось ранее, при проведении вычислений, относительная влажность воздуха обычно используется как показатель влияния на срок службы и сорбционную ёмкость. А мы использовали относительное увеличение массы активированного угля вместо влажности воздуха, так как это более простой показатель увлажнения сорбента.

    На Фиг. 3 показано время проскока при очистке воздуха от 13 органических соединений с помощью АУ марки S1. Сорбент предварительно увлажнялся с помощью влажного воздуха до достижения равновесного состояния - при разной влажности. На горизонтальной оси на графиках показано относительное увеличение массы сорбента при увлажнении. В условиях проводившихся экспериментов, увеличение массы на 0-50% соответствует влажности воздуха 30-70%. Эксперименты проводились с разными видами органических веществ (спирты, ароматические соединения, циклические и хлорсодержащие соединения, углеводороды, эфиры, кетоны). Но во всех случаях увлажнение сорбента снижало время проскока. Время проскока при очистке воздуха АУ S1 плавно уменьшалось при увлажнении сорбента 0-30%, и это снижение можно достаточно точно описать прямой линией (показана на Фиг. 3 — пунктир красная). Но при увеличении массы сорбента более чем на 30% снижение измеренного времени проскока во многих случаях становилось более резким. Эта критическое увлажнение примерно соответствует относительной влажности воздуха 58%; и это имеет большое значение для использования АУ в фильтрах СИЗОД.

    Мы обнаружили, что (за исключением 2-Пропанола) результаты измерений достаточно хорошо описываются квадратичным уравнением (показано на графиках сплошной синей линией) при разных степенях увлажнения. А у этилацетата обе линии совпали. В подписях под графиками Фиг. 3 приведены значения коэффициентов для линейной и квадратичной аппроксимаций, для разных веществ. В целом, квадратичная аппроксимация даёт большее сходство с результатами измерений. А увеличение массы сорбента даёт заметный количественный эффект, уменьшая время проскока органических соединений.

    При изучении снижения времени проскока, имеет большое значение то, как оно снижается при очистке воздуха от конкретного вещества. На Фиг. 4 (a) показана зависимость времени проскока от молярного объёма уловленного вещества — при содержании влаги в сорбенте около 4,6%.

Vm = M_W / d_L (8)

где Vm — молярный объём уловленного органического вещества, см³/моль.

     На Фиг. 4 (b) показано изменение времени проскока при увеличении увлажнения активированного угля. Эти результаты не выявили значительной зависимости молярного объёма от времени проскока. Мы также изучили другие взаимосвязи между разными параметрами (например, температурой кипения и молярной поляризуемостью, вычисленной с помощью уравнения 4). Но найти какие-то значительные (взаимосвязи) для снижения времени проскока у веществ, использовавшихся в этом исследовании — не удалось.

Результаты других исследований, в которых изучали

уменьшение времени проскока из-за увлажнения сорбента

    Мы получили результаты при использовании одной марки активированного угля. Но мы также определили, как увлажнение уменьшало срок службы при использовании других сортов сорбента, используя опубликованные результаты других исследований.

    Было проведено много исследований, в которых изучали влияния влажности на время проскока. В этих исследованиях обращалось внимание на влажность воздуха как на критический показатель, влияющий на сорбционную ёмкость активированного угля. И в большинстве публикаций уделяли мало внимания свойствам активированного угля. Но в некоторых публикациях [9-1,13-1,18-1] приведены изотермы адсорбции воды, что позволяет определить взаимосвязь между временем проскока и относительным увеличением массы сорбента при увлажнении.

     На Фиг. 5 показан результат, полученный при пересчёте влажности воздуха на увеличение массы сорбента (зависимость времени проскока от этого увеличения). Там также показаны линии аппроксимации.

     Мы должны сказать, что оригинальные графики (были получены) в условиях разных расходов воздуха, разных концентраций вредных веществ в очищаемом воздухе, разных проскоковых концентраций и других параметров, показанных в таблице 4. Кроме того, при проведении этих исследований использовался активированный уголь, который не во всех случаях был получен из скорлупы кокосов. В некоторых публикациях даже не указывалось, из чего он был получен. Но заслуживает внимания то, что эти графики дают схожие количественные результаты, и показывают уменьшение времени проскока с ростом влажности — как и в нашем исследовании. Время проскока снижается при увлажнении сорбента на 30% и больше; в случаях (a), (b) и (d) на Фиг. 5 — резко снижается. Графики, полученные при преобразовании исходных данных, не обязательно хорошо описываются квадратичной аппроксимацией. Полученные результаты подтверждают, что относительное увеличение массы активированного угля при увлажнении является простым показателем уменьшения времени проскока.

Фиг. 3. Уменьшение времени проскока органических веществ при их концентрации в загрязнённом воздухе 300 ppm из-за предварительного увлажнения активированного угля марка S1. Все замеры проводились при расходе воздуха 30 л/мин, и температуре воздуха 20 град С (293 град К). Под рисунками приводятся значения коэффициентов для квадратичной (А1 + А2*Х + А3*Х²) и линейной аппроксимации (А1 + А2*Х), где Х — увеличение массы АУ при увлажнении.

Коэффициенты квадратичной аппоксимации для бензола (А1; А2; А3): 263; -2,621; -0,0516; линейной аппроксимации для бензола (А1, А2): 274,9; -4,637. Концентрация Со ≈ 960 мг/м³.

Толуол, коэффициенты кв. ап. А1, А2, А3: 288,5; -0,1442; -0,05275; лин. ап. А1, А2: 299,5; -2,002. Концентрация Со ≈ 1131 мг/м³.

4-Метил-2-пентанон, коэф. кв. ап. А1-3: 90,75; -0,5712; -0,006012; лин. ап. А1-2: 92,31; -0,8188. Концентрация Со ≈ 1230 мг/м³.

1,2-Диметоксиээтан, кв. ап. А1-3: 328,1; -1,936; -0,00741; лин. ап.: 330,4; -2,284. Со ≈ 1156 мг/м³.

 Циклогексан, коэф. кв. ап.: 229,7; -4,432; -0,01428; лин. ап.: 234,6; -5,139. Со ≈ 1030 мг/м³.

Четырёххлористый углерод, кв. ап.: 242,7; -5,403; 0,00121; лин.: 243,9; -5,495. Со ≈ 1890 мг/м³.

2-Пропанол, коэф. лин. ап.: 245,3; -2,351. Со ≈ 740 мг/м³.

н-Гексан, коэф. кв. ап.: 219,9; -0,02357; -0,1073; лин. ап.: 227,8; -2,229. Со ≈ 1059 мг/м³.

н-Гептан, коэф. кв. ап.: 220,1; 0,8235; -0,09133; лин. ап.: 233,9; -2,389. Со ≈ 1230 мг/м³.

Ацетон, коэф. кв. ап.: 108,8; -0,5483; -0,01742; лин. ап.: 111,8; -1,139. Со ≈ 714 мг/м³.

2- Бутанон, коэф. кв. ап.: 234,7; -0,03242; -0,07303; лин. ап.: 240,9; -1,555. Со ≈ 885 мг/м³.

Метилацетат, коэф. кв. ап.: 158,6; -2,033; -0,01051; лин. ап.: 160,3; -2,38. Со ≈ 910 мг/м³.

Этилацетат, коэф. кв. ап.: 242,8; -3,227; 0,002755; лин. ап.: 242,1; -3,113. Со ≈ 1080 мг/м³.

Таблица 3. Абсолютные значения коэффициентов корреляции для аппроксимаций на Фиг. 3.

Для 2-Пропанола квадратичная аппроксимация оказалась неподходящей, и не использовалась.

Выводы

     Мы измерили время проскока 13 веществ при очистке воздуха от них с помощью активированного угля. Сорбент предварительно увлажнялся, в разной степени. Мы определили, как увеличение массы сорбента при увлажнении влияет на время проскока. Эксперименты проводились при прокачивании через сорбент воздуха, загрязнённого одним вредным веществом при концентрации 300 ppm, и той относительной влажности, при которой образец сорбента был предварительно увлажнён, от 30 до 70%. Проскоком считали концентрацию газа в очищенном воздухе равной 2% от концентрации в загрязнённом. При поглощении сорбентом 30% воды и выше время проскока снижалось, во многих случаях очень резко.

    Графики времени адсорбции показывают, что результаты измерений схожи с графиками квадратичной аппроксимации в широком диапазоне увлажнений активированного угля. В ранее опубликованных исследованиях мы нашли схожие результаты. Они показывают, что относительное увеличение массы сорбента при увлажнении является простым индикатором уменьшения сорбционной ёмкости активированного угля, времени проскока фильтра. В этом исследовании мы не обнаружили какой-то значительной зависимости уменьшения времени проскока в зависимости от вида вредного вещества. После коррекции коэффициентов афинности (сродства), результаты вычислений, выполненных с помощью математической модели, разработанной Вудом и др. на основе уравнения Уилера-Джонаса (для оценки срока службы фильтров СИЗОД), оказались схожи в нашими результатами. Сходство было особенно хорошим при относительной влажности воздуха 40-55%.

Фиг. 4. Взаимосвязь между временем проскока у увлажнённого активированного угля; и молярным объёмом адсорбированного органического соединения. (a) Время проскока каждого из органических веществ при очистке воздуха АУ с содержанием воды около 4,6%. (b) Изменение времени проскока при разном увлажнении активированного угля.

Фиг. 5. Уменьшение времени проскока из-за предварительного увлажнения активированного угля, результаты ранее опубликованных исследований. (a) petroleum base (b) coconut shell base: Nelson et al. [9-2], (c) North American Carbon Co., Columbus, OH, NACAR G-352, Lot 2905: Jonas et al. [13-2], (d) и (e) Calgon Carbon Co., BPL-HA carbon: Lodewyckx et al. [18-2].

Ацетон, коэф. кв. ап.: 61,86; -0,5057; -0,02113.

Четырёххлористый углерод: 88,74; -0,9878; -0,02354.

Хлороформ, коэф. экспоненциальной. аппроксимации Y=e(A + B*X): А = 3,131; В = -0,03199.

Четырёххлористый углерод, коэф. кв. ап.: 189,7; 2,396; -0,1598.

Хлорбензол, коэф. лин. ап.: 141,5; -0,8416.

Благодарности

Проведение этого исследования частично поддерживалось Grant-in-Aid for Young Scientists (B) 20710065, от Министерства образования, культуры, спорта, науки и технологии Японии (Ministry of Education, Culture, Sports, Science and Technology MEXT, Japan).

Таблица 4. Условия, в которых проводились измерения в других исследованиях

Литература

1. ↑ Okazaki M, Tamon H, Toei R (1978) Prediction of binary adsorption equlibria of solvent and water vapor on activated carbon. Journal of Chemical Engineering of Japan. 11(3): 209–215.https://doi.org/10.1252/jcej.11.209.

2. Suzuki M, Sakoda A (1982) Gas adsorption on activated carbons with size distribution of micropores. Journal of Chemical Engineering of Japan. 15(4): 279–285. https://doi.org/10.1252/jcej.15.279.

3. Urano K, Omori S, Yamamoto E (1982) Prediction method for adsorption capacities of commercial activated carbons in removal of organic vapors. Environmental Science & Technology. 16(1): 10–14. https://doi.org/10.1021/es00095a006.

4. Matsumura Y, Yamabe K, Takahashi H (1985) The effects of hydrophilic structures of active carbon on the adsorption of benzene and methanol vapors. Carbon 23(3): 263–271. https://doi.org/10.1016/0008-6223(85)90111-3.

5. ↑ Matsumura Y (1987) Surface structures of adsorbents used for adsorption sampling of airborne organic vapors. Industrial Health 25(2): 63–72. https://doi.org/10.2486/indhealth.25.63.

6. ↑ Burrage LJ, Allmand AJ (1938) The effect of moisture on the sorption of carbon tetrachloride from an air stream by activated charcoal. Journal of the Society of Chemical Industry 57(): 424–431.

7. McDermot HL, Arnell JC (1954) Charcoal sorption studies. II. The sorption of water by hydrogen-treated charcoals. The Journal of Physical Chemistry 58(6): 492–498. https://doi.org/10.1021/j150516a011.

8. Nelson GO, Harder CA (1974) Respirator cartridge efficiency studies: V. Effect of solvent vapor. American Industrial Hygiene Association Journal. 35(7): 391–410. https://doi.org/10.1080/0002889748507051.

9. ↑ 1 2 3 Nelson GO, Correia AN, Harder CA (1976) Respirator cartridge efficiency studies: VII. Effect of relative humidity and temperature. American Industrial Hygiene Association Journal. 37(5):, 280–288. https://doi.org/10.1080/0002889768507456.

10. Nelson GO, Correia AN (1976) Respirator cartridge efficiency studies: VIII. Summary and conclusions. American Industrial Hygiene Association Journal. 37(9): 514–525. https://doi.org/10.1080/0002889768507509.

11. Moyer ES (1983) Review of influential factors affecting the performance of organic vapor air-purifying respirator cartridges. American Industrial Hygiene Association Journal. 44(1): 46–51. https://doi.org/10.1080/15298668391404347.

12. Werner MD (1985) The effects of relative humidity on the vapor phase adsorption of trichloroethylene by activated carbon. American Industrial Hygiene Association Journal. 46(10): 585–590. https://doi.org/10.1080/15298668591395373.

13. ↑ 1 2 3 Jonas LA, Sansone EB, Farris TS (1985) The effect of moisture on the adsorption of chloroform by activated carbon. American Industrial Hygiene Association Journal. 46(1): 20–23. https://doi.org/10.1080/15298668591394310.

14. Cohen HJ, Zellers ET, Garrison RP (1990) Development of a field method for evaluating the service lives of organic vapor cartridges: results of laboratry testing using carbon tetrachloride. Part II. Humidity effects. American Industrial Hygiene Association Journal. 51(11): 575–580. https://doi.org/10.1080/15298669091370130.

15. Moyer ES, Peterson JA (1993) Organic vapor (OV) respirator cartridge and canister testing against methylene chloride. Applied Occupational and Enviromental Hygiene. 8(6): 553–563. https://doi.org/10.1080/1047322X.1993.10388159.

16. Moyer ES, Peterson JA, Calvert C (1995) Evaluation of carbon tetrachloride replacement agents for use in testing nonpowered organic vapor cartridges. Applied Occupational and Enviromental Hygiene. 10(9): 761–768. https://doi.org/10.1080/1047322X.1995.10387682.

17. Moyer ES, Peterson JA, Calvert C (1995) Evaluation of carbon tetrachloride replacement agents for use in testing nonpowered organic vapor chin-style canisters. Applied Occupational and Enviromental Hygiene. 10(9): 769–775. https://doi.org/10.1080/1047322X.1995.10387683.

18. ↑ 1 2 3 Lodewyckx P, Vansant EF (1999) Influence of humidity on adsorption capacity from the Wheeler-Jonas model for prediction of breakthrough times of water immiscible organic vapors on activated carbon beds. American Industrial Hygiene Association Journal. 60(5): 612–617. https://doi.org/10.1080/00028899908984480.

19. ↑ Moyer ES, Smith SJ, Wood GO (2001) Carbon tetrachloride replacement compounds for organic vapor air-purifying respirator cartridge and activated carbon testing — a review. American Industrial Hygiene Association Journal. 62(4): 494–507. https://doi.org/10.1080/15298660108984652.

20. ↑ Wood GO (1994) Estimating service lives of organic vapor cartridges. American Industrial Hygiene Association Journal. 55(1): 11–15. https://doi.org/10.1080/15428119491019203.

21. ↑ 1 2 3 4 5 6 7 Wood GO (2004) Estimating service lives of organic vapor cartridges II: a single vapor at all humidities. Journal of Occupational and Environmental Hygiene. 1(7): 472–492. https://doi.org/10.1080/15459620490467792.

22. ↑ Wheeler A, Robell AJ (1969) Performance of fixed-bed catalytic reactors with poison in the feed. Journal of Catalysis. 13(3): 299–305. https://doi.org/10.1016/0021-9517(69)90404-7.

23. Reucroft PJ, Simpson WH, Jonas LA (1971) Sorption properties of activated carbon. The Journal of Physical Chemistry. 75(23): 3526–3531. https://doi.org/10.1021/j100692a007.

24. ↑ Jonas LA, Rehrmann JA (1972) The kinetics of adsorption of organo-phosphorus vapors from air mixtures by activated carbons. Carbon 10(6): 657–663. https://doi.org/10.1016/0008-6223(72)90073-5.

25. ↑ Yoon YH, Nelson JH (1984) Application of gas adsorption kinetics II. A theoretical model for respirator cartridge service life. American Industrial Hygiene Association Journal. 45(8): 517–524. https://doi.org/10.1080/15298668491400205.

26. ↑ Yoon YH, Nelson JH (1984) Application of gas adsorption kinetics-I. A theoretical model for respirator cartridge service life and its practical application. American Industrial Hygiene Association Journal. 45(8): 509–516. https://doi.org/10.1080/15298668491400197.

27. ↑ 1 2 3 4 Abiko H, Furuse M, Takano T (2010) Quantitative evaluation of the effect of moisture contents of coconut shell activated carbon used for respirators on adsorption capacity for organic vapors. Industrial Health. 48(1): 52–60. https://doi.org/10.2486/indhealth.48.52.

28. ↑ Furuse M, Kanno S, Takano T, Matsumura Y (2001) Cyclohexane as an alternative vapor of carbon tetrachloride for the assessment of gas removing capacities of gas masks. Industrial Health. 39(1), 1–7. https://doi.org/10.2486/indhealth.39.1.

29. ↑ Wood GO (1992) Activated carbons adsorption capacities for vapors. Carbon 30(4): 593–599. https://doi.org/10.1016/0008-6223(92)90177-X.

30. Wood GO, Stampfer JF (1993) Adsorption rate coefficients for gases and vapors on activated carbons. Carbon 31(1): 195–200. https://doi.org/10.1016/0008-6223(93)90172-7.

31. Wood GO, Moyer ES (1989) A review of the wheeler equation and comparison of its applications to organic vapor respirator cartridge breakthrough data. American Industrial Hygiene Association Journal. 50(8): 400–407. https://doi.org/10.1080/15298668991374886.

32. ↑ Wood GO (2001) Affinity coefficients of the Polanyi/Dubinin adsorption isotherm equations. A review with compilations and correlations. Carbon 39(3): 343–356. https://doi.org/10.1016/S0008-6223(00)00128-7.

33. ↑ Wood GO (2002) Quantification and application of skew of breakthrough curves for gases and vapors eluting from activated carbon beds. Carbon 40(11): 1883–1890. https://doi.org/10.1016/S0008-6223(02)00031-3

34. Jonas LA, Rehrmann JA (1973) Predictive equations in gas adsorption kinetics. Carbon 11(1): 59–64. https://doi.org/10.1016/0008-6223(73)90008-0.

35. Jonas LA, Rehrmann JA (1974) The rate of gas adsorption by activated carbon. Carbon 12(2): 95–101. https://doi.org/10.1016/0008-6223(74)90017-7.

36. Rehrmann JA, Jonas LA (1978) Dependence of gas adsorption rates on carbon granule size and linear flow velocity. Carbon 16(1): 47–51. https://doi.org/10.1016/0008-6223(78)90115-X.

37. Jonas LA, Tewari YB, Sansone EB (1979) Prediction of adsorption rate constants of activated carbon for various vapors. Carbon 17(4): 345–349. https://doi.org/10.1016/0008-6223%2879%2990007-1.

38. Sansone EB, Tewari YB, Jonas LA (1979) Prediction of removal of vapors from air by adsorption on activated carbon. Environmental Science & Technology. 13(12): 1511–1513. https://doi.org/10.1021/es60160a010.

39. Sansone EB, Jonas LA (1981) Prediction of activated carbon performance for carcinogenic vapors. American Industrial Hygiene Association Journal. 42(9):, 688–691. https://doi.org/10.1080/15298668191420530

40. Hall T, Breysse P, Corn M, Jonas LA (1988) Effects of adsorbed water vapor on the adsorption rate constant and the kinetic adsorption capacity of the Wheeler kinetic model. American Industrial Hygiene Association Journal. 49(9): 461–465. https://doi.org/10.1080/15298668891380079.

41. Lodewyckx P, Vansant EF (2000) The influence of humidity on the overall mass transfer coefficient of the Wheeler-Jonas Equation. American Industrial Hygiene Association Journal. 61(4): 461–468. https://doi.org/10.1080/15298660008984556.

42. Lodewyckx P, Vansant EF (2000) Estimating the overall mass transfer coefficient k v of the Wheeler-Jonas Equation: a new and simple model. American Industrial Hygiene Association Journal. 61(4): 501–505. https://doi.org/10.1080/15298660008984561.

43. ↑ Wood GO, Lodewyckx P (2003) An extended equation for rate coefficients for adsorption of organic vapors and gases on activated carbons in air-purifying respirator cartridges. American Industrial Hygiene Association Journal, Vol. 64(5): 646-650. https://doi.org/10.1080/15428110308984858.

44. ↑ Dubinin MM, Zaberina ED, Radushkevich LV (1947) Sorption and structure of activated carbons. I. Adsorption of organic vapors. Журнал физической химии (Zhurnal Fizicheskoi Khimii). 21, 1351–62.

45. ↑ Dubinin MM, Zaverina ED, Serpinsky VV (1955) The sorption of water vapour by active carbon. Journal of The Chemical Society. Vol. 0. pp. 1760–1767. https://doi.org/10.1039/JR9550001760

46. ↑ Reid RC, Prausnitz JM, Sherwood TK (1977) The properties of gases and liquids, third edition. McGraw-Hill, New York. 5 издание.

47. ↑ The society of synthetic organic chemistry, Japan (1985) Dictionary of organic compounds. Kodansha Scientific, Tokyo (in Japanese).

48. ↑ The chemical society of Japan (2004) Kagaku Binran (Handbook of chemistry), basic 5th Ed., Maruzen, Tokyo (in Japanese)