木耳菌糠生物炭對陽離子染料的吸附性能研究

蘇 龍,張海波,程紅艷,張國勝,羅 淵,何小芳,任元森,閆雙堆 (山西農業大學資源環境學院,山西 太谷 030801)

近年來,隨著紡織印染、化工等行業的迅速發展,大量含有染料的廢水被排放到水體中,染料逐漸成為自然水體中主要的污染源之一[1-2].當前研發的各種染料大都朝著耐生物降解、耐氧化、耐光解的方向發展,治理難度較大[3-4].陽離子染料在印染行業中被廣泛使用,由此造成的污染頗為嚴重.例如孔雀石綠在一定條件下可以分解產生多種致癌芳香胺,可引起人體DNA 結構病變,并誘發癌癥[5].番紅花紅T會刺激人類皮膚和呼吸道,并對人眼角膜造成永久性傷害[6].因此,對染料廢水的處理刻不容緩.在過去的幾十年里,各種技術如混凝、溶劑萃取和高級氧化法被用于去除廢水中的染料[7-8],但這些方法大多數都存在能耗高、脫色不徹底、甚至進一步產生有毒污泥等缺點[9].吸附法因其具有經濟環保、操作簡便、不易產生二次污染、綜合效益好等優勢,在染料廢水處理方面有著廣闊的應用前景[10-11].

生物炭是一種富含碳的固體,它是在限氧條件下通過熱解生物質而獲得的一種多孔產物[12],其具有比表面積大、孔結構發達、含氧官能團豐富和表面負電荷數量多等特性[13],具有良好的吸附性能.研究發現,在不同熱解溫度下制備的生物炭的比表面積、有機元素含量等主要理化性質不同,而這些性質又是影響生物炭吸附能力的主要因素[14].制備生物炭的原料多種多樣,主要來源于農業生產剩余物質和其他固體廢棄物.不同原料制備的生物炭性質差異大,吸附效率也各有不同,例如以木材、秸稈和畜禽糞便等為原料制備的生物炭對染料的吸附效果不甚理想.因此,尋找一種合適的生物炭制備材料對吸附法的實際應用至關重要.

菌糠是指食用菌栽培后所產生的剩余培養基.據統計,2018 年我國的食用菌總產量達4000 萬t,總產值達2741.78 億元,約占世界總產量的80%左右[15].然而,當前菌糠大多被露天堆放或焚燒處理,不但會造成環境污染,而且也浪費了資源.由于菌糠中含有大量的纖維素、半纖維素、木質素以及多種可以引起吸附的官能團,國內外眾多學者將菌糠原料直接作為染料的吸附劑進行了大量研究.例如,黃嘉芳等[16]利用銀耳菌糠吸附亞甲基藍(MB),發現當銀耳菌糠投加量、溶液pH 值、MB 初始濃度和吸附時間分別為4.0g/L、8,150mg/L 和120min 時的吸附效果最佳,吸附量高達23.30mg/g.馬友文等[17]利用NaOH 改性蘑菇菌糠吸附水中的結晶紫,發現在NaOH濃度為0.3mol/L,時間為90min的最優條件下,改性后的菌糠對結晶紫的脫色率和吸附量增大到94.34%、19.18mg/g.Wu 等[18]利用靈芝菌糠(SSGL)吸附孔雀石綠、藏紅T 和亞甲基藍,發現SSGL 具有豐富的羥基和羰基,吸附過程主要為單分子層上的化學吸附,是一種高效的吸附劑.然而,以菌糠為原料制備生物炭吸附劑吸附染料的研究卻鮮有報道,且吸附特性和吸附機理尚不明確.

因此,本研究以木耳菌糠為原料,在350℃、550℃、750℃下慢速熱解制備生物炭,通過批量吸附實驗研究其對孔雀石綠(MG)、番紅花T(ST)的吸附特性,并利用SEM、XRD、FTIR 等現代化技術對生物炭樣品進行表征,分析吸附機理,以期為廢棄菌糠的資源化處置以及將菌糠生物炭應用于廢水處理領域提供參考.

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

試劑:孔雀石綠(C23H25ClN2)購于天津市鼎盛化工有限公司,AR;番紅花紅T(C20H19ClN4)購于天津市縱橫興工貿有限公司化工試劑分公司,AR;氫氧化鈉(NaOH)購于天津市恒興化學試劑制造有限公司,AR;乙醇(95%)(CH3CH2OH)購于天津市富宇精細化工有限公司,AR;實驗用水為去離子水.

儀器:BET:TriStar II 3020,美國Micromeritics;XRD:D8advance,日本SHIMADZU;SEM:FEI Inspect F50,美國FEI;FTIR:Tensor 27,德國Bruker;Zeta 電位分析儀:Zetasizer Nano,英國Malvern Panalytical;有機元素分析儀:Elementar Vario MACRO cube,德國Elementar;恒溫振蕩器:THZ-D 恒溫振蕩器,江蘇盛藍儀器;紫外-可見分光光度計:UV-2500,日本SHIMADZU.

1.2 生物炭的制備

供試木耳菌糠(AG)由山西農業大學食用菌中心提供.將廢棄菌糠風干后去除雜物,經高速粉碎機粉碎后過0.5mm 篩,并于60℃烘干48h,保存備用.烘干后的菌糠通過馬弗爐在限氧條件下(在N2氛圍中熱解),以 15 ℃/min的速率升溫至指定溫度后(350℃、550℃、750℃)保持3h,自然冷卻后取出,研磨并過100 目篩,最后將制備的樣品收集在密封袋中保存備用.根據原料名稱和熱解溫度,將木耳菌糠生物炭分別命名為AG350、AG550 和AG750.

1.3 批量吸附實驗

1.3.1 pH 值對吸附效果的影響 用HCl 和NaOH調節溶液初始pH 值為3～10,準確稱取0.015g 菌糠生物炭于 50mL 離心管中,加入 40mL 濃度為3500mg/L 的MG 和ST 溶液,置于25℃、200r/min的恒溫振蕩培養箱中振蕩24h 后取出,用0.45μm 的PTFE 膜過濾,于紫外-可見分光光度計617nm、530nm 波長下測定吸光度,以去離子水為空白,分別測定溶液中MG 和ST 的吸光度并計算吸附量.

1.3.2 吸附動力學實驗 準確稱取0.015g 菌糠生物炭于50mL 離心管中,加入濃度為3500mg/L 的MG(pH 值:10)和ST(pH 值:6)溶液40mL,置于25℃、200r/min 的恒溫振蕩培養箱中,分別在預定時間取樣(10～1440min),然后測定溶液中MG 和ST 的含量.1.3.3 等溫吸附實驗 準確稱取0.015g 菌糠生物炭于50mL 離心管中,分別加入不同初始濃度(250～3500mg/L)的MG(pH 值:10)和ST(pH 值:6)溶液40mL,置于25℃、200r/min 的恒溫振蕩培養箱中振蕩24h 后取出,測定溶液中MG 和ST 的含量.

1.4 解吸及再吸附實驗

將 0.015g 生物炭置于 40mL 離心管,加入3500mg/L 的MG 和ST 溶液,反應24h 后,使用紫外-可見分光光度計測定其吸光度,計算吸附量.過濾獲得負載MG 和ST 的固體樣品,用10mL 的乙醇解吸2h,然后通過離心機進行固液分離,同時使用去離子水對分離出的固體樣品進行多次洗滌,之后加入40mL 3500mg/L 的MG 和ST 溶液,再次進行吸附、過濾.實驗條件與1.3 節中的描述一致,實驗重復3 次.

1.5 分析及計算方法

使用紫外-可見分光光度計分別在617nm、530nm 波長處測量MG 和ST 溶液的吸光度[19-20].

按式(1)和式(2)計算染料吸附量Qe 和去除率η:

式中:Qe為平衡吸附量,mg/g;C0為溶液中染料初始濃度,mg/L;Ce為吸附后溶液中染料濃度,mg/L;V 為溶液體積,L;m 為吸附劑的質量,g;η 為染料去除率,%.

使用Microsoft Excel 2010 處理實驗中測定的各項數據,使用Origin Pro 2019 進行擬合作圖分析.

1.6 模型構建

1.6.1 吸附動力學 利用準一級、準二級動力學與顆粒內擴散模型擬合AGBC 對MG 和ST 的吸附過程,方程如式(3)、(4)、(5)所示:

式中:Qt為t 時刻的吸附量,mg/g; Qe為平衡吸附量,mg/g; t為吸附時間,min;k1為準一級動力學吸附速率常數,1/min; k2為準二級動力學吸附速率常數,1/min;i 表示吸附過程處于2 個連續步驟中的第i 階段(i=1,2); kpi為顆粒內擴散吸附速率常數, mg/g/min1/2;c 為邊界層常數,若c=0,則表示吸附過程完全受內擴散控制.

1.6.2 吸附等溫線 利用 Langmuir 模型與Freundlich 模型對吸附等溫線進行擬合,方程如式(6)和式(8)所示:

式中:Qe為平衡吸附量,mg/g;Qmax為最大吸附量,mg/g;Ce為平衡濃度,mg/L;KL為Langmuir 吸附系數;RL為由Langmuir 模型擬合的無量綱常數分離因子;KF為Freundlich 常數;n 為吸附特征常數.

2 結果與討論

2.1 AGBC 表征

2.1.1 理化性質分析 不同熱解溫度下的AGBC 主要理化性質如表1所示.隨熱解溫度的升高, AGBC的產率逐漸下降,灰分含量以及pH值明顯增加,pH值呈堿性的主要原因可能是隨著熱解溫度的升高,AGBC中的酸性物質會逐漸揮發,部分弱酸鹽也逐漸熔合而形成堿性物質,最終造成AGBC 呈堿性[21].同時,AGBC 中的C 元素含量略有增加,而H、O、N 元素含量均有所降低.H 與O 元素含量降低的原因是高溫熱解過程中AGBC 發生了脫水作用,N 元素含量降低的原因可能是隨著熱解溫度的升高,部分揮發性含氮物質的損耗[22].O/C 與H/C 值的大小分別反應吸附劑的炭化程度與芳香化程度,O/C 值越低,含氧官能團數量越少;H/C 值越低,吸附劑芳香化程度越強[23].熱解溫度對AGBC 的zeta 電位影響較小,其表面均為負電荷,對陽離子染料MG 和ST 而言,可通過靜電引力占據吸附位點.利用N2吸附-脫附法測定了AGBC 的比表面積、孔徑及孔體積.發現熱解溫度越高,AGBC 的比表面積與孔體積越大,這說明高溫會造成生物炭內部氣孔增多,氣孔的增加是由于在溫度較低時未碳化的揮發分逃逸造成的[24].AG750 的比表面積與孔體積分別為AG350 的30 倍、10 倍,說明高溫下制備的生物炭擁有更大的比表面積與孔體積,可以為染料提供更充足的吸附位點.

2.1.2 SEM 分析 利用掃描電子顯微鏡對AGBC進行微觀形態觀察,由圖1(a)～圖1(c)可知,不同碳化溫度下的AGBC 的表面形態差異較大,AG350 形成了明顯的骨架結構,AG550 形成了凹凸不平的片狀層疊結構,并有部分顆粒堆積.當熱解溫度升至750℃時,AGBC 表面形成了類似“蜂窩狀”的多孔結構,表明高溫熱解有利于其形成更為致密、均勻的孔徑結構.同時,這種粗糙表面及多孔結構可為染料提供大量的吸附位點,有利于吸附質的吸附[25].

表1 AGBC 的理化性質Table 1 The physical and chemical properties of AGBC

圖1 AGBC 掃描電鏡圖 (×4000)Fig.1 SEM images of AGBC (×4000)

2.1.3 XRD 分析 為了確定AGBC 的晶相組成,進行了XRD 分析,結果如圖2 所示.AGBC 主要由SiO2和CaCO3晶體組成,SiO2的6 個主要識別峰分別位于2θ=20.84°、26.55°、36.47°、50.05°、59.93°、68.09°;另外2個主要識別峰分別位于29.39°、39.48°,其對應著典型的方解石型CaCO3標準衍射數據.隨熱解溫度的升高,SiO2衍射峰的峰值強度變小,而CaCO3衍射峰的峰值強度有所增強,這與生物炭灰分含量隨熱解溫度升高而增加趨勢一致[26],表明了高溫熱解有利于碳酸鹽礦物的形成,生物炭灰分主要由無機礦物組成.由于CaCO3礦物參與了染料的吸附過程,因此,這可能是造成高溫生物炭的吸附性能優于低溫生物炭吸附性能的原因之一.

圖2 AGBC 的X 射線衍射分析Fig.2 X-ray diffraction pattern of AGBC

圖3 AGBC 吸附前后的紅外光譜圖Fig.3 FTIR spectra of AGBC before and adsorption

2.1.4 FTIR 分析 AGBC 的紅外光譜圖見圖3,從圖中可以看出 AG350 表面官能團較為豐富,3417cm-1附近吸收峰代表O—H 和N—H 伸縮振動,1618cm-1代表芳香骨架C＝C 伸縮振動,1440cm-1為脂肪族—CH—的伸縮振動峰,1045cm-1代表芳香環C—O 伸縮振動,874cm-1的C=O 和C—O 的伸縮振動為CaCO3晶體特征峰,669cm-1代表芳環上=C—H 面外彎曲振動[15,27].隨熱解溫度的上升,除874cm-1處的峰值有所增強外,其他特征峰的峰值強度均逐漸變弱或者消失,這主要是由高溫熱解的生物炭脫水反應(3417cm-1)、活性炭原子縮聚為芳香結構(1618cm-1、669cm-1)、脂肪族物質分解(1440cm-1)和含氧化合物熱解揮發(1045cm-1)所造成的[28-29].874cm-1處的峰值增強說明高溫有利于碳酸鹽礦物的形成[30-31],這與XRD 分析結果一致.此外,AG550和AG750 吸附染料后出現了新的吸收峰,這可能與被吸附的染料分子結構有關.

2.2 AGBC 對溶液中MG、ST 的吸附

2.2.1 初始pH 值對吸附的影響 在吸附體系中,溶液初始pH 值對吸附劑活性位點和吸附形態具有重要影響.本研究在pH 值為3～10 的范圍內觀察其對AGBC 吸附陽離子染料MG、ST 的影響.從圖4(a)可以看出,當溶液初始pH 值由3 到6 時,AGBC 對MG 的吸附量急劇上升,以AG750 為例,吸附量由4135.24mg/g 增加到8240.18mg/g.隨著pH 值進一步增加,AGBC 對MG 的吸附量增幅減緩,并在pH 值為10 時達到最大值.然而,從圖4(b)可以看出,當溶液的初始pH 值由3 上升到6 時,AGBC 的吸附量隨pH值變化不明顯,當pH 值繼續增大至10 時,吸附量明顯降低,表明AGBC 對ST 的吸附在酸性條件下是有利的.MG 作為一種陽離子染料,在水中電離后含顯色基團的部位帶正電.當pH 值較低時,溶液中的H+會與帶正電的MG 產生排斥力,且H+還會與MG 競爭AGBC 表面的吸附位點,因此,溶液的酸性越強,AGBC吸附MG的能力越弱;隨溶液pH值的增大,H+含量減少,質子化減弱,AGBC 可為染料提供更多的吸附位點,同時,附著在AGBC 上的OH-數量增多,當其達到一定程度時,生物炭表面的負電性增強,可與帶正電的MG 通過靜電引力迅速結合,在較短的時間內達到吸附平衡.然而,同為陽離子染料的ST卻與MG 具有相反的吸附趨勢.這是由于AGBC 在吸附ST 的過程中,溶液pH 值會影響染料在水體中的溶解度和呈色特點[6],ST 在酸性環境中的溶解度明顯高于堿性環境,且在酸性環境下容易發生變色;此外,ST 分子在堿性環境中相互之間可能會締合產生二聚體甚至更高分子量的聚集體,這會造成其與AGBC 間產生一定的空間位阻效應,從而降低AGBC 對ST 的吸附性能,這與Liu 等[32]用蘑菇菌糠吸附陽離子染料羅丹明B 的研究結果一致.總之,溶液初始pH 值是影響AGBC 吸附陽離子染料MG 和ST 的關鍵因素.所以,在后續的吸附研究中,可把MG和ST 溶液的初始pH 值分別定為10 和6,以最大程度發揮出AGBC 的吸附能力.

2.2.2 吸附動力學分析 反應時間對染料吸附的影響和準一級、準二級動力學模型見圖5,由圖可知高溫生物炭(AG750)對兩種染料的吸附效果最好,其次為AG550,AG350 的吸附能力最差.如圖5(a)所示,AG750 對 MG 的吸附在 120min 時達到了5935.55mg/g,在 480min 時達到了飽和吸附量的98.7%,吸附量高達 9046.94mg/g.如圖 5(b)所示,AGBC 對ST 的吸附是一個較快的過程,在240min時基本都達到吸附平衡,其中表現最好的AG750 吸附量為2254.21mg/g. AGBC 優良的吸附性能表明其在實際印染廢水應用中具有巨大潛力.

圖4 初始pH 值對AGBC 吸附MG/ST 的影響Fig.4 Effect of initial pH value on adsorption of MG/ST by AGBC

準一級、準二級動力學模型相關參數見表2,由表2 可知,AGBC 對MG 的吸附過程更符合準一級動力學模型,相關系數均較高(R2＞0.99),且由準一級動力學擬合出的理論吸附量與實際吸附量更接近,相對誤差不超過3%.與準一級動力學相比,ACBC 對ST 的吸附更符合準二級動力學模型,說明吸附的速度控制步驟為化學吸附,且其對ST 的吸附速率受到染料濃度和吸附劑性能的共同影響[33-34].由此可知,AGBC 對MG 的吸附過程以物理吸附為主,對ST的吸附過程以化學吸附為主.同時,AG750 的吸附速率常數均大于其他兩種溫度生物炭的吸附速率常數,說明AG750 具有更好的吸附性能.

圖5 MG 及ST 的準一級和準二級動力學模型擬合Fig.5 Pseudo first order and pseudo second order models fitting of MG and ST

表2 MG 及ST 的準一級、準二級動力學模型參數Table 2 Parameters of pseudo first order kinetics and pseudo second order models of MG and ST

顆粒內擴散模型及相關參數見圖6 和表3,AGBC 吸附兩種陽離子染料的顆粒內擴散模型均可分成兩個線性階段,即邊界層擴散和顆粒內擴散[35].第一階段為邊界層快速擴散過程,在吸附初始階段,吸附劑表面活性位點充足,MG 和ST 在AGBC 邊界層迅速擴散;第二階段為顆粒內緩慢擴散過程,MG和ST 從AGBC 的外表面進入到內部孔隙中并在孔隙流體中進行擴散,之后逐漸趨于動態平衡.MG 和ST 的顆粒內擴散模型直線均不經過原點,表明AGBC 在吸附這兩種染料的過程中,顆粒內擴散不是唯一的限速步驟.

圖6 MG 及ST 的顆粒內擴散模型擬合Fig.6 Intra-particle diffusion models fitting of MG and ST

2.2.3 吸附等溫線分析 AGBC 對兩種染料的等溫吸附模型及相關參數見圖7 及表4.由圖7 可知,AGBC 對MG 的吸附量隨平衡濃度的增加而快速增加,對ST的吸附量隨平衡濃度的增加趨勢略緩,但總體而言,當染料初始濃度較低時,AGBC 對兩種染料的吸附量均呈迅速遞增趨勢,隨著初始濃度的增加,其對MG 和ST 的吸附量增幅逐漸變緩,這主要是因為在低濃度條件下,AGBC 可為染料提供更多的吸附位點以及活性基團,有利于MG 和ST 的快速吸附,當濃度逐漸增大時,AGBC 表面的吸附位點逐漸趨于飽和導致吸附量增幅變緩.

表3 MG 及ST 的顆粒內擴散模型參數Table 3 Parameters of intra-particle diffusion kinetics models of MG and ST

圖7 MG 和ST 的等溫吸附及模型擬合Fig.7 Adsorption isotherms and isotherm model fitting of MG and ST

由表4 可知,與Langmuir 模型相比,AGBC 對MG、ST 的吸附等溫線與Freundlich 模型更為吻合.Freundlich 中的n 值和KF值可判斷吸附劑對污染物的吸附性能,1/n 的數值一般在0～1 之間,其值越小,吸附性能越好,1/n 在0.1～1 之間表示易吸附.AGBC吸附MG、ST 的1/n 均小于1,這表明吸附易進行[36].KF值與吸附劑的吸附能力有關,其值越大,吸附能力越強,吸附量也越大.無論是MG 吸附,還是ST 吸附,就KF值而言,AG750 ＞ AG550 ＞ AG350,即高溫下制備的生物炭具有更好的吸附性能,這與準一級動力學擬合所得的結果一致.由Langmuir 模型計算的AG750 對 MG 和 ST 的最大吸附量分別為10249.79mg/g、3353.49mg/g.與已報道結果相比(表5),本研究中AGBC 對MG、ST 表現出了較高的吸附能力,甚至高于一些改性和復合材料.

表4 MG 及ST 的吸附等溫模型參數Table 4 Parameters of adsorption isotherms models of MG and ST

表5 不同吸附劑對MG、ST 的最大吸附量Table 5 Maximum adsorption capacity of MG and ST by different adsorbents

2.3 解吸及再吸附分析

吸附劑的可回收性是影響其實際應用的關鍵因素之一.本研究采用乙醇洗滌法對吸附MG、ST后的AGBC 進行解吸并分析再吸附性能.

圖8 AGBC 的解吸及再吸附實驗Fig.8 Desorption and reabsorption experiments of AGBC

由圖8 可知,隨著吸附循環次數的增加,AGBC的吸附性能逐漸下降,這可能是經過離心以及乙醇洗滌后部分染料未能從AGBC 上解吸徹底,其仍占據有效吸附位點,造成吸附量隨解吸次數的增加而降低.但是可以看出,即使經過3 次吸附循環,AG750對 MG 和 ST 的吸附量分別為 3753.83mg/g、1255.78mg/g,較最初吸附量分別降低了59.53%、46.37%.因此,盡管再生AGBC 的吸附能力較最初吸附量降低明顯,但對MG 和ST 的吸附性能仍優于其他許多吸附劑(表5).

2.4 吸附機理分析

分析吸附染料機理對評估生物炭應用潛力及對環境的影響具有一定的實踐意義.由BET 測定結果可知(表1),AGBC 是一種典型的介孔結構(平均孔徑:2～50nm)材料,一般來說,平均孔徑越小,比表面積越大,吸附能力越強[44].與AG350 和 AG550 相比,AG750 的平均孔徑最小,比表面積和總孔隙體積最大,表明其可以為染料分子提供更多的吸附位點,考慮到較大比表面積和高吸附量之間的關系,可能的原因是比表面吸附和孔隙填充,即這是造成高溫生物炭吸附性能好的原因之一.由圖1(d)～圖1(f)和圖1(g)～圖1(i)可知,吸附后的AGBC 表面有明顯的顆粒狀物質和纖維狀物質,說明生物炭表面的凹槽和孔隙均被染料分子所占據.

常見的染料吸附機理主要包括π-π 共軛作用、靜電引力和氫鍵作用力等[45].由FTIR 圖可知(圖3),吸附染料后,AGBC 在波長為1618cm-1處的吸收峰發生了明顯的變化,這可能是由于生物炭上芳香族π電子和染料中苯環結構上π 電子發生了π-π 共軛作用.AGBC 中含有一定量的官能團,而這些官能團大部分帶負電,可以與MG 和ST 中帶正電的顯色基團N+以靜電吸引的方式相結合.另外,在874cm-1處的吸收峰也發生了明顯的變化,表明生物炭中含有CO32-的碳酸鹽礦物參與了染料的吸附過程[46-47].許多研究發現,碳酸鹽礦物中的CO32-會通過靜電引力吸附陽離子染料[46],這與本研究結果一致.由2.1.3 和2.1.4 節分析結果可知,高溫生物炭AG750 中存在較多碳酸鹽礦物,這可能是高溫生物炭吸附性能好的另一原因.在吸附MG后,3417cm-1處代表O—H或N—H 的吸收峰未發生明顯變化,而在吸附ST 后,該特征峰明顯減小,說明AGBC 吸附ST 過程中存在氫鍵作用力,而在吸附MG 過程中并未有氫鍵參與,具體吸附機理見圖9.

圖9 AGBC 吸附MG 及ST 的機理分析Fig.9 The mechanism analysis of MG and ST adsorption on AGBC

3 結論

3.1 AGBC 的pH 值、灰分、比表面積、孔體積以及芳香化程度均隨著熱解溫度的升高而增加,而產率、含氧官能團隨熱解溫度的升高而減少.批量吸附實驗表明:AGBC 對兩種染料的吸附效果都很好,且溫度越高,吸附效果越好.

3.2 AGBC 吸附MG 和ST 過程的反應動力學分別符合準一級動力學與準二級動力學,吸附等溫線均符合Freundlich 模型.根據吸附擴散分析可知,顆粒內擴散不是控制MG 和ST 擴散速率的唯一因素.經Langmuir 模型擬合,吸附性能最好的AG750 對MG和 ST 的最大吸附量分別為 10249.79mg/g、3353.49mg/g.

3.3 經過3 次連續吸附-解吸后,AG750 對MG 和ST 的吸附量分別為3753.83mg/g、1255.78mg/g.表明乙醇解吸MG 和ST 有很好的效果.同時,通過再吸附實驗也反映出AGBC 良好的吸附性能,可作為一種廉價高效吸附劑應用于染料廢水處理領域.

3.4 通過分析吸附機理,發現AGBC 吸附MG 過程中主要涉及兩方面機理:靜電引力和π-π 共軛作用.而對ST 而言,主要的吸附機理為氫鍵作用、π-π 共軛作用以及靜電吸引力.