聚吡咯改性生物炭對氟的吸附特性研究

楊文煥,徐 巖,鄧子威,周 鑫,白妙馨,李衛平*

聚吡咯改性生物炭對氟的吸附特性研究

楊文煥1,徐 巖1,鄧子威1,周 鑫1,白妙馨2,李衛平1*

(1.內蒙古科技大學能源與環境學院,內蒙古 包頭 014010；2.內蒙古生態環境科學研究院有限公司,內蒙古 呼和浩特 010010)

以聚吡咯(PPy)改性蘆葦-底泥生物炭(LB)制備了一種特異性吸附陰離子的吸附劑材料(LB/PPy)并實現水體中氟離子的高效去除.通過掃描電鏡(SEM)、X射線光電子能譜(XPS)、孔徑分析儀(BET)和傅里葉紅外光譜(FTIR)對LB/PPy材料進行結構表征,并通過批量吸附實驗探究LB/PPy對氟離子的吸附動力學和關鍵影響因素,最終揭示了該材料對氟離子的特異性吸附機理.PPy增加了LB材料的比表面積及表面官能團豐度,賦予其較高的吸附容量及特異性吸附陰離子性能.LB/PPy對氟離子的吸附動力學過程均符合準二級動力學模型,吸附過程同時存在物理吸附和化學吸附作用,但主要以化學鍵合為主;40℃時,達到最大吸附容量,為45.34mg/g,溫度增加,吸附容量提升.該材料去除氟離子的最適pH值范圍為8～10,具有高效的吸附效果,在多離子混合存在下仍能夠保證對氟離子良好的特異性吸附能力,具有極高的應用價值.

生物炭；聚吡咯改性；氟離子；吸附機理

作為自然界和人類生產生活中的常見元素,氟以其強電負性和高溶解性對生態環境造成一定壓力.當其濃度超過一定閾值時,會對水生植物、浮游生物及魚類產生毒性效應,降低湖泊水生態系統中生物種類及數量,阻礙水產經濟發展,甚至直接沿食物鏈影響人類身體健康[1-3].因此,湖泊等自然水體中氟污染的治理對保障水體安全意義重大.

水體除氟的技術與方法種類較多,主要包括沉淀法、離子交換法、膜分離法和吸附法[4].其中吸附法的操作簡便、成本低廉,使其成為除氟工藝方法中最理想的一種技術手段.常見的吸附劑有生物炭、活性炭、沸石、多孔陶粒、碳納米管等[5].其中生物炭是以有機廢棄物和污泥等生物質為原料,通過熱解作用制備而成,具有制備成本低,來源廣泛等優勢[6-8].然而上述包括生物炭在內的所有材料對污染物的吸附都是以物理作用為主,更多是依賴自身孔隙度與比表面積等物理性質,材料表面官能團結構簡單,很難與吸附質間形成強有力的共價鍵.同時生物炭等材料對水體中陰離子的吸附具有非特異性,很難高效、有針對性的去除水體中氟離子[9].因此,研究一種除氟效果較好,特異性強的吸附除氟材料,具有重要意義.

氟主要以陰離子形態在環境及生化過程中扮演著重要的角色,而部分特異性絡合陰離子的超分子體系也逐漸出現在人們的視野當中,吡咯就以自身構象變化優勢成為突出的陰離子識別單元[10-12].當前也有許多研究人員使用改性劑來改性生物質炭,以便于提高其對陰離子的吸附去除能力[13-14].但將吡咯對陰離子的絡合特性與生物炭的吸附效果相結合,是否會對水體中氟離子的去除起到明顯效果等研究相對較少,以及吡咯對改性生物炭增強氟離子的吸附機理尚不明確.

本研究所采用的生物炭原材料為湖泊底泥沉積物及其岸邊土著植物蘆葦等,通過物理熱解,投加吡咯等試劑,制備聚吡咯改性生物炭,有針對性的去除污染水體中的氟離子,揭示改性材料對氟離子的去除機理.

1 材料與方法

1.1 實驗試劑

吡咯(py)、環糊精(C36H60O30)、氟化鈉(NaF)、氯化鈉(NaCl)、硫酸鈉(Na2SO4)、氫氧化鈉(NaOH)等試劑來自麥克林生化科技公司,三氯化鐵(FeCl3)試劑來自北聯精細公司,鹽酸(HCl)試劑來自國藥集團試劑公司,均為分析純.試驗用水為去離子水.

1.2 材料的制備

生物炭制備:對岱海湖泊表層沉積物與湖岸帶的蘆葦等原料進行清洗、烘干、粉碎并過100目篩,按照[蘆葦/底泥]=7:3的比例置于坩堝中,放入管式爐,熱解溫度為800℃,全程通入氮氣以防止氧氣接觸,保持4h后冷卻取出,用1mol/L的鹽酸浸漬洗去灰塵后,使用去離子水清洗至pH值穩定,生物炭放入105℃的烘箱烘干24h,保存備用,記為LB.

改性生物炭制備:將1.5g預處理后的生物炭加入到含有3mL吡咯(Py)及[環糊精(α-CD):吡咯(Py)=0.3:1]的100mL溶液中,恒溫震蕩30min后,加入1mol/L的FeCl3溶液129mL再次恒溫震蕩12h后,改性完成后使用去離子水洗滌改性生物炭至無色,放入50℃烘箱內干燥24h,干燥完畢后得到改性生物炭,記為LB/PPy.

1.3 材料的表征

采用X射線光電子能譜(XPS,ThermoFisher- Nexsa,美國賽默飛)測定生物炭的元素種類及含量.使用全自動比表面積及孔隙分析儀(BET, BELSORP-Maxll,日本麥奇克拜爾)測定生物炭的比表面積及孔體積.通過傅里葉紅外光譜(FTIR,IR Tracer-100,日本島津)測定生物炭的官能團類型.運用掃描電子顯微鏡(SEM,蔡司-Sigma-300,德國)測定生物炭表面形態.

1.4 吸附實驗

1.4.1 吸附動力學 氟離子初始濃度為10mg/L, pH=6時,將0.1g改性生物炭投加到100mL氟離子溶液中,在0～360min設定時間點內進行氟離子測定,所有實驗重復3次以保證結果準確性.

1.4.2 吸附等溫線 pH=6時,將0.1g改性生物炭置于具塞錐形瓶中,加入6種不同濃度(3,10,15,25,50和90mg/L)的氟離子溶液100mL,設置溫度為10,20, 30,40℃,恒溫震蕩12h后,取樣測定溶液中剩余氟離子濃度.

1.4.3 溶液pH值影響 采用0.5mol/L HCl與0.5mol/L NaOH調節氟離子溶液初始pH值分別為4、6、8、10、12,氟離子初始濃度為10mg/L,恒溫震蕩12h后,取樣測定溶液中剩余氟離子濃度.

1.4.4 吸附劑投加量影響 氟離子初始濃度為10mg/L,pH=6時,設置改性生物炭的投加量為0.1, 0.2,0.3,0.4,0.5,0.6g/L,恒溫震蕩12h后,取樣測定溶液中剩余氟離子濃度.

1.4.5 溶液共存離子影響 實驗設定了3個共存離子的水平濃度分別是0,30和90mg/L,每一個濃度材料投加量為0.1g/L,取配置好的10mg/L氟離子溶液100mL加入到250mL具塞錐形瓶中,然后分別在溶液中投加Cl-、CO32-、HCO3-和SO42-等4種物質研究其對吸附的影響,調節pH值為6,恒溫震蕩12h后,取樣測定溶液中剩余氟離子濃度.

上述吸附試驗均在轉速為180r/min的恒溫(25±2)℃搖床中進行,吸附到達平衡后,混合液離心過0.45mm濾膜后,通過氟離子選擇電極測定濾液中的氟離子濃度.通過式(1)、式(2)計算生物炭對氟離子的吸附容量(,mg/g)和吸附去除率(,%).

式中:e為溶液中的氟離子在吸附平衡時濃度, mg/L;0為氟離子溶液的初始濃度,mg/L;為含有氟離子濃液的體積,L;為所用吸附材料的質量,g.

1.5 數據處理

各實驗指標均重復測定3次,實驗結果用“平均值±標準差”表示,以保證實驗結果的準確性;利用Excel 2018進行實驗數據的處理,采用Origin 2018進行圖形繪制.

2 結果與討論

2.1 材料表征分析

2.1.1 SEM與BET分析 在經過放大600倍下的LB和LB/PPy的電鏡圖像如圖1所示.可以看出,未經改性的LB整體較為光滑(圖1a),具有層狀孔隙結構,這些層狀孔隙有利于PPy的負載.改性后的LB/PPy(圖1b)形貌發生了極大的變化,呈現出松散的球狀聚集結構特征[15],經過再度放大后可更直觀發現PPy內嵌于生物炭層狀孔隙結構中,表明PPy已成功地負載在LB表面及空隙中.

圖1 LB和LB/PPy的SEM圖

比表面積及孔隙度是影響生物炭吸附性能的關鍵因素.采用BET對改性材料比表面積進行測定(圖2),并根據國際純粹與應用化學會(IUPAC)所定義的氣體吸附曲線類型進行分類,LB的氮氣吸脫附等溫線為Ⅰ型,表明LB結構中存在較多的微孔,與表1中測得的平均孔徑為1.79nm相符合;而LB/PPy屬于Ⅳ型,吸附曲線和脫附曲線不重合,表現出滯后環,說明其結構中不僅存在微孔結構,也存在較多的介孔.一般說來,PPy的負載會堵塞生物炭材料的孔隙,從而導致其孔體積下降[10].但本研究中PPy結構更為松散,提高了LB/PPy復合材料比表面積和孔體積,而介孔結構的產生也是由PPy在負載過程中球狀聚集導致的,這些結構使LB/PPy生物炭具有更豐富的孔隙度,暴露了更多的吸附位點.此外,LB/PPy的平均孔徑為5.81nm大于LB的平均孔徑,且具有更高的比表面積217.25m2/g和總孔體積0.3154cm3/g,這更有利于目標物的吸附和擴散.綜上所述,改性前的生物炭材料較為均質,主要是以單一的微孔結構為主,而改性后的LB/PPy具有分級多孔結構,提高了吸附性能.

圖2 LB和LB/PPy N2吸附-脫附曲線與孔徑吸附

表1 LB和LB/PPy的比表面積和孔結構參數表

2.1.2 FTIR分析 除了比表面積等物理性質,材料表面官能團結構組成更是直接決定材料與吸附劑間的相互作用力.從整體來看,改性后的LB/PPy具有更加豐富的官能團結構組成(圖3).在未改性的紅外圖譜中可觀察到兩個明顯的特征峰,其中3431cm-1附近的寬峰屬于O—H伸縮振動吸收峰;1006cm-1處有強而寬的峰可歸為C—O的伸縮振動,表明未改性活性炭表面存在大量結構組成較為單一的含氧官能團(可能以醚鍵為主).改性后的LB/PPy紅外圖譜較為復雜,在3431cm-1附近的特征峰可歸因于O—H和聚吡咯分子中N—H的伸縮振動吸收疊加峰,該峰發生減弱,表明O—H和N—H可能是材料的關鍵結合位點;位于1541,1305和1039cm-1處的峰分別為吡咯環中的C=C的伸縮振動以及C—N伸縮振動峰與彎曲振動;1168cm-1處的峰是芳環的C—H彎曲振動; 901cm-1為CH2的彎曲振動所致;此外,觀察到788cm-1附近的Fe-OH伸縮振動,可能是氯化鐵摻雜所致[16-18].以上結果表明PPy與生物炭發生了明顯的化學鍵合,尤其是PPy環狀結構及含氮官能團的成功引入可在特異性吸附陰離子(F-)方面展示出巨大潛力.

圖3 LB與LB/PPy的FTIR圖

2.1.3 XPS分析 吡咯中的N—H結構和氟離子能夠形成具有N—H～F-特征的復合物,為PPy改性生物炭對F-識別與結合提供了關鍵的吸附位點[19].研究采用XPS進一步揭示改性前后材料的主要元素組成及N元素的價態分布(圖4).經過PPy改性后,LB出現了屬于聚吡咯中吡咯分子的明顯的N元素峰信號以及Cl元素峰.其中Cl的出現是因為FeCl3作為氧化劑氧化聚合PPy,由于PPy中部分氮原子帶正電,Cl-作為陰離子與分子鏈上的N+相結合,平衡正電荷使其呈電中性[20].同時,在LB/PPy中,Cl-具有更加活潑的特點,能夠與水中的氟離子進行置換[21].從XPS元素半定量的結果(表2)同樣可看出,LB/PPy的N含量由0.65at%增加到9.2at%,表明氮元素主要來源于吡咯分子五元氮雜環結構.N1s的XPS高分辨譜進一步證明了N元素的價態分布,位于400.9, 399.9和399.7eV處的峰擬合結果分別對應于N+、—NH—和—N=,N+的存在表明結合后的吡咯具有較高的陰離子吸附性能,—NH—和—N=中的H同樣可以提供靜電作用或者氫鍵作用位點,繼而提升對陰離子的吸附能力.此外,高氮含量影響材料的表面電荷分布,使材料帶正電荷,從而為陰離子提供了豐富的吸附位點,提高材料對陰離子的整體吸附容量.

表2 LB和LB/PPy的表面元素分析

2.2 LB/PPy吸附性能分析

2.2.1 吸附動力學模型擬合 采用準一級(式(3))、準二級(式(4))、內擴散(式(5))吸附動力學方程,擬合聚吡咯改性生物炭對氟離子去除的吸附機制,其表達式如下:

式中:q和e分別為任意時間(min)和吸附平衡時吸附質在吸附劑上的吸附容量,mg/g;1為準一級方程的動力學常數,min-1;2為準二級方程的動力學常數,g/(mg/min);k為顆粒內擴散速率常數,mg/ (g/min-0.5);為與邊界層厚度相關的常數,mg/g.

由表3可知,準一級動力學對LB/PPy吸附氟離子的擬合度較差(2=0.659),準二級動力學擬合度較好(2=0.965),且擬合的e值與實驗測得值基本相當,表明LB/PPy吸附氟離子的動力學過程符合準二級動力學模型,且吸附的過程以化學吸附為主,吡咯與F-間形成了共價鍵,N+可能在共價結合過程中起到較為關鍵的作用.通過擬合結果(圖5)可將F-吸附過程劃分為3個階段:表面吸附、顆粒內擴散和吸附平衡在內的復合吸附過程[22].

表3 準一級、準二級吸附動力學模型擬合參數

表4 顆粒內擴散模型擬合參數

圖5 LB/PPy吸附氟離子動力學擬合曲線

在表面吸附階段,吸附速率較快且擬合程度較好,是由于固/液兩相間存在較大的氟離子濃度差,使得傳質推動力較大[23];當吸附劑的外表面飽和后,氟離子向顆粒內擴散,由于傳質阻力增大,顆粒內擴散階段的吸附速率明顯下降;最后F-被吸附劑孔道內部吸附,稱為平衡階段,該階段較為緩慢.由于內擴散模型擬合直線不經過原點,所以顆粒內擴散步驟并不是唯一的控制因素,但第二階段速率常數的降低可以證明顆粒內擴散過程是速率限制步驟.總之,顆粒內擴散模型圖分為3段,說明LB/PPy材料吸附F-的過程較為復雜,吸附速率由外表面擴散和顆粒內擴散共同控制[24].

2.2.2 吸附等溫線 吸附等溫線采用Langmuir模型(式6)和Freundlich模型(式7)進行模擬.兩種模型的表達式為:

式中:e為吸附平衡時的氟離子濃度,mg/L;e為平衡時吸附劑對氟離子的吸附量,mg/g;max為吸附劑表面完全單分子層吸附時的最大吸附量,mg/g;L為Langmuir吸附常數,L/mg;f為Freundlich常數,mg/g,與吸附容量有關;與能量異質性(平均能量)即吸附強度有關.

表5 LB/PPy的吸附等溫線擬合參數

由表5結果可知,兩種等溫曲線在LB/PPy對氟的吸附均能較好的擬合(2大于0.94)[25],但在10,20, 30℃條件下,Langmuir模型的擬合系數2高于Freundlich模型,揭示氟離子在LB/PPy吸附行為上更趨向于單分子均勻吸附[26].且Freundlich模型擬合參數結果顯示,1/n值處于0.1～0.5范圍內,說明氟離子受吡咯陰離子識別性能的影響易于被LB/PPy吸附[27].

由圖6可以看到,隨著氟離子濃度的增加,吸附逐漸趨于平衡,在40℃時改性生物炭材料LB/PPy對氟離子的吸附性能最強,最大單分子層吸附容量為45.34mg/g.隨著實驗溫度的上升,最大吸附容量增加,這一特性表明F-在LB/PPy的吸附為吸熱反應.對比LB/PPy與不同改性除氟生物炭的吸附性能(表6),LB/PPy可以提高其對氟離子的吸附性能,相較于其他吸附劑具有一定的優勢.

表6 改性生物炭除氟性能比較

圖6 LB/PPy對氟離子的吸附等溫線模型擬合曲線

2.2.3 吸附熱力學分析 通過熱力學參數吉布斯自由能變化(D0,kJ/mol)、標準焓變(D0,kJ/mol)及標準熵變化(D0,kJ/mol/K)可以了解在吸附過程中顆粒內部能量變化的信息,在設定溫度下,若D0￡0,則該反應可以自發進行.這些參數可以由吸附平衡常數0(ml/g)計算得到,如式(8)～(10).

式中:D0為吉布斯自由能,kJ/mol;為理想氣體狀態常數,=8.314J/mol/K;為絕對溫度,K;D0為焓變,kJ/mol;D0為熵變,kJ/mol/K.

表7 吸附熱力學參數

由計算結果得出,在溫度為283.15～313.15K范圍內,該吸附反應體系Δ0均小于零,可以表明該過程為自發反應過程.標準焓變Δ0大于零,則該吸附過程為吸熱反應.通常情況下,吸附熱的絕對值小于20kJ/mol為物理吸附,大于20kJ/mol為化學吸附,LB/PPy吸附過程中標準焓變Δ0為23.27kJ/mol,則該吸附過程為化學吸附為主,這一結果與吸附等溫線擬合結果相一致.標準熵變化Δ0,可以反應整個吸附過程體系中混亂程度的增加或減小,LB/PPy吸附過程中Δ0大于零,表明該吸附反應為熵增的過程,原因可能是在吸附過程中交換點位上更活潑的離子被F-所交換下來,導致吸附過程中混亂度增大[31].

2.3 LB/PPy除氟影響因素分析

2.3.1 溶液pH值及投加量影響 溶液初始pH值能夠直接影響吸附材料的化學性質與吸附質在溶液中的存在形態.本研究測試了LB/PPy材料在pH值為4.0～12.0范圍內,對氟的去除效果.如圖7所示,該吸附材料在pH值為8.0～10.0時吸附容量保持在較高水平,在10.0時吸附量最大.在pH值為4～6范圍內,去除率下降是因為其在弱酸條件下,溶液的H+會與F-生成弱電離氫氟酸,使得吸附劑與F-的庫倫引力降低[32],隨著pH值的升高,生物炭吸附位點上的OH-會被F-取代從而增大氟的去除率[33],但是pH值過高溶液中的OH-濃度增加,會與F-產生競爭吸附.且伴隨H+的減少,質子化官能團去質子化,使得吸附劑表面帶負電會阻礙其對氟的靜電吸引作用,從而抑制其對氟的吸附[34].雖然pH值為8～10范圍前后吸附容量較低,但該材料總體吸附去除率達到74%以上,表明LB/PPy在較為廣泛的pH值范圍能夠實現對氟離子的良好去除.原因可能是較廣的pH值范圍使PPy分子表面發生極化作用[35],該作用的發生使N—H上N—H鍵更長和(N—)H…Cl距離更短,使受體對氯離子鍵合能力更強,從而有更廣泛的適用范圍.

圖7 溶液初始pH值對氟去除效果的影響

圖8 LB/PPy投加量對氟去除效果的影響

LB/PPy的吸附性能與投加量(圖8)呈現明顯正相關,在投加量為0.5g/L時吸附逐漸趨于穩定.當LB/PPy投加量由0.1g/L增加至0.2g/L時,增幅最為明顯.綜合考慮改性生物炭材料的除氟效果以及成本控制,當氟離子標準溶液初始濃度為10mg/L時,LB/PPy材料的最佳投加量為0.6g/L,此時去除率達到97.76%.有研究表明[36],吸附材料在投加量較低的情況下,投加量與吸附點位數目呈正比,提高了吸附點位與氟離子的碰撞幾率,使得吸附除氟率增大;而隨著投加量的進一步增大,去除率增加不明顯,原因是溶液中材料之間相互貼近,使得吸附位點的利用效率降低.

2.3.2 共存離子的影響 在自然環境下,湖泊水體中存有許多與氟離子產生競爭的陰離子,如Cl-、SO42-、HCO3-及CO32-離子等,會影響吸附除氟效果.本實驗分別探究了不同共存離子對改性材料吸附氟離子過程的影響(圖9).

在不同濃度、不同種類共存離子的存在條件下,并未對吸附氟反應產生顯著影響.雖然有研究表明,HCO3-及CO32-離子的存在會對水體pH值有所影響[37-38],但是LB/PPy材料具有較廣的pH值適用范圍,所以這一條件并不能對吸附容量產生影響. Hayes等[39]指出,氟離子吸附過程包括特異性吸附和非特異性吸附,在特異性吸附過程中,氟吸附過程會受到特異性共存離子的影響,不會受到非特異性離子的影響,非特異性過程與此相反;其中特異性離子有OH-、PO43-和AsO43-等,非特異性離子有Cl-、SO42-等[40].因此,LB/PPy吸附氟的過程屬于特異性吸附,體現了吡咯材料的陰離子識別效應.Hayes等[39]還指出,可以根據離子與材料表面吸附點位結合強度的大小將吸附分為內界相關和外界相關.在內界相關中,因為吸附質與吸附位點的結合強度大,所以受到共存離子的影響小;而外界相關中,兩者之間的結合強度小,所以受到共存離子的影響較大.在本次的研究中,LB/PPy吸附氟過程中,吸附容量未受到顯著影響,所以符合內界相關吸附過程.

圖9 共存離子對氟的去除效果影響

2.4 LB/PPy的特異性吸附機理

本研究將適應不同種類陰離子的吡咯物質與生物炭相結合(圖10),使生物炭對氟離子的識別作用增加以提高整體凈化效果.綜合上述表征及動力學模型分析結果表明,吡咯在改變生物炭比表面積等物理性質的同時,將大量的正電荷引入生物炭表面,使LB/PPy對水中氟離子的吸附以化學鍵合為主,吡咯中N+是共價結合的關鍵結合位點.而在不同水溶液條件下,pH值等一些能夠影響陰離子鍵合的競爭因素會影響受體對陰離子的鍵合能力,而大量的含氮官能團可以在此時提供靜電作用或者氫鍵作用位點,因此材料在環境因素干擾下仍能保證良好的吸附效果.總之,LB/PPy可以有針對性的去除污染水體中的氟離子,并展現出了良好的穩定性與極高的應用價值.

圖10 LB/PPy吸附氟離子機理

3 結論

3.1 改性后的LB/PPy,表面形態及其孔隙結構有顯著提高,元素組成及其官能團豐度的改變有利于氟的吸附.

3.2 LB/PPy對水中氟離子的吸附符合準二級動力學,以化學吸附為主,同時該吸附過程可以自發進行,屬于吸熱過程,對氟離子的吸附受到外表面擴散和顆粒內擴散共同控制.

3.3 LB/PPy去除氟離子的最適pH值范圍為8～10.在吸附劑投加量為0.6g/L時,有較好的除氟效果.溶液中的共存離子對LB/PPy吸附氟無顯著影響,說明LB/PPy具有較好的適應性.

3.4 LB/PPy對氟的吸附機理有物理吸附、化學吸附、靜電吸附,其主要機理是氟離子與生物炭表面的含氮官能團發生靜電作用.

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Study on the adsorption characteristics of polypyrrole-modified biochar to fluorine.

YANG Wen-huan1, XU Yan1, DENG Zi-wei1, ZHOU Xin1, BAI Miao-xin2, LI Wei-ping1*

(1.School of Energy and Environment, Inner Mongolia University of Science and Technology, Baotou 014010, China；2.Inner Mongolia Academy of Ecological and Environmental Sciences Co., Ltd, Hohhot, 010010, China)., 2023,43(2)：592～600

An adsorbent material (LB/PPy) with specific adsorption of anions was prepared by modifying reed-bottom biochar (LB) with polypyrrole (PPy) and achieving efficient removal of fluoride ions from water bodies. The LB/PPy material was structurally characterized by scanning electron microscopy (SEM), X-ray photoelectron spectroscopy (XPS), pore size analyzer (BET), and Fourier infrared spectroscopy (FTIR), and the adsorption kinetics and key influencing factors of LB/PPy on fluoride ions were investigated by batch adsorption experiments, which revealed the specific adsorption mechanism of the material on fluoride ions. PPy increased the adsorption kinetics of LB/PPy on fluoride ions by the quasi-secondary kinetic model, the adsorption process has both physical and chemical adsorption, but mainly chemical bonding. The maximum adsorption capacity was 45.34mg/g at 40℃. The adsorption capacity increased with the increasing temperature. The optimum pH value of this material was from 8 to 10 to remove fluoride ions. It could ensure the good specific adsorption capacity of fluoride ions in the presence of multiple ions, which has a high application value.

biochar；polypyrrole modification；fluoride ion；the adsorption mechanism

X703.5

A

1000-6923(2023)02-0592-09

楊文煥(1980-),女,內蒙古包頭市,內蒙古科技大學能源與環境學院副教授,主要從事河湖生態修復治理.發表論文20余篇.

2022-06-27

國家自然科學基金資助項目(42167018);國家重點研發計劃項目(2019YFC0409204);內蒙古自治區科技計劃項目(2020GG0208)

* 責任作者, 教授, sjlwp@163.com