发布日期：2018-11-08 10:22 来源：活性炭网 作者：活性炭网 浏览数：
抽象 在该研究中，在活性炭（AC）的氧化和铁浸渍之后合成了铁浸渍的活性炭（FeAC）。 AC和FeAC均通过pH ZPC表征 和FTIR光谱学。 在各种实验条件下检测AC和FeAC对亚甲基蓝（MB）的去除。
提供新鲜空气和清洁水对生物体非常重要。因此，保持淡水资源的质量仍然是所有时代的挑战。当然，从工业场所释放的污泥和残留物含有有害污染物，这会使水质恶化[ 1 ]。金属，染料，杀虫剂和许多抗生素等毒素的存在作为工业运营和农业径流的排放物释放出来，正在对环境造成严重威胁。合成染料赋予废水颜色，最终干扰水生生物的生长活动，并导致化学需氧量（COD）的增加[ 2]]。此外，染料通过吸收太阳光来抑制光合作用过程，这是水生植物生长所必需的。由于这些污染物的致突变性和致癌性，这些污染物也威胁着食物循环和水生生物[ 3 ]。与染料相关的健康风险是紫绀，呕吐，黄疸，加速心率，休克和组织坏死。因此，在含有染料的工业废水进入水系统之前对其进行处理至关重要。许多物理化学方法，如凝聚和氧化[ 4 ]，吸附[ 5 ]，纳米过滤和絮凝[ 6 ]，离子交换[ 7 ]和膜过程[ 8]已被用于从废水和工业废水中去除合成染料。然而，吸附已经发现是最合适的技术，由于其成本低，精度，生存力和简单的设计要求[ 9，10 ]。
活性炭（AC）已被广泛用作水性介质净化，气/固相分离，催化，电化学过程等的吸附剂。活性炭的表面特性，即孔隙率和高表面积的扩展范围，易于分离的，低运行成本和显著吸着亲和力使AC一个通用和优选的材料用于各种应用[ 11，12 ]。为了进一步提高效率，已经对AC的修改和可重用性进行了研究[ 10 ]。
本文阐述了AC的表面改性，以提高其对MB的吸附亲和力和废吸附剂的再生。为了在AC上产生更多的活性位点，通过使用氧化剂然后用铁前体浸渍来改性表面以产生铁浸渍的AC（FeAC）。对AC和FeAC进行了彻底的表征，并研究了从水性体系中吸收MB的情况。对于实际应用，废吸附剂的可重复使用性具有主要的经济意义，首先是降低操作成本，其次是解决与废吸附剂处理有关的问题，这是一种昂贵的选择和浪费资源。
分析级试剂无需进一步纯化即可使用。AC购自埃塞克斯（英国）的R＆M Chemicals。碳酸氢钠（NaHCO 3）和硫酸亚铁（FeSO 4· 7H 2 O）由ACROS Organics，USA提供。亚甲基蓝和硝酸钠（NaNO 3）得自QReC（新西兰），而高锰酸钾（KMnO 4）得自Amresco（USA）。
将所接收的AC在110℃的烘箱中加热2小时，以确保无水分的基材。FeAC的合成按照我们最近报道的工作[ 13 ]中描述的程序进行。首先，将5g AC与1M KMnO 4溶液在200rpm下搅拌20分钟。然后，加入蒸馏水稀释悬浮液，然后过滤。然后将得到的残余物与1M FeSO 4· 7H 2 O混合并在磁力搅拌器（WiseStir，DAIHAN Scientific Co.Ltd。）上搅拌，以相同的速度搅拌8小时。过滤悬浮液，用1％NaHCO 3洗涤并浸泡在1％NaHCO 3中一夜之间解决 然后，倾析悬浮液，用蒸馏水洗涤并再次过滤。最后，将固体残余物风干2小时，然后保持在110℃的烘箱中直至6小时以完全干燥。
根据文献[ 14 ]中报道的众所周知的盐添加方法测定AC和FeAC 的零电荷点（pH ZPC）的pH 。向一系列Erlenmeyer烧瓶（100mL）中加入40mL 0.1M NaNO 3溶液，并通过使用HNO 3和NaOH在不同浓度（0.1-1M）的pH范围2-10内调节pH。向每个烧瓶中加入0.1g吸附剂，并在环境温度下以250rpm的搅拌速度搅拌悬浮液过夜。第二天，记录悬浮液的最终pH（pH f），并将最终pH 和初始pH（ΔpH）之间的差异相对于初始pH（pH i）作图。）。净表面电荷为零的pH值被认为是材料的零电荷点（pH ZPC）。通过使用配备有碲化汞镉（MCT）检测器的FTIR光谱技术（Model Perkin Elmer Spotlight 200），使用少量吸附剂来研究表面官能团的存在。
为了研究AC和FeAC的MB去除效率，在不同的实验条件和参数下进行MB吸附研究，包括可变的pH，在不同温度下接触的时间（298-328K），吸附剂剂量和背景电解质的离子强度。为了检查溶液pH对AC和FeAC摄取MB的影响，将40mL等分试样（500mg / L MB）转移到一系列100mL Erlenmeyer烧瓶中。向每种溶液中加入0.1g吸附剂，并使用IKA，KS 260 basic轨道振荡器以400rpm混合3小时。每次，通过使用HNO 3进行pH调节或NaOH（0.1-1M），pH范围为2-10。平衡后，过滤悬浮液，并使用配备有UV Probe 2.42软件的Shimadzu UV-VIS 2600分光光度计1.03版在λ= 660nm处测定滤液中剩余的MB浓度。
为了评估在不同温度（298-328K）下通过AC和FeAC去除MB的接触时间的影响，将0.1g固体吸附剂添加到一系列锥形瓶（100mL）中。向每个烧瓶中引入100mg / L MB溶液（40mL），并将悬浮液在磁力搅拌器上在各种温度（298,313和328K）下搅拌预定的时间间隔达4小时。类似地，通过使用各种吸附剂剂量（0.1-1g）研究吸附剂剂量对从水溶液中除去MB的影响。在一系列Erlenmeyer烧瓶（100mL）中，将40mL MB溶液（500mg / L）与预先称重的吸附剂混合。将悬浮液在400rpm下搅拌3小时，并以相同的方式测定剩余的MB浓度。
在废水释放过程中，放电还可能含有伴随的离子，如Na +，K +等。为了解离子强度对MB降解速率或过程的影响，背景电解质的不同溶液（0.01-1 M NaNO 3））分析具有MB溶液的空白（蒸馏水）。这些研究在含有0.1g吸附剂，20mL MB溶液（1至70mg / L）和/或20mL蒸馏水/ NaNO 3溶液的悬浮液的天然pH下进行，使其在250rpm下混合5小时。使用轨道振动器型号IKA Basic 260.在所有情况下，固体吸附剂上吸附的MB量，q e（mg / g）通过使用等式1确定，
其中C o和C e（mg / L）是MB的初始和平衡浓度，V（mL）是所用MB的体积，m（g）是固体吸附剂的质量。通过使用等式2计算AC和FeAC的MB去除效率，
吸附过程的经济可行性涉及在实际应用中废吸附剂的再生。所述MB加载AC和FEAC通过使用不同的解吸剂（0.1 MH洗脱2 SO 4，0.1M的NaOH，0.1M的NaNO 3和蒸馏水）以评价MB的可重用性装载的吸附剂。通常，使用轨道振荡器将1g吸附剂与50mg / L MB溶液一起搅拌3小时。平衡后，测定分析物中的MB浓度。将装有MB的AC和FeAC用洗脱液搅拌与反应时间相同的持续时间（3小时）。通过使用以下关系计算每种情况下解吸的MB量（解吸％）;
其中C des和C ads（mg / L）分别代表解吸和吸附相中染料的浓度。每次处理后，将吸附材料与染料溶液分离并用蒸馏水洗涤。最后，将其浸泡在蒸馏水中过夜。过滤后，将固体残余物再次用新鲜的40mL MB溶液（50mg / L）搅拌另一个循环。该过程重复多达10个循环，并在每个循环后计算MB去除效率。
零电荷点的pH（pH ZPC）对应于认为固体表面为中性的pH值。它在离子物质在含水体系固体表面上的吸附过程中起着重要作用。AC和FeAC 的pH ZPC曲线如图1所示。
氧表面接着碳表面的铁浸渍改变了改性碳样品的pH。结果表明，FeAC的表面更酸性（pH ZPC = 4.3），而AC的表面接近中性（pH ZPC = 7.4）。较低的pH ZPC值使得FeAC更适合于从污染的水系统中除去诸如MB的阳离子染料。FeAC的酸性增加表明质子化程度不可避免地受到铁浸渍的影响。该改性进一步有助于在表面上产生弱酸性官能团，例如酚，内酯，羰基和羧基。在pH值低于pH ZPC时，FeAC表面带正电荷，而pH高于pH ZPC时，FeAC表面带负电。在较低的pH值（pH 2和3）下，FeAC的表面由于来自本体的H +离子的频繁相互作用和积累而经历表面质子化，其具有围绕吸附剂表面的趋势。除此之外，假定FeAC表面将碱性OH -离子释放到本体中，这导致悬浮液的最终pH略微增加。因此，这导致在较低pH值（低于pH ZPC）下总体带正电的FeAC表面。但是，在碱性pH（或高于pH ZPC（FeAC），发现FeAC表面带负电。通常，随着系统初始pH的增加，本体溶液中过量的OH -离子通过从FeAC表面释放的H +离子来抵消。此外，FeAC的去质子化导致悬浮液的最终pH降低并在FeAC表面上产生总体负电荷。pH的趋势ZPC在这项工作中两者的AC和FEAC得到的值是在与已报道的文献[紧密协议15，16 ]。此前，Lu等人。[ 15 ]观察到pH值ZPC降低用硝酸改性的氧化碳样品，从7.72（AC母体材料）到2.01用于氧化的AC（HNO 3与水的v / v比，5：10）。据推测，这些活性炭的相当低的pH值ZPC值是由于氧化以及碳表面上酸性表面官能团的增加。在另一项研究中，商业活性炭和H 2 SO 4改性炭黑的pH值ZPC值分别为6.4和3.5 [ 16 ]。在此，pH值ZPC显着降低7.4（AC）至4.3（FeAC）的值可归因于Fe浸渍时AC表面上的铁（Fe）含量的氧化以及锚定。AC和FeAC的物理化学特征总结在表1中。
| 参数 | 吸附剂 | |
|---|---|---|
| AC | FEAC | |
| 密度（g / cm 3） | 0.41 | 0.55 |
| pH值 | 7.76 | 4.93 |
| pH ZPC | 7.4 | 4.3 |
| 表面积（m 2 / g） | 1094 | 543 |
| 孔宽（Ǻ） | 17.23 | 22.98 |
| 总孔容（cm 3 / g） | 0.47 | 0.31 |
FTIR光谱用于两个样品（之前和MB吸附后）被记录在4000-650 cm的范围内-1和在被描述图2。AC和FeAC光谱（MB吸附前）出现在3384.8和3381.5 cm -1处的两个特征吸收峰可以分配到样品基质中的水分含量/化学吸附水中，或者由于O-H拉伸和弯曲振动所致由刘等人。[ 17 ]。然而，在MB吸附的AC中，未检测到该峰，而在FeAC中（MB吸附后）相同的峰略微移至3378.1cm -1。在FeAC上吸附MB后，在1335.3 cm -1处的弱吸收带对应于芳环的C = C [[18 ]也被观察到了。在MB吸附之前，由于C-OH的伸缩振动[ 19 ]，在AC中在1191.3cm -1处的小峰但在FeAC中在1188.3cm -1处具有相对更尖锐的峰。在MB吸附后，该峰在FeAC中稍微偏移至1175cm -1。在MB吸附之前在FeAC中在877.3和783.7cm -1处发现的两个峰在MB吸附后略微移位至874cm -1可以由金属 - 氧相互作用，即α-FeOOH和Fe-OH归因，如Li等所述。人。[ 20 ]在另一项研究中。然而，在AC的FTIR光谱中没有发现这样的峰。
系统的pH是用于评估吸附过程中吸附容量的重要参数，因为它可以影响吸附剂表面上可用的官能团的离解，吸附剂的表面电荷密度及其结构。它还可以影响吸附分子的电离程度，并且对吸附剂的吸附能力更高/更低负责[ 21 ]。通常，吸附剂的染料去除效率的趋势可以基于吸附剂的零电荷点（pH ZPC）和染料分子（阴离子或阳离子）的性质来解释。在目前的情况下，在2-10的pH范围内检查AC对AC和FeAC的吸附，结果显示在图3A中。
从图3A中可以看出，pH对AC和FeAC对水性体系中MB分子的摄取具有积极作用。在将pH从2变为10时，AC的MB去除效率从8％增加到89％。同时，还发现FeAC的MB去除效率从22％（在pH 2下）增加到95％（在pH 10下）。基于pH ZPC可以很好地描述AC和FeAC的MB去除效率的这种显着增加。如前所述，在pH ZPC以下，FeAC的表面带正电荷，这导致H +离子和染料阳离子之间的竞争到达表面。最终，FeAC表面上的活性位点将主要被H +包围离子和染料分子在某种程度上。H +离子将限制阳离子MB分子（MB +）与FeAC表面之间的相互作用。这些排斥力阻碍带正电的MB分子与FeAC表面的接触，并有助于在pH <4（140mg / g）下吸附在FeAC上的少量染料。然而，在pH> 4（高达174.9mg / g）时，注意到吸附在FeAC上的MB量的突然增加。吸附的最大量在7-10的pH范围内几乎保持不变，因为吸附在FeAC上的MB的量没有显着变化。同样，AC在低于和高于其pH ZPC的MB摄取中遵循类似的趋势值7.4，但在较低的pH值下，AC的总MB吸附容量显着低于FeAC。虽然AC的吸附能力在pH≥7时增加，但与FeAC相比仍然更小（即，pH7时为153.58对174.9 mg / g，而pH 10时为165.3对176.37 mg / g） 。
MB阳离子的吸收随着pH的增加而增加，并且这种趋势在AC和FeAC 的pH ZPC值之上更占优势，其最终分别接近pH 9和7附近的平衡状态。值得一提的是，在两个系统（AC和FeAC）中，在pH> pH ZPC下吸附的MB量的增加归因于AC的带负电的表面（高于pH ZPC）之间的吸引力的增加。FeAC和带正电荷的MB分子。在碱性pH下，H +离子和MB阳离子之间相对没有竞争吸附在固体表面上。
吸附剂对大量介质的阳离子交换容量（CEC）可以解释如下：在较高的pH值（高于pH ZPC）下，来自吸附剂表面的H +被释放并移至本体。这也可以从每种溶液（pH ZPC以上）的最终pH值的降低中得到证实，这可以相应地增加MB去除的百分比，如图3B所示。。由于FeAC表面的去质子化，预期带正电荷的染料分子被FeAC表面吸引。这导致酸性FeAC的高MB吸附能力。因此，可以说静电力和CEC都是造成FeAC在较高pH值下显着吸收染料分子的原因。值得一提的是，FeAC的MB去除能力显着高于（pH 10时为176.37 mg / g），而石墨（<50 mg / g）和氧化石墨（<150 mg / g）等其他吸附剂材料[ 22] ]和氢钛酸盐纳米纤维（在pH 9下为16.69 mg / g）[ 23 ]以前用于在不同pH值下去除MB。
还评估了在不同温度下AC和FeAC表面上的MB吸附动力学和染料吸附机理。为了评估获得的数据，使用不同的动力学模型（即，伪一级，伪二级，颗粒内扩散，Bangham模型和Elovich方程）。
该模型涉及吸附剂对吸附分子的固体吸附能力，并以线性形式给出;
其中q e（mg / g）是平衡时每单位重量吸附剂吸附的溶质量，q t（mg / g）是时间t（min）吸附的量，而k 1（1 / min）是伪一阶速率表达式的速率常数。在各种温度下ln（q e- q t）与t之间的曲线显示在图4A中。
使用来自ln（q e- q t）对t的曲线的斜率和截距来计算k 1和q e的值，并且值在表2中给出。其中，q e，exp，q e1，cal和q e2，cal（mg / g）分别代表实验上平衡吸附的量，并分别根据伪一级和伪二级模型。相关系数值较低（r 2并且吸附最大量的实验值和计算值之间的巨大差异（见表2）表明，伪一级模型不适合解释吸附剂（AC和FeAC）吸收染料的反应机理。
| 吸附剂 | 参数 | 温度（K） | ||
| 298 | 313 | 328 | ||
| q e，exp（mg / g） | 34.19 | 33.22 | 32.49 | |
| AC | 伪一阶率模型 | |||
| q e1，cal（mg / g） | 3.289 | 2.783 | 2.353 | |
| k 1 × 10 3（1 / min） | 3.9 | 6.9 | 9.5 | |
| [R 2 | 0.970 | 0.701 | 0.674 | |
| 伪二阶率模型 | ||||
| q e2，cal（mg / g） | 33.89 | 33.20 | 32.36 | |
| k 2 × 10 3（g / mg min） | 9.93 | 15.46 | 22.2 | |
| h（mg / g min） | 11.41 | 17.06 | 23.25 | |
| [R 2 | 0.998 | 0.999 | 0.999 | |
| 粒内扩散模型 | ||||
| k i（mg / g min 0.5） | 0.373 | 0.205 | 0.134 | |
| 一世 | 28.18 | 30.01 | 30.23 | |
| [R 2 | 0.931 | 0.996 | 0.873 | |
| 邦哈姆动力学模型 | ||||
| k r（mg / g min） | 30.26 | 28.81 | 28.61 | |
| 米 | 71.43 | 43.47 | 47.61 | |
| [R 2 | 0.609 | 0.943 | 0.854 | |
| Elovich方程式 | ||||
| R E. | 0.087 | 0.07 | 0.035 | |
| [R 2 | 0.924 | 0.945 | 0.968 | |
| FEAC | 参数 | 温度（K） | ||
| 298 | 313 | 328 | ||
| q e，exp（mg / g） | 38.01 | 37.57 | 37.25 | |
| 伪一阶率模型 | ||||
| q e1，cal（mg / g） | 0.547 | 0.512 | 0.43 | |
| k 1 × 10 3（1 / min） | 11.5 | 12.8 | 19.8 | |
| [R 2 | 0.863 | 0.895 | 0.964 | |
| 伪二阶率模型 | ||||
| q e2，cal（mg / g） | 38.02 | 37.59 | 37.31 | |
| k 2 × 10 2（g / mg min） | 133.01 | 141.51 | 231.69 | |
| h（mg / g min） | 192.3 | 200 | 322.58 | |
| [R 2 | 1 | 0.999 | 1 | |
| 粒内扩散模型 | ||||
| k i（mg / g min 0.5） | 0.044 | 0.03 | 0.018 | |
| 一世 | 37.37 | 37.12 | 36.99 | |
| [R 2 | 0.933 | 0.895 | 0.883 | |
| 邦哈姆动力学模型 | ||||
| k r（mg / g min） | 37.37 | 36.74 | 36.63 | |
| 米 | 500 | 250 | 333 | |
| [R 2 | 0.83 | 0.968 | 0.927 | |
| Elovich方程式 | ||||
| R E. | 0.013 | 0.015 | 0.012 | |
| [R 2 | 0.783 | 0.782 | 0.547 | |
在各种温度（298,313和328K）下溶质分子与吸附剂之间在各种接触时间获得的数据也使用线性形式所示的伪二级模型分析;
其中q e，q t和t表示与上述相同的变量，而k 2（g / mg min）是固相吸附的伪二级速率表达的速率常数。的曲线吨/ Q 吨对吨表示上染率通过AC和FEAC在不同温度下（298，313和328 K）的接触时间的影响，在给出图4B。速率常数（k 2）和平衡时吸附量（q e）的值分别由线性图的斜率和截距确定，并显示在表2。观察到FeAC吸附量随温度的升高略有下降（分别为298,37.5和37.25mg / g，分别为298,313和328K）。AC也显示出与MB吸附相同的趋势（分别为298,313和328K时为33.89,33.2和32.36mg / g）。在FeAC上吸附的MB量（38.05mg / g）几乎是Kannan等人观察到的介孔铝磷酸盐（AlPO 4）上吸附的MB量（12.66mg / g）的3倍。[ 24 ]。初始吸附速率 h（mg / g min）也通过使用如下关系计算，
FeAC对MB吸附的' h '（表2）值比对应的AC高得多（≥10倍），这表明FeAC与AC相比，MB的去除速率更快。通过使用Arrhenius方程的线性形式确定两种吸附剂对吸附过程的活化能E a（kJ / mol）;
其中k 2是准二阶速率常数，A（g / mg min）是指数前Arrhenius因子，R（8.3145 J / mol K）是气体常数，T（K）是绝对温度。从ln k 2对1 / T（未示出）的线性图的斜率，计算活化能的值。活化能的低值（AC和FeAC分别为21.79和14.82 kJ / mol）是指所研究反应的低能垒以及物理吸附过程[ 25]。如Sen等人所建议的，两个系统的活化能值也指向扩散控制的吸附过程。[ 26 ]。的值- [R 2 > 0.99和MB的最大量的实验值和计算值之间的密切协议吸附在相应的温度（表2），表明伪二阶模型是描述用于分析的数据的最佳模式AC和FeAC系统。此外，还测试了三种其他动力学模型以理解反应机理和吸附过程的总速率。
通常，通过吸附过程从含水系统中除去染料遵循以下步骤[ 27]。（1）染料分子通过大量扩散从吸收材料的体积迁移到表面，（2）染料分子通过薄膜扩散扩散通过吸附剂的表面边界层，（3）染料分子从表面外部迁移到内部材料的孔通过颗粒内扩散或孔扩散，最后（4）通过离子交换，螯合和/或络合途径吸附染料分子在吸附剂表面的活性位点上。然而，对于具有较大分子尺寸（例如MB）的染料，在特定吸附剂上的吸附是扩散控制过程，通过颗粒内传质，外部薄膜电阻或染料分子的液相迁移。在这种情况下，染料分子的扩散传质速率可表示为[ 28]。
其中，q t（mg / g）是在时间t（min）吸附的MB量，k i（mg / g min 0.5）是颗粒内扩散模型的速率常数，截距（I）表示边界层厚度效应。如果I的幅度小，则边界层对吸附过程的影响很小。既，ķ 我和我可以从线性曲线来获得q 吨对吨 0.5（图中未显示）。该图显示了具有两个不同吸附阶段的多线性。第一线性部分对应于外部质量传递（即MB分子通过膜扩散向AC和FeAC表面迁移），具有更快的速率。然而，第二个线性部分与AC和FeAC通过颗粒内扩散逐渐摄取MB相关，速率常数为0.373,0.205和0.134 mg /（g min 0.5）AC，而0.044,0.03和0.018 mg /（g最小0.5）对于FeAC 分别为298,313和328K。由于直线没有通过原点，这证实了在AC和FeAC上MB吸附过程中膜扩散和颗粒内扩散同时发生[ 27]]。至于任何吸附过程，如果I ≠0，则反应过程非常复杂，并且不仅仅由粒子内扩散控制，如Wang等人所述。[ 29 ]。表 2中给出的k i，I和r 2的细节推断，颗粒内扩散是AC和FeAC在MB吸附过程中的速率控制步骤之一。
为了说明孔扩散率在当前情况下的作用，由Aharoni等人提出的Bangham动力学模型。[ 30 ]被使用了。
其中，q t（mg / g）是在任何时间t（min）吸附的MB量，k r（mg / g min）是MB吸附的速率常数，1 / m表示吸附强度。k r和m的值（表2）是基于ln q t对ln t之间的线性图计算的（未示出）。虽然一些r 2值小于0.9，但AC 的k r值（30.26,28.811和28.61 mg / g min）接近吸附量（q t））在各自的温度下（表2）。类似地，FeAC 的k r值（37.37,36.74和36.74 mg / g min）与所有温度下的q t（mg / g）相关。同时，313和328 K（r 2 > 0.90）的直线的线性进一步支持孔扩散机制在AC和FeAC吸收MB的过程中也起着重要作用[ 31 ]。然而，直线的非线性在298 K（r 2<0.90）表示与Bangham模型的偏差。因此，可以推断孔扩散模型不能控制反应的总速率，但可以与颗粒内扩散和膜扩散一起应用[ 32 ]。
该方程用于表示随着时间的推移吸附过程中的降低速率，这是由于表面覆盖率的增加。如Chien和Clayton所建议的那样，应用以下线性形式的Elovich方程[ 33 ];
其中q t与前面讨论的含义相同，α（mg / g min）是初始吸附速率，β是吸附过程中的解吸常数。然而，无量纲Elovich方程可以写成[ 34 ]，
其中，t ref是吸附过程的最长持续时间，q ref是吸附在t ref的相应量。另一个重要因素，称为平衡接近因子（ř ë = 1 / q REF β）可以被引入到公式11，这将如下变换它;
的曲线q 吨 / q REF VS 吨 / 吨 REF（图5），给出了关于信息ř Ë用于MB去除由AC和FEAC在相应的温度值。
从方程式12得到的曲线可以分为四个不同的区域，这取决于范围从0.01到0.3 的R E值[ 34 ]。在本例中，R E值在0.1> R E > 0.01（表2）的范围内，表明MB分子从本体快速扩散到吸附材料的表面中。在先前报道的涉及使用Elovich方程（表3）去除MB的动力学的研究中，R E值在0.3> R E的范围内。> 0.1（区域II），其显示吸附曲线温和上升（污染物的适度扩散）。然而，这与我们的结果相矛盾，因为在我们的情况下，0.1> R E > 0.02（区域III），这对应于AC吸附的快速上升。同时，FeAC 的R E <0.02（区域IV）的值对应于快速且可接近的平衡状态。
| 吸附剂 | t ref（min） | R E. | 参考。 |
|---|---|---|---|
| 松木AC | 210 | 0.11 | [ 35 ] |
| 杏AC | 60 | 0.142 | [ 36 ] |
| 壳聚糖珠 | 270 | 0.189 | [ 37 ] |
| AC（FWKC1060）a | 三十 | 0.195 | [ 38 ] |
| AC（CPKC3）b | 三十 | 0.199 | [ 39 ] |
| AC（CobNa50）c | 三十 | 0.216 | [ 40 ] |
| 活性炭（AC） | 240 | 0.087 | 这项工作 |
| 铁浸渍活性炭（FeAC） | 240 | 0.013 | 这项工作 |
其中，a，b和c的原料分别为玉米芯，杉木和甘蔗髓。
在应用于实验数据的所有动力学模型中，伪二阶模型是具有较高r 2值（r 2 > 0.99）的最佳拟合模型以及理论和实验q e值之间的良好相关性。然而，反应机理更复杂，我们发现许多过程如膜扩散，孔扩散和颗粒内扩散同时控制AC和FeAC的MB吸附速率。
还研究了使用不同吸附剂剂量（0.1-1g）的MB去除，并且500mg / L MB溶液的结果显示在图6中。观察到MB去除效率随着吸附剂剂量的增加而增加。在初始剂量为0.1g时，AC和FeAC分别显示出90.5％和95.9％的MB去除效率，当吸附剂量增加至1g时，AC和FeAC均进一步增强至99％。正如预期的那样，增加吸附剂的量导致染料（MB）的去除百分比增加。这可以通过以下事实来解释：更高剂量的吸附剂为吸附分子提供了更多的活性位点，这可以增强吸附剂的毒素去除潜力[ 41]]。AC和FeAC对剂量的MB吸收的增加也可以通过溶质分子在表面上聚集的事实来解释，条件是一些活性位点保持未被占据并且可用于进一步吸附。然而，还观察到每单位质量吸附剂吸附的MB量显着减少。每单位质量吸附剂的减少可以基于吸附剂与吸附物的比率来解释，即，对于固定溶质浓度，吸附容量根据表面上可用的结合位点而变化。对于0.1g吸附剂，显着数量的MB分子占据可用的活性位点，显示出更高的每单位质量吸附剂值。而对于1 g吸附剂，对于相同浓度的MB，活性位点的数量增加，
重要的是要强调，MB去除效率仅在0.2g FeAC下迅速增加至98％，而AC需要更高剂量（大于0.6g）以显示类似的MB去除效率。通常，可以得出结论，与AC相比，FeAC的总体MB去除效力显着更高（即使在低剂量下）。
观察到随着盐（NaNO 3）溶液浓度从0.01增加到1M，AC的MB去除效率也增加。这可以基于pH变化（之前和之后）以及形成双电层（EDL）之后的静电相互作用来解释，其随着盐浓度的增加而被压缩[ 42 ]。观察到对于AC，每种悬浮液的最终pH高于溶液的初始pH。这可以推断为AC将一些OH离子释放到本体中，或者带负电的表面官能团围绕从本体迁移的H 3 O +离子。来自电解质的类似带电离子（即Na+）屏蔽成对的阳离子分子（同时来自盐和MB +）之间的静电排斥，并阻碍阳离子染料分子在溶剂中的溶解度。因此，疏水性MB分子以较高的盐浓度进入吸附剂表面。这导致吸附在AC上的MB量增加（图7A），这通常被称为盐析效应。Benaissa [ 43 ] 此前已经报道了类似的结果，他致力于杏仁皮从水溶液中去除MB。
相反，除了使用FeAC增加盐浓度（即0.01-1 M）吸附的MB量略有下降趋势外，没有发生剧烈变化（图7B））。有趣的是，在这种情况下，所有悬浮液的最终pH低于每个系统的初始pH，这可以解释为由于FeAC表面的去质子化。来自电解质的带正电荷的离子与阳离子染料分子竞争以包围FeAC上的可用活性位点。在较高的盐浓度下，预计来自盐的更多正离子占据FeAC表面上的可用位点，因此限制了FeAC表面上的染料吸附。因此，可以得出结论，在所研究的实验条件下，增加背景电解质的浓度不会增加FeAC对MB的吸附。为离子强度对MB吸附的效果类似的说明也已在别处报道[ 44，45 ]。
从经济角度来看，高效吸附剂的最重要特征是其可重复使用性，具有显着的吸附能力，并在重复使用时恢复其原始特性。在重复使用中废吸附剂上的活性位点的再生与其稳定性成比例，这对于工业和大规模实际应用是至关重要的。这将降低该过程的运营成本，并最大限度地降低生态风险因素（二次污染）。因此，有效的吸附剂必须在吸附和解吸过程中表现出优异的性能。对于这样的吸附/解吸附分析，研究人员使用各种洗脱液例如，酸性，碱性和去离子水[ 46 - 48 ]。
在这项工作中，吸附/解吸附实验用不同的洗脱液（例如，0.1 MH 2 SO 4，0.1M的NaOH，0.1M的NaNO 3和蒸馏水）进行了测试AC和FEAC的重用用于从水溶液中去除MB的系统（图8）。结果表明，与重复循环中使用的对应物（AC）相比，FeAC具有很大的吸收大量MB分子的潜力。
图8显示了使用各种洗脱液比较AC和FeAC的MB摄取直至10个循环。FeAC的MB吸收率非常高（≥90％），与用过的AC相比也是一致的。在所有使用的解吸剂中，当使用H 2 SO 4作为解吸剂/洗脱液时FeAC的再生能力更强（90±5％），因为物理吸附染料分子容易从MB负载的吸附剂表面释放。而且，通过使用酸性解吸剂，吸附剂的表面将接收更多的H +来自溶液的离子因此MB离子的阳离子交换更严格地发生。如前面第3.2.1节（pH效应）中所讨论的，在较低的pH值下，MB摄取不明显，因此较低的pH值证实了在酸性条件下MB分子从FeAC表面的容易释放。此外，在用H 2 SO 4（作为洗脱剂）处理时，在较低的pH值下，允许FeAC的表面与体中存在的H +频繁相互作用，这引发表面质子化。
由于FeAC表面的质子化导致MB分子与FeAC表面之间的静电排斥，因此可以解释从FeAC表面的相对较高的MB解吸附。在一项类似的研究中，Auta和Hameed [ 49 ]也报道了使用酸性解吸剂（0.1 M HCl）从MB负载的壳聚糖 - 粘土复合材料中有利地解吸MB，并提出了类似的现象。
为了在MB装载后再生吸附剂，详细进行解吸附研究。图8中的结果显示在使用酸性解吸剂的解吸过程期间MB从MB饱和AC表面的相对较低的解吸附，而对于FeAC则相反。当0.1 MH AC的解吸潜力非常低（低于10％）2 SO 4，0.1M NaOH或0.1M的的NaNO 3被用来作为洗脱剂，其可以与AC的可重用性差相关联。然而，当使用蒸馏水作为洗脱液时，在前几个循环中AC从AC解吸相对较高（高达50％），然后在10 天后降低至低于10％。周期。然而，MB负载的AC在水中的高解吸能力对于实际染料污染系统中的实际使用是无益的。相反，使用蒸馏水从MB负载的FeAC表面解吸MB非常少（<10％）。MB分子通过物理吸附过程（ΔG= -7.23 kJ / mol，298 K）从大块（MB溶液）吸附在AC表面上，如我们早期的工作[ 13 ]所述。因此，在蒸馏水中以400rpm连续振荡3小时后，可以容易地从AC表面除去。然而，FeAC与MB之间的相互作用略强于其对应物（ΔG= -2.56 kJ / mol [ 13]]），因此使蒸馏水中FeAC的MB解吸最小化。我们的研究结果也与报道的文献一致，其中使用蒸馏水作为解吸剂从染料负载AC中解吸染料是指染料分子与吸附剂表面的弱相互作用[ 50 ]。在另一侧，MB的相当大的百分比解吸来自MB（1之后，从8％至98％加载FEAC表面ST至10 个循环，分别地）使用0.1 MH 2 SO 4，如在示出的图9。
在重复性研究中，当使用0.1 MH 2 SO 4作为解吸剂时，FeAC的吸附效率从94.5（循环1）到86.3％（循环10）的可忽略的小幅下降可与不完全的MB解吸附相关联。 FeAC表面反复使用时。另一种可能的解释可能是由于在分子间水平上的某种化学相互作用，MB分子与FeAC上的活性位点的强相互作用，因此限制了解吸过程。然而，与AC相比，FeAC的总体再生能力相对较高。从图9中可以看出，FeAC的吸附 - 解吸潜力比其对应的AC更为深远。当在批量系统中重复使用时，FeAC表现出明显更高的再生能力。结果还进一步证明FeAC具有强吸附潜力并且更具可持续性。
对于AC，在前3个再生循环中，观察到AC细颗粒的浸出作为分析物中的悬浮固体。除此之外，发现AC表面在第 5 个循环后几乎饱和，并且在接下来的几个循环中仅吸附非常少量的MB（参见图9）。更具体地，从7 个到10 个周期的交流的MB吸附量减少到小于5％，这少量的可以很容易地从表面上除去，从而显示出在过去的3个周期中解吸百分数的突然增加。
FeAC的再生能力是特别令人感兴趣的，因为它恢复了染料分子在重新使用时被吸附和从含水系统中除去的活性位点。这些发现还表明，重复使用时，FeAC的染料去除效率和解吸性能是一致的（≥90±5％），但这种情况对AC的效率较低。此前，王等人。[ 29使用石墨烯 - 碳纳米管复合材料去除MB，但即使在前四个循环中，该材料的去除效率也不断降低。然而，在我们的情况下，我们新合成的吸附剂的循环能力要高得多，并且在连续循环中去除MB是一致的。因此，可以提出FeAC是潜在更稳定和可重复使用的吸附材料，并且可以有效地用于连续流动系统。
表面电荷密度（pH ZPC由于表面氧化和铁浸渍，AC的急剧下降从7.4降至4.3，这有助于提高FeAC的酸性，这对于从含水体系中显着更高的阳离子染料（MB）吸收是至关重要的。在整个pH范围内（2-10），FeAC去除MB的百分比始终高于其对应物（AC），在环境温度（298K）下有利，并且需要较低的剂量（0.2g显示高达98 ％效率）。动力学模型表明，拟二级模型很好地解释了反应机理，但整个吸附过程受到膜扩散，孔扩散和颗粒内扩散等多个过程的控制。目前工作的可行性和有效性与废吸附剂的可重复使用性研究相关。考虑AC和FeAC的吸附/解吸行为，我们可以得出结论，FeAC比未改性的活性炭更适合用于连续流动系统。即使在10个循环后重复使用，FeAC也显示出始终如一的高MB去除效率（高达90％），这反映了其高再生能力。FeAC的高吸附/解吸效率，突出了当前发现的实用性，并且FeAC是用于从废水中去除阳离子染料污染物的有前途的吸附材料。即使在10个循环后重复使用，FeAC也显示出始终如一的高MB去除效率（高达90％），这反映了其高再生能力。FeAC的高吸附/解吸效率，突出了当前发现的实用性，并且FeAC是用于从废水中去除阳离子染料污染物的有前途的吸附材料。即使在10个循环后重复使用，FeAC也显示出始终如一的高MB去除效率（高达90％），这反映了其高再生能力。FeAC的高吸附/解吸效率，突出了当前发现的实用性，并且FeAC是用于从废水中去除阳离子染料污染物的有前途的吸附材料。
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