巰基改性稻殼炭對水中Cd2+的吸附特性

邵愛云,程德義,代靜玉①,杜琪雯,杜 超,黃兆琴,2

(1.南京農業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院,江蘇 南京 210095;2.江蘇城市職業(yè)學院環(huán)境生態(tài)學院,江蘇 南京 210036)

鎘作為重金屬污染物的代表之一,是人體非必需元素,在自然界分布較廣,具有難降解性、持續(xù)性和累積性特征,是一種具有“三致”作用的毒物,在植物、動物和人體內大量累積,攝入量積累到一定程度后會嚴重影響神經系統(tǒng)、造血系統(tǒng)、消化系統(tǒng)和血液循環(huán)系統(tǒng)機能,嚴重者致人死亡[1-3]。目前全球范圍內對鎘的用量在增加,向水中的排放量亦增多,我國頻繁發(fā)生鎘污染事件,如2012年廣西龍江河段鎘含量嚴重超標及2017年江西九江鎘大米事件等,因此,水體鎘污染成為迫切需要解決的問題[4]。常用的水體重金屬處理技術包括離子交換法、化學沉淀法、膜處理技術和吸附法[5],吸附法因方便且見效快而被廣泛應用[6]。

我國是農業(yè)大國,水稻資源豐富,農林廢棄物中稻殼量占很大一部分,通常水稻殼是堆積成肥料,作為燃料焚燒及一些養(yǎng)殖戶的飼料,過剩的水稻殼大多露天焚燒,造成了土壤中有機質和腐殖質含量減少,降低了土壤肥力[7]。稻殼炭屬于生物質炭的一種,具有高孔隙率、比表面積大、穩(wěn)定性強、表面官能團豐富等特性,生物質炭通常用于處理廢水中的污染物[8],如農作物秸稈、動物糞便、植物根系等各種農林廢棄物制備的生物炭對溶液中Cd2+的吸附,其中玉米秸稈(20.50 mg·g-1)、蠶絲被廢棄物(25.61 mg·g-1)、雞糞(16.20 mg·g-1)、香草根(72.29 mg·g-1)和稻草(12.17 mg·g-1)等[9-13]制成的生物質炭對Cd2+的最大吸附量均優(yōu)于稻殼炭,相對而言稻殼炭的吸附作用較弱,故常會對其做一些改性處理。JIA等[14]研究表明增強熱解溫度稻殼炭比表面積增加,表面含氧基團減少,對溶液中Cd2+的吸附增加,XIANG等[15]研究表明采用MgO浸漬稻殼炭可增強對溶液中Cd2+的吸附,LI等[16]研究發(fā)現(xiàn)稻殼炭表面含有大量羥基和羧基等活性官能團,因此可在稻殼炭上嫁接一種對重金屬有較強親和力的功能基團,如巰基和S對鎘有很強的結合力,結合后又不易被洗脫下來[17]。有研究采用巰基乙酸改性稻殼炭[18],但改性過程中試劑消耗量較大,操作過程復雜。也有研究采用(3-巰丙基)三甲氧基硅烷改性天然礦物和納米管材料并探究其對Cd2+的吸附,均取得較好的效果[19-21],但目前采用此試劑改性生物質炭的研究鮮有報道。(3-巰丙基)三甲氧基硅烷中含有大量硅氧基,可增加對陽離子吸附的活性位點,并可與稻殼炭表面的—OH發(fā)生水解反應,將巰基嫁接在稻殼炭上[22]。因此,筆者利用(3-巰丙基)三甲氧基硅烷改性熱解溫度為350 ℃的稻殼炭,提高對重金屬Cd2+的吸附性能,并對改性前、后稻殼炭對鎘的吸附特性及吸附機制進行了分析,以期為農林廢棄物的資源化利用以及開發(fā)新型吸附材料對水體和土壤中重金屬污染的治理提供新的方法和參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 主要試劑

稻殼炭的制備:將水稻稻殼放入60 ℃下烘干至恒重,裝入100 mL坩堝,裝滿壓實密封。置于馬弗爐隔絕空氣加熱,當溫度升至350 ℃時開始計時,繼續(xù)熱解2 h后,取出冷卻至室溫,用研缽將稻殼炭樣品研磨過0.15 mm孔徑篩,依次采用無水乙醇、NaOH、HCl洗脫稻殼炭以去除熱解殘渣[23],處理后的稻殼炭標記為A350。A350的產率為45.68%，灰分w為0.045 g·g-1，C、H、O、N所占比例分別為64.61%、3.88%、31.41%和0.06%，H/C比為0.72，(N+O)/C 比為0.36[24]。

(3-巰丙基)三甲氧基硅烷,分析純,購自南京杰汶達生物科技有限公司;鹽酸,分析純,購自西隴科學股份有限公司;硝酸鎘〔Cd(NO3)2〕,分析純,購自上海美興化工股份有限公司;硝酸,分析純,購自國藥集團化學試劑有限公司;KOH,分析純,購自西隴科學股份有限公司。

1.2 主要儀器

QUANTA FEG250型掃描電子顯微鏡(SEM)和X射線能譜EDS(科視達中國有限公司);NEXUS870型紅外光譜儀(美國Thermo Nicolet);V-Sorb2800P 比表面積及孔徑分析儀;DRP-9272型電熱恒溫培養(yǎng)箱(上海森信實驗儀器有限公司);PHS-3E型pH計(上海儀電科學儀器股份有限公司);TDZ5-WS型離心機(長沙湘智離心機儀器有限公司);79-1型磁力加熱攪拌器(金壇市盛藍儀器制造有限公司);AL104分析天平(梅特勒-托利多儀器有限公司);THZ-D型振蕩儀(太倉市華美生化儀器廠);Optimal2100DV型電感耦合等離子光譜發(fā)生儀(ICP儀,美國安捷倫公司)。

1.3 巰基改性稻殼炭的制備與表征

1.3.1巰基改性稻殼炭的制備

將A350在80 ℃條件下干燥2 h,參照文獻[19]中的改性方法。具體步驟如下:將10 g A350加入到100 mLφ=20%的鹽酸中,80 ℃條件下攪拌反應4 h,過濾、烘干、研碎,制成氫型稻殼炭。取所制氫型稻殼炭和(3-巰丙基)三甲氧基硅烷按質量比1∶1 混合,常溫下反應6 h,過濾、漂洗、烘干、研磨,標記為SA350。

1.3.2巰基改性稻殼炭的表征

采用掃描電鏡能譜儀(SEM-EDS)觀察稻殼炭改性前后的表面形貌及元素變化;采用KBr壓片法,紅外光譜(FTIR)分析改性前后材料的基團變化,分辨率為4 cm-1,掃描波數(shù)范圍為400～4 000 cm-1;25 ℃下使用Zeta電位分析儀測定溶液Zeta電位變化,用NaOH或HCl調節(jié)pH值;BET比表面積及孔徑分析儀對比改性前后的比表面積及孔徑變化。

1.3.3改性前后稻殼炭吸附Cd2+的影響因素

實驗采用單因素控制法,分別考察了吸附液初始pH值、反應溫度和時間及固液比對吸附量的影響。取30 mLρ(Cd2+)為80 mg·L-1的溶液于離心管中,分別加入A350、SA350,250 r·min-1恒溫振蕩1 440 min,以轉速4 000 r·min-1(離心半徑為13.5 cm)離心5 min,過0.45 μm孔徑濾膜,用ICP測定濾液中的Cd2+濃度,計算其吸附量(Q)。其中0.01 mol·L-1的KNO3作為吸附背景液,初始液用0.1 mol·L-1的HCl和NaOH調節(jié)pH值至2～10,控制溫度為15～45 ℃,固液比為1.67～16.67 g·L-1,每個處理設3組平行實驗,同時做空白對照實驗,下同。

1.3.4吸附動力學實驗

取30 mLρ(Cd2+)為80 mg·L-1的溶液于離心管中,調節(jié)吸附液初始pH值為6,固液比為3.33 g·L-1,在15、25、35和45 ℃溫度下分別振蕩10、30、60、120、240、360、720和1 440 min,再以轉速4 000 r·min-1(離心半徑為13.5 cm)離心5 min,過0.45 μm孔徑濾膜,測定濾液中Cd2+濃度,計算Q值。

1.3.5吸附熱力學實驗

取30 mLρ(Cd2+)分別為0、10、20、40、60、80和120 mg·L-1的溶液于50 mL離心管中,保持固液比為3.33 g·L-1,調節(jié)吸附液初始pH值為6,在25 ℃、250 r·min-1轉速下振蕩1 440 min,以轉速4 000 r·min-1(離心半徑為13.5 cm)離心5 min,過0.45 μm孔徑濾膜,測定濾液中Cd2+濃度,計算Q值。

1.4 數(shù)據(jù)處理

1.4.1吸附動力學

準一級線性方程、準二級線性方程分別為

(1)

t/qt=1/(k2qe2)+t/qe。

(2)

式(1)～(2)中,qt為t時刻吸附量,mg·g-1;qe為平衡時吸附量,mg·g-1;k1和k2為動力學參數(shù),單位分別為min-1和g·mg-1·min-1。

阿倫尼烏斯(Arrhenius)經驗方程為

lnk2=lnA-Ea/(RT)。

(3)

式(3)中,k2為吸附速率常數(shù),g·mg-1·min-1;A為頻率因子,g·mg-1·min-1;Ea為活化能,kJ·mol-1;R為摩爾氣體常數(shù),J·mol-1·K-1;T為絕對溫度,K。

1.4.2等溫吸附模型

OEP反映微生物對奇碳數(shù)、偶碳數(shù)烷烴的降解優(yōu)勢[15].隨著培養(yǎng)時間的增加，OEP逐漸變小，分別變?yōu)?.615、0.328，在降解14天后，YJ01混合菌對奇碳數(shù)烷烴的降解率大于偶碳數(shù)烷烴.陳麗華[15]和王冬梅[27]等人的研究，經細菌作用后的原油飽和烴，由于不同細菌對飽和烴的降解優(yōu)勢和降解能力不同，導致OEP值發(fā)生變化.本研究中YJ01混合菌對奇碳數(shù)烴的降解優(yōu)勢更明顯.

采用Langmuir和Frendlich方程對吸附等溫曲線進行擬合,公式分別為

Ce/Qe=Ce/Qmax+1/(bQmax),

(4)

lnQe=lnKf+1/n×lnCe。

(5)

式(4)～(5)中,Ce為吸附平衡時溶液中的吸附質溶度,mg·L-1;Qmax為飽和吸附量,mg·L-1;b為Langmuir方程表示吸附劑表面覆蓋度的經驗常數(shù),L·mg-1,b越大,吸附劑對吸附質的吸附量越大;Kf和n為Freundlich方程與吸附量和吸附強度有關的經驗常數(shù),mg·g-1和無量綱。

1.4.3吸附熱力學

考察吸附過程,其中的熱力學參數(shù)可由下式計算:

Kd=qe/Ce,

(6)

ΔG=-RTlnKd,

(7)

ΔG=ΔH-TΔS,

(8)

lnKd=-ΔH/(RT)+ΔS/R。

(9)

式(6)～(9)中，Kd為平衡吸附分配系數(shù);ΔG為吸附過程的自由能變化值,kJ·mol-1;ΔH為吸附過程的焓變化值,kJ·mol-1;ΔS為吸附熵變化值,J·mol-1·K-1;qe為平衡吸附量,mg·g-1;Ce為絕對溫度為T、吸附量為qe時的平衡液質量濃度,mg·L-1;R為理想氣體常數(shù),8.314 J·mol-1·K-1;T為絕對溫度,K。

2 結果與討論

2.1 吸附材料的表征

稻殼炭改性前、后的掃描電鏡和X射線能量光譜圖如圖1和表1所示。從圖1可以看出,改性前A350孔隙相對較少,表面粗糙,影響其對Cd2+的吸附能力[25]。而改性后的SA350表面孔隙增多,結構清晰。稻殼炭改性后比改性前孔隙結構更為發(fā)達,從而有利于提高Cd2+的吸附性能。由表2可知,A350和SA350的元素差異明顯,A350的C含量有所下降,SA350中O、S、Si含量明顯提高,且S和Si含量增加比例接近,很可能是巰基硅烷成功嫁接在稻殼炭上所致。

圖1 改性前后稻殼炭的電鏡掃描圖Fig.1 Electron microscopic scan of rice hull biochar before and after modification

表1 改性前后稻殼炭的元素含量分析Table 1 Elemental content of rice hull biochar before and after modification

“—”表示未測出。

利用BET表征改性前后稻殼炭的比表面積和孔徑變化情況,圖2為稻殼炭的N2吸附-脫附等溫線及孔徑分布曲線。圖中可看出N2吸附-脫附等溫線更符合Ⅳ型等溫線,可推測吸附材料屬于介孔或大孔結構,采用BJH法繪制孔徑分布圖可看出孔徑范圍大部分在1～10 nm內,屬于介孔結構材料。采用BET計算公式得出改性前后稻殼炭的比表面積分別為3.182和5.085 m2·g-1,通過BJH計算出改性前后稻殼炭的孔體積分別為0.004和0.184 cm3·g-1,平均孔徑分別為9.370和5.501 nm。以上結果表明,SA350的比表面積及孔容均增加,SA350的孔徑分布范圍較集中,出現(xiàn)2個明顯的峰段,較A350的平均孔徑有所下降。吸附材料的比表面積增加,孔徑下降,孔容增加,說明改性有利于稻殼炭孔隙結構的發(fā)育,從而為Cd2+提供更多的吸附位點,與電鏡掃描結果一致。

圖2 改性前后稻殼炭N2吸附-脫附等溫線及孔徑分布Fig.2 Adsorption-desorption isotherm and pore size distribution of rice hull biochar N2 before and after modification

加入吸附材料后初始反應液中的Zeta電位隨pH值的變化如圖3所示。當pH值在2.88～9.35時,A350和SA350表面均帶負電性,與A350相比,SA350所帶負電荷更高,更容易通過靜電作用吸附溶液中帶正電荷的Cd2+離子,從而增強其吸附能力。

改性前后稻殼炭的傅里葉變換紅外光譜圖如圖4所示,在波長為2 926.8和2 929.0 cm-1處出現(xiàn)吸收峰,此處為—CH2伸縮振動吸收峰。稻殼炭改性前后的吸收峰存在一定的差異,SA350在400～1 350 cm-1的吸收峰數(shù)量明顯增多,官能團豐富,對水溶液中重金屬Cd2+的吸附提供一定基礎。886.9 cm-1附近為芳香族化合物C—H變形振動吸收峰,1 100.8 cm-1附近為Si—O—Si、Si—O—C反對稱伸縮峰,SA350在波長為886.9和1 100.8 cm-1處吸收峰明顯增強,表明改性稻殼炭中脂肪族有機物減少,而穩(wěn)定的芳香化有機物相對增多,大量Si—O—C通過與稻殼炭表面的羥基水解反應被引入,(3-巰丙基)三甲氧基硅烷成功嫁接到稻殼炭表面[26]。2 557.1 cm-1附近為S—H伸縮振動峰,此處峰比較微弱,可能是因為巰基化合物聚合所致[27],也表明稻殼炭成功接入了巰基基團,與EDS結果中O、Si和S元素占比增加一致。

圖3 稻殼炭的Zeta電位隨pH值的變化Fig.3 Zeta potential of rice hull biochar changes with pH

圖4 改性前后的稻殼炭紅外光譜圖Fig.4 Infrared spectrum before and after modification of rice hull biochar

2.2 改性稻殼炭吸附Cd2+的影響因素

2.2.1pH值對吸附效果的影響

調節(jié)吸附液初始pH值為2～10,結果如圖5所示。隨著pH值的升高,A350和SA350對Cd2+的吸附量均呈先升高后下降的趨勢,在pH值為6～7時獲得最大吸附量，分別為10.19和13.94 mg·g-1,溶液的初始pH值會影響Cd2+的存在形態(tài)及吸附材料上的表面電荷,進而影響吸附材料對Cd2+的親和能力[28]。由于靜電吸附的作用,SA350對Cd2+的吸附優(yōu)于A350,與Zeta電位結果一致,還可能因為SA350還存在—SH、—Si—OR 更多的活性吸附位點。pH<6時溶液中的H+與重金屬離子競爭活性吸附位點,同時吸附材料表面的基團也會出現(xiàn)一定程度的質子化,吸附量會偏低。隨著pH值的逐漸升高,H+競爭作用減弱,吸附陽離子作用增強,且Cd2+的羥基配合物濃度逐漸增大,Cd(OH)+和Cd(OH)2與巰基形成—S—CdOH型配合物[29],吸附量逐漸達到最大。當pH>7后水解程度增加,溶液中存在更多的羥基自由基,一部分Cd2+會形成Cd(OH)2沉淀,不利于吸附過程,會慢慢開始向Cd(OH)3-轉化[30]，從而吸附作用逐漸達到飽和,甚至開始出現(xiàn)下降趨勢。

圖5 pH值對巰基改性前后的稻殼炭吸附Cd2+的影響Fig.5 Effect of pH on adsorption of Cd2+ before and after sulfhydryl modified rice hull biochar

2.2.2不同固液比對吸附效果的影響

不同溶液固液比對改性前后稻殼炭吸附Cd2+的影響如圖6所示。

圖6 不同固液比對巰基改性前后的稻殼炭吸附Cd2+的影響Fig.6 Effect of different solid-liquid ratio on adsorption of Cd2+ before and after sulfhydryl-modified rice hull biochar

改性前后稻殼炭的吸附量隨固液比的增大而增大后趨于平緩,且在固液比為3.33 g·L-1時巰基改性稻殼炭對鎘的吸附量達到最大值。當固液比大于3.33 g·L-1時,改性后稻殼炭對鎘的吸附率又逐漸下降趨于平緩,故該研究固液比定為3.33 g·L-1。

2.2.3不同反應時間對吸附效果的影響

不同反應時間對改性前后稻殼炭吸附Cd2+的影響如圖7所示。從圖中可以看出,隨著反應時間的增加,改性前后稻殼炭對鎘的吸附量均表現(xiàn)為先快速增加,后趨于平緩直至基本達到穩(wěn)定的變化趨勢,平衡時改性前后稻殼炭的吸附量分別為2.26和8.50 mg·g-1。

圖7 不同反應時間對巰基改性前后的稻殼炭吸附Cd2+的影響Fig.7 Effect of different reaction time on adsorption of Cd2+ before and after sulfhydryl modified rice hull biochar

2.3 改性稻殼炭吸附Cd2+的動力學特征

不同溫度下反應時間對巰基改性稻殼炭吸附Cd2+的影響如圖8所示。隨反應時間的增大,在200 min前,稻殼炭對Cd2+的吸附量迅速增大,200 min后速率減慢,緩慢增加至400 min時吸附量達平衡。在同一反應時間內,SA350對Cd2+的吸附量隨溫度升高而增大,表明該反應為吸熱反應。

圖8 不同溫度下反應時間對巰基化改性稻殼炭吸附Cd2+的影響Fig.8 Effect of reaction time on adsorption of Cd2+on thiolated modified rice hull biochar at different temperatures

分別采用準一級動力學、準二級動力學模型擬合改性前后稻殼炭對Cd2+的吸附動力學特性[31](圖9)。擬合得到的動力學參數(shù)如表2所示,準二級動力學模型擬合得到的理論飽和吸附量(qe)與實際值(qc)更吻合,因此,該吸附過程更符合準二級動力學模型。而由準二級動力學模型得到的R2均接近1,說明該吸附過程主要是化學吸附作用[32]。SA350吸附Cd2+符合準二級動力學方程,k2為吸附速率常數(shù)。吸附速率常數(shù)隨溫度升高而逐漸增大,也表明升高溫度有利于吸附反應的進行,吸附反應為吸熱反應。

兩者對比可知,準二級動力學模型擬合相關系數(shù)更高、更準確,可以更真實地反映SA350吸附Cd2+的機制。因此可將K2作為吸附速率常數(shù)代入阿倫尼烏斯(Arrhenius)經驗方程。計算得出SA350吸附Cd2+的活化能為17.90 kJ·mol-1,活化能在8.4～83.7 kJ·mol-1之間屬于活性化學吸附,接近0屬于非活性化學吸附[33]。此過程為活性化學吸附,與準二級動力學模型相符。

圖9 不同溫度下SA350吸附Cd2+的動力學曲線Fig.9 Kinetics curve of adsorption of Cd2+ by SA350 at different temperatures

表2 不同溫度下SA350吸附Cd2+的動力學參數(shù)Table 2 Kinetic parameters of adsorption of Cd2+ by SA350 at different temperatures

T為絕對溫度；qe為平衡時改性稻殼炭對溶液中重金屬的吸附量;qc為理論平衡時改性稻殼炭對溶液中重金屬的吸附量;k1為準一級動力學反應速率常數(shù);k2為準二級動力學反應速率常數(shù)。

2.4 改性前后稻殼炭對Cd2+的吸附行為

分別取改性前后的稻殼炭做吸附劑，研究其對不同濃度Cd2的吸附試驗。從圖10可以看出,隨著溶液中Cd2+濃度的升高,改性前后的稻殼炭對Cd2+的吸附量均逐漸升高,后趨于平緩基本保持不變。采用A350和SA350作為吸附劑,分別用Langmuir和Freundlich方程模型對不同濃度的Cd2+溶液進行擬合(表3)，兩者均可以較好地擬合改性前后稻殼炭吸附水中Cd2+,但Langmuir方程擬合的R2更大,且計算出來的飽和吸附量與實驗值較吻合,說明改性前后稻殼炭吸附水中Cd2+更符合此模型,更傾向屬于均勻的單分子層吸附[34]。A350和SA350的最大吸附量分別為10.53和14.95 mg·g-1,巰基改性稻殼炭提高了對Cd2+的吸附能力。比較不同吸附劑對Cd2+的最大吸附量,發(fā)現(xiàn)巰基改性稻殼炭的吸附能力高于改性水稻秸稈(10.02 mg·g-1)[35]、芒草生物炭(13.24 mg·g-1)[36]和松木屑生物炭(12.30 mg·g-1)[37]。

圖10 改性前后稻殼炭對Cd2+的吸附等溫線Fig.10 Adsorption isotherms of Cd2+on rice hull biochar before and after modification

表3 改性前后稻殼炭對Cd2+的吸附等溫線參數(shù)Table 3 Adsorption isotherm parameters of Cd2+ on rice hull biochar before and after modification

Qmax為改性稻殼炭Cd2+的最大吸附量;b為Langmuir模型常數(shù)；Kf和n為Freundlich模型常數(shù)。

2.5 改性前后稻殼炭對Cd2+的解吸性能

當吸附趨于穩(wěn)定后,吸附劑對Cd2+吸附后能否保持穩(wěn)定很重要。結合圖10～11可知,隨著吸附量的增加,解吸率(Ra)呈先增加后減少再增加的趨勢。對比A350和SA350發(fā)現(xiàn),SA350最大飽和吸附量比A350高38.76%,而相同吸附量下解吸率比A350低1.37%～5.41%,說明SA350對Cd2+有很好的親和力及穩(wěn)定性,嫁接上的巰基基團對重金屬有穩(wěn)定的結合力。

圖11 改性前后稻殼炭對Cd2+的解吸率Fig.11 Desorption of Cd2+ in rice hull biochar before and after modification

2.6 吸附熱力學

根據(jù)式(6),通過lnKd對Ce做圖,當Ce為0時,可得不同溫度下lnKd值[38],再由式(7)～(8)所得的式(9)以lnKd對1/T作圖,可算出ΔH和ΔS,繼而得出ΔG,所得結果如表4所示。

表4 SA350吸附Cd2+的熱力學變化Table 4 Thermodynamic changes of adsorption of Cd2+ by SA350

T為絕對溫度;ΔH為吸附過程的焓變化值;ΔS為吸附熵變化值;ΔG為吸附過程的自由能變化值。

從表4可知,ΔG<0表明吸附過程為自發(fā)進行的熱力學過程,ΔS反映固-液界面分子運動的混亂程度,ΔS>0說明混亂程度增加,表明吸附材料對Cd2+有較好的親和力。一般來說,ΔH在0～40 kJ·mol-1之間為物理吸附,>40～418 kJ·mol-1為化學吸附[39]，說明該吸附過程為吸熱反應,升溫有利于吸附的進行,且吸附過程為物理吸附,與Zeta中電位測定結果(存在靜電作用較大)一致。而前面的動力學實驗及活化能大小表明吸附為化學吸附。綜上可知,該吸附過程為物理吸附與化學吸附共同作用的結果。

3 結論

(1)通過對比分析改性前后稻殼炭的Zeta電位變化、SEM形態(tài)形貌、EDS元素分析、BET比表面積及孔徑分布、紅外光譜圖,可知改性稻殼炭的負電位增強、結構更加清晰、比表面積增加,均有利于對Cd2+的吸附,元素分析及紅外光譜圖分析表明改性稻殼炭上成功引入了巰基基團。

(2)反應溫度越高吸附量越大,反應在300 min時達到平衡,pH值在6～7之間、固液比3.33 g·L-1時最佳。改性稻殼炭對Cd2+的吸附過程符合準二級動力學方程模型和Langmuir等溫吸附模型。準二級動力學方程模型中,吸附速率常數(shù)隨溫度增大而增大,且吸附率常數(shù)較小則表明它是一個快速吸附的過程,最大飽和吸附量可達到8.50 mg·g-1。用Langmuir等溫吸附模型得到的改性稻殼炭對Cd2+的吸附量明顯提高,最大飽和吸附量可達到14.95 mg·g-1。解吸實驗表明SA350對Cd2+有很好的親和力及穩(wěn)定性,且改性后稻殼炭對Cd2+的吸附量大而解吸量明顯低于改性前。

(3)根據(jù)Arrhenius經驗方程計算出的活化能及熱力學過程得到的數(shù)值,可知巰基改性稻殼炭是一個自發(fā)吸熱的反應過程,是物理吸附和化學吸附共同作用的結果。