现代化工

现代化工 ›› 2026, Vol. 46 ›› Issue (2) : 185-193. DOI: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.02.030

科研与开发

污泥基磁改性生物炭的制备及其对亚甲基蓝的吸附性能研究

龚松林 ¹ ,
李琛 ¹^,^* ,
申心鸽 ¹ ,
刘惠 ¹ ,
范智超 ² ,
樊啸 ¹ ,
王鑫娜 ¹ ,
芦贝贝 ¹ ,
刘杰 ³ ,
杨红源 ¹

作者信息 +

Preparation of magnetic sludge-based biochar and its adsorption of methylene blue

GONG Song-lin ¹ ,
LI Chen ¹^,^* ,
SHEN Xin-ge ¹ ,
LIU Hui ¹ ,
FAN Zhi-chao ² ,
FAN Xiao ¹ ,
WANG Xin-na ¹ ,
LU Bei-bei ¹ ,
LIU Jie ³ ,
YANG Hong-yuan ¹

Author information +

文章历史 +

Received		Published
2025-05-07		2026-02-20
Issue Date	Revised Date
2026-02-11	2025-05-07

PDF (3624K)

摘要

为提升污泥基生物炭对亚甲基蓝(MB)的吸附性能及回收效率,提出废弃聚苯乙烯(PS)掺杂策略,开发磁改性复合材料(PS-MSSBC)。以市政污泥和FeCl₃·6H₂O为原料,固液浸渍比1∶8(m∶v)条件下经350~750℃高温碳化制备,重点探究PS掺杂的协同增强机制。表征显示,750℃下制备的PS-MSSBC₇₅₀性能最优,其比表面积为56.57 m²/g,饱和磁化强度为24.439 7 emu/g,表面富含Fe₃O₄晶相及—OH、—COOH等官能团。正交实验优化后,在投加量2 g/L、318 K、MB初始浓度 20 mg/L、pH=5条件下,MB去除率达99.25%。吸附过程符合准二级动力学和Langmuir等温模型(Q_max=154.766 mg/g),热力学参数证实其为自发吸热过程。在3次吸附-解吸循环后,材料仍保持82.07%的初始吸附容量,优于未掺杂对照样。研究制备了可磁回收的高效吸附剂,建立了有机-无机协同改性的普适性策略,为固废资源化与废水治理耦合技术提供新思路。

Abstract

To enhance the adsorption performance and recovery efficiency of sludge-based biochar for methylene blue (MB),this study proposed a doping strategy using waste polystyrene (PS) and developed a magnetically modified composite (PS-MSSBC).The material was prepared via high-temperature carbonization of municipal sludge and $F e C l 3$ ·6H₂O at a solid-liquid ratio of 1∶8(m∶v) and temperatures ranging from 350 to 750℃,with a focus on investigating the synergistic enhancement mechanism of PS doping.Characterization results indicated that PS-MSSBC₇₅₀,fabricated at 750℃,exhibited the optimal performance:it possessed a specific surface area of 56.57 m²/g,a saturation magnetization of 24.439 7 emu/g,and a surface abundant in Fe₃O₄ crystal phases as well as functional groups such as —OH and —COOH.After optimization via orthogonal experiments,the MB removal rate reached 99.25% under the following conditions:adsorbent dosage of 2 g/L,temperature of 318 K,initial MB concentration of 20 mg/L,and pH=5.The adsorption process followed the pseudo-second-order kinetic model and Langmuir isotherm model (Q_max=154.766 mg/g),while thermodynamic parameters confirmed it to be a spontaneous endothermic process.After three adsorption-desorption cycles,the material retained 82.07% of its initial adsorption capacity,outperforming the undoped control sample.This study provides a magnetically recyclable and highly efficient adsorbent,establishes a universal strategy for organic-inorganic synergistic modification,and offers new insights into the coupling technology of solid waste resource utilization and wastewater treatment.

Graphical abstract

关键词

磁改性 / 吸附 / 亚甲基蓝 / 聚苯乙烯掺杂 / 污泥基生物炭

Key words

magnetic modification / adsorption / methylene blue / polystyrene doping / sludge-derived biochar

Author summay

龚松林(2000-),男,硕士生,研究方向为环境功能材料开发与利用、污染评价, gongsonglin@snut.edu.cn。

引用本文

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龚松林,李琛,申心鸽,刘惠,范智超,樊啸,王鑫娜,芦贝贝,刘杰,杨红源. 污泥基磁改性生物炭的制备及其对亚甲基蓝的吸附性能研究[J]. 现代化工, 2026, 46(2): 185-193 DOI:10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.02.030

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纺织工业的迅猛发展导致水环境污染问题日益加剧。据统计,我国每年产生的印染废水量约20~23亿t^[1],在2022年纳入统计的42个工业行业中,其排放量约占总排放量的9%左右^[2]。印染废水中所含亚甲基蓝(MB)等偶氮染料具有强生物毒性(96 h-LC₅₀<10 mg/L)^[3],可通过食物链蓄积威胁人体健康。与此同时,污泥处置问题同样严峻,据《“十四五”城镇污水处理及资源化利用发展规划》,2025我国市政污泥产量将突破9 500万t^[4]。

基于污泥热解制备功能性生物炭的“以废治废”策略虽具潜力,但其实际应用仍受多重因素制约。传统污泥基生物炭因原料灰分高,易引发腔孔堵塞、比表面积不足,限制吸附点位利用率^[5],且分离回收存在回收率低、能耗高的问题,阻碍其工程化应用^[6]。近年来学者们通过Fe₃O₄磁改性技术成功实现了吸附容量与回收效率的双重突破^[7],而聚苯乙烯共热解体系中自由基交联效应带来材料碳含量的增加^[8],这为破解污泥高灰分难题提供了新思路^[9]。然而,磁改性过程与聚合物掺杂之间的协同研究仍属盲区,亟待进一步深入研究。

本研究以市政污泥和废弃快递包装衍生的废弃聚苯乙烯塑料为原料,通过FeCl₃·6H₂O浸渍耦合高温碳化工艺,制备兼具高吸附效能与磁响应特性的复合生物炭(PS-MSSBC)。采用SEM、XPS、XRD等技术表征材料的结构与表面性质,通过单因素实验和正交实验明确影响其吸附MB的主要因素及最佳条件,结合吸附热力学与动力学探讨吸附机理。研究结果可为印染废水深度处理提供可工程化应用的高效吸附剂,同时为有机-无机复合改性污泥基生物炭的创新合成提供新思路。

1 实验

1.1 实验材料

市政污泥为汉中市城市污水处理厂污泥脱水车间的脱水污泥,含水率78%±3%,经XRF(美国,赛默飞,ARL PERFORM’X 4200W)检测,主要金属含量为:Fe 5.2%±0.3%、Al 3.1%±0.2%;废弃聚苯乙烯(PS)取自废弃包装材料;六水合氯化铁(分析纯,国药集团);亚甲基蓝(分析纯,北京库尔化学试剂有限公司);实验用水均为去离子水(KH-100ML,四川优普超纯科技有限公司)。

1.2 生物炭制备

1.2.1 污泥基生物炭的制备及其磁改性

脱水污泥经105℃干燥12 h、自然冷却后研磨过100目筛,置于瓷舟中放入加热区体积3 L的卧式管式炉,在高纯N₂氛围下热解制备生物炭。先以5 L/min流量吹扫3 min,再控制N₂流量1 L/min,以10℃/min分别升温至350、550、750℃,恒温保持120 min,自然冷却后分别得到污泥基生物炭 SSBC₃₅₀、SSBC₅₅₀和SSBC₇₅₀。

将上述SSBC与1 mol/L FeCl₃溶液(以0.1 mol/L HCl调节pH=2.5)按固液比1∶8(m∶v)混合,25℃下180 r/min振荡浸渍12 h,经磁铁分离后按初始热解条件二次碳化,获得磁改性污泥基生物炭MSSBC₃₅₀、MSSBC₅₅₀和MSSBC₇₅₀。

1.2.2 PS掺杂污泥基生物炭的制备及其磁改性

通过球磨机(300 r/min,30 min)将PS与干污泥按1∶4(w/w)混合,经熔融共混(180℃、10 min)后按上述流程制备,分别得到系列PS掺杂污泥基生物炭(PS-SSBC₃₅₀、PS-SSBC₅₅₀和PS-SSBC₇₅₀)和PS掺杂磁改性污泥基生物炭(PS-MSSBC₃₅₀、PS-MSSBC₅₅₀和PS-MSSBC₇₅₀)。

1.3 生物炭表征

使用电子扫描显微镜(SEM,HITACHI SU8010,日本日立)观察生物炭样品的表面形貌,样品喷金30 s,加速电压15 kV,工作距离8 mm;使用X-射线衍射仪(XRD,D8 ADVANCE,德国布鲁克)分析其物相组成与晶体结构,Cu Kα辐射源,λ=1.540 6 Å,扫描速率5°/min,2θ=20~90°;使用傅里叶变换红外分光光度计(FT-IR,TJ270-30A,中世沃克)检测其官能团,KBr压片法,分辨率4 cm^-1,累积扫描32次,波数500~4 000 cm^-1;使用X射线光电子能谱仪(XPS,ESCALAB 250Xi,美国赛默飞)解析其表面化学组成及元素价态,单色X射线源,Al Kα激发源,离子枪能量100 eV~4 keV,入射角90°,分析深度约10 nm,以C 1s 284.8 eV校准结合能;采用氮气吸附-脱附法(BELSORP MAX,日本麦奇克拜尔)测定比表面积与孔径分布,样品在200℃脱气预处理6 h,分析P/P₀=0.05~0.30的吸附数据;使用振动样品磁强计(VSM,7404,美国LakeShore)评估其磁性能,室温,±15 kOe磁场,检测磁化强度获取磁滞回线。

1.4 吸附实验

在50 mL聚丙烯离心管中,加入20 mg生物炭吸附剂与40 mL MB溶液,置于恒温振荡器,温度为(25±0.5)℃,转速为150 r/min。取样后经0.22 μm尼龙膜过滤,用紫外-可见分光光度计(UV-2600,日本岛津)测定浓度,校准曲线R²=0.999 4。每组实验重复3次,以算术平均值计。MB的去除率(r)及吸附量(Qe)由式(1)、(2)分别计算^[10]。

(1)

r = (1 - C e / C 0) × 100 %

(2)

Q e = [(C 0 - C e) V] / m

式中,C₀为MB的初始浓度,mg/L;C_e为反应一定时间后MB浓度,mg/L;m为吸附剂的投加量,g;V为参与吸附反应的MB溶液体积,L;r吸附剂对MB的去除效率,%;Q_e为在吸附达到平衡时,单位质量吸附剂所吸附的MB质量,mg/kg。

1.5 正交优化

在单因素实验基础上,采用四因素三水平 L₉(3⁴)正交表优化吸附条件,正交试验选取废水pH(5~7)、吸附剂投加量(1~2 g/L)、MB初始浓度(20~40 mg/L)和反应温度(298~318 K)作为关键控制变量,通过多因素正交分析揭示各参数对吸附效率的显著性影响及其交互作用。基于极差分析确定MB最优吸附条件。

1.6 吸附动力学、等温线及热力学

在恒温(25℃±0.5℃)条件下,将一定量的吸附剂加入初始浓度为10 mg/L的MB溶液,于恒温振荡器(150 r/min)中反应。按预设时间梯度(0、5、10、20、40、60、90、120、180、230 min)取样,经0.22 μm尼龙膜过滤后测定浓度。采用准一级[式(3)]与准二级[式(4)]动力学模型拟合^[11-12]。

(3)

l n (q e - q t) = l n q e - k 1 t

(4)

t / q t = 1 / k 2 q e 2 + t / q e

式中,q_e和q_t分别为吸附平衡及t时刻的吸附容量,mg/g;k₁为准一级动力学速率常数,min^-1;k₂为准二级动力学速率常数,g/(mg·min);t为某一特定取样时刻所经历的时间间隔,min。

在298、308、318 K下,将吸附剂与40 mL MB溶液(浓度梯度为5~300 mg/L)混合,振荡至平衡(24 h)。采用Langmuir[式(5)]与Freundlich[式(6)]模型分析,计算分离因子R[式(7)]评估吸附可行性^[13]。

(5)

C e / q e = 1 / (K L × q m) + C e / q m

(6)

l n q e = l n K F + 1 / n l n C e

(7)

R = 1 / (1 + K L C 0)

式中,q_m为Langmuir理论饱和吸附量,mg/g;K_L为Langmuir常数,L/mg;C₀和C_e为MB初始浓度和平衡浓度,mg/L;n为吸附常数;q_e为吸附平衡时的吸附容量,mg/g;K_F为Freundlich常数,(mg/g)(L/mg)^1/ⁿ。

在298~318 K温度梯度下进行平衡吸附实验,通过Van’t Hoff方程[式(8)~(11)]计算热力学参数^[14]。

(8)

Δ G θ = Δ H θ - T Δ S θ

(9)

Δ G θ = - R T l n K d

(10)

l n K d = - Δ H θ / R T + Δ S θ / R

(11)

K d = q e / C e

式中,K_d为分配系数,L/g;R为理想气体状态常数,8.314 J/(mol·K);T为绝对温度,K;q_e为吸附平衡时的吸附量,mg/g;C_e代表吸附平衡时的浓度,mg/L;ΔS^θ为标准熵变,反映了吸附前后体系混乱度的变化,kJ/(mol·K);ΔH^θ为标准焓变,反映了吸附过程中的能量变化,kJ/mol;ΔG^θ为标准吉布斯自由能变,是判断吸附过程能否自发进行的最高判据,kJ/mol。

1.7 再生实验

使用0.1 mol/L HCl将去离子水pH调节至2,并在此酸性溶液中对吸附饱和的吸附剂进行再生实验,外加0.5T钕磁铁回收,使用去离子水洗涤至滤液电导率<5 μS/cm。

2 结果与讨论

2.1 不同生物炭吸附剂对MB吸附效果

为探究制备工艺参数对污泥基生物炭吸附MB性能的影响,系统比较了碳化温度(350~750℃)、磁改性、PS掺杂的协同效应。如图1所示,MB去除率随碳化温度升高呈增长态势,磁改性提高了污泥基生物炭对MB的吸附性能,PS掺杂进一步提升了污泥基生物炭对MB的吸附能力,单一的磁改性或PS掺杂均对SSBC吸附性能有提升作用。相同碳化温度下,单独磁改性对SSBC性能的提升优于PS掺杂改性,两者复合改性进一步提升了污泥基生物炭对MB的吸附性能。其中,750℃碳化的样品(MSBC₇₅₀和PS-MSSBC₇₅₀)对MB的吸附量分别达到17.88、18.91 mg/g,较MSSBC₃₅₀和PS-MSSBC₃₅₀分别增加1.6倍和1.5倍,PS-MSSBC₇₅₀对MB的吸附效率达到94.2%,为未改性生物炭(SSBC₇₅₀)的2倍,验证了改性策略的有效性。

2.2 表征结果

PS-MSSBC₇₅₀的SEM表征结果如图2所示。图2(a)中PS-MSSBC₇₅₀出现了层状堆叠结构,进一步放大后发现,其表面均匀负载颗粒状的晶体铁氧化物。图2(b)显示PS-MSSBC₇₅₀截面形成蓬松的纤维状凸起和微球结构,并在腔孔中形成交错的隔膜,这些结构特征可能表现为更大的比表面积和更多的吸附点位。进一步放大后发现,PS-MSSBC₇₅₀中污泥有机质、Fe₃O₄晶粒与PS热解碳紧密交织,形成抗机械冲击的复合体^[15]。Wang等^[16]发现污泥-塑料共热解可形成致密交联结构,与本研究PS掺杂的形貌强化效应一致。Li等^[17]以污泥和负载金属的聚氯乙烯为原料,通过共热解制备的生物炭表面出现了大的孔隙和不规则的颗粒,同时生物炭内部腔孔的完整性增加。

图3(a)展示了PS-MSSBC₇₅₀的XRD谱图,2θ=26.5°处出现的宽化峰对应无定形碳(002)晶面,并在2θ=35.463°(311)、43.113°(400)、45.238°(422)、49.784°(511)处识别出匹配Fe₃O₄的特征峰(标准卡JCPDS 76-0957),此外,在2θ=40.828°(γ-Fe₂O₃,113)、51.409°(FeO,018)和73.007°(FeO,042)出现的铁氧化物特征衍射峰证实材料中Fe²⁺/Fe³⁺共存,说明污泥基生物炭的成功磁改性。汪金鹏^[18]以水葫芦茎为原料制备磁性生物炭,其XRD图谱中同样识别出多处特征衍射峰与Fe₃O₄的特征峰的匹配,表明铁元素以磁铁矿晶型稳定存在。同时,升高碳化温度有利于Fe₃O₄特征峰强度的提升,意味着高温促使铁氧化的结晶度优化与负载量的提升。

图3(b)为PS-MSSBC₇₅₀的FT-IR谱图,其中识别出563 cm^-1处的Fe—O振动峰,验证了污泥基生物炭的铁负载^[19]。同时,在1 400、1 660、1 639、3 130、3 410 cm^-1处识别出对应C—O、C=C、C=O、—C=C—H、O—H的振动峰,意味着PS-MSSBC₇₅₀具备多样的官能团结构,这可能对材料吸附MB起到积极促进作用。潘紫倩等^[20]通过污泥液化制备的生物炭在3 423、1 635、2926 cm^-1处出现了酚羟基、C=O、—OH的伸缩振动峰。

图4为样品的XPS分析结果。图4(a)全谱图中的C 1s(284.7 eV)、O 1s(531.8 eV)、Fe 2p(710.8 eV)峰确认了PS-MSSBC₇₅₀的主成分为C/O/Fe;在图4(b)、(c)中,C 1s在284.7eV、285.3eV、286.3eV处的特征峰对应C=C、C—O、C=O^[21],O 1s在531.8 eV、532.6 eV、530.7 eV处的特征峰分别对应C—O、C=O、O—H^[22],佐证了材料中丰富的官能团结构;图4(d)Fe 2p分峰显示710.80 eV(Fe³⁺ 2p_3/2)、723.50 eV(Fe²⁺ 2p_1/2)、709.60 eV(Fe²⁺ 2p_3/2),证实Fe₃O₄主导磁性相^[23],与Fe²⁺ 2p_3/2峰相比,Fe³⁺ 2p_3/2峰窄而强,峰面积更大,这可能是由Fe 2p_3/2的自旋轨道耦合作用导致的^[24-25]。

N₂吸附-解吸等温线和孔径分布(图5)显示,吸附-解吸等温线呈Ⅳ型(H3滞后环),揭示了其介孔主导的孔结构特征,平均孔径为7.61 nm,比表面积为56.57 m²/g。

图6(a)磁滞回线显示,PS-MSSBC₇₅₀的饱和磁强度(M_s)为24.439 7 emu/g,磁滞回线关于原点呈“S”形对称,意味着生物炭材料具备超顺磁性特征^[26],材料的磁矫顽力Hc≈0 Oe,0.5T的NdFeB磁铁在 60 s内实现超过99.5%的材料回收率。高温复合改性所制备的PS-MSSBC₇₅₀的饱和磁强度显著高于汪金鹏^[18]通过浸渍-热解法制备的Fe₃O₄@BC的磁强度(18.49 emu/g)和张明明^[27]所制备的水葫芦基磁改性生物炭(11.60 emu/g)。已有研究表明,吸附材料的等电位点对吸附过程存在显著影响^[28],PS-MSSBC₇₅₀的Zeta电位等电位点pH_pzc=4.3[图6(b)],意味着材料的表面电荷将随pH升高而由正转负。当pH>4.3时,负电荷密度增加,材料与MB(pKa=3.8)的静电引力增加^[29]。

2.3 单因素实验结果

溶液的pH不仅显著影响生物炭的表面电荷特性,还会改变吸附质的存在形态^[30]。如图7(a)所示,PS-MSSBC₇₅₀对MB的吸附效率在pH=2~10范围内均保持85%以上,但随pH升高,MB去除率从95.07%降至88.74%。这可能是因为,水中MB(pKa=3.8)以阳离子(C₁₆H₁₈N₃S⁺)形式存在^[31],同时PS-MSSBC₇₅₀(pH_pzc=4.3)表面的负电荷特性赋予两者之间天然的静电引力,使PS-MSSBC₇₅₀对MB的吸附在较宽的pH范围内均有较高的去除率^[12,32]。同时,高pH条件下,丰富的OH^-与MB可能产生吸附位点的竞争,且部分MB可能发生水解生成中性分子,导致静电作用减弱,进而导致高pH下MB去除率下降^[33]。周勇^[34]发现pH通过改变生物炭表面官能团(如—COOH、—OH)的离子化状态影响吸附位点有效性,与本研究结果一致。

图7(b)所示,MB初始浓度由10 mg/L增至130 mg/L的过程中,PS-MSSBC₇₅₀对MB的吸附容量由19.01 mg/g增至88.71 mg/g,符合浓度梯度驱动扩散机制;而去除率则由95.07%降至34.12%,表明高浓度下吸附点位趋于饱和^[35-36]。一方面,初始浓度的增加提高了MSSBC₇₅₀与MB之间的接触机率,有利于吸附的发生;另一方面,高浓度下,MB在PS-MSSBC₇₅₀中的内扩散阻力增大,吸附速率由膜扩散主导转化为空隙扩散为主导^[37]。

如图7(c)所示,PS-MSSBC₇₅₀对MB的吸附容量在318 K达到最大,为19.42 mg/g,去除率为97.09%,温度升高对PS-MSSBC₇₅₀吸附MB具有促进作用,这可能与MB分子热运动和迁移速度的增加有关^[38]。陈凤婷^[30]发现温度升高使MB分子与生物炭表面Fe—O键的配位作用增强,与本研究Fe₃O₄负载特性[图3(a)]相符。图7(d)揭示了 PS-MSSBC₇₅₀投加量变化对MB去除效果的影响。发现MB去除率随投加量的增加而升高,而吸附容量呈下降趋势。当PS-MSSBC₇₅₀投加量超过0.5 g/L时,吸附容量趋于稳定,说明此投加量下吸附位点开始出现冗余^[39],吸附剂内的吸附位点未得到完全利用。此外,过量的吸附剂投加量可能导致颗粒团聚,比表面积利用率降低^[40]。

2.4 正交实验优化结果

表1正交实验结果表明,各因素对吸附率的影响排序为:PS-MSSBC₇₅₀投加量>MB初始浓度>温度>pH,吸附剂投加量是影响MB去除率的主导因素,投加量增加显著提升了MB去除率,归因于活性位点数量增加和表面接触概率提升。但研究表明过量投加可能引发颗粒团聚,导致比表面积利用率下降^[41]。相反,MB初始浓度的增加则对其去除率存在抑制作用,符合Langmuir单分子层吸附饱和规律^[42]。正交实验确定的最佳吸附条件为:T=318 K、pH=5、PS-MSSBC₇₅₀投加量2 g/L、MB初始浓度 20 mg/L,此条件下,MB去除率为99.25%,高于文献报道的柠檬渣活性炭对MB的97.19%去除率^[43]。

2.5 吸附动力学、等温线、热力学

图8(a)显示了PS-MSSBC₇₅₀对MB的吸附动力学特征。吸附过程可分为快速吸附(0~30 min)、缓慢增长(30~180 min)和平衡(180~230 min)阶段,平衡吸附量为22.317 mg/g。吸附动力学数据经准一级(R²=0.988 49)和准二级(R²=0.989 28)模型拟合发现,准二级模型能够更好地拟合PS-MSSBC₇₅₀对MB的吸附过程,证实该吸附过程以表面络合、电子转移等化学吸附机制为主导^[44],PS-MSSBC₇₅₀表面官能团(如—COO—、—OH)对MB的去除可能发挥着不可忽略的作用。图8(b)、(c)展示了不同温度下的吸附等温线特征。图8(b)Langmuir模型在298~318 K温度范围内均表现出优异拟合度(R²>0.99),优于Freundlich模型[图8(c)]拟合度(R²<0.95),表明该吸附为吸热的单层分子覆盖过程^[45]。经Freundlich模型预测,PS-MSSBC₇₅₀对MB的理论最大吸附容量(q_max)为154.766 mg/g,显著优于其他污泥基磁改性生物炭对MB的吸附能力(表2)。Freundlich模型拟合结果表明(表3),模型参数1/n值(0.427)处于0.3~0.5之间,提示材料表面存在适度的非均质性,有利于吸附的进行^[46]。通过R_L验证发现,R_L值在298 K(0.153 4~0.915 8)、308 K(0.177 0~0.928 1)、318 K(0.191 2~0.934 1)范围内均满足0<R_L<1,证实吸附过程的热力学可行性^[47]。

由图8(d)结合表3的热力学参数显示,PS-MSSBC₇₅₀吸附MB过程的ΔS^θ值+0.04 kJ/(mol·K)>0,表明吸附过程中固液界面分子排列的无序度增加,这种熵增现象可能源于MB分子在生物炭孔隙内的自由扩散及表面官能团的多点位吸附^[52-53]。ΔH^θ=+9.769 kJ/mol的正值验证了该过程的吸热本质^[54],这与材料孔隙活化及克服传质阻力所需能量输入的特性相符^{[10,41,52,55]}。通过吉布斯自由能方程ΔG^θ=ΔH^θ-TΔS^θ计算发现,在298~318 K范围内ΔG^θ从-2.149 kJ/mol降至-2.949 kJ/mol,每升高10 K,PS-MSSBC₇₅₀吸附MB的吸附驱动力提升约0.4 kJ/mol,这种负值加深的趋势通常意味着吸附过程的自发性随温度升高而增强,升高吸附体系温度对吸附MB是有利的^[56-57]。

2.6 可重复利用性

PS-MSSBC₇₅₀的重复利用性能如图9所示,经历3次吸附-解吸循环后,其对MB的去除率仍保持88.5%以上,平衡吸附量从22.317 mg/g降至18.125 mg/g(降幅不足18%)。相比吴瑶^[29]研究的水稻秸秆生物炭,本材料的再生优势显著,这可能与PS掺杂对材料结构的强化有关,PS掺杂所产生的空腔内隔膜不仅增加了材料的比表面积,同时能够有效缓解孔隙坍塌,进而提升了材料的循环利用性能。

3 结论

本研究采用浸渍-热解法制备PS-MSSBC₇₅₀,基于“以废治废”策略高效去除水中MB。研究表明,所制备的PS-MSSBC₇₅₀具有丰富的表面官能团结构(C—O、C=C、C=O、—C=C—H、O—H等),以介孔为主(平均孔径7.61 nm)的丰富比表面积(56.57 m²/g),良好的磁回收性能(超顺磁特性,24.439 7 emu/g)。正交实验结果表明,各因素对吸附率的影响排序为:PS-MSSBC₇₅₀投加量>MB初始浓度>温度>pH。优化条件下(2 g/L投加量、318K、20 mg/L初始浓度、pH=5),PS-MSSBC₇₅₀对MB去除率可达99.25%,理论最大吸附量为154.766 mg/g。吸附过程符合准二级动力学(R²=0.989 28)及Langmuir模型(R²=0.995 3),吸附过程以单层化学吸附为主,具有自发吸热特性。该研究为污泥资源化与染料废水治理提供了兼具高吸附容量、高效分离和低再生损耗的创新型解决方案。另外,对吸附过程的机制有待深入研究,同时对该材料在印染行业这一复杂水质工程应用过程中的效能有待进一步研究。

参考文献

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