镉是一种生物体非必需金属元素, 其主要污染源为电镀、冶炼、电池和化工生产等过程^{[1, 2]}, 在环境中累积会对动植物体产生极大危害.目前, 常见的去除水体镉的方法主要有离子交换、化学沉淀、电渗析、反渗透和吸附等^[3~5], 其中吸附法因操作简便、实用环保和吸附剂来源丰富等优点而被广泛应用.

海泡石是一种天然的纤维状多孔硅酸镁黏土矿物, 其化学式Si₁₂O₃₀Mg₈(OH)₄(H₂O)₄·8H₂O, 有3条辉石式单链构成的2:1结构带以及连续的硅氧四面体层, 表面活性吸附中心主要是四面体片中的氧原子、与结构边缘Mg²⁺配位的水分子以及Si—O—Si分解产生的硅烷基团^[6~8].天然海泡石储量丰富, 价格低廉, 但因腔孔阻塞、比表面积受限等缺点限制了其在重金属吸附处理中的应用.目前, 无机强酸活化是常用的材料改性方法之一, 徐应明等^[7]的研究发现海泡石酸处理后, 半径1~5 nm的孔洞百分比增加, 海泡石纯度提高, 腔道通畅, 且三大强酸对海泡石比表面积提高能力依次为HCl>HNO₃>H₂SO₄.严鹤峰^[9]发现酸改性可以有效降低海泡石零电荷点, 增加表面质子数量和吸附点位, 促进重金属离子的吸附.“三酸两碱”在化工生产中应用广泛, 国内外一些研究者尝试将酸碱复合处理用于黏土矿物中蛭石和凹凸棒石的改性, Silva等^[10]发现经酸碱处理的蛭石对废水中阳离子药物有良好的吸附性能, 由改性前的(3.9±0.2)mg·g^-1增加到改性后的(33±4)mg·g^-1, 可能因为酸碱处理蛭石吸附过程中促进物质扩散到中间层通道.张建民等发现^[11], 凹凸棒石酸处理可去除碳酸盐等杂质, 扩大孔道体积和比表面积；碱处理可选择性地脱除矿物中的Si, 降低Si/Al比, 还可提高其离子交换性能.然而, 有关酸碱复合改性海泡石前后结构性质及其对Cd吸附的研究尚未见报道.

本文以海泡石为原料, 对其进行酸碱复合处理, 分析改性前后海泡石的结构特征和对Cd²⁺吸附特性, 以期为Cd污染修复提供理论依据.

1 材料与方法 1.1 海泡石的改性制备

称取20 g海泡石(Sep)加入到盛有500 mL、2.5 mol·L^-1盐酸溶液(1:25, 质量浓度)的烧杯中, 搅拌反应24 h, 然后在上述溶液中逐滴加入20%的NaOH溶液调节pH=10, 搅拌反应2 h, 静置3 h后离心过滤去掉上清液, 剩余产物依次用0.1 mol·L^-1盐酸和去离子水洗涤至近中性, 再次离心后在70℃恒温干燥箱中烘干, 研磨过筛备用, 获得酸碱复合改性海泡石(ABsep).

1.2 物化性质分析

样品表面形貌及结构特性用带有能谱的扫描电镜(日立SU3500)和透射电镜(日本电子JEM2010)分析, XRD图案用X射线衍射仪(D/Max 2500, Rigaku)获得, 比表面积和孔径采用比表面及孔隙度分析仪(ASAP 2020M)测定, 红外光谱用傅里叶变换红外光谱仪(Nicolet 380)分析, Zeta电位用POWEREACH微电泳仪(上海中晨JS94H)测定, 溶液中Cd²⁺浓度用原子吸收分光光度计(普析TAS-990)测定, 有效CEC测定采用HJ889-2017方法.

1.3 实验方法

(1) 吸附动力学  称取不同质量改性前后海泡石(吸附剂/Cd²⁺质量比1、3、5、10、20和25)置于1 L初始Cd²⁺质量浓度为100 mg·L^-1Cd(NO₃)₂溶液中, 25℃下, 未调节溶液pH(此时pH为5.5), 不添加共存离子, 用磁力搅拌器以220 r·min^-1连续搅拌24 h, 分别在1、3、5、10、20、30、60、120、180、240、360、540、720和1 440 min取样, 过0.45 μm滤膜后测定Cd²⁺质量浓度.

(2) 吸附热力学  称取0.0105 g改性前后海泡石分别置于一系列35 mL、pH为7的不同Cd²⁺质量浓度(30、40、50、80、100和200 mg·L^-1)的溶液中, 在220 r·min^-1, 温度分别为10、25和45℃的恒温培养振荡箱振荡24 h, 过0.45 μm滤膜后测定Cd²⁺质量浓度.

(3) 吸附影响因素实验  ①ABsep投加量设为0.1、0.3、0.5、1、1.5、2和2.5 g·L^-1分别置于一系列35 mL的Cd²⁺质量浓度为100 mg·L^-1溶液中, 在220 r·min^-1, 25℃的恒温培养振荡箱振荡24 h, 过0.45 μm滤膜后测定Cd²⁺质量浓度；②溶液pH值用稀HNO₃或NaOH调节为2.0~7.0, 以不加吸附剂, 只调节了溶液pH作为对照, 将ABsep以0.3 g·L^-1置于35 mL、Cd²⁺质量浓度为100 mg·L^-1溶液中, 在220 r·min^-1, 25℃的恒温培养振荡箱振荡24 h, 过0.45 μm滤膜后测定Cd²⁺质量浓度；③共存离子质量浓度分别为0、20、50、100、150和200 mg·L^-1的K⁺、Na⁺、Ca²⁺和Mg²⁺, 将ABsep以0.3 g·L^-1置于35 mL、pH为7、Cd²⁺质量浓度为100 mg·L^-1溶液中, 在220 r·min^-1, 25℃的恒温培养振荡箱振荡24 h, 过0.45 μm滤膜后测定Cd²⁺质量浓度.

1.4 数据处理

改性前后海泡石对溶液中Cd²⁺吸附量(q)及去除率(η)分别为：

(1)

(2)

式中, m为吸附剂用量(g)；V为溶液总体积(L)；c₀和c_t分别为吸附前及吸附t时刻时溶液中Cd²⁺质量浓度(mg·L^-1).

2 结果与讨论 2.1 材料结构表征与分析 2.1.1 孔径分布和N₂吸附-脱附等温线

根据N₂吸附-脱附等温线, 用BET公式获得的比表面积ABsep (509.29 m²·g^-1)显著高于Sep (306.69 m²·g^-1), 且BJH计算得到的ABsep和Sep的平均孔径分别为3.937 nm和3.403 nm, 孔容分别为0.535 cm³·g^-1和0.397 cm³·g^-1, 与原始海泡石相比分别增加了66.06%、15.69%和34.76%, 可见酸碱改性后其表面性能比改性前有了很大提升.这可能因为海泡石经酸化后, 其晶体结构中的Mg²⁺被滤出, 使其孔容积显著增加, 再经连续碱处理淋滤出的Mg²⁺形成Mg(OH)₂, 附着在酸化海泡石得到的非晶SiO₂表面, 使海泡石比表面积和孔容积进一步增大^[12].此外, 改性后有效态CEC含量(45 cmol⁺·kg^-1)比改性前(7.3 cmol⁺·kg^-1)提高了83.7%.如图 1, 酸碱改性前后的海泡石吸附/脱附滞后循环均出现在p/p₀为0.5~1.0时, 且其孔径集中分布在3~50 nm, 说明改性前后海泡石的孔结构均以介孔为主, 有利于重金属离子吸附.与Sep相比, ABsep的BET等温线属于典型的中孔结构, 它属于Ⅳ型等温线并具有较深度的H3滞后回线^{[1, 13]}, 表明孔隙体积相对较高, 孔隙度显着增加, 这与BJH结果一致.其发达的孔道和较大的比表面积, 有利于对Cd²⁺的物理吸附^[14].

2.1.2 EDS-SEM-TEM分析

如EDS图显示(图 2), Sep及ABsep主要组成元素均为O、Si和Mg, 且这3种元素所占质量分数分别为29.35%、47.60%、16.13%和38.73%、45.05%、2.48%, 且ABsep还有很少的Al、K和Na元素存在, 其元素所占质量分数分别为2.46%、3.15%和0.14%, 表明其可交换性离子含量有所增加, 有利于其对Cd²⁺的离子交换, 与CEC结果一致.SEM和TEM显示Sep呈现出一种扁平或细直的棒状纤维结构, 纤维间彼此粘附以形成相对较大的致密束^[15], 表面孔隙结构不是很发达, 这和它具有较小的比表面积符合；而ABsep显示其表面凹凸不平, 纳米纤维被破碎成粗糙杂乱的块状结构并随机分散, 孔隙结构较发达, 表明可能生成了新的纳米黏土材料.这可能是因为, HCl处理使海泡石晶体结构中的Mg²⁺被完全置换出来, 破坏了其中氧镁八面体结构, 而保留了更为稳定的硅氧四面体, 形成SiO₂胶体.

2.1.3 FTIR分析

如图 3所示, 在Sep的光谱中, 1 110~900 cm^-1范围内的震动带主要是硅酸盐的特征吸收峰, 其中1 020 cm^-1处为Si—O—Si的反对称振动带, 约1 212 cm^-1处的峰对应于Si—O—Si键的伸缩振动^{[8, 12, 16]}；并且3 565 cm^-1处的峰对应于Mg²⁺连接的OH(属于Mg₃OH)的拉伸, 435 cm^-1处的吸收峰源自于海泡石晶体内O—Mg八面体中Si—O—Mg键的振动吸收, 这些峰不存在于ABsep的峰中, 可作为海泡石硅酸镁结构破坏的良好指示.ABsep的红外图谱主要为SiO₂和Mg(OH)₂的特征峰, 其中1 065 cm^-1和787 cm^-1处为Si—O—Si的振动吸收峰, 位于3 429~3 500 cm^-1左右的吸收峰是分子间氢键O—H的伸缩振动；3 688 cm^-1、691 cm^-1和640 cm^-1处的吸收峰对应于Mg—OH键的吸收振动^[15], 仅在700~600 cm^-1范围内的振动带与SiO₂不同, 这可能与形成的水镁石有关^{[8, 12, 16]}.以上结果表明海泡石连续酸碱处理后可能新生成了SiO₂和Mg(OH)₂.

2.1.4 XRD分析

如图 3所示, Jade 6.0检测到Sep存在特征衍射峰2θ为7.300°、11.837°、19.712°、20.390°、23.707°、26.426°和35.022°, 分别对应晶面(110)、(130)、(060)、(131)、(260)、(080)和(371), 与海泡石(PDF No.13-0595)相符, 显示具有空间群Pncn的正交晶系^[17].与原始海泡石相比, ABsep的衍射强度降低, 特征衍射峰(110)、(130)、(060)及(131)等消失, 且出现一些新的特征衍射峰2θ为20.859°、26.639°和50.138°, 与SiO₂(PDF No.46-1045)相符, 分别对应晶面(100)、(101)和(112)；同时, 一些较小的平面峰2θ为18.527°、50.785°分别对应晶面(001)、(102), 与Mg(OH)₂(PDF No.44-1482)相一致, 表明海泡石原位酸碱处理后可能生成了SiO₂-Mg(OH)₂纳米材料, 与红外谱图结果一致, 此外, ABsep呈现出三方晶系特征^[18], 改性后衍射峰的强度减弱, 可知其结晶程度较Sep有所降低, 表面改性破坏了海泡石纤维的聚集, 与TEM结果一致.

2.2 改性前后海泡石对Cd²⁺吸附特性研究 2.2.1 吸附动力学

研究了不同吸附剂与Cd²⁺质量比(1、3、5、10、20和25)时的吸附动力学特性, 采用准一级动力学方程(Pseudo-first-order)和准二级动力学方程(Pseudo-second-order)进行非线性拟合(结果见图 4、表 1).

(3)

(4)

式中, t为吸附时间(min)；K₁为准一级动力学方程速率常数(min^-1)；K₂为准二级动力学方程速率常数[g·(mg·min)^-1]；q_t和q_e分别是t时刻和吸附平衡时Cd²⁺吸附量(mg·g^-1).

如图 4, 随时间的增加, 改性前后的海泡石对Cd²⁺的吸附量均先快速增大后趋于稳定, 在约12 h达到吸附平衡；采用不同质量比的吸附剂/Cd²⁺时, ABsep的饱和吸附量均高于Sep, 且改性前后的海泡石均在投加量为Cd²⁺的3倍时得到最大平衡吸附量, 其中ABsep对Cd²⁺最大吸附量72.56 mg·g^-1, 为改性前的2.09倍, 这可能因为ABsep更大的比表面积和孔径, 其表面活性吸附位点数量相应增加, 吸附能力增强.最初的快速吸附可能因为Cd²⁺外扩散附着于材料外表面, 此过程主要为离子交换和物理吸附, 速度较快, 但随着吸附的进行, 吸附剂表面可供吸附利用Cd²⁺的活性位点减少, 溶液与吸附剂表面Cd²⁺的浓度梯度下降, 吸附推动力减小, 且溶液中游离Cd²⁺向吸附剂内扩散受到的吸附阻力增大, 吸附速率逐渐降低^{[19, 20]}.

由表 1可知, 采用最佳质量比吸附剂/Cd²⁺为3时, 准二级动力学拟合的Sep和ABsep对Cd²⁺吸附R²值分别达到0.9599和0.9530, 拟合理论平衡吸附量q_{e, cal}分别为35.75 mg·g^-1和70.67 mg·g^-1, 与实验测定的q_{e, exp}34.65 mg·g^-1和72.56 mg·g^-1较接近, 说明准二级动力学更能准确描述改性前后海泡石对Cd²⁺的吸附.由准二级动力学模型的假设, 可推测出改性前后的海泡石吸附Cd²⁺的过程以化学吸附为速率控制步骤, 吸附剂和Cd²⁺之间可能通过共用或交换电子形成化学键, 络合、配位或离子交换而发生吸附^{[21, 22]}.

2.2.2 吸附等温方程

吸附等温线可描述平衡吸附量随Cd²⁺浓度的变化趋势, 判断吸附剂与吸附质的作用类型.采用Langmuir、Freundlich及Sips (L-F)进行不同温度(10、25和45℃)吸附等温线的非线性拟合, 结果见图 5, 相关参数见表 2和表 3.

(6)

(7)

式中, q_e为平衡吸附量(mg·g^-1)；c_e为平衡浓度(mg·L^-1)；Q_m为饱和吸附量(mg·g^-1)；K_L(L·mg^-1)、K_F [(mg·g^-1)· (L·mg^-1)^1/n]和K_S[(L·mg^-1)^β]分别为Langmuir吸附常数、Freundlich吸附常数及Sips吸附常数；1/n是指示吸附强度的常数, 其随材料的不均匀性而变化；β是Sips等温线指数^[23].

不同温度下, Langmuir及Sips两种等温式的R²值高于Freundlich等温式(表 2), 均能较好地描述Sep及ABsep对Cd²⁺的吸附, 其中Sips模型相关性最好.Langmuir等温式适于吸附剂表面吸附位点分布均匀的单分子层吸附, 无相邻位点和吸附质间粒子的相互作用^{[24, 25]}, 因此可推测不同温度下Sep及ABsep对Cd²⁺的吸附主要是单分子层均匀吸附过程；Cd²⁺的平衡浓度c_e < 80 mg·L^-1时, Sep及ABsep对Cd²⁺的平衡吸附量q_e随c_e的增大迅速增加, 而Cd²⁺的c_e>80 mg·L^-1时, q_e随c_e的增大趋于稳定；Sep及ABsep对Cd²⁺平衡吸附量(q_e)均随温度升高而增大, 原因可能有两种：①一定范围内温度升高可以加大扩散系数而加快离子交换^[26]；②温度的升高导致吸附剂周围边界层厚度的减小使边界层中Cd²⁺的转移阻力减小^[27].Langmuir分离系数(R_L)是对吸附剂能否有效吸附污染物的判断依据^[28]：

(8)

式中, c₀为Cd²⁺起始浓度(mg·L^-1), 当R_L>1时, 表明吸附反应不易发生；R_L=1表示为线性吸附；0 < R_L < 1表示吸附过程为有利吸附；R_L=0则表示吸附不可逆^[29].如表 3本研究中的初始浓度范围内, Sep及ABsep对Cd²⁺等温吸附的R_L分别在0.103 8~0.519 5和0.195 7~0.727 9范围, 表明Sep及ABsep对Cd²⁺的吸附反应易于发生, 该吸附材料对溶液中Cd²⁺有较高的亲和力.

Sips等温模型是Langmuir和Freundlich方程的组合形式, 适于描述各种压力下非均相吸附系统的单层异质表面的吸附, 金属离子浓度较低时, 它接近Freundlich等温线；而在高浓度下, 它以Langmuir等温线类似的方式描述单层吸附^{[24, 30]}.Sips常数K_s可用来评价吸附强度：K_s值越高, 表明吸附质与吸附剂活性位点之间的键越强, 由表 2中的K_s值变化, 可知ABsep与Cd²⁺吸附的强度随温度升高而增强^[31].本实验最佳相关性模型为Sips, 表明改性前后海泡石对Cd²⁺的吸附主要为单层不均匀性吸附；318K时Sips拟合ABsep对Cd²⁺最大饱和吸附量为166.2 mg·g^-1, 远大于Sep(48.50 mg·g^-1), 可知酸碱复合改性后海泡石吸附性能得到很大提升.

为了评价ABsep对Cd²⁺的吸附性能, 将其与不同的吸附剂进行比较, 表 4可以看出, 本研究制备的改性海泡石的饱和吸附量显著高于大多数吸附材料, ABsep对溶液中Cd²⁺有很高的吸附能力, 且改性操作简便, 原材料海泡石价格低廉, 所以ABsep可以作为一种溶液中镉吸附的高效材料.

2.2.3 吸附热力学

一般由吉布斯自由能变化(ΔG^θ)、焓变(ΔH^θ)、熵变(ΔS^θ)这3种热力学参数分析吸附热效应.

(9)

(10)

(11)

式中, c₀为初始浓度(mg·L^-1)；c_e为平衡浓度(mg·L^-1)；V为溶液体积(L)；m为吸附剂质量(g)；R为通用气体常数[8.314 J·(mol·K)^-1]；T为绝对温度(K)；K₀为吸附热力学平衡常数(mL·g^-1)^{[32, 33]}, a_s和a_e分别是吸附剂所吸附的及吸附平衡时溶液中Cd²⁺的活性, c_s是吸附剂吸附Cd²⁺的质量摩尔浓度(mmol·g^-1), c_e是平衡时溶液中Cd²⁺浓度(mmol·mL^-1), v_s和v_e分别是吸附的及溶液中Cd²⁺的活度系数.以ln(c_s/c_e)对c_s作图, 基于最小二乘分析进行线性回归, 并将c_s外推至零来确定y轴截距lnK₀的值.以lnK₀对1/T作图, 由线性回归分析所得的截距、斜率可分别计算出ΔS^θ和ΔH^θ, ΔG^θ由公式(9)直接计算.

如表 5, 当温度由283 K增大为318 K时, Cd²⁺在Sep及ABsep上的吸附均有ΔG^θ < 0, ΔH^θ>0, 表明该吸附是自发的吸热反应, ΔS^θ>0, 表明吸附过程增加了固-液界面分子运动的混乱程度；随温度升高ΔG^θ变小, 说明升高温度有利于对Cd²⁺的吸附, 吸附量随温度的升高而增加.ΔH^θ在0~40 kJ·mol^-1之间主要为物理吸附, 在40~418 kJ·mol^-1为化学性吸附^{[34, 35]}.本研究中, 在283~318 K时改性前后海泡石的ΔH^θ分别为12.784 kJ·mol^-1和22.791 kJ·mol^-1, 改性后吸附过程的ΔH^θ有所增加, 两种材料对Cd²⁺的吸附过程属于物理吸附, 吸附机制可能为静电力作用与孔隙填充, 结合动力学吸附结果, 可知改性前后海泡石对Cd²⁺的吸附同时存在物理吸附及化学吸附, 但以化学吸附为主；lnK₀均随温度的升高而增大, 说明升温有利于吸附的进行, 且不同温度时ABsep吸附Cd²⁺的lnK₀变化更大, 更易受温度影响.

2.3 ABsep对Cd²⁺吸附性能的影响因素分析 2.3.1 吸附剂投加量对Cd²⁺吸附性能影响

如图 6所示, 随ABsep投加量的增大, Cd²⁺的去除率也随之增大, 然后趋于稳定.当吸附剂投加量为2 g·L^-1时, 去除率达到最大, 为97.65%.然而, ABsep对Cd²⁺的单位吸附量随吸附剂增加呈现出则先增大后减小的趋势, 在当ABsep为0.3 g·L^-1时, 吸附量达到最大值72.56 mg·g^-1.这是因为随着ABsep投加量的增加, ABsep的相对比表面积和吸附位点数量增加, 因此其对Cd²⁺的去除率迅速增大, 但溶液中Cd²⁺浓度恒定, 继续增大吸附剂的投加量Cd²⁺去除率基本不变, 但当吸附剂量超过一定浓度(0.3 g·L^-1), ABsep投加量的增加使溶液中总的吸附位点迅速增加, 吸附剂的一些吸附位点不能被完全占据造成单位吸附位点吸附的Cd²⁺数量较低, 而表现为单位吸附量的减少, 这与文献[36, 37]的研究结果一致.

2.3.2 共存阳离子对Cd²⁺吸附性能影响

实际废水中存在一些浓度较高的碱金属及碱土金属离子, 这可能会对吸附剂吸附性能产生影响.添加不同浓度的K⁺、Na⁺、Ca²⁺和Mg²⁺时, Cd²⁺的吸附量均减小(图 6), 吸附受到抑制, 且随着共存阳离子浓度逐渐增大, 其对Cd²⁺的吸附抑制作用逐渐增强, 抑制作用强弱为Mg²⁺＞Ca²⁺＞Na⁺＞K⁺, 当K⁺、Na⁺、Ca²⁺和Mg²⁺离子浓度增加至200 mg·L^-1, 此时ABsep对Cd²⁺的吸附分别比CK降低了49.61%、81.24%、87.84%和96.69%, 表明在相同浓度条件下, 二价阳离子(Ca²⁺和Mg²⁺)比一价阳离子(K⁺和Na⁺)抑制作用强, 其中Mg²⁺抑制作用最强, K⁺抑制作用最弱；共存阳离子种类相同时, 离子浓度越大其对Cd²⁺的抑制作用越显著, Cd²⁺吸附量也越低.

这可能因为Ca²⁺、Mg²⁺与Cd²⁺具有相似的离子结构而对Cd²⁺的竞争吸附作用更强, 且竞争作用随离子浓度增加而增强^{[1, 38]}；或共存阳离子的存在改变了ABsep表面的双电层厚度, 使其与Cd²⁺间静电力变小；有研究表明^{[39, 40]}, 黏土矿物对重金属离子的选择性吸附顺序与离子的电荷数、水合能、离子半径及有效水合半径密切相关, 离子的带电荷数越多, 半径越小越易与黏土层间阳离子发生离子交换而竞争吸附能力越强.因此, 相同浓度时, 二价阳离子(Ca²⁺和Mg²⁺)比一价阳离子(K⁺和Na⁺)对Cd²⁺吸附抑制作用强.如表 6所示, 电荷数相同时, 有效水合半径Mg²⁺ < Ca²⁺, Na⁺<K⁺, 因此其对Cd²⁺吸附抑制大小为Mg²⁺＞Ca²⁺＞Na⁺＞K⁺.

2.3.3 pH变化对Cd²⁺吸附性能的影响

溶液pH变化不仅可以改变吸附剂表面电荷数量而影响吸附质-吸附剂颗粒间的静电作用, 还可以改变金属离子存在形态而影响吸附效果^[42].pH为2~7时(图 7), ABsep对Cd²⁺吸附量及去除率均随pH增大而增加, 在pH为2时吸附效果最差, 吸附量及去除率分别为3.60 mg·g^-1、6.89%, 这是因为pH越小溶液中H⁺含量越高, H⁺与Cd²⁺对ABsep表面吸附位点竞争越激烈；最优pH为7, 吸附量及去除率达到最大值分别为74.11 mg·g^-1、36.30%, 这主要由于pH变化改变了Cd²⁺在溶液中的存在形态, pH较小时, Cd²⁺主要以离子态存在, 随着pH的增大, 溶液中的OH^-会与Cd²⁺结合, 以Cd(OH)⁺或者Cd(OH)₂的形式存在^[1], 产生沉淀而抑制吸附.此外, Zeta电位结果表明ABsep表面带负电荷^[43], Cd²⁺能够聚集在吸附剂表面的带电点上, ABsep对Cd²⁺的吸附包含静电作用^[35]；随着pH的增加, Zeta电位负值增大, 表面上的负电荷密度增加, ABsep的负电位点和带正电Cd²⁺间的静电引力增强, 且H⁺的竞争吸附能力减弱, 产生更大的吸附量.此外, 可以获得所有条件下的最终pH(pH_f)都高于初始pH(pH_i), 表明ABsep的加入改变了吸附体系的酸碱性.

3 结论

(1) 改性后ABsep具有发达的孔道和较大的比表面积, 可交换性离子含量有所增加, ABsep属于三方晶系, 主要组成为SiO₂和Mg(OH)₂.

(2) ABsep对Cd²⁺的吸附过程符合Sips等温模型和准二级动力学模型, 最佳吸附剂/Cd²⁺质量比为3:1；为自发吸热反应, 以化学性吸附为主并伴有物理吸附；当温度为318K时, ABsep对Cd²⁺最大饱和吸附量为改性前的3.4倍.

(3) ABsep对Cd²⁺的吸附量随投加量的增加而先增大后减小, 随溶液pH升高而增大, 最佳pH为7；金属离子抑制了材料对Cd²⁺的吸附, 其中Mg²⁺最强, K⁺最弱.