李際會，王 鵬，莊克章，卞建波，唐洪杰，郭艷萍，宋吉青

（1.臨沂市農業(yè)科學院，山東 臨沂 276012；2.中國農業(yè)科學院農業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所，北京 100081）

金屬鉻（Chromium）被人類開發(fā)利用多年，其化合物分為有益的和有害的，其中鉻（Ⅲ）是哺乳類動物必需的微量元素[1]，鉻的開采和冶煉及鉻鹽的制造和電鍍、金屬加工、制革、油漆、顏料、印染等行業(yè)排出的廢水中含有大量的鉻（Ⅵ），火山噴發(fā)和巖石的風化等自然活動也會造成鉻的排放，因此水體及土壤環(huán)境中鉻長期存在，導致嚴重的環(huán)境污染，并影響人類健康[2-4]。含鉻（Ⅵ）污水通常采用的凈化技術包括沉淀法、膜過濾法、胺溶劑萃取法、離子交換法、吸附法、電沉積法和其他各種生物工藝[2-4]，凈化方法的選擇要依據(jù)污水的特性和其他經濟社會因素，包括污水中鉻（Ⅵ）的濃度，污水的pH、溫度、流速、BOD，污水排放標準等[3]。在眾多方法中，相對經濟和方便的吸附法大量應用于化學和加工工業(yè)污水的處理[2-4]，生物（活性）炭吸附法是其中較經濟的處理技術，尤其是吸附低濃度污染物[3]。生物（活性）炭具有多孔性結構、較大比表面積、可變靈敏的界面特性等特點，其被廣泛應用于水體污染物去除[5-7]和用作催化劑及其載體[7-8]。

我國每年的農業(yè)生產活動都產生大量的農作物秸稈，可見，開發(fā)高效利用農作物秸稈的新途徑是生態(tài)文明建設和綠色發(fā)展的必然舉措。近年來，利用碳元素含量高及無機物含量低的低成本原材料熱裂解制備生物炭受到了廣泛關注[7]，生成的生物炭大量地應用于農業(yè)和環(huán)境試驗研究[9]。但由秸稈直接熱裂解形成的秸稈炭對陰離子的吸附能力很小[10]，因其表面含有大量的負電荷[11]，水體中易與陰離子產生靜電互斥。

有研究表明，氧化鐵對磷酸根和砷酸根等含氧陰離子具有高親和力和選擇吸附性[12-14]，但粉末狀的氧化鐵水體中不易分離[14]。為發(fā)揮氧化鐵的吸附作用，眾多研究將其引入吸附劑的孔隙中[10，12，14-16]，既提高了吸附劑吸附能力也易于分離。將氧化鐵引入秸稈炭的孔隙中后，改性秸稈炭對陰離子的吸附性能增強[10]，其磷（PO3-4-P）吸附能力顯著高于原狀秸稈炭。而含有鉻（Ⅵ）的重鉻酸根離子（Cr2O2-7）作為一種含氧陰離子，是危險的水體無機污染物。是否也能通過引入氧化鐵，增強秸稈炭對鉻（Ⅵ）的吸附能力，還需要進一步研究。因此，本研究的目的是應用FeCl3溶液制備改性秸稈炭，以增強秸稈炭的吸附鉻（Ⅵ）性能，并獲得鉻吸附能力最強時的改性炭制備條件（秸稈炭化溫度和鐵添加量）。

響應面實驗方法（Response surface methodology）集合了數(shù)學與統(tǒng)計學原理，是用來對受多個獨立變量影響的問題（響應值）進行建模和分析，并確定回歸模型方程和最優(yōu)工藝條件，其是在多元線性回歸的基礎上主動收集并獲得較好回歸性質的一種實驗設計方法[17-19]，其能利用較少的實驗次數(shù)確定最優(yōu)工藝條件，因此該方法能減少化學試劑、能源等的使用[18]。鑒于響應面實驗方法的應用便利性，在改性炭制備過程中，應用該實驗方法，獲得了對鉻（Ⅵ）吸附性能最強時的改性炭制備條件，將此時制備的改性炭（以最優(yōu)改性炭表示）用于水體中鉻（Ⅵ）的吸附去除，為作物秸稈高效利用提供新途徑。

1 材料與方法

1.1 改性炭制備方法

將自然干燥、純凈的小麥秸稈截成1 cm左右小段，置于加蓋瓷坩堝中，放入電阻爐中，升溫（50℃·min-1）至預定溫度保持100 min，之后關閉電阻爐加熱程序，降溫（20℃·min-1）至100℃以下拿出，粉碎?。? mm的秸稈炭備用，標記為WB（Wheat straw biochar）；而后采用文獻[10，20]所介紹的方法制備改性炭：將WB加入到FeCl3溶液中，攪拌混合均勻，調節(jié)溶液pH=7，靜置1 h后過濾數(shù)次，最后于烘箱中75℃干燥，即得改性炭。

1.2 改性炭吸附性能優(yōu)化

根據(jù)SAS 9.2數(shù)據(jù)分析系統(tǒng)，采用Small Composite Hartley Method實驗方法。設置炭化溫度和鐵（Fe3+）與炭質量比兩個因素，設計二因素五水平響應面實驗，共9個試驗，其中6個為析因試驗，3個為中心點試驗，用以估計實驗誤差和再現(xiàn)性[19]，并以改性炭對鉻的吸附量為響應值。

首先利用單因素實驗，即炭化溫度和鐵炭質量比對吸附量的影響，以確定因素的水平值。在質量比為0.45時，炭化溫度為300、400、500、600℃和700℃；炭化溫度為400 ℃，質量比為0、0.14、0.45、0.70、0.84、0.98。選擇對鉻吸附量大的實驗點為中心點水平值，通過等式（1）計算鉻吸附量。

最終得到吸附性能優(yōu)化的改性炭記為BF-Cr，同溫度下的秸稈炭，記為WB-Cr。

1.3 兩種秸稈炭（BF-Cr和WB-Cr）的表征

（1）全水分、灰分、揮發(fā)分及固定碳含量測定。將樣品放入預熱至102～105℃烘箱中2 h，取出于干燥器內冷卻至室溫稱量，全水分含量W（%）為干燥前后樣品質量差占樣品質量的百分數(shù)；將樣品置于已在800℃下燒至恒質量的無蓋瓷坩堝內，送入電阻爐中800℃下灼燒2 h，取出空氣中冷卻5 min，于干燥器內冷卻至室溫稱質量，灰分含量A（%）為灼燒殘留物占樣品質量的百分數(shù)；將樣品置于已在850℃下燒至恒質量的瓷坩堝內，加蓋送入溫度預熱至850℃的高溫電阻爐內，立即封閉爐門，繼續(xù)7 min（3 min內爐溫恢復至850℃），取出空氣中冷卻5 min，放入干燥器內冷卻至室溫稱質量，揮發(fā)分含量V（%）為加熱前后樣品的質量差占樣品質量的百分數(shù)；固定碳含量（%）=100-W-A-V。

（2）元素C、H、O、N含量通過元素分析儀測定（Elementar analysensysteme GmbH，Hanau，Germany）；元素Fe含量采用鄰菲羅啉比色法測定，波長為530 nm。

（3）BET比表面積及孔徑分布采用全自動物理化學吸附儀測定分析（TriStar II 3020，Micromeritics，USA）。

（4）采用 Hitachi S-4800（Hitachi，Japan）掃描電鏡（SEM）來觀察表面形態(tài)。

（5）紅外光譜圖利用FTIR光譜儀（VERTEX 70 Bruker，Germany）掃描定性。

（6）采用AXS D8 Focus型X射線衍射儀（Bruker AXS Inc.，Madison，USA）分析晶型結構。

1.4 最優(yōu)改性炭（BF-Cr）吸附性能

1.4.1 鉻吸附量的計算

改性炭0.1 g加入到體積為30 mL的K2Cr2O7溶液中，溶液pH=5，室溫下（25±2℃）振蕩3 h后過濾，采用二苯碳酰二肼比色法測定溶液剩余鉻濃度，波長為540 nm，重復3次。通過下式計算吸附量（以純鉻計，下同）：

式中：qe為鉻吸附量，mg·g-1；C0為初始濃度，mg·L-1；Ce為吸附平衡時濃度，mg·L-1；V為溶液體積，L；m為炭用量，g。

1.4.2 不同條件下BF-Cr對鉻的吸附性能

不同條件下，BF-Cr對鉻的吸附能力通過公式（1）計算。

調節(jié)初始溶液鉻濃度分別為 40、50、70、100、120、150、170 mg·L-1和200 mg·L-1，測定初始鉻濃度不同時，BF-Cr對鉻的吸附能力；

鉻濃度為70 mg·L-1的K2Cr2O7溶液中，分別在混合振蕩 10、25、50、100、150、180、220 min和 260 min后，測定BF-Cr鉻吸附能力隨時間的變化；

鉻濃度為70 mg·L-1的K2Cr2O7溶液中，首先應用HCl或NaOH溶液調節(jié)初始pH為3～11，隨后加入BF-Cr，混合振蕩測定其不同溶液pH下的鉻吸附能力；

鉻濃度為100 mg·L-1的 K2Cr2O7溶液中，BF-Cr炭添加量為0.03～0.5 g，測定BF-Cr鉻吸附能力隨炭添加量增加的變化，并計算鉻去除率。

去除率=（C0-Ce）/C0×100%

1.4.3 等溫吸附方程

利用Langmuir和Freundlich吸附方程，即公式（2）和（3）來擬合不同鉻濃度時BF-Cr吸附量數(shù)據(jù)。

Langmuir吸附方程[21]的直線形式為：

式中：b為吸附平衡常數(shù)，L·mg-1；Q0為Langmuir理論最大吸附量，mg·g-1。

Freundlich吸附方程[21]的直線形式為：

式中，Kf和n是Freundlich常數(shù)，代表吸附劑的吸附能力和吸附強度。

1.4.4 動力學方程

采用動力學方程擬合不同吸附時間時BF-Cr吸附量數(shù)據(jù)，研究吸附過程中的控制機制。主要有：

準一級動力學（Pseudo First-Order）方程[21]，其直線形式為：

式中：qe和qt為在平衡時刻和t時刻吸附劑的吸附量，mg·g-1；k1為準一級模型的吸附平衡速率常數(shù)，min-1；t為反應時間，min；初始吸附速率h01=k1qe[22]。

準二級動力學（Pseudo Second-order）方程[21]，其直線形式為：

其中，k2為準二級模型的吸附平衡速率常數(shù)，g·mg-1·min-1；初始吸附速率 h02=k2q2e[22]。

顆粒內擴散（Intra-particle diffusion）方程[21]，其直線形式為：

式中：kp為顆粒內擴散速率常數(shù)，mg·g-1·min-0.5；t為反應時間，min。

2 結果與討論

2.1 改性炭的吸附性能優(yōu)化

2.1.1 炭化溫度及質量比對鉻吸附能力的影響

隨炭化溫度的升高，改性炭吸附量先顯著下降后少量增加（圖1A），300℃及400℃時的吸附量顯著大于600℃時（P＜0.05），300、400℃及500℃間無顯著差異。有研究表明生物質所含半纖維素、纖維素及木質素在300～400℃左右開始分解，500℃以上生物炭結構穩(wěn)定[23-24]，且比表面積和微孔體積等隨之增加，孔隙結構發(fā)育完全。氧化鐵填充堵塞了一部分改性炭的孔隙，造成改性炭孔徑體積的減小，導致吸附量先下降；當炭化溫度為700℃時的吸附量又有所增加，可能是此時發(fā)育完全的孔隙足以抵消氧化鐵的堵塞作用。

隨質量比的增大，吸附量先增大后減小，在質量比為0.84時吸附量最大（圖1B），顯著大于其他質量比條件下的吸附量（P＜0.05）。當氧化鐵引入更多時，改性炭吸附量反而隨之下降，可能是大量氧化鐵堵塞改性炭的孔隙，導致吸附量減小。

2.1.2 最優(yōu)改性炭制備條件的確定

由圖1可知，在溫度300、400、500℃和質量比0.84時的改性炭鉻吸附能力顯著大于其他條件下，為尋求最優(yōu)制備條件，選擇溫度400℃和質量比0.84為中心點水平值，設計二因素五水平響應面實驗，以溫度（X1）、質量比（X2）為因素，響應值（Y）為改性炭鉻吸附量，實驗因素水平的編碼值和實際值，以及實驗設計的結果見表1?？梢钥闯觯诔跏既芤恒t濃度為50 mg·L-1時，改性炭吸附能力在 11.67～16.39 mg·g-1之間。

圖1 炭化溫度（A）和鐵炭質量比（B）對改性炭吸附鉻的影響Figure 1 Effect of carbonization temperature（A）and massratio of iron to WB（B）on chromium adsorption capacity of modified biochars

表1 實驗設計和結果Table 1 The experiment design and results

運用SAS9.2軟件的響應面回歸過程對表1進行數(shù)據(jù)分析，建立二次回歸模型，擬合的二元二次方程為：

表2列出了該回歸模型方差分析的結果?；貧w模型P=0.003 2，極顯著；同時模型R2=0.990 4，表明方程與實際情況擬合很好，可用該模型分析和預測改性炭的制備條件。

表2 回歸模型方差分析結果Table 2 Analysis of variance for regression model

圖2為改性炭吸附鉻實驗的響應面圖?？梢钥闯觯瑘D中存在極大值點。根據(jù)回歸分析，該極大值點的編碼值：X1為-0.007 427；X2為0.057 805，預測最大值為16.18，即炭化溫度400℃，鐵炭質量比0.85，預測最大鉻吸附量為16.18 mg·g-1。經過實驗驗證，BF-Cr的鉻吸附量為（15.83±0.93）mg·g-1，遠大于WB-Cr的吸附量（0.13±0.08）mg·g-1，且與預測值吻合，其產率（最終樣品量占秸稈量的百分數(shù)）為110.70%，大于同溫度下WB的產率（40.11%），說明本實驗所確定的實驗方案設計合理，有較好的應用性。

圖2 改性炭吸附鉻實驗的響應面Figure 2 Response surface plot of the chromium adsorption capacity of BF-Cr

2.2 兩種秸稈炭的表征

2.2.1 工業(yè)與元素分析

BF-Cr中Fe和O元素含量都大于WB-Cr的含量，說明在BF-Cr中存在大量的鐵氧化物，而且其灰分含量增多（表3）。正是該鐵氧化物的存在，導致BF-Cr對鉻的吸附量大于WB-Cr。

表3 BF-Cr和WB的工業(yè)分析與元素分析Table 3 Proximate and elemental analysis of BF-Cr and WB

2.2.2 BET比表面積及孔徑分布

BF-Cr和WB-Cr對N2吸附-解吸等溫線及孔徑大小分布如圖3所示。根據(jù)IUPAC，BF-Cr的吸附等溫線類型介于Ⅰ與Ⅳ型之間，且其中有一條屬于E類回線（H2類型）的脫附滯后，反映BF-Cr中含有大量的“墨水瓶”形狀的孔隙[25]。

由圖3可知，BF-Cr對N2吸附量以及孔徑體積都大于WB-Cr，且其BET比表面積（119.80 m2·g-1）也遠大于WB-Cr的BET比表面積（9.47 m2·g-1）。該結果說明秸稈炭經改性后形成更多更完全的孔隙結構，吸附性能得到提升，這也導致溶液中BF-Cr對鉻的吸附量大于WB-Cr（圖2和圖1）。

改性后，BF-Cr孔徑體積和BET比表面積增大，而 Yu 等[15]利用 Mn（NO3）2和 Fe（NO3）3溶液改性顆?；钚蕴?，改性后其比表面積減小，結果不同的主要原因是本文中最優(yōu)改性炭的炭化溫度為400℃，未改性前其孔隙結構發(fā)育不完全[23-24]，經改性后，其形成更多孔隙結構，導致孔徑體積和比表面積增大，而文獻[15]中的活性炭孔隙由于氧化錳（鐵）的填充堵塞，造成比表面積減小。雖然孔徑體積和比表面積的表現(xiàn)各不相同，但吸附劑改性后的吸附性能顯著增強。

2.2.3 電鏡（SEM）分析

WB-Cr表面比較光滑（圖4A），而BF-Cr表面較粗糙，含有一些附著物（圖4B），說明經FeCl3溶液改性后，鐵氧化物沉淀在BF-Cr的表面或孔隙中，這與元素分析結果一致。造成BF-Cr孔徑體積的增大，該結果導致BF-Cr對N2吸附-解吸等溫線介于Ⅰ與Ⅳ型之間。

圖4 WB-Cr（A）和BF-Cr（B）的掃描電鏡圖（×2000倍）Figure 4 SEM images of WB-Cr（A）and BF-Cr（B）（×2000 times）

2.2.4 紅外光譜（FTIR）分析

兩種秸稈炭的紅外光譜圖形如圖5所示。在波數(shù)為3400 cm-1附近的為羥基基團[22]，波數(shù)為1600 cm-1附近為羰基基團的伸縮振動。波數(shù)1100 cm-1附近為C-OH的伸縮振動和-OH的彎曲振動。

兩種炭在波數(shù)468 cm-1下有吸收峰，該波數(shù)下為Si-O基團的彎曲振動[26-27]，也為BF-Cr中的Fe-O伸縮振動，其是赤鐵礦（α-Fe2O3）的特征峰[28]。另外，BF-Cr在波數(shù)為604 cm-1下出現(xiàn)吸收峰，該吸收峰是Fe-O基團的彎曲振動[29-30]，其是磁赤鐵礦（γ-Fe2O3）的特征峰[29]。該結果說明BF-Cr含有大量的氧化鐵。

圖5 兩種秸稈炭的紅外光譜圖Figure 5 FTIR spectra of WB-Cr and BF-Cr

2.2.5 X-射線衍射（XRD）分析

兩種秸稈炭的XRD圖形如圖6所示。WB-Cr的XRD衍射圖出現(xiàn)數(shù)個衍射峰，2θ分別為28.61°、40.58°、50.45°、66.62°等，主要是硅、鈣、鈉元素的化合物，這是由于秸稈在炭化前未清洗，導致炭化后WBCr中仍然含有少量硅、鈣、鈉等元素的化合物。BFCr的XRD衍射圖在2θ=33.18°和62.87°處出現(xiàn)赤鐵礦成分（Fe2O3）的衍射峰，在2θ=35°附近出現(xiàn)的衍射峰，說明BF-Cr中存在針鐵礦（β-FeOOH，2θ=35.20°）、磁鐵礦（Fe3O4，2θ=35.45°）和磁赤鐵礦（γ-Fe2O3，2θ=35.68°）成分[31-32]。由于氯離子和水分子間的相互作用，三氯化鐵溶液易形成針鐵礦（β-FeOOH）[33]，進而部分脫水變成氧化鐵。

2.3 最優(yōu)改性炭（BF-Cr）吸附性能

2.3.1 初始鉻濃度的影響

隨著初始濃度C0的增大，BF-Cr對鉻吸附量隨之快速增大（圖7A）；C0較低時，吸附量迅速上升，C0繼續(xù)增大，吸附量增加幅度減?。划擟0為150～200 mg·L-1范圍時，鉻吸附量在30 mg·g-1上下，達到吸附飽和。

圖6 兩種秸稈炭的X-射線衍射圖Figure 6 XRD pattern of WB-Cr and BF-Cr

通過等式（2）和（3）擬合圖7A實驗數(shù)據(jù)，Langmuir和Freundlich方程吸附等溫線如圖8所示，參數(shù)由表4列出。BF-Cr吸附鉻的Langmuir方程R2大于Freundlich方程，因此Langmuir方程對吸附鉻實驗的擬合性更好。通過Langmuir吸附方程可以得出BFCr對鉻的理論最大吸附量Q0為30.96 mg·g-1。

2.3.2 吸附時間的影響

隨著吸附時間的延長，BF-Cr對鉻的吸附量逐漸增加，呈直線快速增長，逐漸趨向穩(wěn)定，最終吸附達到平衡（圖7B）。主要由于初始時改性炭表面有大量的吸附位，但隨著吸附的進行，吸附位減少，導致吸附量增長緩慢，達到平衡。通過公式（4）、（5）和（6）擬合圖7B實驗數(shù)據(jù)，方程曲線如圖8所示，參數(shù)由表4列出。

BF-Cr吸附鉻的準二級動力學平衡吸附量估算值與實驗值非常接近，并且準二級動力學模型的相關系數(shù)R2值大于準一級動力學方程的R2值，表明BF-Cr吸附鉻反應符合準二級動力學模型，該吸附過程傾向化學吸附[34]；并且初始吸附速率h02大于初始吸附速率h01（表4）。BF-Cr吸附鉻的顆粒內擴散線性方程沒有過原點，并且曲線有一個拐點（圖8E），因此吸附過程分為吸附劑周圍流體界膜中吸附質的遷移（外擴散）過程和顆粒內擴散過程為速率控制步驟[21]的平緩吸附過程。

圖7 初始鉻濃度（A）、吸附時間（B）、pH（C）和炭用量（D）對BF-Cr鉻吸附能力的影響Figure 7 Effect of initial concentration（A），contact time（B），pH（C）and BF-Cr dose（D）on the chromium adsorption capacity of BF-Cr

2.3.3 溶液pH的影響

在重鉻酸鉀溶液中，當溶液pH＜6.5條件下，鉻主要以重鉻酸根（Cr2O2-7）形式存在；而pH＞6.5條件下則以鉻酸根（CrO2-4）形式存在[1]。BF-Cr隨溶液pH的增大，其對鉻的吸附量隨之減?。▓D7C），該結果說明BF-Cr易于吸附重鉻酸根離子，也由于溶液pH值影響B(tài)F-Cr表面電荷，在pH值較低時，H+離子使吸附劑表面的負電荷基團減少，正電荷基團增多[35]，導致鉻吸附量大于pH值較高時。

2.3.4 BF-Cr用量的影響

BF-Cr添加量不同，對溶液中的鉻去除率不同，此時吸附量也不同（圖7D）；隨著用量的增加，鉻的去除率逐漸增大，最終去除率為99%以上，而此時吸附量逐漸減小。

2.3.5 BF-Cr吸附鉻（Ⅵ）的作用方式

鐵氧化物被稱為“活性”氧化鐵，是最活躍的鐵的形態(tài)，尤其是在土壤中[36]。自然界中存在的多種氧化鐵能通過鐵鹽在實驗室內制備，包括赤鐵礦、針鐵礦等，但由于制備條件不同，產品的結構、比表面積等也不同[33]。本文利用FeCl3溶液將氧化鐵引入秸稈炭孔隙中，導致表面比較粗糙，改性炭孔隙中的氧化鐵有針鐵礦、赤鐵礦和磁鐵礦成分。

圖8 BF-Cr吸附鉻的等溫線和動力學方程曲線Figure 8 The isotherms and kinetic equations for chromium adsorption by BF-Cr

溶液中Fe3+易形成八面體復合物并發(fā)生水解作用（反應式8），因此改性炭BF-Cr溶液中易形成類似復合物，也發(fā)生類似水解反應（反應式9），其中C-Fe為BF-Cr中炭與氧化鐵間的表面絡合物[10]。

因此，改性炭BF-Cr可能通過以下兩種作用方式，對溶液中鉻（Ⅵ）達到吸附去除的效果。第一種方式是通過形成內層配合物，將鉻（Ⅵ）固定在改性炭表面，反應式如10～12，該種方式占主導地位。

第二種方式是通過靜電引力的作用形成外層配合物，反應式如13～16式。

改性炭BF-Cr的吸附能力高于未改性秸稈炭，鉻（Ⅵ）去除率達到99%以上。這與前人研究一致：在最佳的濃度、溫度、用量、pH值等條件下，ZnCl2溶液活化制備的花生殼活性炭和甘蔗渣活性炭對水體中鉻（Ⅵ）的去除率分別達到99%和87%以上[2，4]；利用FeCl3溶液改性后的泥炭對鉻（Ⅵ）的去除率也大于未改性泥炭（從小于3%提高至25%）[37]。有研究表明：應用羅望子木[3]、秸稈[38]、柳條[38]、桉樹鋸末[39]等原材料制備的生物（活性）炭吸附去除水體中的鉻（Ⅵ）時，Langmuir方程對吸附實驗的擬合性好于Freundlich方程，最大吸附量分別為28.02、24.60、23.60 mg·g-1和 13.15 mg·g-1。Ouma等[40]制備的氧化鐵松果粉末復合材料對鉻（Ⅵ）的Langmuir最大吸附量為18.42 mg·g-1。Rajput等[41]的研究表明，自制的磁鐵礦（Fe3O4）對鉻（Ⅵ）的Langmuir最大吸附量為34.87 mg·g-1。本文中BF-Cr對鉻（Ⅵ）的Langmuir最大吸附量達到30.96 mg·g-1?？梢姡珺F-Cr的吸附量高于生物（活性）炭的吸附量，較氧化鐵的吸附量低，但其成本較低，且應用更便利，水體中也易分離。因此，BF-Cr可用于水體中鉻（Ⅵ）的吸附去除，這也為高效利用作物秸稈提供新途徑。

表4 BF-Cr吸附鉻的方程參數(shù)Table 4 Constants of isotherms and kinetic equations for chromium adsorption by BF-Cr

3 結論

（1）應用FeCl3溶液改性秸稈炭后，其吸附鉻（Ⅵ）性能顯著增強，并通過響應面實驗方法確定了吸附能力最強時的制備條件，即炭化溫度400℃和鐵（Fe3+）與炭質量比為0.85。

（2）最優(yōu)改性炭中Fe元素含量（20.41%）、孔徑體積和BET比表面積（119.80 m2·g-1）都大于未改性秸稈炭；其對N2的吸附等溫線類型介于Ⅰ與Ⅳ型之間，且存在屬于E類回線（H2類型）的脫附滯后，表明其含有大量“墨水瓶”形狀的孔隙，該孔隙中含有多種氧化鐵成分。

（3）最優(yōu)改性炭對鉻（Ⅵ）的Langmuir最大吸附量為30.96 mg·g-1；吸附過程符合準二級動力學模型；隨溶液pH的增大，吸附量隨之減??；隨炭用量的增加，溶液中鉻（Ⅵ）去除率最終為99%以上，可用于水體中鉻（Ⅵ）的吸附去除。