随着我国工农业的快速发展，水体重金属，特别是水体Pb²⁺、Cd²⁺污染形势日益严峻。含Pb²⁺、Cd²⁺的污水排放后可通过地表径流、污水灌溉等方式向农田等环境扩散，并最终通过食物链在人体内富集，危害人类健康。如何高效去除水体中的Pb²⁺、Cd²⁺已成为保障生态环境安全与人体健康亟待解决的问题。

Pb²⁺、Cd²⁺污染水体的修复方法多样，其中以吸附法研究最为广泛。吸附法指以吸附剂为载体，利用其丰富的孔隙结构、巨大的比表面积及多样的官能团等特性对重金属离子进行吸附，从而达到去除水体重金属的目的。生物质炭是近年来研究较多的一种吸附材料^[1]，在水体重金属Pb²⁺、Cd²⁺的吸附应用中较其他吸附材料展现出了较大优势，相较于其他类型生物质炭，椰壳炭对金属离子具有更好的吸附效果^[2]。此外，我国椰子产量丰富，将椰壳资源化利用具有巨大潜力。除了利用生物质炭自身具备的良好吸附性能外，改性可进一步提高生物质炭的比表面积，丰富孔隙结构，增加官能基团，优化吸附效果。在生物质炭改性方法方面，国内外学者已对氧化剂(KMnO₄) ^[3]、纳米分子(纳米零价铁) ^[4]、无机盐(ZnCl₂) ^[5]、强酸(HNO₃) ^[6]以及强碱(KOH) ^[7]等化学制剂浸渍法作了初步探索，而以硝酸酸化结合纳米Fe₃O₄负载对生物质炭进行联合改性的研究还鲜有报道。硝酸改性可疏松生物质炭的内部孔隙，使生物质炭表面官能团(如羟基、羧基、氨基)更为丰富，从而与重金属进行结合，进而达到去除重金属的目的^[6-7]，但硝酸改性生物质炭仍然存在吸附后回收再利用困难等问题。Fe₃O₄表面的Fe²⁺/Fe³⁺可进行持续的氧化还原反应，产生良好的催化作用，此外Fe₃O₄具有磁性，为后续回收利用吸附材料提供了便捷的方式^[8-10]，但单一纳米Fe₃O₄吸附效率仍有待进一步提升^[11]，故推测与酸化作用结合可进一步提升生物质炭的吸附性能。

鉴于此，本研究以废弃物椰壳为原料制备初始生物炭，并采用纳米Fe₃O₄负载联合硝酸改性得到纳米Fe₃O₄负载酸改性炭，并对其开展水体中Pb²⁺、Cd²⁺单一及复合污染的吸附研究，以揭示纳米Fe₃O₄负载酸改性炭吸附Pb²⁺、Cd²⁺的机理和特性，为水体重金属污染修复提供理论和实践依据。

1 材料与方法 1.1 椰壳炭的制备及改性

椰壳炭的制备：将椰子壳清洗、烘干，研磨成碎片后，放入坩埚内，压实加盖后用锡箔纸包裹严密放入马弗炉里在500 ℃下限氧灼烧2 h，冷却研磨后过5 mm孔径筛，置于干净的烧杯中用去离子水反复清洗至淋洗液电导率降为100 µS·cm^-1以下，平铺在干净的托盘，置于80 ℃烘箱中烘12 h至恒质量，得到初始椰壳炭，密闭保存备用。

椰壳炭的酸改性：取10 g上述制备的椰壳炭置于250 mL的锥形瓶中，加入100 mL的硝酸(分析纯，65%~68%)，摇匀并用保鲜膜封口，将锥形瓶置于90 ℃的恒温水浴锅中温浴3 h。冷却后过滤，置于干净的烧杯中用去离子水清洗至淋洗液电导率降为100 µS·cm^-1以下，得到酸改性椰壳炭。

椰壳炭的Fe₃O₄负载改性：将600 mL去离子水置于1000 mL三口烧瓶内，在室温下向烧瓶内通氮气30 min排尽内部空气，准确称量12.108 g FeCl₃·6H₂O和4.452 g FeCl₂·4H₂O(摩尔比为2:1)分别溶解于10 mL去离子水中，采用注射器将其置于排尽空气的烧瓶内，采用磁力搅拌器以200~220 r·min^-1的转速搅拌20 min，准确称取5.000 g初始椰壳生物质炭置于混合液中继续快速搅拌2 h，取60 mL浓氨水置于混合液中，有黑色沉淀生成，采用恒温加热磁力搅拌器在50 ℃下水浴并搅拌反应3 h，冷却至室温后将生成物用磁铁进行分离，用去离子水在烧杯中清洗至淋洗液电导率降为100 µS·cm^-1以下，无水乙醇洗涤3次，60 ℃下干燥12 h，得到纳米Fe₃O₄负载炭。

椰壳炭的Fe₃O₄负载联合酸改性：按上述步骤进行酸改性后，采用酸改性椰壳炭进行Fe₃O₄的负载改性，得到纳米Fe₃O₄负载酸改性炭。

1.2 吸附实验 1.2.1 生物质炭基本理化性质

用比表面积分析仪(Autosorb Iq3，美国康塔)分析样品的比表面积及孔径等；采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES，Agilent 710，美国安捷伦)测定样品的Pb²⁺、Cd²⁺含量；采用纳米粒度-Zeta电位仪(Nano-zs90，英国马尔文)对样品在不同pH的Zeta电位进行测定；采用傅立叶变换红外光谱仪(FTIR，Nicolet Nexus 470型，美国热电)对样品进行官能团的表征；采用Boehm滴定法对样品表面官能团进行定量测定；采用X射线衍射仪(XRD，Rigaku Ultimate IV型，日本)测定样品的物相组成和结构；采用电导率测试笔(CT3030，中国)进行电导率测定。

1.2.2 不同改性方式对Pb²⁺、Cd²⁺吸附效率的影响

实验所用重金属离子溶液分别由PbCl₂(分析纯)、Cd (NO₃)₂(分析纯)与超纯水配制而成，分别准确称取4.027 g PbCl₂和6.310 g Cd (NO₃) ₂，用超纯水溶解后定容于1000 mL的容量瓶中，得到Pb²⁺、Cd²⁺浓度各为3000 mg·L^-1的初始储备溶液，随后根据具体实验稀释后使用。稀释初始储备溶液，分别得到300 mg· L^-1的Pb²⁺溶液、Cd²⁺溶液，以及Pb²⁺-Cd²⁺混合溶液(即Pb²⁺和Cd²⁺均为300 mg·L^-1)。

分别准确称取2.0 g椰壳炭、酸改性椰壳炭、纳米Fe₃O₄负载炭、纳米Fe₃O₄负载酸改性炭置于250 mL锥形瓶中，分别在各锥形瓶加入100 mL初始浓度为300 mg · L^-1的Pb²⁺溶液、Cd²⁺溶液。用0.1 mol · L^-1 NaOH和0.1 mol·L^-1 HCl将pH调至5.0，将锥形瓶置于28 ℃恒温振荡器中200 r·min^-1振荡6 h，随后用0.45 μm微孔滤膜对静置1 min的上清液进行过滤，采用ICP-OES测定滤液中Pb²⁺、Cd²⁺浓度。

1.2.3 纳米Fe₃O₄负载酸改性炭剂量对Pb²⁺、Cd²⁺吸附效率的影响

准确量取初始浓度分别为300 mg·L^-1的Pb²⁺溶液、Cd²⁺溶液、Pb²⁺-Cd²⁺溶液各100 mL置于250 mL的锥形瓶中，称取0.1、0.25、0.5、1.0、1.5、2.0 g的纳米Fe₃O₄负载酸改性炭，分别加入各重金属溶液中，使添加量分别为1、2.5、5、10、15、20 g·L^-1，用0.1 mol·L^-1 NaOH和0.1 mol·L^-1 HCl将pH调至5.0，将锥形瓶置于28 ℃恒温振荡器中200 r·min^-1振荡6 h，随后用0.45 μm微孔滤膜对静置1 min的上清液进行过滤，采用ICP-OES测定滤液中Pb²⁺、Cd²⁺浓度。

1.2.4 初始pH对Pb²⁺、Cd²⁺吸附效率的影响

当溶液pH>7.0时，Pb²⁺、Cd²⁺会发生沉淀，故该试验中初始pH设置为2.0~6.0。称取0.5 g纳米Fe₃O₄负载酸改性炭于250 mL锥形瓶中，分别加入100 mL初始浓度分别为300 mg·L^-1的Pb²⁺溶液、Cd²⁺溶液和Pb²⁺-Cd²⁺混合溶液，用0.1 mol·L^-1 NaOH和0.1 mol· L^-1 HCl将pH分别调至2.0、3.0、4.0、5.0和6.0，将锥形瓶置于28 ℃恒温振荡箱中200 r·min^-1振荡6 h，之后用0.45 μm孔径滤膜对静置1 min的上清液进行过滤，采用ICP-OES测定滤液中Pb²⁺、Cd²⁺浓度。

1.2.5 等温吸附实验

称取0.5 g纳米Fe₃O₄负载酸改性炭于250 mL锥形瓶中，分别加入100 mL Pb²⁺溶液、Cd²⁺溶液和Pb²⁺- Cd²⁺混合溶液，其初始浓度分别为10、25、50、100、150 mg·L^-1和300 mg·L^-1，用0.1 mol·L^-1 NaOH和0.1 mol· L^-1 HCl将pH调至5.0，将锥形瓶置于28 ℃恒温振荡箱中200 r·min^-1振荡6 h，之后用0.45 μm孔径滤膜对静置1 min的上清液进行过滤，采用ICP-OES测定滤液中Pb²⁺、Cd²⁺浓度。同时，称取0.5 g未改性椰壳炭按上述条件进行操作，作为对照与纳米Fe₃O₄负载酸改性炭的最大吸附量进行比较。

1.2.6 吸附动力学实验

称取0.5 g纳米Fe₃O₄负载酸改性炭于250 mL锥形瓶中，加入100 mL 300 mg·L^-1的Pb²⁺溶液、Cd²⁺溶液和Pb²⁺- Cd²⁺混合溶液。用0.1 mol · L^-1 NaOH和0.1 mol·L^-1 HCl将pH调至5.0，置于28 ℃恒温振荡箱中200 r·min^-1振荡，分别在0.25、0.5、1、1.5、2、3、4、6、8 h和12 h采用注射器取静置1 min的上清液3 mL，之后用0.45 μm孔径滤膜进行过滤，采用ICP-OES测定滤液中Pb²⁺、Cd²⁺浓度。

上述所有处理均设3次重复。

1.3 数据分析

实验所得数据采用Excel和SPSS 24.0进行统计分析，用Origin 9.0进行拟合及做图。

2 结果与讨论 2.1 改性前后椰壳炭的基本性质 2.1.1 改性前后椰壳炭的理化性质

由表 1可以看出，经纳米Fe₃O₄负载酸改性后，椰壳炭比表面积较改性前增加了221.03 m²·g^-1，高达383.60 m²·g^-1，远高于之前研究中磁性纳米球^[12]和Fe₃O₄负载谷壳炭^[13]的比表面积。单一纳米Fe₃O₄负载改性比表面积较改性前增加了168.52 m²·g^-1，分析认为纳米Fe₃O₄的负载使得椰壳炭表面更为粗糙，比表面积增大，吸附位点增多，有助于与金属离子进行结合。而酸改性炭的比表面积略有下降，可能是酸改性使得生物质炭的部分小孔隙坍塌形成较大孔隙所致^[13]，这也合理地解释了硝酸改性后，炭孔径增加了1.17 nm。而纳米Fe₃O₄负载改性、纳米Fe₃O₄负载联合酸改性所得炭的孔径分别减少了0.62 nm和0.98 nm，分析认为粒径更小的纳米Fe₃O₄颗粒嵌入生物质炭孔径内部从而使得孔径下降。此外，与未改性椰壳炭相比，酸改性炭等电点减小，纳米Fe₃O₄负载炭和纳米Fe₃O₄负载酸改性炭等电点增大。由图 1可知，在电位值为正时，Zeta电位随着pH的增大而减小；在电位值为负时，Zeta电位的绝对值随着pH的增大而增大，这与马天行^[14]和胡小莲^[15]的研究呈现出相似的特点。

2.1.2 改性前后椰壳炭的官能团

如图 2所示，改性前后椰壳炭特征吸收峰大致相同，在3700~3000 cm^-1间的强烈吸收峰可归为自由或缔合态O-H伸缩振动峰，表明椰壳炭含羧基、羟基和羰基等含氧官能团，1650~1600 cm^-1间的1625 cm^-1波数处为芳香结构或羧基、酯基或醛基中C=O伸缩振动峰，1300~1000 cm^-1间的1100 cm^-1波数处为碳氧键的伸缩振动或各种芳香醚，表明椰壳炭均具有良好的芳香化结构^[16-17]。此外，酸改性和纳米Fe₃O₄负载联合酸改性后上述波段吸收峰均有所增强，表明硝酸改性有效提高了含氧官能团的数量和芳香化程度，且2030 cm^-1处吸收峰增强表明碳氧键具有三键性质。纳米Fe₃O₄负载炭和纳米Fe₃O₄负载酸改性炭在波数1420 cm^-1处峰消失，可能是改性过程中该波段处-CH=CH₂的亚甲基(-CH₂)参与化学反应进而转化为其他物质。由表 2可看出，酸改性炭和纳米Fe₃O₄负载酸改性炭的酸性官能团、羧基、内酯基、酚羟基数量均有不同程度的增加，这可能与硝酸的酸化和氧化作用有关。Fe₃O₄负载炭的酸性官能团略有降低，碱性官能团略有提高。可以看出，相较其他两种改性方式，纳米Fe₃O₄负载酸改性炭的官能团数量增加更多。

2.1.3 改性前后椰壳炭的物相组成

由图 3可以看出，改性前后椰壳炭的XRD图谱在2θ=23°附近均形成强且宽的平缓衍射峰，表明制备的生物质炭是由石墨微晶构成的无定形碳组成。在2θ= 26.5°附近处均出现一个尖锐的衍射峰，表明生物质炭内部具有类石墨的层状结构。此外，纳米Fe₃O₄负载炭和纳米Fe₃O₄负载酸改性炭在2θ分别为30.1°、35.5°、43.4°、56.9°、62.4°附近出现Fe₃O₄的特征峰，与Fe₃O₄标准卡(JCPDS：19-0629)基本吻合，表明纳米Fe₃O₄负载改性、纳米Fe₃O₄负载联合酸改性均使得纳米Fe₃O₄成功负载于生物质炭上，根据Scherrer公式计算得出纳米Fe₃O₄粒径分别为10.21 nm和10.39 nm。

2.2 不同改性方式对Pb²⁺、Cd²⁺去除率的影响

如图 4所示，Pb²⁺、Cd²⁺的去除率与椰壳炭的改性方式密切相关，与未改性椰壳炭相比，酸改性、纳米Fe₃O₄负载、纳米Fe₃O₄负载联合酸改性所得椰壳炭均显著提高了对Pb²⁺、Cd²⁺的吸附率，其中，纳米Fe₃O₄负载酸改性炭吸附率提高最多，比未改性椰壳炭显著提高40.18、37.03个百分点，比单一酸改性炭显著提高26.52、19.58个百分点，比单一纳米Fe₃O₄负载炭显著提高24.31、26.00个百分点。由此可得出Fe₃O₄负载联合酸改性与单一改性相比，具有更优的效果。

2.3 不同因素对重金属去除率的影响 2.3.1 纳米Fe₃O₄负载酸改性炭剂量对Pb²⁺、Cd²⁺去除率的影响

如图 5所示，Pb²⁺、Cd²⁺的去除率均随着纳米Fe₃O₄负载酸改性炭剂量的增加而提高，但增加的程度不同，去除率表现为Pb²⁺>Cd²⁺>Pd2+(Pb²⁺- Cd²⁺)>Cd²⁺ (Pb²⁺-Cd²⁺)。Pb²⁺、Cd²⁺吸附量表现为：添加量为1~5 g·L^-1时增加22.98~54.39 mg·g^-1；添加量为5~10 g·L^-1时增加2.46~6.72 mg·g^-1；添加量10~15 g·L^-1时，增加1.07~3.74 mg·g^-1；添加量为15~20 g·L^-1时增加0.5~ 1.5 mg·g^-1。添加量为1~5 g·L^-1，去除率增加较快，而后去除率增加缓慢，这表明低剂量吸附剂的吸附位点远低于溶液中吸附Pb²⁺、Cd²⁺所需的量，因此去除率较低；随着吸附剂量增加，用于吸附Pb²⁺、Cd²⁺的表面积、孔隙和化学基团增多，故去除率快速增加；当吸附剂达到一定剂量时，出现吸附近动态平衡状态，去除率增加速度逐渐变小。因此，从经济效率的角度考虑，认为5 g·L^-1为最适剂量。

同等剂量条件下，纳米Fe₃O₄负载酸改性炭对单一溶液中Pb²⁺、Cd²⁺的去除率均高于复合溶液，表明共存离子会对吸附产生干扰。且各个体系均显示Pb²⁺高于Cd²⁺，这表明纳米Fe₃O₄负载酸改性炭对Pb²⁺的吸附性能优于Cd²⁺，在二者共存时，Pb²⁺竞争性强于Cd²⁺。研究^[18-19]表明芝麻秸秆、玉米秸秆、牛粪生物质炭对Pb²⁺的吸附能力均强于Cd²⁺。这可能与二者的吸附机制有关。丁洋^[20]研究表明，相较于Cd²⁺，Pb²⁺更易与生物质炭的含氧官能团反应，具有更强的络合能力和表面电荷间的静电吸引力，而Cd²⁺的吸附机制主要为离子交换和阳离子-π作用^[17]，反应过程更复杂，故表现出Pb²⁺的吸附能力和吸附竞争性优于Cd²⁺。

2.3.2 初始pH对Pb²⁺、Cd²⁺去除率的影响

如图 6所示，在溶液初始pH为2~6时，重金属离子Pb²⁺、Cd²⁺的去除率随pH升高先增加后略有降低，在溶液初始pH为5.0时去除率均达到最大值。这是因为pH较低时溶液中有较多的H⁺，会与Pb²⁺、Cd²⁺发生竞争吸附作用，与生物质炭表面官能团结合进而占据吸附剂的活性位点^[21]，故在pH较低时重金属离子的去除率不高。如pH-Zeta电位图(图 1)所示，随着pH的增高，生物质炭表面官能团失去质子从而表面负电荷增加，静电吸附的重金属离子增加，同时官能团的解离度增加，与重金属的络合作用增强，故吸附率提高。随着溶液pH继续增大，生物质炭对Pb²⁺、Cd²⁺的吸附率有所降低，这可能与Pb²⁺在溶液中形成羟基络合物或发生沉淀反应有关，而Cd²⁺的吸附机制主要为离子交换和阳离子-π作用^[17]。由图 1可知，当溶液初始pH为6时，Zeta电位为负值，表面负电荷主要与带正电的金属离子发生静电反应，而Cd²⁺受静电影响，离子交换作用较弱，另外推测纳米Fe₃O₄负载酸改性炭的芳香化结构在弱酸环境影响下会有所变化，进而影响阳离子-π作用，可能导致Cd²⁺去除率略有降低。

2.3.3 初始浓度对Pb²⁺、Cd²⁺去除率的影响

金属离子初始浓度与其去除率的关系如图 7所示，可以看出，随着Pb²⁺、Cd²⁺初始浓度的增加，重金属的去除率呈下降趋势，并且单一溶液中的Pb²⁺、Cd²⁺去除率均高于复合溶液中Pb²⁺、Cd²⁺的吸附去除率，这表明共存离子间存在竞争作用。

2.3.4 吸附时间对Pb²⁺、Cd²⁺去除率的影响

纳米Fe₃O₄负载酸改性炭对Pb²⁺、Cd²⁺的去除率随时间变化如图 8所示，Pb²⁺、Cd²⁺去除率在0~2 h迅速上升，2~4 h增速放缓，在4 h后基本达到吸附平衡。马锋锋^[22]采用氨基改性生物质炭对Cd²⁺的吸附研究表明，吸附在4 h达到平衡，而计海洋等^[23]研究表明不同温度制备的蚕丝被废弃物生物质炭对Cd²⁺的吸附在12 h基本达到平衡，这可能与生物质炭性质和反应条件有关。

2.4 吸附动力学模型

本研究采用准一级、准二级、Elovich动力学和颗粒内扩散(Webber-Morris动力学)模型对实验数据进行拟合，拟合结果见图 9~图 11，表 3列出了相应的拟合参数。四种模型表达式如公式(1) ~公式(4)所示：

(1)

(2)

(3)

(4)

式中：Q_t为任意时刻吸附剂对重金属的单位吸附量，mg·g^-1；Q_e为吸附平衡时吸附剂对重金属的单位吸附量，mg·g^-1；k₁为准一级动力学模型吸附速率常数；k₂为准二级动力学模型速率常数；A和k为Elovich动力学常数；k_ip为颗粒内扩散速率常数；C_ip为与材料边界层厚度有关的常数，mg·g^-1。

从表 3及图 9~图 11可以看出准二级动力学拟合度最高(R²为0.965~0.986)，即吸附主要受化学吸附控制。Elovich动力学模型拟合决定系数R²=0.805~0.880；颗粒内扩散模型拟合分为三个阶段，第一阶段为快速的外表面吸附阶段，第二阶段吸附缓慢，为内扩散过程，第三阶段为吸附平衡阶段，拟合曲线均不过原点，说明颗粒内扩散并非控制吸附过程的唯一限速步骤，而是与其他吸附阶段共同控制吸附过程。Kołodyńska等^[24]研究表明，生物质炭对Cd²⁺和Pb²⁺的吸附更符合准二级动力学方程。稻壳生物质炭对Pb²⁺的吸附^[25]、松木及松树皮生物质炭，橡木及橡树皮生物质炭对Pb²⁺、Cd²⁺的吸附^[26]均符合拟二级动力学方程。

2.5 等温吸附模型

采用Langmuir和Freundlich等温吸附模型对数据进行拟合分析，其表达式分别如公式(5)和公式(6)所示。纳米Fe₃O₄负载酸改性炭对Pb²⁺、Cd²⁺和Pb²⁺- Cd²⁺的吸附数据拟合参数和拟合结果分别如表 4和图 12所示。

(5)

(6)

式中：Q_e为重金属的平衡吸附量，mg·g^-1；C_e为吸附平衡时溶液中重金属的浓度，mg·L^-1；Q_m为吸附剂的饱和吸附量，mg·g^-1；K_L为Langmuir等温吸附系数；K_F为Freundlich等温吸附系数，即溶质在水相和吸附剂间的分配系数；n为常数。

表 4和图 12表明，Pb²⁺的吸附更符合Langmuir等温模型(R²=0.997)，而Cd²⁺的吸附采用Freundlich等温模型拟合度更高(R²=0.993)，其中Freundlich等温吸附模型参数n>1，即为优惠吸附。由表 4可知，纳米Fe₃O₄负载酸改性炭的最大吸附量均高于未改性椰壳炭，纳米Fe₃O₄负载酸改性炭对单一Pb²⁺、Cd²⁺的最大吸附量Qm分别为42.54 mg·g^-1和25.79 mg·g^-1，分别为未改性椰壳炭的1.87倍和2.23倍，这表明改性使得椰壳炭的吸附性能得到大幅提升，进而与Pb²⁺、Cd²⁺结合的有效吸附位点得以增加，故吸附率提高。复合溶液的Pb²⁺、Cd²⁺最大吸附量Qm分别为27.72 mg·g^-1和13.98 mg·g^-1，分别为单一溶液Qm的65.16%和54.21%，这表明复合溶液中共存离子间存在吸附竞争，纳米Fe₃O₄负载酸改性炭对Cd²⁺的吸附量受到共存离子Pb²⁺的影响相对较大，而对Pb²⁺的吸附受共存离子Cd²⁺的影响较小。这可能与生物质炭对Pb²⁺、Cd²⁺的吸附机制有关。生物质炭富含磷，在磷酸盐和碳酸盐的环境下，Pb²⁺易形成Pb₃(CO₃) ₂和β-Pb₉(PO₄) ₆沉淀^[27]，除沉淀作用外，表面官能团也易与Pb²⁺进行络合反应^[28]，此外，表面电荷的变化也会影响Pb²⁺的吸附特性^[29]。生物质炭对Cd²⁺的吸附机制主要是离子交换和阳离子-π作用^[17]。离子交换指Cd²⁺与生物质炭表面的负电荷基团间的非专性吸附，而阳离子-π作用过程复杂，取决于生物质炭表面的芳香化程度。相较于未改性椰壳炭，本研究制备的纳米Fe₃O₄负载酸改性炭对Pb²⁺、Cd²⁺有更高的饱和吸附量，故具有作为吸附材料的潜力。后续研究可进一步根据实际处理对象进行全流程吸附方案设计，优化改性成本，更经济、高效地应用于实际生产。

3 结论

(1) 酸改性、纳米Fe₃O₄负载、纳米Fe₃O₄负载联合酸改性均能改变椰壳炭的物理化学性能，提高对重金属的去除率。其中，纳米Fe₃O₄负载酸改性炭的比表面积增加最多，其O-H、C=O、C-O-C等表面含氧官能团增加，芳香性增强，等电点增大，对Pb²⁺、Cd²⁺的去除率均显著高于单一改性椰壳炭。

(2) 在溶液初始pH为5.0时，Pb²⁺、Cd²⁺的吸附率最高，吸附4 h时基本达到平衡，5 g·L^-1为较为经济合理的吸附剂用量。同等条件下，Pb²⁺的吸附性能和竞争性优于Cd²⁺。

(3) 准二级动力学模型对Pb²⁺、Cd²⁺吸附的拟合效果更好，吸附主要受化学吸附控制，颗粒内扩散并非控制吸附过程的唯一限速步骤。Pb²⁺、Cd²⁺的吸附过程分别符合Langmuir等温模型和Freundlich等温模型。纳米Fe₃O₄负载酸改性炭对Pb²⁺、Cd²⁺单一体系的最大吸附量较未改性椰壳炭分别提高了86.67%和123.48%，改性显著提高了吸附率；Pb²⁺、Cd²⁺单一体系吸附量为复合体系的1.53倍和1.84倍，表明共存离子间存在干扰和竞争。