磁性膨润土对甲基橙的吸附特性研究.pdf

第49卷 第 8 期2023 年 8 月Vol.49 No.8Aug.,2023水处理技术水处理技术TECHNOLOGY OF WATER TREATMENT磁性膨润土对甲基橙的吸附特性研究磁性膨润土对甲基橙的吸附特性研究马锋锋1，2，牛雪妍1（1.兰州交通大学环境与市政工程学院；2.甘肃省黄河水环境重点实验室：甘肃 兰州 730070）摘摘 要要:采用共沉淀法制备出磁性膨润土（M-Bent），并通过比表面积及孔径分析、SEM、FTIR、XRD和VSM等对其进行了结构和形貌分析。以废水中甲基橙（MO）为目标污染物，考察了膨润土（Bent）和M-Bent对MO的吸附特性。结果表明：Bent和M-Bent对MO的吸附量与溶液pH呈负相关；M-Bent对MO的吸附在2 h内达到平衡，吸附动力学过程能很好地由准二级动力学模型描述；Langmuir等温吸附模型能较好地描述MO在Bent和M-Bent上的吸附行为，最大吸附量分别为25.62、27.36 mg/g。热力学结果表明，Bent和M-Bent对MO的吸附过程为熵增加的自发放热过程。再生实验结果表明，吸附-解吸过程重复5次后，吸附容量仍维持在80.98%以上。研究显示，磁性膨润土可作为去除水体中MO的良好材料。关键词关键词:膨润土;甲基橙;吸附;磁性;水处理开放科学开放科学（资源服务资源服务）标识码标识码（OSID）:中图分类号中图分类号:TQ424;X52 文献标识码文献标识码:A 文章编号文章编号:10003770(2023)08-0071-006膨润土（Bent）作为一种储量丰富且成本低廉的矿物，具有稳定性高、微孔率高、比表面积大、离子交换能力强等优良特性，已被广泛应用于水体中污染物的吸附去除等多个领域1。但在实际吸附应用中，吸附饱和后的膨润土存在固液分离困难、容易产生二次污染等问题2。目前，为了解决吸附剂分离的问题，将磁性介质引入到膨润土上并赋予其磁性，再在外加磁场的作用下实现吸附剂与反应溶液的迅速有效分离，进而实现吸附剂的高效回收利用而备受关注3-4。TANG 等3制备了羧甲基纤维素和壳聚糖改性的磁性膨润土并研究了该材料对水体中强力霉素的吸附性能，该材料在回收过程中表现出良好的磁分离和磁稳定性。也有学者采用原位沉淀氧化法制备了Fe3O4纳米颗粒负载膨润土应用于吸附降解水体中的罗丹明B，结果显示该材料具有稳定的催化活性以及优异的回收利用性能4。但这些报道采用的磁性膨润土的制备过程较为复杂，在实际应用中成本较高。此外，针对磁性膨润土对染料废水的处理报道也有限。因此，该研究采用简单的一步合成路线制备一种磁性膨润土材料并探究对水体中染料的吸附性能。该文以甲基橙（MO）为废水中染料的目标污染物，以Bent为原料，采用化学沉淀法制备出易于磁分离的 M-Bent并对其进行详细表征，探究 M-Bent对染料废水中MO的吸附特性，考察了吸附剂用量、pH、MO浓度对吸附过程的影响以及M-Bent的再生性能。研究成果可为M-Bent应用于染料废水处理提供理论依据和技术支撑。1 材料与方法材料与方法1.1M-Bent的制备的制备钙基膨润土产自河北省石家庄市。按c（Fe2+）c（Fe3+）c（OH-）=1 2 8 分别称取 14.82 g 的 FeCl36H2O、15.24 g 的 FeSO4 7H2O、2.19 g 的 NaOH 和15.58 g的膨润土于500 mL烧杯中，再加入适量去离子水，水浴加热到80，待充分反应后冷却至室温，调节pH至7，真空干燥12 h，制得磁性膨润土备用，标记为M-Bent。1.2吸附剂的表征吸附剂的表征吸附剂的等电点（pHpzc）采用酸碱电位滴定法进DOI:10.16796/ki.10003770.2023.08.014收稿日期：2022-11-16基金项目：兰州交通大学“天佑青年托举人才计划”基金；兰州交通大学-天津大学联合创新基金项目（2022069）；国家自然科学基金项目（22166022）作者简介：马锋锋（1985），男，博士，副教授，研究方向为污染控制化学；电子邮件：71第 49 卷 第 8 期水处理技术水处理技术行测定。采用傅里叶变换红外光谱仪（FTIR）分析样品的表面官能团；采用X射线衍射仪（XRD）分析样品的物相组成和结构；采用扫描电镜（SEM）分析样品的表面形貌；采用振动样品磁强计（VSM）测定样品的磁滞回线；采用全自动比表面积及孔径分析仪测定样品的比表面积和孔径。1.3吸附实验吸附实验动力学实验：准确称取 0.03 g吸附剂于 50 mL的离心管中，加入30 mL初始浓度为10 mg/L的MO溶液，置于条件为25、150 r/min的气浴恒温振荡器内振荡，吸附时间分别设置为 5、10、15、30、45、60、120、240、360、480、600、720 min，吸附结束后取出，立即过0.45 m水相滤膜，采用紫外分光光度计测定溶液中MO的浓度，检测波长为464 nm。等温吸附实验：准确称取0.03 g吸附剂于50 mL的离心管中，加入 30 mL 初始浓度为 5150 mg/L的MO溶液，置于条件为25、150 r/min的气浴恒温振荡器内振荡 2 h 取出，立即过 0.45 m 水相滤膜，测定溶液中MO的浓度。影响因素实验：1）温度分别为25、35、45；2）用 HNO3或 NaOH 调节溶液 pH 为 210；3）吸附剂投加量为0.020.2 g。其余步骤同上。1.4M-Bent的再生利用性能研究的再生利用性能研究将吸附 MO 至饱和后的 M-Bent 置于 20 mL 浓度为0.1 mol/L的NaCl溶液中，在25 下对其解吸2 h，解吸后用去离子水反复清洗，放入烘箱真空干燥，将处理完成后的M-Bent用于MO的吸附实验，吸附-解吸过程共重复5次。1.5数据分析数据分析平衡吸附量及吸附效率计算公式如下：qe=()0-eVm（1）R=()0-e0 100%（2）其中，0和e分别为溶液中MO的初始浓度和平衡浓度，mg/L；V为MO溶液体积，L；m为吸附剂的质量，g。准一级动力学、准二级动力学方程及颗粒内扩散方程如下：qt=qe(1-e-k1t)（3）qt=q2ek2t1+qek2t（4）qt=Kdt1 2+Ci（5）其中，qt为t时的吸附量，mg/g；qe为吸附平衡时MO的吸附量，mg/g；k1为准一级动力学方程的速率常数，h-1；k2为准二级动力学方程的速率常数，g/（mg h）；Kd为颗粒内扩散速率常数，mg/（g h1/2）；Ci为与边界层厚度相关的常数。Langmuir及Freundlich方程如下：qe=qmKLce1+KLce（6）qe=KFc1 ne（7）其中，qm为理论最大吸附量，mg/g；qe为吸附平衡 时 的 吸 附 量，mg/g；KL、KF分 别 是 Langmuir、Freundlich等温方程常数，L/mg；n为Freundlich等温方程常数。G0、S0和H0计算公式如下：G0=-RTlnKL（8）lnKL=-H0RT+S0R（9）其中，R是气体常数，8.314 J/（mol k）；T是开氏温度，K。2 结果与讨论结果与讨论2.1Bent和和M-Bent的表征的表征Bent和 M-Bent的 SEM 结果如图 1所示。Bent呈不规则的片状结构，边缘呈卷曲花瓣形状，中间表面平滑整洁，构造较为紧致。磁化后的M-Bent其表面形貌特征发生改变，层状结构开裂，表面被类似苔藓状的纳米颗粒包覆，孔结构优于赋磁前，表明共沉淀法制备出的铁氧化物团聚于Bent表面，使得铁氧化物成功负载于Bent的表面。Bent和M-Bent的N2吸附-脱附等温线如图2所示。N2吸附量随着相对压力（P/P0）的增大先缓慢增加，当P/P00.46时，N2吸附量均大幅上升，吸附-脱附等温线出现H3型迟滞回线，表明在较高相对压力区域未表现出饱和吸附平台。当P/P0达到0.96时，M-Bent的吸附量开始高于Bent。Bent和M-Bent的N2吸附-脱附等温线对应IUPAC分类的型曲线。（a）Bent（b）M-Bent图1Bent和M-Bent的SEM图谱Fig.1SEM images of Bent and M-Bent72马锋锋等，磁性膨润土对甲基橙的吸附特性研究由表1可知，相较于Bent，M-Bent的总孔体积和平均孔径均有所提升，但M-Bent的比表面积却减小，可能是由于部分磁性铁氧化物纳米颗粒嵌入到 Bent的内孔中并占据了孔隙体积5，从而导致M-Bent的比表面积下降。Bent和M-Bent吸附MO前后的FTIR如图3所示。Bent和 M-Bent具备相似的峰形，在 3 620 cm-1处出现了Al-OH缔合羟基键的伸缩振动峰；位于3 425 cm-1处的峰归因于水分子中OH，2 988 cm-1处的峰为C-H 的伸缩振动峰；1 606 cm-1处的峰为C=O的伸缩振动峰；位于1 090和1 032 cm-1处的峰为Si-O的伸缩振动峰；在520和465 cm-1处分别出现了Al-O-Si和Si-O-Si的弯曲振动峰 6。M-Bent图谱中新出现的580 cm-1处的峰与Fe-O伸缩振动峰相对应。原本在Bent图谱上出现的3 620 cm-1特征峰消失，这是由于M-Bent形成过程中富氧阳离子大量置换初级阳离子造成的。位于3 425 cm-1处的OH峰移至3 398 cm-1，说明层间结合水减少，可能是制备M-Bent过程中加热搅拌造成的结果。此外，M-Bent吸附 MO前后特征峰发生了一些变化，位于1 606 cm-1的C=O峰移至1 602 cm-1，这可能是由于M-Bent和MO的聚集导致电子云密度平均化引起的共轭效应所致6。Bent 和 M-Bent 的 XRD 分析结果如图 4 所示。Bent赋磁之后对原有样品的基本结构未造成显著影响，M-Bent的图谱上保留了蒙脱石（2分别为7.29、19.82、62.2）和石英（2分别为20.85、26.67）的特征峰。另外，M-Bent的衍射峰强度相较Bent而言整体降低，这是由于负载的铁氧化物颗粒直径太小，导致衍射峰宽化的结果。2为30.08、35.48、57.32处的衍射峰分别对应Fe3O4在（220）、（311）和（511）的衍射晶面7，说明M-Bent中的主要铁氧化物为Fe3O4。M-Bent的磁滞回线如图 5所示。M-Bent的磁滞回线为“S”型曲线，且未出现磁滞现象，说明 M-Bent 的剩磁以及矫顽力很低，具有良好的超顺磁性8。M-Bent饱和磁化强度为 6.99 emu/g，说明合成的M-Bent磁性较弱，其与纯Fe3O4粒子的饱和磁化强度（58.94 emu/g）相比相差较大，这可能是因为在纳米尺度内，Bent磁化过程中生成的磁铁矿晶体的粒径减小，饱和磁矩亦相应地降低，影响了饱和磁化强度8。此外，剩磁以及矫顽力接近于0，可初步图3Bent和M-Bent吸附MO前后的FTIR光谱图Fig.3FTIR spectra of Bent and M-Bent before and after MO adsorption图5M-Bent的磁滞回线Fig.5Magnetization curve of M-Bent图2Bent和M-Bent的N2吸附-脱附等温线Fig.2N2 adsorption-desorption isotherms of Bent and M-Bent表1Bent和M-Bent的比表面积及孔径结果Tab.1Specific surface area and pore size of Bent and M-Bent吸附剂BentM-Bent比表面积/（m2 g-1）50.1228.69总孔体积/（cm3 g-1）0.1020.140平均孔径/81.444195.684图4Bent和M-Bent的XRD图谱Fig.4XRD patterns of Bent and M-Bent73第 49 卷 第 8 期水处理技术水处理技术判断该磁铁矿为超顺磁性。2.2吸附动力学吸附动力学Bent和 M-Bent对 MO 的吸附动力学拟合曲线如图 6（a）所示。在 MO 初始浓度为 10 mg/L 条件下，初始阶段（02 h）吸附量显著上升，而后吸附量增加趋势变缓，2 h以后对MO的吸附量趋于平衡，平衡吸附量分别为1.15、2.79 mg/g。在相同的吸附时间，M-Bent对 MO 的吸附量均高于 Bent，这表明赋磁后的吸附剂对MO的吸附性能有所提高。由表2 可知，准二级动力学模型拟合得到的 R2均大于0.911，且平衡吸附量qm更接近实验数据。因此，相比准一级动力学模型，准二级动力学模型可以更好地描述Bent和M-Bent对MO的吸附过程，表明整个吸附过程以化学吸附为主9。分别以t1/2和qt为横、纵坐标作图，以颗粒内扩散方程对Bent和M-Bent吸附MO动力学数据进行拟合，拟合结果如图6（b）所示，拟合参数见表2。从拟合结果可以看出，Bent和M-Bent对MO的吸附过程主要分为两个阶段。第1阶段为MO跨越液膜扩散到Bent和M-Bent的表面（液膜扩散阶段）；第2阶段为MO从Bent和M-Bent表面向孔隙内扩散，逐渐被吸附剂吸附（颗粒内扩散阶段）。由表2的拟合参数可知，颗粒内扩散速率常数Kd1Kd2，边界层C1C2，说明液膜扩散速率远大于颗粒内扩散速率，这主要是因为在初期吸附阶段，Bent和M-Bent表面提供了大量吸附位点，当吸附剂表面的吸附位点逐渐达到饱和状态后，颗粒内扩散成为了吸附过程的主要控速步骤 9。此外，图6（b）中的拟合线均未过原点，表明颗粒内扩散过程不是唯一的控速步骤，吸附速率还受颗粒外扩散过程的控制（如表面吸附和液膜扩散），整个吸附过程是由多种动力学机理共同作用的结果 9。2.3吸附等温线吸附等温线Bent和M-Bent吸附MO的等温吸附拟合如图7所示。当 MO 的初始浓度小于 50 mg/L时，Bent对MO的吸附量随MO平衡浓度的增大而不断增加，当继续增大 MO 浓度时，吸附量趋于平缓。利用Langmuir和Freundlich等温吸附模型对吸附数据进行拟合，拟合结果见表3。由表3可见，Langmuir等温吸附模型的拟合所得参数 R2大于 Freundlich等温吸附模型的 R2，且均在0.977以上，这说明Bent和M-Bent对MO的吸附过程更符合Langmuir等温吸附模型，吸附方式属于单分子层吸附10，结合图3中M-Bent吸附MO后的结果分析，M-Bent对MO的吸附主要是通过M-Bent表面的羟基官能团活性位点与MO分子之间的化学键结合来实现的。Langmuir等温吸附模型拟合所得的 Bent 和 M-Bent 对 MO 的最大吸附量分别为25.62、27.36 mg/g。综合动力学实验结果可知，使用单一的磁负载对Bent进行改性，制备出的M-Bent对MO的吸附效果相较于Bent提升不太明显。相较于其他文献10报道的吸附效果，制备出的 M-Bent对MO的吸附效果并不理想。但M-Bent在兼顾MO去除效果的同时，其在回收过程中表现出良好的磁分离和磁稳定性，因此本研究的结果可为磁性膨润土表2Bent和M-Bent对MO吸附的动力学拟合参数Tab.2Kinetic parameters for MO adsorption on Bent and M-Bent吸附剂BentM-Bent准一级动力学qm/（mg g-1）1.152.79k1/h-110.8678.496R20.7580.661准二级动力学qm/（mg g-1）1.192.91k2/（g （mg h）-1）16.4384.966R20.9390.911颗粒内扩散Kd10.6691.361C10.6171.443R20.7420.981Kd20.0590.135C21.0432.564R20.9340.872（a）准一级和准二级动力学模型拟合（b）颗粒内扩散模型拟合图6Bent和M-Bent吸附MO的动力学拟合曲线Fig.6Adsorption kinetics fitting of MO on Bent and M-Bent74马锋锋等，磁性膨润土对甲基橙的吸附特性研究在染料废水处理过程中的应用提供一定的参考。2.4吸附热力学吸附热力学研究吸附热力学对搞清吸附特性及规律具有重要意义。在不同温度下，通过计算得到吉布斯自由能变化（G0）、熵变（S0）和焓变（H0），探究温度对Bent和M-Bent吸附MO的影响及热力学特性。计算得到的热力学参数见表4。温度在298318 K时，吉布斯自由能G0 0，表明Bent和M-Bent对MO的吸附过程是自发进行的，并且3个温度下的G0在-20 KJ/mol上下浮动，表明Bent和M-Bent对MO的吸附主要是以物理吸附为主的过程 11。焓变H0 0，表明固液界面混乱度增加11。结合吸附动力学的分析结果，推测Bent和M-Bent对MO的吸附是物理吸附和化学吸附综合作用的结果。2.5溶液溶液pH对对MO吸附的影响吸附的影响Bent和M-Bent吸附MO与溶液pH的关系如图8所示。可以看出，当pH为24时，吸附剂对MO的吸附量均随 pH值的升高而骤降，当 pH在 410时，吸附量逐渐趋于平衡。在酸性条件下，吸附剂材料表面携带正电荷，与MO产生的强酸性活性基团（R-SO3-）产生静电吸引力12，同时与材料表面的OH等官能团发生反应，因此吸附量较大。导致吸附量降低并趋于平衡主要是由于以下原因造成，一方面，在碱性条件下，吸附剂表面OH上的H+容易发生解离，使材料表面携带负电荷，造成吸附剂对MO产生的引力转化为静电斥力12。另一方面，存在于溶液中的阴离子OH-与R-SO3-之间有很强的竞争性，从而对MO的吸附形成拮抗作用。此外，Bent的等电点（pHpzc=8.93）小于 M-Bent的等电点（pHpzc=9.64），说明在碱性环境中，Bent电负性比M-Bent更强。综上，溶液 pH 值对 MO 的去除影响较大，主要是因为pH值改变可引起吸附材料表面电荷的改变，进而对MO的去除产生较大影响。2.6投加量对投加量对MO吸附的影响吸附的影响Bent和M-Bent投加量对MO吸附影响关系曲线如图9所示。吸附剂投加量从0.02 g增加到0.2 g后，Bent和M-Bent对MO吸附量逐渐减小，分别从14.37 mg/g和13.40 mg/g降至2.58 mg/g和1.87 mg/g。当投加量小于0.1 g时，吸附量急剧下降，但MO的去除率却随着投加量的增加迅速增大，这主要是因为随着投加量的增大，提供的吸附点位增加，从而利于MO的图9Bent和M-Bent投加量对吸附MO的影响Fig.9Effect of Bent and M-Bent dosage on MO adsorption图7Bent和M-Bent对MO的吸附等温线及拟合曲线Fig.7Adsorption isotherms curves for MO adsorption on Bent and M-Bent表3Bent和M-Bent吸附MO的等温线拟合参数Tab.3MO Isotherm fitting parameters for MO adsorption on Bent andM-Bent吸附剂BentM-BentLangmuirqm/（mg g-1）25.6227.36KL/（L mg-1）0.00790.0123R20.9770.994FreundlichKF/（L mg-1）0.4610.899n1.4431.636R20.9490.978表4Bent和M-Bent吸附MO的热力学拟合参数Tab.4Thermodynamic fitting parameters for MO adsorption on Bent and M-Bent吸附剂BentM-BentG0/（kJ mol-1）298 K-17.66-21.52308 K-19.25-24.55318 K-20.49-23.42H0/（kJ mol-1）-2.95-0.94S0/（J （mol K）-1）17.0412.09图8溶液pH对Bent和M-Bent吸附MO的影响Fig.8Effect of pH for MO adsorption on Bent and M-Bent75第 49 卷 第 8 期水处理技术水处理技术去除。当投加量大于0.1 g时，吸附剂对MO的吸附量趋于稳定，去除率增加趋缓，这主要是由于吸附剂颗粒之间相互作用而形成了较大的颗粒团簇现象，阻碍了MO向Bent和M-Bent表面的正常扩散，使得单位吸附量逐渐降低 13。因此，综合吸附量、去除率和成本等要素，吸附剂的最佳投加量为0.1 g。2.7M-Bent的再生利用性能的再生利用性能就吸附材料而言，再生利用对于后续吸附材料处理具有现实意义，既能减少能耗又能保护生态环境。M-Bent吸附MO后再生利用性能如图10所示。再生后的M-Bent对MO的吸附量有所降低，5次吸附-解吸循环实验后，吸附量由4.92 mg/g降为3.98 mg/g，M-Bent 对 MO 吸附量仍在初始吸附量的 80.98%，说明M-Bent对MO的吸附兼具良好的循环利用性和节约成本带来的经济效益。经过 5 次再生后吸附量下降的原因可能是吸附剂表面某些活性位点被破坏，表面官能团数量降低，导致吸附位点减少14，分离、移取过程中M-Bent的流失导致吸附性能下降。3 结结 论论1）通过共沉淀法制备出磁性膨润土M-Bent用于去除染料废水中MO的吸附剂，M-Bent的饱和磁化率为 6.99 emu/g，在外加磁场作用下可快速实现固液分离。2）MO 在 Bent和 M-Bent上的吸附等温数据可被Langmuir等温吸附模型更好地描述，表明吸附过程为单分子层吸附且吸附动力学可以被准二级动力学模型很好地描述。吸附过程属于一个熵增加的自发放热过程。3）Bent和M-Bent对MO的吸附受溶液pH影响较大，低溶液pH的吸附量最佳，M-Bent最佳投加量为0.1 g。5次吸附-解吸后，吸附量仍然保持了初始吸附量的80.98%。M-Bent是一种环境友好的吸附材料，对染料废水的处理具有一定的利用价值。参考文献：1SUN Z,CHEN Y G,MU X,et al.Graphene oxide-modified organic Gaomiaozi bentonite for Yb(III)adsorption from aqueous solutionsJ.Materials Chemistry and Physics,2021,274:125176.2MENG B,GUO Q X,MEN X P,et al.Modified 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Science,2019,169:102-111.14 施华珍,刘坤,汤睿,等.有机改性磁性碱性钙基膨润土的制备及对Cu()和Mn()的吸附J.化工进展,2018,37(11):4509-4521.图10M-Bent的再生利用性能Fig.10The regeneration studies of M-Bent（下转第81页）76康悦琦等，改性MXene材料对亚甲基蓝废水的吸附性能研究貌特征，且SC中的柠檬酸根离子与Ti2CTx带正电的边缘通过静电吸引作用相互吸引，抑制局部Ti原子发生氧化反应，其结构稳定，对亚甲基蓝的吸附明显优于Ti2CTx。2）研究了SC添加量、吸附时间和吸附剂用量对亚甲基蓝模拟废水吸附效果的影响，当SC添加量为20 mg，SC-Ti2CTx用量为 0.24 mg/mL 时，能够快速吸附亚甲基蓝（吸附平衡时间约为0.5 min）。3）温度为297 K，MB的初始浓度为200 mg/L时，SC-Ti2CTx对MB的吸附量可达578.5 mg/g，吸附过程符合准二级动力学模型和Langmuir等温模型。参考文献：1杨方,刘正才,胡小钟,等.噻嗪类染料在动物体内的代谢及检测研究进展J.药物分析杂志,2008,28(08):1395-1400.2冯胜,程萍,张志军,等.毛豆荚活性炭的制备及对亚甲基蓝的吸附研究J.水处理技术,2018,44(07):41-48.3侯建华,杨木易,孙昂,等.MXenes及其复合材料在环境领域中的应用J.精细化工,2021,38(12):2422-2431.4LI S,WANG L,PENG J,et al.Efficient thorium(IV)removal by two-dimensional Ti2CTx MXene from aqueous solutionJ.Chemical Engineering Journal,2019,366:192-199.5ZHANG C J,PINILLA S,MCEVOY N,et al.Oxidation stability of colloidal two-dimensional titanium carbides(MXenes)J.Chemistry of Materials,2017,29(11):4848-4856.6GHIDIU M,LUKATSKAYA M R,ZHAO 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modifier and thoroughly mixed with Ti2CTx liquid for the treatment of the cationic dye methylene blue(MB)wastewater.The effects of the amount of SC,adsorption time and the amount of adsorbent on the properties of the adsorbent were investigated,and the adsorption process was explored by kinetics and adsorption isotherms.The results showed that SC-Ti2CTx had excellent adsorption performance for MB,and the adsorption capacity of SC-Ti2CTx for MB could reach 578.5 mg/g at a temperature of 297 K and an initial concentration of 200 mg/L of MB wastewater.The adsorption process was in accordance with the pseudo-second-order kinetic model,and the adsorption rate was extremely fast,and the adsorption equilibrium could be reached within 30 s.The adsorption process can be fitted with the Langmuir isothermal model.The improved adsorption performance is closely related to the antioxidant properties of SC.Keywords:dye wastewater;Ti2CTx;adsorption;antioxidantsAdsorption of Methyl Orange on Magnetic Bentonite from Aqueous SolutionMA Fengfeng1,2,NIU Xueyan1(1.School of Environmental and Municipal Engineering,Lanzhou Jiaotong University;2.The Yellow River Water Environment Key Laboratory of Gansu Province:Lanzhou 730070,China)Abstract:Magnetic Bentonite(M-Bent)was prepared by co-precipitation method,and its structure and morphology were analyzed by specific surface area and pore size analysis,SEM,FTIR,XRD,and VSM.The adsorption characteristics of bentonite(Bent)and M-Bent on methyl orange(MO)were investigated with MO as the target pollutant i