功能化材料Zr@AC对水中难降解农药阿特拉津的去除特征

刘勇攀，张衿潇，蒋燕虹，何慧军,3*，刘 杰,3，吴 婷，程 燕

1. 桂林理工大学，广西环境污染控制理论与技术重点实验室，广西 桂林 541004

2. 桂林理工大学化学与生物工程学院，广西 桂林 541004

3. 桂林理工大学，岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心，广西 桂林 541004

4. 浙江师范大学行知学院，浙江 金华 321000

从20世纪50年代起，有机农药就广泛应用于农田害虫防治和杂草去除中. 在施用农药时，其会通过径流、下渗等方式进入地表和地下水体，导致农药污染问题日益严重. 在农业生产中，阿特拉津(atrazine)能够防治和去除阔叶杂草和禾本科杂草，由于其使用方便、效果优良、价格低廉，已被广泛用作甘蔗、玉米、高粱等农作物的除草剂. 在过去的20年里，我国一直是阿特拉津的主要生产者和使用者，每年的施用量为1 000～1 500 t.

由于阿特拉津在农业中的广泛使用及在环境中的相对稳定性，导致其长期稳定地存在于地表水和地下水中. 世界卫生组织和美国环境保护局规定，阿特拉津在水中的限值分别为2.0和3.0 μg/L. 在我国，有研究者测定了淮河水体的阿特拉津，发现4个监测断面的浓度分别高达76.4、80.0、72.5和81.3 μg/L.Geng等研究了中国吉林省迁安和公主岭土壤和地下水中的有机污染物，其中阿特拉津的检出率最高.据报道显示，阿特拉津是一种内分泌干扰物，会影响生物的生殖系统和水生植物的生长，导致敏感植物消亡. 此外，长期暴露于含有阿特拉津的环境下会影响人体内分泌激素代谢，破坏内分泌系统，甚至导致癌症.

鉴于阿特拉津的特性及对环境的危害，研究如何去除环境中的阿特拉津、降低其在环境中含量及毒性是目前的研究重点. 当前，国内外对阿特拉津的去除技术可分为物理、化学、生物及其联合技术. 物理法中最常用的技术是利用吸附剂来去除阿特拉津，其中常用的吸附剂有活性炭(AC)、膨润土和沸石.Dutta等研究了膨润土及其改性材料对阿特拉津的吸附作用，结果表明，膨润土对阿特拉津的去除率为9.4%，而经过硬脂酸钾和三辛基甲基铵改性的膨润土对阿特拉津的去除率则分别为49.0%和72.4%.化学法主要是利用氧化还原反应的原理来去除有机污染物，一般是通过技术手段生成具有强氧化性的官能团，如氧原子、羟基自由基、硫酸根自由基等.Wu等用石墨烯(GR)与纳米零价铁(nZVI)的复合材料来活化过硫酸盐，发现当nZVI∶GR(质量比)为5∶1时对阿特拉津的催化降解效率可达92.1%. 生物法主要是利用植物或微生物自身的代谢作用来降解阿特拉津. 有研究人员从某农药厂废水中分离出阿特拉津降解菌株CS3，鉴定为产脲节杆菌，该菌株在最适条件下培养48.0 h可以完全去除50.0 mg/L的阿特拉津. 为了更高效地去除有机污染物，学者们开发了各种组合技术. 如Zhu等将纳米FeO与壳聚糖结合，然后与酵母菌一起通过固定化技术将3种材料封装到颗粒微球中，在温度为25 ℃、pH为7.0的条件下，该新型生物材料对2.0 mg/L阿特拉津的去除率达到了88.0%，而且经过两次重复使用后，其对阿特拉津仍有较好的处理效果. 但是该复合生物材料对阿特拉津的处理时间相对较长，由此限制了其使用范围.

尽管人们很重视对农药污染的治理，但由于农药使用历时长、用量大，严重加剧了农药污染的治理难度，而现有不少技术存在费用高和二次污染的风险，因此研发新型的功能材料和技术尤为重要. 作为一种常见的吸附剂，AC常用于处理各种污染物，但其性能还有待进一步改善. 近年来，已有一些关于利用锆元素的特异性(在加热时能与大气中的氧、氢、氮等发生反应)来改性沸石、膨润土等材料的报道，锆的添加可以很好地提高原材料的性能. 但是以锆元素来改性AC并用来去除阿特拉津的研究还鲜见报道. 因此，该研究通过溶液浸渍和高温煅烧的技术将锆元素负载于AC上以制备新型环境功能材料Zr@AC，考察了浸渍液锆离子浓度、浸渍时间、煅烧温度及煅烧时间等制备因素对该材料性能的影响，并研究了制备的材料对阿特拉津的最佳去除条件、吸附动力学和吸附等温线，同时还评估了材料的重复使用性能. 该研究有望为水体阿特拉津的去除提供一种新型环境功能材料，为有机农药的污染防治提供借鉴和技术支持.

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验所用AC购于西陇科学股份有限公司，其比表面积为846.136 m/g，吸附总孔体积为0.619 cm/g，平均孔径为3.075 nm，pH零点电荷为6.3.

AC预处理：将经过100目(孔径150 μm)标准筛的AC在0.5 mol/L的氢氧化钠溶液中浸泡24.0 h，过滤后的固体样用超纯水冲洗至中性，然后在90 ℃下烘干，获得扩孔后的AC；之后在1.0 mol/L的盐酸溶液中浸泡24.0 h，过滤后同样用超纯水冲洗至中性，最后在90℃下烘干，得到氢型AC.

试验所用阿特拉津的纯度≥97%(上海源叶生物科技有限公司)，除另有说明外，所有试验均使用浓度为10.0 mg/L的阿特拉津溶液. 试验采用硝酸锆〔Zr(NO)•5HO，分析纯〕来配制质量分数为20.0%的锆离子储备液. 除液相色谱分析所用的甲醇和乙腈为色谱纯外，其他所有化学药品的纯度均为分析纯，无需进一步纯化.

1.2 Zr@AC的制备

以溶液浸渍法将AC浸泡在含锆离子的硝酸锆溶液中，过滤所得固体样在90 ℃条件下烘干，然后通过高温煅烧将锆稳定地负载在AC上，之后将煅烧后的固体磨成粉末，以获得功能化材料Zr@AC. 在材料制备过程中，采用单因素试验方法分别研究浸渍液锆离子浓度(3.0%、5.0%、7.0%、9.0%、11.0%)、浸渍时间(3.0、5.0、7.0、9.0、12.0 h)、煅烧温度(300、400、500、600、700 ℃)及煅烧时间(2.0、3.0、4.0、5.0、6.0 h)等因素对材料性能的影响. 在研究某一个因素时，其他所有因素均假定为一定值. 在试验时，浸渍液锆离子浓度、浸渍时间、煅烧温度和煅烧时间的假定值分别为5.0%、7.0 h、500 ℃和4.0 h. Zr@AC的性能均以对10.0 mg/L阿特拉津的去除效果为判断依据，并用大型精密仪器进行表征.

1.3 阿特拉津的去除试验

称取适量Zr@AC置于装有50.0 mL浓度为10.0 mg/L的阿特拉津溶液的锥形瓶中，调节pH后迅速将该锥形瓶放置在恒温水浴摇床中以120 r/min的转速反应一段时间. 结束后取适量溶液经0.45 μm滤膜过滤后打入进样瓶中，采用液相色谱分析溶液中阿特拉津的浓度，以计算其去除率和吸附容量. 在试验时，采用单因素试验方法分别研究溶液pH(2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0)、反应时间(2、5、10、20、40、60、90、120、150 min)、反应温度(25、35、45 ℃)以及Zr@AC投加量(20.0、40.0、60.0、80.0、100.0、120.0、140.0、180.0 mg/L)等因素对阿特拉津去除效果的影响. 在未确定最佳因素之前，溶液pH、反应时间、反应温度和Zr@AC投加量的假定值分别为6.0、180 min、25 °C和60.0 mg/L.

1.4 分析方法

运用高效液相色谱仪(HPLC，1260 Infinity，Agilent Technologies)测定反应后溶液中阿特拉津的剩余浓度. 其中，高效液相色谱仪的检测参数：色谱柱(C18，5 μm)，可变波长扫描紫外检测器检测波长为236 nm，流动相(水)∶(乙腈)∶(甲醇)=3∶1∶6，流动性速率为1.0 mL/min，进样量为20.0 μL，柱温为40 ℃. 阿特拉津的标准曲线如图1所示.

图 1 阿特拉津的标准曲线Fig.1 The standard curve of atrazine

图 2 不同制备条件对Zr@AC性能的影响Fig.2 The influence of preparation conditions on Zr@AC property

Zr@AC对阿特拉津的吸附容量(Q)和去除率()计算公式分别如式(1)(2)所示.

式中：Q为时的吸附容量，mg/g；为反应溶液的体积，L；为阿特拉津的初始浓度，mg/L；C为时溶液的剩余浓度，mg/L；为材料投加量，g；为时Zr@AC对阿特拉津的去除率，%.

为了更好地解释Zr@AC对阿特拉津的吸附机理，采用拟一级动力学模型和拟二级动力学模型来阐明该吸附的动力学过程，并利用Langmuir等温吸附模型和Freundlich等温吸附模型来描述材料对阿特拉津的吸附平衡关系. 拟一级动力学模型〔见式(3)〕、拟二级动力学模型〔见式(4)〕以及Langmuir等温吸附模型〔见式(5)〕和Freundlich等温吸附模型〔见式(6)〕分别如式(3)～(6)所示.

式中：为反应时间，min；为平衡吸附容量，mg/g；Q为时刻吸附剂的吸附容量，mg/g；为拟一级吸附速率常数，L/min；为拟二级吸附速率常数，g/(mg·min)；为平衡时阿特拉津的浓度，mg/L；为饱和吸附容量，mg/g；为Langmuir等温吸附模型的常数，L/mg；和均为Freundlich等温吸附模型的常数，单位分别为(mg/g)/(mg/L)和g/L.

1.5 材料表征

利用比表面及孔径分析仪(BET，JW-BK200C，北京精微高博科学技术有限公司)测定材料的比表面积、孔径及氮气等温吸脱附曲线. 利用扫描电子显微镜(SEM，∑IGMA，Zeiss，德国)分析Zr@AC的表面形貌，其方法是将适量样品粉末粘在导电胶上，并表面喷金30 s，然后观察样品的形态结构，同时用该扫描电子显微镜配备的射线能谱仪(EDS，∑IGMA，Zeiss，德国)分析样品的微区成分. 采用射线衍射光谱仪(XRD，X'Pert3 Powder，PANalytical B.V.，荷兰)对材料进行物相分析，并用软件Jade(Jade 6.5)对测试结果进行分析. 采用傅里叶变换红外吸收光谱仪(FTIR，NICOLET iS10，Thermo Fisher，美国)分析材料的表面官能团，其方法是将干燥的样品和KBr按质量比1∶100研磨成粉末，并在450～4 000 cm的波长范围内进行测试.

1.6 重复试验

在节所获得的最佳试验条件下，按照相应的试验方法完成一次去除试验后，用0.45 μm有机系滤膜过滤反应后的材料，用纯甲醇和超纯水的混合液(体积比1∶1)冲洗5次，然后用超纯水冲洗干净，获得再生后的Zr@AC (90 ℃下烘干). 根据节所述的试验方法，重复循环以测试Zr@AC的可重用性.

所有试验均设置3个平行样，并根据最终结果计算平均值.

2 结果与讨论

2.1 不同制备条件对材料性能的影响

由图2(a)可知，浸渍液锆离子浓度直接影响了材料的性能. 当未负载锆时，原AC对阿特拉津的吸附容量仅为75.7 mg/g，随着浸渍液锆离子浓度升高，Zr@AC对阿特拉津的吸附容量随之增大，在锆离子质量分数增至7.0%时，Zr@AC的吸附容量最高，达到了93.3 mg/g. 究其原因可能是，锆的存在使AC表面变得粗糙、孔隙度增加，同时还可以在AC表面形成新的诸如ZrO的活性位点，由此改善了材料的性能. 该试验结果与宋雪等的研究结论相似，他们在研究不同金属改性椰壳AC时也认为金属离子的加入，改变了AC的表面结构，并引入了新的金属氧化物官能团. 当浸渍液锆离子浓度进一步增至11.0%时，吸附容量仅为88.5 mg/g. 这是因为浸渍液锆离子浓度过高，易在AC表面发生团聚而形成大颗粒物质，导致材料的比表面积减小，活性成分下降，从而降低了材料的吸附性能. 因此，在后续试验中，选择浸渍液锆离子浓度7.0%作为Zr@AC的制备因素.

图2(b)说明了浸渍时间与材料吸附容量之间的关系. 当浸渍时间从3.0 h增至9.0 h时，Zr@AC对阿特拉津的吸附容量持续上升，浸渍时间为9.0 h时，吸附容量最大，达96.5 mg/g，之后则随着浸渍时间的增加而降低. 浸渍时间太短，锆元素不能完全负载到AC上，因此较短时间的浸渍使得材料的吸附性能相对较差. 随着浸渍时间的增加，AC上的锆负载量升高，活性组分也随之增多，Zr@AC的吸附性能相应得到增强. 但是，如果浸渍时间过长，由于吸附和解吸存在动态平衡关系，在摇床的转动搅拌作用下已负载到AC上的锆元素可能会部分析出，导致Zr@AC的吸附能力下降. 因此，后续的制备试验采用9.0 h的浸渍时间作为Zr@AC的制备因素.

由图2(c)可知，随着煅烧温度从300 ℃升至500 ℃，Zr@AC对阿特拉津的吸附容量由88.8 mg/g增至95.5 mg/g，且在温度为500 ℃时的吸附效果最好，之后随着温度进一步升高，Zr@AC的吸附容量逐渐降低. 这是由于材料在较低温度下煅烧时，表面无法完全生成氧化物，活性组分含量较低. 但过高的煅烧温度会引起Zr@AC的烧结和活性组分的团聚，由此降低了该材料的吸附性能. 所以后续试验将煅烧温度500 °C作为Zr@AC的制备因素.

煅烧时间对Zr@AC性能的影响如图2(d)所示.Zr@AC对阿特拉津的吸附容量随着煅烧时间的增加而升高，在煅烧时间为5.0 h时达到最高，为94.2 mg/g.Zr@AC在较短时间内煅烧时，表面无法完全生成氧化物，活性组分含量较低. 随着煅烧时间的增加，Zr@AC的吸附性能得到改善，但煅烧时间过长，会引起材料团聚，晶粒不断变大导致Zr@AC的比表面积减小. 这也表明了随着煅烧时间从5.0 h增至6.0 h，Zr@AC对阿特拉津的吸附容量由94.2 mg/g降至91.5 mg/g. 因此，后续Zr@AC的煅烧时间都选择5.0 h.

由上述试验结果可知，Zr@AC的最佳制备条件为锆离子浸渍浓度7.0%、浸渍时间9.0 h、煅烧温度500 ℃、煅烧时间5.0 h. 若无特殊说明，该试验后续的Zr@AC都在该条件下制备所得.

2.2 材料的表征

BET及N的吸-脱附

对预处理后的AC和负载锆元素的Zr@AC进行了比表面及孔径分析，结果如表1所示. 由表1可见，AC负载锆元素后，比表面积、吸附总孔体积和微孔总孔体积均增加，这也对应了经过锆改性后的AC吸附性能更强. 由AC和Zr@AC的氮气吸-脱附曲线(见图3)发现，AC的最高吸(脱)附量为395.2 cm/g，而Zr@AC的最高吸(脱)附量为428.7 cm/g，说明通过浸渍和高温煅烧后，Zr@AC的吸附性能得到提升，这也与图2(a)的试验结果相吻合.

表 1 AC和Zr@AC的BET参数Table 1 The BET parameters of AC and Zr@AC

SEM分析

SEM结果显示：AC经过酸碱预处理后表面变得平滑，附着的颗粒物较少〔见图4(a)〕；而经过浸渍和高温煅烧后，Zr@AC表面变得粗糙，且表面有细小颗粒生成〔见图4(b)(c)〕. 在不同煅烧时间下，材料表面生成的颗粒有一定的差异. 经过2.0 h的煅烧〔见图4(b)〕，表面无法完全生成氧化物，颗粒量较少，而经过5.0 h的煅烧〔见图4(c)〕，材料表面生成了更多的颗粒. 这说明相比较2.0 h的煅烧，煅烧5.0 h可以使Zr@AC有着更粗糙的结构和更多的活性组分，这也意味着其对阿特拉津有着更好的吸附效果，该表征也与图2所得的结果相吻合. 图4(d)为煅烧5.0 h后Zr@AC的EDS图像，说明锆元素已成功地负载到AC上.

XRD分析

材料的XRD分析如图5所示. 当未负载锆元素时，原AC几乎不存在锆等其他物质；当负载锆元素后，Zr@AC有ZrO一种衍射信号(由于该试验中锆元素负载量不多，所以衍射峰不明显)，其7个特征峰分别在24.05°、28.17°、31.47°、34.16°、35.31°、49.27°和50.12°处，分别表征分度平面(110)(-111)(111)(200)(002)(220)和(022). 说明通过浸渍和高温煅烧后，负载在AC表面的锆元素生成了金属氧化物活性组分.

图 3 AC和Zr@AC的N2吸-脱附曲线Fig.3 N2 adsorption-desorption curve of AC and Zr@AC

图 4 材料的SEM表征Fig.4 SEM analysis of materials

FTIR分析

利用FTIR对AC和Zr@AC的表面官能团进行了检测，结果如图6所示. 3 448.24、3 436.67和3 421.24 cm处的峰对应于水的H-O-H伸缩振动，2 360.54 cm处的峰是由C=O拉伸振动引起的，1 637.34、1 631.55和1 623.84 cm处的峰是由C=C的伸缩振动引起的，而1 400.13 cm处的峰对应于C-OH. 可见，浸渍和高温煅烧并没有改变AC表面原有的官能团，而仅仅使3 448.24和1 637.34 cm处的2个峰发生了少许偏移. 而且在Zr@AC表面出现了新的特征峰，514.92 cm处对应于Zr-O吸收峰，表明制备的Zr@AC有了新的活性位点.由图6还可以看出，反应后Zr@AC在514.92 cm处的特征峰不太明显，其原因可能是由于吸附在Zr@AC表面的阿特拉津掩盖了该基团，表明该官能团参与了吸附过程.

图 5 AC和Zr@AC的XRD图谱Fig.5 XRD images of AC and Zr@AC

图 6 AC和反应前后Zr@AC的FTIR图谱Fig.6 FTIR image of AC and Zr@AC before and after the reaction

2.3 不同反应条件对阿特拉津去除的影响

为了系统地评估Zr@AC对阿特拉津的去除效果，研究了溶液pH、反应时间、反应温度和Zr@AC投加量等4个因素的影响，结果如图7所示.

溶液pH对Zr@AC的性能影响较大〔见图7(a)〕.当pH从2.0升至4.0时，Zr@AC对阿特拉津的吸附容量快速增加，并在pH=4.0时吸附容量(95.2 mg/g)最大. 当pH进一步升高时，Zr@AC的吸附容量逐渐降低，在pH为10.0时，Zr@AC的吸附容量仅为68.7 mg/g. 已有研究表明阿特拉津在溶液中带负电荷，因此当溶液pH为酸性(如4.0≦pH＜7.0)时，溶液中的H可吸附在材料表面，形成带正电荷的官能团，此时易与带负电的阿特拉津进行化学吸附. 而当溶液pH为强酸性(pH=2.0、3.0)时，游离的大量H中和了带负电的阿特拉津，使阿特拉津负电性减少甚至变为正电荷，导致其与带正电的Zr@AC产生静电排斥现象，降低了吸附容量. 当pH为碱性时，溶液中存在的OH会使材料表面形成带负电的官能团，导致Zr@AC与阿特拉津相互排斥，由此降低了Zr@AC对阿特拉津的吸附效果.

图 7 反应条件对阿特拉津去除的影响Fig.7 The effect of reaction conditions on atrazine removal

随着反应时间的增加，Zr@AC对阿特拉津的吸附容量持续上升，在90 min达到吸附平衡〔见图7(b)〕，此时的吸附容量为93. 8 mg/g. 在反应的10 min内，吸附容量快速增加，可能是因为Zr@AC对阿特拉津的去除是一个快速的吸附过程，且Zr@AC表面的吸附位点被快速利用. 随着反应时间的增加，Zr@AC表面的吸附位点减少，由此减缓了对阿特拉津的吸附作用，并最终在90 min后达到吸附平衡.

图7(c)展示了温度与Zr@AC吸附容量之间的关系. 在相同时间内，随着温度的升高，Zr@AC对阿特拉津的吸附容量逐渐增加，这表明较高的温度可以促进溶液中阿特拉津的分子运动，增加了其与颗粒之间的相互接触几率，从而加快了反应过程.

结果〔见图7(d)〕表明，随着Zr@AC投加量的增加，其对阿特拉津的去除率逐渐升高. 当Zr@AC投加量从20.0 mg/L提高到120.0 mg/L时，其对阿特拉津的去除率由32.4%提高到91.4%. 当Zr@AC投加量进一步增至180.0 mg/L时，其对阿特拉津的去除率又提高了5.1%，其原因是随着Zr@AC投加量的增加，吸附剂的表面积和吸附位点增加. 相反地，Zr@AC对阿特拉津的吸附容量随着其投加量的增加而逐渐降低，其原因可能是当溶液中只有少量吸附质存在时，所有吸附剂都参与了吸附反应，随着其投加量的增加，材料可能会发生团聚，导致部分吸附位点和孔结构不能有效地参与吸附过程，从而降低了Zr@AC的吸附容量.

由上述试验可得，当溶液pH为4.0、反应温度为25 ℃时，经过90 min的反应，60.0 mg/L的Zr@AC对阿特拉津的最佳吸附容量为93.8 mg/g.

2.4 吸附动力学和吸附等温线

Zr@AC对阿特拉津的吸附动力学的拟合结果如图8所示，相关常数如表2所示. 拟二级动力学模型的相关系数()为0.999，明显高于拟一级动力学模型(=0.897). 另外，由拟二级动力学模型计算出来的理论吸附容量(=96.618 mg/g)更接近试验值，表明该吸附过程更符合拟二级动力学模型，Zr@AC对阿特拉津的吸附主要为化学吸附.

图 8 Zr@AC对阿特拉津的吸附动力学Fig.8 The adsorption kinetics of atrazine by Zr@AC

表 2 Zr@AC吸附阿特拉津的拟一级动力学和拟二级动力学模型常数Table 2 The constants of pseudo-first-order and pseudo-secondorder kinetics of atrazine adsorption by Zr@AC

Langmuir和Freundlich等温吸附模型的拟合结果如图9所示，其相关常数如表3所示. 相比Langmuir等温吸附模型(=0.756)，Freundlich等温吸附模型有着更好的拟合效果(=0.934)，这说明Zr@AC的表面和能量分布是不均匀的，其对阿特拉津的吸附以多分子层吸附为主.

在材料的使用过程中，其使用寿命和重复利用率对降低实际成本非常重要. 从图10可以看出，经过5次循环试验，制备的Zr@AC对阿特拉津的去除率仍保持在83.9%左右. 这表明通过溶液浸渍和高温煅烧技术，可以使锆元素稳定地负载在AC上，在循环多次后仍表现出良好的去除性能和稳定性，进一步表明制备的Zr@AC是一种有前途的可再生材料.

图 10 不同循环次数下Zr@AC对阿特拉津去除率的变化Fig.10 The change of atrazine removal rate by Zr@AC under different cycles

表 3 Zr@AC对阿特拉津去除的Langmuir和Freundlich等温吸附模型常数Table 3 The adsorption constants of Langmuir and Freundlich isotherms for atrazine removal by Zr@AC

图 9 Zr@AC对阿特拉津的吸附等温线Fig.9 The adsorption isotherms for atrazine by Zr@AC

3 结论

a) 该研究利用溶液浸渍和高温煅烧技术成功地将金属锆元素负载到活性炭上，制备了功能化材料Zr@AC，并通过SEM、XRD、FTIR等多种技术对其进行了表征. 当制备条件为锆离子浸渍浓度7.0%、浸渍时间9.0 h、煅烧温度500 ℃、煅烧时间5.0 h时，制得的Zr@AC比表面积和吸附总孔体积变大，表面活性位点增多，说明材料的性能优良.

b) 在利用Zr@AC去除阿特拉津时，发现当溶液pH为4.0、温度为25℃时，经过90 min的反应，60.0 mg/L的Zr@AC对阿特拉津的最大吸附容量达到了93.8 mg/g，且当Zr@AC的投加量为180.0 mg/L时，其最高去除率为96.5%，可实现对阿特拉津的有效去除.

c) 吸附动力学模拟结果显示，拟二级动力学模型很好地拟合了试验数据，具有较高的相关系数；与Langmuir等温吸附模型相比，Freundlich等温吸附模型更适合于模拟该吸附过程，表明Zr@AC对阿特拉津的吸附是化学吸附和多分子层吸附的共同作用. 重复试验表明，制备的Zr@AC是一种很有前途的、可重复多次使用的材料.