1 引言(Introduction)

近年来，重金属污染已逐渐成为世界范围的严重环境问题(Qin et al., 2013).在众多重金属污染物中，镉(Cd)是一种毒性很强的重金属(陈笑, 2010)，能够通过食物链严重地威胁动物和人类的健康，具有较大的环境生态风险.在正常水环境中，Cd浓度很低，但目前全球范围内Cd的产量和用量不断增加，相当数量的Cd通过“三废”排放进入水环境，严重威胁着自然界水质的安全(钱骁等, 2012)，因此，水体Cd污染问题亟待解决.在处理含Cd污水时，吸附法是最方便且被广泛使用的技术(曾超等, 2013)，寻找性能优异的吸附材料是吸附法去除Cd的关键，目前已成为众多学者关注的重点.

多壁碳纳米管(MWCNTs)是一种具有独特中空结构的一维纳米材料，自1991年被日本科学家Ijima(1991)发现以来，就以其特殊的物理、化学性质及机械性能成为研究热点.然而，原始多壁碳纳米管表面具有强大的范德华力(Hertel et al., 1998; He et al., 2005; Jiang et al., 2006)，易聚集缠绕，具疏水性，不易与离子发生反应，限制了其在许多领域的应用，因而在实际应用多壁碳纳米管时多需改性后打破表面范德华力再进行应用.近年来，改性多壁碳纳米管被较多地应用于水污染处理领域(Kumar et al., 2014)，主要用于吸附水体中多种无机和有机污染物，如各类重金属(Qu et al., 2012; Salam et al., 2013)、农药(杨吉睿等, 2016)、抗生素及染料(周蕾, 2013; 王少会等, 2015)等.这些研究表明，改性多壁碳纳米管具有很强的吸附能力和较大的吸附容量，是一种较为理想的吸附材料.

将多壁碳纳米管作吸附材料吸附水中重金属时，一般先进行化学改性(常兰等, 2014)，在其表面接入活性基团后再与水中的重金属离子反应，以达到去除重金属离子的目的.Sobhanardakan等(2015)研究了氧化多壁碳纳米管对溶液中Cu²⁺的吸收，结果显示，氧化多壁碳纳米管具有很大的吸附容量.曾超等(2013)研究了改性多壁碳纳米管对水中Sb(Ⅲ)的吸附，结果显示，Fe₂O₃/CNT和MnO₂/CNT对溶液中Sb(Ⅲ)有很强的去除能力，且Fe₂O₃/CNT在除锑性能方面要优于MnO₂/CNT.刘泊良(2011)研究了改性多壁碳纳米管对水中Cu²⁺和Ni²⁺的吸附性能，结果显示，其较未改性多壁碳纳米管吸附能力有显著提高.杨铁金等(2012)研究了改性多壁碳纳米管对水中Cd²⁺的去除效果，结果表明，该材料对Cd²⁺的最大吸附量为4.029 mg·g^-1.Dezfoli等(2013)从分子动力学角度比较了带电碳纳米管对Zn²⁺和Cu²⁺的吸附效果，开创了新的研究视角.此外有研究表明，含巯基化合物的吸附材料对重金属离子有很强的吸附分离能力(贺全国等, 2007; Chai et al., 2010; Li et al., 2011)，对重金属Hg²⁺、Pb²⁺、Cu²⁺有特殊的亲合力(王连方等, 1999)，能很好地固定重金属离子，且不易被洗脱.Ma等(2006)研究了硅烷偶联剂与碳纳米管的反应，提供了一种新的功能化多壁碳纳米管的方法.邓金阳等(2007)研究了纳米金粒子在巯基改性多壁碳纳米管上的生长，制备了一种新型的纳米金碳纳米管复合材料.然而，目前利用巯基硅烷改性多壁碳纳米管吸附去除镉的研究尚未见报道.

基于此，本文将氧化后的多壁碳纳米管与3-巯丙基三甲氧基硅烷(MPTMS)进行反应制备巯基硅烷改性多壁碳纳米管(SH-MWCNTs)，并进行批量吸附实验，研究改性后的MWCNTs对溶液中Cd²⁺的吸附性能，分析其吸附动力学及吸附等温线，初步探讨其吸附机理.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 巯基硅烷改性多壁碳纳米管的制备

以购自深圳纳米港的多壁碳纳米管(20~40 nm, 纯度大于97%)为原料，将1 g原始多壁碳纳米管(RAW-MWCNTs)加入到200 mL混酸(H₂SO₄:HNO₃=3:1, V/V, 分析纯)(李权龙等, 2003)中，超声分散30 min，置于恒温磁力搅拌器上在80 ℃下回流搅拌30 min；然后将其加入到大量去离子水中冷却，离心，并反复抽滤至中性，真空烘干，制得氧化多壁碳纳米管(O-MWCNTs).取1 g氧化多壁碳纳米管加入到100 mL二氯甲烷(分析纯)中，超声分散10 min再加入0.5 mL的3-巯丙基三甲氧基硅烷(分析纯)，75 ℃回流，用二氯甲烷洗去多余的3-巯丙基三甲氧基硅烷，抽滤，真空烘干，制得巯基硅烷改性多壁碳纳米管(SH-MWCNTs)，研磨备用.

2.2 巯基硅烷改性前后多壁碳纳米管表征

利用场发射扫描电子显微镜(SEM)(Hitachi SU-70, 日本日立公司)观察巯基硅烷改性前后多壁碳纳米管外貌形态及元素构成；利用傅里叶红外光谱仪(FT-IR)(NICOLET iS10, 美国Thermo Fisher Scientific公司)KBr压片法扫描，定性分析巯基硅烷改性前后多壁碳纳米管表面官能团的变化.

2.3 批量吸附实验

取一定量的SH-MWCNTs加入到50 mL一定浓度的Cd²⁺溶液中，在25 ℃下，180 r·min^-1恒温振荡一定时间.溶液初始pH影响实验中，用0.1 mol·L^-1的HNO₃和0.1 mol·L^-1的NaOH调节溶液pH，Cd²⁺初始浓度为5 mg·L^-1，巯基改性多壁碳纳米管投加量为0.5 g·L^-1，共设置5个pH数据点(2、4、6、8、10).吸附剂投加量影响实验中，Cd²⁺初始浓度为10 mg·L^-1，共设置5个投加量(5、10、15、20、25 mg，即固液比为0.1、0.2、0.3、0.4、0.5 g·L^-1).各吸附实验均设置相同条件下不加任何吸附剂的Cd²⁺溶液做空白对照，用等离子体发射光谱仪(Prodigy7, 美国利曼公司)测定溶液剩余Cd²⁺浓度.

吸附动力学实验：将25 mg碳纳米管加入到50 mL浓度为5 mg·L^-1的溶液中，控制pH为4，25 ℃以180 r·min^-1分别振荡30、60、90、120、180、240、300、360 min，过0.22 μm滤膜抽滤，测试溶液剩余Cd²⁺浓度.

吸附等温线实验：在298.15 K下进行，将25 mg碳纳米管加入到50mL初始浓度分别为5、10、15、20、25、30 mg·L^-1的Cd²⁺溶液中，控制pH为4，以180 r·min^-1振荡90 min，过0.22 μm滤膜抽滤，测试溶液剩余Cd²⁺浓度.

2.4 数据处理 2.4.1 去除率和吸附量

吸附时间为t时，吸附剂对Cd²⁺的吸附效果用吸附量Q_t和去除率R_e表示(余向阳等, 2007)，平衡吸附量用Q_e表示，计算公式如式(1)~(3) 所示.

(1)

(2)

(3)

式中，R_e为去除率，C₀为Cd²⁺的初始浓度(mg·L^-1)，C_e为吸附平衡时Cd²⁺浓度(mg·L^-1)，C_t为t时刻溶液中Cd²⁺浓度(mg·L^-1)，Q_t为t时刻的吸附量(mg·g^-1)，Q_e为吸附平衡时吸附量(mg·g^-1)，V为Cd²⁺溶液体积(L)，M为吸附剂投加量(mg).

2.4.2 吸附动力学

准一级线性方程、准二级线性方程、颗粒内扩散线性方程和Elovich线性方程分别如式(4)~(7) 所示.

(4)

(5)

(6)

(7)

式中，t为吸附时间(min)，Q_t为t时刻的吸附量(mg·g^-1)，Q_e为平衡吸附量(mg·g^-1)，K₁为准一级反应速率常数(min^-1)，K₂为准二级反应常数(g·mg^-1·min^-1)，K_id为颗粒内扩散速率常数(mg·g^-1·min^-0.5)，α为初始吸附速率(g·mg·min^-1)，β是与表面覆盖度和活化能有关的常速(g·mg^-1).

2.4.3 等温吸附模型

采用Langmuir方程和Freundlich方程进行等温吸附模拟，公式分别如式(8)~(9) 所示.

(8)

(9)

式中，Q_m为单分子层饱和吸附量(mg·g^-1)；K_L为Langmiur吸附常数(L·mg^-1)；K_F为Freundlich吸附常数，可表示吸附容量的大小；n为吸附指数，是代表吸附强度的量，1/n＜1时表示吸附能很好地进行，1/n>2时表示吸附很难进行(樊伟等, 2013).

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 巯基硅烷改性多壁碳纳米管的表征 3.1.1 扫描电镜分析

图 1是多壁碳纳米管的扫描电镜图.从图中可以看出，MWCNTs改性前后形貌发生了变化：Raw-MWCNTs粗细不均，缠绕情况严重(图 1a)，由于表面强大的范德华力形成复杂的网状结构，碳管表面附着着大量杂质，主要是残留的催化剂金属Ni颗粒和无定形杂质碳富勒烯等(徐永芝, 2015); 经混酸改性后的O-MWCNTs缠绕情况有所改善，碳管粗细较为均匀，管径被截短(图 1b).经3-巯丙基三甲氧基硅烷进一步改性后的SH-MWCNTs碳管粗细更加均匀，碳管表面的金属催化剂及无定形杂质碳被去除，端口被打开，且碳管基本结构不变(图 1c).

3.1.2 X射线光子能量谱图分析

图 2是MWCNTs的EDS能谱图.从图中可以看出，Raw-MWCNTs的元素构成较为单一，C元素是构成物质的最主要成分(图 2a)；O-MWCNTs则引入了O元素(图 2b)，说明混酸处理后多壁碳纳米管已经被氧化，可能已经引入了含氧基团，同时说明氧化改性后的多壁碳纳米管已除去不定性杂质碳和金属催化剂Ni；经硅烷化处理之后的SH-MWCNTs，引入了S、Si元素(图 2c)，与O-MWCNTs相比，不定性杂质碳和金属催化剂Ni已进一步去除.由此可初步判断，MWCNTs经过化学修饰之后，MPTMS被有效地接枝在多壁碳纳米管的表面.

3.1.3 傅里叶红外光谱分析

图 3是多壁碳纳米管的红外光谱.通常将红外光谱的吸收峰分为两大区域，特征区范围为4000~1330 cm^-1，指纹区范围为1330~400 cm^-1(吴瑾光, 1994).从图中可以看出，Raw-MWCNTs只有2个明显吸收峰，而O-MWCNTs与SH-MWCNTs吸收峰数量大大增加，丰富的官能团为SH-MWCNTs吸附Cd²⁺提供了基础.SH-MWCNTs在1050 cm^-1处出现了吸收峰，此处为-C-Si-O-键的收缩振动峰；此外，SH-MWCNTs在1180 cm^-1处有较弱的吸收峰，此处为-Si-O-Si-键的收缩振动峰(鲍宜娟等, 2011)，在吸收重金属时可以提供巯基，而Raw-MWCNTs、O-MWCNTs在这两处均未出现吸收峰.在1400 cm^-1附近，Raw-MWCNTs、O-MWCNTs和SH-MWCNTs均出现了吸收峰，此处为CH₂及CH₃的收缩振动峰.1600 cm^-1处的收缩振动峰是MWCNTs管壁的C＝C双键收缩振动膜，表明存在碳纳米管石墨结构(Kastner et al., 1994).此外，O-MWCNTs和SH-MWCNTs在1750 cm^-1处出现了新的较弱的吸收峰，是-COOH中的C＝O的伸缩振动吸收峰(Kuznetsova et al., 2000).O-MWCNTs和SH-MWCNTs在3400 cm^-1处出现了吸收峰，而Raw-MWCNTs在3400 cm^-1处并没有出现明显的振动峰，这可能是Raw-MWCNTs经过混酸体系处理之后侧壁和端口引入了大量-OH，在吸附重金属时可以提供氢键作用(Chen et al., 2011)，且硅烷偶联剂的硅氧键与-OH间很容易发生化学偶联，形成巯基化功能团，这也是O-MWCNTs与MPTMS反应形成-C-Si-O-键、-Si-O-Si-键的基础.由此可以进一步判断，多壁碳纳米管经过化学修饰之后，MPTMS被接枝在多壁碳纳米管的表面上.

3.2 巯基硅烷改性多壁碳纳米管对Cd²⁺的吸附性能 3.2.1 溶液pH对Cd²⁺去除效果的影响

pH通过影响MWCNTs表面电荷、重金属离子的存在形式来影响其对重金属的吸附(谢超然等, 2016).樊伟等(2013)在巯基硅烷改性氧化石墨对砷的吸附性能的研究中发现，巯基硅烷改性氧化石墨能够在pH为2~12时，均保持77.8%以上的去除率.因此，在本实验中设置pH=2、4、6、8、10，SH-MWCNTs对Cd²⁺的去除率在溶液不同初始pH的变化如图 4所示.当pH小于4时，去除率随pH的升高而急剧升高，并在pH为4时去除率最大可达69%；当pH为4~8时，去除率变化较为平缓，pH超过8之后，去除率开始下降，并在pH为10时降为最低.SH-MWCNTs在pH=4~8之间对Cd²⁺都能够有较好的吸附性能，在巯基硅烷改性氧化石墨对砷的吸附性能(樊伟等, 2013)的研究中也得到了类似的结果.改性后的MWCNTs表面含有大量的巯基、羟基、羧基等官能团，可与溶液中的Cd²⁺产生巯基配位络合、氢键配位或离子交换等实现有效吸收(梁东旭等, 2015)，且李霄云(2015)的研究表明，改性后的MWCNTs表面电位会随pH的升高有一个逐渐降低的过程.当pH小于4时，pH越低，溶液中H⁺浓度越大，与Cd²⁺形成有效竞争；且SH-MWCNTs表面基团等质子化程度高，不利于与Cd²⁺的有效接触，吸附效果差.随着pH的升高，H⁺浓度相对降低，SH-MWCNTs表面的正电荷逐渐减少，-OH、-COOH、-SH去质子化程度变高，更利于Cd²⁺向SH-MWCNTs表面结合，从而吸附量迅速增加，此时吸附机理不仅有静电引力、分子作用力、离子交换等，还形成了配位化学键，发生了化学吸附作用，这个过程以螯合作用为主，静电吸附与离子交换为辅，SH-MWCNTs吸附Cd²⁺主要是以-S-Cd的形式吸附Cd²⁺(樊伟等, 2013; 张桂兰等, 2014; 李霄云等, 2015).当pH值升高至8后，MWNTs表面的电荷影响将不再是主要因素，此时由于溶液pH值过高，Cd²⁺开始形成沉淀，而pH为10时Cd²⁺产生较多沉淀，SH-MWCNTs的吸附效果达到最低，因而在实际应用中仅考虑pH在8以下的吸附性能.

图 5为O-MWCNTs与SH-MWCNTs对Cd²⁺去除效果的对比情况，由图可知，除pH为2时，在相同pH条件下，SH-MWCNTs对水中Cd²⁺的去除率均高于O-MWCNTs，这可能是由于SH-MWCNTs除存在-OH之外，还存在-SH、-C-Si-O-及-Si-O-Si-，因而存在更多的吸附位点，能够与Cd²⁺产生配位反应，吸附效果优于O-MWCNTs.而pH为2时SH-MWCNTs与O-MWCNTs对水中Cd²⁺的去除率均处于较低水平，且SH-MWCNTs稍低于O-MWCNTs的原因可能是在该强酸性范围内，溶液中所含的大量的H⁺与Cd²⁺形成强烈竞争，占据吸附位点，导致去除率较低，且由于SH-MWCNTs的吸附位点多于O-MWCNTs，因此，出现SH-MWCNTs对水中Cd²⁺的去除率稍低于O-MWCNTs的情况.但除此之外，SH-MWCNTs在pH为4~8的范围内均能够保持较高的去除率，吸附效果远优于O-MWCNTs.

3.2.2 SH-MWCNT投加量对Cd²⁺去除效果的影响

吸附剂投加量会对吸附剂的吸附速率产生影响，是影响吸附特性的重要因素之一.吸附剂的溶解性、吸附位点之间的静电感应和排斥作用都会影响吸附剂对重金属离子的吸附性能(王国惠等, 2009).控制SH-MWCNTs投加量进行吸附实验，Cd²⁺去除效果如图 6所示.由图可知，SH-MWCNTs对Cd²⁺的去除率随投加量的增加而增加，但其对Cd²⁺的吸附量却逐渐减小.去除率的增加主要是因为随着吸附剂投加量的增加，吸附剂表面总官能团数量和有效吸附位点数量增加，去除率随之增大.而吸附量随着吸附剂投加量的增加而减小，可能与溶液中已没有足量的Cd²⁺与吸附剂表面众多的活性基团结合，从而产生许多空余的吸附位点，吸附剂不能被有效利用，虽然此时溶液中Cd²⁺的去除率继续升高，但单位质量吸附剂的去除率反而因吸附位点的空置而减小(梁东旭等, 2015).综合SH-MWCNTs投加量对Cd²⁺去除率及吸附量的考虑，确定SH-MWCNTs的最佳投加量为10 mg, 即固液比为0.2 g· L^-1.

3.2.3 吸附动力学研究

吸附时间是影响吸附性能的最重要的因素之一.SH-MWCNTs对Cd²⁺的吸附量随时间的变化曲线如图 7所示.由图可知，SH-MWCNTs对Cd²⁺的吸附分为2个阶段：第1阶段是快速吸附，在60 min内吸附量已达到饱和吸附量的94.79%；第2阶段为慢速吸附，60~90 min内吸附量缓慢增长至饱和，饱和吸附量为11.257 mg·g^-1.第1阶段快速吸附过程中，吸附量迅速上升可能是由吸附剂与吸附质之间的范德华力造成的，此过程是快速物理吸附占主导；而第2阶段慢速吸附过程中，在吸附进行60 min后，由于吸附剂表面的活性位点大部分被Cd²⁺占据，随着吸附位点逐渐达到饱和，重金属离子从外部进入内部位点的速度相对较慢，吸附量上升变得缓慢，此过程主要是以表面吸附为主的化学吸附过程占主导(梁东旭等, 2015).

吸附动力学研究主要是用来描述吸附剂吸附溶质的速率快慢(孙霞等, 2011).本文选用准一级、准二级、Elovich及颗粒内扩散模型4种模型拟合了SH-MWCNTs对不同初始浓度Cd²⁺的吸附动力学，利用前3种模型进行吸附机理的初步探讨，并用颗粒内扩散模型拟合数据进一步说明吸附机理，得出对吸附过程最为恰当的描述.

4种吸附动力学模型拟合结果如图 8所示，参数如表 1所示.可以看出，R²差异较大，准一级线性方程和Elovich方程的R²分别为0.9048和0.4606，拟合效果较差，说明SH-MWCNTs对Cd²⁺的吸附不能用上述2种动力学模型进行描述；准二级线性方程的R²为0.9995，拟合效果较好，且拟合数据所得饱和吸附量(11.496 mg·g^-1)与实测数据(11.257 mg·g^-1)符合程度最好，说明SH-MWCNTs对Cd²⁺的吸附属于准二级吸附动力学(李坤权等, 2010), 且吸附主要受化学吸附控制.准二级动力学模型可以描述化学吸附的所有过程，包括外部液膜扩散、表面吸附和颗粒内扩散等(周尊隆等, 2010)，能够较好地描述快速与慢速叠加的吸附过程.但为进一步阐明SH-MWCNTs对Cd²⁺的具体吸附过程，需继续结合颗粒内扩散模型进行分析.从颗粒内扩散图中可以看出，通过Q_t对t^0.5作图，SH-MWCNTs对Cd²⁺的吸附曲线为一条不通过原点的直线，说明颗粒内扩散不是控制吸附过程的唯一因素，而是由外部液膜扩散和颗粒内扩散联合控制(Vimonses et al., 2009).整个吸附过程分成3个阶段：第1阶段为表面扩散过程(膜扩散)，即吸附质到吸附剂表面的扩散；第2阶段为颗粒内扩散过程，即吸附质在吸附剂层间的扩散；第3阶段为平衡阶段.此外，扩散速率常数K_t2和K_t3都小于K_t1，表明表面扩散进行较快，当吸附剂表面达到饱和后，Cd²⁺进入SH-MWCNTs内部层间结构，扩散阻力逐渐增大，导致扩散速度降低，吸附继续缓慢进行并最终达到吸附平衡状态.吴艳等(2014)在改性木屑对水中刚果红的吸附性能研究，以及邹卫华等(2013) 在乙二胺改性锯末对刚果红的吸附研究中也得到了类似结果.通过与此前报道的Cd²⁺吸附剂对比发现，SH-MWCNTs对Cd²⁺的吸附平衡时间较短，吸附量高于氧化多壁碳纳米管、碳纳米管溶胶、生物质竹炭等吸附材料(表 2).

3.2.4 吸附等温线

Langmuir和Freundlich是2种最为常用的模拟活性炭吸附等温线的模型，Langmuir模型基于吸附剂表面均质，吸附质分子间无作用力的单层吸附假设；Freundlich模型原是一个经验公式，可描述表面不均匀的多层吸附(周岩梅等, 2010).图 9a为SH-MWCNTs对Cd²⁺的平衡吸附量随溶液初始浓度的变化曲线.从图中可知，溶液Cd²⁺的初始浓度与平衡吸附量之间关系密切，当Cd²⁺初始溶液浓度小于15 mg·L^-1时，随着溶液初始浓度升高，SH-MWCNTs对Cd²⁺的平衡吸附量均随着Cd²⁺溶液初始浓度的增大而逐渐增加，增加的速度遵循先快后慢的规律，这可能是由于受到单分子层吸附的限制.当Cd²⁺的初始浓度进一步增大时，吸附剂对Cd²⁺的平衡吸附量有一个快速升高的过程，当初始浓度达到一定值时，平衡吸附量上升趋势减小，当初始浓度进一步升高到25 mg·L^-1，平衡吸附量开始保持基本不变，即达到吸附平衡.这也表明巯基硅烷改性多壁碳纳米管对Cd²⁺的吸附，可能既存在单分子层吸附，又存在多层吸附.

本文利用上述2种吸附等温线模型对实验数据进行线性拟合，进一步探讨吸附机理, 拟合结果参数见表 3.根据拟合结果来看，2种模型都能够较好地描述吸附过程，Langmuir方程的R²为0.999，且Langmuir模型计算得到的饱和吸附量与实验数据相差不大，优于Freundlich模型的R²(0.9564) 和根据Freundlich模型计算的饱和吸附量.主要原因可能是在SH-MWCNTs对Cd²⁺的整个吸附过程中，以SH-MWCNTs表面发生单分子层吸附为主，也存在部分Cd²⁺向层间扩散发生的多分子层吸附.且在Freundlich模型拟合参数中的吸附指数n为5.19(1/n值为表征吸附强度的量，1/n＜1时表示吸附能很好地进行，1/n>2时表示吸附很难进行)(樊伟等, 2013)，本研究1/n＜1，说明该反应易于进行.SH-MWCNTs对Cd²⁺的吸附过程中既存在SH-MWCNTs表面的单分子层吸附，也存在Cd²⁺向SH-MWCNTs层间扩散的多层吸附，这一结果与巯基硅烷改性石墨吸附砷的结果类似(樊伟等, 2013).

4 结论(Conclusions)

1) 以MWCNTs为原料，以MPTMS为硅烷偶联剂，能够成功将其接枝到MWCNTs表面制备SH-MWCNTs，且对Cd²⁺具有较好的吸附性能，能够在90 min内达到吸附平衡，在pH为4时吸附效果最好，吸附剂最佳添加量为10 mg(即固液比为0.29 g·L^-1)，有利于将SH-MWCNTs应用于实际中.

2) 吸附动力学研究表明，准二级动力学模型能够很好地拟合SH-MWCNTs对水中Cd²⁺的吸附过程，且分析颗粒内模型可进一步确定吸附过程分为表面扩散、颗粒内扩散和平衡阶段3个过程.

3) 吸附等温线表明，Langmuir(R²＞0.999) 和Freundlich(R²＞0.9564)2种模型都能够较好地描述吸附过程，SH-MWCNTs对Cd²⁺的吸附是单分子层吸附和多层吸附同时发生，并且在整个吸附过程中以单分子层吸附为主.