全 文 ：锐齿槲栎壳斗对镉的吸附效果与机理研究
*
喻琴琴1 靖德兵1，2 可 欣1
(1. 首都师范大学 生命科学学院，北京 100048;2. 湖北省襄阳市林业局，湖北 襄阳 114400)
摘要:以锐齿槲栎壳斗为材料，对镉进行吸附研究。结果表明:锐齿槲栎壳斗对 Cd2 +的吸附过程符合伪二级动力学模
型和 Langmuir等温吸附模型，适宜 pH值为 4. 0 ～ 5. 0，吸附平衡时间短(10 min)，吸附容量高达 37. 843 mg /g;壳斗充
分吸附后，水体 Cd2 +的去除率达 93%，理论残留浓度低至 5. 023 mg /L。物理吸附效应仅占总吸附量的 2. 18%;离子
交换是主要吸附原因，参与交换的主要离子为 Mg2 +、Ca2 +、K +和 Na +;络合 /螯合反应也是主要的吸附作用之一，参与
反应的官能团主要是—COO －、—C O、—OH、—NH。
关键词:锐齿槲栎壳斗;等温吸附模型;物理解析;离子交换;红外光谱分析
DOI:10. 13205 / j． hjgc． 201411014
STUDY ON THE ADSOＲPTION EFFECT AND MECHANISM OF AQUATIC
CADMIUM (Ⅱ)WITH THE CUPULE OF QUEＲCUS ALIENA
Yu Qinqin1 Jing Debing1，2 Ke Xin1
(1. College of Life Sciences，Capital Normal University，Beijing 100048，China;
2. Xiangyang Forestry Bureau，Xiangyang 114400，China)
Abstract:The effect of initial pH value，reaction time，initial metal ions concentration and adsorbent dosage on the adsorption
of aquatic Cd2 + with the cupule of Quercus aliena as adsorbent was studied here． Further，the corresponding adsorption
mechanism was probed through ion exchange experiments，desorption experiments and FTIＲ analysis． It was revealed that the
Cd2 + adsorption process could be simulated well with Langmuir model and the pseudo second order kinetics model with a fitting
pH range of 4. 0 ～ 5. 0，a short adsorption equilibrium time of less than 10 minutes，and a high adsorption capacity of 37. 843
mg /g． After full adsorption with Quercus aliena cupule，the removal efficiency of aquatic Cd2 + reached 93%，and the
theoretical residual Cd2 + concentration was as low as 2. 537 mg /L． As far as the adsorption mechanism was concerned，Cd2 +
adsorption through physical effect accounted for only 2. 18% of the total adsorbed Cd2 +;ion exchange was the main adsorption
mechanism with Mg2 +，K +，Ca2 + and Na + as the main exchange cations;chelation /complexation was either one of the main
adsorption mechanisms，with —OH、—NH、—COO － and —C O as the main involved functional groups．
Keywords:the cupule of Quercus aliena;isothermal model;desorption;ion exchange;FTIＲ analysis
* 北京市科技新星项目计划(2008A074) ;国家水污染控制与治理科技
重大专项(2012ZX07202-004-02)。
收稿日期:2013 － 11 － 19
0 引 言
重金属是对环境破坏最严重、对生物危害最严重
的污染物之一［1-4］。以最常见的重金属———镉为例，
其生物学毒性很强，具有明显的致畸、致癌、致突变作
用［4-5］，一旦进入水环境即参与物质循环，并沿着食物
链在生物体内积累，甚至导致生物放大效应［6］，因此
对水体镉污染进行净化处理具有重要的现实意义。
常用的重金属废水处理途径主要包括化学法、物
理化学法和生物法等［7-8］。化学沉淀法在含镉废水处
理中应用较多，适合高浓度水体镉的去除，但往往具
有二次污染残留等缺点［8-9］。物理化学法所用设备简
单，管理也便利，因而在工业废水处理中占有重要地
位，但活性炭吸附法成本昂贵，并不适合大规模运用。
生物处理技术由于具有高效廉价、适应性好等优点而
日益受到重视［10］，国内外用生物吸附剂处理镉废水
均取得较好效果。活体吸附剂(如活体植物)由于自
身需要保持活性，对处理环境要求高，吸附时间长，因
94
水 污 染 防 治
Water Pollution Control
而生物质吸附在实际应用上更具优势。
橡子(Acorn)是壳斗科(Fagaceae)植物果实的通
称，其中落叶乔木锐齿槲栎 (Quercus aliena var
acuteserrata Maxim．)在我国广泛分布［11］。一般，橡子
仁中淀粉、蛋白质含量较高，营养价值接近玉米［12］;
但是橡子壳斗作为坚果副产品，缺乏有效利用途径，
基本作为废弃物堆积［13］。本研究以锐齿槲栎壳斗为
吸附材料，探究其对水体 Cd2 +的吸附效应，分析了
pH值、吸附时间、吸附质浓度、吸附剂用量对吸附效
果的影响，并通过解吸实验、离子交换实验和远红外
光谱分析(FTIＲ)对吸附机理进行探讨，从而为发掘
橡子壳斗的环保新价值提供技术支撑。
1 实验部分
1. 1 实验材料
锐齿槲栎壳斗收集于中科院北京植物园，洗净晾
干粉碎，筛取孔径小于 0. 5 mm 的粉末，烘干至恒重，
储存备用。
用 CdSO4·8H2O分析纯配制 Cd
2 +浓度为 10 mg /mL
的标准液。实验时根据需要，将标准液稀释定容至所
需浓度，并用 NaOH /H2SO4 将溶液 pH 值调至 5. 0 ±
0. 1。
1. 2 实验方法
1)溶液 pH值优化实验。将 0. 5 g锐齿槲栎壳斗
粉置于 100 mL初始 Cd2 +浓度为 50 mg /L，pH值分别
为 1. 0、1. 5、2. 0、2. 5、3. 0、4. 0、5. 0 的硫酸镉溶液，恒
温振荡(25 ℃、150 r /min)3 h。
2)吸附时间优化实验。将 0. 5 g 锐齿槲栎壳斗
粉分别置于 100 mL初始 Cd2 +浓度为 50 mg /L，pH为
5. 0 的硫酸镉溶液，分别恒温振荡(25 ℃、150 r /min)
5，10，15，20，25，30，40，50，60 min。
3)溶液初始浓度优化实验。将 0. 5 g 锐齿槲栎
壳斗粉置于 100 mL 不同初始 Cd2 +浓度(10，15，20，
25，50，75，100，150，200，250 mg /L)的硫酸镉溶液，恒
温振荡 3 h(25 ℃、150 r /min)。
4)吸附剂用量优化实验。将 0. 25，0. 5，0. 75，
1. 0，1. 5，2. 0，2. 5 g锐齿槲栎壳斗粉分别置于100 mL
初始 Cd2 +浓度为 50 mg /L，pH = 5. 0 的硫酸镉溶液
中，恒温振荡 3 h(25 ℃、150 r /min)。
5)解吸实验。取 0. 5 g 锐齿槲栎壳斗粉置于
100 mL初始 Cd2 +浓度为 250 mg /L，pH = 5. 0 的硫酸
镉溶液中，恒温振荡 3 h(25 ℃、150 r /min，以空白金
属溶液作为对照)。而后将滤渣烘至恒重，放入 100
mL去离子水中恒温振荡 3 h(25 ℃、150 r /min)。
6)离子交换实验。取 0. 5 g 锐齿槲栎壳斗粉投
加到 100 mL初始 Cd2 +浓度为 250 mg /L，pH =5. 0 的
硫酸镉溶液中，恒温振荡 3 h(25 ℃、150 r /min，以不
加锐齿槲栎壳斗为对照)。而后检测吸附前后溶液
中 K +、Na +、Mg2 +、Ca2 +浓度。
7)吸附剂远红外光谱分析(FTIＲ)。使用 KBr 压
片法，通过傅里叶变换红外光谱仪(FTIＲ 1730 型，
Perkin-Elmer公司)将吸附前后的锐齿槲栎壳斗粉进
行 FTIＲ光谱分析(波数为 400 ～ 4 000 cm －1)。
8)金属离子检测。使用电感耦合等离子体质谱
仪(ICP-MS，日本 Agilent)检测溶液中重金属离子的
浓度。
1. 3 数据处理
1. 3. 1 数据整理
锐齿槲栎壳斗对 Cd2 +的吸附量(qt，mg /g)和吸
附率(p，%)计算如式(1)、式(2)所示:
qe =
(c0 － ct)V
m (1)
p =
c0 － ct
c0
× 100% (2)
式中:c0和 ct分别代表吸附前、后溶液 Cd
2 +浓度，mg /L。
金属离子的洗脱率，如式(3)所示［14］:
η =
cdVd
(c0 － ct)V
× 100% (3)
式中:cd为经洗脱后溶液的 Cd
2 +浓度;c0为 Cd
2 +的起
始浓度，ct为反应 3 h后 Cd
2 +的浓度;cd为洗脱后蒸馏
水中检测到的 Cd2 +浓度，单位均为 mg /L;V 和 Vd是
洗脱前后反应液体积，L。
1. 3. 2 动力学模型
吸附动力学用来分析吸附过程的反应速率，拟用
Lagergren一级动力学、伪二级动力学、颗粒内扩散方程
(表 1)对锐齿槲栎壳斗的镉吸附过程进行拟合［15-17］。
1. 3. 3 等温吸附模型
为确定吸附平衡浓度与吸附量之间的平衡关系，
采用 Langmuir和 Freundlich 模型拟合吸附过程。其
吸附平衡等温式分别如式(7)、式(8)所示:
qe =
bqmaxce
1 + bce
(7)
qe = kce
1
n (8)
式中:Ce为吸附平衡浓度，mg /L;qmax为最大吸附量，
mg /g;qe为平衡吸附量，mg /g;b 为与吸附热有关的常
05
环 境 工 程
Environmental Engineering
表 1 三种动力学模型
Table 1 Equations of three kinetic models
模型 原始方程 积分后公式 公式编号
Lagergren一级
动力学模型
dqt
dt = k1(qe － qt)
qt = qe(1 － ek1t) (4)
伪二级动力学
模型
dqt
dt = k2(qe － qt)
2 qt = qe
qek2 t
1 + qek2 t
(5)
颗粒内扩散模型 qt = ki t0. 5 + c (6)
注:qt为时间 t时的吸附量，mg /g;qe为吸附平衡时的吸附量，mg /g;
k1 为一级动力学反应速率常数，min －1;k2 为伪二级动力学反
应速率常数，g /(mg·min) ;ki为内扩散速率常数，mg /(g·
min0. 5) ;c 为常数，mg /g。
数，L /mg;k 为吸附强度常数，L /mg;n 为吸附能力
常数。
2 结果与讨论
2. 1 初始 pH值对锐齿槲栎壳斗吸附 Cd2 +的影响
溶液 pH 值影响吸附质的存在状态和吸附剂
表层特性，进而影响其对重金属的吸附能力［18-19］。
如图 1 所示，溶液 pH 值对壳斗吸附 Cd2 + 的影响
显著:当 pH 值为 2 ～ 4 时，壳斗对 Cd2 +的吸附量
呈快速上升趋势;当 pH 值为 4 ～ 5 时，吸附量趋于
稳定状态。
图 1 溶液 pH值对锐齿槲栎壳斗吸附 Cd2 +的影响
Fig． 1 Influence of pH on the adsorption of Cd(Ⅱ)by
Quercus aliena cupule
究其原因，锐齿槲栎壳斗含有木质素、纤维素、多
戊糖、半纤维素、有机酸等多种活性基团，当 pH 值较
低时，壳斗上的胺基(—NH2)质子化形成—NH
+
3 ，质
子化基团(—NH +3 )与带正电荷的重金属离子(Cd
2 +)
之间产生静电斥力［20］，同时反应体系中高浓度的 H +
也会与 Cd2 +竞争吸附位点［21-22］，因而不利于 Cd2 +的
吸附。在 pH值较高时(尤其是超过了锐齿槲栎壳斗
的等电点以后)，随着 H +减少、OH －增多，锐齿槲栎
壳斗的活性基团容易去质子化(带上负电荷) ，从而
与带正电荷的 Cd2 +产生静电吸引，促进吸附进程，提
高 Cd2 +的去除率［23］。例如，去质子化的胺基与 Cd2 +
发生螯合作用，反应如下［24］:
Ｒ—NH2 + H →
+ Ｒ—NH+3 (9)
Ｒ—NH2 + Cd →
2+ Ｒ—NH2Cd
2+ (10)
2. 2 锐齿槲栎壳斗吸附镉的动力学过程
锐齿槲栎壳斗对 Cd2 +的吸附随时间延长可分两
个阶段:在最初 10 min内，吸附速率较快，通过配位、
离子交换等作用机制将镉离子转运至非活体细胞表
面，主要发生在锐齿槲栎壳斗的外表面和部分微孔
内;超过 10 min 以后，随后进入慢速吸附阶段，吸附
量趋于稳定，吸附达到平衡状态(见图 2)。
图 2 锐齿槲栎壳斗吸附 Cd2 +的三种动力学过程拟合
Fig． 2 Simulation of Cd(Ⅱ)adsorption by Quercus aliena
cupule with Pseudo-second-order kinetic model，Lagergren
model and the internal diffusion model
通过 Lagergren一级动力学、伪二级动力学和内
扩散速率方程拟合(表 2) ，发现伪二级动力学模型、
一级动力学模型的拟合效果明显优于内扩散模型:拟
合曲线与实测数据符合程度高，而且伪二级动力学模
型拟合的吸附容量(11. 208 mg /g)更接近于在实验
中实测的最大吸附量(11. 319 mg /g) ;一级动力学模
型中的反应速率常数 k可以反映吸附过程的快慢，该
常数值越大，说明吸附越快达到平衡，此处该值为
0. 421。
根据建模原理，凡是符合伪二级动力学模型的吸
附过程，其吸附速率受化学过程控制［25］。据此分析，
在 Cd2 +浓度较低时，锐齿槲栎壳斗可以提供相对充
足的活性基团，固液相界面之间的离子浓度梯度差较
大，传质推动力也较大，因而镉离子容易被吸附;当吸
附接近或达到平衡时，吸附剂表面的吸附位点接近饱
和，因而对 Cd2 +的吸附也趋于饱和［26-27］。
2. 3 锐齿槲栎壳斗对镉的等温吸附研究
从等温曲线(图 3)可见，在锐齿槲栎壳斗投加量
固定的条件下，当溶液中 Cd2 +浓度增大时，吸附量也
随之增大，最终达到饱和。尤其是在初始阶段，曲线
15
水 污 染 防 治
Water Pollution Control
表 2 动力学方程拟合及其参数
Table 2 Simulation of kinetic equation and corresponding parameters
qe exp /
(mg·g － 1)
Lagergren一级动力学模型 伪二级动力学模型 内扩散模型
qe cal /(mg·g － 1) k1 /min － 1 Ｒ2 qe cal /(mg·g － 1) k2 /(g·mg －1·min －1) Ｒ2 C /(mg·g － 1) ki /(mg·g － 1·min －0. 5) Ｒ2
11. 319 10. 928 0. 421 0. 997 11. 208 0. 127 0. 994 4. 793 1. 078 0. 539
注:qe exp为实验值，qe cal为模型计算值。
斜率较大，说明壳斗对镉离子吸附亲和力较强，因为
在 Cd2 +浓度较低时，壳斗提供的活性基团相对充足，
因而吸附量增加［28］;在 Cd2 +浓度较高时，大量的金
属离子使锐齿槲栎壳斗表面电荷堆积，粒子间的斥力
以及活性吸附位点的相对不足都限制了吸附过程的
持续［29-30］。
图 3 Cd2 +吸附过程的 Langmuir和 Freundlich等温吸附拟合
Fig． 3 Langmuir and Freundlich isotherm plots of Cd(Ⅱ)
adsorption by Quercus aliena cupule
通过模型拟合(表 3) ，发现 Langmuir、Freundlich
两种等温吸附模型均适合该吸附过程，尤其以
Langmuir模型的拟合效果更好。由 Langmuir 模型推
导出锐齿槲栎壳斗对 Cd2 + 的理论最大吸附量为
37. 843 mg /g，说明壳斗表面的吸附位点分布均匀，发
生了单分子层吸附［31］;但是吸附强度因子 b 值很小，
说明生成物不太稳定，对 Cd2 + 的吸附能力不是很
强［32-33］。在 Freundlich 模型的拟合结果中，方程指数
n ＞ 1，说明镉在锐齿槲栎壳斗上的吸附是优惠吸附，
即吸附质分子和固体吸附剂分子之间亲合力随吸附
质浓度的增加而减小，表现为等温线的斜率随流体中
吸附质浓度的增加而减少，吸附比较容易进行［34］，这
与 Langmuir模型得出的结论类似［35-36］。
Langmuir等温吸附模型还有一个基本特征指
数———分离因子 ＲL ＲL =
1
1 + b × c( )o 。当 ＲL ＞ 1 时，吸
附过程为不利吸附;ＲL = 1 时，吸附过程为线性吸附;
当 0 ＜ ＲL ＜ 1 时，吸附过程为有利吸附;当 ＲL = 0 时，
吸附过程为不可逆吸附［37］。在本反应中，0 ＜ ＲL ＜ 1，
表 3 Langmuir和 Freundlich等温吸附方程对 Cd2 +
吸附过程的拟合
Table 3 The simulation of Cd(Ⅱ)adsorption process
with Langmuir and Freundlich isotherm models
重金属
离子
Langmuir等温方程 Freundlich等温方程
qmax /
(mg·g － 1)
b /
(L·mg －1)
Ｒ2
k /
(L·mg －1)
n Ｒ2
Cd2 + 37. 843 0. 01 0. 969 1. 286 1. 786 0. 920
说明锐齿槲栎壳斗对 Cd2 +的吸附为有利吸附，Cd2 +
初始浓度和分离因子 ＲL之间的关系如图 4 所示:当
Cd2 +起始浓度增加时，ＲL值则逐渐减小，说明提高
Cd2 +起始浓度有利于吸附进行［23］(见图 4)。
图 4 分离因子与 Cd2 +初始浓度的关系曲线
Fig． 4 Ｒelationship between separation factor (ＲL)and
the initial concentration of Cd(Ⅱ)
2. 4 吸附剂量的影响
锐齿槲栎壳斗的用量也影响 Cd2 +的吸附。如图 5
所示，当壳斗的投加量 ＜ 1. 0 g时，随着壳斗投加量的
增加，其总比表面积和吸附活性位点随之增加，因此
Cd2 +的去除率增加［38-40］;当壳斗投加量 ＞ 1. 0 g 时，
Cd2 +去除率达 90%;当壳斗投加量 ＞ 1. 5 g 以后，吸
附基本达到平衡。在 Cd2 +浓度为 50 mg /L的 100 mL
溶液中投加 2. 0 g壳斗，经充分吸附后水体 Cd2 +的去
除率 达 到 93%，比 甘 蔗 渣 对 Cd2 + 的 去 除 率
(86. 46%)高 6. 54%［8］。图 5 还表明:随着壳斗用量
的增多，单位质量壳斗的吸附量反而减少，其原因一
是吸附质的相对不足，导致吸附剂表面的吸附位点处
于不饱和状态;二是吸附剂用量的增加容易相互聚结
25
环 境 工 程
Environmental Engineering
成团，导致吸附剂由于表面积减少而未能充分
吸附［4，41-42］。
图 5 吸附剂用量对锐齿槲栎壳斗吸附 Cd2 +的影响
Fig． 5 Effect of sorbent dosage on adsorption of Cd(Ⅱ)by
Quercus aliena cupule
理论上，随着吸附剂的投加，溶液中镉的浓度会
一直减少;实际上，吸附于壳斗表面的 Cd2 +与溶液中
的 Cd2 +由于布朗运动，而存在一个动态平衡，因而溶
液中的重金属不可能被完全吸附，而是存在一个下限
浓度［39］，这是生物吸附技术自身存在的局限性。通
过非线性模型拟合(y = 27. 114e －3. 189x + 5. 023，Ｒ2 =
0. 991) ，由图 6 不难知道溶液中 Cd2 +的理论最低值
约为 5. 023 mg /L，该浓度即为锐齿槲栎壳斗对 Cd2 +
吸附的理论净化极限浓度。
图 6 锐齿槲栎壳斗对 Cd2 +的吸附下限
Fig． 6 The lower limit for Cd2 + adsorption with Quercus aliena cupule
2. 5 锐齿槲栎壳斗吸附镉的机理研究
物理吸附过程是可逆的，由于物理作用而被吸附
的金属可以用去离子水从吸附剂上洗脱下来［43-44］。
解析实验表明(表 4) ，能被洗脱的 Cd2 +仅占总吸附
量的 2. 18%，计算方法见式(11)。
表 4 吸附 Cd2 +后锐齿槲栎壳斗的蒸馏水解吸实验
Table 4 Cd(Ⅱ)desorption from the cupule of
Quercus aliena in distilled water
植物材料
Cd2 +浓度 /(mg·L －1) 吸附剂质量 / g
c0 ct cd m md
锐齿槲栎壳斗 250. 0 190. 9 0. 799 0. 5 0. 3733
注:m为用于吸附剂投加质量;md为吸附后的吸附剂质量(用来
被洗脱)。
2. 18% = 0. 799(mg /L)× 0. 1(L)
(250(mg /L)× 0． 1(L)－ 190. 9(mg /L)× 0. 1(L) )× 0. 3733(g)÷ 0. 5(g)× 100% (11)
锐齿槲栎壳斗对 Cd2 +的吸附过程符合伪二级动
力学模型，这表明主要的吸附机理不是物理过程，而
是化学过程。化学吸附主要包括离子交换和络合螯
合反应。
离子交换反应用离子交换常数 Ｒ b
r
来衡量，即 Ｒ b
r
= ρ(Cd
2 +)
ρ(Ca2 +)+ ρ(Mg2 +)+ ρ(Na
+)
2 +
ρ(N +)
2 +
ρ(K +)
2
，
离子浓度单位为 mmol /L。如果 Ｒ b
r
= 1，说明主要的
吸附机理是离子交换反应［44］。由表 5 可知:Ｒ b
r
=
0. 979(接近 1) ，表明离子交换反应在该吸附过程中
起主要作用，而且 Ca2 +、Mg2 +、K +是参与交换的主要
离子(释放量 Ca2 + ＞ Mg2 + ＞ K + ＞ Na +)。
除了无机离子交换，由活性基团参与的络合 /鳌
合反应也是生物质吸附金属离子的主要机理之
一［46-47］。为了探明参与反应的活性基团，将吸附镉
前、后的锐齿槲栎壳斗进行远红外波谱扫描(图 7)。
表 5 吸附 Cd2 +后锐齿槲栎壳斗的离子交换实验
Table 5 The ion-exchange experiment of the cupule of
Quercus aliena after Cd2 + adsorption
离子 吸附量 /(mmol·L －1) 释放量 /(mmol·L －1) Ｒ br
Cd2 + 1. 196 0. 979
H + 0. 006
K + 0. 163
Na + 0. 039
Mg2 + 0. 400
Ca2 + 0. 614
通过谱带分析发现，锐齿槲栎壳斗在吸附镉前、
后，多处伸缩振动峰发生较大位移，表示与该峰值对
应的官能团在结构上发生了变化。较明显的有醇、酚
类中的 O—H 与酰胺中 N—H 的伸缩振动峰，由
3 428 cm －1移动到 3 421 cm －1［4，48］，3 421 cm －1处对
应的键能明显减弱，说明吸附 Cd2 +后壳斗中的羟基
和胺基减少，具体过程如公式 10 所示［24，49］;C O
的伸缩振动峰由 1 738 cm －1移动到 1 734 cm －1［50-51］，
锋相对减弱，表明壳斗中的活性基团与 Cd2 +发生了
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水 污 染 防 治
Water Pollution Control
图 7 锐齿槲栎壳斗吸附 Cd2 +前后的红外光谱
Fig． 7 FTIＲ spectra of the cupule of Quercus aliena
before and after Cd (Ⅱ)adsorption
配位反应［8］;—COO －的伸缩振动峰由 1 512 cm －1移
动到 1 515 cm －1［52］，该峰发生了明显移动，是由于
Cd2 +与羧基中的氧原子发生配位络合(络合物的结
构详见图 8，其中 M为金属离子［53］) ;C O和 C—N
伸缩振动峰由 1 248 cm －1移动到 1 240 cm －1［51，54］，说
明—OH、—NH、—C O、—COO － 是参与吸附过程
的主要官能基团，壳斗对 Cd2 +通过配位反应发生了
化学吸附。
图 8 Cd2 +与羧基(氧原子)络合物结构
Fig． 8 The structure of the complex formed by combination of
Cd2 + and carboxyl
3 结 论
当 pH 值在 4 ～ 5 时，锐齿槲栎壳斗对溶液中
Cd2 +的吸附效果较好，该吸附过程符合伪二级动力
学模型，在 10 min内即可达到吸附平衡;锐齿槲栎壳
斗对 Cd2 +的吸附符合 Langmuir 模型，吸附容量高达
37. 843 mg /g;在 Cd2 +浓度为 50 mg /L的 100 mL溶液
中投加 2. 0 g壳斗，经充分吸附后水体 Cd2 +的去除率
达 93%;但生物吸附技术也存在局限性，锐齿槲栎壳
斗对溶液中 Cd2 + 的吸附理论下限浓度值为
5. 023 mg /L。锐齿槲栎壳斗对镉的吸附主要是表层
吸附，物理吸附效应仅占总吸附量的 2. 18%;离子交
换是主要的吸附机理，主要的交换离子为 Mg2 +、
Ca2 +、K +和 Na +;络合、螯合反应也是主要的吸附机理
之一，参与反应的官能团主要有—COO －、—C O、
—OH、—NH。
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55
水 污 染 防 治
Water Pollution Control
在第 22天之前已经附着上了硝化菌生物膜，对应图 2
上 COD去除率在第 22 天的变化，可以推断由于好氧
菌增加使水中营养物质的竞争加剧，导致硝化菌可吸
收的营养物质减少。同时由于气速增大使生物膜内部
的厌氧环境减少，NH3－N的分解进程减弱(图 3)。
图 3 两种填料 NH3－N去除率
Fig． 3 Ｒemoval rate of NH3－N in BAF with different fillers
3 结 论
气速是曝气生物滤池去除污染物的重要影响因
素，除直接扰动影响之外，还可通过进入水中的气泡
尺寸变化使曝气生物滤池形成不同相区，得到不同的
氧传质区。不同溶解氧浓度影响曝气生物滤池工艺
效果。在运行挂膜前半段气速对 COD的去除率影响
较大，并且不同填料影响不同。表面较粗糙填料对
COD的吸附能力受气速影响较显著。气速对粉煤灰
加气砼颗粒和沸石的 NH3－N 去除影响较小，较大气
速会加快粉煤灰加气砼颗粒表面硝化菌生物膜的附
着。因此，选择表面性质较复杂的填料可使生物滤池
挂膜效果好且挂膜速度快，在气速为 100 ～ 200 m /h
时为最佳。
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櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅
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95
水 污 染 防 治
Water Pollution Control