全 文 ：文章编号：１００１－９７３１（２０１５）２２－２２０３７－０８
羧基功能化榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的生物吸附研究
＊
吴文炳１，２，李　晓２，张卫英２，陈建华１
（１．闽南师范大学 化学与环境学院，福建 漳州３６３０００；２．福州大学 石油化工学院，福州３５０１０８）
摘　要：　研究了柠檬酸改性榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和
Ｃｒ（Ⅲ）的吸附效果、动力学与等温吸附特性。通过
ＳＥＭ、ＦＴ－ＩＲ和ＸＰＳ表征测试，分析榴莲壳改性前后
的特征变化，并探讨榴莲壳的改性和吸附机理。表征
分析发现，以Ｎ，Ｎ’－羰基二咪唑为活性剂进行榴莲壳
表面改性后，在１　７３０和１　６４０ｃｍ－１处分别出现明显
的酯羰基和自由羧基吸收峰，且改性后ｍ（Ｏ）／ｍ（Ｃ）
原子质量比明显增大，说明柠檬酸成功接枝到榴莲壳
表面。吸附实验结果表明，榴莲壳经改性后对Ｐｂ（Ⅱ）
和Ｃｒ（Ⅲ）的吸附量有明显地提高，分别是未改性榴莲
壳的３．１５和２．４２倍，且当两种金属离子共存时，Ｐｂ
（Ⅱ）的竞争吸附优于Ｃｒ（Ⅲ）。动力学研究显示，改性
榴莲壳吸附Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）在１２０ｍｉｎ内达到平衡，
实验数据符合准二级动力学模型（Ｒ２＞０．９９７５）。在
２５℃下，等温吸附过程可采用Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ模型（Ｒ２＞
０．９９０２）进行拟合。吸附－解吸实验表明，ＣＭ－ＣＤＩ－
ＤＲＳ对Ｐｂ（Ⅱ）进行４次吸附再生循环后仍能保持较
高吸附能力。
关键词：　榴莲壳；柠檬酸；重金属；动力学；等温吸附
中图分类号：　Ｘ７０３ 文献标识码：Ａ
ＤＯＩ：１０．３９６９／ｊ．ｉｓｓｎ．１００１－９７３１．２０１５．２２．００７
１　引　言
随着人口规模的扩大和工业化进程的推进，环境
污染问题日趋严重。来自电镀、采矿、电池制造和金属
加工等行业的排放废水数量庞大，导致土壤、地表水和
地下水存在重金属污染［１］。重金属在环境中无法降
解，且易在食物链中富集、迁移，对人体会产生重大的
危害。处理含Ｃｕ（Ⅱ）、Ｚｎ（Ⅱ）、Ｐｂ（Ⅱ）、Ｎｉ（Ⅱ）、Ｃｒ
（Ⅲ）等重金属废水的传统技术有沉淀、离子交换、电解
和活性炭吸附等［２］方法，由于处理成本较高，许多研究
者不断在探求一种用于处理重金属的低成本吸附材
料，如柑橘皮［３］、油菜籽［４］、芝麻秆［５］、酒糟［６］、山竹果
壳［７］、茄叶［８］、粘土矿物［９］、棕榈壳［１０］等，这些材料经
过一系列化学改性，可赋予更多的羧基、羟基和胺基等
官能团，对重金属离子具有很强的配位作用。
榴莲盛产于热带地区，果壳占有比重大，主要成份
有纤维素、半纤维素和木质素等物质。近年来，我国榴
莲消费市场不断升温，大量废弃的榴莲壳将增加环境
治理的负担。纤维素是自然界中最丰富的可再生资
源，其表面含有羟基，可通过酯化和醚化等反应引入新
的官能团，以增强对污染物的吸附。
已有少数研究者开始利用榴莲壳制备低成本的生
物质吸附剂，如Ｉｓｍａｄｊｉ［１１］将榴莲壳粉直接用于含Ｃｒ
（Ⅵ）废水的吸附，Ｈａｄｉｂａｒａｔａ［１２］采用浓硫酸改性榴莲
壳吸附双酚 Ａ，Ｈｕａｎｇ［１３］以硫脲为改性剂，用于水中
重金属的去除，Ｈａｍｅｅｄ［１４］利用盐酸改性榴莲壳处理
酸性绿２５染料。纤维素的表面改性途径主要通过改
性试剂与表面上的羟基进行反应［１５］，由于纤维素结晶
区上的羟基可及性差，采用活化剂是提高反应活性的
有效方法。Ｎ，Ｎ’－羰基二咪唑（ＣＤＩ）具有反应活性高、
过程低毒、产物分离简单等特点，且在温和条件下可与
羧基官能团发生反应，生成的羰基咪唑中间体易与含
羟基的物质生成酯［１６］。本文以柠檬酸为改性剂，通过
Ｎ，Ｎ－羰基二咪唑的活化作用，在榴莲壳表面引入羧
基，增加重金属的有效络合点位，并探讨改性榴莲壳对
水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的吸附行为。
２　实　验
２．１　试剂与仪器
Ｃ６ Ｈ８ Ｏ７ · Ｈ２ Ｏ、ＨＣｌ、ＮａＯＨ、Ｐｂ（ＮＯ３）２、
Ｃｒ（ＮＯ３）３·９Ｈ２Ｏ、Ｎ，Ｎ’－羰基二咪唑（ＣＤＩ）、Ｎ，Ｎ－二
甲基甲酰胺（ＤＭＦ）等均为分析纯；实验用水均为二次
蒸馏水；榴莲壳来自漳州新华都超市。
ＧＢＣ９３２Ｂ型原子吸收分光光度计（澳大利亚ＧＢＣ
科学仪器公司）；ＮｉｃｏｌｅｔｉＳ　１０傅立叶变换红外光谱仪
（美国赛默飞世尔公司）；ＪＳＭ－６０１０ＬＡ扫描电子显微
镜（日本电子）；ＥＳＣＡＬＡＢ　２５０ＸＩ多功能电子能谱仪
（美国赛默飞世尔公司）；ＤＦ－１０１Ｓ集热式恒温加热磁
力搅拌器（巩义市英峪予华仪器厂）；ＳＨＡ－Ｃ水浴恒温
振荡器（常州国华电器有限公司）；手提式多功能粉碎
机（上海市广沙工贸有限公司）；ＳＨＺ－Ｄ（Ⅲ）循环水式
真空泵（巩义市英峪予华仪器厂）。
７３０２２吴文炳 等：羧基功能化榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的生物吸附研究
＊ 基金项目：福建省自然科学基金资助项目（２０１４Ｊ０１２０４）；福建省教育厅科技计划资助项目（ＪＡ１２２１５）；漳州市自然科学基金资
助项目（ＺＺ２０１３Ｊ０５）
收到初稿日期：２０１５－０７－２０ 收到修改稿日期：２０１５－１０－２６ 通讯作者：吴文炳，Ｅ－ｍａｉｌ：ｗｗｂ＿ｎａｎａｎ９９＠１２６．ｃｏｍ
作者简介：吴文炳　（１９８１－），男，福建泉州人，在读博士，师承李晓教授，从事功能吸附材料与污染物处理技术研究。
２．２　原料预处理
将榴莲壳外壳和白色内壳剥离，内壳经去离子水
清洗，切成１ｃｍ方块，在６０℃下真空干燥４８ｈ，粉碎，
１００目下过筛；以固液比为１∶５０加入ｐＨ 值＝１的
ＨＣｌ溶液，在８５℃下处理６ｈ，热水洗涤，过滤，６０℃
下真空干燥２４ｈ，预处理产物标记为ＰＤＲＳ。
２．３　柠檬酸改性
将预处理的榴莲壳经０．１ｍｏｌ／Ｌ的 ＮａＯＨ 溶液
８０℃下处理２ｈ，水洗至中性，过滤，分成两批。一批
直接加入０．１ｍｏｌ／Ｌ的柠檬酸溶液中，８０℃下反应
２４ｈ，产物经过滤、水洗至中性，６０℃下真空干燥４８ｈ，
标记为ＣＭ－ＤＲＳ；将柠檬酸溶于 ＤＭＦ中，加入ＣＤＩ，
在氮气气氛下常温反应２４ｈ后，加入另一批经碱处理
的ＰＤＲＳ，加热回流２４ｈ，产物经过滤、水洗至中性，
６０℃下真空干燥４８ｈ，标记为ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ。
２．４　生物吸附与解吸实验
在２５０ｍＬ锥形瓶中加入１００ｍＬ重金属溶液和
０．１ｇ吸附剂，用０．１ｍｏｌ／Ｌ　ＨＣｌ溶液和０．１ｍｏｌ／Ｌ
ＮａＯＨ溶液调节ｐＨ 值，２５℃下振荡吸附平衡后，经
０．２２μｍ滤膜过滤，滤液浓度ｃｅ采用原子吸收分光光
度计测定。解吸实验采用０．１ｍｏｌ／Ｌ　ＨＣｌ为洗脱液，
在１００ｍＬ锥形瓶中加入２０ｍＬ洗脱液和０．１ｇ饱和
吸附Ｐｂ（Ⅱ）的吸附剂，振荡解吸６０ｍｉｎ后，过滤，滤
液浓度ｃｅｌ采用原子吸收分光光度计测定，滤渣经水洗、
干燥后回用。吸附量ｑｅ和解吸率Ｄ％分别采用下式表
示
ｑｅ＝
（ｃ０－ｃｅ）Ｖ
ｍ
（１）
Ｄ％ ＝ｃｅｌＶｅｌ
／ｍ
ｑｅ ×
１００％ （２）
２．５　样品表征
ＦＴ－ＩＲ表征采用Ｎｉｃｏｌｅｔ　ｉＳ　１０傅立叶变换红外光
谱仪，ＫＢｒ压片，扫描范围４００～４　０００ｃｍ－１。ＳＥＭ表
征采用ＪＳＭ－６０１０ＬＡ扫描电镜，在电压为２．５ｋＶ的
条件下测定吸附剂的表面形貌和元素构成变化。ＸＰＳ
表征采用ＥＳＣＡＬＡＢ　２５０ＸＩ多功能电子能谱仪。
３　结果与分析
３．１　材料表征分析
３．１．１　ＳＥＭ分析
榴莲壳ＰＤＲＳ和改性后榴莲壳ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ的
扫描电镜结果如图１（ａ）、（ｃ）和图１（ｂ）、（ｄ）所示，
ＰＤＲＳ表面较为光滑，呈片层状。而经碱处理和柠檬
酸改性后的榴莲壳表面发生剥皮反应，纹路更为明显，
质地显得松散和粗糙。
图１　ＰＤＲＳ和ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ的扫描电镜图
Ｆｉｇ　１ＳＥＭ　ｉｍａｇｅｓ　ｏｆ　ＰＤＲＳ　ａｎｄ　ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ
３．１．２　ＸＰＳ分析
由图２（ａ）的能谱图可知，ＰＤＲＳ榴莲壳主要由元
素Ｃ和Ｏ组成，而图２（ｂ）表明，经碱处理后榴莲壳上
的纤维素形成碱纤维素，故ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ的能谱图显
示含有Ｎａ元素，并且引入柠檬酸后，Ｏ和Ｃ元素的质
量比明显增大。
３．１．３　ＦＴ－ＩＲ分析
样品的红外吸收光谱见图３所示，ＰＤＲＳ显现出
７个特征吸附峰，其中３　３９０ｃｍ－１谱带为Ｏ—Ｈ伸缩振
动峰，２　８９３ｃｍ－１谱带为Ｃ—Ｈ伸缩振动峰，１　６０７ｃｍ－１
８３０２２ ２０１５年第２２期（４６）卷
谱带为榴莲壳中纤维素吸收水造成的，１　４２０ｃｍ－１谱带
为无定形纤维素的特征峰，１　３７６，１　０２４和８９８ｃｍ－１分
别为纤维素分子的Ｃ—Ｈ弯曲振动峰、Ｃ—Ｏ伸缩振动
峰和Ｃ—Ｈ摇摆振动吸收峰。当榴莲壳经柠檬酸改性
后，３　３８８ｃｍ－１处的Ｏ—Ｈ伸缩振动峰变宽且向低波数
移动，１　０６０～１　４２０ｃｍ－１区域的纤维素特征峰被强且宽
的羧酸Ｏ—Ｈ弯曲振动峰所覆盖。１　７３０和１　６４０ｃｍ－１
附近分别出现明显的酯羰基和自由羧基吸收峰［１７］，表明
经ＣＤＩ活化后，柠檬酸上的一个羧基与榴莲壳上的羟基
发生酯化反应，并赋予榴莲壳表面更多的羧基。经振荡
吸附Ｃｒ（Ⅲ）和Ｐｂ（Ⅱ）后，酯羰基吸收峰强度不变，说明
功能基团与榴莲壳表面的结合力较好，但Ｏ—Ｈ伸缩振
动峰、酯羰基和自由羧基吸收峰均发生红移，可能是表
面功能基团参与重金属离子的配位吸附，引起基团振动
频率减少［１８］。
图２　ＰＤＲＳ和ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ的能谱图
Ｆｉｇ　２ＸＰＳ　ｓｐｅｃｔｒａ　ｏｆ　ＰＤＲＳ　ａｎｄ　ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ
图３　ＰＤＲＳ，ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ，Ｃｒ－ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ和Ｐｂ－
ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ的红外光谱图
Ｆｉｇ　３ＦＴ－ＩＲ　ｉｍａｇｅｓ　ｏｆ　ＰＤＲＳ，ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ，Ｃｒ－ＣＭ－
ＣＤＩ－ＤＲＳ　ａｎｄ　Ｐｂ－ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ
３．２　改性前、后榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的吸
附效果
重金属的生物吸附是一个影响因素复杂的过程，
其中ｐＨ值大小决定了重金属在水溶液中的形态和吸
附剂表面官能团的性质［１９］。羧酸的解离常数（ｐＫａ）范
围为３．８～５．０［２０］，当ｐＨ值＜５．０时，生物质表面的羧
基随ｐＨ值升高而不断去质子化，从而提高Ｐｂ（Ⅱ）和
Ｃｒ（Ⅲ）在生物质上的吸附量［１，１９，２１］，与大多数文献［１，
６，８，１９－２３］相同，本文以ｐＨ 值＝５．０为实验研究条
件。在１００ｍＬ的含１００ｍｇ／Ｌ的重金属水溶液中，投
加量为１．０ｇ／Ｌ、吸附温度为２５ ℃下，比较改性前
（ＰＤＲＳ）、后（ＣＭ－ＤＲＳ和ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ）榴莲壳对水
中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的吸附性能，如图４所示。
图４　改性前、后榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的吸
附能力
Ｆｉｇ　４Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｃａｐａｃｉｔｙ　ｏｆ　ｕｎｍｏｄｉｆｉｅｄ　ａｎｄ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ
ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ　ｆｏｒ　Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）
如图４所示，改性榴莲壳 ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ对水中
Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的吸附量明显提高，分别是未改性榴
莲壳ＰＤＲＳ的３．１５和２．４２倍，而ＣＭ－ＤＲＳ对两种重
金属离子的吸附只略高于未改性榴莲壳ＰＤＲＳ。结果
表明，未改性榴莲壳对重金属具有一定的吸附效果，柠
檬酸直接改性的榴莲壳因受限于纤维素上的羟基活
性，不易直接发生表面接枝反应，故吸附量变化不大。
而经过Ｎ，Ｎ－羰基二咪唑活化的柠檬酸改性榴莲壳因
表面增加较多的羧基，易吸附水中重金属阳离子，说明
引入活化剂进行纤维素的表面改性是一种有效途径，
图５（ａ）和（ｂ）分别揭示了榴莲壳改性机理与改性榴莲
壳对重金属的吸附历程。首先，如图５（ａ），柠檬酸在
温和条件下与Ｎ，Ｎ－羰基二咪唑反应，副产物咪唑可通
过水洗分离，生成的羰基咪唑中间体可与表面富含羟
基的榴莲壳发生酯化反应，从而将柠檬酸接枝到榴莲
壳表面。如图５（ｂ）所示，经改性的榴莲壳表面具有较
多的羧基，容易与水中重金属离子发生配位作用，从而
起到去除重金属的效果。
３．３　改性榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的竞争吸附
图６为水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ改
性榴莲壳上的竞争吸附曲线，两种重金属离子互为竞
争离子。目标离子的初始浓度均为１００ｍｇ／Ｌ，投加量
为１．０ｇ／Ｌ，ｐＨ值为５．０，吸附温度为２５℃。
９３０２２吴文炳 等：羧基功能化榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的生物吸附研究
图５　榴莲壳的表面改性及其对重金属的吸附历程
Ｆｉｇ　５Ｓｕｒｆａｃｅ　ｍｏｄｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｍｅｃｈａｎｉｓｍ　ｏｆ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ　ｆｏｒ　ｈｅａｖｙ　ｍｅｔａｌ
图６　改性榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的竞争吸
附
Ｆｉｇ　６Ｃｏｍｐｅｔｉｔｉｖｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）
ｏｎ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ
　　从图６可以看出，在无竞争离子干扰的情况下，改
性榴莲壳对Ｐｂ（Ⅱ）的吸附量优于Ｃｒ（Ⅲ）。随着竞争
离子初始浓度增大，目标离子的吸附量均逐渐下降，当
Ｃｒ（Ⅲ）初始浓度从０提高到５０ｍｇ／Ｌ时，Ｐｂ（Ⅱ）的吸
附量仅降低２９．９％，而Ｐｂ（Ⅱ）初始浓度从０提高到
５０ｍｇ／Ｌ时，Ｃｒ（Ⅲ）的吸附量降低了６５．６％，这可能
与不同价态重金属离子与吸附剂的配位作用有关。如
图５所示，因柠檬酸的一个羧基参与榴莲壳的接枝改
性，剩余两个自由羧基可与重金属离子发生配位吸附。
如图７所示，Ｐｂ（Ⅱ）与改性榴莲壳上的羧基配位时，只
需要一个柠檬酸分子参与，而Ｃｒ（Ⅲ）需要两个柠檬酸
分子同时提供３个羧基。由扫描电镜表征结果可以看
出，榴莲壳表面凹凸不平，易出现柠檬酸在榴莲壳的表
面接枝不均匀。如图７（ａ）所示，对Ｐｂ（Ⅱ）的吸附因受
到共存离子Ｃｒ（Ⅲ）的影响，少量Ｃｒ（Ⅲ）可能取代吸附
在榴莲壳上的Ｐｂ（Ⅱ），且主要发生在均匀接枝点位。
如图７（ｂ）所示，少量Ｐｂ（Ⅱ）同样可能取代吸附在均匀
接枝点位上的 Ｃｒ（Ⅲ），而在不均匀接枝点位上，Ｃｒ
（Ⅲ）与羧基的配位较弱，易被Ｐｂ（Ⅱ）取代，这可能是
导致改性榴莲壳对Ｃｒ（Ⅲ）的吸附受竞争离子Ｐｂ（Ⅱ）
浓度影响较大的原因。
图７　改性榴莲壳对重金属的竞争吸附机理
Ｆｉｇ　７Ｃｏｍｐｅｔｉｔｉｖｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｍｅｃｈａｎｉｓｍ　ｏｆ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ　ｆｏｒ　Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）
３．４　改性榴莲壳吸附水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的动力学
行为
研究重金属离子在生物质上的吸附动力学，大多
采用准一级和准二级动力学模型。Ｘｕａｎ等［２４］采用准
一级模型对Ｐｂ（Ⅱ）在化学改性桔子皮上的吸附进行
动力学拟合，获得较好结果。Ｒａｍａｎａ等［２２］认为 Ｐｂ
（Ⅱ）和Ｎｉ（Ⅱ）在豌豆壳粉上的吸附适合准二级动力
学模型。Ｐｅｒｅｚ－Ｍａｒｉｎ等［２５］对准一级、准二级和Ｅｌｏｖ－
ｉｃｈ模型进行筛选，结果表明，Ｅｌｏｖｉｃｈ模型能更好地拟
合Ｃｄ（Ⅱ）在桔子皮上的吸附动力学行为。不同吸附
０４０２２ ２０１５年第２２期（４６）卷
体系的动力学行为存在一定差异，针对２５℃下，初始
溶液浓度均为１００ｍｇ／Ｌ的Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）在ＣＭ－
ＣＤＩ－ＤＲＳ上的吸附，本文采用４种动力学模型对实验
数据进行拟合。
图８　Ｐｂ（Ⅱ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上的动力学研究
Ｆｉｇ　８Ｋｉｎｅｔｉｃｓ　ｏｆ　Ｐｂ（Ⅱ）ｏｎ　ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ
由图８，９和表１可知，准二级动力学模型（Ｒ２＝
０．９９８６）能很好地拟合Ｐｂ（Ⅱ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上的
动力学行为，Ｃｒ（Ⅲ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上的吸附也宜采
用准二级动力学模型（Ｒ２＝０．９９７５），这可能与改性榴
莲壳上含有多种吸附活性基团有关，除大量羧基参与
重金属的络合作用外，榴莲壳上的少量活性羟基和胺
基也会参与重金属的捕集。
图９　Ｃｒ（Ⅲ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上的动力学研究
Ｆｉｇ　９Ｋｉｎｅｔｉｃｓ　ｏｆ　Ｃｒ（Ⅲ）ｏｎ　ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ
表１　Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上的动力学吸附模型参数
Ｔａｂｌｅ　１Ｋｉｎｅｔｉｃｓ　ｃｏｎｓｔａｎｔｓ　ｆｏｒ　ｔｈｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）ｏｎ　ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ
动力学模型 方程
　　　　　吸附Ｐｂ（Ⅱ） 　　　　　吸附Ｃｒ（Ⅲ）
模型参数 Ｒ２ 模型参数 Ｒ２
准一级 ｌｎ（ｑｅ－ｑｔ）＝ｌｎｑｅ－Ｋ１ｔ
ｑｅ＝３２．１３ｍｇ／ｇ
Ｋ１ ＝０．０４８ｍｉｎ－１
０．９８９４
ｑｅ＝２０．４０ｍｇ／ｇ
Ｋ１ ＝０．０６２ｍｉｎ－１
０．９８６１
准二级 ｔ／ｑｔ＝１／Ｋ２ｑ２ｅ＋ｔ／ｑｅ
ｑｅ＝３５．１６ｍｇ／ｇ
Ｋ２ ＝０．００１９ｇ／（ｍｇ·ｍｉｎ）
０．９９８６
ｑｅ＝２２．０２ｍｇ／ｇ
Ｋ２ ＝０．００４３ｇ／（ｍｇ·ｍｉｎ）
０．９９７５
Ｅｌｏｖｉｃｈ　 ｑｔ＝ （１／β）ｌｎ（αβｔ＋１）
α＝１０．３９ｍｇ／ｇ，
β＝０．１８Ｌ／ｍｇ
０．９７５８
α＝１７．７１ｍｇ／ｇ
β＝０．３４Ｌ／ｍｇ
０．９７４９
Ｂａｎｇｈａｍ　 ｑｔ＝ｋＢｔ１／ｍＢ
ｋＢ ＝１１．２９ｍｇ／（ｇ·ｍｉｎ）
ｍＢ ＝５．０１
０．９５８３
ｋＢ ＝８．８５ｍｇ／（ｇ·ｍｉｎ）
ｍＢ ＝６．１８
０．９６２７
３．５　改性榴莲壳吸附水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的等温吸
附行为
在２５℃，ｐＨ值＝５．０，吸附时间２ｈ，吸附剂投加
量为１．０ｇ／Ｌ的条件下，采用Ｌａｎｇｍｕｉｒ和Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ
模型对ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上的等温吸附过程进行拟合，结
果如图１０和１１所示。
图１０　Ｐｂ（Ⅱ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上的吸附等温研究
Ｆｉｇ　１０Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｉｓｏｔｈｅｒｍｓ　ｏｆ　Ｐｂ（Ⅱ）ｏｎ　ＣＭ－ＣＤＩ－
ＤＲＳ
Ｌａｎｇｍｕｉｒ模型以单层吸附为理论依据，认为吸附
剂表面均一且溶质间互相不存在作用力，而Ｆｒｅｕｎｄｌｉ－
ｃｈ模型主要用于非均质表面吸附。如图１０，１１和表２
所示，由Ｌａｎｇｍｕｉｒ等温吸附方程可知，ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ
对Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的平衡吸附量分别为７４．７１和
５０．８７ｍｇ／ｇ，而Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ模型对等温吸附实验数据
的拟合结果最好，其中吸附Ｐｂ（Ⅱ）的模型参数ｎ＝
２．１，稍大于吸附Ｃｒ（Ⅲ）的模型参数ｎ＝１．９９，说明两
种重金属均易在 ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ表面上吸附，且 Ｐｂ
（Ⅱ）＞Ｃｒ（Ⅲ）。
图１１　Ｃｒ（Ⅲ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上的吸附等温研究
Ｆｉｇ　１１Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｉｓｏｔｈｅｒｍｓ　ｏｆ　Ｃｒ（Ⅲ）ｏｎ　ＣＭ－ＣＤＩ－
ＤＲＳ
１４０２２吴文炳 等：羧基功能化榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的生物吸附研究
表２　Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上的等温吸附模型参数
Ｔａｂｌｅ　２Ｐａｒａｍｅｎｔｅｒｓ　ｏｆ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｍｏｄｅｌｓ　ｆｏｒ　ｔｈｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）ｏｎ　ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ
吸附模型 等温吸附方程
　　　　　吸附Ｐｂ（Ⅱ） 　　　　　吸附Ｃｒ（Ⅲ）
模型参数 Ｒ２ 模型参数 Ｒ２
Ｌａｎｇｍｕｉｒ　 ｑｅ＝ｑｍＫＬｃｅ／（１＋ＫＬｃｅ）
ｑｍ ＝７４．７１ｍｇ／ｇ
ＫＬ ＝０．００８８Ｌ／ｍｇ
０．９７１４
ｑｍ ＝５０．８７ｍｇ／ｇ
ＫＬ ＝０．００７４Ｌ／ｍｇ
０．９７３９
Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ　 ｑｅ＝ＫＦｃｅ１／ｎ
ＫＦ ＝３．７６ｍｇ０．５２／ｇ·Ｌ０．４８
　　　ｎ＝２．１０
０．９９５１
ＫＦ ＝２．０７ｍｇ０．５０／ｇ·Ｌ０．５０
　　　ｎ＝１．９９
０．９９０２
　　表３和４分别比较了几种低成本生物质吸附剂对
Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的平衡吸附量，本文所采用的改性榴
莲壳具有较高的吸附容量，仅文献［１］采用的苔藓、文
献［８］采用的茄子叶和文献［１９］采用的狗尾红叶表现
出与本文吸附剂具有相当或更高的吸附能力，说明改
性榴莲壳在处理含Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）等重金属废水方
面具有一定的应用价值。
表３　低成本生物质吸附剂对Ｐｂ（Ⅱ）的平衡吸附量
Ｔａｂｌｅ　３Ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｃａｐａｃｉｔｙ　ｔｏｗａｒｄ　Ｐｂ（Ⅱ）ｂｙ　ｓｏｍｅ　ｌｏｗ－ｃｏｓｔ　ｂｉｏｓｏｒｂｅｎｔｓ
金属离子 生物质吸附剂 平衡吸附量／ｍｇ·ｇ－１　 ｐＨ值 参考文献
Ｐｂ（Ⅱ）
苔藓 ７５．８　 ５．０ Ｕｌｕｏｚｌｕ　ｅｔ　ａｌ．（２００８）［１］
茄子叶 ７１．４２　 ５．０ Ｙｕｖａｒａｊａ　ｅｔ　ａｌ．（２０１４）［８］
经硫脲改性榴莲壳 ５３．６３　 ６．０ Ｈｕａｎｇ　ｅｔ　ａｌ．（２０１２）［１３］
厌氧菌 ５１．５６　 ４．０ Ｓｕｌａｙｍｏｎ　ｅｔ　ａｌ．（２０１３）［１８］
大麦秆 ２３．２０　 ５．０ Ｅｒｏｌ　ｅｔ　ａｌ．（２００９）［２０］
豌豆壳 ２３．６４　 ５．０ Ｒａｍａｎａ　ｅｔ　ａｌ．（２０１２）［２２］
松果粉 １６．３４　 ５．０ Ｏｆｏｍａｊａ　ａｎｄ　Ｎａｉｄｏｏ（２０１０）［２３］
经硫脲改性高粱 １７．８２　 ６．０ Ｓａｌｍａｎ　ｅｔ　ａｌ．（２０１４）［２６］
黑孜然 ８．０８　 ５．１ Ｂｉｎｇｏｌ　ｅｔ　ａｌ．（２０１２）［２７］
柠檬酸改性榴莲壳 ７４．７１　 ５．０ 本文
表４　低成本生物质吸附剂对Ｃｒ（Ⅲ）的平衡吸附量
Ｔａｂｌｅ　４Ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｃａｐａｃｉｔｙ　ｔｏｗａｒｄ　Ｃｒ（Ⅲ）ｂｙ　ｓｏｍｅ　ｌｏｗ－ｃｏｓｔ　ｂｉｏｓｏｒｂｅｎｔｓ
金属离子 生物质吸附剂 平衡吸附量／ｍｇ·ｇ－１　 ｐＨ值 参考文献
Ｃｒ（Ⅲ）
苔藓 ５２．１　 ５．０ Ｕｌｕｏｚｌｕ　ｅｔ　ａｌ．（２００８）［１］
经碱处理酒糟 １３．６４　 ５．０ Ｆｅｒｒａｚ　ｅｔ　ａｌ．（２０１５）［６］
厌氧菌 ２９．２　 ４．０ Ｓｕｌａｙｍｏｎ　ｅｔ　ａｌ．（２０１３）［１８］
狗尾红叶 １０７．３　 ５．０ Ｂａｂａｒｉｎｄｅ　ｅｔ　ａｌ．（２０１３）［１９］
经硝酸处理水盾草 １９．６１　 ５．０ Ｃｈａｔｈｕｒａｎｇａ　ｅｔ　ａｌ．（２０１３）［２１］
葡萄枝条 １２．４５　 ４．２ Ｋａｒａｏｇｌｕ　ｅｔ　ａｌ．（２０１０）［２８］
高粱秆 １０．８４　 ４．０ Ｂｅｒｎａｒｄｏ　ｅｔ　ａｌ．（２００９）［２９］
柠檬酸改性榴莲壳 ５０．８７　 ５．０ 本文
３．６　生物质吸附剂的再生与综合利用
生物质吸附剂的使用成本主要取决于其吸附性能
与再生利用能力［３０］，故在实际应用中还需考虑吸附剂
处理重金属后的解吸再生研究。在较低ｐＨ 值下，大
量的氢离子促使生物吸附剂表面发生质子化，从而将
重金属从吸附剂上解吸出来。如图１２所示，ＣＭ－ＣＤＩ－
ＤＲＳ对Ｐｂ（Ⅱ）进行４次吸附－解吸循环后，其吸附量
从３３．６２ｍｇ／Ｌ减至２８．１８ｍｇ／Ｌ，仍然保持较高的生
物吸附容量，Ｐｂ（Ⅱ）的解吸率均达到９０％以上，说明
ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ可以有效地再生循环利用。此外，榴莲
壳在预处理和改性过程中使用的酸液和碱液，可以多
次循环利用，最后进行中和处置，以最大限度降低生物
质吸附剂的使用成本。
图１２　Ｐｂ（Ⅱ）在ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ上吸附－解吸实验
Ｆｉｇ　１２Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ－ｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｐｂ（Ⅱ）ｏｎ　ＣＭ－ＣＤＩ－
ＤＲＳ
２４０２２ ２０１５年第２２期（４６）卷
４　结　论
（１）　采用ＦＴ－ＩＲ和ＸＰＳ表征手段证实了经 Ｎ，
Ｎ－羰基二咪唑活化的柠檬酸成功地接枝到榴莲壳表
面，且改性后吸附剂表面较为松散和粗糙。
（２）　柠檬酸改性榴莲壳的表面因富含羧基，容易
与重金属离子发生配位作用，对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）
的吸附量分别是未改性榴莲壳的３．１５和２．４２倍。通
过动力学和等温吸附分析，Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）在ＣＭ－
ＣＤＩ－ＤＲＳ上的吸附服从准二级动力学模型和Ｆｒｅｕｎ－
ｄｌｉｃｈ模型。
（３）　改性榴莲壳不仅为生物质废弃物提供了新
的表面改性途径，其吸附重金属后的残渣在经过４次
吸附－解吸循环再生后仍能保持较高的吸附容量。榴
莲壳在预处理与改性过程中使用的酸碱液可循环回
用，以实现废弃物综合利用，降低生物质吸附法的处理
成本。
参考文献：
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ｍｉｕｍ　ａｎｄ　ｍｅｒｃｕｒｙ　ｕｓｉｎｇ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ｐａｌｍ　ｓｈｅｌ　ｐｏｗｄｅｒ［Ｊ］．
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ｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｎｉ（Ⅱ），Ｃｒ（Ⅲ），ａｎｄ　Ｃｏ（Ⅱ）ｆｒｏｍ　ｓｏｌｕｔｉｏｎｓ　ｕ－
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［２０］　Ｅｒｏｌ　Ｐ，Ｔｕｅｒｋａｎ　Ａ，Ｓｅｒｉｆｅ　Ｐ．Ｕｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｂａｒｌｅｙ
ｓｔｒａｗｓ　ａｓ　ｂｉｏｓｏｒｂｅｎｔｓ　ｆｏｒ　Ｃｕ２＋ａｎｄ　Ｐｂ２＋ｉｏｎｓ［Ｊ］．Ｊｏｕｒ－
ｎａｌ　ｏｆ　Ｈａｚａｒｄｏｕｓ　Ｍａｔｅｒｉａｌｓ，２００９，１６４（３）：９８２－９８６．
３４０２２吴文炳 等：羧基功能化榴莲壳对水中Ｐｂ（Ⅱ）和Ｃｒ（Ⅲ）的生物吸附研究
［２１］　Ｃｈａｔｈｕｒａｎｇａ　Ｐ　Ｋ　Ｄ，Ｐｒｉｙａｎｔｈａ　Ｎ，Ｉｑｂａｌ　Ｓ　Ｓ，ｅｔ　ａｌ．Ｂｉｏ－
ｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｃｒ（Ⅲ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅵ）ｓｐｅｃｉｅｓ　ｆｒｏｍ　ａｑｕｅｏｕｓ　ｓｏ－
ｌｕｔｉｏｎ　ｂｙ　ｃａｂｏｍｂａ　ｃａｒｏｌｉｎｉａｎａ：ｋｉｎｅｔｉｃ　ａｎｄ　ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍ
ｓｔｕｄｙ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｅａｒｔｈ　Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，２０１３，７０（２）：
６６１－６７１．
［２２］　Ｒａｍａｎａ　Ｄ　Ｋ　Ｖ，Ｒｅｄｄｙ　Ｄ　Ｈ　Ｋ，Ｙｕ　Ｊ　Ｓ，ｅｔ　ａｌ．Ｐｉｇｅｏｎ
ｐｅａｓ　ｈｕｌｓ　ｗａｓｔｅ　ａｓ　ｐｏｔｅｎｔｉａｌ　ａｄｓｏｒｂｅｎｔ　ｆｏｒ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｏｆ　Ｐｂ
（Ⅱ）ａｎｄ　Ｎｉ（Ⅱ）ｆｒｏｍ　ｗａｔｅｒ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｉｃａｌ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ
Ｊｏｕｒｎａｌ，２０１２，１９７，２４－３３．
［２３］　Ｏｆｏｍａｊａ　Ａ　Ｅ，Ｎａｉｄｏｏ　Ｅ　Ｂ．Ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　ｌｅａｄ（Ⅱ）ｏｎｔｏ
ｐｉｎｅ　ｃｏｎｅ　ｐｏｗｄｅｒ：ｓｔｕｄｉｅｓ　ｏｎ　ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ
ａｎｄ　ｐｒｏｃｅｓｓ　ｄｅｓｉｇｎ　ｔｏ　ｍｉｎｉｍｉｚｅ　ｂｉｏｓｏｒｂｅｎｔ　ｍａｓｓ［Ｊ］．Ｃａｒ－
ｂｏｈｙｄｒａｔｅ　Ｐｏｌｙｍｅｒｓ，２０１０，８２（４）：１０３１－１０４２．
［２４］　Ｘｕａｎ　Ｚ，Ｔａｎｇ　Ｙ，Ｌｉ　Ｘ，ｅｔ　ａｌ．Ｓｔｕｄｙ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍ，
ｋｉｎｅｔｉｃｓ　ａｎｄ　ｉｓｏｔｈｅｒｍ　ｏｆ　ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　ｌｅａｄ　ｉｏｎｓ　ｏｎｔｏ
ｐｒｅｔｒｅａｔｅｄ　ｃｈｅｍｉｃａｌｙ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ｏｒａｎｇｅ　ｐｅｅｌ［Ｊ］．Ｂｉｏｃｈｅｍ－
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［２５］　Ｐｅｒｅｚ－Ｍａｒｉｎ　Ａ　Ｂ，Ｚａｐａｔａ　Ｖ　Ｍ，Ｏｒｔｕｎｏ　Ｊ　Ｆ，ｅｔ　ａｌ．Ｒｅ－
ｍｏｖａｌ　ｏｆ　ｃａｄｍｉｕｍ　ｆｒｏｍ　ａｑｕｅｏｕｓ　ｓｏｌｕｔｉｏｎｓ　ｂｙ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ
ｏｎｔｏ　ｏｒａｎｇｅ　ｗａｓｔｅ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｈａｚａｒｄｏｕｓ　Ｍａｔｅｒｉａｌｓ，
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［２６］　Ｓａｌｍａｎ　Ｍ，Ａｔｈａｒ　Ｍ，Ｆａｒｏｏｑ　Ｕ，ｅｔ　ａｌ．Ａ　ｎｅｗ　ａｐｐｒｏａｃｈ
ｔｏ　ｍｏｄｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｎ　ａｇｒｏ－ｂａｓｅｄ　ｒａｗ　ｍａｔｅｒｉａｌ　ｆｏｒ　Ｐｂ（Ⅱ）
ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｋｏｒｅａｎ　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｃｈｅｍｉｃａｌ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，
２０１４，３１（３）：４６７－４７４．
［２７］　Ｂｉｎｇｏｌ　Ｄ，Ｈｅｒｃａｎ　Ｍ，Ｅｌｅｖｌｉ　Ｓ，ｅｔ　ａｌ．Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎ　ｏｆ　ｔｈｅ
ｒｅｓｕｌｔｓ　ｏｆ　ｒｅｓｐｏｎｓｅ　ｓｕｒｆａｃｅ　ｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｙ　ａｎｄ　ａｒｔｉｆｉｃｉａｌ
ｎｅｕｒａｌ　ｎｅｔｗｏｒｋ　ｆｏｒ　ｔｈｅ　ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　ｌｅａｄ　ｕｓｉｎｇ　ｂｌａｃｋ
ｃｕｍｉｎ［Ｊ］．Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１２，１１２：１１１－
１１５．
［２８］　Ｋａｒａｏｇｌｕ　Ｍ　Ｈ，Ｚｏｒ　Ｓ，Ｕｇｕｒｌｕ　Ｍ．Ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｃｒ
（Ⅲ）ｆｒｏｍ　ｓｏｌｕｔｉｏｎｓ　ｕｓｉｎｇ　ｖｉｎｅｙａｒｄ　ｐｒｕｎｉｎｇ　ｗａｓｔｅ［Ｊ］．
Ｃｈｅｍｉｃａｌ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ　Ｊｏｕｒｎａｌ，２０１０，１５９（１）：９８－１０６．
［２９］　Ｂｅｒｎａｒｄｏ　Ｇ　Ｒ，Ｒｅｎｅ　Ｒ　Ｊ，Ｃａｔａｌｉｎａ　Ａ　Ｍ．Ｃｈｒｏｍｉｕｍ（Ⅲ）
ｕｐｔａｋｅ　ｂｙ　ａｇｒｏ－ｗａｓｔｅ　ｂｉｏｓｏｒｂｅｎｔｓ：ｃｈｅｍｉｃａｌ　ｃｈａｒａｃｔｅｒ－
ｉｚａｔｉｏｎ，ｓｏｒｐｔｉｏｎ－ｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｓｔｕｄｉｅｓ，ａｎｄ　ｍｅｃｈａｎｉｓｍ［Ｊ］．
Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｈａｚａｒｄｏｕｓ　Ｍａｔｅｒｉａｌｓ，２００９，１７０（２）：８４５－
８５４．
［３０］　Ｎｊｉｋａｍ　Ｅ，Ｓｃｈｉｅｗｅｒ　Ｓ．Ｏｐｔｉｍｉｚａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｋｉｎｅｔｉｃ　ｍｏｄｅｌ－
ｉｎｇ　ｏｆ　ｃａｄｍｉｕｍ　ｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｆｒｏｍ　ｃｉｔｒｕｓ　ｐｅｅｌｓ：ａｐｒｏｃｅｓｓ
ｆｏｒ　ｂｉｏｓｏｒｂｅｎｔ　ｒｅｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｈａｚａｒｄｏｕｓ
Ｍａｔｅｒｉａｌｓ，２０１２，２１３（１）：２４２－２４８．
Ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）ｆｒｏｍ　ａｑｕｅｏｕｓ　ｓｏｌｕｔｉｏｎｓ　ｂｙ
ｃａｒｂｏｘｙｌ－ｆｕｎｃｔｉｏｎａｌｉｚｅｄ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ
ＷＵ　Ｗｅｎｂｉｎｇ１，２，ＬＩ　Ｘｉａｏ２，ＺＨＡＮＧ　Ｗｅｉｙｉｎｇ２，ＣＨＥＮ　Ｊｉａｎｈｕａ１
（１．Ｃｏｌｅｇｅ　ｏｆ　Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ　ａｎｄ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，Ｍｉｎｎａｎ　Ｎｏｒｍａｌ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｚｈａｎｇｚｈｏｕ　３６３０００，Ｃｈｉｎａ；
２．Ｓｃｈｏｏｌ　ｏｆ　Ｃｈｅｍｉｃａｌ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，Ｆｕｚｈｏｕ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｆｕｚｈｏｕ　３５０１０８，Ｃｈｉｎａ）
Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ，ｉｓｏｔｈｅｒｍａｌ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｋｉｎｅｔｉｃｓ　ｏｆ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ｂｙ　ｃｉｔｒｉｃ　ａｃｉｄ　ｆｏｒ
Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）ｆｒｏｍ　ａｑｕｅｏｕｓ　ｓｏｌｕｔｉｏｎ　ｗａｓ　ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄ．Ｂｏｔｈ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ａｎｄ　ｕｎｍｏｄｉｆｉｅｄ　ａｄｓｏｒｂｅｎｔｓ　ｗｅｒｅ
ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚｅｄ　ｂｙ　ＦＴ－ＩＲ，ＳＥＭ　ａｎｄ　ＸＰＳ，ａｎｄ　ｍｏｄｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｍｅｃｈａｎｉｓｍ　ｏｆ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ　ｗａｓ　ｄｉｓ－
ｃｕｓｓｅｄ．Ｔｈｅ　ｒｅｓｕｌｔｓ　ｏｆ　ＦＴ－ＩＲ　ａｎｄ　ＸＰＳ　ｄｅｍｏｎｓｔｒａｔｅｄ　ｔｈａｔ　ａｆｔｅｒ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ｂｙ　ｃｉｔｒｉｃ　ａｃｉｄ　ｖｉａ　Ｎ，Ｎ’－ｃａｒｂｏｎｙｌｄｉｍｉｄ－
ａｚｏｌｅ　ａｓ　ａ　ａｃｔｉｖａｔｏｒ，ｔｈｅ　ｎｅｗ　ｐｅａｋｓ　ａｔ　１　７３０ａｎｄ　１　６４０ｃｍ－１　ｗｅｒｅ　ａｓｓｉｇｎｅｄ　ｔｏ　ｅｓｔｅｒ　ｃａｒｂｏｎｙｌ　ｇｒｏｕｐｓ　ａｎｄ　ｃａｒｂｏｘｙｌ－
ａｔｅ　ｓｔｒｅｔｃｈｉｎｇ　ｂａｎｄ　ｏｎ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ　ａｎｄ　ｔｈｅ　ｍ（Ｏ）／ｍ（Ｃ）ａｔｏｍ　ｍａｓｓ　ｒａｔｉｏ　ｉｎｃｒｅａｓｅｄ，ｗｈｉｃｈ　ｉｎｄｉｃａｔｅｄ　ｔｈｅ　ｐｒｅｓｅｎｃｅ
ｏｆ　ｃｉｔｒｉｃ　ａｃｉｄ　ｇｒａｆｔｅｄ　ｏｎｔｏ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ．Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｒｅｓｕｌｔｓ　ｓｈｏｗｅｄ　ｔｈａｔ，ｔｈｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｃａｐａｃｉｔｙ　ｏｆ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ
ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ｂｙ　ｃｉｔｒｉｃ　ａｃｉｄ　ｆｏｒ　Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）ｗｅｒｅ　３．１５ａｎｄ　２．４２ｔｉｍｅｓ　ａｓ　ｔｈｏｓｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｎａｔｕｒａｌ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ，ｒｅ－
ｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｔｈｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｐｂ（Ⅱ）ｏｎ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ｂｙ　ｃｉｔｒｉｃ　ａｃｉｄ　ｅｘｈｉｂｉｔｅｄ　ａ　ｓｔｒｏｎｇｅｒ　ｃｏｍｐｅｔｉｔｉｖｅ
ｅｆｆｅｃｔ　ｔｈａｎ　Ｃｒ（Ⅲ）ｉｎ　ｔｈｅ　ａｑｕｅｏｕｓ　ｓｏｌｕｔｉｏｎ　ｗｉｔｈ　ｔｗｏ　ｃｏｅｘｉｓｔｉｎｇ　ａｎｉｏｎｓ．Ｔｈｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｋｉｎｅｔｉｃｓ　ｄａｔａ　ｓｈｏｗｅｄ　ｔｈａｔ
ｔｈｅ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｅｑｕｉｂｒｉｕｍ　ｗａｓ　ｒｅａｃｈｅｄ　ｉｎ　１２０ｍｉｎ　ｆｏｒ　Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）ａｎｄ　ｔｈｅ　ｄａｔａ　ｏｆ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｒａｔｅ　ｃｏｕｌｄ　ｂｅ
ｄｅｓｃｒｉｂｅｄ　ｂｙ　ｐｓｅｕｄｏ－ｓｅｃｏｎｄ－ｏｒｄｅｒ　ｒａｔｅ　ｍｏｄｅｌ（Ｒ２＞０．９９７５）．Ａｔ　２５ｄｅｇｒｅｅｓ　ｃｅｌｓｉｕｓ，ｔｈｅ　ｉｓｏｔｈｅｒｍａｌ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ
Ｐｂ（Ⅱ）ａｎｄ　Ｃｒ（Ⅲ）ｏｎ　ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ　ｍｏｄｉｆｉｅｄ　ｂｙ　ｃｉｔｒｉｃ　ａｃｉｄ　ｔｅｎｄｅｄ　ｔｏ　ｂｅ　ｆｉｔｔｅｄ　ｗｅｌ　ｂｙ　ｔｈｅ　Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ　ｍｏｄｅｌ（Ｒ２＞
０．９９０２）．Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ－ｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｒｅｓｕｌｔｓ　ｓｈｏｗｅｄ　ｔｈａｔ　ｔｈｅ　ＣＭ－ＣＤＩ－ＤＲＳ　ｒｅｍａｉｎｅｄ　ｈｉｇｈ　ｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎ　ａｂｉｌｉｔｙ　ｆｏｒ　Ｐｂ
（Ⅱ）ａｆｔｅｒ　ｆｏｕｒ－ｔｉｍｅ　ｕｓａｇｅ．
Ｋｅｙ　ｗｏｒｄｓ：ｄｕｒｉａｎ　ｓｈｅｌ；ｃｉｔｒｉｃ　ａｃｉｄ；ｈｅａｖｙ　ｍｅｔａｌ；ｋｉｎｅｔｉｃｓ；ｉｓｏｔｈｅｒｍａｌ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ
４４０２２ ２０１５年第２２期（４６）卷