全 文 ：镉是一种具有金属光泽的非典型过渡性重金属，
镉污染主要源于矿山开采、化工、电镀等行业的“三
废”，通过水和食物链进入生物系统逐级放大进而对
相关生物甚至人造成难以逆转的伤害。镉的生物蓄积
性强、毒性持久、具有致畸、致癌、致突变（“三致”）作
用；摄入过量的镉通常导致肝、肾、骨、睾丸、脑屏障等
免疫系统、心血管系统、中枢神经系统损伤，进而引发
记忆力衰退、智力低下以及其他多种疾病[1-2]。然而，通
常镉污染水体治理主要基于物理或化学原理采用如
摘 要：将花生壳（PS）改性制备成花生壳生物炭（PSB），研究了吸附时间（10~5760 min）、吸附剂用量（0.1~5 g）、镉离子溶液初始 pH
值（1~8）和浓度（10~800 mg·L-1）等因素对 Cd2+去除效率的影响；利用场发射扫描电镜（SEM）、傅里叶红外光谱（FTIR）与模型拟合分
析，探讨了 PS和 PSB的吸附性能与机理。实验结果表明，PS和 PSB是优良的生物质基吸附材料；pH为 5.0、Cd2+溶液浓度为 10 mg·
L-1、吸附剂添加量为 4 mg·mL-1时，PS的去除效率为 93.33%，PSB的去除效率为 99.51%；吸附容量分别可达 26.88 mg·g-1、28.99
mg·g-1；Freundlich与 Langmuir吸附模型均能较好地描述 PS和 PSB对 Cd2+的等温吸附过程，以 Freundlich模型略优。SEM电镜扫描
和 FTIR图谱分析表明 PS和 PSB对镉的吸附主要为多分子层的表层络合吸附：SEM分析表明 PS和 PSB在吸附 Cd2+以后表面具有
大量的颗粒附着物；FTIR分析表明 PS与 PSB吸附镉的主要机理为络合反应，PS参与络合反应的主要官能团为-CHO、-C=O、-OH
和-P=O，PSB参与络合反应的主要官能团为-C=C-、-C≡C-、-C≡N和-OH等官能团。
关键词：花生壳；花生壳生物炭；镉；傅里叶红外；等温吸附模型；生物质基材料
中图分类号：X712 文献标志码：A 文章编号：1672-2043（2014）10-2022-08 doi:10.11654/jaes.2014.10.020
花生壳与花生壳生物炭对镉离子吸附性能研究
程启明 1，3，黄 青 1*，刘英杰 1，2，廖祯妮 1
（1.中国科学院城市环境研究所 城市环境与健康重点实验室，福建 厦门 361021；2.同济大学环境科学与工程学院，上海 200092；
3.广西大学农学院，南宁 530004）
Adsorption of Cadmium（Ⅱ）on Peanut Shell and Its Biochar
CHENG Qi-ming1,3, HUANG Qing1*, LIU Ying-jie1,2, LIAO Zhen-ni1
（1.Key Laboratory of Urban Environment & Health, Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences, Xiamen 361021, China; 2.
College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China; 3.Guangxi University, Nanning 530004, China）
Abstract：Peanut shell is waste from agriculture and industry. This study was conducted to investigate the potential of peanut shell（PS）and
its biochar（PSB）to remove cadmium（Cd2+）from aqueous solution under different conditions including pH, initial Cd2+ concentrations, ad－
sorbent doses and time. The surface characteristics and mechanism of Cd adsorption were also investigated using scanning electron micro－
scope, Fourier transform infrared spectroscopy（FTIR）, BET specific surface area analyses and model simulation. Both PS and PSB were
excellent adsorbents for Cd2+. At pH 5, 10 mg·L-1 of Cd2+ concentration and 4 mg·mL-1 of adsorbent, Cd2+ removal efficiencies were 93.33%
and 99.51% for PS and PSB, respectively. The maximum adsorption for Cd2+ was respectively 26.88 mg·g-1 and 28.99 mg·g-1 for PS and
PSB. Freundlich and Langmuir models could be used to describe the adsorption data, with the former better than the latter. The adsorption
was mainly polymolecular layer adsorption and the complexation was one of the adsorption mechanisms. The main functional groups involved
in the complexation were -CHO,-C=O,-OH and-P=O for PS；while-C=C-,-C≡C-,-C≡N and -OH for PSB. The SEM and FTIR analyses
showed that a lot of particles or ash substances were deposited on the surface of PS and PSB after adsorption of Cd2+.
Keywords：peanut shells（PS）; peanut shell derived biochar（PSB）; cadmium（Ⅱ）; Fourier Transform infrared spectroscopy（FTIR）; isotherm
models；biomass-based material
收稿日期：2014－05－09
基金项目：国家科技支撑计划项目（2014BAD14B04）；中国科学院重点
部署项目（No.KZZD-EW-16-02）
作者简介：程启明（1988—）男，硕士研究生，从事城市与城郊生态环境
保育与生态高值农业研究。
*通信作者：黄 青 E-mail：qhuang@iue.ac.cn
2014，33（10）:2022-2029 2014年 10月农 业 环 境 科 学 学 报
Journal of Agro-Environment Science
第 32卷第 1期2014年 10月2014 10
离子交换法[3]、化学沉淀法[4]、电化学法[5]、反渗透法[6]、
膜分离法[7]等，这些方法通常存在成本高或适用范围
窄，或容易造成二次污染等问题。
近年来，生物质及生物质基高性能吸附材料用于
废水的处理成为国内外研究的热点。由于生物质基材
料来源广泛、品种多、成本低，吸附设备简单易操作、
见效快、吸附量大，尤其适宜低浓度重金属废水的处
理[8-9]，近年已有不少利用工农业生物质废弃物或其改
性材料进行相关的开发研究，如稻秆[10]、茶叶[11]、改性
豆杆[12]、改性玉米芯[13]、改性稻壳[14]等。
花生壳为一种很容易大量获得的廉价工农业生
物质废弃物。除少部分花生壳作为粗饲料外，大量的
花生壳被当作燃料或是废弃物处置，造成极大的资源
浪费。有学者[15-18]对花生壳或花生壳生物质基作为吸
附材料处理废水开展过探讨，但由于吸附容量小或花
生壳改性材料成本较高，实际推广应用很少。然而重
金属离子废水的治理一直期待吸附容量更大以及成
本更低的吸附材料，在重金属废水中的应用范围及其
机理还有待进一步研究[19]。因此，本研究通过简单经
济高效的改性方式获得性能优良的花生壳生物质基
吸附材料，并进一步全面及定量化地研究花生壳与花
生壳生物炭对废水中 Cd2+的吸附性能，探究其吸附作
用机理，从反应时间、吸附材料剂量、pH 值、吸附质
Cd2+浓度的响应等方面，通过模型拟合、场发扫描电
镜（SEM）、傅里叶红外（FTIR）和比表面积分析对其吸
附机理进行探讨，以期为工农业生物质基废弃物材料
的资源高值化利用提供参考或借鉴，同时为 Cd污染
水体与场地的治理或修复提供一种备选方案。
1 材料与方法
1.1 供试材料
花生壳购自厦门本地花生油加工厂。将花生壳用
超纯水清洗 3次，于 80℃烘箱中烘干，用中药粉碎机
粉碎过 10目尼龙网筛，得到灰黄色颗粒状花生壳粉
末（PS）备用。另外，将足够的花生壳置于马沸炉中，通
氮气 20min，然后以 20℃·min-1的速率升温至 500℃，
于 500 ℃厌氧条件下保持 4 h；待碳化结束自然冷却
至室温，制得花生壳生物炭，将其粉碎过 10目筛后得
花生壳生物质基改性吸附材料（PSB）备用。
1.2 供试试剂
用 Cd（NO3）2与 2%的稀硝酸溶液配制成 10 g·
L-1 Cd2+储备液，4℃保存备用；将储备液逐级稀释成不
同浓度的 Cd2+工作溶液浓度。Cd（NO3）2、NaOH、36%
的 HCl为国药集团分析纯；68%的 HNO3为德国 Mer－
ck公司优级纯，所有试剂配置用水均为 Mili-Q 18.0
MΩ超纯水。
1.3 实验仪器
安捷伦 7500C型电感耦合等离子体发射质谱仪
（ICP -MS），M6 型原子吸收光谱仪（AAS），Thermo
Scientific Nicolet IS10 傅立叶变换红外光谱仪
（FTIR），日立 S-4800 型场发射扫描电子显微镜
（SEM），美国 ASAP 2020比表面积与孔隙度吸附仪；
超纯水系统，电子天平，高速中药粉碎机，PB-10型
pH计，恒温鼓风干燥箱，振荡培养箱。
1.4 实验设计
1.4.1 时间对吸附效果影响分析
分别称取 0.2 g PS和 PSB，置于 100 mL离心管中，
加入 pH为 5.0浓度为 200 mg·L-1的 Cd2+溶液 50 mL，
于室温条件下在振荡器中以 200 r·min-1 分别振荡
10、20、40、60、90、120、180、360、720、1440、2880、5760
min后过滤，每个梯度 3个平行。
1.4.2 吸附剂用量对去除效率分析
分别称取 0.1、0.2、0.5、0.8、1.0、2.0、5.0 g PS 和PSB，
置于 100 mL离心管中，加入 pH为 5.0浓度为 200 mg·
L-1的 Cd2+溶液 50 mL，于室温条件下在振荡器中以
200 r·min-1振荡 24 h后过滤，每个梯度 3个平行。
1.4.3 pH值对吸附效率影响分析
分别称取 0.2 g制备好的 PS和 PSB，置于 100 mL
离心管中，加入 pH分别为 1.0、2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、
7.0、8.0浓度为 200 mg·L-1的 Cd2+溶液 50 mL，于室温
条件下在振荡器中以 200 r·min-1振荡 24 h后过滤，
每个梯度 3个平行。
1.4.4 吸附等温实验
分别称取 0.2 g PS和 PSB，置于 100 mL离心管
中，加入 pH为 5.0浓度分别为 10、20、50、100、200、
500、800 mg·L-1的 Cd2+溶液 50 mL，于室温条件下在
振荡器中以 200 r·min-1振荡 24 h后过滤，每个梯度 3
个平行。
1.4.5 镉离子检测
将经过 PS和 PSB吸附前后的 Cd2+溶液过滤，用
AAS或 ICP-MS测定溶液中 Cd2+的浓度。
1.4.6 吸附材料表面结构与吸附基团分析
将吸附前后的 PS和 PSB经恒温干燥后，均匀粘
在含导电胶的样品台上，喷金处理后使用扫描电镜进
行扫描，对比二者表面的微观结构差异；同时，对干燥
吸附前后的 PS和 PSB采用 KBr压片法进行 FTIR光
程启明，等：花生壳与花生壳生物炭对镉离子吸附性能研究 2023
农业环境科学学报 第 33卷第 10期第 3 卷第 10期
谱分析（波数为 4000～500 cm-1）；最后，将干燥的 PS
和 PSB利用 ASAP 2020比表面积与孔隙度吸附仪分
析其比表面积。
1.5 数据处理
1.5.1 吸附数值计算
实验数据应用 Office 2007和 SigmaPlot 10.0进行
分析及图表处理。
吸附材料的吸附效果分别用去除效率和吸附量
来衡量，其计算公式如下：
去除效率 E=（C0-Ce）/Co×100% （1）
吸附量 qe=（C0-Ce）V/m （2）
式中：E为去除效率，%；qe为 e时刻吸附材料的吸附
量，mg·g-1；C0为溶液中待分析离子的初始浓度，mg·
L-1；Ce为吸附 e时刻溶液中的离子浓度，mg·L-1；V为
离子溶液的体积，L；m为投加吸附材料的质量，g。
1.5.2 等温吸附模型拟合
基于吸附学科应用广泛的单分子吸附Langmuir
模型与多分子层吸附 Freundlich模型对 PS和 PSB材
料的等温吸附过程分别进行拟合分析，以无量纲参数
分离因子来分析 PS与 PSB材料的吸附性能，其公式
如下：
Ce/Qe=1/QmaxKL+Ce/Qmax （3）
logQe= logKf+1 /nlogCe （4）
KL=1/（1+bC0） （5）
式中：C0为初始溶液的金属离子浓度，mg·L-1；Ce为吸
附平衡时溶液的金属离子浓度，mg·L-1；Qe为金属离
子的吸附量，mg·g-1；Qmax为金属离子的最大吸附量，
mg·g-1；KL为表征吸附能力的 Langmuir吸附常数；Kf
为表征吸附能力的 Freundlich吸附等温常数；1/n为
Freundlich模型中表示吸附强度的参数，n为 2~10之
间的常数；当 0
利于吸附；KL=1属于线性分配；KL趋于 0表示不可逆
吸附。
2 结果与讨论
2.1 PS和 PSB吸附时间对吸附 Cd2+的影响
PSB在吸附 48 h达到最高 21.84 mg·g-1，在吸附
10 min时其吸附量为 13.97 mg·g-1，为最大吸附量的
63.96%，吸附 12 h 达到最大吸附量的 88.83%，吸附
24 h达到最大吸附量的 94.51%，吸附 96 h比 48 h略
有下降，即 PSB随着吸附时间延长而增加，最后趋于
稳定；PS则随着吸附时间的增加吸附量则逐步下降，
PS最大吸附量为 13.59 mg·g-1，表明 PSB对于溶液中
Cd2+的去除能力比 PS要强 1.6倍（图 1）。推测 PS吸附
这种情况是表面的物理化学吸附过程，在吸附初期，
PS表面的酚羟基、氨基等与水溶液中的 Cd2+离子具
有较好的交换、结合能力，交换结合位点较多，PS吸
附处于动态吸附的正向吸附；随着时间的推移，正
向吸附速率减小，同时 PS表面带负电基团如-C=O、
-CHO等与 Cd2+结合较弱，在后期随着被交换下来的
H+增多，导致原来弱吸附的Cd2+逐渐被解吸下来。因
此，PS随着时间的延长吸附量下降，直到解吸速率与
吸附速率相等即达到动态平衡。李光林等[20]研究认为
胡敏酸在特定时间吸附量达最大后有所下降，是由于
反应初期 Cd2+与 H+竞争结合相同位点，溶液中 H+浓
度处于上升，直至最后趋于稳定与本研究结果一致。
PSB 随时间延长吸附量逐渐升高并于 12 h 开始稳
定，推测 PSB吸附机理与 PS一样是表面的物理化学
吸附，24 h后吸附容量逐步升高是由于 Cd2+从表面进
入到微孔中，Cd2+在其中移动较慢，吸附容量相应地
随时间缓慢增加直至饱和。
2.2 PS和 PSB吸附剂量对 Cd2+吸附的影响
PS在实验剂量为 100 mg·mL-1时对溶液中 Cd2+
的去除效率为 91.83%；PSB剂量为 16 mg·mL-1时去
除效率为 98.96%，PSB剂量在 40 mg·mL-1去除效率
为 99.85%，即可将 200 mg·L-1的镉离子溶液降低到
0.3 mg·L-1（图 2）。去除效率随着 PS和 PSB吸附剂
量增加而上升，推测是源于吸附剂量的增加总比表面
积和总官能团数的增加所致。实验结果还显示，吸附
材料吸附容量大时对单位体积 Cd2+溶液中去除效率
较低，去除效率较高时吸附材料的吸附容量相对较
小。丁洋等[21]在研究板栗内皮对镉的去除时观测到与
本研究类似的结论。最后结果显示，PSB比 PS的吸附
去除效率更高，推测除 PSB比 PS在总比表面积和总
图 1 吸附时间对 Cd2+吸附效果的影响
Figure 1 Adsorption of Cd2+ as function of time
t/h
25
20
15
10
5
0
q e
/m
g ·
g-
1
PS adsorption
PSB adsorption
0 10020 40 60 80
2024
第 32卷第 1期2014年 10月2014 10
C0 /mg·L-1
35
30
25
20
15
10
5
0
q e
/m
g ·
g-
1
0 200 400 600 800
PS
PSB
图 2 吸附剂投加量对 Cd2+吸附的影响
Figure 2 Adsorption of Cd2+ as function of adsorbent doses
A-花生壳；B-花生壳生物炭
A-PS; B-PSB
图 3 溶液初始 pH值对吸附的影响
Figure 3 Effects of initial pH values on Cd2+ adsorption
图 4 Cd2+初始浓度对吸附剂的影响
Figure 4 Effects of initial Cd2+ concentrations on adsorption of Cd2+
官能团数更大外，还在于 PSB改性后呈碱性，部分
[OH]-与之发生了沉淀反应，进而促进了溶液中 Cd2+的
去除。
2.3 溶液 pH对 Cd2+吸附的影响
pH处于 1.0~2.0之间时，吸附量与 pH值无关，
PS与 PSB对 Cd2+吸附差异不明显；当 pH处于 2.0~
4.0时，随着初始溶液 pH的增加吸附效率急剧增加；
pH为 4.0~8.0时，吸附去除效率几乎无变化，表明该
吸附反应适应的 pH范围较宽（图 3）。推测在低 pH
条件下，溶液中大量存在的 H+竞争有限的结合位点，
使得吸附量减少；随着 pH上升，H+量减少，吸附剂表
面结合位点暴露，负电荷密度增大，吸附容量也随之
增加；当 pH>8.0时，基于溶液中[OH]-会与Cd2+反应产
生沉淀而去除一部分，故在本研究中未进行相关研
究。在初始浓度、生物量、时间等其他条件不变的情
况下，溶液 pH对 PS和 PSB吸附去除 Cd2+有较大影
响，因此溶液 pH值是影响 PS和 PSB吸附 Cd2+的最
重要因素之一。李力等[22]与谭光群等[23]分别在对小麦
秸秆和玉米秸秆的 Cd2+吸附性能中观测到类似的趋
势，他们认为 pH升高，溶液中 H+含量减少，H+竞争
作用减弱，使更多带负电荷的官能团暴露出来而有利
于金属离子结合。即表明 PS和 PSB吸附 Cd2+的最佳
pH在 4.0~8.0之间，故本研究中后续实验 pH控制为
5.0。
2.4 PS与 PSB对 Cd2+的等温吸附研究
PS与 PSB吸附容量随溶液中 Cd2+浓度的升高而
增加（图 4）。初始浓度为 10 mg·L-1时，PS的去除效率
为 93.33%，PSB的去除效率为 99.51%，Cd2+的浓度达
到 800 mg·L-1时，PS的去除效率为 12.46%，PSB的去
除效率为 14.43%，表明溶液中 Cd2+浓度低时去除效
率较高，Cd2+浓度高时去除效率降低，PS与 PSB适合
低浓度 Cd2+离子的吸附去除。张再利等 [16]在 Pb2+、
Cu2+、Ni2+等金属离子去除研究中得到与本研究相似
的结论。
采用 Langmuir 吸附模型和 Freundlich 模型 [24-26]
对 Cd2+吸附平衡浓度与 PS或 PSB的吸附容量拟合结
果表明：Langmuir和 Freundlich模型均能较好地表征
拟合 PS与 PSB对 Cd2+吸附性能，对 Cd2+的最大吸附
量分别为 26.88、28.99 mg·g-1（表 1及图 5、6），PS与
PSB能较好地吸附 Cd2+。在不同材料间，当 n值接近
Adsorbent/g
25
20
15
10
5
0
q e
/m
g ·
g-
1
0 1 2 3 4 5 6
100
80
60
40
20
0
E/
%
（A）
Adsorbent/g
25
20
15
10
5
0
q e
/m
g ·
g-
1
0 1 2 3 4 5 6
100
80
60
40
20
0
E/
%
（B）
去除效率吸附容量
pH
25
20
15
10
5
0
q e
/m
g ·
g-
1
0 2 4 6 8 10
PS
PSB
程启明，等：花生壳与花生壳生物炭对镉离子吸附性能研究 2025
农业环境科学学报 第 33卷第 10期第 3 卷第 10期
表 1 等温吸附模型拟合参数
Table 1 Fitness of isotherm models and corresponding parameters
材料 Material
Langmuir模型 Freundlich模型
Qmax/mg·g-1 KL /L·g-1 R2 KL /L·g-1 n R2
花生壳 PS 26.88 0.010 0 0.901 0 2.552 1 3.14 0.921 2
花生壳生物炭 PSB 28.99 0.796 1 0.972 2 6.247 4 4.54 0.980 0
图 5 Langmir吸附等温线
Figure 5 Langmuir isotherm plot of Cd2+ adsorption
（A）花生壳；（B）花生壳生物炭
图 6 Freundlich吸附等温线
Figure 6 Freundlich isotherm plot of Cd2+ adsorption
时，Kf值与吸附剂吸附容量正相关，PSB的 Kf值大于
PS，表明 PSB对 Cd2+吸附容量大于 PS，与本实验结果
一致。
Freundlich 模型的 R2 与 Langmuir 模型的 R2 相
比略高，表明 Freundlich等温线方程模型相当或略优
于 Langmuir等温线方程模型，即 PS与 PSB存在着多
分子层吸附，但是 Langmuir模型的 Qmax与实验值更
接近（图 4）。通过与此前报道的生物质基吸附剂对比
发现，PS与 PSB的吸附容量远高于板栗内皮、稻壳、
稻壳生物炭、HNO3（或 NaOH）改性稻壳、甲醛改性豆
壳、吡啶改性豆壳、香蕉皮（表 2）。
根据无量纲参数分离因子 KL进行分析[16]。PS和
PSB的 KL均在 0~1之间，表明 PS和 PSB对 Cd2+有较
好的吸附性；PS的 KL为 0.0100，表明 PS的大多吸附
位点为不可逆吸附；而 PSB的 KL为 0.7961，表明为接
近线性的可逆吸附，且 PSB的吸附性能优于 PS。
2.5 场发射扫描电镜分析
通过 SEM观察表明，PS和 PSB的微观结构在吸
附 Cd2+前表面平整，颗粒附着物少；吸附后 PS与 PSB
材料表面聚集着众多颗粒附着物，大量颗粒物或粉状
物聚集在表层（图 7）。王宁等[32]研究认为生物炭吸附
能力优于其母体材料与本文的现象一致。丁洋等[21]研
（A）花生壳；（B）花生壳生物炭
logCe
1.6
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
lo
gQ
e
0 1 2 3
logQe=0.406 9+0.318 9 logCe
R2=0.921 2
（A）
logCe
1.6
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
lo
gQ
e
0 1 2 3 4
logQe=0.795 7+0.220 1 logCe
R2=0.980 0
（B）
-2 -1
Ce /mg·g-1
35
30
25
20
15
10
5
0
C e
/Q
e
0 200 400 600 800
Ce /Qe=3.727 5+0.037 2 Ce
R2=0.901 0
（A）
Ce /mg·g-1
30
25
20
15
10
5
0
C e
/Q
e
0 200 400 600 800
Ce /Qe=1.256 1+0.034 5 Ce
R2=0.972 2
（B）
2026
第 32卷第 1期2014年 10月2014 10
表 2 各种吸附剂对 Cd2+的吸附能力比较
Table 2 Comparison of adsorption capacity for Cd2+ by various adsorbents
吸附剂 Adsorbent BET Surface Area/m2·g-1 pH 吸附能力 Adsorption capacity/mg·g-1 文献来源 Literature sources
板栗内皮 5.0 14.71 [21]
稻壳 5.0 13.89 [27]
稻壳生物炭 6.6~6.8 8.58 [28]
HNO3-NaOH改性稻壳 5.0 14.95 [29]
甲醛改性豆壳 5.0 4.76 [30]
吡啶改性豆壳 5.0 1.82 [30]
香蕉皮 3.0 5.71 [31]
花生壳（PS） 1.294 2 5.0 26.88 本研究
花生壳生物炭（PSB） 1.549 2 8.0 28.99 本研究
图 7 吸附剂对 Cd2+吸附前后场发扫描电镜图（×20 000倍）
Figure 7 SEM images of adsorbents before and after Cd2+ adsorption（×20 000）
究板栗内皮对镉的吸附机理，认为生物质材料或生物
炭对重金属离子的吸附能力与材料疏水性、比表面
积、孔隙结构、表面官能团组成等相关。
2.6 傅立叶红外变换光谱分析
PS和 PSB吸附前后材料经 FTIR分析结果显示，
有多处谱带发生明显位移，进一步分析显示多种官能
团参与了 Cd2+的络合反应。PS吸附 Cd2+后谱带发生较
为明显位移的主要有 2921 cm-1移到 2939 cm-1、1646
cm-1移到 1652 cm-1、1056 cm-1移到 1066 cm-1和 896
cm-1移到 906 cm-1；与之对应的烷烃和醛类中的-C-H
与-CHO基团、-C=O基、-P=O基。PSB吸附Cd2+后有
多处谱带发生位移，较为明显的 2360 cm-1峰出现有
双键、三键类中的-C=C-、-C≡C-和-C≡N的伸缩振
动，-N-H的伸缩振动峰由 1575 cm-1移到 1558 cm-1，
-P=O 的反对称伸缩振动峰由 892 cm-1 移到 896
cm-1，醇、酚类和卤素类伸缩振动峰由 754 cm-1移到
746 cm-1，620 cm-1 移到 617 cm-1，568 cm-1 移到 563
cm-1（图 8）。丁洋等 [21]研究板栗内皮得出的官能团
变化与本文观测到的 PS结果类似，李力等[22]在研究
玉米秸秆生物炭对镉的吸附前后官能团变化与本文
的 PSB结果类似，即 Cd2+分别与 PS材料中的-CHO、
-C=O、-OH和-P=O官能团络合，PSB吸附镉主要与
-C=C-、-C≡C-和-C≡N、-OH、-R等官能团络合相
关。通常-CHO、-C=O、-OH和-P=O相对于 C=C-、
花生壳（A-吸附前；B-吸附后）；花生壳生物炭（C-吸附前；D-吸附后）
PS（A-Before; B-After）; PSB（C-Before; D-After）
A B
C D
程启明，等：花生壳与花生壳生物炭对镉离子吸附性能研究 2027
农业环境科学学报 第 33卷第 10期第 3 卷第 10期
图 8 吸附剂吸附镉前后的红外光谱图
Figure 8 FTIR spectra of adsorbents before（b）and
after（a）Cd2+adsorption
花生壳（A-吸附前；B-吸附后）；花生壳生物炭（C-吸附前；D-吸附后）
PS（A-Before; B-After）; PSB（C-Before; D-After）
-C≡C-和-C≡N、-OH、-R等官能团络合能力要强，
而与本文实验结果 PSB 比 PS 的去除效率和吸附容
量都要高似乎相矛盾。我们推测这种情况除 PSB比
PS比表面积大与PSB材料呈碱性之外，可能还与单
位质量材料表面的官能团密度相关，即影响生物质
或生物质基材料对重金属离子的吸附量取决于材料
的官能团种类外，还与官能团的密度、比表面积等综
合因素相关。
3 结论
（1）PS 和 PSB 对 Cd2+有良好的吸附去除性能。
最佳吸附去除的 pH范围为 4.0~8.0；在 pH为 5.0、
Cd2+溶液浓度为 10 mg·L-1、吸附剂为 4 mg·mL-1时，PS
的去除效率为 93.33%，PSB的去除效率为 99.51%。等
温吸附模型拟合结果表明，最大理论吸附量分别为
26.88、28.99 mg·g-1。
（2）Freundlich 吸附模型与 Langmuir 吸附模型
均能较好地描述 PS和 PSB对 Cd2+的等温吸附过程。
SEM电镜扫描和 FTIR 图谱分析表明，PS 和 PSB 对
镉的吸附主要为多分子层的表层络合吸附去除，PS
参与络合反应的主要官能团为-CHO、-C=O、-OH、
-P=O，PSB 参与络合反应的主要官能团为-C=C-、
-C≡C-、-C≡N和-OH等。
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Wavenumber/cm-1
90
80
70
60
50
Ta
ns
m
iu
an
ce
/%
4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 500
（A）
（B）
34
21
34
19
29
39
29
21
23
58
23
60
16
52 14
96
16
46 14
98
10
56
90
6
56
1
55
989
6
10
66
PS
Wavenumber/cm-1
90
80
70
60
50
40
30
20
10
Ta
ns
m
iu
an
ce
/%
4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 500
（D）
（C）
34
46
34
46
11
47
23
60
15
75
13
84
15
58
13
84
61
7
75
4
56
8
56
3
74
6
89
2
82
1
89
6
81
9
11
49 -6
20
PSB
2028
第 32卷第 1期2014年 10月2014 10
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