納米鐵去除水體中鎘的反應動力學、吸附平衡和影響因素

黃園英 ，王倩 ，湯奇峰 ，劉久臣 ，陳翠柏，劉斯文 *

1. 國家地質實驗測試中心，北京 100037；

2. 自然資源部生態地球化學重點實驗室，北京 100037；

3. 中國地質大學水資源與環境學院，北京 100083；

4. 青島聚創環保設備有限公司，山東 青島 266043

隨著工業發展，大量重金屬排入土壤及河流、湖泊和海洋等水體中，危害土壤、水生生態環境（Axtell et al.，2003；Amarasinghe et al.，2007；陳程等，2010）。在這些重金屬中，鎘尤為突出。鎘（Cd）主要是通過石油燃燒、金屬生產、磷肥施用、染料和液晶屏（Sharma，2008；Alloway et al.，1999；Perez-Marin et al.，2007）等途經進入環境中。在我國，重金屬已導致土壤和水嚴重污染。Cd被列為人類致癌和致畸形物質，有研究表明Cd進入人體后首先造成對腎功能的損傷，進而引起肺、肝、骨、生殖器官的損傷，嚴重時可導致癌癥的產生（Mahalik et al.，1995）。世界衛生組織（WHO）規定飲用水中 Cd濃度不能超過 0.003 mg·L-1（WHO，2008）。由于 Cd污染的普遍性和低的飲用水標準，所以必須發展一些技術去除污染水體中Cd。

目前，含鎘廢水實用處理技術包括化學沉淀法（邵紅艷等，2018；常艷麗，2013）、鐵氧體法（商娟等，2017；Wen et al.，2017）、離子交換法（車榮睿等，1994）、電絮凝法（孔茜，2009）、膜分離法（Mathilde，2004）、吸附法（符云聰等，2018；Qasemi et al.，2018）等。處理含鎘廢水技術方法很多，但各有優點和不足，含鎘廢水要達到低濃度或零排放標準則需對一些新穎且具有廣闊應用前景的方法加大科研力度。吸附法能夠高效去除低濃度重金屬，且具有易操作、高選擇性、低成本等優點，因此其是重金屬最有應用前景的分離和凈化方法（King et al.，2007；Fazlzadeh et al.，2017；Shams et al.，2016）。近年來，納米零價鐵（nano zero valent iron，nZVI）將污染物還原去除成為了一個非?；钴S研究領域（Boparai et al.，2011；Leili et al.，2018；黃園英等，2014）。納米零價鐵具有較強還原能力，可把在金屬活動順序表中排于其后的金屬置換出來而沉積在鐵表面從而達到去除污染的目的（Westerhof et al.，2003）。大量研究表明，與普通鐵粉和鐵屑相比，nZVI具有粒徑小，比表面積大，反應活性高的特點。因此，nZVI用于環境污染物治理已成為一種新技術。

目前國內有關納米鐵去除水體中Cd吸附行為和動力學方面研究報道較少。本研究通過批實驗考察nZVI對Cd2+吸附反應動力學和等溫吸附平衡過程，并探討了nZVI對Cd2+去除效果的主要影響因素（包括反應液初始pH、反應時間、nZVI投加量和重金屬初始質量濃度等），研究結果將有助于更好地評估nZVI對重金屬去除，尤其是對含鎘污染場地治理實際應用的可行性。

1 材料與方法

1.1 納米鐵制備

室溫，磁力攪拌器攪拌條件下，將1.6 mol·L-1NaBH4溶液逐滴加入到等體積1.0 mol·L-1FeCl3溶液中，待所有NaBH4溶液加完后，繼續反應15 min，便可獲得納米鐵顆粒，Fe3+被還原的過程如下：

通過上述反應，將獲得的黑色鐵顆粒分別用大量除氧去離子水和無水乙醇洗2—3遍，于50 ℃烘箱中放置過夜，置于干燥器中保存備用，以上所有操作都在氮氣流中進行（黃園英等，2014）。利用比表面與孔隙度分析儀通過氮氣吸附法測得納米鐵顆粒比表面積。通過透射電鏡（TEM）和掃描電鏡（SEM）可觀察納米鐵顆粒大小分布特征和微型貌，見圖1。

1.2 主要儀器和試劑

儀器：H-8100型透射電子顯微鏡（日本日立公司），Quanta FEG 450型熱場發射環境電鏡（美國FEI公司），Autosorb-1型比表面與孔隙度分析儀（美國康塔儀器），SHA-B型數顯水浴恒溫振蕩器（江蘇金壇市榮華儀器），DHG-9070A型干燥箱（上海一恒科技有限公司），C-MAG HS4S25型磁力攪拌器（德國IKA公司），AP-9908S型真空泵（天津奧特賽恩斯儀器有限公司），TJA-IRIS-Advantage型電感耦合等離子體光譜儀（美國Thermo公司）。

試劑：FeCl3、NaBH4、Cd(NO3)2和NaOH都為分析純，濃HCl為優級純，無水乙醇為色譜純。

所有玻璃器皿在使用前均用 1:1 HNO3浸泡48 h，分別用自來水和去離子水沖洗數次，陰干，備用。

實驗中所有含鎘水溶液為模擬廢水，均由分析純Cd(NO3)2試劑配制而成。

1.3 nZVI的吸附試驗

1.3.1 動力學吸附試驗

為了研究nZVI對Cd2+吸附動力學性質，將1.00 g·L-1nZVI投加到 100 mL初始質量濃度為 75 mg·L-1Cd2+模擬廢水中，反應瓶為140 mL玻璃瓶，用密封蓋將每個反應瓶封口后放入(25±1) ℃水浴中振蕩，振蕩速率為130 r·min-1，同時以不加入納米鐵顆粒的反應瓶做平行實驗（即為控制樣），每隔一定時間取上層清液，經離心和尼龍 66孔徑為0.45 μm微孔濾膜過濾后用ICP-AES測定Cd2+的質量濃度。

1.3.2 等溫吸附試驗

等溫吸附實驗數據可用于判定吸附機理。通過等溫吸附實驗可獲得不同等溫吸附模型，包括Langmuir、Freundlich和Temkin模型。采用批試驗方式，進行了Cd2+等溫吸附平衡試驗研究。吸附平衡試驗主要通過改變Cd2+不同初始質量濃度，范圍為75—350 mg·L-1，反應瓶為50 mL帶活塞的磨口三角瓶，然后向各反應瓶中加入0.04 g新鮮合成的納米鐵，反應液體積為40 mL，即納米鐵質量濃度為1.0 g·L-1，將反應瓶置于(25±1) ℃水浴振蕩器中，振蕩速率為130 r·min-1，分別在0、48 h取上層清液，經離心和0.45 μm微孔濾膜過濾后用ICP-AES測定Cd2+濃度，每克納米鐵吸附鎘質量記為qe，可由下式計算獲得：

圖1 納米鐵微觀圖像Fig. 1 Images of nanoscale Fe particles

此處，Ci和 Ce分別為 Cd2+的起始濃度和平衡濃度；m為納米鐵質量（0.04 g）；V為反應液體積（0.04 L）。

每個樣品都設置2個平行樣，文中數據為兩者平均值，誤差通過誤差棒表示。

1.3.3 主要影響因素

采用批實驗，探討反應液中 Cd2+初始質量濃度、nZVI投加量、反應液初始pH對去除率的影響。Cd2+的去除率（η）用下式計算：

式中，t為反應時間（min）；C0為初始質量濃度（mg·L-1）；Ct為 t時刻時水中 Cd2+質量濃度（mg·L-1）。

1.4 吸附動力學模型

1.4.1 準一級反應動力學

準一級反應動力學方程用來描述發生在固-液界面間的吸附（Ho，2004）。假設一個重金屬離子占據一個納米鐵吸附位：

此處A代表納米鐵表面沒有被占據的吸附位，k1為準一級反應動力學速率常數（t-1）。該常數能夠通過準一級反應方程獲得，計算式如下：

式中，qe和qt分別為重金屬離子在達到吸附平衡和t時刻的吸附量（mg·g-1）；k1為準一級反應動力學速率常數（t-1）。通過積分和邊界條件（當t=0時，qt=0，t=t時，qe=qt）由式（3）可推導出：

一級反應動力學認為吸附位被占據速率與未被占據位數量成正比關系。k1和qe可通過ln(qe-qt)與時間t線性關系方程的斜率和截距獲得。

1.4.2 準二級反應動力學

準二級反應動力學速率主要用于分析發生在溶液體系中的化學吸附動力學過程（Azizian，2004；Ho，2006）。假設一個Cd2+占據兩個納米鐵吸附位，通過化學鍵（包括共價鍵或離子鍵）作用發生化學吸附。吸附速率方程如下式：

(Z)0和(Z)t分別為達到吸附平衡和t時刻吸附材料被占據的活性反應位數。而驅動力，(qe-qt)與可獲得的活性反應位成正比關系，由此可推導出準二級反應速率線性方程表達式如下（Ho，2006）：

t/qt與t呈線性關系。式（6）中，qt和qe分別為t時刻和達到吸附平衡時納米鐵對重金屬的吸附量（單位 m g·g-1）；當 t →0 時 ，為起始吸附速率。

1.5 等溫吸附模型

單位質量納米鐵對鎘吸附量記為qe（mg·g-1），對 qe與達到吸附平衡時溶液中鎘的濃度 Ce（mg·L-1）相關關系分別作 Langmuir、Freundlich 和Temkin等溫吸附曲線。

1.5.1 Langmuir

Langmuir等溫吸附方程為：

式中，KL（L·mg-1）為Langmuir常數；qm（mg·g-1）為單層表面對鎘離子最大吸附量。

1.5.2 Freundlich

Freundlich等溫吸附方程為：

對于某個吸附-解吸系統來說KF和n應為常數，并可通過logqe-logCe曲線回歸方程獲得。

1.5.3 Temkin

Temkin等溫吸附模型表示因吸附質間相互作用，所以吸附熱隨吸附劑吸附位覆蓋率增加而呈線性降低。Temkin等溫模型方程為：

式中，b是與吸附熱相關的 Temkin常數（J·mol-1）；KT為 Temkin 吸附常數（L·g-1）；R 為氣體常數，8.314 J·mol-1·K-1；t為反應時間；T 為絕對溫度。

1.6 粒內擴散方程

粒內擴散方程為：

式中，ki是粒內擴散速率常數（mg·g-1·min0.5）；C為截距。

2 結果與分析

2.1 納米鐵顆粒表征

圖 1a為納米鐵透射電鏡（TEM）微型貌圖，圖1b—圖1d分別為放大3萬和1萬倍的自制納米鐵掃描電鏡（SEM）微型貌圖，由圖1a TEM可清晰看出納米鐵主要表現為顆粒球狀。由 SEM 微型貌圖（圖 1b—圖 1d）可知，納米鐵主要以顆粒狀和纖維狀存在，并且形成網狀結構，直徑范圍為20—40 nm，表明在納米鐵合成過程中，無水乙醇對抑制納米鐵顆粒團聚具有明顯分散效果，因而有利于大幅度提高納米鐵顆粒比表面積。實驗室合成的納米鐵顆粒比表面積為49.16 m2·g-1，比商用的微米級鐵顆粒高1—2個數量級。

2.2 反應時間和吸附動力學

通常，反應時間將影響污染物吸附量。一般在達到吸附平衡前，隨著反應時間延長，吸附量逐漸增加，但達到吸附平衡后，延長反應時間，吸附量基本保持穩定，因此需要通過實驗確定達到吸附平衡時間。

反應時間t對Cd2+吸附量影響如圖2所示。圖2表明在反應0.5 h時，nZVI對Cd2+吸附量快速增加至41.00 mg·g-1，這是由于此時nZVI吸附位都是空缺的，Cd2+很容易占據這些吸附位。隨著反應時間延長，nZVI對 Cd2+吸附量逐漸增加，但吸附速率越來越小。振蕩24 h后，水溶液中Cd2+質量濃度變化很小，反應基本達到平衡，因此nZVI吸附Cd2+達到平衡時間定為24 h，為了確保有足夠反應時間，本吸附實驗結束時間為48 h。在達到吸附平衡之前，振蕩時間越長，吸附量越大。

圖2 反應時間對納米鐵吸附Cd2+的影響Fig. 2 Effect of reaction time on Cd2+ uptake by nZVI

2.2.1 準一級反應動力學

圖3 nZVI吸附Cd2+的準一級反應回歸曲線Fig. 3 Pseudo-first-order kinetic model fitting for Cd2+ adsorption onto nZVI

根據準一級反應動力學模型，繪制 ln(qe-qt)-t曲線（見圖3），得到該反應條件下nZVI對Cd2+準一級反應動力學方程：ln(qe-qt)=-0.078t+3.031。

由回歸方程可獲得準一級反應速率常數k1=0.078 h-1，相關系數=0.737，由回歸方程計算得到qe，cal(20.71 mg·g-1)與實驗測得qe，exp(73.48 mg·g-1)，其非線性，因此認為nZVI對Cd2+吸附過程并不符合準一級反應動力學模型。

2.2.2 準二級反應動力學

根據二級反應動力學模型，繪制t/qt-t曲線（見圖4），得出該反應條件下nZVI對Cd2+的二級反應動力學方程：t/qt=0.013t+0.007。

圖4 nZVI吸附Cd2+的準二級反應回歸曲線Fig.. 4 Pseudo-second-order kinetic model fitting for Cd2+ adsorption onto nZVI

由式（6）得二級反應速率常數k2=0.024 mg·(g·h)-1，相關系數r2=0.999，由式（6）計算得到的qe，cal（76.92 mg·g-1）與實驗測得的qe，exp（73.48 mg·g-1），，因此認為nZVI對Cd2+的吸附過程適合二級反應動力學模型，同時說明 nZVI對 Cd2+吸附是通過化學作用吸附在 nZVI表面。

2.3 等溫吸附模型

以Ce為橫坐標，Ce/qe為縱坐標作圖，Langmuir等溫吸附模型Ce/qe-Ce關系見圖 5，線性回歸方程為Ce/qe=0.0039Ce+0.0819（r2=0.9953），Freundlich模型 logqe-logCe線性關系見圖 6，回歸方程為logqe=0.4106 logCe+1.5281（r2=0.9483），由此方程可知，KF=33.73，n=2.4。因此本實驗數據能夠很好地符合Langmuir和Freundlich模型，且Langmuir方程比Freundlich更具有代表性。由Langmuir方程可獲得納米鐵對鎘離子最大吸附量qm為 256.4 mg·g-1。

圖5 納米鐵對Cd2+ Langmuir吸附等溫曲線Fig. 5 Langmuir isotherms for adsorption of Cd2+ on NZVI

圖6 納米鐵對Cd2+ Freundlich吸附等溫曲線Fig. 6 Freundlich isotherms for adsorption of Cd2+ on NZVI

Temkin吸附模型的lnCe-qe線性關系見圖7，線性回歸方程為qe=55.295 lnCe-41.588，線性相關系數r2=0.9666，表明吸附質與吸附劑之間是化學吸附。

圖7 納米鐵對Cd2+ Temkin吸附等溫曲線Fig. 7 Temkin isotherms for adsorption of Cd2+ on NZVI

2.4 主要影響因素

2.4.1 初始質量濃度

初始質量濃度發揮著重要作用，作為一個驅動力來克服傳質阻力，金屬離子在溶液與吸附劑表面之間發生運移。然而當功能團表面可獲得的活性位達到飽和時，將進一步阻止金屬離子的吸附。如圖8所示，Cd2+去除率隨初始質量濃度增大而減小，初始質量濃度由 45 mg·L-1增加到 92 mg·L-1時，去除率由99.88%下降到76.62%；反應平衡吸附量隨Cd2+初始質量濃度的增大而增大，反應進行48 h時，由 44 mg·g-1增大到 79 mg·g-1，這主要是由 Cd2+離子對吸附劑表面吸附位驅動力增加所引起（Kumar et al.，2010）。當 Cd2+初始質量濃度低時，吸附點位足夠多，就會發生完全吸附。然而，Cd2+質量濃度高時，吸附點位相對不足，吸附點位容易達到飽和，Cd2+吸附率就會減小。

圖8 起始濃度對納米鐵吸附Cd2+影響Fig. 8 Effect of initial concentration on Cd2+ uptake by nZVI

2.4.2 nZVI投加量

nZVI作為反應材料，其表面反應點位直接影響反應速率，nZVI質量和表面狀況（如反應位數量、表面積質量濃度、表面氧化膜等）在反應體系中起重要作用。本實驗通過改變參加反應材料質量來研究nZVI投加量對去除Cd2+影響。

實驗中 Cd2+初始質量濃度為 78.02 mg·L-1，nZVI投加量分別為 0.50、0.75、1.00、1.25 g·L-1，其他基準條件不變，結果見圖 9。實驗結果表明：隨著nZVI投加量增加，Cd2+去除率增大，在nZVI投加量大于1.00 g·L-1時，Cd2+去除率基本不變。因此，考慮成本因素，確定投加量為1.00 g·L-1。隨著nZVI投加量增加，吸附速率也明顯增加，但每克納米鐵對鎘吸附量降低，這結果表明獲得的吸附位或功能團隨著吸附劑增加而增大。當金屬離子濃度固定時，吸附劑投加量降低，吸附劑與重金屬離子之間更容易發生相互作用。另外，鎘離子吸附量隨鎘離子初始質量濃度增加而增大，但是吸附速率隨著Cd2+濃度增加而降低。

圖9 nZVI投加量對納米鐵吸附Cd2+影響Fig. 9 Effect of adsorbent dosage on Cd2+ uptake by nZVI

2.4.3 初始pH

溶液pH是影響吸附劑表面與重金屬功能團比例的重要參數之一，眾所周知，H+與鎘離子（主要是 Cd2+和 CdOH+）存在競爭吸附（Benjamin，2002），因此考察pH范圍對Cd2+去除效果影響程度是非常必要的。為了考察pH對納米鐵吸附Cd的影響，吸附試驗Cd2+初始質量濃度為75.7 mg·L-1，溶液pH初始變化范圍為 1—7之間，其他條件不變。實驗前，分別用l mol·L-1NaOH和HCl來調節反應液初始pH值。圖10為反應液初始pH分別為(1.7±0.2)、(4.5±0.2)、(7.1±0.2)時，nZVI對 Cd2+吸附速率影響，反應過程中不調節溶液pH。由圖10可看出在pH為1.7—7.1時，Cd2+去除率隨pH增加而增大。pH為(1.7±0.2)時，觀察到反應一段時間后大部分納米鐵溶解，因此去除率會出現先增大后減小的現象，48 h去除率僅為3.4%。在低pH值條件下，吸附劑表面被H+緊密相連，由于排斥作用阻礙金屬離子靠近。而當pH在4.5時，吸附量有明顯快速增加，48 h去除率達82%。在堿性條件下，吸附劑表面帶更多負電荷，隨著pH增加靜電排斥作用逐漸降低。如果pH更高，越來越多H+與OH-結合產生H2O：在溶液中有Cd2+和Cd(OH)+存在，Cd2+增加或許是由于產生了陽離子水解Cd(OH)+?？紤]到當pH大于7時，Cd2+將生成Cd(OH)2沉淀，所以本實驗選擇pH范圍為酸性和近中性條件。因此pH是一個重要影響因素，實際應用過程中要予以重視，比較適宜的溶液pH為中性。

圖10 初始pH對納米鐵吸附Cd2+影響Fig. 10 Effect of initial pH on Cd2+ uptake by nZVI

3 討論

3.1 兩種反應動力學模型

動力學模型有利于理解金屬吸附機理和評價吸附劑對金屬離子去除效果。用來描述重金屬去除動力學過程的動力學模型有很多。通過對準一級反應動力學和準二級反應動力學進行比較，發現準二級反應動力學模型獲得的線性相關系數r2為0.999，遠高于準一級反應動力學模型獲得的線性相關系數r2（0.737）。而且由準二級反應動力學模型計算和實驗所獲得的吸附量具有很好的一致性，其非線性χ2為0.15，遠小于準一級反應動力學方程計算的134.5，這表明鎘的吸附符合準二級反應動力學模型，同時說明nZVI對Cd2+的吸附是通過化學作用吸附在nZVI表面。這與許多學者用其他吸附劑對Cd2+進行吸附得到結論相似（Perez-Marin et al.，2007；Benguella et al.，2002；Soltani et al.，2009）。

3.2 3種吸附等溫模型

吸附等溫模型是用來判斷吸附機理的最重要依據，且可獲得不同的等溫吸附方程和參數。本研究共應用了Freundlich、Langmuir和Temkin 3種吸附等溫模型模擬納米鐵顆粒吸附Cd2+過程，通過比較其相關系數來確定哪種模型最合適。Freundlich等溫吸附常數KF為33.73，n為2.4，線性相關系數r2為0.9483；而Langmuir等溫曲線獲得的線性相關系數r2為0.9953，表明納米鐵顆粒吸附Cd2+能夠很好地符合Langmuir和Freundlich模型，且Langmuir方程比Freundlich更具有代表性。n＞1被認為是L型等溫吸附，表明吸附劑對被吸附物質具有很好的吸附性能，且為化學吸附。由 Langmuir方程可獲得納米鐵對Cd2+最大吸附量qm為256.4 mg·g-1。這明顯比文獻中曾報道過許多吸附劑最大吸附量要高很多，比如活性炭（3.37 mg·g-1）（Perez-Marin et al.，2007），赤鐵礦（4.94 mg·g-1）（Tan et al.，2009），小麥莖稈（11.6 mg·g-1）（Benguella et al.，2002），甲殼質（14.7 mg·g-1）（Meng et al.，2009），有機廢料（48.3 mg·g-1）（Soltani et al.，2009），骨炭（64.1 mg·g-1）（An et al.，2001），垃圾灰（100.25 mg·g-1）（Qasemi et al.，2018），活性污泥（204.1 mg·g-1）（Singh et al.，1998），生物錳氧化物（229.3 mg·g-1）（Cheung et al.，2001）。

Temkin吸附模型線性曲線非常適合，相關系數主要用于判斷被吸附物質與吸附劑之間是否為化學吸附。r2線性相關系數≥0.95，這進一步表明納米鐵對Cd2+吸附過程是化學吸附。

3.3 吸附機理

許多研究者就納米鐵對重金屬離子去除機理已進行了較深入探討，重金屬去除機理主要取決于重金屬標準電位，通常包括吸附、還原和沉淀或 2種作用機理同時存在。鐵標準電勢為-0.41 eV，其他重金屬的標準電勢一般與鐵標準電勢（-0.41 eV）接近或更高一些。例如，在25 ℃時，Cd2+的標準電勢為-0.40 eV，這與零價鐵的標準電勢非常接近（-0.41 eV），所以從熱力學角度認為納米鐵主要是通過化學吸附作用去除Cd2+，吸附速率受表面吸附控制（Li et al.，2006；Boparai et al.，2011）。當有溶解氧存在時，溶解氧作為強氧化劑導致鐵快速發生腐蝕。納米鐵與溶液中H2O發生反應，生成亞鐵離子（Fe2+）同時導致 pH 升高（Fe0+O2+2H2O→2Fe2++4OH-）（Qiao et al.，2018），有利于鎘的固定。

納米鐵對 Cd2+吸附過程主要包括下面 3個步驟：（1）通過液膜擴散作用，溶液中大量被吸附的物質遷移到吸附劑表面；（2）顆粒內擴散作用，被吸附物質向吸附劑顆?？紫秲炔繑U散；（3）被吸附物質在吸附劑內部活性基位置發生吸附作用。由于此吸附過程是非?？斓?，假設它不會影響整個反應動力學，因此，吸附過程快慢主要由液膜表面擴散或顆粒內的擴散速度所控制。根據這個模型，假如吸附過程中包含顆粒內擴散，那么qt與t0.5應該呈直線變化關系，若該直線通過原點，則表明顆粒內擴散是控制吸附過程的限速步驟；也有人認為當qt與t0.5呈多種線性關系，主要由兩個或更多步驟控制整個吸附過程（Chen et al.，2009）。而本研究中qt與t0.5關系見圖11，納米鐵對Cd2+的吸附呈多級線性關系，主要由3個階段組成。起始階段代表表面或膜擴散，第2段線性部分代表逐步吸附階段，粒內或孔隙擴散控制了吸附速率，第3段表示最后達到吸附平衡階段。這表明有3個過程控制了整個吸附速率，但在每個時間段都僅有一個過程控制吸附速率。粒內擴散速率ki可以通過第2段線性部分計算。第2部分截距C值大小與臨界面厚度有關，截距越大表明表面擴散在控制速率方面影響越大（Kavitha et al.，2007）。

圖11 納米鐵吸附Cd2+粒內擴散曲線Fig. 11 Intraparticle diffusion plots for Cd2+ adsorption on nZVI

對于金屬離子在溶液和吸附劑表面運移過程中，金屬離子起始濃度作為一種驅動力在克服質量傳輸阻力方面發揮著重要作用。然而當功能團表面吸附位達到飽和時，這也將阻止了金屬離子進一步吸收（Arief et al.，2008）。

4 結論

本研究結果表明，納米鐵可作為污染水體中Cd2+有效去除的吸附劑之一。通過采用準一級和準二級動力學模型對吸附過程進行了模擬，結果表明nZVI吸附 Cd2+過程符合準二級反應動力學模型。吸附機理主要是化學吸附，膜擴散過程是吸附速度控制步驟。等溫吸附過程能夠很好地符合Langmuir和 Freundlich模型（R2＞0.95），且 Langmuir方程比Freundlich更具有代表性，表明納米鐵對Cd2+吸附為單層覆蓋，最大吸附量為 256.4 mg·g-1，吸附平衡數據也能夠很好地適合 Temkin方程，進一步表明納米鐵對Cd吸附是化學吸附過程。

同時通過探討影響納米鐵吸附 Cd2+快慢主要因素，可得出以下結論：

（1）當納米鐵投加量為 0.5—1.25 g·L-1，納米鐵投加量都與Cd2+去除率呈正相關，但當投加量達到一定值后，去除率并不再升高，考慮經濟成本，納米鐵最佳投加量建議為1.00 g·L-1。

（2）在鎘離子濃度為 45—92 mg·L-1范圍內，鎘離子的初始濃度高低將影響納米鐵對 Cd2+的去除速率，濃度越高去除速率也慢。

（3）在pH 2—7范圍內，納米鐵對Cd2+吸附隨pH增加而增大，當pH為近中性，吸附效果最佳。

總之，納米鐵因具有高的比表面積和高反應活性，其對水體中的鎘離子有很好的去除效果，且具有用量少、成本低廉、效率高且操作簡便等優點，所以納米鐵可作為水體中鎘離子有效去除的吸附材料之一。