李楠，龔友才，陳基權(quán)，粟建光，戴志剛，溫嵐

(中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院麻類研究所湖南長沙410205)

近年來我國人口增長，工業(yè)化、城市化進(jìn)程加快，煤、石油等化石燃料被過度依賴，化肥、農(nóng)藥在農(nóng)作物上被大量使用，城市生活固體廢棄物隨意填埋，生活污水任意排放，特別是采礦、冶金、化工、電子、制革等行業(yè)的迅猛發(fā)展所產(chǎn)生的大量廢水未經(jīng)嚴(yán)格處理被排放進(jìn)入江河湖泊，導(dǎo)致水體及土壤中的重金屬含量急劇升高［1］。2003年度7大水系409個(gè)重點(diǎn)監(jiān)測斷面中，38.1%的斷面滿足Ⅰ～Ⅲ類水質(zhì)要求，32.3%的斷面屬Ⅳ、Ⅴ類水質(zhì)，29.7%的斷面屬劣Ⅴ類水質(zhì)［2］。湖南吉首市湖泊由于工業(yè)廢水和生活污水的排放，河流污染物檢測結(jié)果表明，城市河流有18.46%的河斷面總Cd含量超過Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)［3］。重金屬含量超過國家標(biāo)準(zhǔn)。重金屬離子在環(huán)境中十分穩(wěn)定，不被生物降解，但是它被生物吸收、蓄積，甚至轉(zhuǎn)化成毒性更強(qiáng)的形態(tài)，通過飲水和食物鏈，對(duì)人類產(chǎn)生嚴(yán)重的危害。因此，去除排放廢水中的重金屬，減少重金屬進(jìn)入地表水和地下水已是水質(zhì)保護(hù)的重要內(nèi)容。

傳統(tǒng)處理含重金屬廢水的物理化學(xué)方法有很多，如化學(xué)沉淀法、離子交換法、吸附法等。但它們普遍存在一些問題和缺點(diǎn)。比如活性炭法，只能處理澄清的水，不能處理礦漿，設(shè)備必須防腐處理，當(dāng)廢水pH值高于9時(shí)，需加酸調(diào)節(jié)pH值，否則處理效果變差等［4］;硫化物沉淀法會(huì)產(chǎn)生H2S，在低pH條件下會(huì)揮發(fā)逸出;鐵氧體法是一種新型處理污水的方法，但它需要很大的能量消耗，硫酸亞鐵價(jià)格高，且它的設(shè)備大都從國外進(jìn)口，對(duì)于設(shè)備的安裝、調(diào)試、運(yùn)行管理都需要大量的人力物力［5］?？傊?，目前生產(chǎn)上重金屬廢水處理方法不僅成本高、能耗大，而且大多使用一些聚丙烯之類的高分子化合物，處理不當(dāng)，產(chǎn)生二次污染的可能性很高。而大量的研究表明，生物質(zhì)粉末大多具有一定的對(duì)重金屬吸附能力，因此尋找更加高效且無二次污染的治理重金屬廢水的生物材料成為目前的研究熱點(diǎn)，可再生、生物量大的天然植物吸附材料研究日益得到了環(huán)保工作者及相關(guān)企業(yè)的重視。

1 主要植物吸附材料與吸附效果

凡具有從溶液中分離金屬能力的植物體或者用其制備的衍生物統(tǒng)稱為生物吸附劑，可以說，絕大多數(shù)植物體粉末都對(duì)重金屬具有一定的吸附能力。國內(nèi)學(xué)者研究使用的植物材料主要有樹皮、果殼、鋸末、秸稈、蔗渣等。這些材料的共同點(diǎn)是:(1)物理結(jié)構(gòu)上孔隙度較高，比表面積大，可以與金屬離子發(fā)生物理吸附;(2)物質(zhì)組成上看，它們由富含羥基、羧基的纖維素、半纖維素、果膠質(zhì)的多糖類物質(zhì)和木質(zhì)素以及富含多羥基的酚類物質(zhì)如單寧、黃酮醇等物質(zhì)組成［6，7］，這些物質(zhì)可以通過離子交換、螯合等方式高效吸附金屬離子［8］。主要研究的植物材料及其主要作用物質(zhì)和吸附重金屬離子種類見表1。在吸附效果研究方面，鄭逢中等人［22］開展了4種紅樹植物(秋茄、紅海欖、白骨壤、桐花樹)對(duì)Cu2+、Pb2+、Ni2+、Cd2+的吸附研究。結(jié)果表明，白骨壤葉顆粒用于處理Pb2+2mg/L或 Cd2+2mg/L時(shí)，對(duì) Pb2+、Cd2+的吸附量分別可達(dá)0.342mg/g和0.298mg/g;對(duì)Cu2+、Ni2+的吸附，秋茄較強(qiáng)，桐花樹較弱，它們的吸附量分別相差1.78和1.66倍;在重金屬離子濃度2～5 mg/L范圍內(nèi)4種紅樹植物落葉顆粒制劑的吸附量隨重金屬離子濃度的提高而增大，但吸附率無顯著下降，表明他們對(duì)重金屬的吸附具有較大的潛在容量。中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院麻類研究所龔友才等人近年來與日本有關(guān)部門合作開展了植物吸附劑篩選工作，研究表明(結(jié)果待發(fā)表)，長果黃麻嫩梢葉片具有極好的對(duì)重金屬的吸附去除效果，不同品種之間具有較大差異，100目黃麻嫩梢葉粉末顆粒投入到重金屬Cd、Cu、Ni、Pb的濃度分別為10mg/L的溶液中，常溫下適度攪拌30分鐘，離心過濾后測得各重金屬去除率分別可達(dá)到Cd(90.0% ～99.8%)、Cu(85.2% ～98.1%)、Ni(60.0% ～80.2%)、Pb(96.0% ～99.4%)。此外，這些品種之間去除重金屬的效果差異也十分明顯，鮮葉去除重金屬效果最好。通過品種改良與篩選，黃麻嫩梢葉粉有望直接用于重金屬污水處理。由于長果黃麻嫩梢葉含有較多的粘性多糖，這種成份對(duì)于促進(jìn)黃麻粉末顆粒對(duì)重金屬的吸附具有十分明顯的效果，其機(jī)理有待進(jìn)一步研究。

國外學(xué)者也在開展植物吸附劑效果研究，Gardea－－Torresdey等人［23］取洗凈的苜蓿(alfalfa)莖和葉90℃烘干，研磨，過100目篩制得苜蓿顆粒作為實(shí)驗(yàn)材料，從水溶液中回收金，他們用與制備苜蓿莖、葉顆粒吸附劑相同的方法制備紫苜蓿(Medicago sativa)莖、葉顆粒制劑，該制劑在pH5.0，吸附5分鐘，對(duì)幾種金屬離子的吸附量分別為Cu2+368.5umolL/g、和Cr3+215.4umolL/g、Pb3+168.0umolL/g Zn2+56.9umolL/g、Ni2+49.2umolL/g、和 Ca2+40.3umolL/g。紫苜蓿經(jīng) 0.1mol/LHCl預(yù)處理后對(duì):Ca2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+和Zn2+的回收率可達(dá)90%，Cr3+的回收率僅為44%，在含有Ca2+、Mg2+、Na+濃度均為1000mg/L和Cu2+濃度為100ug/L的溶液中，該吸附劑對(duì)Cu2+的吸附不受 Ca2+、Mg2+、Na+的影響。

從上可知，很多植物材料都具有一定的重金屬吸附能力，但不同種類的植物及同一種類植物的不同品種之間存在較明顯的差異，必須經(jīng)過嚴(yán)格篩選才能在生產(chǎn)上利用。

表1 植物吸附材料及主要作用物質(zhì)和吸附的重金屬離子種類Tab.1 Plant absorption materials，main effective substances and types of heavy metal absorbed from waste water

2 植物吸附材料的預(yù)處理

天然植物材料的吸附效果大多難以達(dá)到高分子絮凝劑的吸附效果，直接應(yīng)用并不理想，進(jìn)行預(yù)處理是提高其吸附效果的重要途徑之一。對(duì)生物吸附劑進(jìn)行預(yù)處理的主要目的是:(1)使吸附劑表面去質(zhì)子化，活化吸附位點(diǎn);(2)改善吸附劑的化學(xué)性能。

馮寧川等通過表氯醇、硝酸銨、甲基丙烯酸接枝交聯(lián)化學(xué)改性橘子皮制成生物吸附劑對(duì)Cu2+進(jìn)行吸附，改性后最大吸附量可達(dá)289.0mg/L，是未改性橘子皮吸附量的6.5倍，說明橘子皮經(jīng)過改性處理后，化學(xué)穩(wěn)定性得到提高，吸附能力增強(qiáng)，是性能良好的Cu2+吸附劑［24］。梁莎［13］用黃酸鹽對(duì)橘子皮進(jìn)行改性，研究其對(duì)Pb2+的吸附效果，實(shí)驗(yàn)得出最大吸附量可達(dá)204.50mg/g，比未處理的橘子吸附量增加了150%。李小敏用不同的堿和酸改性的橘子皮纖維素，分別對(duì)重金屬溶液中的鉻、鋅、鈷、鎳，四種金屬離子進(jìn)行吸附實(shí)驗(yàn)。結(jié)果表明，改性后的吸附劑對(duì)Ni2+、Co2+、Zn2+、Cd2+最大吸附值分別為 1.28mol/kg、1.23mol/kg、1.21mol/kg 和 1.13mol/kg，比沒有改性的柑橘皮吸附值分別提高了95%、178%、60%、130%［24］。李小敏［25］用HCl對(duì)亞麻廢料進(jìn)行改性修飾，吸附率由38.03%提高到63.38%;趙暉等［9］對(duì)花生殼進(jìn)行了磷酸和硝酸兩種改性，研究其對(duì)金屬鉻的吸附效果，Cr6+的濃度為25mg/L、花生殼用量為1.0g、在20℃、150r/min的條件下，吸附進(jìn)行到100min時(shí)，硝酸改性和磷酸改性的吸附率分別達(dá)到71%和68%，而未改性花生殼只有11%。除了酸改性外，郭學(xué)益［26］等對(duì)柑橘皮加入MgCl2進(jìn)行改性形成新型吸附劑MgOP，與原始柑橘皮相比，改性后的材料對(duì) Cu2+、Cd2+、Pb2+、Zn2+和 Ni2+的最大吸附量有顯著提高，分別為 41、125、149、46和45mg/g，說明改性使得柑橘皮表面有效官能團(tuán)增加，與金屬離子結(jié)合能力增強(qiáng)。

在其它預(yù)處理方式中，還有熱反應(yīng)和破碎處理法，其中熱反應(yīng)法主要是改變吸附劑的化學(xué)性能;破碎處理法主要是使粒徑較大的吸附劑通過外力破碎，使粒徑大小適宜、均勻，從而提高吸附效率［26］。

3 影響植物材料吸附的主要因素

用植物吸附劑吸附重金屬離子是一個(gè)非常復(fù)雜的過程，受吸附劑和金屬離子的種類及各種外界操作因素等的影響，一般認(rèn)為pH值、溫度、時(shí)間、吸附劑粒徑、重金屬離子濃度和植物吸附劑的投入量等因素對(duì)重金屬的吸附效果有很大影響。研究影響植物吸附材料吸附的主要影響因素，在于找到生植物吸附劑的最優(yōu)吸附條件，以確保優(yōu)良穩(wěn)定的吸附效果。部分吸附材料對(duì)金屬離子的吸附處理作用詳見表2所示。

表2 影響植物材料對(duì)重金屬離子吸附的因素Tab.2 Influential factors on the adsorption of heavy metals with plant materials

3.1 pH 值

對(duì)大多數(shù)吸附劑而言，pH值是影響吸附量的決定性因素。金屬離子在不同的pH值時(shí)，會(huì)有不同的存在狀態(tài)，這將極大的影響吸附效果。比如，鉻在自然環(huán)境中通常只有三價(jià)和六價(jià)兩種穩(wěn)定價(jià)態(tài)。六價(jià)鉻的毒性比三價(jià)鉻約高100倍，可被還原為三價(jià)鉻［34］。Cr6+在較低的pH值下，吸附效果大大增加。趙暉等［9］通過對(duì)花生殼改性研究其對(duì)Cr6+的吸附性能，結(jié)果顯示，隨著pH值的升高，吸附率迅速降低，pH值為1.0時(shí)吸附率最大。

其它金屬，如銅、鉛、鋅、鎘，在低pH值或高pH值條件下，生物吸附效果都不理想，而在弱酸向弱堿轉(zhuǎn)變的過程中吸附量有明顯的增加，達(dá)到某一pH值時(shí)，吸附效果最理想。一般最佳pH值在5～8之間。當(dāng)溶液的pH值太低時(shí)，氫離子和金屬離子之間存在很強(qiáng)的競爭吸附，致使金屬離子的吸附效率下降。在高pH值條件下，重金屬離子會(huì)以不溶解的氧化物或氫氧化物微粒的形式存在，從而使吸附過程無法進(jìn)行。李蓮［31］研究了豆渣對(duì)Cd2+和Zn2+的吸附影響因素，認(rèn)為pH值在2～3時(shí)，去除率大幅上升，4～7時(shí)有很好的吸附效果。沈士德［36］等用改性桑枝粉對(duì)水中Cu2+的吸附進(jìn)行了研究，結(jié)果表明，pH值小于3時(shí)，吸附效率較低，隨著pH值的升高，吸附效率逐漸提高，到pH值為6.3時(shí)達(dá)到最高。馮寧川等［8］研究了pH值與化學(xué)改性橘子皮吸附Cu2+的吸附性能之間的關(guān)系，結(jié)果顯示，pH值對(duì)改性后的橘子皮的吸附容量影響很大。吸附容量在pH為2.0時(shí)達(dá)到最低，且隨著pH的增加而增加，最大的吸附率(94.6%)出現(xiàn)在pH為5.5時(shí)，以后隨著pH值的繼續(xù)增大，吸附容量降低。

3.2 重金屬離子濃度和生物吸附劑的投入量的比值

一般認(rèn)為重金屬離子的吸附過程與重金屬離子濃度和生物吸附劑的投入量之間的比值有關(guān)。在一定范圍內(nèi)，比值越高，去除率越高，直到達(dá)到飽和狀態(tài)。在吸附劑濃度一定的情況下，金屬離子的濃度越高，則吸附劑的表面吸附位點(diǎn)更容易被占滿，吸附劑的利用效率也較高，單位數(shù)量的吸附劑所吸附的金屬離子的量也較大。而當(dāng)重金屬離子初始濃度保持不變時(shí)，生物吸附劑的吸附能力則隨生物吸附劑投加量的增加而減小。因此，為了保證吸附劑的充分利用和重金屬離子的有效去除，需要適當(dāng)?shù)奶岣咧亟饘匐x子濃度和生物吸附劑的投入量之間的比值［9］。

目前大多數(shù)學(xué)者主要在討論，重金屬離子濃度和吸附劑投加量分別對(duì)去除率的影響，很少看到探討重金屬離子濃度和生物吸附劑的投入量之間的最適宜比值的研究。但是，郭學(xué)益等［26］對(duì)用MgCl2改性后的柑橘皮進(jìn)行了固液比(即指重金屬離子濃度和生物吸附劑的投入量的比值)的研究，結(jié)果表明，隨著固液比由3～6的增大，Cu2+、Cd2+、Pb2+、Zn2+和Ni2+五種金屬離子的吸附率均增大并逐漸趨于平緩。

3.3 吸附時(shí)間

大多數(shù)學(xué)者認(rèn)為吸附過程分為兩個(gè)階段:第一個(gè)階段為快速吸附階段，通常在幾十分鐘內(nèi)即可達(dá)到最終吸附量的70%左右，但是對(duì)于一些纖維素類的吸附劑來說，則需要更長時(shí)間;第二個(gè)階段為慢速吸附階段，在這一階段常常需要幾個(gè)小時(shí)才能達(dá)到最終吸附量。前者是一種快速的表面吸附;后者是重金屬離子向細(xì)胞內(nèi)轉(zhuǎn)移，受胞內(nèi)代謝、細(xì)胞擴(kuò)散過程的控制［l］。

譚光群等［29］對(duì)麥稈進(jìn)行吸附研究，結(jié)果表明麥稈吸附重金屬Pb2+和Cr3+的速度很快，60min可達(dá)到吸附平衡，其中麥稈對(duì)Pb2+的吸附更快，10min時(shí)的吸附量達(dá)平衡吸附量的95%，30min時(shí)的吸附量達(dá)平衡吸附量的99%。余以剛［20］等對(duì)豆皮的吸附性能進(jìn)行研究，表明60min以內(nèi)吸附也達(dá)到了平衡，吸附率高達(dá)97.39%。適當(dāng)?shù)脑黾犹幚頃r(shí)間可有效去除重金屬，但時(shí)間的增加意味著進(jìn)行污水處理時(shí)池體需要相應(yīng)加大，這將增加成本，因此吸附的時(shí)間跨度選取也要適當(dāng)［9］。

3.4 吸附劑粒徑大小

吸附劑的粒徑大小是影響重金屬吸附的重要參數(shù)。吸附劑的比表面積因粒徑不同而差異很大，從而對(duì)吸附效率產(chǎn)生影響。大量研究表明，在平衡濃度較高情況下，小粒徑吸附劑(0.105～0.295mm)對(duì)各種金屬的單位吸附量均超過了大粒徑吸附劑(0.84～1.00mm)。鄭偉娜等［28］研究了谷殼的粒徑對(duì)鈾(Ⅵ)吸附的影響，結(jié)果顯示，當(dāng)谷殼粒徑為100～120目時(shí)，去除率最高，單位質(zhì)量谷殼的吸附量最大。賈娜娜等［27］研究了谷殼粒徑對(duì)Cu2+和Cd2+的吸附效果，結(jié)果表明，從10～100目，目數(shù)越大，去除率越高。這是因?yàn)榱綔p小，單位質(zhì)量谷殼表面積增大，對(duì)一定濃度的金屬離子所提供的吸附位點(diǎn)增多，有利于谷殼對(duì)金屬離子的吸附。但是，粒徑過小會(huì)增大過濾難度或沉降時(shí)間延長，所以實(shí)驗(yàn)過程中應(yīng)該結(jié)合考慮去除率和實(shí)際操作情況，選用適當(dāng)?shù)奈絼┝健?/p>

3.5 吸附溫度

溫度對(duì)不同的植物吸附劑的吸附效果影響不同，一般來說，在一定溫度范圍內(nèi)金屬吸附量隨溫度的升高而升高。陳貝貝［38］研究了溫度在香根草吸附六價(jià)鉻過程中的影響作用，實(shí)驗(yàn)中設(shè)計(jì)了35℃、45℃、55℃、65℃和75℃五個(gè)吸附溫度，結(jié)果顯示，去除Cr(Ⅵ)的速度隨溫度升高而加快，在75℃時(shí)，吸附完成僅需5h，而在35℃時(shí)則需84h。賈娜娜等［33］研究了在谷殼吸附Cr(Ⅵ)過程中溫度的影響作用，結(jié)果表明去除率和吸附量均隨著溫度的升高而增大，298K時(shí)去除率為84.2%，而318K時(shí)達(dá)到了98.1%，到328K時(shí)幾乎完全吸附?？梢姾芏辔竭^程都是吸熱反應(yīng)，溫度越高吸附越快。

但范春暉等［32］用低溫焚燒稻殼灰對(duì)Cr(Ⅵ)吸附時(shí)發(fā)現(xiàn)，5℃、10℃、15℃和20℃條件下，10℃時(shí)的吸附量和去除率降到最低，推測該研究中吸附量先減少后增加是多因素綜合作用的結(jié)果。不過升溫會(huì)增加運(yùn)行成本，因此用植物吸附劑來吸附金屬離子的過程中不宜用高溫操作，室溫即可。

4 植物材料對(duì)重金屬的吸附機(jī)理

對(duì)于吸附機(jī)理的研究，一直是國內(nèi)外學(xué)者探索的熱點(diǎn)。由于植物吸附材料本身結(jié)構(gòu)及組成的復(fù)雜性決定了它結(jié)合金屬離子方式的多樣性，大多數(shù)學(xué)者認(rèn)為，植物吸附材料對(duì)重金屬離子的吸附是多種成份及其結(jié)構(gòu)與重金屬離子發(fā)生綜合作用的結(jié)果，其作用機(jī)理主要有細(xì)胞壁表面絡(luò)合、離子交換、無機(jī)微沉淀、氧化還原等。

4.1 表面絡(luò)合

4.2 離子交換

離子交換是指重金屬離子與細(xì)胞壁上的另一種陽離子發(fā)生換位而吸附到細(xì)胞上的過程［35］。細(xì)胞吸附重金屬離子的同時(shí)，伴隨有其它陽離子的釋放。據(jù)文獻(xiàn)［41］報(bào)道，在非活性褐藻吸附Co2+的試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)溶液中的H+、Ca2+、Mg2+等離子增多，當(dāng)溶液中只有非活性褐藻而沒有Co2+時(shí)，在23℃和pH=4.0的條件下，每38mgCa2+/g生物量(干重)中僅有1mgCa2+/g生物量從細(xì)胞進(jìn)入了溶液;而當(dāng)溶液中含有Co2+時(shí)，吸附Co2+后的細(xì)胞上只有4mgCa2+/g生物量，經(jīng)電鏡、紅外光譜和X－射線能譜儀分析證明這是金屬離子與H+、Ca2+、Mg2+發(fā)生離子交換的結(jié)果。Dhakal［42］等在研究改性后的橘子皮對(duì)水溶液中重金屬離子的吸附時(shí)發(fā)現(xiàn)，吸附后溶液的pH降低，這說明重金屬與橘子皮高分子表面上的H+發(fā)生了交換作用。Parajuli［43］等用交聯(lián)木質(zhì)素吸附重金屬離子，發(fā)現(xiàn)吸附過程受溶液pH的影響，吸附機(jī)理遵循陽離子交換機(jī)理。但Brady［44］研究發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)吸附溶液中金屬離子時(shí)，交換下來的離子總量與金屬離子的總吸附量相比只是很小的一部分，此現(xiàn)象表明離子交換并非主要吸附機(jī)理。

4.3 無機(jī)微沉淀

無機(jī)微沉淀是指重金屬離子通過物理化學(xué)作用在細(xì)胞壁上形成無機(jī)物沉淀的過程。通常重金屬離子將以硫鹽、磷鹽、碳酸鹽或氫氧化物等形式通過晶核作用在細(xì)胞壁沉淀下來，以達(dá)到去除廢水中重金屬離子的目的。Aloysius［24］等通過電鏡掃描和EDAX譜線分析后認(rèn)為根霉屬菌吸附Cd2+后，細(xì)胞壁中間出現(xiàn)的電子密集區(qū)是Cd3(PO4)2。也有報(bào)道某些金屬以硫酸鹽、碳酸鹽或磷酸鹽等的形式在細(xì)胞壁活細(xì)胞內(nèi)部沉積［45］。

4.4 氧化還原

生物體根據(jù)自身的氧化還原能力，將某些金屬改變價(jià)態(tài)后吸附到細(xì)胞上達(dá)到去除目的。據(jù)文獻(xiàn)［6］報(bào)道，普通小球藻對(duì)Au+有很高的親和力，且可用硫脲來解吸被吸附的金離子，但硫脲只與Au+絡(luò)合，光譜分析也證實(shí)只有Au+從細(xì)胞上解吸下來。隨著時(shí)間的延長，又發(fā)現(xiàn)細(xì)胞上有元素金存在，此時(shí)用硫脲只能解析12%金。這說明吸附在普通小球藻上的Au+可部分還原為元素金。

目前，這些機(jī)理主要依靠掃描電鏡、傅里葉紅外光譜儀、X射線光電子能譜儀等儀器設(shè)備進(jìn)行研究。比如范春暉等［46］用稻殼灰對(duì)Cr6+進(jìn)行吸附，掃描電鏡圖片表明，稻殼灰表面疏松多孔，吸附后，分布有眾多的光亮沉積物，推測無機(jī)微沉淀機(jī)制在Cr(Ⅵ)的去除過程中有重要貢獻(xiàn)。賈娜娜［33］等分析谷殼吸附水中Cr(Ⅵ)離子前后的紅外光譜圖發(fā)現(xiàn)，變化不大，只有3426㎝－1、2923㎝－1、1380㎝－1和466㎝－1處發(fā)生了一點(diǎn)移動(dòng)，官能團(tuán)種類沒有改變，說明吸附Cr(Ⅵ)離子后的谷殼結(jié)構(gòu)仍保持完整，其官能團(tuán)并沒有被破壞。

由于植物成分的多樣性，植物吸附的機(jī)理取決于植物吸附劑種類的特性。對(duì)不同的植物材料，其細(xì)胞壁主要組成成分的差異導(dǎo)致了吸附機(jī)理的不同。因此，對(duì)于每一種植物吸附劑我們都需要進(jìn)行全新的分析與探索。

5 展望

植物材料來源廣泛，價(jià)格便宜，在處理重金屬廢水方面具有明顯的成本優(yōu)勢，是以后處理重金屬廢水的重要材料。盡管生物吸附研究已有數(shù)十年，但其工業(yè)化步伐一直顯得很緩慢，距工業(yè)化應(yīng)用還有較大的距離。原因可以歸納為下面幾個(gè)方面:

1)目前還沒有找到一種吸附性能很好，不需要預(yù)處理、適宜在大規(guī)模工廠化生產(chǎn)上能直接應(yīng)用的可再生植物。

2)植物吸附劑投入后，如何加快吸附進(jìn)程，防止植物體本身的腐爛造成廢水二次污染的問題還有待深入研究。

3)植物吸附劑吸附重金屬后的產(chǎn)物如何進(jìn)行合理安全處理與處置的研究較少。

4)國內(nèi)研究主要集中在影響因素的探討上，對(duì)吸附機(jī)理的研究還很不透徹。

盡管植物吸附劑在吸附重金屬離子方面還存在各種問題，但它的應(yīng)用前景十分廣闊。在今后的研究中，充分利用生物學(xué)、植物學(xué)、環(huán)境科學(xué)、工程學(xué)理論，進(jìn)行多學(xué)科交叉研究，把植物吸附劑的選擇應(yīng)用做為一項(xiàng)系統(tǒng)工程進(jìn)行聯(lián)合攻關(guān)，找到替代目前使用的高分子絮凝劑的植物材料;充分了解植物材料的吸附機(jī)理及生產(chǎn)上所需的最適吸附條件;掌握吸附的解除及重金屬回收技術(shù);研究出適合植物材料吸附重金屬離子的機(jī)械設(shè)備及經(jīng)濟(jì)、高效的治理工藝，相信植物吸附劑會(huì)在不久的將來被大規(guī)模應(yīng)用于重金屬污水處理中。

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