高鐵酸鉀/高錳酸鉀改性生物炭對(duì)Cd2+的吸附研究

蔣子旸，徐敏，伍鈞

（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，成都611130）

Cd 是一種致癌的重金屬，其在環(huán)境中具有持久性、不可降解性等特點(diǎn)[1-2]。近年來，隨著我國工業(yè)化迅速發(fā)展，越來越多的廢水排入水體中，導(dǎo)致水體Cd污染日益嚴(yán)重，從而直接或間接地危害人類健康[3-4]。因此，采取相應(yīng)的措施對(duì)水環(huán)境中的Cd 污染進(jìn)行治理顯得十分必要。目前，去除水中Cd 的方法有膜分離法、化學(xué)沉淀法、氧化還原法、離子交換、電化學(xué)法以及吸附法[5-7]。吸附法因操作簡單、凈化高效、節(jié)省資源且不易產(chǎn)生二次污染物等特點(diǎn)，在重金屬廢水處理方面有一定的優(yōu)勢。

生物炭是生物質(zhì)在完全或部分缺氧情況下經(jīng)熱解產(chǎn)生的碳質(zhì)材料[8-11]，具有較大的孔隙度和比表面積[12]，且表面富含羧基、羥基、羰基等官能團(tuán)[13]。目前，研究表明大多農(nóng)林廢棄物制備的生物炭是有效的吸附劑，例如玉米秸稈[14]、核桃青皮[15]和花生殼[16]等。馬鋒鋒等[17]以小麥秸稈制備生物炭，研究其對(duì)Cd2+的吸附性能，結(jié)果表明小麥秸稈生物炭對(duì)Cd2+的最大吸附量為17.83 mg·g-1。

通過簡單熱裂解炭化產(chǎn)生的生物炭其官能團(tuán)、比表面積和孔隙度等有限[18]，對(duì)重金屬離子的吸附能力達(dá)不到實(shí)際需求。改進(jìn)生物炭吸附能力的方法包括酸堿活化、氧化、負(fù)載金屬等[19-25]。通過氧化和堿活化可以增加比表面積、含氧官能團(tuán)并豐富孔隙結(jié)構(gòu)。如Xue等[26]發(fā)現(xiàn)H2O2處理的花生殼生物炭對(duì)Pb2+的吸附量由處理前的0.88 mg·g-1上升至22.82 mg·g-1；沈王慶等[27]采用NaOH/KOH 對(duì)檸檬渣生物炭活化，發(fā)現(xiàn)活化后的檸檬渣生物炭比表面積和對(duì)Pb2+的吸附量均為活化前的3 倍。此外，通過負(fù)載金屬氧化物可增強(qiáng)生物炭對(duì)重金屬離子的吸附能力[28-29]。胡學(xué)玉等[30]將Fe3O4負(fù)載至玉米秸稈生物炭，制得的生物炭對(duì)Cd2+的吸附量比原先提高了1.8倍。

高錳酸鉀（KMnO4）具有強(qiáng)氧化性，分解能夠生成MnOx，目前被廣泛地應(yīng)用為改性試劑，且取得了良好的改性效果[31-33]。高鐵酸鉀（K2FeO4）是一種具備強(qiáng)氧化能力的鐵鹽，其氧化性強(qiáng)于高錳酸鉀，且溶于水分解生成KOH，因此，K2FeO4作為改性劑同時(shí)包含了氧化活化、鐵氧化物負(fù)載和KOH 活化的功能。然而，目前鮮有K2FeO4改性生物炭的相關(guān)研究。為此，本研究以酒糟生物炭（BC）為原料，以K2FeO4、KMnO4為活化劑，通過攪拌混合的方式制備負(fù)鐵生物炭（BCFE）和負(fù)錳生物炭（BCMN），分析其結(jié)構(gòu)性質(zhì)的變化，考察其對(duì)模擬廢水中Cd2+的吸附性能及吸附機(jī)理，為廢水中Cd 的去除提供理論及數(shù)據(jù)支撐，同時(shí)推進(jìn)生物炭的廣泛應(yīng)用。

1 材料與方法

1.1 生物炭的制備

酒糟取自四川省邛崍市某酒業(yè)有限公司。將酒糟風(fēng)干，于80 ℃烘箱中烘干，粉碎過100 目篩。粉碎后的酒糟置于馬弗爐中，在限氧條件下，600 ℃熱解2 h，待自然冷卻后取出，再次過100 目篩，制得酒糟生物炭，標(biāo)記為BC。

取50 g 酒糟生物炭于500 mL 燒杯中，分別加入250 mL 2%的KMnO4溶液、5 g K2FeO4粉末，逐步、分次加入高純水250 mL，同時(shí)用玻璃棒攪拌30 min，然后在80 ℃磁力攪拌器下攪拌6 h，置于105 ℃烘箱中烘干至質(zhì)量無變化，粉碎，過100 目篩。將上述樣品置于馬弗爐中，限氧條件下，600 ℃熱解1 h，待自然冷卻后取出，再次過100 目篩，制得高錳酸鉀改性生物炭、高鐵酸鉀改性生物炭，分別標(biāo)記為BCMN、BCFE。

1.2 生物炭性質(zhì)分析

采用高溫馬弗爐灼燒法測定灰分；利用pH 計(jì)測定生物炭pH 值；采用全自動(dòng)比表面積和孔隙度分析儀（ASAP2460，Mieromeritics，美國）分析生物炭比表面積和孔徑分布；采用Boehm滴定法測定生物炭表面酸堿基團(tuán)含量；以上的檢測數(shù)據(jù)均重復(fù)3 次。生物炭表面形貌與元素組成（C、O、K、Fe、Mn）采用掃描電子顯微鏡-能譜儀（MERLIN Compact，ZEISS，德國）分析；表面官能團(tuán)的分布變化情況，采用傅里葉變換紅外光譜儀（VERTEX 70，Bruker，德國）測定，采用KBr壓片制樣，掃描區(qū)域?yàn)?00～4 000 cm-1。生物炭礦物成分采用X 射線衍射儀（D8 Advance，Bruker，德國）分析。

1.3 吸附試驗(yàn)

1.3.1 不同材料對(duì)Cd2+的吸附試驗(yàn)

用CdCl2配制濃度為1 000 mg·L-1的Cd2+儲(chǔ)備液，于4 ℃下儲(chǔ)存。分別稱取0.05 g 的BC、BCMN、BCFE于50 mL 離心管中，加入20 mL 的20 mg·L-1的Cd2+溶液，采用0.1 mol·L-1的HNO3和0.1 mol·L-1的NaOH 調(diào)節(jié)溶液pH 值為6.0±0.1，以0.01 mol·L-1的NaNO3為支持電解質(zhì)。離心管于25 ℃、150 r·min-1下振蕩18 h，以4 000 r·min-1速度離心20 min，過0.45 μm 濾膜，用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，7700x，Agilent，美國）測定濾液中Cd2+的濃度。

1.3.2 吸附動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)

分別稱取0.05 g 的BC、BCMN、BCFE 于50 mL 離心管中，加入20 mL 20 mg·L-1Cd2+溶液，調(diào)節(jié)pH 值為6.0±0.1，振蕩，分別于5、20、40 min 和1、2、4、6、8、12、24 h 取樣，隨后離心20 min，過濾，用ICP-MS 測定濾液中Cd2+的濃度。

1.3.3 吸附等溫線試驗(yàn)

分別稱取0.05 g 的BC、BCMN、BCFE 于50 mL 離心管中，分別加入20 mL 濃度為2、10、20、40、60、80 mg·L-1的Cd2+溶液，調(diào)節(jié)pH 值為6.0±0.1，振蕩18 h，振蕩結(jié)束后，離心20 min，過濾后用ICP-MS測定濾液中Cd2+。

1.4 數(shù)據(jù)處理

吸附平衡時(shí)生物炭對(duì)Cd2+的吸附量計(jì)算公式為：

Qe=V ( p0-pe)/m

式中：Qe為生物炭平衡吸附量，mg·g-1；pe為溶液吸附平衡濃度，mg·L-1；p0為初始溶液中Cd2+質(zhì)量濃度，mg·L-1；V為溶液體積，L；m為生物炭烘干質(zhì)量，g。

吸附動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)采用Lagergren 準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程進(jìn)行擬合：

準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程：Qt=Qe(1-e-k1t)

準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程：Qt=Qek2t(1+Qek2t)

式中：Qt和Qe分別為t時(shí)刻的吸附量和平衡時(shí)的吸附量，mg·g-1；t為時(shí)間，h；k1為一級(jí)吸附速率常數(shù)，h-1；k2為二級(jí)吸附速率常數(shù)，g·mg-1·h-1。

等溫吸附數(shù)據(jù)用Langmuir 方程和Freundlich 方程進(jìn)行擬合，方程如下：

Langmuir方程：Qe=QmKLpe/ (1+KLpe)

Freundlich方程：Qe=KFρne

式中：Qm為生物炭飽和吸附量，mg·g-1；Qe為生物炭平衡吸附量，mg·g-1；pe為溶液吸附平衡濃度，mg·L-1；KL為Langmuir吸附特征常數(shù)，L·mg-1；KF和n為Freundich特征常數(shù)，KF為與吸附容量有關(guān)的參數(shù)，mg·L1/n·g-1，n為吸附質(zhì)分子與吸附劑表面作用強(qiáng)度有關(guān)的參數(shù)。

采用SPSS 23.0與Excel 2016進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，最小顯著差異法（LSD）用于多重比較，顯著性水平P 取0.05；采用Jade 6.0 軟件對(duì)生物炭樣品進(jìn)行物相分析；作圖采用Origin 8.0軟件。

2 結(jié)果與討論

2.1 改性生物炭基本理化性質(zhì)分析

改性前后生物炭的性質(zhì)如表1 所示。可知，改性后生物炭的pH 表現(xiàn)出增加的趨勢，且3 種生物炭的pH 值差異顯著（P<0.05）。BCMN、BCFE 的灰分含量分別是BC的2.0、2.2倍，這主要與改性后引入了Mn、Fe氧化物有關(guān)。此外，灰分的增加與pH 的提高密切相關(guān)，因此灰分的增加也是改性后pH增加的原因之一。3 種生物炭的表面積由大到小依次為BCFE（2 302.0 m2·g-1）>BCMN（521.3 m2·g-1）>BC（245.9 m2·g-1）（P<0.05），BCFE 的比表面積分別是BC 和BCMN 的9.4 倍和4.4倍。微孔比表面積表現(xiàn)為BCFE（941.6 m2·g-1）>BCMN（158.8 m2·g-1）>BC（87.7 m2·g-1）（P<0.05），BCMN 和BCFE 微孔比表面積分別是BC 的1.8 倍和10.7 倍；平均孔徑表現(xiàn)為BC>BCMN>BCFE（P<0.05）。由此可見，兩種改性方式均顯著增加了酒糟生物炭的比表面積和微孔數(shù)量，但是高鐵酸鉀改性的效果更佳，這可能是因?yàn)楦哞F酸鉀溶于水后會(huì)分解生成KOH，在活化時(shí)酒糟生物炭表面可以與KOH發(fā)生反應(yīng)，促進(jìn)其孔徑形成[34]。除此之外，高鐵酸鉀的氧化性比高錳酸鉀更強(qiáng)，更有利于改善生物炭的表面結(jié)構(gòu)。

生物炭的官能團(tuán)影響生物炭的酸堿性，同時(shí)也是影響其吸附效果的重要指標(biāo)。官能團(tuán)包括酸性基團(tuán)（羧基、酚羥基）及堿性基團(tuán)（羰基、苯并吡喃、醚基和吡喃酮等），此外，共軛π 結(jié)構(gòu)也會(huì)導(dǎo)致生物炭呈堿性[35-36]。研究表明通過堿改性或負(fù)鐵可顯著增加生物炭的官能團(tuán)數(shù)量。汪怡等[37]利用KOH 改性玉米秸稈生物炭，發(fā)現(xiàn)改性后的玉米秸稈生物炭堿性基團(tuán)含量較玉米秸稈生物炭增加了90%；Li 等[38]利用FeCl3改性油菜秸稈生物炭，發(fā)現(xiàn)改性后生物炭的酸性基團(tuán)含量增加了520%。本研究發(fā)現(xiàn)，3 種生物炭的含氧官能團(tuán)總量表現(xiàn)為：BCFE（2.185 mmol·g-1）>BCMN（1.453 mmol·g-1）>BC（1.214 mmol·g-1）（P<0.05）。其中，BCFE 和BCMN 堿性官能團(tuán)較BC 分別增加了54.8%和27.6%；BCFE 酸性官能團(tuán)含量較BC 增加了291.5%，而BCMN 較BC 減少了47.3%，因此，與高錳酸鉀處理相比，高鐵酸鉀產(chǎn)生的強(qiáng)氧化作用和KOH活化作用同時(shí)豐富了堿性官能團(tuán)含量，而負(fù)載在生物炭表面的鐵氧化物同時(shí)提供了更多的酸性基團(tuán)，高鐵酸鉀結(jié)合了堿改性與鐵鹽改性的優(yōu)點(diǎn)，對(duì)生物炭官能團(tuán)含量提升更顯著。

表1 不同生物炭的基本性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of BC，BCMN and BCFE

表2 為3 種生物炭元素組成。可知，C 元素的含量表現(xiàn)為：BC>BCMN>BCFE；O 元素的含量表現(xiàn)為：BCFE>BCMN>BC。O/C 質(zhì)量比可以表征生物炭的極性程度，BC、BCMN 和BCFE 的O/C 原子比分別 為0.33、0.56和0.82，可見，與BC 相比，BCMN 和BCFE 的極性表現(xiàn)出增加的趨勢，芳香結(jié)構(gòu)更豐富。BCMN 和BCFE 的K元素分別是BC的5.1倍和6.1倍，可見改性后生物炭的K 元素顯著增加，K 成功的負(fù)載到生物炭上。BCMN 中的Mn 元素達(dá)10.40%，BCFE 中的Fe 元素含量高達(dá)14.96%，證實(shí)了Fe和Mn有效地負(fù)載到了生物炭上。

表2 不同生物炭的元素含量Table 2 Elements content of BC，BCMN and BCFE

圖1 為不同生物炭的電鏡掃描圖，由圖可見，BC表面光滑，結(jié)構(gòu)整齊，孔徑分布少。BCMN 的孔隙大小不均勻，且分布不規(guī)則，表面粗糙，分布著許多顆粒，這可能是MnOx顆粒。BCFE 表面大量孔狀分布，有明顯的類似網(wǎng)狀的孔隙結(jié)構(gòu)，孔隙疏松，這可能是K2FeO4的強(qiáng)氧化作用及其分解產(chǎn)生的KOH 活化的作用，使酒糟生物炭表面產(chǎn)生更多微孔結(jié)構(gòu)，從而可增加污染物與生物炭的接觸面積，利于污染物的去除。此外，BCFE表面存在細(xì)小的顆粒，可能是鐵氧化物顆粒附著在生物炭表面。

生物炭對(duì)Cd2+吸附前后的XRD 圖如圖3 所示?？芍? 種生物炭在2θ=31.9°左右的強(qiáng)峰說明K2CO3的存在，BCMN 于2θ=34.7°和49.5°出現(xiàn)了MnO2衍射峰，于2θ=55.1°和59.1°分別出現(xiàn)了Mn2O3和MnSiO4衍射峰，BCFE 于2θ=33.5°、35.4°、41.1°附近分別生成了Fe3（PO4）2、Fe3O4和Fe2O3衍射峰，表明改性過程中生成了不同價(jià)態(tài)的錳氧化物或鐵氧化物，錳氧化物、鐵氧化物分別成功地嵌入生物炭中。3 種生物炭吸附Cd2+后發(fā)生了明顯的變化，K2CO3衍射峰強(qiáng)度均消失，BC 的CaCO3衍射峰消失，3 種生物炭均于2θ=48.2°生成了CdCO3衍射峰，說明CaCO3和K2CO3參與了Cd2+的吸附過程，CO2-3與Cd2+反應(yīng)生成礦物相沉淀，BC 中碳酸鹽含量較少，經(jīng)過吸附Cd2+后基本上消失，而BC?MN和BCFE中碳酸鹽含量較多，吸附Cd2+后仍含有未被消耗的碳酸鹽，對(duì)Cd2+的沉淀能力仍未飽和，因此改性提高了生物炭對(duì)Cd2+的沉淀能力。

2.2 不同生物炭對(duì)Cd吸附量差異

生物炭對(duì)Cd2+的吸附量如圖4 所示。BC、BCMN和BCFE 對(duì)Cd2+的吸附量分別為1.46、5.61 mg·g-1和7.46 mg·g-1，不同生物炭對(duì)Cd 的吸附能力表現(xiàn)為BCFE>BCMN>BC（P<0.05）。由此可見，高錳酸鉀和高鐵酸鉀改性有效提高了酒糟生物炭對(duì)Cd2+的吸附能力，與BC 相比，BCMN 和BCFE 對(duì)Cd2+的吸附量分別提高了2.8 倍和4.1 倍。且與BCMN 相比，BCFE 吸附量更高，說明高鐵酸鉀對(duì)酒糟生物炭的改性效果比高錳酸鉀好，這可能是因?yàn)锽CFE 具有更大的比表面積、更豐富的孔隙結(jié)構(gòu)，富含更多的含氧官能團(tuán)和π共軛芳香性結(jié)構(gòu)。除此之外，負(fù)載的鐵氧化物能夠有效地吸附Cd2+。

2.3 不同生物炭對(duì)Cd吸附動(dòng)力學(xué)分析

BC、BCMN 和BCFE 對(duì)Cd2+的吸附量隨時(shí)間的變化曲線見圖5。3 種生物炭對(duì)Cd2+的吸附曲線類型基本一致，吸附量均隨時(shí)間的延長而增加。BC 在8 h左右基本達(dá)到飽和狀態(tài)，BCFE 和BCMN 于12 h 左右曲線趨向水平，吸附達(dá)到平衡。0～4 h 內(nèi)，3 種生物炭均處于快速吸附階段。4～8 h內(nèi)，BCFE 和BCMN 吸附速率仍然較快，而BC 吸附速率逐漸緩慢。吸附進(jìn)行到8 h 時(shí)，3 種生物炭對(duì)Cd2+的吸附量表現(xiàn)為BCFE（7.50 mg·g-1）>BCMN（4.14 mg·g-1）>BC（1.44 mg·g-1），此時(shí)BC、BCMN 和BCFE 的吸附量分別達(dá)到飽和吸附量的85%、79%和89%。這說明BCFE 前8 h的吸附效率最高，其次是BC，BCMN 的吸附效率最低，可能是因?yàn)锽CFE比表面積大、孔隙疏松，表面的吸附位點(diǎn)能夠快速與溶液中Cd2+接觸且發(fā)生反應(yīng)；而BC 表面光滑，結(jié)構(gòu)單一，Cd2+的移動(dòng)順暢，吸附過程阻力較?。籅CMN雖然比表面積較大，但是表面負(fù)載了許多顆粒，可能會(huì)造成孔隙堵塞，導(dǎo)致Cd2+的移動(dòng)受阻。

表3 吸附動(dòng)力學(xué)模型擬合參數(shù)Table 3 Adsorption kinetic models of BC，BCMN and BCFE

經(jīng)準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合得到的3種生物炭的吸附動(dòng)力學(xué)相關(guān)參數(shù)見表3。由表知，BC、BCFE、BCMN 的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合系數(shù)R2分別為0.967、0.963 和0.988，均大于準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程。因此，準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程更適合描述3 種生物炭對(duì)Cd2+的吸附過程。準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型主要與化學(xué)吸附有關(guān)，因此，3種生物炭對(duì)Cd2+的吸附以化學(xué)作用為主，其吸附飽和量Qe表現(xiàn)為BCFE（8.35 mg·g-1）>BCMN（5.20 mg·g-1）>BC（1.69 mg·g-1），BCMN 和BCFE 的Qe分別為BC 的3.1 倍和4.9 倍，說明BCFE 的吸附位點(diǎn)要多于BCMN，且遠(yuǎn)多于BC。準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型擬合得到的吸附速率常數(shù)k2可以反映吸附過程的快慢，k2越大，表明吸附達(dá)到平衡所需要的時(shí)間越短。3 種生物炭吸附達(dá)到平衡的速率由快至慢為BC（0.428 g·mg-1·h-1）>BCFE（0.138 g·mg-1·h-1）>BCMN（0.091 g·mg-1·h-1），可見BCFE的達(dá)到平衡所需時(shí)間較BC 更長。結(jié)合上文所述，在0～8 h 內(nèi)BCFE 的吸附速率較BC 快，8 h 后BCFE 吸附速率下降，此時(shí)BCFE 對(duì)Cd2+的吸附主要通過表面含氧官能團(tuán)和π 共軛芳香性結(jié)構(gòu)對(duì)Cd2+的絡(luò)合及陽離子-π 作用，此類反應(yīng)速率較慢，因此降低了BCFE 的吸附速率，但是這類吸附機(jī)制對(duì)Cd2+的固定更牢固，不易受環(huán)境的影響。

2.4 生物炭對(duì)Cd吸附的等溫曲線分析

采用Langmuir 等溫吸附模型和Freundlich 等溫吸附模型擬合的吸附結(jié)果見圖6，相關(guān)參數(shù)如表4 所示。由表知，3 種生物炭的Langmuir 方程擬合系數(shù)R2均大于Freundlich 方程，可見BC、BCMN 和BCFE 對(duì)Cd2+的吸附過程更符合Langmuir 模型，表明該吸附過程為單分子層吸附。Qm為最大吸附量，3 種生物炭的Qm表現(xiàn)為BCFE（12.90 mg·g-1）>BCMN（6.65 mg·g-1）>BC（2.81 mg·g-1），BCFE 和BCMN 的Qm分別是BC 的4.6 倍和2.4 倍。KL值反映的是生物炭對(duì)Cd2+的親和力，BCFE 的KL值（0.725 L·mg-1）和BCMN 的KL值（0.628 L·mg-1）分別是BC（0.089 L·mg-1）的8.1 倍和7.1 倍，可見，改性后均可顯著提高酒糟生物炭對(duì)Cd2+的親和力及飽和吸附量，其中高鐵酸鉀改性的效果更為顯著，與前文結(jié)果一致。

表4 吸附等溫線模型擬合參數(shù)Table 4 Adsorption isotherm models of BC，BCMN and BCFE

3 結(jié)論

（1）K2FeO4和KMnO4改性可很好地將Fe 和Mn 負(fù)載到生物炭上，在生物炭表面分別生成鐵氧化物與錳氧化物。兩種改性方式均能顯著提高生物炭的pH值、增加礦物成分、豐富含氧官能團(tuán)與π 共軛芳香性結(jié)構(gòu)、活化孔隙結(jié)構(gòu)以及增大比表面積，且K2FeO4改性的效果較KMnO4更好。

（2）BCMN 和BCFE 對(duì)Cd2+的吸附量分別為5.61 mg·g-1和7.46 mg·g-1，二者對(duì)Cd2+的吸附量分別為BC的3.8 倍和5.1 倍，說明改性提高了生物炭對(duì)Cd2+的吸附。BCMN 和BCFE 對(duì)Cd2+吸附機(jī)制基本相同，包括靜電吸附、表面官能團(tuán)絡(luò)合、π 共軛芳香性結(jié)構(gòu)的陽離子-π 作用、礦物沉淀。且BCFE 對(duì)Cd2+吸附效果比BCMN更好。

（3）BCFE 對(duì)Cd2+的吸附符合Langmuir 等溫吸附模型，吸附為單分子層吸附，最大吸附量為12.90 mg·g-1，是BC 的4.6 倍。BCFE 對(duì)Cd2+的吸附符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，吸附過程分為兩個(gè)階段，前期的快速階段主要依賴于比表面積和孔隙結(jié)構(gòu)，后期的慢速階段主要通過沉淀作用、表面含氧官能團(tuán)和π共軛芳香性結(jié)構(gòu)對(duì)Cd2+絡(luò)合及陽離子-π作用。