隨著重金屬廢水對環(huán)境污染的日益加劇，去除水中的重金屬離子成為亟需解決的問題.吸附法是處理重金屬廢水的有效方法，近年來，將粘土礦物及工業(yè)廢棄物作為新型吸附劑用于污水凈化已成為研究熱點.其中，蒙脫石與鋼渣因來源廣泛、價格低廉及吸附性能良好而被認(rèn)為是極具發(fā)展?jié)摿Φ闹亟饘傥�附�?研究發(fā)現(xiàn)，蒙脫石的陽離子交換能力很強，具有較好的重金屬吸附性能，但其吸附劑存在在水中固液分離難的環(huán)境問題.鋼渣是煉鋼廠排出的冶金廢渣，約占粗鋼產(chǎn)量的12%~20%，具有疏松多孔、比表面積大且對重金屬離子的吸附能力較好等優(yōu)點.若將鋼渣與蒙脫石制成復(fù)合吸附劑投入到重金屬廢水中，鋼渣中的硅酸鹽在水溶液中將電離出原硅酸根(SiO4-4)，表面帶大量負(fù)電荷，能夠吸附水體中的重金屬陽離子;鋼渣所含有的堿性氧化物也會發(fā)生部分水解，使溶液pH值上升，抑制H+與重金屬離子的競爭作用，增強鋼渣及蒙脫石對重金屬離子的吸附效果，同時也解決了蒙脫石作為吸附劑回收難的問題;吸附后的廢水也將由酸性轉(zhuǎn)變?yōu)橹行曰蛉鯄A性，可減輕對水體環(huán)境的污染.此外，利用主要成分為蒙脫石的膨潤土作為粘結(jié)劑與鐵精礦粉混合制成穩(wěn)定球團是煉鋼的重要步驟，這也進一步證明了蒙脫石的良好粘結(jié)作用，為鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑的穩(wěn)定性及可行性提供了充足依據(jù).為了增大吸附材料的最大吸附量、處理鋼廠廢棄鋼渣及解決蒙脫石在處理重金屬廢水時出現(xiàn)的固液分離難、吸附劑不能重復(fù)使用等問題，本文將鋼渣和蒙脫石結(jié)合制得復(fù)合吸附劑，并采用靜態(tài)吸附實驗法，系統(tǒng)地研究復(fù)合吸附劑對水中Cd2+的吸附去除效果，以期為鋼渣和蒙脫石在重金屬污染修復(fù)中的應(yīng)用提供新的思路.

　　2 材料與方法(Materials and methods) 2.1 試劑和材料

　　CdCl2、Pb(NO3)2、Cu(NO3)2、HCl、NaOH、HNO3、NaCl等均為分析純.鋼渣取自遼寧省本溪市鋼鐵廠，蒙脫石購自遼寧省黑山縣，供試材料物化指標(biāo)見表 1和表 2.

 表1 鋼渣的物化指標(biāo)

 表2 蒙脫石的化學(xué)組成

　　2.2 儀器

　　VARIAN Spectr AA220型原子吸收分光光度計，HZS-H水浴振蕩器，PHS-3D型pH酸度計，SSX-550型掃描電子顯微鏡.

　　2.3 鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑的制備

　　將鋼渣(100目)和蒙脫石按1 : 1質(zhì)量比混合，其中，添加10%的工業(yè)淀粉和水進行攪拌，制成顆粒(Φ2 mm×4 mm)并在400 ℃下焙燒1 h，制得鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑.

　　2.4 重金屬靜態(tài)吸附試驗

　　在改變吸附劑用量(1~18 g · L-1)、不同pH(2~7)、吸附時間(1~120 min)、初始濃度(50~500 mg · L-1)的條件下，在250 mL錐形瓶中加入100 mL Cd2+溶液，加入一定量的復(fù)合吸附劑，放入恒溫水浴振蕩器中振蕩(110 r · min-1)后過濾，取出濾液，用原子分光光度計測定重金屬離子的濃度，并計算重金屬離子的吸附去除率，公式為：

　　式中，η為重金屬離子的吸附去除率，C0為吸附前重金屬離子濃度(mg · L-1)，Ce為吸附后重金屬離子濃度(mg · L-1).

　　3 實驗結(jié)果(Results) 3.1 復(fù)合吸附劑與鋼渣、蒙脫石的吸附效果對比

　　在溫度25 ℃、吸附時間 1 h、濃度為100 mg · L-1的100 mL Cd2+溶液中(pH=5.6)，分別放入鋼渣、蒙脫石和不同比例制成的復(fù)合吸附劑1.2 g，考察復(fù)合吸附劑對Cd2+的去除效果，結(jié)果見圖 1.由圖 1可看出，在相同條件下，單一蒙脫石與單一鋼渣對Cd2+的吸附率分別約為82.5%和88.0%，吸附量分別為6.88 mg · g-1和7.33 mg · g-1;而鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑(質(zhì)量比為1 : 1)對Cd2+的吸附率約為92.0%，吸附量約為7.67 mg · g-1.因此，鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附效果要好于蒙脫石及鋼渣，并且由于散失率(顆粒狀材料破碎而產(chǎn)生的粉末在顆粒材料中所占的比例)僅為約2%，成粒效果好，方便使用及回收.

　　圖 1 鋼渣比例對Cd2+吸附效果的影響

　　3.2 吸附劑用量對吸附效果的影響

　　在溫度25 ℃、吸附時間2 h、Cd2+濃度為100 mg · L-1的溶液中(pH=5.6)，分別添加 1、3、6、9、10、12、15和18 g · L-1的鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑，考察吸附劑用量對Cd2+的去除效果，結(jié)果見圖 2.由圖 2可知，吸附劑用量為1~12 g · L-1時，吸附率隨著吸附劑用量的增加由初始的約10%上升到97%;而吸附劑用量在12~15 g · L-1范圍內(nèi)時吸附率增長緩慢，由約97%上升至99%;當(dāng)吸附劑用量在15 g · L-1以上時，Cd2+的吸附率不再增加.當(dāng)吸附劑用量為12 g · L-1時，鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附量為8.08 mg · g-1，而吸附劑用量為15 g · L-1時，吸附量為6.67 mg · g-1.因此，考慮吸附效果和成本，確定復(fù)合吸附劑的最佳用量為12 g · L-1.

　　圖 2 吸附劑用量對吸附率的影響

　　3.3 pH 對吸附效果的影響

　　準(zhǔn)確稱取1.2 g鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑并置于250 mL的錐形瓶中，分別加入100 mL濃度為100 mg · L-1的Cd2+溶液，用0.5 mol · L-1 HCl溶液和0.5 mol · L-1 NaOH溶液調(diào)節(jié)初始pH值，分別調(diào)節(jié)至2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、7.0，在溫度25 ℃下吸附2 h，考察鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+溶液的吸附去除率.鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑中的堿性氧化物在水中會發(fā)生水解，使溶液pH值上升.由圖 3可知，當(dāng)溶液初始pH值為2~4時，吸附后的溶液pH值為3.4~5.5，此時鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對溶液中Cd2+的吸附效果變化不明顯，由約91%上升至92%.這是由于 H+過多地占據(jù)了復(fù)合吸附劑表面Cd2+的吸附位，表面負(fù)電荷減少，降低了顆粒吸附劑與鎘的結(jié)合力.當(dāng)初始溶液pH值為4~5時，吸附后的溶液pH值為5.5~6.8，H+的競爭作用減弱，更多的結(jié)合位點釋放出來，吸附率由92.3%上升至96%.當(dāng)初始pH值為5~7時，吸附后的溶液pH值為6.8~8.3，此時復(fù)合吸附劑表面Cd2+的吸附位被逐漸占據(jù)，并且pH值為6左右時，Cd2+即可與溶液中的OH-等形成沉淀，使溶液中可移動的Cd2+濃度下降.當(dāng)初始pH值為6.22，即吸附后pH值為7.6時吸附率達(dá)到最高值97.6%，因此，將pH確定為偏中性6~7之間.

　　圖 3 pH對吸附率的影響

　　3.4 接觸時間對吸附效果的影響

　　為了研究鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑吸附Cd2+性能與接觸時間的相互關(guān)系，設(shè)定接觸時間分別為1、3、5、7、10、15、30、45、60、90、120 min，在恒溫水浴振蕩器(溫度25 ℃，轉(zhuǎn)速110 r · min-1)上振蕩2 h，吸附，過濾，測定溶液中Cd2+濃度.實驗結(jié)果數(shù)據(jù)以二級動力學(xué)方程(2)進行擬合.鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附速率曲線、二級動力學(xué)方程和可決系數(shù)結(jié)果見圖 4.由圖可知，Cd2+在鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑上的吸附分為兩個階段：快速反應(yīng)階段和慢速反應(yīng)階段.當(dāng)吸附時間在1~10 min內(nèi)時吸附速率非�？欤瑢儆诳焖俜磻�(yīng)階段，吸附量在短時間內(nèi)增加較快，由2.62 mg · g-1增加至5.64 mg · g-1;在10~60 min內(nèi)吸附速率增長減緩，吸附量增加緩慢，由5.64 mg · g-1增加至8.17 mg · g-1，屬于慢速反應(yīng)階段;隨著吸附的進行，復(fù)合吸附劑在 60 min以后基本達(dá)到吸附平衡.此外，120 min內(nèi)Cd2+的吸附量隨著時間的變化呈良好的線性關(guān)系.

　　式中，Qt為吸附t時的吸附量(mg · g-1)，Qe為吸附達(dá)到平衡時的吸附量(mg · g-1)，k2為吸附速率常數(shù)(mg · g-1 · min-1)，t為吸附時間(min).

　　圖 4 復(fù)合吸附劑的吸附速率曲線

　　鋼渣-蒙托石復(fù)合吸附劑對Cd2+的二級動力學(xué)方程為t/Qt=0.1166t+0.5289，可決系數(shù)為0.9991，吸附速率常數(shù)k2為0.0257 mg · g-1 · min-1，平衡吸附量為8.58 mg · g-1.吸附60 min時Cd2+的吸附量為8.17 mg · g-1，與平衡吸附量8.58 mg · g-1的相對偏差僅為4%，因此，選擇60 min的反應(yīng)時間基本能夠滿足吸附平衡的要求.

　　3.5 等溫吸附

　　控制溫度為25 ℃，在初始濃度分別為50、100、 150、200、250、300、350、400、450、500 mg · L-1的100 mL Cd2+溶液中進行吸附平衡試驗，鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑用量為1.2 g，pH調(diào)節(jié)為6~7，振蕩速度為110 r · min-1，吸附60 min后，測定溶液中剩余Cd2+濃度，得到單位質(zhì)量吸附劑的最大飽和吸附量，同時繪制吸附平衡曲線并對其進行Langmuir和Freundlich吸附等溫線擬合.由平衡濃度和吸附量繪制復(fù)合吸附劑等溫吸附曲線，結(jié)果見圖 5.

　　圖 5 復(fù)合吸附劑吸附Cd2+的吸附等溫線

　　由圖 5可知，隨著平衡濃度的增加，復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附量逐漸增加.在平衡濃度較低時，吸附劑存在過剩的吸附位，使其對Cd2+的吸附量隨平衡濃度的增加而增加.當(dāng)平衡濃度進一步增加時，吸附劑上的吸附位被逐漸占用，吸附量上升減緩，基本飽和.用Langmuir等溫式(Ce/Qe=Ce/Qmax+KL/Qmax)和Freundlich等溫式(logQe=logCe/n+logKF)對數(shù)據(jù)進行擬合，結(jié)果見表 3和圖 6.由表 3可知，鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+的等溫吸附模型更符合Langmuir方程，R2為0.9725;用Freundlich等溫吸附方程擬合的R2為0.88，擬合結(jié)果也較好.

　　圖 6 Langmuir和Freundlich吸附等溫線

 表3 Langmuir和Freundlich吸附等溫模型參數(shù)

　　3.6 三種金屬離子的競爭吸附

　　用CdCl2、Pb(NO3)2、Cu(NO3)2分析純配制濃度為100 mg · L-1的鉛鎘、銅鎘及鉛銅鎘離子混合溶液各100 mL，投入1.2 g鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑，考察復(fù)合吸附劑在多元溶液中對Cd2+的吸附效果.

　　3.6.1 Pb2+對Cd2+的吸附影響

　　在鉛鎘混合溶液中，復(fù)合吸附劑對重金屬離子的吸附情況如圖 7a所示.由圖 7a可以看出，Pb2+和Cd2+的吸附效果差異性較大，相對于Cd2+，Pb2+更優(yōu)先被鋼渣-蒙脫石顆粒吸附材料所吸附.當(dāng)吸附劑用量為3~6 g · L-1時，Cd2+的吸附率幾乎不變而Pb2+的吸附率則由約35%上升至67%左右;吸附劑用量為6~9 g · L-1時，Cd2+吸附率逐漸由3%上升至10%;而在吸附劑用量為9~24 g · L-1時，由于Pb2+逐漸接近吸附平衡，對Cd2+的競爭作用減小，從而使Cd2+的吸附率急速上升，由10%上升至95%以上;在吸附劑用量為24 g · L-1后，Pb2+與Cd2+均達(dá)到吸附平衡.因此，在Pb2+的影響下，鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附量平均為4.17 mg · g-1.

　　圖 7 Pb2+(a)、Cu2+(b)與Cd2+的競爭吸附

　　3.6.2 Cu2+對Cd2+的吸附影響

　　鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對銅鎘混合溶液的吸附情況如圖 7b所示.由圖 7b可以看出，Cu2+在與水中Cd2+的競爭中占據(jù)了上風(fēng)，更易被復(fù)合吸附劑吸附.但兩者的吸附曲線較相似，并不像Pb2+對Cd2+有明顯的抑制作用.在吸附劑用量為3~27 g · L-1時，Cu2+的吸附率從20%上升至96%左右，優(yōu)先達(dá)到吸附平衡;在吸附劑用量為30 g · L-1后，兩者均達(dá)到吸附平衡，吸附率在98%以上;在Cu2+存在的條件下，復(fù)合吸附劑對Cd2+的平均吸附量為3.33 mg · g-1.

　　3.6.3 Pb2+、Cu2+對Cd2+的吸附影響

　　將鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑投加至鉛鎘銅混合溶液中進行吸附，吸附結(jié)果如圖 8所示.由圖 8可以看出，在吸附劑用量在3~24 g · L-1范圍內(nèi)，Cd2+吸附率上升平緩，由8%上升至約37%;而在吸附劑用量為24 g · L-1后，Pb2+逐漸達(dá)到吸附平衡，此時Cd2+吸附率急速上升;在吸附劑用量為36 g · L-1時達(dá)到吸附平衡，吸附率約為98%.因此，在此多元溶液中，復(fù)合吸附劑對Cd2+的平均吸附量約為2.72 mg · g-1.

　　圖 8 Pb2+、Cu2+與Cd2+的競爭吸附

　　3.7 復(fù)合吸附劑再生實驗

　　將最佳吸附條件下吸附飽和的復(fù)合吸附劑用去離子水清洗3次，烘干后進行解吸再生，再對Cd2+廢水進行吸附處理.利用HNO3(1 mol · L-1)、HCl(1 mol · L-1)、HCl+NaCl(1 : 1，1 mol · L-1)和NaCl(1 mol · L-1)溶液對吸附過重金屬離子的復(fù)合吸附材料進行再生吸附實驗結(jié)果，其吸附率分別為72.0%、82.1%、90.5%和95.7%.可知，復(fù)合吸附劑可使用1 mol · L-1NaCl 溶液進行重復(fù)再生利用.經(jīng)3次再生后的實驗結(jié)果如表 4所示，經(jīng)3次再生復(fù)合吸附劑對鎘離子的吸附率達(dá)到93.5%，散失率僅為3.6%.說明復(fù)合吸附劑造粒效果良好，可多次重復(fù)使用，解決了粉狀蒙脫石吸附劑固液分離難的問題.

 

　　表4 使用1 mol · L-1NaCl 多次再生效果

　　3.8 復(fù)合吸附劑的吸附機理 3.8.1 比表面積及孔結(jié)構(gòu)表征

　　吸附劑的比表面積和孔結(jié)構(gòu)是決定吸附性能的重要因素.通過BET多點法(p/p0=0.04~0.32)和BJH法脫附法(圓筒孔模型，1.8~41.1 nm)及BJH法吸附法(圓筒孔模型)測定鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑的比表面積和孔結(jié)構(gòu)的結(jié)果表明，復(fù)合吸附劑的比表面積為23.2 m2 · g-1，孔體積為0.0869 cm3 · g-1，平均孔徑為11.94 nm.

　　3.8.2 掃描電鏡分析

　　利用掃描電子顯微鏡(SEM)對鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑進行表面和剖面的形貌觀察(圖 9).從圖 9a可看出，復(fù)合吸附劑表面粗糙多孔，焙燒將礦物表面吸附水、層間水及空隙間的一些雜質(zhì)去除，改變了內(nèi)孔結(jié)構(gòu)，制成的復(fù)合吸附劑顆粒狀效果明顯.從剖面圖(圖 9b)可知，其內(nèi)部形態(tài)不規(guī)則，凹凸不平.由于制作吸附材料時加入的添加劑工業(yè)淀粉受熱放出氣體，氣體逸出使吸附材料表面破裂生成大量孔隙.而孔隙的出現(xiàn)大幅度增加了復(fù)合吸附劑的比表面積，使其擁有良好的吸附效果.

　　圖 9 吸附劑顆粒的SEM圖像(a.1000×;b.2000×)

　　4 討論(Discussion) 4.1 復(fù)合吸附劑用量的影響

　　鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑的電子顯微鏡照片顯示，復(fù)合吸附劑表面結(jié)構(gòu)粗糙，孔隙發(fā)達(dá)，比表面積大，有利于吸附水中Cd2+.本研究表明，隨著復(fù)合吸附劑用量的增加，吸附劑表面可吸附Cd2+的吸附位點增多，從而增強了對Cd2+的吸附效果及速率.當(dāng)復(fù)合吸附劑用量增加到一定程度后，過量的吸附點位不能被利用，吸附率不再提升.

　　4.2 鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附作用

　　鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+的物理吸附作用取決于其粗糙多孔隙、比表面積大的結(jié)構(gòu)特點，孔隙發(fā)達(dá)使Cd2+有充足的空間占據(jù)，吸附能力強.化學(xué)吸附作用主要取決于蒙脫石很強的陽離子交換能力，其層間陽離子可以與水中Cd2+發(fā)生交換反應(yīng).鋼渣中的硅酸鹽在水溶液中電離出原硅酸根(SiO4-4)使復(fù)合吸附劑表面帶大量負(fù)電荷，能夠很好地吸附水體中的Cd2+;同時，鋼渣所含有的堿性氧化物水解，使溶液pH值上升，抑制了H+與Cd2+的競爭作用，也使Cd2+能夠更好地被吸附劑吸附.

　　4.3 pH值的影響

　　pH值對復(fù)合吸附劑吸附Cd2+的效果影響較大，當(dāng)初始pH<4時，水體中的H+濃度較大，在與Cd2+的競爭中占據(jù)上風(fēng)，此時復(fù)合吸附劑中蒙脫石的層間陽離子及鋼渣所電離水解出的負(fù)電荷主要與H+相互作用發(fā)生反應(yīng)，阻礙吸附劑對Cd2+的吸附.當(dāng)初始pH值升高至約5時，H+濃度逐漸降低，競爭力減弱，使復(fù)合吸附劑能夠較好地吸附Cd2+.當(dāng)初始pH值進一步升高(6~7)時，復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附效果達(dá)到最佳.同時Cd2+與水體中的OH-形成沉淀，使水體中Cd2+濃度進一步下降，吸附反應(yīng)達(dá)到平衡.

　　4.4 吸附平衡的影響

　　在吸附速率研究中用二級動力學(xué)方程對復(fù)合吸附劑吸附Cd2+的過程進行了擬合，得到 R2值為0.9991，說明可以預(yù)測時間對反應(yīng)的影響.等溫吸附研究中用Langmuir和Freundlich模型對鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑吸附Cd2+的過程進行了擬合，R2值分別為0.9725和0.8800，說明鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附平衡用Langmuir模型來描述更為準(zhǔn)確，Cd2+在吸附劑表面發(fā)生單分子層吸附，經(jīng)計算，復(fù)合吸附劑對Cd2+的飽和吸附量為12.45 mg · g-1.通過Freundlich等溫方程的擬合，可以得到Cd2+在復(fù)合吸附劑上吸附相對應(yīng)的Freundlich常數(shù)n值為8.98，由n值大于1可知吸附劑具有較好的吸附性能.

　　4.5 其它金屬離子的影響

　　Pb2+與Cd2+的吸附效果差異性較大，相對于Cd2+，Pb2+更優(yōu)先被鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑所吸附.這是因為Pb2+同時發(fā)生水解反應(yīng)和表面碳位變換而Cd2+僅發(fā)生碳位變換的緣故.Cu2+在與水中Cd2+的競爭中占據(jù)了上風(fēng)，更易被鋼渣-蒙脫石顆粒吸附劑吸附，這主要是因為Cu2+的有效水合離子半徑小于Cd2+且較Cd2+更貼近于Na+的緣故(表 5);而且Cu2+主要是專門吸附(內(nèi)球體絡(luò)合作用)，它可以增加更強的粘合物數(shù)量從而降低對Cd2+的吸附，而Cd2+只是進行二價離子交換吸附.在三元混合溶液中，鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對3種離子的吸附選擇排列為Pb2+>Cu2+>Cd2+.雖然Pb2+的離子半徑及有效水合離子半徑比Cu2+和Cd2+大，但卻更易被鋼渣-蒙脫石顆粒吸附材料所吸附，而Cu2+與Cd2+的吸附率曲線則較為接近. Forbes等(1976)關(guān)于金屬鐵礦吸附的研究顯示的選擇序列式為Cu2+>Cd2+，Pb2+>Cd2+;Benjamin等(1981)和Cho等(2005)研究金屬吸收的非晶鐵氫氧化物時發(fā)現(xiàn)，Pb2+比Cu2+有更高的選擇親和力，其排序為Pb2+>Cu2+>Cd2+，本文結(jié)果與之相符合.而由于互相之間的影響，3種離子的吸附也都受到了一定影響，吸附劑用量較單一金屬體系及兩元金屬體系有較大增幅.

　　

表5 相關(guān)離子的半徑和有效水合離子半徑

　　5 結(jié)論(Conclusions)

　　1)鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑結(jié)構(gòu)粗糙多孔，顆粒效果明顯，具有良好的比表面積，可以很好地吸附水中的Cd2+.在溫度為25 ℃，廢水pH為6~7，復(fù)合吸附劑用量為12 g · L-1時對100 mL的Cd2+溶液(100 mg · L-1)吸附 60 min，Cd2+的去除率達(dá)96.99%，吸附效果好于單一鋼渣及蒙脫石.

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　　2)對鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑動力學(xué)和等溫吸附模型的研究表明，復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附符合二級動力學(xué)方程，可決系數(shù)為0.9991.復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附符合Langmuir和Freundlich等溫吸附方程，用Langmuir方程的擬合效果更好，可決系數(shù)為0.9725，飽和吸附量為12.45 mg · g-1.

　　3)當(dāng)溶液中存在Pb2+與Cu2+時，鋼渣-蒙脫石復(fù)合吸附劑對Cd2+的吸附受到不同程度的影響，吸附量分別為4.17 mg · g-1(含Pb2+溶液)、3.33 mg · g-1(含Cu2+溶液)和2.72 mg · g-1(含Pb2+與Cu2+溶液).在二元和三元溶液中，復(fù)合吸附劑均優(yōu)先吸附Pb2+與Cu2+，且Cu2+對Cd2+的影響較大.

　　4)用1 mol · L-1 NaCl對吸附飽和的復(fù)合吸附劑進行解吸再生的效果好，并且多次解吸后吸附率仍達(dá)93%以上，可重復(fù)使用.