人工湿地去除重金属Cd作用的机理研究.docx
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人工湿地去除重金属Cd作用的机理研究
第一章绪论
1.1前言
镉作为原料或催化剂用于生产电池、塑料、颜料和试剂；由于镉的抗腐蚀性及耐摩擦性，也是生产不锈钢、电镀以及制作雷达、电视机荧光屏等原料；还是制造原子核反应堆用控制棒的材料之一。
随着电池工业的发展，镍镉电池以其优良的性能得到了广泛的应用，但镉的应用也带来了镉的污染[1]。
镉是一种易在人体内蓄积的重金属[2]，尽管镉不是人体必需的元素，其毒性作用除干扰人体中微量元素铜、钴、和锌的代谢外，还直接抑制某些酶系统，特别是需要锌等微量元素来激活的酶系统。
在各种镉化合物中，经中毒性以氧化镉为最大。
而吸入毒性比口毒性还要大60倍。
镉进入人体后，可对肾脏、骨骼、肺部、心血管等多项器官造成危害，形成慢性镉中毒[3]。
值得特别注意的是镉污染物具有很高的潜在毒性，能在自然界中积蓄，潜伏期可长达10～30年，且早起不易察觉，发现时往往已经造成严重恶果。
日本富士地区痛痛病即因居民长期饮了被镉污染的水，吃了被镉污染的大米而致病的。
开始是腰、手、脚等关节疼痛，几年后全身骨痛与神经痛，使人难以行动，继之骨骼软化萎缩，自然骨折，直至饮食不进，于虚弱疼痛中死亡[4]。
可想而知，因含镉超标造成的镉污染事故后果非常严重。
2005年12月广东省韶关冶炼厂排放废水含镉超标10倍，给企业造成直接经济损失逾5000万元人民币，间接经济损失则超过1亿元人民币[5]。
含镉废水是危害最严重的重金属废水之一。
金属镉虽无病理学意义，但镉的化合物则毒性很大[4]。
由于镉对人体的毒害作用严重，国标GB-8978-1996污水综合排放标准明确规定镉是一类污染物，最高允许排放质量浓度为0.1mg/L，不能稀释处理，而一般工厂的含镉废水在处理前镉的浓度都远高于国家标准[6]。
工厂所排放的含镉废水是主要污染源，在正常的情况下，水体中镉的浓度极低。
但当采矿、冶炼、电镀、电池等行业的废水进入水体是，水体中的镉含量就远远高出环保标准几十倍甚至上百倍。
且由于河水流动，镉在河床中沉降，造成下游镉的含量比上游高、河床底泥中含量比河水高。
当受镉污染的水体用于灌溉时，将镉携带至农田，污染灌区的地下水及下游地区的水源。
使灌区和下游地区的植物、农作物污染，并富集于农作物中，从而造成对人体健康的危害[3]。
工矿企业集中排放的“三废”物质中所含的镉是当前主要的镉污染源，通过污水排放、废渣淋雨产生的径流渗入土壤、水体以及镉尘降落进入水体。
天然水体中的镉虽然只有微量浓度，但其毒性具有长期性。
因此，应加强对镉污染源的控制，对镉污染严重的流域积极采取措施加以治理。
（1）改进生产工艺，不用或少用毒性大的重金属镉，提高清洁生产水平。
（2）采用合理的工艺流程，科学的管理和操作，减少重金属镉的用量和随废水流失量，尽量减少外排废水量。
（3）产生的含镉废水应当在产生地点就地处理，不应同其他废水混和，以免使处理复杂化，更不应未经处理就直接排入城市下水道或天然水体，以免扩大重金属污染范围。
（4）深入研究效率高、成本低、可操作性强的含镉废水处理工艺，进一步发挥植物修复技术在含镉废水处理中的优势，找出镉去除率高、适于大面积种植的水生植物。
（5）尽量避免污灌影响。
污水灌溉在解决城市污水排放和农业生产用水来源的同时，也造成了污灌区土壤重金属含量超标，并会危害灌区居民人体健康，是影响农村生态环境安全和制约农业可持续发展的重要因素之一。
（6）加强环境检测预报。
2005年广东韶关冶炼厂废水镉超标排放是在环境监测中发现的，由于措施及时，才避免了更为严重的环境和经济损失发生。
因此，加强环境监测预报制度，对防范环境风险事故起着重要的把关作用[5]。
1.2目前国内外含镉废水的主要处理技术及研究进展
含镉废水主要来源于金属矿山开采坑内排水，废石场淋浸水、尾矿排水以及冶炼、电解电镀等金属加工企业，其中大约80％以上来自电镀废水，其水质水量因其来源不同存在着很大差异[7]。
含镉废水的处理方法较多，根据镉离子的含量及镉存在形态的不同，所采用的处理方法也不同[8]。
1.2.1漂白粉氧化法
此法适用于处理氰法镀镉工程中含氰、镉的废水，这种废水的主要成分是[Cd（CN）4]2-，Cd2＋和CN-，这些离子都有很大毒性，用漂白粉氧化法既可去除Cd2＋，同时也可除去CN-。
废水处理中的主要反应过程为：
漂白粉首先水解生产Cd（OH）2和HOCl，OH-与Cd2＋生成Cd（OH）2沉淀，同时漂白粉水解生成HOCl具有强氧化性，将CN-氧化生成CO32-与N2，促进（CN）4]2-的离解，最后CO32-与Ca2＋在碱性条件下生成CaCO3沉淀[1]。
1.2.2中和沉淀法
向废水中投加某些碱剂，使镉离子变为难溶的氢氧化镉而沉淀除去。
采用的碱剂有生石灰、消石灰、碳酸钙、碳酸钠、电石渣、苛性钠、苏打灰等。
由于石灰廉价而容易取得，所以使用它较为普遍，其缺点是产生的泥渣量较多。
矿山以及冶炼厂废水中一般除镉外，还含较多的其他重金属，若把镉和其他重金属都除去，则可用中和、凝聚沉淀法。
当废水中存有卤素、氰离子及氨离子时，它们易与镉离子生成络合物，则需用氧化剂使其分解[4]。
1.2.3化学破氰-反渗透组合处理
反渗透法是新型的膜分离技术，虽可直接处理酸性硫酸镉漂洗水，将其浓缩到槽液浓度。
但在处理氰化镀镉废水时，必须辅以其他治理方法。
化学破氰-反渗透组合处理技术是先将废水调至碱性（约pH10～11），加入过量30～50％的H2O2,进行化学破氰。
[Cd（CN）4]2－＋4H2O2＋4OH－→CaCO3↓＋3CO32－＋4NH3↑
以碳酸镉的形式回收镉，破氰后废水镉溶度为15～2mg/L。
再用JFA-I型反渗透器二次脱Ca2＋（或用腐植酸离子交换法），镉浓度降至0.5～0.1mg/L，可返回漂洗槽回用。
CaCO3可直接溶解配槽液回用或灼烧回收CdO。
该工艺的工业运行一年表明，通过镉的回收，水的回用、不再交纳超标排污费等，不但抵消了废水处理成本，还创造了显著的经济效益[9]。
1.2.4铁氧体法
采用向含镉废水中投加硫酸亚铁，用氢氧化钠调节pH至9～10，加热，并通入压缩空气，进行氧化，即可形成铁氧体晶体并使镉等金属离子进入铁氧体晶格中，过滤达到处理目的[10]。
1.2.5离子交换法
废水中的镉以Cd2＋形式存在时，用酸性阳离子交换树脂处理，饱和树脂用盐酸或硫酸钠的混合液再生。
加入无机碱或硫化物到再生流出液中，生成镉化合物沉淀而回收镉。
以各种络合阴离子形式存在的镉，选择阴离子交换树脂处理。
治理含镉废水的其他离子交换材料有：
腐植酸树脂，螯合树脂。
有的研究表明，用不溶性淀粉黄原酸酯作离子交换剂，除镉率大于99.8％。
用这种方法处理含镉废水，净化程度高，可以回收镉，无二次污染，但成本较高[1]。
1.2.6电解法
点解法是指应用电解的基本原理，使废水中重金属离子通过电解过程在阳-阴两极上分别发生氧化和还原反应使重金属富集，然后进行处理。
陈志荣对比了流化床与非流化床电解效果，介绍了新型的流化床电极技术，利用该法可得到满意的分离效果，除镉率达98.0％。
另外高压脉冲电凝法对电镀混和废水中的镉的去除率可达96～99％。
该法具有工艺成熟，镉去除率高，可回收利用等优点，已广泛应用于废水的治理，但该法成本比较高，一般经浓缩后再电解经济效益好，这样也限制了电解法的应用推广[11]。
1.2.7碳酸物沉淀法
含镉废水，在曝气下处理。
加碳酸钙，使pH达到6而中和，而后，这种中和水加入NaOH，是pH达到8～8.6生成氢氧化物沉淀，进行固液分离。
分离后所得到的上部澄清液用螯合剂吸附，将处理液过滤。
使用这个方法的特点是：
使用便宜的碳酸钙置换，用NaOH等碱性药剂将Zn、Cd等作为沉淀除去。
其优点主要药剂的价格低，生成的沉淀物少[12]。
1.2.8生物吸附法
生物吸附法是一种新兴的废水处理技术，用合理的生物体作为吸附材料能够有效地去除废水中重金属。
生物吸附技术主要的优点在于能有效地将废水中的重金属离子降到非常低的浓度，尤其适合处理较低浓度的重金属废水。
微生物能去除重金属离子，主要是因为微生物可以把重金属离子吸附到表面，然后通过细胞膜将其运输到体内积累，从而达到去除重金属的效果。
尹平河、赵玲用几种大型海藻作吸附剂，对废水中的镉离子的吸附容量和吸附速度进行了研究，实验表明，海藻的最大吸附容量在0.8～1.6mmol/g（干重）之间，吸附速度较快，在10min内，重金属从溶液中的去除率就可以达到90％。
生物吸附镉等重金属离子后需要脱附再生才可再次使用，同时脱附也是回收贵重金属的途径[13]。
除了以上几种方法外，国内外学者在研究处理含镉废水中也采用了硫化物沉淀法、离子浮选法[4]、硫化物絮凝沉淀-离子交换处理[9]、液膜法、微滤[13]等。
第二章人工湿地的发展及应用
2.1湿地的定义
湿地系指天然或人工的，长久的或暂时的沼泽地、泥炭地、或水域地带，带有或静止或流动、或为淡水、半咸水或咸水水体者，包括低潮时水深不超过6cm的水域。
此外，湿地可以包括邻接湿地的河湖沿岸、沿海区域以及湿地范围的岛屿或低潮时水深超过6cm的水域。
所有季节性或常年积水地带，包括沼泽、泥炭地、湿草甸、湖泊、河流及泛洪平原、河口三角洲、滩涂、珊瑚礁、红树林、水库、池塘、水稻田以及低潮时水深浅于6cm的海岸带等，均属于湿地范畴。
湿地于人类的生存、繁衍、发展息息相关，是自然界最富生物多样性的生态景观和人类最重要的生存环境之一，它不仅为人类的生产、生活提供多种资源，而且具有巨大的环境功能和效益，在抵御洪水、调节径流、蓄洪防旱、控制污染、调节气候、控制土壤侵蚀、促淤造陆、美化环境等方面有其他系统不可替代的作用，被誉为“地球之肾”，受到全世界范围的广泛关注[14]。
然而自然湿地资源的有限性难以超负荷长期、大量地承受富含各种有毒有害物质、病原微生物及N和P等营养元素的污水输入。
因此，用人工湿地模拟自然湿地来净化污水也就应运而生[15]。
2.2人工湿地的分类
根据植物的存在状态，人工湿地主要分为三种类型：
浮水植物系统；沉水植物系统；挺水植物系统。
为了获得更好的水质，不同类型人工湿地可以结合使用，也可以和传统污水处理方法（如氧化塘、砂滤等）联合使用。
（1）浮水植物系统此系统中水生植物漂浮于水面；根系呈淹没状态；水萍、叶子较小，根系较少或无根系。
浮水植物系统的自净功能是通过三种主要途径实现的：
①通过寄居在悬浮在水体中植物根系上的和池底泥沙中的混和兼氧微生物的新陈代谢；
②对污水中固体和内部产生大量生物的沉积截留；
③现存植物对营养的吸收及后期的收割。
浮游水生植物系统对于减少BOD和悬浮固体总量尤其有效。
通过反硝化作用能有效地去除硝酸盐中的氮。
如果这些植物能定期收割，总氮和总磷就连续去除。
（2）沉水植物系统此系统水生植物完全淹没于水中。
系统中水的浊度不能太高，否则会影响植物的光合作用。
因此，该系统适于处理二级出水。
（3）挺水植物系统根据水的流动状态，该系统分为如下类型：
自由水面系统，潜流系统和垂直流潜流系统。
①自由水面系统。
污水从系统表面流过，氧通过水面扩散补给。
进水中所含的溶解性和颗粒性污染物与系统介质和植物根系接触。
常用的植物包括香蒲、芦苇、慈菇、莎草等。
②潜流系统。
污水从进口经由砂石等系统介质，以近水平流方式在系统表面以下流向出口。
在此过程中，污染物得到降解。
介质通过选用水力传导性良好的材料。
氧主要通过植物根系释放。
在欧洲主要应用芦苇，因此又称芦苇床处理系统。
香蒲也是常用的湿地植物。
③垂直流潜流系统。
该系统通常在整个表面设置配水系统，并周期性进水。
系统下部排水，水流处于系统表面以下。
目的是系统可以排空水，以最大程度地进行氧补给。
2.3人工湿地的构造
根据湿地的定义及其特性可知，人工湿地一般由以下五部分组成：
①具有各种透水性的基质，如土壤、砂、砾石；
②适于在饱和水和厌氧基质中生长的植物，如芦苇
③水体（在基质表面下或上流动的水）；
④无脊椎或脊椎动物
⑤好氧或厌氧微生物种群[14]。
2.4人工湿地植物的国内外研究应用
2.4.1人工湿地在国外的应用现状
人工湿地系统的提出开始于70年代，在80年代得到迅速发展。
80年代末和90年代初，在美国和英国相继召开了人工湿地研讨会，提出了人工湿地的有关机理和一些可供参考的设计规范和数据，标志着人工湿地作为一种独具特色的污水处理技术进入环境科学技术领域。
自70年代以来，湿地系统发展迅速。
目前欧洲已有数以百计的人工湿地投入废水处理运行，这种人工湿地的规模大小差别很大，最小的仅为一家一户排放的废水处理，大的可以处理千人以上村镇排放的污水。
据统计，捷克共和国到1995年己建起了39个人工湿地，美国在1988年至1993年间就建立起了几百个人工湿地[16]。
自由表面流湿地在欧洲发展缓慢。
最近在瑞典建了一座处理6500人，占地22公顷的自由表面流湿地。
在北美自由表面流湿地是主要处理湿地。
其200座湿地处理系统有2/3是自由表面流湿地，其中一半又是自然湿地。
自然湿地的大小从1～1000公顷，其中一半在10～100公顷。
人工自由表面流湿地通常较小，60%小于10公顷。
自然湿地水力负荷小于人工湿地。
系统水深范围5～90cm，一般30～40cm较普及。
最常用的预处理是兼性或氧化塘。
许多湿地系统用于中水的精处理[17]。
地下潜流系统在欧洲应用较多，有几百座。
在丹麦、德国、英国每个国家都至少有200个系统在运行。
此技术还在快速发展，特别在一些东欧国家，绝大多数系统种植有芦苇，也有种植其他湿地植物。
在德国大多数系统介质是土壤。
人们认为根的生长和芦苇根区会增加和稳定导水性。
但几乎所有土壤系统都遇到水流短流问题。
为保证达到潜流效果，英国和北美绝大多数采用砾石床。
虽有些砾石床也堵塞，但主要问题是预处理不够。
在欧洲，此类系统趋向对近1000人口的乡村级社区进行二级处理。
北美则趋向更多人口的高级处理。
在澳大利亚和南非则用于处理各类废水[18]。
2.4.2人工湿地在我国的应用现状
我国在此方面的研究较晚，直到“七五”期间才有了一定的规模，但主要还是机理性的研究，大致落后发达国家十余年，应用上也相对迟缓，应用实例较少。
首例采用人工湿地处理污水的研究始于1988～1990年在北京昌平进行的自由水面流人工湿地。
处理量为500t/d的生活污水和工业废水，占地2ha，水力负荷4.7cm/d，水力停留时间为4.3d，BOD负荷为59kgBOD5/ha·d。
1990年7月，国家环保总局华南环保所在深圳建造的白泥坑人工湿地工程（日处理污水3100t），占地8400㎡，处理3100t/d的城镇综合污水，效果良好（BOD去除率90％，COD去除率80.47％，SS去除率93％）[19]。
成都市活水公园是展示人工湿地系统处理污水新工艺的以水为主题的环境科学公园。
人工湿地系统中处理污水的主要工艺过程有:
厌氧沉淀池、人工湿地塘（床）系统、养鱼塘系统、戏水沟五个单元的水流雕塑和自然水沟等五个部分。
从厌氧沉淀池到戏水池可以清晰地看到污水经过各个工序后从“死水”变成“活水”的过程[20]。
中国环境科研院刘文样在1994年6月～1995年8月，采用由漂浮植物、沉水植物、挺水植物及草滤带组成的人工湿地对控制农田径流污染进行了研究。
该人工湿地占地1257亩，利用低洼弃耕地改造而成。
设计停留时间1～5d。
处理结果:
平均去除率TN为35.5％，TP为24.4％，SS为49.9％，CODCr为6.4％，总投资2.3万元。
运行时，仅需一般性的管理，运行费用极少[21]。
山东胶南市建成日处理6万吨人工湿地系统，占地1000亩，工艺为:
格栅→沉淀池→调节池→人工湿地→排海。
此系统利用海边盐碱地，投资三千万元。
深圳洪湖公园人工湿地。
1997年5月到11月，深圳市环境科学研究所在深圳市洪湖公园建成了人工湿地研究试验点，修建了小试和中试试验工程，从1997年到2000年开展了一系列的研究工作，不仅作了大量的理论研究，同时在技术上和系统的运行管理上积累了很多宝贵的经验。
对严重受污染的低于《地面水环境质量标准》（GB3838一88）规定的V类标准的水经系统处理后出水可达到Ⅲ类标准。
这项研究2000年8月通过了由中国科学院组织的成果鉴定，在由中国科学院副院长主持和有四位院士参加的鉴定会议，该成果被鉴定为国际领先水平，并被国家环保总局列为当年12项国家重点环境保护实用技术示范工程之一。
这块人工湿地占地2300平方米，栽有芦苇、美人蕉等六种热带和亚热带植物，下面铺有沙子、细石等填料。
此湿地每日可处理污水1000吨，其水质己达到国家地面水环境质量相应标准。
但是人工湿地在我国作为兴起不久的一种的新型技术，出现了一定的问题，抑制了其推广应用，最突出的四个问题是：
第一，处理负荷太低，一般为0.5-0.8m3/m2·d，使得占地面积太大，不利于在用地日益紧张的今天推广,人工湿地是在自然湿地的基础上发展起来的，其净化机理的实质主要还是基于土壤对污染物的自然净化功能。
由于土壤自身污染物的降解能力差，水力负荷低，使得人工湿地需要较多的土地面积，这就制约了它的发展，尤其是在土地资源紧缺的地区所以能否提高人工湿地的水力负荷是影响人工湿地未来发展的的至关重要的问题,；
第二，长效性难以保持，人工湿地在建成后的一段时间内，处理效果非常不错，但是从目前在运行的湿地来看，都存在不同程度的淤塞问题，导致处理效果不能得到保证，最终导致整个系统的处理失败,所以弄清堵塞的原因，延缓系统的堵塞是湿地系统发展必须解决的问题；
第三，人工湿地内部供氧不足，微生物厌氧降解污染物需要充足的合适的碳源，污水中的成分往往不能满足，影响去除效果；
第四，.寒冷地区冬季运行问题，气温的降低会影响人工湿地的正常运行，使污染物的去除率降低，因此，在冬季湿地需要覆盖隔离这样的保温措施；或增加人工湿地的构筑深度来达到保温的效果[22]。
2.5人工湿地在重金属废水处理中的研究及应用现状
与传统的污水二级生化处理工艺比较，人工湿地污水处理技术具有净化效果好、去除氮磷能力强、工艺设备简单、运行维护管理方便、能耗低、系统配置可塑性强、工程基建和运行费用低、出水具有一定的生物安全性、生态环境效益显著并美化环境、可实现废水的资源化等特点。
虽然占地面积较大，但所占用的土地基本上仍可发挥其自然属性的作用，并可因地制宜地加以开发利用。
因此，该技术适用于远离城市污水管网的居民小区、别墅区、旅游景区、中小城镇、厂矿企业、农村生活污水和生产废水，以及微污染水源水等的处理。
同时，借助其显著的生态环境效益和观赏性，可以将污水处理集观赏、娱乐、科教和水质净化于一体[14]。
重金属离子在湿地系统中可通过植物的富集和微生物的转化来降低其毒性。
有资料显示表明人工湿地对重金属的去除主要依靠填料自身的吸附和积累作用，以及湿地中植物的富集作用。
据测定，在湿地植物组织内富集的重金属浓度比周围水中的浓度高出10万倍以上[23]。
利用人工湿地来处理重金属废水是近15年来新兴的废水处理方式[43]，国外在人工湿地处理重金属废水方面已有较多的研究，国内近年部分学者开始重视并开始研究这种废水处理方式。
无论是发达国家还是发展中国家，人工湿地在城市生活废水中已经得到广泛的应用，最近发达国家已将重点转移到应用人工湿地处理特殊工业废水。
这对类似废水的处理提供了一条新途径[24]。
国内外学者的研究表明，人工湿地可以很好的去除矿山酸性废水中的金属离子；Hanna和Katarzyna也通过对位于Przywide的人工湿地的研究发现重金属离子Pb、Cd、Cu、Zn、Cr和Mn通过人工湿地处理后能得到很大程度的去除，并且通过对人工湿地所截留住的总金属量的计算得出，此类人工湿地系统的生命周期至少有35年[25]。
国内中山大学学者在广东韶关凡口铅锌矿建造的人工湿地净化矿山金属废水后水质明显改善[25]；黄淦泉等[26]通过对人工湿地处理重金属Pb、Cd污水的机理进行了初步探讨，认为人工湿地中基质对Pb、Cd的去除能力高于植物（池杉），基质中的粘土起主要作用。
2.6人工湿地基质处理含镉废水能力的研究应用进展
基质又称填料、滤料，一般是由土壤、细沙、砾石或灰渣等构成，它是可供植物生长、微生物附着的床体，该体系具有过滤、沉淀、吸附和絮凝等作用。
由于基质层通过离子交换吸附无机盐，通过提高填料吸附容量以减少占地面积，通过提供缓冲层以缓冲气候对植物系统的影响，因而填料的选择对人工湿地处理重金属废水工艺影响非常大。
目前国内外部分学者正在积极研究或找出一些价格低廉、来源广泛、无二次污染和对重金属离子吸附容量较大的材料作为人工湿地的基质，现阶段研究的基质比较集中在对镉和铅等重金属离子的去除，按照材料的来源主要分成三大类：
2.6.1天然矿物类
天然矿物由于价格低廉、贮藏量大以及对重金属离子吸附容量大的特性，作为处理重金属废水的吸附材料具有良好的应用前景，国内外不少学者研究应用不同的天然矿物来处理重金属废水。
杨胜科等[27]通过实验发现海泡石在水体中具有吸附交换阳离子镉的功能，在含镉10mg/L的废水中具有17.54mg/g的吸附交换容量，可以将含Cd2+10mg/L的水净化至0.1mg/L以下，去除率达到了99%以上，处理后的水质理化指标稳定，不会引起二次污染。
海泡石在我国湖南贮量十分丰富，将天然海泡石经去砂和盐酸活化处理，即制得廉价的吸附剂，其去除机理的金属离子与海泡石活性氢离子发生交换反应，饱和后的海泡石可用0.5mo1盐酸或0.5mo1醋酸再生，并回收重金属离子[9]。
宝迪[28]等发现天然沸石经改性后对铅、镉有较好的吸附能力，当铅的浓度为2mg/L，沸石用量30g,动态变换3小时,吸附效率达90%以上,吸附容量达5mg/g;当镉的浓度为100mg/L,沸石用量10g,动态交换24小时,吸附效率可达99.8%以上。
在450℃时处理的沸石吸附效果最佳。
杜冬云[29]等研究发现在300℃下煅烧的钙基累托石对镉有较好的吸附作用，当含镉废水浓度低于25mg/L时，用该法可使废水处理到达标排放，溶液的pH值4~6时对镉的吸附效果较佳。
李虎杰[30]研究结果表明，四川盐亭的天然膨润土（钙基膨润土）具有较高的阳离子交换容量，在∑E77.8~79.2mmol/100g和弱酸性-碱性环境下，重金属离子Cd2+有较好的吸附作用，吸附速度快；王代芝等[17]利用酸改性钠基膨润土处理含镉（Ⅱ）废水,发现pH是影响吸附效果的主要原因,在弱碱性（pH=7.9）条件下吸附率达98%以上。
王鲁敏[31]等利用内蒙风化煤作吸附剂对镉离子溶液中的镉的吸附性能、特征和机理进行探索，在t=20℃,pH=6.0的条件下，用起始浓度为1000mg/L的含镉水溶液，经分析吸附后滤液中的镉离子浓度为20.4mg/L，饱和吸附量为4.08mg/g。
汤显强等[32]选取页岩、粗砾石、铁矿石、麦饭石及其组合作为人工湿地填料，进行不同基质室内小试污水净化效果研究。
结果表明：
在相同进水水质和水力负荷运行条件下，单一填料页岩COD、TN、TP去除效果最好，去除率最高分别可达40％、88.9％、87.5％；组合填料COD去除率差别不大，页岩与粗砾石组合TN、TP去除率较高，分别可达到81.7％、71.9％。
考虑到填料物理特性及长期稳定运行的需要，可选择页岩与粗砾石组合作为人工湿地去污填料。
聂发辉[33]选取了吸附性能好、价格低、储量丰富的粘土矿物蛭石进行研究，研究在实验室条件下蛭石净化污水的能力，探讨了蛭石改性（活化）与再生的条件，以及活化、再生后对蛭石去污的影响，确定了蛭石在实验条件下净化污水的基础参数。
影响蛭石吸附的因素很多，实验研究表明：
蛭石的吸附容量在pH2.0～6.0范围内随pH增大而增大，最适pH为4.0～6.0，温度在15℃～35℃范围内，随温度的升高而减小，随着接触时间的延长而增大。
另外，常被用作人工湿地的天然矿物还有碎石、
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