楊婷婷，孟莉蓉，李暉，吳繼陽(yáng)，尹微琴，王圣森，侯建華，王小治，3*

（1.揚(yáng)州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇揚(yáng)州 225127；2.揚(yáng)州市環(huán)境保護(hù)局，揚(yáng)州 225002；3.江蘇省有機(jī)固體廢棄物資源化協(xié)同創(chuàng)新中心，南京 210095）

兩種生物炭對(duì)Pb的吸附特性研究

楊婷婷1，孟莉蓉1，李暉2，吳繼陽(yáng)1，尹微琴1，王圣森1，侯建華1，王小治1，3*

（1.揚(yáng)州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇揚(yáng)州 225127；2.揚(yáng)州市環(huán)境保護(hù)局，揚(yáng)州 225002；3.江蘇省有機(jī)固體廢棄物資源化協(xié)同創(chuàng)新中心，南京 210095）

以木子殼、米糠為前驅(qū)體，650℃制備生物炭，通過(guò)掃描電子顯微鏡、X射線粉末衍射儀和比表面積分析儀等手段表征其物理化學(xué)性質(zhì)，探究粒徑、礦物組分、初始濃度及時(shí)間等因素對(duì)生物炭吸附Pb2+效果的影響。結(jié)果表明，木子殼生物炭比表面積雖遠(yuǎn)小于米糠生物炭，但對(duì)溶液中Pb2+有很強(qiáng)的吸附效果，等溫吸附曲線符合Langmuir吸附模型，最大吸附量達(dá)165.62 mg·g-1，明顯高于米糠生物炭（58.92 mg·g-1）。同時(shí)XRD分析顯示木子殼生物炭含大量礦物組分且吸附Pb2+后有沉淀生成。

木子殼；生物炭；吸附；Pb2+

生物炭是將生物質(zhì)在完全或部分缺氧條件下，較高溫度（通?！?00℃）熱解所得的富碳固體產(chǎn)物[1-2]，按其材料來(lái)源可分為木炭、稻殼炭、果殼炭、動(dòng)物糞便炭等。生物炭由于具有較大的比表面積及表面所含豐富官能團(tuán)等特性，成為污染環(huán)境治理的重要材料[3]。隨著重金屬污染現(xiàn)狀日益嚴(yán)峻，生物炭作為一種高效吸附劑受到越來(lái)越多的關(guān)注[4-5]。

生物炭的吸附性能與其元素組成和化學(xué)性質(zhì)密切相關(guān)，而生物質(zhì)原料、熱解條件等因素都影響生物炭的性質(zhì)，導(dǎo)致吸附效果差異顯著[6-7]。目前對(duì)生物炭吸附性能和機(jī)制的探討結(jié)果不一。陳再明等[8]研究指出水稻秸稈生物炭中SiO2對(duì)Pb2+的吸附具有重要貢獻(xiàn)；安增莉等[9]研究指出，生物炭通過(guò)表面含氧官能團(tuán)為Pb2+提供吸附位點(diǎn)。因此，對(duì)不同生物炭在環(huán)境中的行為機(jī)理仍需進(jìn)一步探究。

我國(guó)作為農(nóng)業(yè)大國(guó)，每年向環(huán)境中排放大量農(nóng)業(yè)廢棄物[10]，造成生物質(zhì)資源的浪費(fèi)并加劇對(duì)環(huán)境的污染。米糠是草本植物的副產(chǎn)品，含豐富纖維素[11]；木子樹(shù)是典型的木本植物，木子殼作為茶油加工的副產(chǎn)物，主要分布于我國(guó)南方各省，含有大量木質(zhì)素且具有獨(dú)特的物理結(jié)構(gòu)。本文以木子殼和米糠為原料制備生物炭，研究生物炭對(duì)水中Pb2+的吸附去除效果，并結(jié)合多種表征手段，比較草本類(lèi)生物炭與木本類(lèi)生物炭之間理化性質(zhì)差異及對(duì)Pb2+可能存在的不同吸附機(jī)制，以期為生物炭原料的選取和環(huán)境中重金屬污染的治理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 生物炭制備方法

木子殼取自江西省吉安市，米糠取自江蘇省揚(yáng)州市汊河某村莊。將木子殼、米糠清洗后分別填滿于不銹鋼飯盒中，于烘箱中80℃烘干，再放入氣氛爐通入氮?dú)?0 min驅(qū)趕氧氣，然后于650℃缺氧條件下炭化2 h，炭化后冷卻至室溫，研磨后過(guò)60目篩，制得的木子殼生物炭和米糠生物炭分別命名為CSBC和RC。

1.2 生物炭表征方法

通過(guò)木子殼、米糠灼燒前后的質(zhì)量損失計(jì)算生物炭的產(chǎn)率。稱(chēng)取1 g生物炭，敞口放入馬弗爐內(nèi)，于800℃灰化4 h，根據(jù)灼燒前后質(zhì)量平衡計(jì)算灰分含量；稱(chēng)取2 g生物炭于50 mL離心管中，加入20 mL去離子水，振蕩10 min，靜置30 min，測(cè)量pH值；用元素分析儀（Vario EL cube）測(cè)定生物炭中C、H、O、N的百分含量；用X-ray能譜儀（S-4800II）分析生物炭元素組成；對(duì)樣品進(jìn)行噴金處理，用掃描電子顯微鏡（S-4800II）觀察生物炭的表面形貌；采用比表面積及孔徑分析儀（ASAP 2460）對(duì)兩種生物炭的比表面積及孔徑進(jìn)行測(cè)定；用顯微紅外光譜儀（Cary 610/670）測(cè)定生物炭的表面官能團(tuán)；采用X射線粉末衍射儀（D8-ADVANCE）分析生物炭的礦物組分；采用激光粒度儀（Mastersizer 3000）對(duì)生物炭進(jìn)行粒徑分析；生物炭吸附Pb2+后濾液用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)Ca2+和Mg2+的濃度，火焰光度計(jì)測(cè)K+濃度。

1.3 生物炭對(duì)水中重金屬的吸附研究

1.3.1 吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)

稱(chēng)取0.03 g生物炭樣品于50 mL離心管中，加入40 mL 59.21 mg·L-1Pb2+實(shí)驗(yàn)溶液，背景電解質(zhì)NaNO3濃度為0.01 mol·L-1，用0.1 mol·L-1NaOH或0.1 mol· L-1HCl調(diào)節(jié)pH至5.0，置于25℃水浴振蕩（180 r· min-1），分別于30 min及1、2、3、6、12、24、36、48 h取樣，用0.45 μm濾膜過(guò)濾，采用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濾液中Pb2+的濃度。所有試驗(yàn)均平行進(jìn)行3次。

分別選擇準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型（1）、準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型（2）來(lái)擬合生物炭對(duì)Pb2+的吸附量隨時(shí)間的變化關(guān)系，公式如下：

式中：qt和qe分別為t時(shí)刻和吸附平衡時(shí)生物炭對(duì)重金屬的吸附量，mg·g-1；t為吸附時(shí)間，h；k1（h-1）、k2（g· mg-1·h-1）分別為準(zhǔn)一級(jí)、準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程的反應(yīng)速率常數(shù)。

1.3.2 等溫吸附實(shí)驗(yàn)

溶液初始pH為5.0時(shí)，調(diào)節(jié)Pb2+的質(zhì)量濃度分別為20、40、60、80、100、120 mg·L-1（0.01 mol·L-1NaNO3作背景電解質(zhì)），置于25℃水浴振蕩24h（180r·min-1），之后用0.45 μm濾膜過(guò)濾，測(cè)定濾液中Pb2+的濃度。所有試驗(yàn)均平行3次。

分別用Freundlich模型（3）和Langmuir模型（4）對(duì)生物炭在25℃對(duì)Pb2+的吸附等溫線進(jìn)行擬合，其公式分別為：

式中：Ce表示平衡時(shí)的溶液濃度，mg·L-1；Kf是吸附容量參數(shù)，mg·g-1；n是Freundlich常數(shù)，表示吸附強(qiáng)度；qm為最大吸附量，mg·g-1；參數(shù)b（L·mg-1）可表征吸附材料表面的吸附位點(diǎn)對(duì)重金屬離子親和力的大小。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel進(jìn)行平均值和標(biāo)準(zhǔn)差的計(jì)算，采用Jade 5.0對(duì)材料進(jìn)行物相分析，采用Origin 8.5進(jìn)行方程的擬合和繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭性質(zhì)表征

兩種生物炭的粒徑分布見(jiàn)圖1。CSBC和RC的中值粒徑（d50）分別為57.45、91.70 μm，CSBC相比于RC粒徑較小，而吸附材料的粒徑大小可能影響吸附性能，主要體現(xiàn)在吸附速率和吸附容量上。

生物炭的產(chǎn)率、灰分、pH、比表面積及總孔體積等表面特性列于表1。CSBC灰分含量達(dá)到30.9%，高于RC的26.3%；CSBC和RC均呈堿性，RC的pH＞10，表現(xiàn)出較強(qiáng)堿性；CSBC的比表面積（13.36 m2·g-1）遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于RC（138.11 m2·g-1），CSBC總孔體積（0.015 1 cm3·g-1）只是RC（0.078 5 cm3·g-1）的19%。這主要與兩種生物炭前體材料有關(guān)，木子殼含有較多的木質(zhì)素，孔隙結(jié)構(gòu)主要為毛細(xì)孔，炭化后生物炭表面保留部分微孔，而米糠類(lèi)生物質(zhì)含有大量纖維素及較大孔隙結(jié)構(gòu)，使得炭化后比表面積較大。

圖1 兩種生物炭的顆粒粒徑分布Figure 1 Particle size distribution of CSBC and RC

表1 CSBC和RC的表面特性Table 1 Surface characteristics of CSBC and RC

CSBC和RC主要元素組成見(jiàn)表2。元素分析表明兩種生物炭的C含量較高，O、H、N及礦物元素含量相對(duì)較少。CSBC的含C量高達(dá)68.22%，而RC含C量為56.56%。通過(guò)各元素原子個(gè)數(shù)比可粗略反應(yīng)有機(jī)元素的組成形式，H/C可以反映芳香性，比值越小芳香性越強(qiáng)，炭材料結(jié)構(gòu)越穩(wěn)定[12]；O/C、（N+O）/C可反映材料的親水性和極性[13]，二者越高說(shuō)明親水性和極性越強(qiáng)。兩種生物炭H/C值均較低，分別為0.032和0.014，說(shuō)明CSBC和RC有較穩(wěn)定結(jié)構(gòu)，CSBC的O/C、（N+O）/C值分別為0.230、0.236，均大于RC，表明CSBC親水性和極性高于RC。

生物炭上的無(wú)機(jī)礦物組分對(duì)重金屬吸附起重要作用[14]。從表2可明顯看出，CSBC所含無(wú)機(jī)礦物元素更豐富。CSBC中P含量略低于RC，K含量為10.50%，遠(yuǎn)高于RC的1.29%，且含有RC中未檢測(cè)出的Mn、Ca等元素。

由圖2掃描電鏡照片可見(jiàn)，兩種生物炭均有明顯孔隙結(jié)構(gòu)，表面為非均勻態(tài)分布，且出現(xiàn)一些氣孔和分散的小顆粒物。相比較，RC表面較平整光滑，出現(xiàn)明顯管狀結(jié)構(gòu)和少量孔狀結(jié)構(gòu)。由圖2（上）可觀察到CSBC的C骨架和表面分布的灰分顆粒，這些外層顆粒物質(zhì)可直接與水、土壤接觸作用[15]。

2.2 吸附動(dòng)力學(xué)

圖2 木子殼生物炭（上）和米糠生物炭（下）的形態(tài)結(jié)構(gòu)掃描電鏡照片（×1000倍和×2500倍）Figure 2 SEM of CSBC（above）and RC（below）（×1000 and×2500）

表2 CSBC和RC的元素分析Table 2 Elemental analysis of CSBC and RC

利用Lagergren準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程得到的擬合曲線如圖3所示，相應(yīng)的擬合參數(shù)見(jiàn)表3。由圖3可看出，生物炭對(duì)Pb2+的吸附為前快后慢的動(dòng)力學(xué)過(guò)程，在24 h時(shí)基本完成對(duì)Pb2+的平衡吸附，且CSBC對(duì)Pb2+的吸附量明顯大于RC。在吸附初期，CSBC對(duì)Pb2+的吸附作用隨著時(shí)間延長(zhǎng)快速增長(zhǎng)，1 h時(shí)吸附量已達(dá)到平衡時(shí)的66.07%。由表3知，雖然二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)RC擬合系數(shù)R2為0.970 1，但該模型計(jì)算出的qe理論值與實(shí)際吸附量53.18 mg·g-1相差較遠(yuǎn)，相比之下RC可以用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合。準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程能較好描述CSBC對(duì)Pb2+的吸附過(guò)程，R2為0.9093，明顯高于一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，且平衡吸附量更接近實(shí)際吸附量70.75 mg·g-1，說(shuō)明CSBC對(duì)Pb2+的吸附主要以化學(xué)吸附為主[16]。這兩種方程的擬合結(jié)果均說(shuō)明CSBC對(duì)Pb2+的吸附強(qiáng)度和吸附容量大于RC。

圖3 生物炭吸附Pb2+的動(dòng)力學(xué)曲線Figure 3 Kinetics of Pb2+adsorption by biochars

2.3 等溫吸附

生物炭在25℃下對(duì)Pb2+的等溫吸附曲線見(jiàn)圖4。當(dāng)溶液Pb2+濃度在0～80 mg·L-1范圍時(shí)，吸附量隨著濃度升高迅速增大，隨著溶液濃度進(jìn)一步增大，吸附量趨于平衡。

等溫吸附曲線用Freundlich和Langmuir方程進(jìn)行擬合，擬合參數(shù)列于表4。該方程假定在材料表面存在著大量的吸附活性中心，吸附后表面的活性吸附中心被占滿，吸附達(dá)飽和，吸附質(zhì)通過(guò)吸附作用在材料表面單分子層分布[17]。相比較發(fā)現(xiàn)，Langmuir模型擬合系數(shù)R2較高，與實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)點(diǎn)吻合程度好，能更好地描述2種生物炭的等溫吸附行為。本實(shí)驗(yàn)中CSBC的最大吸附量qm可達(dá)165.62 mg·g-1，明顯高于RC（qm=58.92 mg·g-1）。

圖4 生物炭對(duì)Pb2+的吸附等溫線Figure 4 Isotherms of Pb2+adsorption by biochars

表3 生物炭對(duì)Pb2+的吸附動(dòng)力學(xué)方程擬合參數(shù)Table 3 Kinetic parameters of Pb2+adsorption by biochars

表4 生物炭對(duì)Pb2+的吸附等溫線擬合參數(shù)Table 4 Parameters of isotherms for Pb2+adsorption by biochars

2.4 生物炭吸附Pb2+前后結(jié)構(gòu)表征

生物炭吸附Pb2+前后的FTIR譜圖如圖5所示。CSBC和RC分別在1544、1546 cm-1處均出現(xiàn)苯環(huán)或芳香族的特征峰，且在吸附Pb2+后吸收峰發(fā)生位移且峰強(qiáng)降低；兩種生物炭所含CO2-3峰吸附作用后峰強(qiáng)減弱，分別由833、794 cm-1轉(zhuǎn)移到838、809 cm-1。CSBC 在1407 cm-1處對(duì)應(yīng)的峰為C=O伸縮振動(dòng)峰[18]，且吸附后峰強(qiáng)削弱并發(fā)生位移，而RC沒(méi)有出現(xiàn)對(duì)應(yīng)峰。Pb2+在RC上的吸附作用誘導(dǎo)PO3-4的峰由1081 cm-1遷移到1095 cm-1，且峰強(qiáng)發(fā)生明顯降低，464 cm-1處Si-O-Si吸收振動(dòng)峰峰強(qiáng)也發(fā)生明顯減弱[8]。

圖5 吸附前后兩種生物炭的紅外譜圖Figure 5 FTIR spectra of CSBC and RC before and after the adsorption of Pb2+

生物炭X射線衍射圖譜如圖6所示，吸附Pb2+前后兩種生物炭XRD譜圖發(fā)生較明顯變化。CSBC礦物組成較RC豐富，RC礦物含量較少，除在2θ為22.5°位置形成一個(gè)對(duì)應(yīng)渦輪層碳半晶體結(jié)構(gòu)的寬峰[19]，未檢測(cè)出其余特征峰。XRD分析圖6a中顯出吸附Pb2+后RC在2θ為24.6°、27.11°、34.1°、40.4°等處的峰顯示有Pb3（CO3）2（OH）2生成；圖6b中吸附作用后CSBC在2θ為19.7°、27°、34.1°、36°等處的峰有Pb3（CO3）2（OH）2生成，在2θ為24.6°、42.9°、46.6°、48.7°處的峰顯示有PbCO3生成，而CSBC表面原有的KHCO3基本消失，Ca（H2PO2）2部分消失。上述結(jié)果表明，兩種生物炭在吸附過(guò)程中生成了新的礦物相，RC主要形成Pb3（CO3）2（OH）2， CSBC主要生成Pb3（CO3）2（OH）2和PbCO3。

圖6 吸附前后兩種生物炭的XRD譜圖Figure 6 XRD patterns of CSBC and RC before and after the adsorption of Pb2+

3 討論

本實(shí)驗(yàn)中RC和CSBC均有豐富孔隙結(jié)構(gòu)及較好的親水性和穩(wěn)定性，CSBC含有豐富的無(wú)機(jī)礦物元素、較小的粒徑結(jié)構(gòu)，對(duì)Pb2+具有較強(qiáng)吸附性能，Langmuir方程擬合的最大吸附量可達(dá)165.62 mg·g-1，不僅遠(yuǎn)高于RC的58.92 mg·g-1，同時(shí)高于污泥生物炭對(duì)Pb2+的最大吸附量34.5 mg·g-1[20]，及陳再明等[8]研究中500℃制備的水稻秸稈生物炭對(duì)Pb2+的最大吸附量85.7 mg·g-1，與現(xiàn)有研究中一些無(wú)機(jī)礦物、生物炭及活性炭相比，CSBC顯現(xiàn)出良好的吸附性能[8，21-23]，而CSBC比表面積（13.36 m2·g-1）遠(yuǎn)小于RC（138.11 m2· g-1）。這表明生物炭對(duì)重金屬離子的吸附容量與其比表面積不成正比，夏廣杰等[24]研究中也發(fā)現(xiàn)這一現(xiàn)象。因此生物炭對(duì)重金屬離子的吸附行為可能與其化學(xué)性能和礦物組成密切相關(guān)。

粒徑大小顯著影響生物炭的吸附性能[25]，Raposo 等[26]研究中活性炭對(duì)亞甲基藍(lán)的吸附量與粒徑呈線性關(guān)系，李政劍等[27]研究表明隨著粒徑減小，吸附劑對(duì)污染物的吸附速率和吸附容量出現(xiàn)不同程度的增加。本實(shí)驗(yàn)中CSBC的中值粒徑57.45 μm，小于RC 的91.70 μm，且CSBC的吸附速率與吸附容量均高于RC，與上述研究結(jié)果一致。粒徑較小時(shí)，水相中目標(biāo)污染物到達(dá)吸附劑表面的距離減小且有效接觸面積增大，單位時(shí)間到達(dá)材料表面吸附位點(diǎn)的污染物增多，雖然較小粒徑有助于生物炭對(duì)重金屬的吸附，但依然不足以解釋CSBC對(duì)Pb2+較高的吸附能力。

我們推測(cè)CSBC吸附過(guò)程中無(wú)機(jī)礦物組分發(fā)揮了主導(dǎo)作用。CSBC中含有豐富無(wú)機(jī)礦物元素，包括Ca、Mg、Mn等（表2），朱麗珺等[28]研究中δMnO2對(duì)Pb2+最大吸附量可達(dá)294 mg·g-1，因此一些礦物元素可顯著提高生物炭的吸附性能。XRD分析顯示CSBC本身具有豐富礦物組分，吸附后表面原來(lái)存在的礦物相大部分消失，出現(xiàn)Pb3（CO3）2（OH）2、PbCO3兩種新礦物相，可能是Pb2+與CSBC中的磷酸鹽和碳酸鹽作用生成的沉淀。這與林寧等[29]的研究結(jié)果類(lèi)似，她發(fā)現(xiàn)生物炭可能通過(guò)CaCO3、Ca（P2O7）等礦物組分與Pb2+發(fā)生共沉淀作用，從而使被RC吸附的Pb2+生成Pb3（CO3）2（OH）2。這說(shuō)明CSBC對(duì)Pb2+吸附效果好的原因可能是Pb2+在其表面吸附后進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為PbCO3，增強(qiáng)了吸附效果。生物炭吸附重金屬后溶液中Mg2+含量很小，難以檢出，而CSBC處理的Ca2+濃度升高至1.66 mg·L-1，明顯高于RC的0.49 mg·L-1，CSBC、RC處理的K+濃度分別為31.1、14.6 mg·L-1，均顯著高于吸附前溶液K+濃度（8.1 mg·L-1）。這說(shuō)明木子殼生物炭在吸附重金屬發(fā)生離子交換、沉淀作用時(shí)釋放出大量礦物離子，與XRD分析中CSBC表面原來(lái)存在的KHCO3和Ca（H2PO2）2兩種礦物相大部分消失結(jié)果一致，進(jìn)一步證明了礦物組分在吸附過(guò)程中的重要作用。除表面礦物組分外，表面含氧官能團(tuán)和π共軛結(jié)構(gòu)也為吸附提供了位點(diǎn)[30]。FTIR譜圖顯示有機(jī)碳組分在吸附過(guò)程中的作用，CSBC和RC位于833、794 cm-1的CO2-3峰吸附作用后峰強(qiáng)減弱并發(fā)生遷移，同時(shí)1544、1546 cm-1處峰強(qiáng)減弱，說(shuō)明C=C中π電子與Pb2+發(fā)生陽(yáng)離子-π作用[31-32]。

本研究結(jié)果顯示，盡管CSBC的比表面積遠(yuǎn)小于RC，但由于CSBC含有較豐富的無(wú)機(jī)礦物元素且粒徑較小，其對(duì)Pb的吸附能力顯著高于RC。將茶油加工的廢棄物木子殼制備成生物炭進(jìn)行資源化利用，作為環(huán)境修復(fù)材料用于重金屬污染環(huán)境的治理，具有廣闊的應(yīng)用前景。

4 結(jié)論

（1）木子殼生物炭比表面積遠(yuǎn)小于米糠生物炭，但前者粒徑較小且含有豐富無(wú)機(jī)礦物組分。

（2）兩種生物炭對(duì)Pb2+的吸附可用Langmuir等溫方程較好擬合，木子殼生物炭對(duì)Pb2+具有較強(qiáng)的吸附性能，最大吸附量達(dá)165.62 mg·g-1，明顯高于米糠生物炭（58.92 mg·g-1），且吸附反應(yīng)速率較快。

（3）生物炭的無(wú)機(jī)礦物組分對(duì)重金屬吸附起重要作用，吸附后生物炭表面生成新礦物相。

（4）木子殼生物炭比米糠生物炭更適合作為環(huán)境重金屬污染物的高效去除劑。

[1]Gaunt J L,Lehmann J.Energy balance and emissions associated with biochar sequestrations and pyrolysis bioenergy production[J].Environmental Science and Technology,2008,42（11）：4152-4158.

[2]Brewer C E,Schmidt K,Satrio J A,et al.Characterization of biochar from fast pyrolysis and gasification systems[J].Environmental Progress &Sustainable Energy,2009,28（3）：386-396.

[3]Cui L Q,Li L Q,Zhang A F,et al.Biochar amendment greatly reduces rice Cd uptake in a contaminated paddy soil：A two-year field experiment[J].Bio-Resources,2011,6（3）：2605-2618.

[4]賴(lài)長(zhǎng)鴻,顏增光,廖博文,等.皇竹草生物炭的結(jié)構(gòu)特征及其對(duì)Cr（Ⅵ）的吸附性能[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,35（6）：1188-1193.

LAI Chang-hong,YAN Zeng-guang,LIAO Bo-wen,et al.Structural feature and chromium（Ⅵ）adsorption of biochar derived from Pennisetum hydridum[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35（6）：1188-1193.

[5]楊璋梅.生物炭修復(fù)Cd,Pb污染土壤的研究進(jìn)展[J].化工環(huán)保, 2014,34（6）：525-532.

YANG Zhang-mei.Research progresses in remediation of Cd,Pb contaminated soils by biochar[J].Environmental Protection of Chemical Industry,2014,34（6）：525-532.

[6]Kim W W,Shim T,Kim Y S,et al.Characterization of cadmium removal from aqueous solution by biochar produced from a giant Miscanthus at different pyrolytic temperatures[J].Bioresource Technology,2013,138 （2）：266-270.

[7]Kolodynska D,Wnetrzak R,Leahy J J,et al.Kinetic and adsorptive characterization of biochar in metal ions removal[J].Chemical EngineeringJournal,2012,197（29）：295-305.

[8]陳再明,方遠(yuǎn),徐義亮,等.水稻秸稈生物炭對(duì)重金屬Pb2+的吸附作用及影響因素[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2012,32（4）：769-776.

CHEN Zai-ming,FANG Yuan,XU Yi-liang,et al.Adsorption of Pb2+by rice straw derived-biochar and its influential factors[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2012,32（4）：769-776.

[9]安增莉,侯艷偉,蔡超,等.水稻秸稈生物炭對(duì)Pb（Ⅱ）的吸附特性[J].環(huán)境化學(xué),2011,30（11）：1851-1857.

AN Zeng-li,HOU Yan-wei,CAI Chao,et al.Lead（Ⅱ）adsorption char-acteristics on different biochars derived from rice straw[J].Environmental Chemistry,2011,30（11）：1851-1857.

[10]劉洪鳳,俞鎮(zhèn)慌.秸稈纖維性能[J].東華大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）, 2002,28（2）：123-127.

LIU Hong-feng,Yu Zhen-huang.Properties of straw fiber[J].Journal of DongHuaUniversity（Natural Science）,2002,28（2）：123-127.

[11]呂瑩果,季慧,張暉,等.米糠資源的綜合利用[J].糧食與飼業(yè), 2009（4）：19-22.

[12]簡(jiǎn)敏菲,高凱芳,余厚平.不同裂解溫度對(duì)水稻秸稈制備生物炭及其特性的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,36（5）：1757-1765.

JIAN Min-fei,GAO Kai-fang,YU Hou-ping.Effects of different pyrolysis temperatures on the preparation and characteristics of bio-char from rice straw[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2016,36（5）：1757-1765.

[13]Singh B,Singh B P,Cowie A L.Characterisation and evaluation of biochars for their application as a soil amendment[J].Australian Journal of Soil Research,2010,48（6/7）：516-525.

[14]李瑞月,陳德,李戀卿,等.不同作物秸稈生物炭對(duì)溶液中Pb2+、Cd2+的吸附[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2015,34（5）：1001-1008.

LI Rui-yue,CHEN De,LI Lian-qing,et al.Adsorption of Pb2+and Cd2+in aqueous solution by biochars derived from different crop residues[J]. Journal of Agro-Environment Science,2015,34（5）：1001-1008.

[15]黃華,王雅雄,唐景春,等.不同燒制溫度下玉米秸稈生物炭的性質(zhì)及對(duì)萘的吸附性能[J].環(huán)境科學(xué),2014,35（5）：1884-1890.

HUANG Hua,WANG Ya-xiong,TANG Jing-chun,et al.Properties of maize stalk biochar produced under different pyrolysis temperatures and its sorption capability to naphthalene[J].Environmental Science, 2014,35（5）：1884-1890.

[16]胡秋嬋,王寧,符浩,等.苯胺-2,4-二氨基酚共聚物吸附水中Hg（Ⅱ）的動(dòng)力學(xué)和熱力學(xué)研究[J].環(huán)境化學(xué),2010,29（6）：1043-1047.

HU Qiu-chan,WANG Ning,FU Hao,et al.Kinetics and thermodynamics of Hg（Ⅱ）adsorption onto poly（aniline-co-2,4-diaminophenol）[J].Environmental Chemistry,2010,29（6）：1043-1047.

[17]張希衡.水污染控制工程[M].北京：冶金工業(yè)出版社,2003：199-209. ZHANG Xi-heng.Water pollution control engineering[M].Beijing：Metallurgical Industry Press,2003：199-209.

[18]Lehmann J,Joseph S.Biochar for environmental management：Science and technology[M].London：Earthscan,2009：1-81.

[19]黃柱堅(jiān),朱子驁,吳學(xué)深,等.皇竹草生物炭的結(jié)構(gòu)特征及對(duì)重金屬吸附作用機(jī)制[J].環(huán)境化學(xué),2016,35（4）：766-722.

HUANG Zhu-jian,ZHU Zi-ao,WU Xue-shen,et al.Adsorption of heavy metals by biochar derived from Pennisetum sinese Roxb[J]. Environmental Chemistry,2016,35（4）：766-722.

[20]丁文川,杜勇,曾曉嵐,等.富磷污泥生物炭去除水中Pb（Ⅱ）的特性研究[J].環(huán)境化學(xué),2012,31（9）：1375-1380.

DING Wen-chuan,DU Yong,ZENG Xiao-lan,et al.Aqueous solution Pb（Ⅱ）removal by biochar derived from phosphorus-rich excess sludge[J].Environmental Chemistry,2012,31（9）：1375-1380.

[21]Cao X D,Ma L N,Gao B,et al.Dairy-manure derived biochar effectively sorbs lead and atrazine[J].Environmental Science and Technology,2009,43（9）：3285-3291.

[22]Yang H,Xu R,Xue X X,et al.Hybrid surfactant-templated mesoporous silica formed in ethanol and its application for heavy metal removal[J].Journal of Hazardous Materials,2008,152（2）：690-698.

[23]朱麗珺.不同林分類(lèi)型土壤及主要組分對(duì)重金屬吸附特性研究[D].南京：南京林業(yè)大學(xué),2007.

ZHU Li-jun.Soil heavy metal adsorption characteristic under different types of forests or soil main component[D].Nanjing：Nanjing Forestry University,2007.

[24]夏廣杰,宋萍,邱宇平.牛糞源和木源生物炭對(duì)Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）的吸附機(jī)理研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2014,33（3）：569-575.

XIA Guang-jie,SONG Ping,QIU Yu-ping.Sorption of Pb（Ⅱ）and Cd（Ⅱ）by manure-and wood-derived biochars[J].Journal of Agro-Environment Science,2014,33（3）：569-575.

[25]Muller B R.Effect of particle size and surface area on the adsorption of albumin-bonded bilirubin on activated carbon[J].Carbon,2010,48 （12）：3607-3615.

[26]Raposo F,De M A,Borja R,et al.Methylene blue number as useful indicator to evaluate the adsorptive capacity of granular activated carbon in batch mode：Influence of adsorbate/adsorbent mass ratio and particle size[J].Journal of Hazardous Materials,2009,165（1/2/3）：291-299.

[27]李政劍,石寶友,蘇宇,等.粉末活性炭粒徑對(duì)水中菲吸附動(dòng)力學(xué)的影響效應(yīng)研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2013,33（1）：67-72.

LI Zheng-jian,SHI Bao-you,SU Yu,et al.Effect of particle size on adsorption kinetics of phenanthrene in water by powered activated carbon[J].ActaScientiae Circumstantiae,2013,33（1）：67-72.

[28]朱麗珺,張金池,宰德欣,等.水熱法合成δMnO2及其對(duì)重金屬Pb2+的吸附作用[J].安全與環(huán)境學(xué)報(bào),2007,7（4）：20-23.

ZHU Li-jun,ZHANG Jin-chi,ZAI De-xin,et al.Adsorption of Pb2+by crystal δ-manganese dioxide prepared by hydrothermal method[J]. Journal of Safety and Environment,2007,7（4）：20-23.

[29]林寧,張晗,賈珍珍,等.不同生物質(zhì)來(lái)源生物炭對(duì)Pb（Ⅱ）的吸附特性[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,35（5）：992-998.

LIN Ning,ZHANG Han,JIA Zhen-zhen,et al.Adsorption of Pb（Ⅱ）by biochars derived from three types of biomass[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35（5）：992-998.

[30]李力.玉米秸稈生物炭對(duì)Cd（Ⅱ）的吸附機(jī)理研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2012,31（11）：2277-2283.

LI Li.Adsorption mechanisms of cadmium（Ⅱ）on biochars derived from corn straw[J].Journal of Agro-Environment Science,2012,31 （11）：2277-2283.

[31]Ma C,Dougherty D A.The cation-π interaction[J].Chemical Reviews, 1997,97（5）：1303-1324.

[32]Chen B,Chen Z,Lü S,et al.A novel magnetic biochar efficiently sorbs organic pollutants and phosphate[J].Bioresource Technology,2011,102 （2）：716-723.

Adsorption of Pb by biochars derived from two types of biomass

YANG Ting-ting1,MENG Li-rong1,LI Hui2,WU Ji-yang1,YIN Wei-qin1,WANG Sheng-sen1,HOU Jian-hua1,WANG Xiao-zhi1,3*
（1.College of Environmental Science and Engineering,Yangzhou University,Jiangsu 225127,China;2.Yangzhou Environmental Protection Bureau,Yangzhou,225002;3.Jiangsu Collaborative Innovation Center for Solid Organic Waste Resource Utilization,Nanjing 210095,China）

Two raw materials,i.e.,rice bran and camellia shell,were used to produce biochars via pyrolysis at 650℃.The physical and chemical properties of biochars were characterized by scanning electron microscopy（SEM）,X-ray diffraction（XRD）,and Brunauer-Emmett-Teller（BET）surface area analyses.The effects of particle size,mineral composition,contact time,and initial Pb2+concentration on Pb2+adsorption by biochars were examined.The results showed that compared to rice bran-derived biochar,camellia shell-derived biochar had smaller specific surface area,but was more effective in removing heavy metals from aqueous solutions.The adsorption isotherm of Pb2+by camellia shell-derived biochar fit the Langmuir model well,and the adsorption capacity was 165.62 mg·g-1,which was higher than that of rice bran-derived biochar（58.92 mg·g-1）.The results of XRD analysis showed that camellia shell-derived biochar contained a large amount of mineral components and appeared as a precipitate after adsorption.

camellia shell;biochar;adsorption;Pb2+

X712

A

1672-2043（2017）08-1627-07

10.11654/jaes.2017-0276

2017-03-04

楊婷婷（1993—），女，安徽淮北人，碩士研究生，從事環(huán)境修復(fù)材料和廢棄物資源化利用研究。E-mail：122590998@qq.com

*通信作者：王小治E-mail：xzwang@yzu.edu.cn

江蘇省社會(huì)發(fā)展項(xiàng)目（BE2015661）；江蘇省六大人才高峰項(xiàng)目（2013-NY-017）；江蘇省環(huán)境材料與環(huán)境工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室項(xiàng)目；江蘇省研究生科研創(chuàng)新計(jì)劃項(xiàng)目（SJLX16-0599）

Project supported：Social Development Program of Jiangsu Province，China（BE2015661）；Six Talent Peaks Project of Jiangsu Province，China（2013-NY-017）；The Key Laboratory of Environmental Material and Engineering of Jiangsu Province，China；The Research Innovation Program for Graduate Students of Jiangsu Province，China（SJLX16-0599）

楊婷婷，孟莉蓉，李暉，等.兩種生物炭對(duì)Pb的吸附特性研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2017,36（8）：1627-1633.

YANG Ting-ting,MENG Li-rong,LI Hui,et al.Adsorption of Pb by biochars derived from two types of biomass[J].Journal of Agro-Environment Science, 2017,36（8）：1627-1633.