嵇夢圓，胡逸文，梁 程，桑文靜①，李登新

(1.東華大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院國家環(huán)境保護(hù)紡織工業(yè)污染防治工程技術(shù)中心，上海 201620；2.上海市大氣顆粒物污染防治重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200433)

近年來，隨著經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，我國環(huán)境中的重金屬污染問題日益突出。我國2014年公布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，全國土壤環(huán)境狀況總體不容樂觀，土壤重金屬總的點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%，其中鉛、鎘污染物點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)到1.5%和7.0%。鉛、鎘重金屬是繼汞之后會對生態(tài)環(huán)境和人類健康造成重大威脅的第2、3大重金屬元素[1]。原位鈍化修復(fù)被認(rèn)為是修復(fù)重金屬污染土壤經(jīng)濟(jì)有效的處理方法之一。目前，常用于鈍化重金屬的材料主要有活性炭、石墨烯、碳納米管、鐵氧化物、粉煤灰和膨潤土等[2]，但是這些吸附材料制備復(fù)雜，價格昂貴，加上可能會產(chǎn)生二次污染，限制了其大規(guī)模應(yīng)用[3]。因此，原料廣泛、成本低且具有較高環(huán)境穩(wěn)定性的生物炭作為污染物吸附與鈍化的材料越來越受到學(xué)者的青睞[4]。

目前，生物炭修復(fù)重金屬污染環(huán)境研究以采用單一生物炭并針對單一重金屬的研究為較多，如王震宇等[5]研究表明高溫生物炭(≥500 ℃)具有更完備的π共軛芳香結(jié)構(gòu)，促進(jìn)了生物炭對Cd2+的吸附作用；JIANG等[6]研究發(fā)現(xiàn)生物炭吸附Pb2+的過程中，靜電作用與非靜電作用共存，且生物炭表面官能團(tuán)與Pb2+形成絡(luò)合物是吸附的主要機(jī)制。而土壤污染多為重金屬復(fù)合污染，有關(guān)生物炭對復(fù)合重金屬吸附特性的研究還較薄弱。戴靜等[7]研究指出溶液中Cd2+和Pb2+是通過與生物炭中 CO32-、PO43-和SiO44-發(fā)生沉淀反應(yīng)而被去除。李瑞月等[8]研究發(fā)現(xiàn)，玉米秸稈炭的有機(jī)碳和官能團(tuán)含量較高，孔隙結(jié)構(gòu)較好，比表面積大，可能主要通過表面吸附和官能團(tuán)的絡(luò)合作用去除溶液中Pb2+和Cd2+。此外，不同材料制備的生物炭具有不同特性，從而表現(xiàn)出不同的吸附效果。JIANG等[9]研究也發(fā)現(xiàn)與軟質(zhì)生物炭(Qmax=1.47 mg·g-1)相比，硬質(zhì)生物炭(Qmax=2.31 mg·g-1)對銅和鋅具有更高的吸附性能。

分別以玉米、水稻和沙柳3種秸稈為原料，在500 ℃條件下限氧熱解獲得玉米生物炭、稻草生物炭和沙柳生物炭，并對其形貌特征和元素組成等一系列理化特性進(jìn)行表征和分析，研究了不同影響因素條件下不同生物質(zhì)來源的生物炭對土壤中鉛和鎘的吸附效果，并運(yùn)用經(jīng)典吸附動力學(xué)模型和吸附等溫模型對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，初步探討其吸附機(jī)制，以期為農(nóng)業(yè)廢棄物資源化利用及生物炭治理土壤重金屬污染提供理論指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 生物炭的制備

以玉米秸稈、水稻秸稈和沙柳秸稈(均購自安徽星美秸稈循環(huán)利用科技有限公司)為原料，在自然條件下風(fēng)干1周后粉碎至粒徑小于0.85 mm。裝滿已清洗的石英舟后輕微壓實(shí)置于管式爐中，采用高溫限氧熱解法，在500 ℃缺氧環(huán)境下熱解炭化2 h(升溫速率為5 ℃·min-1)，冷卻至室溫后，取出過0.15 mm孔徑篩并用去離子水洗滌至中性，烘箱中烘干保存?zhèn)溆谩峤庵苽涞挠衩咨锾?、水稻生物炭和沙柳生物炭分別標(biāo)記為CB、SB和SWB。

1.2 生物炭的表征

用pH計(jì)(PHSJ-4A，上海精密科學(xué)儀器有限公司)測定生物炭樣品的pH值〔m(固)∶V(液)為1∶20〕，用灼燒法測定樣品灰分含量。3種生物炭中 C、H 和 N 含量采用元素分析儀(TCH-600，LECO USA)測定，在此基礎(chǔ)上，計(jì)算H/C比值。采用帶能譜的掃描電鏡(SEM-EDS)觀察CB、SB和SWB樣品形狀、骨架結(jié)構(gòu)和表面孔隙結(jié)構(gòu)。生物炭比表面積和孔徑采用比表面及孔徑分析儀(Micromeritics ASAP 2010，美國)測定。采用溴化鉀壓片法對生物炭樣品進(jìn)行傅里葉變換紅外光譜儀(FTIR)表征(Nicolet 5700，美國Thermo Nicolet公司)，定性分析生物炭表面官能團(tuán)。

1.3 吸附試驗(yàn)

將一定量3種生物炭分別加入PbCl2和CdCl2溶液中，于25 ℃條件下避光，按200 r·min-1恒溫振蕩。吸附動力學(xué)試驗(yàn)中ρ(Pb2+)和ρ(Cd2+)初始值分別為200和50 mg·L-1，稱取0.08 g生物炭用作吸附劑，向溶液中添加0.01 mol·L-1NaNO3作為背景電解質(zhì)，進(jìn)行吸附振蕩試驗(yàn)，定時取樣。準(zhǔn)一級動力學(xué)方程[10]和準(zhǔn)二級動力學(xué)方程[11]分別為

Qt=Qe(1-e-K1t/2.303)，

(1)

t/Qt=(1/K2Qe2)+(1/Qe)t，

(2)

h0=K2Qe2。

(3)

式(1)～(3)中，Qe為平衡吸附量，mg·g-1；Qt為t時刻吸附量，mg·g-1；K1為準(zhǔn)一級動力學(xué)方程反應(yīng)速率常數(shù)，h-1；K2為準(zhǔn)二級動力學(xué)方程的反應(yīng)速率常數(shù)，mg·g-1·h-1；h0為初始吸附速率，mg·g-1·h-1。

等溫吸附試驗(yàn)中ρ(Pb2+)分別為10、20、50、100、200、400、600和800 mg·L-1，ρ(Cd2+)分別為5、10、15、25、50、80、100和150 mg·L-1，生物炭投加量為1.6 g·L-1，于25 ℃條件下振蕩24 h后過濾，測定濾液中 Pb2+和Cd2+濃度。采用Langmuir方程[12]和Freundlich方程[12]進(jìn)行等溫吸附模擬，其表達(dá)式分別為

(4)

(5)

(6)

式(4)～(6)中，Qm為完全單層覆蓋時對應(yīng)的最大吸附容量，mg·g-1；KL為Langmuir平衡常數(shù)，L·mg-1；Ce為平衡吸附質(zhì)量濃度，mg·L-1；C0為重金屬離子初始質(zhì)量濃度，mg·L-1；Qe為平衡吸附容量，mg·g-1；KF為Freundlich常數(shù)，它是與吸附容量相關(guān)的常數(shù)；n為表示吸附程度的常數(shù)；RL為分離因子。

1.4 影響因素試驗(yàn)

以0.01 mol·L-1NaNO3作為背景電解質(zhì)，混合液污染物ρ(Pb2+)和ρ(Cd2+)初始值分別為200和50 mg·L-1，分別考察pH值、共存離子強(qiáng)度和生物炭投加量對吸附效果的影響。不同pH值：將40 mL混合液加入50 mL分別裝有80 mg SWB、SB和CB的離心管中，調(diào)節(jié)初始pH分別為3、4、5和6，離子強(qiáng)度為10 mmol·L-1，生物炭添加量為2 g·L-1。不同離子強(qiáng)度：設(shè)置初始離子(Na+和Ca2+)強(qiáng)度分別為10、20、50、100、150和200 mmol·L-1，pH控制為6，生物炭添加量為2 g·L-1；探究不同價態(tài)共存陽離子(Na+、Ca2+)對生物炭吸附Pb2+和Cd2+的影響。不同生物炭投加量：設(shè)置初始生物炭投加量分別為0.08、0.16、0.40、0.80、1.20、1.60、2.40、3.20和4.80 g·L-1，pH控制為6，離子強(qiáng)度為10 mmol·L-1。

以上試驗(yàn)均重復(fù)3次，樣品測定前需用0.45 μm孔徑濾膜過濾，之后用電感耦合等離子體光譜儀(ICP-Prodigy-space，美國LEEMAN LABS公司)測定濾液中Pb2+和Cd2+濃度。生物炭對重金屬離子的吸附量(Qt)和吸附效率(E)計(jì)算公式為

(7)

E=(Ci-Ct)/Ci×100%。

(8)

式(7)～(8)中，Qt為吸附t時刻吸附劑吸附重金屬的吸附量，mg·g-1；E為去除率，%；Ci和Ct分別為溶液中重金屬離子初始質(zhì)量濃度和t時刻溶液中重金屬離子質(zhì)量濃度，mg·L-1；V為加入重金屬溶液的體積，mL；m為投加的吸附劑質(zhì)量，mg。

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭性質(zhì)

玉米、水稻和沙柳秸稈3類生物質(zhì)在500 ℃條件下熱解所制備的生物炭pH值、灰分和主要元素含量等基本理化性質(zhì)見表1。由表1可知，SWB堿性最強(qiáng)，CB次之，SB最小，說明SWB和CB表面含有更豐富的堿性陽離子(K+、Ca2+、Na+和Mg2+等)。此外，與CB和SB相比，SWB灰分含量也更高，灰分含有的如碳酸鈣等水溶性堿性礦物質(zhì)也會導(dǎo)致生物炭具有較強(qiáng)堿性。

H/C(摩爾比)可用來表征生物炭的芳香性[13]。表1中3種生物質(zhì)來源的生物炭C、H和N元素含量差別不大，CB、SB和SWB的H/C分別為0.46、0.48和0.46，屬于從“硬質(zhì)碳”向“軟質(zhì)炭”之間過渡的階段，具有較為適中的芳香性，也說明熱解產(chǎn)生的生物炭較好地保留了秸稈生物質(zhì)中的有機(jī)成分，表面官能團(tuán)豐富。

表1 3種生物炭的基本理化性質(zhì)

Table 1 Basic physical and chemical properties of three biochars

生物炭pH平均粒徑/nmw(H)/%w(C)/%w(N)/%H/C(摩爾比)w(灰分)/%玉米(CB)7.452 6432.1255.740.950.4611.36水稻(SB)7.292 6432.2556.701.120.4810.21 沙柳(SWB)7.552 6432.4363.521.520.4615.46

2.2 FTIR紅外分析

CB為玉米生物炭，SWB為沙柳生物炭，SB為水稻生物炭。

2.3 表面結(jié)構(gòu)與比表面積分析

CB、SB和SWB的掃描電鏡圖像見圖2。3種生物炭在掃描前均經(jīng)過研磨和篩分，但從掃描電鏡圖中仍能看出其保留了一定的秸稈骨架結(jié)構(gòu)，生物炭碎片均呈條形片狀，輪廓清晰，具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)。生物炭顆粒表面不平整，可能是因?yàn)樵谥苽溥^程中生物質(zhì)中的礦物質(zhì)積聚在生物炭表面。掃描圖中生物炭顆粒粒徑基本在1～50 μm之間。對比發(fā)現(xiàn)SWB和CB表面孔隙更加豐富，可能具有更大的比表面積。比表面積分析儀(BET)測試結(jié)果顯示，CB、SB和SWB比表面積分別為18.07、16.98和40.06 m2·g-1，其中，SWB比表面積最大，CB次之，SB最小，因此推測在物理吸附性能上3種生物炭由強(qiáng)到弱依次為SWB、CB和SB。與常見商業(yè)生物炭相比，筆者實(shí)驗(yàn)中制備的CB、SB和SWB比表面積均較小(表2[15-19])，可能是由于農(nóng)林廢棄物生物質(zhì)在500 ℃熱解條件下生物炭內(nèi)層的中孔和內(nèi)孔還沒有完全打開[20]。

a1和a2分別為SWB放大1 000和5 000倍的SEM圖；b1和b2分別為CB放大1 000和5 000倍的SEM圖； c1和c2分別為SB放大1 000和5 000倍的SEM圖。

表2 各種生物炭比表面積比較

Table 2 Specific surface area of biochars

生物炭類型裂解溫度/℃比表面積/(m2·g-1)竹炭[15-16] 1 000517.28米糠等[17]70073.40～255.65雞糞[18]500～75048.79～246.10木炭[19]700247玉米生物炭(CB)50016.98水稻生物炭(SB)50018.07沙柳生物炭(SWB)50040.06

2.4 吸附動力學(xué)

CB、SB和SWB對Pb2+和Cd2+的吸附量隨時間的變化曲線見圖3，可據(jù)此判斷吸附劑對吸附質(zhì)的吸附速度，進(jìn)而得出吸附劑的吸附效率[6]。由圖3可知，在吸附前8 h，3種生物炭對Pb2+和Cd2+吸附量均迅速增加，此后，隨著吸附時間的增加，生物炭對Pb2+和Cd2+的吸附量增加，但吸附速率降低(如CB、SB和SWB在8 h時對Pb2+吸附量分別占其總吸附量的96.32%、94.26%和98.76%，對Cd2+的吸附量分別占總吸附量的91.31%、96.51%和91.35%)，并且在24 h內(nèi)均達(dá)到吸附平衡狀態(tài)，說明生物炭對Pb2+和Cd2+的吸附過程出現(xiàn)“先快后慢”現(xiàn)象。這可能是由于吸附開始時吸附劑表面吸附位點(diǎn)較多(如生物炭表面含氧官能團(tuán)—COOH、—OH等與重金屬離子相互作用的吸附)，不存在重金屬離子之間的競爭作用；而吸附劑的吸附位點(diǎn)是有限的，隨著吸附位點(diǎn)逐漸達(dá)到飽和，有效吸附位點(diǎn)逐漸減少，同時污染物濃度也在大幅降低，Pb2+和Cd2+需要擴(kuò)散達(dá)到多孔介質(zhì)內(nèi)部，傳質(zhì)速率減慢，且競爭吸附作用越來越明顯，此時，吸附速率取決于重金屬離子從吸附劑外部進(jìn)入內(nèi)部位點(diǎn)的速度[21]。

圖3 3種生物炭對Pb2+、Cd2+的吸附動力學(xué)擬合曲線Fig.3 Adsorption kinetic data and modeling of Pb2+ and Cd2+ on SWB, CB and SB

分別采用準(zhǔn)一級動力學(xué)和準(zhǔn)二級動力學(xué)模型對吸附動力學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，結(jié)果見表3。由表3可知，CB、SB和SWB對Pb2+、Cd2+的準(zhǔn)二級吸附動力學(xué)方程模擬獲得的決定系數(shù)R2均大于準(zhǔn)一級動力學(xué)方程模擬獲得的決定系數(shù)，且根據(jù)準(zhǔn)一級動力學(xué)方程計(jì)算Pb2+和Cd2+的理論平衡吸附量Qe都與實(shí)際平衡吸附量相差較遠(yuǎn)，說明準(zhǔn)二級動力學(xué)方程能夠更好地描述3種生物炭對Pb2+、Cd2+的吸附過程，表明3種農(nóng)林廢棄物基生物炭對Pb2+和Cd2+的吸附過程主要受化學(xué)吸附的控制[22]。

表3 3種生物炭對Pb2+、Cd2+的吸附動力學(xué)參數(shù)

Table 3 Fitness of dynamics models for Pb2+and Cd2+sorption on biochar

生物炭重金屬離子準(zhǔn)一級動力學(xué)模型準(zhǔn)二級動力學(xué)模型Qe/(mg·g-1)K1/h-1R2Qe/(mg·g-1)K2/(mg·g-1·h-1)R2h0/(mg·g-1·h-1)CBPb2+64.9270.322 20.938 285.084 90.012 10.990 687.456Cd2+11.3880.191 70.942 720.057 30.069 80.992 830.782SBPb2+58.2960.172 50.865 5102.098 60.019 50.998 1202.077Cd2+15.0170.053 80.832 721.108 30.158 00.995 869.555SWBPb2+61.5630.189 30.858 7103.118 60.020 10.997 9213.993Cd2+9.7420.181 50.846 717.052 40.068 40.998 520.992

SB、CB和SWB分別為水稻生物炭、玉米生物炭和沙柳生物炭。Qe為平衡吸附量，K1為準(zhǔn)一級速率常數(shù)，R2為決定系數(shù)，K2為準(zhǔn)二級速率常數(shù)，h0為吸附的初始速率。

采用準(zhǔn)二級動力學(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。動力學(xué)速率常數(shù)越大，表明吸附過程越快，達(dá)到平衡所需時間越短[8]。由表3可知，SWB對Pb2+的吸附速率(0.020 1 mg·g-1·h-1)比SB(0.019 5 mg·g-1·h-1)和CB(0.012 1 mg·g-1·h-1)快，而SB對Cd2+的吸附速率(0.158 0 mg·g-1·h-1)遠(yuǎn)高于SWB(0.068 4 mg · g-1· h-1)和CB(0.069 8 mg · g-1· h-1)。

2.5 吸附等溫線

采用Langmuir和Freundlich等溫吸附模型模擬生物炭對Pb2+和Cd2+的吸附等溫線(圖4)，擬合參數(shù)見表4。就Pb2+而言，Langmuir等溫吸附模型的R2明顯高于Freundlich等溫吸附模型，可以得出，Langmuir等溫吸附模型能夠更好地描述3種生物炭對Pb2+的等溫吸附過程。同時，采用Langmuir模型計(jì)算出的飽和吸附量與實(shí)驗(yàn)得出的最大吸附量相近，表明生物炭對Pb2+的吸附近似單分子層吸附。而就Cd2+而言，Langmuir 等溫吸附模型和Freundlich 等溫吸附模型的R2均較高，說明其既符合Langmuir 等溫吸附，又符合 Freundlich 等溫吸附，F(xiàn)reundlich 模型描述的是多層吸附，在高濃度條件下吸附容量持續(xù)增加，常用于描述物理吸附[7]。筆者試驗(yàn)中，當(dāng)ρ(Cd2+)初始值大于100 mg·L-1時，CB、SB和SWB對Cd2+的吸附量增加均趨于平緩，且Qe值大于Langmuir等溫吸附模型擬合所得的Qm值，表明在高濃度條件下，3種生物炭對Cd2+的吸附存在多分子層吸附[5]。

由圖4可知，這3種生物炭對Pb2+的吸附去除率顯著高于Cd2+，這可能是由于Pb2+的水化熱低于Cd2+的水化熱[23]，具有低水化熱的Pb2+更易脫去絡(luò)合水而成為暴露的Pb2+，易與生物炭內(nèi)部陽離子發(fā)生交換反應(yīng)而被吸附。另外，Pb(OH)2溶度積常數(shù)要低于Cd(OH)2，更容易形成沉淀，通過靜電作用被生物炭吸附，從而降低溶液中剩余Pb2+濃度。同時，由于Pb2+電負(fù)性大于Cd2+，一般情況下電負(fù)性越大，重金屬元素與生物炭表面或內(nèi)部氧原子形成的共價鍵就越強(qiáng)[7]。由表4可知，就Langmuir模型而言，3種生物炭對Pb2+和Cd2+吸附的RL值(RL為無量綱參數(shù)分離因子：RL>1時，為不利吸附；0

圖4 3種生物炭對Pb2+和Cd2+的吸附等溫線Fig.4 Adsorption isotherms of Pb2+ and Cd2+ adsorption on biochars

表4 3種生物炭對Pb2+和Cd2+的等溫吸附模型擬合參數(shù)

Table 4 Fitness of isotherm models for Pb2+and Cd2+sorption on biochar

吸附材料重金屬離子Langmuir模型Freundlich模型Qm/(mg·g-1)KL/(L·mg-1)R2RLKF/(mg1-n·g-1·L-n)nR2玉米生物炭(CB)Pb2+85.7350.5740.964 20.008 6～0.148 429.2145.2570.871 2Cd2+20.5230.1160.951 30.041 3～0.462 94.9873.1890.987 1水稻生物炭(SB)Pb2+110.5120.6210.976 60.007 9～0.138 738.9545.2470.814 0Cd2+15.8870.1240.979 40.038 7～0.446 43.6253.3020.973 8沙柳生物炭(SWB)Pb2+105.0530.5860.970 40.008 5～0.145 835.1965.1840.895 2Cd2+29.4500.1010.959 50.047 2～0.497 55.2162.5440.975 2

Qm為最大吸附容量；KL為Langmuir平衡常數(shù)；R2為決定系數(shù)；RL為分離因子；KF為Freundlich常數(shù)；n為吸附程度常數(shù)。

2.6 共存陽離子對吸附效果的影響

在工業(yè)廢水中存在濃度較高的Na+和Ca2+，這些陽離子的存在可能會對吸附材料吸附Pb2+、Cd2+產(chǎn)生影響[25]。圖5顯示，3種生物炭吸附Pb2+的效果隨著溶液中離子強(qiáng)度的增強(qiáng)而降低，造成該現(xiàn)象的原因是Na+或Ca2+會和Pb2+發(fā)生競爭吸附作用，競爭吸附劑表面活性位點(diǎn)。此外，生物炭表面吸附Na+或Ca2+后會形成致密的水合殼進(jìn)而阻礙Pb2+進(jìn)入生物炭表面，導(dǎo)致生物炭對Pb2+吸附量降低，該結(jié)果也與XIAO等[26]的研究結(jié)果相符，即干擾離子強(qiáng)度的增加降低了生物炭對Pb2吸附量。

對Cd2+的吸附情況與Pb2+略有不同，由圖5可知，雖然SWB對Pb2+的吸附效果隨著離子強(qiáng)度的增強(qiáng)而降低，但對于Cd2+的吸附效果則是隨著離子強(qiáng)度的增強(qiáng)而增大。由BET測試結(jié)果可知，SWB比表面積顯著大于CB和SB，隨著共存陽離子強(qiáng)度的增加，在其表面能夠富集比CB和SB更多的正電荷，與Cd(OH)2形成絡(luò)合物[27]，使得絡(luò)合作用強(qiáng)于離子交換[28]，從而減小由競爭作用產(chǎn)生的吸附抑制效果，并增加Cd2+吸附量[24，29]。

圖5 不同離子強(qiáng)度對3種生物炭吸附Pb2+和Cd2+的影響Fig.5 Effects of ionic strength on the sorption of Pb2+ and Cd2+

2.7 pH對吸附效果的影響

pH值對生物炭吸附Pb2+和Cd2+的影響見圖6。由圖6可知，溶液pH由3升至6時，生物炭對Pb2+和Cd2+的吸附效果隨pH值的增加而升高。這主要是因?yàn)閜H升高降低了溶液中H+濃度，而H+濃度過高時易與生物炭表面的含氧官能團(tuán)結(jié)合，與重金屬離子競爭吸附點(diǎn)位，降低其吸附效果，升高pH會提供更多的活性位點(diǎn)而提高生物炭吸附性能。此外，pH對生物炭的影響還表現(xiàn)在會導(dǎo)致生物炭表面ζ-電位的改變和酸性官能團(tuán)的解離[30]，且當(dāng)pH較低時，生物炭表面帶正電荷，會與重金屬離子產(chǎn)生靜電排斥，從而降低吸附效果。這與JIANG等[31]和PARK等[32]的研究結(jié)果類似。

3 結(jié)論

(2)吸附動力學(xué)與吸附等溫線模擬結(jié)果表明SB、CB和SWB對Pb2+和Cd2+的吸附更符合準(zhǔn)二級動力學(xué)方程，說明3種生物炭對Pb2+和Cd2+的吸附速率主要由化學(xué)機(jī)制控制。對于Pb2+，Langmuir等溫吸附模型的R2明顯高于Freundlich等溫吸附模型，表明生物炭對Pb2+的吸附近似單分子層吸附；而對于Cd2+，2種模型均能較好地模擬，隨著Cd2+初始濃度的增大，出現(xiàn)Qe值大于Langmuir等溫吸附模型擬合所得Qm值現(xiàn)象，說明在較高濃度條件下，Cd2+在生物炭上存在多分子層吸附。3種生物炭對Pb2+的吸附量顯著高于Cd2+，可能是由于Pb2+水化熱低于Cd2+水化熱，并且Pb2+的電負(fù)性大于Cd2+。

圖6 pH對3種生物炭吸附Pb2+和Cd2+的影響Fig.6 Effects of solution pH on the sorption of Pb2+ and Cd2+

(3)影響因素試驗(yàn)結(jié)果表明pH為5～6時，SB、CB和SWB對水溶液中Pb2+和Cd2+的吸附效果較好。隨著背景溶液中離子強(qiáng)度的增大，3種生物炭對Pb2+的吸附效果減小，SB、CB對Cd2+的吸附受離子強(qiáng)度的影響效果類似。而SWB對Cd2+的吸附則隨著離子強(qiáng)度增大而增大，這是由于離子強(qiáng)度增大改變了SWB表面電荷，使得絡(luò)合吸附作用強(qiáng)于離子交換吸附作用，從而促進(jìn)SWB對Cd2+的吸附?？梢?，500 ℃條件下制備的SWB對Cd2+具有較強(qiáng)的吸附能力，可作為吸附復(fù)合重金屬Pb2+和Cd2+的優(yōu)勢材料之一。