生物炭對水體中Pb2+和Cd2+的選擇性吸附研究

周潤娟，張明

生物炭對水體中Pb2+和Cd2+的選擇性吸附研究

周潤娟，張明

（安徽工程大學 建筑工程學院，安徽 蕪湖 241000）

為研究生物炭對水體中Pb2+和Cd2+的競爭吸附性能，本研究以水葫蘆為原材料，制備得到水葫蘆生物炭，對單一和二元體系中WHBC吸附Pb2+和Cd2+的吸附特性進行了研究，采用傳統(tǒng)的Langmuir和Freundlich等溫線模型對兩個體系中的吸附結果進行了擬合。結果表明，前者對Pb2+和Cd2+的擬合都較好，WHBC對單一體系中Pb2+和Cd2+的最大理論吸附容量Q分別達到了195.24, 142.59mg/g，而對二元體系中的Q則相應減小為131.24, 105.65mg/g，表明在競爭體系中，水葫蘆生物炭對兩種重金屬離子的吸附能力有所下降。引入Extended-Langmuir和Modified-Langmuir模型對競爭吸附的實驗結果進行擬合，結合吸附容量比R，分析探討了競爭體系中重金屬離子之間的相互作用，結果顯示，Pb2+和Cd2+在二元體系中具有拮抗作用，Cd2+對Pb2+的抑制作用強于Pb2+對Cd2+。

選擇吸附；Pb2+；Cd2+；二元體系；水葫蘆生物炭

城市化和工業(yè)化進程的加快在給我們的生活帶來了便利的同時，也對環(huán)境造成了嚴重的破壞，大量重金屬污染物排放到環(huán)境中，給水體、土壤等環(huán)境介質(zhì)造成了嚴重的危害[1]。目前，水體重金屬污染已成為較嚴重的全球性污染問題之一[2]。重金屬因具有高毒性和不可生物降解特性對環(huán)境和人類健康構成嚴重威脅，因此對于水體重金屬污染物的污染防治迫在眉睫[3-4]。目前生態(tài)環(huán)境部重點關注的重金屬主要有As、Pb、Cd、Cr和Hg，鑒于As、Cr價態(tài)變化較復雜，Hg在常溫下易揮發(fā)等特性，而Pb和Cd價態(tài)較為穩(wěn)定，且主要化合價為+2價。因此，本研究中選取Pb和Cd作為目標重金屬，探討生物炭對Pb2+和Cd2+的選擇吸附特性。

目前，對水體中重金屬離子去除的方法很多，如化學沉淀法、離子交換法、膜過濾法、反滲透法、超濾法和吸附法等[5-7]。上述方法中，化學沉淀法發(fā)展時間長，工藝成熟，但需要大劑量的化學藥品；離子交換法可選擇性的回收水體中的重金屬，出水水質(zhì)較化學沉淀法好，但離子交換樹脂存在強度低、不耐高溫、再生頻繁以及操作費用高等缺點；膜過濾和反滲透技術操作簡單，占地面積小，且選擇透過性好，分離過程中無相態(tài)變化，但因膜易被污染，需要經(jīng)常更換，從而導致操作成本較高。而吸附法以操作簡單、成本低、效率高能耗低、環(huán)境友好等優(yōu)點而被廣泛應用[8-9]。近年來，采用吸附材料對水體中單一重金屬吸附去除的研究很多[10-13]，并取得了很大的成就。然而，實際的污染水環(huán)境中通常含有兩種或兩種以上的重金屬，重金屬元素之間存在競爭吸附作用，從而影響吸附劑的吸附能力。因此，研究各種重金屬在水溶液中的競爭性吸附就顯得尤為重要。不少學者開始研究了不同吸附劑（如植物、細菌、粘土等）對廢水中多金屬系統(tǒng)的競爭吸附[14-16]。這些研究中，包括二元金屬體系、三元體系和四元體系等，但不同重金屬離子之間的相互作用強弱以及對各自的影響結果不盡相同，并沒有統(tǒng)一結論。因此，研究多種重金屬離子共存條件下的吸附劑吸附效果具有重要意義。

水葫蘆，又稱鳳眼蓮，其生長繁殖能力迅速，每年能新生14×107植株，覆水面積1.4km2的植株重量為28×103t，被公認為是世界上最有害的入侵生物。水葫蘆的過度繁殖導致嚴重的水環(huán)境問題，如堵塞農(nóng)田灌溉系統(tǒng)、造成河道擁擠、降低生物多樣性以及引發(fā)疾病威脅人類健康等[17]。水葫蘆對污水的耐受能力很強，具有較強的吸收氮、磷和重金屬等污染物能力[18]。水葫蘆富含纖維素、半纖維素以及各種組織蛋白，可以作為生物炭的前驅體[19]。研究表明，與藻類生物炭相比，水葫蘆生物炭具有更高的熱值、孔徑和比表面積，而這些性能對吸附重金屬的性能有顯著的影響[20]。因此，利用水葫蘆作為碳前驅體制備生物炭吸附水中重金屬離子，不僅緩解了水環(huán)境中的重金屬污染，而且也降低了水葫蘆潛在的生態(tài)風險。

本研究以水葫蘆為原材料，制備得到水葫蘆生物炭（Water hyacinth biochar，后面簡稱WHBC），探討WHBC對Pb-Cd二元體系的競爭吸附性能，在WHBC對單一體系中Pb2+和Cd2+的吸附特性研究基礎上，重點研究了兩種重金屬共存條件下的競爭吸附特性?；趥鹘y(tǒng)Langmuir和Freundlich等溫模型，引入Extended-Langmuir和Modified-Langmuir模型對競爭吸附結果進行擬合，結合吸附容量比R,，對Pb2+和Cd2+吸附之間的相互作用進行了分析探討。運用Zeta電位儀、比表面積及孔隙結構、紅外光譜和SEM電鏡等表征手段，對WHBC的表面性質(zhì)進行分析，對重金屬競爭吸附機理進行了分析探討，為生物炭以及其他吸附材料修復多種重金屬共存條件下的污染提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

硝酸鉛、四水硝酸鎘、硝酸鈉、硝酸和氫氧化鈉均為分析純試劑，購自阿拉丁試劑（上海）有限公司。實驗用水均為實驗室自制的超純水。Pb2+和Cd2+的標準溶液由國家標準物質(zhì)中心提供。重金屬溶液以0.01mol/L 的NaNO3為背景，以保證其離子濃度。

ICPE-9000電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀，IRPrestige-21傅立葉變換紅外光譜儀，島津制造所；雷磁PHS-25，上海儀電科學儀器股份有限公司；Zetasizer Nano ZEN3690電位儀，英國馬爾文儀器有限公司；S-4800掃描電子顯微鏡，株式會社日立制作所；NOVA 2000e比表面積及孔徑分析儀，美國康塔儀器公司；真空控溫管式爐，蕪湖標科儀器有限公司；SHA-CA恒溫往復振蕩器，浙江金壇儀器制造廠。

1.2 生物炭的制備與性能表征

水葫蘆生物炭制備和表征方法見前期成果[21]。

1.3 單一體系吸附實驗

在250mL三角錐形瓶中分別加入100mL 5, 10, 20, 50, 100, 200, 500, 800, 1000mg/L的重金屬溶液（以0.01mol/L NaNO3為背景）進行靜態(tài)吸附實驗，用稀HNO3和NaOH溶液調(diào)節(jié)pH至5.0，加入0.2gWHBC，298K水浴恒溫振蕩300min，溶液過0.45μm尼龍有機水系濾膜，避光保存，測定溶液中重金屬離子濃度。

1.4 競爭吸附實驗

稱取0.2gWHBC加入到100mL含有相同初始濃度的Pb-Cd二元重金屬體系中，濃度梯度為10, 20, 40, 80, 100, 200, 400, 600, 800, 1000mg/L。用0.1mol/L的HNO3或NaOH調(diào)節(jié)重金屬溶液的pH值為5.0。其他實驗步驟同上。

1.5 數(shù)據(jù)處理

式中，0和C分別為初始和時刻重金屬溶液濃度，mg/L；為溶液體積，L；為生物炭的質(zhì)量，g。

單一體系重金屬等溫吸附結果用Langmuir和Freundlich模型來進行擬合。

Langmuir模型：

Freundlich模型：

式中，C為吸附平衡時溶液中重金屬離子濃度，mg/L；Q為吸附平衡時吸附容量，mg/g；Q為飽和吸附量，mg/g；K為Langmuir常數(shù)，表示吸附材料表面的吸附點位對吸附質(zhì)親和力的大小，L/mg；K為吸附容量，mg/g·L；為Freundlich常數(shù)，表示吸附強度。

本研究引進了Extended-Langmuir和Modified-Langmuir等溫吸附模型對Pb-Cd二元競爭體系進行擬合。

（1）Extended-Langmuir 模型[22]：

式中，q,i為二元體系中重金屬（此處代表Pb和Cd）平衡時的吸附容量，mg/g；max,i為二元體系中重金屬的飽和吸附容量，mg/g；K,i,K,j為Langmuir方程的等溫吸附常數(shù)，L/mg。C,i，C,j表示重金屬，的出水濃度，mg/L。

（2）Modified-Langmuir模型[22]：

式中q,i為重金屬在吸附平衡時的吸附容量，mg/g；q,i表示Modified-Langmuir擬合出的重金屬的最大吸附容量，mg/g；K,i表示重金屬的Langmuir等溫吸附常數(shù)，L/mg；K,j多元體系里面的各種重金屬的Langmuir等溫吸附常數(shù)，L/mg；η,η表示各個重金屬之間的交互影響因子。

為了便于分析吸附劑對污染物質(zhì)在單組分和多元組分中的吸附能力，引入吸附容量比R,i的概念[23]。

2 結果與討論

2.1 WHBC表征

WHBC的Zeta電位如圖1所示，WHBC的零點電荷點pHpzc為2.68，表明當pH高于2.68時，WHBC的表面帶負電荷，能夠與重金屬離子所帶的正電荷之間產(chǎn)生強烈的靜電吸引作用，從而增強了吸附劑的吸附效果。實驗測得WHBC的pH值為9.38，屬于強堿性物質(zhì)，這與王棋等[15]以玉米秸稈為原材料制備得到的生物炭pH相近。

圖1 WHBC的Zeta電位

WHBC與水葫蘆原料的比表面積、總孔體積和平均孔徑如表1所示。由表1可以看出，水葫蘆原料的比表面積為0.216m2/g，而WHBC的比表面積為9.595m2/g，是原料的44倍，表明熱解使得生物炭的比表面積增大。一般來說，吸附材料的活性隨著比表面積的增大而增大，從而提高吸附性能。而且較高的比表面積也為吸附材料提供了更多的吸附位點，并且能促進吸附質(zhì)在孔隙間的擴散，從而進一步增強其吸附能力[24]。從表中可以看出，WHBC的孔徑為14.505nm，根據(jù)IUPAC規(guī)定，直徑<2nm的為微孔結構，直徑在2～50nm范圍內(nèi)的為中孔結構，直徑>50nm為大孔結構根據(jù)規(guī)定，WHBC屬于中孔材料。研究表明，吸附材料在發(fā)生吸附反應時，起主要作用的為中孔[24]，因此，WHBC適合作為吸附材料。

表1 WHBC的比表面積和孔結構參數(shù)

水葫蘆富含纖維素、半纖維素、木質(zhì)素等，高溫裂解后會產(chǎn)生有機官能團如—COOH，C＝O，—OH，—CHO等。采用傅里葉紅外光譜儀對水葫蘆和WHBC進行表面官能團分析，譜圖如圖2所示。WHBC的峰型與原料有很多相似，都在3419cm-1（—OH），2369cm-1（C≡C），1645cm-1（—COO），1089cm-1（—CO），832cm-1（—CH）處呈現(xiàn)吸收峰。但炭化后的WHBC中這些吸收峰的強度均呈減弱狀態(tài)，表明生物炭表面的官能團與炭化溫度密切相關。隨著這些官能團在吸附重金屬離子過程中能與重金屬離子發(fā)生絡合作用，從而達到去除重金屬離子的目的[25]。WHBC在2800, 2900cm-1附近的伸縮振動峰有缺失，說明經(jīng)過炭化后，烷烴基團缺失，甲基—CH3和亞甲基—CH2逐漸消失，生物炭芳香性增強，芳香化結構有利于增強生物炭的穩(wěn)定性。此外WHBC在874cm-1處的吸收峰為芳環(huán)C—H彎曲振動，同時WHBC在1642～1517cm-1處出現(xiàn)芳烴骨架芳環(huán)C＝C伸縮振動強峰[26]。此外，原料中在3460cm-1處的伸縮振動峰在WHBC中轉移到3420cm-1處，且強度降低，表明脂肪族基團發(fā)生了熱分解和脫水[27]。

圖2 WHBC的紅外光譜圖

圖3(a)和(b)分別給出了在同等放大倍數(shù)下的水葫蘆和WHBC的電鏡掃描圖。從圖3中可以看出，水葫蘆表面有較多的細小顆粒，但未發(fā)現(xiàn)明顯的孔隙結構，總體較光滑，不利于重金屬離子的附著。相比較于原材料，WHBC表面粗糙，有利于重金屬離子的附著。且WHBC表面出現(xiàn)了較多的層狀堆疊，片層較薄，據(jù)報道，這可能是由于芳香性核保護下的脂肪族烴基與脂基C＝O官能團因熱解發(fā)生破壞而導致，這些片層狀結構大小不一，形成了較多的孔穴，使得WHBC的比表面積在一定程度上比原材料的比表面積大，這與比表面積的測定結果一致。因此在發(fā)生吸附反應時，能夠給重金屬離子提供更多的吸附點位，提高其吸附能力。水葫蘆在經(jīng)過高溫后，其富含的纖維素、半纖維素以及木質(zhì)素發(fā)生了裂解，其鏈狀結構被破壞，從而導致WHBC表面比較粗糙，在對重金屬離子進行吸附時，易于抓捕，從而在一定程度上增強了WHBC對重金屬離子的吸附能力。

圖3 WHBC和水葫蘆的SEM圖(a)水葫蘆；(b)WHBC

2.2 WHBC對單一和二元體系重金屬吸附能力結果分析

2.2.1 單一體系吸附等溫結果分析

WHBC對單一體系中Pb和Cd的等溫吸附結果如圖4所示，Langmuir和Freundlich 等溫模型擬合參數(shù)見表2。從圖中可以看出，Langmuir模型對Pb2+和Cd2+的等溫線與實測值很接近，說明其擬合的可信度較高。當Pb2+和Cd2+初始濃度較低時，吸附容量均隨著濃度的增加快速增大，而當出水濃度增加到300mg/L時，吸附容量增加速度減慢。對于Pb2+，當繼續(xù)增加初始濃度至600mg/L時，WHBC對Pb2+的吸附基本達到飽和。對于Cd2+，當初始濃度為800mg/L時，吸附基本達到平衡。從表2中可知，Langmuir模型對WHBC吸附Pb和Cd的相關系數(shù)2均大于0.95，擬合效果優(yōu)于Freundlich。

圖4 WHBC對單一體系中Pb2+和Cd2+的吸附等溫線及其擬合曲線

由Langmuir模型擬合得到的WHBC對Pb和Cd的理論最大吸附容量Q分別為195.24mg/g和142.59 mg/g，同時從Freundlich模型擬合結果顯示，值均大于1，說明WHBC適合用于吸附水體中Pb2+和Cd2+，且WHBC對Pb2+的吸附能力優(yōu)于Cd2+。

表2 WHBC對單一體系中Pb和Cd 的等溫吸附模型擬合參數(shù)

2.2.2 競爭吸附性能

WHBC對Pb2+和Cd2+在Pb-Cd二元體系中的吸附效果與單組分體系中的吸附效果比較分別如圖5(a)和(b)所示。從圖5(a)中可以看出，對于Pb2+，當初始濃度低于200mg/L時，與單組分體系中的吸附結果差距不大，僅有較小幅度的降低；而當初始濃度為200mg/L時，競爭體系中的吸附效果開始出現(xiàn)降低的現(xiàn)象，低于單組分體系；繼續(xù)增加初始濃度，Pb-Cd體系中的Pb2+吸附效果明顯低于單組分體系中的Pb2+。對于Cd2+，當初始濃度低于200mg/L時，WHBC對Cd2+在Pb-Cd 體系和單一體系中的吸附效果相差不大；而當初始濃度為200mg/L時，單組分體系中的Cd2+吸附效果開始出現(xiàn)比二元復合體系中的吸附效果好的現(xiàn)象；繼續(xù)增大初始濃度，競爭體系中WHBC對Cd2+吸附能力也低于單一體系中。

圖5 WHBC對Pb-Cd二元體系中Pb2+和Cd2+的等溫吸附線

采用傳統(tǒng)的Langmuir 和Freundlich 等溫方程對Pb-Cd 體系中的Pb2+和Cd2+的吸附結果進行擬合，擬合得到的等溫方程曲線圖見圖5(a)和(b)，擬合得到的回歸參數(shù)見表3。從等溫方程曲線可進一步說明，WHBC對Pb-Cd體系中Pb2+和Cd2+的吸附效果與單組分中的吸附效果差距很大，傳統(tǒng)的Langmuir 方程擬合得到的Pb-Cd 體系中Pb2+和Cd2+的最大吸附容量分別為131.14mg/g, 105.65mg/g，對于Pb2+，Pb-Cd二元復合體系中的最大吸附容量比單組分條件下的最大吸附容量小很多。Extended-Langmuir 和Modified-Langmuir對二元競爭體系的參數(shù)擬合結果見表4，由表4可知，Extended-Langmuir模型和Modified-Langmuir模型對Pb2+吸附結果擬合得到的參數(shù)與傳統(tǒng)的Langmuir 模型不同，分析得出：Cd2+的存在對Pb2+的吸附有一定的影響，其中的吸附常數(shù)K,Cd和K,Cd分別為0.0070和0.0037，交互影響因子η=0.5315，均不為0，表明Cd2+的存在影響著WHBC對Pb2+的吸附。對于Cd2+，Extended-Langmuir 和Modified-Langmuir 對Cd2+吸附結果擬合得到的參數(shù)與傳統(tǒng)的Langmuir 等模型擬合得到的數(shù)據(jù)相近，其中K,Pb和K,Pb均為0，表明Pb2+的存在，從重金屬離子本身來看，不影響WHBC對Cd2+的吸附效果。

表3 WHBC對Pb-Cd二元體系中Pb2+、Cd2+等溫吸模型擬合參數(shù)

表4 Extended和Modified Langmuir模型擬合參數(shù)

采用吸附容量比R,i來進一步說明WHBC對Pb-Cd二元競爭體系中Pb2+和Cd2+的競爭吸附關系。當Pb2+初始濃度小于100mg/L時，R,Pb值接近1，表明在低濃度條件下，Cd2+對Pb2+的吸附基本無影響；而當初始濃度上升至800和1000mg/L時，R,Pb分別為0.6723和0.6719，均＜1，說明在高濃度條件下，體系中的Cd2+對Pb2+的吸附有很大的抑制作用。對于Cd2+，在初始濃度為10mg/L時，R,Cd接近1，此時Pb2+的存在對Cd2+的吸附影響很小；而當初始濃度增加至200mg/L時，R,Cd=0.8759<1，表明在200mg/L時，體系中的Pb2+對WHBC吸附Cd2+有一定的抑制作用；繼續(xù)增大初始濃度至800和1000mg/L，R,Cd分別為0.7469和0.7645，均小于1，說明在高濃度條件下，Pb2+對WHBC吸附Cd2+仍然具有抑制作用。從兩種重金屬的吸附容量比R,i來看，在Pb-Cd二元競爭體系中，Cd2+對WHBC吸附Pb2+的抑制作用強于Pb2+對Cd2+的抑制作用。雖然在二元體系中，Cd2+對Pb2+的抑制作用強于Pb2+對Cd2+，但總體來說，WHBC在二元體系對Pb2+的吸附能力仍然優(yōu)于Cd2+，這與之前的一些研究結果一致[15,23]。

2.3 選擇吸附機理研究

通過對Pb-Cd二元體系吸附結果的研究，結合對WHBC的性能表征，分析討論WHBC對Pb2+和Cd2+競爭吸附的機理。

通過對WHBC的酸堿性進行測定，測得pH結果為9.38，強堿性，這無疑為重金屬離子提供了很好的堿性環(huán)境，產(chǎn)生重金屬氫氧化物沉淀，從而促進了WHBC對重金屬離子的吸附。研究證明，Pb2+和Cd2+產(chǎn)生氫氧化物沉淀的pH分別為5.0和9.0，從產(chǎn)生沉淀的pH來看，WHBC對Pb2+的吸附能力優(yōu)于Cd2+。根據(jù)Zeta電位得出WHBC的pHpzc=2.68，表示當pH＞2.68時，WHBC表面帶負電荷，而重金屬離子帶正電荷，在進行吸附反應時，重金屬離子會與WHBC表面的負電荷產(chǎn)生強烈的靜電吸引作用，重金屬離子被吸附到WHBC的表面，從而達到吸附去除的目的。

對于相同價態(tài)的陽離子，決定離子交換作用強弱的主要因素是重金屬離子的水合離子半徑和離子的水化熱。研究結果表明，水合離子半徑和水化熱都越小，越容易發(fā)生離子交換作用。資料顯示，Pb2+和Cd2+的水合離子半徑大小分別為0.401nm和0.426nm[14]，水化熱分別為1500kJ/mol和1826kJ/mol，根據(jù)水合離子半徑判斷出2種重金屬離子的親和性順序為Pb2+>Cd2+，根據(jù)水化熱判斷出2種重金屬離子的親和能力順序為Pb2+>Cd2+，因此在離子交換作用機理方面，WHBC對Pb2+和Cd2+的吸附能力依然是對Pb2+的吸附能力強于Cd2+。

水葫蘆植株富含豐富的纖維素、半纖維素和木質(zhì)素，通過紅外光譜(FTIR)對WHBC的表面官能團進行分析測定，官能團峰值顯示W(wǎng)HBC含有Si—O—Si基團、N—H（含氮化合物）、C＝C、C＝O、P—H、—CH和—OH這些基團，而重金屬能與上述基團發(fā)生絡合作用，生成重金屬絡合物，從而達到去除重金屬的目的。研究表明，Pb2+易與羧基、硫基和磷酸酯類官能團發(fā)生反應，Cd2+易與羰基、C—O發(fā)生反應[29-30]，而WHBC富含羧基、羥基、氨基等官能團，易與重金屬離子發(fā)生絡合作用。

3 結論

本研究以水葫蘆為原材料，制備得到WHBC，研究探討了WHBC對Pb2+和Cd2+的選擇吸附性能。結果顯示，在二元競爭體系中，WHBC對Pb2+和Cd2+的吸附能力有很大程度的降低，兩種重金屬離子之間存在競爭，根據(jù)Extended-Langmuir和Modified-Langmuir模型擬合得出，Cd2+對Pb2+的抑制作用強于Pb2+對Cd2+的抑制作用，結合吸附容量比R,i，進一步證明了這個結論。雖然二元體系中，Cd對Pb的抑制作用強于Pb對Cd，但WHBC對Pb的吸附容量仍然優(yōu)于Cd，Langmuir模型擬合得到二元體系中WHBC對Pb和Cd的最大理論吸附容量分別為135.15, 105.65mg/g。結合重金屬離子特性和生物炭性能，驗證了WHBC對Pb2+選擇吸附性能優(yōu)于Cd2+。

[1] 任春燕，郭堤，劉翔宇，等. 獼猴桃木生物質(zhì)炭對溶液中Cd2+、Pb2+的吸附及應用研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2019, 38(8): 1982-1990.

[2] WANG L, WANGY J, MA F, et al. Mechanisms and reutilization of modified biochar used for removal of heavy metals from wastewater: A review [J]. Science of the Total Environment, 2019, 668, 1298-1309.

[3] 戴靜怡，王貴胤，王新月，等. 改性梨樹枝吸附廢水中Pb2+和Cd2+研究[J]. 環(huán)境科學與技術，2020, 43(3): 131-139.

[4] HUANG Y X, KELLER A A. EDTA functionalized magnetic nanoparticle sorbents for cadmium and lead contaminated water treatment [J]. Water Research, 2015, 80: 159-168.

[5] HU H M, ZHANG Q W, YUAN W Y, et al. Efficient Pb removal through the formations of (basic) carbonate precipitates from different sources during wet stirred ball milling with CaCO3[J]. Science of the Total Environment, 2019, 664: 53-59.

[6] LI Y, ABEDALWAFAM A, NI C F, et al. Removal and direct visual monitoring of Lead (II) using amino acids functionalized polyacrylonitrile nanofibrous membranes [J]. Reactive and Functional Polymers, 2019, 138: 18-28.

[7] WANG Q M, LI J S, POON C S. Using incinerated sewage sludge ash as a high-performance adsorbent for lead removal from aqueous solutions: Performances and mechanisms [J]. Chemosphere, 2019, 226: 587-596.

[8] 楊嵐清，張世熔，彭雅茜，等. 4種農(nóng)業(yè)廢棄物對廢水中Cd2+和Pb2+的吸附特征[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學報，2020, 36(11): 1468-1476.

[9] 邱鈺茵，王娜娜，肖唐付. 茶葉殘渣改性制備海綿狀吸附材料及其對Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附性能[J]. 環(huán)境化學，2020, 39(11): 3180-3189.

[10] WU D, WANG Y G, LI Y, et al. Phosphorylated chitosan/CoFe2O4composite for the efficient removal of Pb(II) and Cd(II) from aqueous solution: Adsorption performance and mechanism studies[J]. Journal of Molecular Liquids, 2019, 277: 181-188.

[11] 李美萍，董程，王微，等. 辣木籽殼生物炭對溶液中Cu2+的吸附性能研究[J]. 中國農(nóng)學通報，2020, 36(34): 84-89.

[12] 翟付杰，張超，宋剛福，等. 木棉生物炭對水體中Cr(Ⅵ)的吸附特性和機制研究[J]. 環(huán)境科學學報，2021, 41(5): 1891-1900.

[13] 王曉霞，楊濤，肖璐睿，等. 稻草秸稈生物質(zhì)炭對重金屬Cd2+的吸附性能研究[J]. 環(huán)境科學學報，2021, 41(7): 2691-2699.

[14] 趙民，王森，李悅，等. 新型鈦酸鈉填料對Cu2+、Pb2+、Zn2+和Cd2+的競爭吸附研究[J]. 環(huán)境科學學報，2019, 39(2): 390-398.

[15] 王棋，王斌偉，談廣才，等. 生物炭對Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的單一及競爭吸附研究[J]. 北京大學學報（自然科學版），2017, 53(06): 1122-1132.

[16] 汪存石，何敏霞，周峰，等. 胺硫改性生物炭對水溶液中不同重金屬離子的吸附特性及吸附穩(wěn)定性[J]. 環(huán)境科學，2021, 42(2): 874-882.

[17] GAURAV G K, MEHMOOD T, CHENG L, et al. Water hyacinth as a biomass: A review [J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 277: 122-214.

[18] 張志勇，嚴少華，徐寸發(fā)，等. 水葫蘆修復污染水體的功能及其在工程應用中所面臨的挑戰(zhàn)[J]. 生態(tài)環(huán)境學報，2020, 26(9): 1612-1618.

[19] LI F H, HE X, SRISHTI A, et al. Water hyacinth for energy and environmental applications: A review[J]. Bioresource Technology, 2021, 327: 124809.

[20] LI F, HE X, SHOEMAKER C A, et al. Experimental and numerical study of biomass catalytic pyrolysis using Ni2P-loaded zeolite: product distribution, characterization and overall benefit[J]. Energy Conversion and Management, 2020, 208: 112581.

[21] ZHOU R J, ZHANG M, LI J Y, et al. Optimization of preparation conditions for biochar derived from water hyacinth by using response surface methodology(RSM) and its application in Pb2+removal [J].Journal of Environmental Chemical Engineering, 2020, 8: 104198.

[22] ORTEGA E P, RAMOSR L, CANO J V F. Binary adsorption of heavy metals from aqueous solution onto natural clays[J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 225: 535-546.

[23] 鄧久華. 氧化石墨烯納米材料靜態(tài)和動態(tài)吸附去除水體中有機染料/重金屬單一和復合污染的研究[D]. 長沙：湖南大學， 2017.

[24] 張曉雪，王欣. 磷酸活化沙柳制備活性炭工藝[J]. 林業(yè)工程學報，2016, 1(3): 56-62.

[25] YANG X D, WAN Y S, ZHENGY L, et al. Surface functional groups of carbon-based adsorbents ad their roles in the removal of heavy metals from aqueous solutions: A critical review [J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 366: 608-621.

[26] 高凱芳，簡敏菲，余厚平，等．裂解溫度對稻稈與稻殼制備生物炭表面官能團的影響[J]. 環(huán)境化學，2016, 35(8): 1663-1669.

[27] JIN Y, ZHANG M, JIN Z H, et al. Characterization of biochars derived from various spent mushroom substrates and evaluation of their adsorption performance of Cu(II) ions from aqueous solution[J]. Environmental Research, 2021, 196: 110323.

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

[29] 魏亮亮，王勝，薛茂，等. 城鎮(zhèn)污泥胞外聚合物對重金屬吸附特征及機制[J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報，2018, 50(8): 188-198.

[30] 韋巖松，李秀玲，梁小滿，等. SDBS改性桑桿吸附劑對Cd2+的吸附機制試驗研究[J]. 濕法冶金，2019, 38(3): 202-207.

Competitive adsorption of lead and cadmium from aqueous solution on biochar derived from water hyacinth

ZHOU Run-juan，ZHANG Ming

(School of Architecture and Civil Engineering, Anhui Polytechnic University, Anhui Wuhu 241000, China)

In this work, the competitive adsorption properties of water hyacinth biochar (WHBC) for Pb2+and Cd2+in water were studied. The traditional Langmuir and Freundlich isotherm models were used to fit the adsorption results in a single system and a binary competitive adsorption system. The results show that the Langmuir model has a good fit for Pb2+and Cd2+. The maximum theoretical adsorption capacities (Q) of Pb2+and Cd2+by WHBC in single system are 195.24 and 142.59 mg/g, respectively, while theQof Pb2+and Cd2+by WHBC in Pb-Cd binary system are reduced to 131.24 and 105.65 mg/g,and it indicated that the adsorption capacity of WHBC for the two heavy metal ions decreased in the competitive system. The Extended-Langmuir and Modified-Langmuir models were introduced to fit the experimental results of the competitive adsorption, and the interaction between heavy metal ions in the competitive adsorption system was analyzed based on the horizontal adsorption capacity ratioR,i. The results show that Pb2+and Cd2+have antagonistic effects in the binary system, and the inhibition of Cd2+on Pb2+is stronger than that of Pb2+on Cd2+.

competitive adsorption；Pb2+；Cd2+；binary system；water hyacinth biochar

2021-10-28

安徽省自然科學基金面上項目（2008085ME159）；安徽工程大學校級重點科研項目（Xjky2020169）

周潤娟（1984-），女，安徽安慶人，講師，博士，主要從事環(huán)境污染綜合治理研究，rjzhou@126.com。

X703;X712

A

1007-984X(2022)03-0084-07