高 亮，李志合，易維明，王麗紅，王紹慶

（1. 山東理工大學農(nóng)業(yè)工程與食品科學學院，淄博 255000；2. 山東省清潔能源工程技術研究中心，淄博 255000；3. 山東省農(nóng)業(yè)機械科學研究院，濟南 250100）

0 引 言

重金屬所引起的水體和土壤污染問題嚴重危害人類健康和生態(tài)環(huán)境安全。吸附法因其成本低、易操作、處理周期短、可再生等優(yōu)點被認為是去除重金屬的優(yōu)選方法，近年來，生物炭材料替代離子交換樹脂和活性炭等昂貴材料，用于吸附/固化水體和土壤重金屬的研究得到國內(nèi)外廣大學者關注。生物炭是生物質在限氧或絕氧條件下經(jīng)熱化學分解后的固體產(chǎn)物，可與生物油、合成氣聯(lián)產(chǎn)以提高經(jīng)濟效益，可應用在能源、土壤改良、污染物吸附等領域，原料涉及農(nóng)業(yè)廢棄秸稈、果蔬殘余物、畜禽糞便等，具有良好的生態(tài)環(huán)境效益，是一種性價比高可再生的環(huán)境友好型材料。

原料類型和熱解溫度對生物炭吸附重金屬離子的性能和機理有重要影響。目前，工藝參數(shù)優(yōu)化、吸附特性和定性機理的研究居多，但不能有效指導生物炭改性以提高其對特定污染物的選擇性。生物炭吸附重金屬機理的量化研究較少，且現(xiàn)有方法均使用酸洗法（HCl/HF/HNO）去除生物炭上無機組分對吸附的影響，從而計算出各機理的貢獻。周振揚等采用鹽酸沖洗松木炭，進而計算出陽離子交換、絡合、沉淀、π電子四種吸附機理對其吸附水中Pb的貢獻；Xu等采用酸洗法把稻殼炭分為水溶物、酸溶物、硅氧化物，并量化分析了三組分對Cd吸附的貢獻；Wang等采用酸洗法分離了花生殼炭和黃精藥渣炭的礦質成分，進而量化出沉淀、絡合、π電子三種機理在兩種炭吸附Pb中的貢獻；Cui等采用鹽酸去除礦質成分對美人蕉生物炭吸附Cd的影響，量化出沉淀、離子交換、絡合和π電子四種機理的吸附量；Gao等采用酸洗法分離無機組分，計算出絡合、π電子、離子交換和沉淀四種機理對稻草炭和污泥炭吸附Cd的貢獻；Wu等采用酸洗法去灰后，分別量化出四種機理對椰殼炭和MgCl改性椰殼炭吸附Pb和Cd的貢獻，結果表明MgCl強化了椰殼炭的離子交換和沉淀作用。綜上可見，機理量化分析對深入了解生物炭吸附重金屬的反應機制有重要作用。酸洗法用于吸附機理量化分析的前提，是不改變生物炭本身含氧官能團的類型和數(shù)量；但研究表明酸洗雖不改變含氧官能團類型，卻能增加含氧官能團數(shù)量，特別是羧基和酚羥基官能團，兩者與重金屬易發(fā)生絡合反應，會導致吸附量增加；然而，現(xiàn)有研究在計算吸附機理的貢獻時，均忽略了酸洗對吸附量的影響。

基于以上問題，在前期吸附特性和機理定性研究基礎上，本文以棉稈為原料經(jīng)慢速熱解于350和550 ℃條件下制備棉稈炭，并采用酸洗法制得脫礦炭，結合平衡吸附試驗，利用掃描電子顯微鏡（Scanning Electron Microscope，SEM）能譜（Energy Dispersive Spectrometer，EDS）、傅里葉變換紅外光譜（Fourier Transform Infrared Spectrometer，F(xiàn)TIR）、X射線衍射（X-Ray Diffractometer，XRD）和X射線光電子能譜（X-Ray Photoelectron Spectrometer，XPS）、Boehm滴定、電感耦合等離子體發(fā)射光譜（Inductively Coupled Plasma Optical Emission Spectrometer，ICP-OES）等技術表征吸附前后的樣品，量化分析吸附機理，計算增加的含氧官能團引起的額外吸附量，進而更精確地量化分析各吸附機理在棉稈炭吸附水中Pb過程中的貢獻，以期為生物炭（改性生物炭）吸附重金屬機理的量化分析、廢棄棉稈的資源化利用、水體和土壤重金屬污染防治提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料與儀器

棉花秸稈、去離子水（18 MΩ·cm）、氫氧化鈉、鹽酸、氫氟酸、硝酸鉛、碳酸鈉、碳酸氫鈉、甲基紅和無水乙醇，化學試劑均從國藥集團化學試劑有限公司購買。

掃描電鏡能譜儀（Quanta 250，美國FEI）、傅里葉紅外變換光譜儀（Nicolet 5700，美國Thermo）、X射線衍射儀（D8，德國Bruker）、X射線光電子能譜儀（K-Alpha，美國Thermo）、電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（Agilent 725-ES，美國）、萬能粉碎機（FS370，山東雙佳農(nóng)牧機械科技有限公司）、熱解爐（SK-G06123K-3-655，天津中環(huán)電爐股份有限公司）、pH計（PHS-3E，上海儀電科學儀器股份有限公司）、真空抽濾機（SHB-Ⅲ，鄭州長城科工貿(mào)有限公司）、恒溫搖床（CHA-2，常州億能試驗儀器廠）、干燥箱（DHG-9620，上海一恒科學儀器有限公司）、超純水機（CR-LT20，上海杲森儀器設備有限公司）。

前期研究表明，550℃棉稈炭吸附量最大，350℃棉稈炭離子交換和絡合吸附量較高，因此選取這兩個典型溫度的棉稈炭進行吸附機理研究。350和550℃條件下制備的棉稈炭分別記為BC350和BC550。BC350和BC550經(jīng)酸洗脫礦后分別記為DB350和DB550，其制備方法詳見文獻[27]。吸附溶液的配制，稱取一定質量干燥后的Pb(NO)溶于超純水，使用0.1 mol/L的HNO和NaOH調(diào)節(jié)溶液pH值為5.0，充分攪拌混合，獲得初始濃度為100 mg/L的Pb溶液。

1.2 平衡吸附試驗

在前期研究基礎上，平衡吸附試驗條件設置為：Pb初始濃度100 mg/L，溶液初始pH值5.0，生物炭添加量2 g/L，溫度25 ℃，時間24 h，搖床轉速180 r/min。分別取2 g生物炭添加到1 L的濃度為100 mg/L的含Pb溶液中進行平衡吸附試驗。相同條件下，分別設置不含Pb、不含生物炭的溶液作為對照。每組試驗重復3次。吸附 Pb平衡后的棉稈炭和脫礦炭分別標記為Pb-BC350、Pb-BC550、Pb-DB350、Pb-DB550。

吸附過程中，每間隔一定時間（0～1 440 min）取溶液樣品5 mL，經(jīng)0.45m水系針式濾器過濾后，使用ICP-OES檢測溶液中Pb、Na、K、Ca、Mg的濃度；吸附平衡后，檢測溶液pH值。

1.3 吸附機理的量化分析方法

Pb擴散到生物炭孔隙中形成物理吸附，沒有化學鍵生成，是一種不穩(wěn)定的吸附機制，靜電吸引主要由庫侖力引起，作用力較弱，可歸為物理吸附作用。吸附平衡后的生物炭在純水中進行解吸，不影響化學吸附量，因此，純水中Pb解吸量等于物理吸附量，計算方法見公式（1）。

式中為物理吸附量，mg/g；為Pb在去離子水中的解吸濃度，mg/L；是去離子水體積，L；是棉稈炭的質量，g。

化學吸附量是由官能團絡合、π電子作用、離子交換和沉淀引起的，計算過程見公式（2）和（3）。

式中、、、、和分別是化學吸附量、棉稈炭總吸附量、絡合吸附量、π電子作用吸附量、離子交換吸附量和沉淀吸附量，mg/g。

生物炭分為有機和無機兩種組分，無機組分引起沉淀和離子交換，有機組分引起絡合和π電子作用。BC350和BC550經(jīng)酸洗后，DB350和DB550保留了棉稈炭上有機組分對Pb的吸附作用，含氧官能團與Pb絡合反應會釋放H，從而導致溶液pH值下降，因此可根據(jù)脫礦炭吸附溶液pH值的變化計算絡合吸附量（）。但比生物炭實際的絡合吸附量（）大，因為酸洗導致羧基和酚羥基增加所帶來的吸附量（Δ）也包含在內(nèi)。為了更準確計算各吸附機理的貢獻，本研究利用Boehm滴定法檢測所有生物炭樣品上的含氧官能團含量，得到吸附前后生物炭上參與絡合吸附的含氧官能團凈變量，結合計算Δ，進而精確計算出棉稈炭本身的絡合吸附量，方法見公式（4）～（6）。

式中是脫礦炭產(chǎn)率，%，用來消除脫礦炭施加量的影響；是脫礦炭吸附溶液pH值的下降量換算出的H濃度，mmol/L；是脫礦炭吸附溶液體積，L；207.2是鉛離子的摩爾質量，mg/mmol；是脫礦炭的質量，g；NF和NF分別是吸附前后棉稈炭和脫礦炭上參與絡合吸附的含氧官能團凈變量，mmol。

酸洗去除了無機組分對Pb吸附量的影響，因此，脫礦炭的吸附量等于絡合和π電子作用之和。π電子作用所引起的吸附量計算見公式（7）。

式中是脫礦炭的Pb吸附量，mg/g。

離子交換引起的吸附量可由吸附溶液中Na、K、Ca和Mg的凈釋放量計算，見公式（8）。

式中、、和分別是棉稈炭吸附溶液中Na、K、Ca和Mg的凈釋放量所對應的Pb吸附量，mg/g。

2 結果與分析

2.1 材料的表征

2.1.1 表面形貌和能譜分析

吸附前后生物炭樣品的表面形貌見圖1。對比吸附前的棉稈炭（BC350和BC550）和脫礦炭（DB350和DB550）的掃描電鏡圖發(fā)現(xiàn)，脫礦炭表面更加光滑、孔洞更加清晰；BC350表面明顯有鼓泡現(xiàn)象，這是因為低溫熱解的生物炭其孔隙結構未完全形成；酸洗后DB350表面有了明顯的孔洞，說明酸洗試劑與棉稈炭表面接觸充分，也能夠進入孔隙中，從而有效去除棉稈炭上的無機組分及其對棉稈炭吸附重金屬的影響。熱解溫度升高，BC550和DB550的孔隙結構更加清晰和完善，說明溫度升高有利于棉稈炭孔隙結構形成，這與劉國華等的研究結果一致。

吸附后的棉稈炭（Pb-BC350和Pb-BC550）與脫礦炭（Pb-DB350和Pb-DB550）表面形貌有明顯區(qū)別。Pb-BC350和Pb-BC550上有明顯的沉淀物生成，填充在孔隙中或附著在表面上，導致孔隙被堵塞、表面結構粗糙；Pb-DB350和Pb-DB550的表面相對平滑一些，且存在清晰的孔洞，尤其是Pb-DB550；由此推斷，酸洗后，棉稈炭的Pb吸附性能下降。

所有生物炭樣品的能譜圖和面掃元素含量分別見圖2和表1。相比低溫炭BC350，高溫炭BC550表面含有更多的礦質元素（Na、K、Ca、Mg）；脫礦炭（DB350和DB550）表面礦質元素含量明顯下降，說明酸洗能有效去除棉稈炭上的無機組分。吸附后棉稈炭表面的礦質元素總量明顯下降，鉛元素含量明顯增加，在Pb-BC550樣品中的含量大于Pb-BC350，由此推斷，棉稈炭上礦質元素可能以離子交換的方式參與了Pb的吸附。然而，Pb-DB350和Pb-DB550相比Pb-BC350和Pb-BC550，表面鉛元素含量下降明顯，說明酸洗降低了棉稈炭對Pb的吸附量。

圖1 吸附Pb2+前后生物炭的掃描電鏡圖（30 μm）Fig.1 Scanning Electron Microscope (SEM) images of biochar before and after Pb2+ adsorption (30 μm)

圖2 吸附Pb2+前后生物炭的能譜圖（30 μm）Fig.2 Energy Dispersive Spectrometer (EDS) images of biochar before and after Pb2+ adsorption (30 μm)

表1 能譜掃描的元素含量（30 μm）Table 1 Element content of EDS surface scanning (30 μm)

2.1.2 X射線光電子能譜分析

為揭示棉稈炭吸附Pb的機理，了解吸附Pb后生物炭表面沉淀化合物的元素組成、化學價態(tài)信息，對BC350、Pb-BC350、BC550、Pb-BC550分別進行了XPS分析，結果如圖3所示。由全譜圖（圖3a，圖3c）可明顯看到，吸附前BC350和BC550均沒有Pb特征峰，吸附后Pb-BC350和Pb-BC550均在結合能138.77eV附近出現(xiàn)明顯的Pb4f特征峰，說明吸附平衡后，棉稈炭表面生成了含Pb化合物。

為了解鉛元素的化學價態(tài)，進一步分析了Pb4f精細譜（圖3b，圖3d）。分峰擬合后發(fā)現(xiàn)Pb-BC350出現(xiàn)了4個特征峰，139.26和144.09 eV對應Pb，139.97和144.79 eV對應Pb-O，且Pb和Pb-O的峰面積占比分別是47.18%和52.82%；Pb-BC550出現(xiàn)了同樣的特征峰，138.73和143.50 eV對應Pb，140.14和144.71 eV對應Pb-O，且兩種價態(tài)的峰面積占比分別是25.63%和74.37%。

Pb是靜電吸引、孔隙或π電子作用對應的化學價態(tài)，Pb-O是沉淀、離子交換或絡合作用對應的化學價態(tài)。Pb-O的峰面積明顯大于Pb的峰面積，說明化學吸附在吸附過程中起主導作用。Pb經(jīng)化學吸附后，向高結合能方向發(fā)生偏移，價態(tài)變?yōu)镻b-O，進一步說明棉稈炭吸附Pb的過程中，生成了含鉛沉淀化合物。

圖3 吸附前后生物炭的XPS全譜圖及Pb4f譜圖Fig.3 X-ray Photoelectron Spectrometer (XPS) full spectrum of biochar before and after sorption along with Pb4f spectrum

2.1.3 X射線衍射分析

X射線衍射分析技術可以明確生物炭表面結晶物質的化合物類型，所有棉稈炭樣品的XRD譜圖見圖4。BC350和BC550有明顯的譜峰，如碳酸鈣、碳酸鎂、羥基磷灰石等；酸洗后，DB350和DB550的衍射峰消失，說明酸洗法成功去除了棉稈炭上的無機礦質成分。

圖4 不同溫度下吸附前后生物炭的XRD譜圖Fig.4 X-Ray Diffractometer (XRD) patterns of biochar before and after sorption under different temperatures

吸附后的棉稈炭樣品，Pb-BC350和Pb-BC550均有非常明顯的特征峰，主要是碳酸鉛、碳酸鉛水合物、羥基磷酸鉛等沉淀化合物。Pb與棉稈炭上的可溶性碳酸鹽可形成碳酸鉛沉淀；Pb與羥基磷灰石中的Ca可發(fā)生離子交換形成羥基磷酸鉛，因為鉛（0.12 nm）與鈣（0.099 nm）的離子半徑非常接近，當溶液pH值在5～6區(qū)間時，Pb可以插入羥基磷灰石的晶格中取代Ca，從而發(fā)生離子交換進而形成沉淀。

2.1.4 傅里葉紅外光譜分析

圖5是所有生物炭樣品吸附前后的紅外光譜圖。對比棉稈炭（BC350和BC550）發(fā)現(xiàn)，脫礦炭DB350和DB550在指紋區(qū)（550～650 cm）的譜峰消失，說明鹵化物、硅化物和鹽類在酸洗過程中被去除；酸洗后，DB350和DB550上的醇酮類或水的羥基官能團（3 380 cm）、脂肪族C-H（2 920 cm）官能團、芳香C=C（1 440 cm）和C-H（790 cm）官能團特征峰沒有明顯變化，但酯基（1 700 cm）官能團、酮醛類或羧酸中的羧基（1 598 cm）官能團及酚羥基（1 270 cm）官能團特征峰強度明顯增強。結果表明酸洗法在分離無機組分和有機組分的同時，確實增加了易與重金屬發(fā)生絡合反應的含氧官能團數(shù)量，從而驗證了本研究提出的假設，即酸洗會增加含氧官能團數(shù)量，進而增加絡合吸附量，影響機理量化分析的準確性。

吸附Pb后，Pb-BC350和Pb-BC550的指紋區(qū)有新的特征峰出現(xiàn)，可能是含鉛沉淀化合物引起的，而Pb-DB350和Pb-DB550指紋區(qū)特征峰消失，譜圖更加平滑，這與SEM、EDS和XRD分析結果一致；羧基和酚羥基官能團峰強度下降，數(shù)量減少，說明兩者以絡合方式參與了吸附過程；酯基官能團特征峰強度增加，其含量不降反增，說明它并未參與吸附反應；芳香官能團（C=C或C≡C、C-H）特征峰沒有明顯變化，但可以通過π電子共軛效應吸附鉛離子。

圖5 不同溫度下吸附前后生物炭的紅外光譜圖Fig.5 Fourier Transform Infrared Spectrometer (FTIR) spectra of biochar before and after sorption under different temperatures

2.1.5 含氧官能團滴定分析

為了定量分析生棉稈上含氧官能團的變化，采用Boehm滴定法對吸附前后所有生物炭樣品進行了滴定分析，結果見表2。酸洗后，DB350和DB550的三種含氧官能團數(shù)量相比BC350和BC550均明顯增加，說明酸洗增加了含氧官能團的數(shù)量，這與FTIR的定性分析結果一致；吸附Pb后，所有生物炭樣品的羧基和酚羥基含量下降，內(nèi)酯基含量增加，這是因為羧基和酚羥基在吸附過程與Pb發(fā)生絡合反應被消耗了，而內(nèi)酯基沒有參與吸附反應，相對含量增加，這與含氧官能團的紅外光譜分析結果相符。含氧官能團的定量分析結果進一步驗證了本研究所提出的假設，因此，在吸附機理的量化分析中，需要排除酸洗對吸附量的影響，才能精確計算各吸附機理的貢獻。

表2 吸附前后生物炭的含氧官能團含量Table 2 Content of oxygen-containing functional groups of biochar before and after sorption

2.1.6 溶液中可交換陽離子濃度分析

為驗證離子交換吸附機理，在吸附過程中的不同時間點（10～1 440 min）對溶液分別取樣，檢測K、Na、Ca、Mg、Pb的離子溶度，并分析Pb與其他四種可交換陽離子之間的相關性。

溶液中四種可交換陽離子濃度及其濃度之和隨時間變化的規(guī)律如圖6所示。棉稈炭（BC350和BC550）和脫礦炭（DB350和DB550）吸附Pb過程中，可交換陽離子濃度均升高，與Pb殘余濃度均成反比（表3），說明可交換陽離子的釋放有利于Pb吸附量的增加；由圖6也明顯發(fā)現(xiàn)，棉稈炭吸附溶液中可交換陽離子濃度遠高于脫礦炭，進一步證明酸洗法有效去除了棉稈炭上的無機礦質成分對其對吸附量的影響。

分析圖6發(fā)現(xiàn)，DB350和DB550溶液中四種可交換陽離子濃度大小在吸附過程中發(fā)生了變化，初始階段離子濃度從大到小依次為：K、Na、Ca、Mg，平衡階段離子濃度從大到小依次為：Ca、K、Na、Mg，可能是由于酸洗過程中羥基磷灰石生成了少量氯基磷灰石和氟基磷灰石，其中的Ca易被多種金屬離子替代，從而引起平衡吸附溶液中Ca濃度微弱上升。

圖6 溶液中可交換陽離子濃度隨吸附時間的變化Fig.6 Change of the concentration of exchangeable cations in the solution with sorption time

不同生物炭樣品吸附溶液中殘余Pb濃度與可交換陽離子濃度的相關性分析結果見表3。棉稈炭BC350和BC550吸附溶液中Pb濃度與可交換陽離子濃度呈顯著負相關，即棉稈炭的Pb吸附量與溶液中可交換陽離子濃度顯著正相關，說明K、Na、Ca、Mg參與了離子交換，BC550的相關性降低，可能是因為高溫生物炭生成更多沉淀物質，可溶無機組分含量下降導致的。脫礦炭DB350和DB550有同樣的規(guī)律，但顯著性水平明顯降低，說明脫礦炭上的無機礦質組分對吸附量的影響很微弱，驗證了酸洗法排除無機組分對吸附量影響的有效性，即脫礦炭DB350和DB550對Pb的吸附量是由有機組分引起的。

表3 溶液中Pb2+濃度與可交換陽離子濃度的相關性Table 3 Correlation between the concentration of Pb2+ and exchangeable cations in the solution

2.2 吸附機理的量化分析

綜上所述，棉稈炭吸附Pb過程中，吸附機理包括沉淀、離子交換、絡合、π電子作用、物理吸附；酸洗可以分離無機組分和有機組分，去除無機組分對脫礦炭吸附重金屬的影響，進而使得吸附機理的量化分析具有可行性；酸洗會增加棉稈炭上的含氧官能團含量，在計算各吸附機理的貢獻時，需要排除增加的含氧官能團所引起的絡合吸附量。

2.2.1 絡合吸附量計算

由脫礦炭平衡吸附溶液pH值的變化量及吸附前后所有生物炭樣品的含氧官能團含量（表2），計算出BC350和BC550本身含氧官能團所引起的實際絡合吸附量，見表4。由Δ可知，酸洗明顯增加了棉稈炭對Pb的吸附量。BC350的絡合吸附量（3.49 mg/g）明顯大于BC550（1.15 mg/g），因為熱解溫度升高，棉稈炭含氧官能團含量降低，所以導致BC550的絡合吸附量下降。

表4 絡合吸附量Table 4 Sorption capacity of complexation

2.2.2 離子交換吸附量計算

表5是離子交換吸附量計算結果。隨熱解溫度升高，BC550的離子交換量降低，這是因為溫度升高生成更多化學態(tài)較為穩(wěn)定的沉淀物質，降低了BC550的離子交換能力。

對比圖6和表5數(shù)據(jù)，發(fā)現(xiàn)BC350和BC550吸附溶液中可交換陽離子濃度從大到小依次為：K、Na、Ca、Mg，該排序不受吸附時間影響。但BC350和BC550達到吸附平衡后，溶液中可交換陽離子凈釋放量從大到小依次為：Ca、Mg、K、Na，四種陽離子引起的Pb吸附量分別是：7.93～9.40、1.08～4.13、0.21～0.62、0 mg/g，其中Ca和Mg的吸附量之和占離子交換吸附量的比例大于95%，說明兩者在離子交換吸附機制中起決定性作用；溶液中K和Na濃度雖然升高，但對棉稈炭吸附Pb影響有限，這與辣椒種子炭、棗核炭、小麥秸稈炭和稻殼炭吸附Pb的結論相一致，可能是因為K和Na的電荷密度低、離子半徑大，二者不易水解或形成沉淀，所以不影響離子交換吸附過程，而Ca和Mg更容易與活性位點結合，從而更多地參與了離子交換。

表5 離子交換吸附量Table 5 Sorption capacity of ion exchange

2.2.3 各吸附機理貢獻分析

由公式（1）可計算出BC350和BC550的物理吸附量，分別是0.06和0.01 mg/g，占兩種棉稈炭的總Pb吸附量比例分別是0.12%和0.02%，由此可見物理吸附作用非常微弱，這與前期的機理定性研究結論相一致。

絡合吸附量和離子交換吸附量已知，通過公式（7）計算BC350和BC550的π電子作用吸附量，分別是11.08和11.64 mg/g，生物炭芳香性隨熱解溫度升高而增加，因此BC550的π電子作用吸附量增加；由公式（8）計算出BC350和BC550的沉淀吸附量，分別是20.89和27.56 mg/g，BC550的沉淀吸附量增加，因為熱解溫度升高，生物炭表面會生成更多的結晶礦質，從而引起Pb共沉淀量增加。

考慮酸洗對吸附量的影響，計算出各吸附機理對BC350和BC550吸附Pb總量的貢獻，結果見圖7a。熱解溫度升高，BC550的沉淀和π電子作用增強、離子交換和絡合作用減弱，這與棉稈炭理化特性相符，隨熱解溫度升高，棉稈炭灰分含量和芳香性增加，可交換陽離子和含氧官能團的含量下降。

無機組分引起沉淀和離子交換，對BC350和BC550吸附Pb總量貢獻分別是70.6%和74.2%，遠高于棉稈炭中有機組分（絡合、π電子）的作用，說明無機組分對棉稈炭吸附Pb具有重要作用。

2.2.4 酸洗對吸附機理的影響分析

不考慮酸洗對吸附量的影響，按照現(xiàn)有文獻[21, 30,36]中的方法計算各吸附機理的貢獻，結果見圖7b。與2.2.3節(jié)中的計算結果相互對比，發(fā)現(xiàn)BC350和BC550的物理吸附量和離子交換吸附量均未受影響，但BC350和BC550的絡合吸附量分別為8.71和4.72 mg/g，比實際絡合吸附量分別增加1.5倍和3.1倍。BC550的絡合吸附增量比BC350大得多，可能是因為高溫棉稈炭本身含氧官能團含量較低導致的。BC350和BC550的π電子吸附量分別是8.89和6.36 mg/g，比實際π電子吸附量分別減少19.8%和45.4%。BC350和BC550的沉淀吸附量分別是17.86和29.27 mg/g，比實際沉淀吸附量分別減少14.5%和增加6.2%。

隨熱解溫度升高，絡合吸附量、離子交換吸附量仍是減小趨勢；沉淀吸附量仍是增大趨勢；π電子吸附量變化趨勢受到影響，實際是增加趨勢，現(xiàn)變?yōu)闇p小趨勢。

綜上所述，在生物炭吸附水中重金屬機理的量化分析方法中，酸洗會對絡合吸附量產(chǎn)生較大影響，進而影響π電子吸附量和沉淀吸附量的計算數(shù)值，因此，在量化分析生物炭吸附重金屬的機理時，要考慮酸洗對吸附量的影響。

圖7 不同吸附機理的貢獻Fig.7 Contribution of different adsorption mechanisms

3 結 論

1）生物炭吸附重金屬機理的量化分析方法所采用的酸洗步驟，在成功分離了無機組分對生物炭吸附重金屬影響的同時，也增加了有機組分的含氧官能團含量，進而增加了生物炭的絡合吸附量，因此，在吸附機理的量化分析研究中，需要排除酸洗對吸附量的影響。

2）酸洗對物理吸附、離子交換吸附無影響，對絡合吸附、π電子吸附和沉淀吸附有影響。酸洗后，BC350和BC550的絡合吸附量比實際值分別增加1.5倍和3.1倍，π電子吸附量比實際值分別減少19.8%和45.4%，沉淀吸附量比實際值分別減少14.5%和增加6.2%。

3）棉稈炭對Pb的吸附機理包括沉淀、離子交換、π電子作用、絡合、物理吸附。量化分析結果表明，物理吸附作用微弱，占比≤0.12%，隨熱解溫度的升高，沉淀和π電子作用增加、離子交換和絡合作用減弱，且無機組分在棉稈炭吸附Pb過程中起主導作用，占比≥70.6%。

4）生物炭吸附重金屬離子機理的量化分析，可為生物炭的定制改性提供理論指導，從而提高改性生物炭針對特定污染物的選擇性和處理性能。后續(xù)工作中還可探究更加精確地量化分析方法，分析含硫、含氮等官能團對吸附的作用。