生物炭及改性生物炭对水环境中重金属的吸附固定作用*

生物炭及改性生物炭对水环境中重金属的吸附固定作用*

王向前 胡学玉 陈窈君 刘 扬

(中国地质大学(武汉) 环境学院，武汉 430074)

摘要：生物炭是由植物或动物废弃生物质在完全或部分缺氧条件经裂解炭化产生的一类高度芳香化、抗分解能力极强的碳质固体物质,是一种富含碳元素的有机连续体。生物炭比表面积大、疏松多孔，含有羟基、羧基、羰基等活性官能团，对多种重金属离子具有吸附固定作用，可以用来去除或削减水体中的有毒有害重金属。此外，利用酸、碱、石墨烯等物质对其进行修饰或改性，可提高对重金属的吸附能力。根据当前研究现状，综述了不同生物炭对水溶液中重金属离子的去除作用，并比较了一些生物炭改性前后与重金属的作用效果差异，同时归纳了生物炭与重金属的相互作用机理及其影响因素。在此基础上，展望了生物炭在去除水体环境中有毒有害重金属的研究方向，以期望生物炭得到更好应用。

关键词：生物炭；重金属；水体环境；吸附；改性

0 引 言

重金属一般是指密度在4.5 g/cm3以上的金属元素。在环境科学领域，生物毒性较强的重金属，如汞、镉、铅、铬以及类金属砷等受到更多关注。重金属对人的毒性表现主要是与人体中的生物分子结合使其功能异常，从而影响人体健康。如镉与蛋白质结合可形成镉蛋白，损害肾、肝等器官的正常功能，阻碍人体骨骼代谢[1]。随着工业的快速发展，越来越多的工矿企业废水未经处理就直接排放，废水中的重金属不能被微生物降解，加之其毒性阈值低，并且具有累积性，这些因素使得环境介质中重金属的去除和其毒性消减变得十分困难。

目前去除水体环境中重金属的方法包括化学沉淀法、氧化还原法、离子交换法、膜分离法、电化学方法、吸附法等。相对于其他方法，吸附法具有操作简单、无需添加大量化学制剂、能量消耗少等特点[2]。在吸附法中，吸附材料是关键因子。众多吸附材料中，生物炭因其原料来源广、吸附容量大而得到越来越多的关注[3-5]。

生物炭(Biochar)是生物质材料在完全缺氧或部分缺氧条件下，经低温(<700>[6-7]。其表面富含羧基、酚羟基、羰基等官能团，具有较大的比表面积以及较强的离子交换能力，可以吸附有机污染物和重金属[8-9]。制备生物炭的材料来源十分广泛，森林残余物、农作物秸秆及其他农业废弃物、养殖废弃物等都可作为生产生物炭的原料。

中国是一个农业大国，农作物秸秆产量多达8亿t，但秸秆的资源化利用技术较短缺。虽有研究表明,直接将农林废弃物用于吸附水体中重金属也具有良好的效果[10-11]，但可能会使水体的化学需氧量增大。将废弃物生物质制成生物炭后，其中碳的芳香性增加，可避免对水体环境中氧的快速耗竭。生物炭作为一种较新的环境功能材料，被很多研究者用以去除水体环境中的污染物。同时，将废弃生物质转化成生物炭也是有效解决农业废弃物的途径之一。

1 生物炭对水环境中重金属的吸附作用

由于生物质材料来源不同，生物炭制成条件不同，其芳香性、孔隙结构、表面功能团种类及数量等均不同，其环境功能和效应也各有差异。表1列举了当前国内外研究者利用生物炭吸附去除水体环境中污染重金属离子的研究结果。

表1 不同生物炭对水体环境中重金属的去除作用

Table 1 Removal of heavy mentals by different biochar in the aquatic environment

制备生物炭的材料制备条件重金属种类吸附量/(mg·g-1)吸附动力学模型吸附等温线模型文献巴西胡椒粉300℃热解Hg(Ⅱ)24.2Langmuir[12]猪粪400℃热解Cu(Ⅲ)21.94拟二级动力学Langmuir[13]泥煤苔800℃热解Cu(Ⅱ)19.2拟二级动力学Langmuir[14]Cd(Ⅱ)39.8同上同上[14]Pb(Ⅱ)81.3同上同上[14]空心莲子草600℃热解Pb(Ⅱ)257.12拟二级动力学Langmuir[15]铁树叶水热法U(Ⅵ)56.5拟二级动力学Langmuir[16]污泥550℃热解Pb(Ⅱ)30.88拟二级动力学[17]甘蔗渣600℃热解Pb(Ⅱ)135.4拟一级动力学Langmuir[18]牛粪200℃热解Pb(Ⅱ)140.76Langmuir[19]牧豆壳350℃热解Pb(Ⅱ)45.3拟二级动力学Langmuir[2]Cd(Ⅱ)38.3同上同上[2]牧豆壳水热法Pb(Ⅱ)31.3拟二级动力学Langmuir[2]Cd(Ⅱ)29.9同上同上[2]水葫芦450℃热解Cd(Ⅱ)70.3拟二级动力学Langmuir[20]牛粪200℃热解Cu(Ⅱ)48.4Langmuir[21]牛粪200℃热解Zn(Ⅱ)31.6Langmuir[21]牛粪200℃热解Cd(Ⅱ)31.9Langmuir[21]水稻秸秆300℃热解Pb(Ⅱ)6.85拟二级动力学Langmuir[22]猪粪500℃热解Pb(Ⅱ)1.33拟二级动力学Freundlich[22]杉树皮300℃热解Pb(Ⅱ)2.11拟二级动力学Freundlich[22]硬木450℃热解Cu(Ⅱ)6.79拟二级动力学Langmuir[23]Zn(Ⅱ)4.54同上Langmuir[23]玉米秸秆600℃热解Cu(Ⅱ)12.52拟二级动力学Langmuir[23]Zn(Ⅱ)11.0同上Langmuir[23]果穗100℃热解Cd(Ⅱ)62.5Freundlich[24]

表1显示：制备生物炭的原材料包括农作物废弃物(水稻秸秆、玉米秸秆等)、林业废物(杉树皮等)、动物粪便(猪粪、牛粪)、污泥等不同种类。裂解温度为100～800 ℃，制备条件有热解和水热法(在热水中热解炭化)。涉及的重金属元素包括Pb、Cd、Cu、Zn、Hg、U等。特定的生物质原材料和特定的重金属有一个相对合适的裂解温度范围，不同生物炭对不同重金属的吸附量也各有不同，且范围变化较大，吸附量大体上在1.33～257.12 mg/g。

生物炭对重金属吸附能力所表现出的巨大差异与生物炭的原料来源、制备工艺条件以及应用的环境介质条件有关。一般情况下，热解温度升高，H、O等元素减少，生物炭芳香化程度增加，—COOH、—OH等活性官能团减少，都不利于对重金属的吸附；但另一方面，随热解温度升高生物炭比表面积增大，吸附点位增多，这又有利于重金属的吸附。如以牛粪为例，在裂解温度350 ℃条件下制备的生物炭碳含量为31.1%，大于200 ℃时制备出的生物炭碳含量(含25.2%的碳)，但H元素含量却随裂解温度升高由3.42%下降到1.67%，芳香化程度增加。裂解温度也影响生物炭的比表面积，200 ℃时牛粪生物炭的比表面积为1.90 m2/g，350 ℃时则上升到5.61 m2/g。将这两种温度下的生物炭用于对Cu、Zn、Pb等重金属的吸附，200 ℃牛粪生物炭表现出更好的吸附效果。通过傅里叶红外光谱分析(FTIR)官能团振动频率的变化，生物炭表面的—OH与重金属离子的络合作用导致生物炭吸附能力差异，说明表面官能团起主导作用[21]。

对于某些生物炭来说，表面官能团对重金属离子的络合不是主要的吸附作用。如将水葫芦分别在250，350，450 ℃的条件下制得3种生物炭，表面酸性官能团含量的表征结果分别为0.73，0.59，0.24 mmol/g，对Cd(Ⅱ)的吸附容量分别为49.5，60，70 mg/g，其吸附容量与表面酸性官能团含量不呈正相关关系，Cd(Ⅱ)与表面酸性官能团的络合作用不是主要作用。进一步的X射线衍射分析(XRD)结果表明：Cd(Ⅱ)在水葫芦生物炭表面的存在形式主要是与碱性阴离子形成沉淀(CdCO3、Cd3(PO4)2)[22]。

2 生物炭的改性方法及改性后生物炭对重金属的作用

为了进一步提高生物炭对水环境中重金属的吸附性能，对生物炭表面基团结构的改性逐渐被重视。改性方法主要概括为两大类：一是在制备好生物炭后用化学试剂(强酸、强碱溶液，H2O2等)进行处理；一种是在其制备过程中与固体改性材料(石墨烯、MnO2、Fe2O3等)进行混合。经过化学改性后的生物炭具有新的表面结构和性状，对水体中As、Cd、Pb、Cr、Cu等重金属的作用也不同(见表2)。

表2 生物炭改性后吸附去除水体重金属离子情况

Table 2 Removal of heavy mentals by biochar after modification in the aquatic environment at home or abroad

生物炭制备原料制备条件和改性方法重金属改性前吸附容量/(mg·g-1)改性后吸附容量/(mg·g-1)文献松木80℃干燥γ-Fe2O3As(Ⅴ)0.270.43[25]城市固体废物500℃热解2mol/LKOHAs(Ⅴ)24.4930.98[26]木屑500℃热解氨基Cu(Ⅱ)3.0215.10[27]松木500℃热解Zn2+As(Ⅲ)0.570.70[28]柳枝稷水热炭化2mol/LKOHCu(Ⅱ)31.0034.00[29]Cd(Ⅱ)1.504.00[29]污泥700℃热解腐殖酸Cr(Ⅵ)5.5610.10[30]仙人掌500℃热解12mol/LHNO3U(Ⅵ)214.00[31]松木500℃热解MnO2As(Ⅴ)0.200.91[32]Pb(Ⅱ)2.3547.00[32]水稻秸秆350℃热解Al3+As(Ⅴ)50.00[33]花生秸秆350℃热解Al3+As(Ⅴ)48.40[33]大豆秸秆350℃热解Al3+As(Ⅴ)48.40[33]米糠300℃热解Fe3+As(Ⅴ)7.00[34]Cr(Ⅵ)6.80[34]米糠500℃热解聚乙烯亚胺Cr(Ⅵ)23.09435.70[35]仙人掌500℃热解12mol/LHNO3Cu(Ⅱ)22.40[36]花生壳水热法H2O2Pb(Ⅱ)0.8822.82[37]仙人掌70℃脱水15hMnO2Cu(Ⅱ)38.4089.60[38]

表2显示：改性后的生物炭对重金属的吸附量都有一定的提高，但提高程度不同。如经过Zn2+改性的松木生物炭对As(Ⅲ)的吸附量由0.57 mg/g提高到0.7 mg/g，只提高了22%[28]，改性后提高不显著；而水热法制备的花生壳生物炭未经修饰对Pb(Ⅱ)的吸附量仅为0.88 mg/g，用H2O2修饰后为22.82 mg/g，提高了近25倍[37]。

生物炭对重金属的吸附除了物理吸附外，还有离子交换、表面络合、化学沉淀等。如文献[29]通过扫描电镜(SEM)观察，经过改性后的仙人掌生物炭为层状结构，比之前的纤维状结构具有更大的表面积，这为U(Ⅵ)的吸附提供了更多的通道。另外，在对As(Ⅴ)的吸附研究中，经KOH改性后的城市固废生物炭比表面积增大，活性官能团(羧基、羟基)的增加导致As(Ⅴ)的吸附量增大[26]。

另外，在改性过程中，被络合至生物炭表面的改性材料可与水环境中重金属离子直接作用。水合二氧化锰(HMO)-松木生物炭与Pb(Ⅱ)相互作用后，通过扫描电镜技术结合能谱分析(SEM/EDS)显示，Pb(Ⅱ)与水合二氧化锰颗粒紧密结合，负载在生物炭上的水合二氧化锰为铅的吸附提供了位点，对应的吸附机制可解释如下：

2C—MnO-+Pb2+→Mn—O—Pb—O—Mn—C，C—MnO-+Pb(NO3)+→C—MnO—Pb(NO3)(C代表生物炭基质)

改性生物炭中的水合二氧化锰(HMO)颗粒与Pb2+反应发生化学沉淀是Pb2+被去除的主要原因[39]。

综上，生物炭经过化学改性后，其内部结构和表面活性位点都发生改变，尤其是比表面积和活性官能团的增加，使其对重金属的吸附效果得到显著提高。

3 生物炭吸附重金属的主要影响因素

制备生物炭的原材料、制备条件以及生物炭的表面修饰作用是影响生物炭对重金属作用效应的绝对因素。此外，一些外在因素也可能对生物炭与重金属的相互作用产生重要影响。

3.1 pH

生物炭与重金属共存体系的溶液pH值是影响吸附效果的关键因素之一，pH值能影响体系中重金属离子的化学形态和生物炭表面的电荷分布状态。

当溶液的pH值低于生物炭表面电荷零点(pHpzc)时，生物炭表面大部分官能团被质子化，表面带正电荷，不利于对带正电的重金属离子的吸附。当pH>pHpzc时，生物炭表面带负电，容易吸附阳离子。但另一方面，重金属离子在pH值较大时容易形成沉淀，而不是被生物炭吸附。

玉米秸秆生物炭在pH为5时对Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)表现出最大的吸附容量，而当体系pH>5后，其吸附容量显著下降。这是因为当pH<>+浓度较大，活跃的H+较易接近生物炭表面而难以吸附阳离子，吸附量低。而当pH>5时，金属离子形成化学上更为稳定的氢氧化物沉淀，生物炭表面吸附的重金属离子不断解离而导致吸附量下降[21]。

3.2 温 度

前人研究了在不同温度下(15，25，35 ℃)猪粪生物炭对Cu2+的吸附情况并计算了热力学参数，其ΔH>0，说明反应是一个吸热过程[13]。温度的升高使体系内重金属离子获得更高的能量，扩散速率变大，能够更快到达吸附位点，缩短了达到平衡所需的时间。

3.3 接触时间

不同吸附剂对重金属离子的吸附平衡时间不同。在相同吸附容量的前提条件下，平衡时间越短，说明吸附剂的效果越好。研究显示，活性炭对Pb(Ⅱ)的吸附平衡时间需要5 h，而相同条件下，空心莲子草生物炭对Pb(Ⅱ)的吸附平衡时间仅为2 h[15]，这说明空心莲子草生物炭的吸附性能优于活性炭，重金属离子进入生物炭的吸附位点比进入活性炭的吸附位点遇到的阻力小。一般在吸附达到平衡后，生物炭对重金属的去除率将保持不变。因此，控制好反应时间可提高生物炭去除水体环境重金属的效率。

3.4 使用剂量

生物炭的使用剂量对其吸附效率有显著影响，使用最佳剂量能获得最大效益。相关研究表明，当非洲牧豆壳生物炭使用剂量为1 g/L时，对Pb2+、Cd2+吸附量达到最大，当剂量大于1 g/L后，重金属离子的去除效率不再增加。另一个相似的结果是，猪粪生物炭的使用剂量从1 g/L增加到5 g/L时，Cu2+的去除率从20%增加到95%，但继续增加该生物炭使用剂量，由5 g/L剂量到10 g/L时，体系内Cu2+的去除率不再增加，此时生物炭的吸附能力从12 mg/g下降到6 mg/g[13]。可见，最大使用量并非最佳使用量。

4 结束语

生物炭作为一种廉价易得的环境材料，对水体中的多种重金属都有良好的吸附效果。但是现有的研究所涉及到的生物炭种类繁多，处理的重金属也有多种，彼此之间的效果难以对比，生物炭在环境领域里的应用研究有待加强。

1)生物炭对重金属吸附能力所表现出的巨大差异与生物炭的原料来源、制备工艺条件以及应用的环境介质条件有关，这也是一些研究结果不同的重要原因。制定生物炭制备的专业性标准以及有可供参考和对比的标准生物炭样品是今后研究的重要方面。

2)现有研究的结果大多只是针对含有一种重金属离子的模拟情景。实际上，水体环境污染经常呈现多种重金属并存的复合污染，甚至可能还有有机污染物。复合污染情景下，生物炭的作用效果和机制探究是生物炭走向中试阶段并最终得以实际应用的关键。

3)生物炭吸附重金属的解吸效率，是重金属回收利用的重要方面。

4)寻找高效、廉价的改性方法，以增大生物炭对水体重金属的吸附容量。不同重金属的外层电子结构不同，化学性质表现各异，导致改性生物炭对不同重金属离子的吸附能力也有差异，而这些差异的存在也许是进一步研究生物炭改性技术的切入点。

参考文献：

[1] 范彩彩. 鼠尾藻对水体重金属铅、铜、锌、镉的生物吸附效应研究[D]. 舟山:浙江海洋学院, 2013.

[2] Elaigwu S E, Rocher V, Kyriakou G, et al. Removal of Pb2+ and Cd2+ from aqueous solution using chars from pyrolysis and microwave-assisted hydrothermal carbonization of Prosopis africana shell[J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 2014,20(5):3467-3473.

[3] Cao X, Harris W. Properties of dairy-manure-derived biochar pertinent to its potential use in remediation[J]. Bioresource Technology, 2010,101(14):5222-5228.

[4] Hu X, Ding Z, Zimmerman A R, et al. Batch and column sorption of arsenic onto iron-impregnated biochar synthesized through hydrolysis[J]. Water Research, 2015,68(10):206-216.

[5] Wang H, Gao B, Wang S, et al. Removal of Pb(II), Cu(II), and Cd(II) from aqueous solutions by biochar derived from KMnO4 treated hickory wood[J]. Bioresource Technology, 2015,197(8):356-362.

[6] Hammes K, Schmidt M W I, Smernik R J, et al. Comparison of quantification methods to measure fire-derived (black/elemental) carbon in soils and sediments using reference materials from soil, water, sediment and the atmosphere[C]//Global Bogeochemical Cycles,American Geophysical Union,2007.

[7] Cornelissen G, Gustafsson ?. Sorption of phenanthrene to environmental black carbon in sediment with and without organic matter and native sorbates[J]. Environmental Science & Technology, 2004,38(1):148-155.

[8] 陆海楠, 胡学玉, 刘红伟. 不同裂解条件对生物炭稳定性的影响[J]. 环境科学与技术, 2013,36(8):11-14.

[9] Mohan D, Sarswat A, Ok Y S, et al. Organic and inorganic contaminants removal from water with biochar, a renewable, low cost and sustainable adsorbent：A critical review[J]. Bioresource Technology, 2014,160(5):191-202.

[10] Chand P, Pakade Y B. Removal of Pb from water by adsorption on apple pomace: Equilibrium, kinetics, and thermodynamics studies[J]. Journal of Chemistry, 2013,11(10):1-8.

[11] 柏松. 农林废弃物在重金属废水吸附处理中的研究进展[J]. 环境科学与技术, 2014,37(1):94-98.

[12] Dong X, Ma L Q, Zhu Y, et al. Mechanistic investigation of mercury sorption by brazilian pepper biochars of different pyrolytic temperatures based on X-ray photoelectron spectroscopy and flow calorimetry[J]. Environmental Science & Technology, 2013,47(21):12156-12164.

[13] Meng J, Feng X, Dai Z, et al. Adsorption characteristics of Cu(II) from aqueous solution onto biochar derived from swine manure[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014,21(11):7035-7046.

[14] Lee S, Park J H, Ahn Y, et al. Comparison of heavy metal adsorption by peat moss and peat moss-derived biochar produced under different carbonization conditions[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2015,226(2):1-11.

[15] Yang Y, Wei Z, Zhang X, et al. Biochar from Alternanthera philoxeroides could remove Pb(II) efficiently[J]. Bioresource Technology, 2014,171(11):227-232.

[16] 张志宾, 张文龙, 花榕, 等. 生物质炭的制备及其对铀的吸附研究[C]//全国铀矿大基地建设学术研讨会. 海口, 2012.

[17] Lu H, Zhang W, Yang Y, et al. Relative distribution of Pb2+ sorption mechanisms by sludge-derived biochar[J]. Water Research, 2012,46(3):854-862.

[18] Inyang M, Gao B, Ding W, et al. Enhanced lead sorption by biochar derived from anaerobically digested sugarcane bagasse[J]. Separation Science & Technology, 2011,46(12): 1950-1956.

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

[20] Zhang F, Wang X, Yin D, et al. Efficiency and mechanisms of Cd removal from aqueous solution by biochar derived from water hyacinth (Eichornia crassipes)[J]. Journal of Environmental Management, 2015,153(4):68-73.

[21] Xu X, Cao X, Zhao L, et al. Removal of Cu, Zn, and Cd from aqueous solutions by the dairy manure-derived biochar[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2013,20(1):358-368.

[22] 安增莉. 生物炭的制备及其对Pb(Ⅱ)的吸附特性研究[D]. 泉州:华侨大学, 2011.

[23] Chen X, Chen G, Chen L, et al. Adsorption of copper and zinc by biochars produced from pyrolysis of hardwood and corn straw in aqueous solution[J]. Bioresource Technology, 2011,102(19):8877-8884.

[24] Ruthiraan M, Mubarak N M, Thines R K, et al. Comparative kinetic study of functionalized carbon nanotubes and magnetic biochar for removal of Cd2+ ions from wastewater[J]. Korean Journal of Chemical Engineering, 2015,32(3):446-457.

[25] Wang S, Gao B, Zimmerman A R, et al. Removal of arsenic by magnetic biochar prepared from pinewood and natural hematite[J]. Bioresource Technology, 2015,175(1):391-395.

[26] Jin H, Capareda S, Chang Z, et al. Biochar pyrolytically produced from municipal solid wastes for aqueous As(V) removal: Adsorption property and its improvement with KOH activation[J]. Bioresource Technology, 2014,169(10):622-629.

[27] Yang G, Jiang H. Amino modification of biochar for enhanced adsorption of copper ions from synthetic wastewater[J]. Water Research, 2014,48(1):396-405.

[28] Van Vinh N, Zafar M, Behera S K, et al. Arsenic(III) removal from aqueous solution by raw and zinc-loaded pine cone biochar: Equilibrium, kinetics, and thermodynamics studies[J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2015,12(4):1283-1294.

[29] Regmi P, Garcia Moscoso J L, Kumar S, et al. Removal of copper and cadmium from aqueous solution using switchgrass biochar produced via hydrothermal carbonization process[J]. Journal of Environmental Management, 2012,109(10):61-69.

[30] 田秀美. 磷和腐殖酸对生物炭去除水中Cr(VI)的影响研究[D].重庆:重庆大学, 2012.

[31] Hadjittofi L, Pashalidis I. Uranium sorption from aqueous solutions by activated biochar fibres investigated by FTIR spectroscopy and batch experiments[J]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 2015,304(2):897-904.

[32] Wang S, Gao B, Li Y, et al. Manganese oxide-modified biochars: Preparation, characterization, and sorption of arsenate and lead[J]. Bioresource Technology, 2015,181(4):13-17.

[33] Qian W, Zhao A, Xu R. Sorption of As(V) by aluminum-modified crop straw-derived biochars[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2013,224(7):10-16.

[34] Agrafioti E, Kalderis D, Diamadopoulos E. Ca and Fe modified biochars as adsorbents of arsenic and chromium in aqueous solutions[J]. Journal of Environmental Management, 2014,146(12):444-450.

[35] Ma Y, Liu W, Zhang N, et al. Polyethylenimine modified biochar adsorbent for hexavalent chromium removal from the aqueous solution[J]. Bioresource Technology, 2014,169(10):403-408.

[36] Hadjittofi L, Prodromou M, Pashalidis I. Activated biochar derived from cactus fibres-Preparation, characterization and application on Cu(II) removal from aqueous solutions[J]. Bioresource Technology, 2014,159(5):460-464.

[37] Xue Y, Gao B, Yao Y, et al. Hydrogen peroxide modification enhances the ability of biochar (hydrochar) produced from hydrothermal carbonization of peanut hull to remove aqueous heavy metals: Batch and column tests[J]. Chemical Engineering Journal, 2012,200(8):673-680.

[38] Prodromou M, Pashalidis I. Copper(II) removal from aqueous solutions by adsorption on non-treated and chemically modified cactus fibres[J]. Water Science & Technology, 2013,68(11):2497-2504.

[39] Wang M C, Sheng G D, Qiu Y P. A novel manganese-oxide/biochar composite for efficient removal of lead(II) from aqueous solutions[J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2015,12(5):1719-1726.

EFFECT OF BIOCHAR AND MODIFIED BIOCHAR ON THE ADSORPTION AND IMMOBILZATION OF HEAVY METALS IN WATER ENVIRONMENT

WANG Xiang-qian, HU Xue-yu, CHEN Yao-jun, LIU Yang

(School of Environmental Studies, China University of Geosciences, Wuhan 430074, China)

Abstract：Biochar refers to a kind of highly aromatization，strong ability of resistance to decomposition carbonaceous residues， derived from pyrolysis of plant or animal waste biomass in a completely or partially oxygen-limited environment. It is a kind of carbon-rich organic continuum. Because of its large specific area and porous structure, furthermore, the biochar contains a series of active function groups, such as hydroxyl，carboxyl，carbonyl, it is able to adsorb or immobilize multiple heavy metal ions, and remove or cut down the poison and harm of heavy metal in aqueous solution. Moreover,biochar can be modified by acid, base, graphene in order to improve the adsorptive power to heavy metal. According to the current research status, this article summarized different biochar’s removal action on heavy metal ions in aqueous solution, and compared the different results with heavy metal between the pristine biochar and modified biochar. Meanwhile, the interaction mechanism and factors of biochar and heavy metal are generalized. On the above basis, this paper prospects the research orientation on biochar’s function of removing poisonous and harmful heavy in water environment.

Keywords：biochar; heavy metal; aqueous solution; adsorption; modification

*国家自然科学基金(41371485，41071159)；湖北省自然科学基金重点项目(2014CFA116)。

收稿日期：2016-03-24

DOI：10.13205/j.hjgc.201612007

第一作者：王向前(1992-)，男，硕士。[e-mail]

通信作者：胡学玉(1963-)，女，博士，教授，研究方向为土壤环境化学。[e-mail]