不同温度下松木生物质炭对阿特拉津的吸附性能研究

ALBERTO BENTO CHARRUA，王航，吕春欣，沈勇，刘娜*

地下水资源与环境教育部重点实验室，吉林大学环境与资源学院，吉林 长春 130021

不同温度下松木生物质炭对阿特拉津的吸附性能研究

ALBERTO BENTO CHARRUA1，王航1，吕春欣1，沈勇1，刘娜1*

地下水资源与环境教育部重点实验室，吉林大学环境与资源学院，吉林 长春 130021

生物质炭是一种由生物质在缺氧条件下加热制成的生物残渣，因其本身的多孔性被广泛用于土壤以及水体中的污染物的去除。文章着重研究了温度对于生物质炭吸附阿特拉津的影响，同时采用改进的Freundlich模型以及颗粒内部扩散模型对吸附过程进行了评估，并在此基础上建立了生物质炭对阿特拉津吸附数学动力学模型。使用的生物质炭以废弃松木为原材料（Pine Wood derived Biochar, PWB）在450 ℃、缺氧条件下热解两小时制成（研磨过30目筛）。试验通过扫描电子显微镜、傅里叶变换红外光谱等手段对生物炭的外部表面形态以及生物炭样品吸附阿特拉津前后表面官能团的变化进行表征。采用批量试验方法，定时取样，并通过高效液相色谱测定阿特拉津浓度变化来说明温度对生物炭吸附阿特拉津效果的影响，并拟合相对应的吸附动力学模型。SEM实验表明PWB表面为光滑的浅孔，气孔呈圆形并均匀分散于整个生物质炭表面。吸附反应后的傅里叶红外光谱表明，许多表面峰出现了一定强度的波动，说明反应过程中生物炭与阿特拉津的化学官能团高度结合，在PWB吸附阿特拉津后1 775 cm-1处的谱带强度变化最为突出。生物质炭对阿特拉津的吸附能力随反应温度的升高而升高，当温度为10、18和27 ℃时，其吸附容量分别为0.494 2、0.730 1、1.098 6 mg·g-1，结果表明该吸附过程是吸热反应。通过测定吸附过程中的活化能，确定化学吸附在生物质炭吸附阿特拉津过程中起主导作用。实验结果表明，PWB在不同的温度条件下对于环境中阿特拉津的去除有很好的应用前景，对阿特拉津污染水的治理除具有一定的参考价值。

生物质炭；阿特拉津；批试验；温度

现如今化学药品在农业、渔业、动物保护以及其他领域的广泛应用所产生的环境问题已经引起了全世界的关注。阿特拉津（2-氯-4-乙胺基-6-异丙胺-均三嗪）因能有效去除阔叶杂草而在农业中广泛应用（Mudhoo和Garg，2011)。农业中使用的阿特拉津通过径流和沉降作用间接污染了收纳水体（地表水和地下水），含有高浓度阿特拉津的地表水或地下水会引发许多环境问题，人类健康（生长发育、癌症以及生殖器官的伤害）（Oliveira Jr等，2000）、水生生物（雌性化）（Hayes等，2011）、植物生长等都会受到影响。目前已报导的阿特拉津的去除方法，包括吸附、催化水解（Zhang，等2013）、光催化降解（Xu等，2013）、高级氧化法（Khan等，2013）等多种技。

在众多方法中，利用吸附去除阿特拉津更加实用并被广泛使用（Wang等，2015）。生物质炭是一种在缺氧条件下通过高温裂解使生物质碳化而获得的含碳丰富的碳材料（Mukherjee和Zimmerman，2013）。因其优越的化学（表面含有丰富的化学官能团）、物理（高孔隙率、表面带有负电荷、巨大的比表面积）性能而被很多研究人员关注并广泛用于去除土壤以及水体中的环境污染物。

相关研究表明生物质炭可以作为一种有效的、简单、廉价的污染物去除剂。生物质炭也已在吸附有机污染物、去除植物体内残留农药（Yu等，2009）、土壤改良（Yuan和Xu，2011）以及提高作物生产产量（Zhang等，2012）等方面显示出巨大潜力。Zeng等人曾使用不同的生物质炭作为吸附剂来去除阿特拉津（Zheng等，2010；Zhang等，2013；Zhao等，2013），并取得良好效果。

生物质炭的性能与其所使用的制备材料以及热解条件有着很大关系。本试验采用松木制备的生物炭，探讨了温度对松木生物质炭（PWB）吸附阿特拉津效果的影响，并通过数学动力学模型对吸附过程进行了评估。

1 材料和方法

1.1 试验材料及仪器

材料：试验采用阿特拉津为白色晶体粉末，纯度>99%；甲醇，色谱纯；去离子水；0.22 µm水系滤膜。

所有溶液均由 Milli-Q系统制备的高纯度去离子水配制。试验过程中阿特拉津首先溶于甲醇再加入去离子水。

仪器：高效液相色谱仪（岛津，日本），Agilent C18反相色谱柱（4.5 µm×5 mm×150 mm），元素分析仪（Elementar vario EL cube CHNS，德国），物理化学吸附分析仪（SSA-4200C，北京奥德电子技术，中国），JSM-6700F扫描电子显微镜（JSM-6700F，JEOL，日本），傅里叶变换红外光谱仪（Nicolet Avatar 370DTGS，Thermo，美国）。

1.2 生物质炭的制备及其理化性质

本次试验采用的生物质炭是以在长春周边农村采集的废弃松木为原料，在马弗炉中450 ℃热解两小时制成。采用元素分析仪对生物质炭的所含元素进行分析，同时根据方程式（1）对其灰分含量进行计算。

灰分质量分数(%)=100% - C - O - N - H - 含水量 （1）

根据美国材料试验协会（ASTM）的相关标准D1762-84（ASTM 2007）对生物质炭的含水量进行了测定。生物质炭的pH值在与去离子水1∶2（m/V）（Mukome等，2013）混合的情况下测量获得。

根据BET法对生物质炭的比表面积、平均孔隙半径、总孔隙体积进行了研究。同时研究了生物质炭的外部表面形态特征以及样品的傅里叶变换红外光谱特征。

1.3 吸附试验

生物质炭过 30目筛备用。所有批试验均做两平行。将200 mg生物质炭与20 mL，15 mg·L-1的阿特拉津溶液于200 mL玻璃锥形瓶内充分混合后密封。样品在10、18、27 ℃的条件下115 rpm充分震荡8 d直至吸附达到平衡，期间分别于0.5、5、24、29、48、76、98、120、168、196 h进行取样测量其吸附过程中特定时间点的吸附容量。

过滤后所得样品采用高效液相色谱法测定其剩余阿特拉津的浓度。高效液相色谱的工作条件：等浓度洗脱，流动相∶乙腈∶水（40∶60，V/V），流速：1 mL·min-1，检测波长：218 nm，保留时间：7.5 min。

在试验之前做空白试验以确定玻璃锥形瓶瓶壁对于阿特拉津无吸附作用。根据方程式（2）（3）（4）确定单位质量的生物质炭对于阿特拉津的吸附量以及阿特拉津的去除率。

其中qt代表单位质量的生物质炭特定时间t内对阿特拉津的吸附量，qf代表单位质量的生物质炭在达到吸附平衡后对阿特拉津的吸附量，W为生物质炭的质量，V为阿特拉津溶液的体积，Ci和 Cf代表初始以及最后阿特拉津的浓度。当最终浓度达到平衡浓度(Ce)，Ce=Cf生物质炭与阿特拉津接触吸附120 h后浓度达到平衡。

通过对相关系数（r2）、试验所得（qt,exp）和计算所得（qt,cal）时间t处吸附量的比较以及无量纲标准差（s%）等综合分析确定研究过程中所用动力学模型的正确性。标准差由下试确定（Weng等，2009）：

其中n表示数据点的数量。

表1 PWB的理化性质Table 1 Physicochemical properties of PWB

2 结果与讨论

2.1 生物质炭的理化性质

PWB的理化性质表明（表1），PWB是一种富碳[w(C)=80.10%]且灰分含量低（0.64%）的碳材料。这与 Lehman and Joseph的研究（Lehmann和Joseph，2009）相吻合。较高的碳含量以及低的含氧量可能提高物质本身的疏水性以及降低极性基团（Zhang等，2011）。WPB的氮含量很低，仅有0.24%，Lehman and Joseph曾报导（Lehmann和Joseph，2009）生物质炭的含氮量高时会导致生物质炭的pH呈强碱性,相比于已有的报导，PWB的pH（pH=7.38）相对较低，。粒径小于0.60 mm的松木生物质炭的比表面积为8.32 m2·g-1。该结果要高于早先研究者采用绿色垃圾制备的生物质炭的比表面积（粒径<0.05 mm，比表面积=7.56 m2·g-1）（Zheng等，2010）。这些结果表明原料本身的性质十分重要并应在实验过程中加以考虑。PWB的平均孔半径为125.90 Å，根据国际纯粹与应用化学联合会（IUPAC 1994）对空隙大小的分类属于中孔。

通过扫描电子显微镜（SEM）来表征PWB的外部形态（图1）。从图1中可以看出，PWB的表面为光滑的浅孔，气孔呈圆形并均匀分散于整个生物炭表面。Azargohar等人（Azargohar等，2014）在对4种不同生物量的材料（麦秸、木屑、亚麻原茎和鸡粪）以及它们相对应的在400～550 ℃条件下制成的生物炭作电子显微镜扫描（SEM）发现，木屑生物炭与其他3种生物炭相比由于其木质的性质而显示出更完整和坚实的结构。因此PWB的表面气孔的大小以及气孔的分布与原材料的结构以及内部细胞的排列有着紧密的联系，这对于生物炭吸附有机污染物、为共生微生物提供栖息地以改善土壤质量是非常重要的。

图1 PWB的扫描电镜图Fig. 1 SEM image of PWB

吸附反应前后的傅里叶红外光谱（FTIR）显示松木生物质炭的吸收峰（图 2）有所变化。通过对比吸附前后的傅里叶红外光谱可知，反应后的生物质炭，在3600～3200 cm-1和3100～3000 cm-1（Chia等，2012；Ghani等，2013）处分别产生了小的吸收峰，说明松木生物质炭在吸附阿特拉津的过程中生成了羟基（Kim等，2012）和芳香族C-H。吸附反应前后，均在1775 cm-1处出现较强的吸收峰，相对应于C=O键及/或酯官能团（Zhang等，2011；Strezov等，2012）。该处的较强带谱也可以认为是芳香环的带谱（Ghani等，2013）。但反应后的峰强度明显增加，这可能是因为生物质炭与阿特拉津的化学官能团的高度结合。另外，吸附反应后的吸收峰强度在1275 cm-1（C-H键、C=O键和脂肪族C-H键）和～1500 cm-1（C-O键和C=C键）（Zhang等，2013）处也有轻微增强。在1000和700 cm-1处的振动分别表示脂肪官能团-CO和芳香官能团 C-H（Dong等，2011）。

图2 PWB的傅里叶红外光谱扫描图Fig. 2 FTIR spectra of PWB (before and after sorption)

2.2 动力学模型

通过多种拟合方程对该吸附动力学试验数据进行拟合，综合相关系数(r)和标准偏差(s)确定最佳吸附模型为：改进的Freundlich模型和内部颗粒扩散模型。改进的 Freundlich模型方程式如下(Weng和Pan，2006)：

式中：k：表面吸附速率常数（L·g-1·h-1）；C0：反应初始阿特拉津浓度（mg·L-1）；t：反应时间（h）；m：Kuo-Lotse常数。参数k和m通过KaleidaGraphTM绘图软件计算给出。

改进Freundlich模型拟合结果如图3所示，不同温度下阿特拉津的吸附分为3个阶段：（1）初始4 h为阿特拉津的快速去除阶段（2）随后吸附速度变慢（趋向于平衡）（3）最后达到吸附平衡。很多学者认为吸附初始阶段的快速反应现象可能是由于活性炭表面的高疏水性（Zheng等，2010）以及将被吸附物质快速附着到吸附剂表面的传质作用（Weng等，2009）造成的。随着反应的进行，吸附剂表面的吸附基团逐渐被占据，导致吸附速率降低。当所有的吸附基团被完全占据之后就达到了吸附平衡（120 h后）。

图3 基于不同温度的吸附动力学拟合的Freundlich模型Fig.3 Temperature dependence of adsoption kinetics. Solid lines are best fit of modified Freundlich

高相关系数（r2>0.923），低标准差值（s=1.167%～9.316%）以及理论（计算）吸附容量与实验所得吸附容量的高统一性充分证明试验所得动力学数据符合改进Freundlich动力学模型（表2）。并且表面吸附速率常数随温度升高而增加。

表2 3种温度下PWB吸附阿特拉津的改进Freundlich模型数据Table 2 Modified Freundlich kinetic models data for adsorption of atrazine by PWB at the three temperatures

内部颗粒扩散模型方程式如下：

从qt对t0.5函数图的斜率和截距可分别得到ki（内部颗粒扩散速率常数）的值以及C（其值（mg·g-1）与边界层的厚度有关）（Ghaedi等，2011）。

已有研究表明内部颗粒扩散是由两个或多个相关步骤组成的多级过程（Weng和 Pan，2006；Weng等，2009）。Guo等人（Guo等，2013）认为吸附过程包括3个阶段：（1）初始边界层扩散或外部表面吸附阶段（2）逐步内部颗粒扩散或孔隙扩散阶段（3）平衡阶段。一些研究表明（Weng等，2009；Al-Khateeb等，2014）在他们的图中可以清楚地辨认出两个阶段，尽管其他研究显示只有一个阶段（Weng和Pan，2006）。本试验结果显示只有一条直线（图4），即一个阶段。然而，试验结果显示一条或者两条直线并不能确切的反应出是否缺少吸附过程中的其他步骤，只能说明这些步骤是不可区分的。

图4 PWB的内部颗粒扩散模型图Fig. 4 Intra-particle diffusion plot

在内部颗粒扩散模型中，相关系数和标准偏差的变化范围分别为 0.7110～0.9210和 3.3000～15.8510（表3）。实际所得吸附容量与理论（计算）吸附容量的值相差不大。尽管在 18 ℃时相关系数（r2=0.711）相对较低，但是这并不能显著影响模型拟合的有效性。就像Kumar和Gaur报道的，C的值随温度的升高而增大可能是由于温度的增加为外部传质作用提供更好的驱动力（Kumar和Gaur，2011）。

表3 3种温度下PWB吸附阿特拉津的颗粒内部扩散模型数据Table 3 Intraparticle diffusion kinetic models data for adsorption of atrazine by PWB at the three temperatures

2.3 温度及活化能的影响

温度对阿特拉津的吸附具有显著影响。如图 3所示，随着温度的升高，阿特拉津的去除率明显增加。当温度为10、18、27 ℃时，PWB的吸附容量分别为0.4942、0.7301、1.0986 mg·g-1阿特拉津的去除率分别为 32.9400%、48.6700%和 73.2400%（Kragović等，2013）。提高反应温度，可以增加PWB的有效部位数量，减小边界层厚度，增加反应性化学官能团数量（Srivastava等，2011）。Fröhlich等人（Fröhlich等，2012）曾以粘土矿物作为吸附剂处理镎时发现，升高温度不仅可以提高粘土矿物表面负电荷而且可以通过促进吸附剂的局部溶解性从而增加吸附量。尽管粘土矿物与生物质炭的本质不同，但是两种材料均含有矿物和带有负电荷的表面，以此可以推断升高温度可以增加PWB的表面负电荷进而增加吸附容量。

吸附质在吸附剂上的吸附过程可以被归类为物理吸附（<42 kJ·mol-1）和化学吸附（>42 kJ·mol-1）两大类(Sheikhhosseini等，2014)。因此通过测定反应过程的活化能可以判定该吸附的类型。活化能由Arrhenius公式计算得到：

其中：A：温度；Ea：活化能(kJ·mol-1)，R：气体常数（8.314 J·mol-1·K-1），T：吸附绝对温度（K）（Kragović等，2013）。速率常数 k由改进的Freundlich模型获得。

通过计算可以得知，本试验中生物质炭的活化能为65.3570 kJ·mol-1，表明在物理、化学两种吸附类型中，化学吸附起着主导作用。这与吸附试验前后PWB的FTIR分析结果相一致。活化能为正值表明该吸附过程为吸热反应且随着温度的升高吸附量增加（Kragović等，2013）。

3 结论

试验得出与其他类型生物炭相比，松木生物炭含碳量较高，比表面积相对更大能够有效的吸附阿特拉津且PWB对阿特拉津的吸附能力随温度的升高而增加。在PWB吸附阿特拉津的过程中PWB表面的化学官能团与阿特拉津高度结合且吸附反应前后表面官能团发生改变。整个吸附过程可以通过改进的Freundlich模型以及内部颗粒扩散模型对试验数据达到高度拟合。通过试验计算得出吸附过程活化能为65.3570 kJ·mol-1，可知该反应过程为吸热反应，且化学吸附机制在由化学和物理机制联合控制的动力学吸附过程中占主导地位。PWB是一种来源广泛价格低廉实用能力较强的碳材料，在环境中应用广泛。温度对于生物炭PWB吸附阿特拉津的吸附效果会产生影响，对环境中阿特拉津的去除具有一定的参考价值。

AL-KHATEEB L A, OBAID A Y, ASIRI N A, et al. 2014. Adsorption behavior of estrogenic compounds on carbon nanotubes from aqueous solutions: Kinetic and thermodynamic studies[J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 20(3): 916-924.

ASTM. 2007. Standard test method for chemical analysis of wood charcoal. ASTM International, W. Conshohochen, PA. Available on line at http://www.biochar-international.org/sites/default/files/ASTM%20D17 62-84%20chemical%20analysis%20of%20wood%20charcoal.pdf (accessed March 9, 2015).

AZARGOHAR R, NANDA S, KOZINSKI J A, et al. 2014. Effects of temperature on the physicochemical characteristics of fast pyrolysis bio-chars derived from Canadian waste biomass[J]. Fuel, 125: 90-100.

CHIA C H, GONG B, JOSEPH S D, et al. 2012. Imaging of mineral-enriched biochar by FTIR, Raman and SEM–EDX[J]. Vibrational Spectroscopy, 62: 248-257.

DONG X, MA L Q, LI Y. 2011. Characteristics and mechanisms of hexavalent chromium removal by biochar from sugar beet tailing[J]. Journal of Hazardous Materials, 190(1-3): 909-915.

FRÖHLICH D R, AMAYRI S, DREBERT J, et al. 2012. Influence of temperature and background electrolyte on the sorption of neptunium(V) on Opalinus Clay[J]. Applied Clay Science, 69: 43-49.

GHAEDI M, SHOKROLLAHI A, HOSSAINIAN H, et al. 2011. Comparison of activated carbon and multiwalled carbon nanotubes for efficient removal of Eriochrome Cyanine R (ECR): kinetic, isotherm, and thermodynamic study of the removal process[J]. Journal of Chemical & Engineering Data, 56(7): 3227-3235.

GHANI W A W A K, MOHD A, DA SILVA G, et al. 2013. Biochar production from waste rubber-wood-sawdust and its potential use in C sequestration: chemical and physical characterization[J]. Industrial Crops and Products, 44: 18-24.

GUO X, YANG C, DANG Z, et al. 2013. Sorption thermodynamics and kinetics properties of tylosin and sulfamethazine on goethite[J]. Chemical Engineering Journal, 223: 59-67.

HAYES T B, ANDERSON L L, BEASLEY V R, et al. 2011. Demasculinization and feminization of male gonads by atrazine: consistent effects across vertebrate classes[J]. Journal of Steroid Biochemistry and Molecular Biology, 127(1-2): 64-73.

IUPAC. 1994. Recommendations for the characterization of porous solids -Technical report[J]. Pure and Applied Chemistry, 66(8): 1739-1758.

KHAN J A, HE X, KHAN H M, et al. 2013. Oxidative degradation of atrazine in aqueous solution by UV/H2O2/Fe2+, UV/S2O82-/Fe2+and UV/HSO5-/Fe2+processes: A comparative study[J]. Chemical Engineering Journal, 218: 376-383.

KIM K H, KIM J Y, CHO T S, et al. 2012. Influence of pyrolysis temperature on physicochemical properties of biochar obtained from the fast pyrolysis of pitch pine (Pinus rigida)[J]. Bioresource Technology, 118: 158-162.

KRAGOVIĆ M, DAKOVIĆ A, MARKOVIĆ M, et al. 2013. Characterization of lead sorption by the natural and Fe(III)-modified zeolite[J]. Applied Surface Science, 283: 764-774.

KUMAR D, GAUR J P. 2011. Chemical reaction- and particle diffusion-based kinetic modeling of metal biosorption by a Phormidium sp.-dominated cyanobacterial mat[J]. Bioresource Technology, 102(2): 633-640.

LEHMANN J, JOSEPH S. 2009. Biochar for environmental management: science and technology[M]. London: Earthscan: 35-49.

MUDHOO A, GARG V K. 2011. Sorption, Transport and transformation of atrazine in soils, minerals and composts: a review[J]. Pedosphere,21(1): 11-25.

MUKHERJEE A, ZIMMERMAN A R. 2013. Organic carbon and nutrient release from a range of laboratory-produced biochars and biochar–soil mixtures[J]. Geoderma, 193-194: 122-130.

MUKOME F N D, SIX J, PARIKH S J. 2013. The effects of walnut shell and wood feedstock biochar amendments on greenhouse gas emissions from a fertile soil[J]. Geoderma, 200-201: 90-98.

OLIVEIRA Jr R S, KOSKINEN W C, FERREIRA F A. 2000. Sorption and leaching potential of herbicides on Brazilian soils[J]. Weed Research, 41(2): 97-110.

SHEIKHHOSSEINI A, SHIRVANI M, SHARIATMADARI H, et al. 2014. Kinetics and thermodynamics of nickel sorption to calcium–palygorskite and calcium–sepiolite: A batch study[J]. Geoderma, 217-218: 111-117.

SRIVASTAVA V, WENG C H, SINGH V K, et al. 2011. Adsorption of nickel ions from aqueous solutions by nano alumina: kinetic, mass transfer, and equilibrium studies[J]. Journal of Chemical & Engineering Data 56(4): 1414-1422.

STREZOV V, POPOVIC E, FILKOSKI R V, et al. 2012. Assessment of the thermal processing behavior of tobacco waste[J]. Energy & Fuels, 26(9): 5930-5935.

WANG S, WANG K, DAI C, et al. 2015. Adsorption of Pb2+on amino-functionalized core–shell magnetic mesoporous SBA-15 silica composite[J]. Chemical Engineering Journal, 262: 897-903.

安装PCCPL时排气孔在管道顶部，进水孔在管道下部，以方便打压操作；管道升压过程中，压力表数字摆动不稳，说明管道气体没排尽，应重新排气再升压；每次打压，检查管道环向对接缝处有无漏水现象，同时观察压力表读数变化是否在设计规定范围内；第三次打压合格后，及时封堵打压孔；接口打压若判定为不合格，确认接口漏水、损坏现象时，应及时停止打压，拆除管节，查明原因，更换橡胶圈，重新安装，直至符合要求。在第三次打压不合格时，因接头已灌浆，土方已回填，需由监理单位组织建设、设计、质量监督、施工等单位共同协商处理办法，经建设单位同意，予以处置。

WENG C H, LIN Y T, TZENG T W. 2009. Removal of methylene blue from aqueous solution by adsorption onto pineapple leaf powder[J]. Journal of Hazardous Materials, 170: 417-424.

WENG C H, PAN Y F. 2006. Adsorption characteristics of methylene blue from aqueous solution by sludge ash[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects 274: 154-162.

XU L, ZANG H, ZHANG Q, et al. 2013. Photocatalytic degradation of atrazine by H3PW12O40/Ag–TiO2: Kinetics, mechanism and degradation pathways[J]. Chemical Engineering Journal, 232: 174-182.

YU X Y, YING G G, KOOKANA R S. 2009. Reduced plant uptake of pesticides with biochar additions to soil[J]. Chemosphere, 76(5): 665-671.

YUAN J H, XU R K. 2011. The amelioration effects of low temperature biochar generated from nine crop residues on an acidic Ultisol[J]. Soil Use and Management, 27(1): 110-115.

ZHANG A, BIAN R, PAN G, et al. 2012. Effects of biochar amendment on soil quality, crop yield and greenhouse gas emission in a Chinese rice paddy: A field study of 2 consecutive rice growing cycles[J]. Field Crops Research, 127: 153-160.

ZHANG G, ZHANG Q, SUN K, et al. 2011. Sorption of simazine to corn straw biochars prepared at different pyrolytic temperatures[J]. Environmental Pollution, 159(10): 2594-2601.

ZHAO X, OUYANG W, HAO F, et al. 2013. Properties comparison of biochars from corn straw with different pretreatment and sorption behaviour of atrazine[J]. Bioresource Technology, 147: 338-344.

ZHENG W, GUO M, CHOW T, et al. 2010. Sorption properties of greenwaste biochar for two triazine pesticides[J]. Journal of Hazardous Materials, 181(1-3): 121-126.

Adsorption Properties of Pinus Derived Biochar for Atrazine at Different Temperature

ALBERTO BENTO CHARRUA, WANG Hang, LÜ Chunxin, SHEN Yong1, LIU Na*
Key Laboratory of Groundwater Resources and Environment, Ministry of Education, College of Environment and Resources, Jilin University, Changchun 130021, China

Biochar is a bioresidue generated from heating biomass under oxygen limited conditions, resulting in a porous material which nowadays is widely used for the removal of pollutants from soil and water. Therefore, the purpose of this study was to investigate the effects of temperature on the adsorption of atrazine onto biochar, and evaluate the mathematic kinetic model underlying the adsorption of atrazine. The Biochar was produced by pyrolyse process (450 ℃, for 2 h) using pine wood waste materials-Pine Wood derived Biochar (PWB). The PWB sample was grounded to pass through a <0.6 mm sieve. The characterization of the external surface morphology of PWB was performed by a field emission scanning electron microscope (SEM) and the functional groups present in each biochar sample before and after the absorption experiments were determined using Fourier transform infrared (FTIR) spectroscopy. Each batch experiment was performed in duplicates. The effect of temperature on the adsorption of atrazine onto biochar was determined by controlling the change in the pesticide concentration with time by using a high performance liquid chromatography (HPLC). Several kinetic models were tested to fit the data. The SEM showed that the surface of PWB appeared to be smooth with shallow holes. The pores shapes look circular and well distributed on the whole surface of the biochar. The FTIR analysis after adsorption revealed the appearance of different numbers of peaks with different intensities (low and high intensities) suggesting combinations of chemical functional groups on biochar with atrazine herbicide. The change in band intensity at 1775 cm-1was most prominent after PWB was exposed to atrazine. The adsorption capacity increased with increasing temperature (0.494 2, 0.730 1, 1.098 6 mg·g-1for temperatures of 10, 18 and 27 ℃, respectively), suggesting an endothermic process. Chemical adsorption mechanism was also found to play a dominant role in the adsorption of atrazine to biochar. Therefore, PWB may have a great potential in removing atrazine from the environment at different climatic conditions.

Biochar, atrazine, batch experiment, temperature

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.03.021

X592

A

1674-5906（2015）03-0505-06

Alberto Bento Charrua，王航，吕春欣，沈勇，刘娜. 不同温度下松木生物质炭对阿特拉津的吸附性能研究[J]. 生态环境学报, 2015, 24(3): 505-510.

ALBERTO BENTO CHARRUA, WANG Hang, LÜ Chunxin, SHEN Yong, LIU Na. Adsorption Properties of Pinus Derived Biochar for Atrazine at Different Temperature [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(3): 505-510.

吉林省科技厅应用基础研究项目（120102JC01024925）；吉林大学青年师生学科交叉培育项目（JCKY-QKJC20）

Alberto Bento Charrua（1986年生），男，硕士研究生，研究方向为环境生物技术。E-mail：albecharrua@gmail.com *通信作者：刘娜，教授/博士生导师，研究方向为环境生物技术。E-mail：liuna@jlu.edu.cn

2015-03-07