甘蔗渣基生物质炭对溶液中Cd（Ⅱ）的吸附解吸作用

岳林 邢巧 吴晓晨 葛成军 俞花美 符博敏 李昉泽

摘要：以典型南方农业废弃物甘蔗渣为前驱物，于350、450、550 ℃限氧条件下制备3种生物质炭，分别标记为BC350、BC450、BC550，研究其对溶液中Cd（Ⅱ）的吸附解吸特性，并探讨了pH值对吸附过程的影响。结果表明：伪二级动力学模型能较好地描述生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附动力学过程，其理论平衡吸附量（qe）大小顺序为BC550>BC450>BC350；生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附过程可采用Freundlich模型（平均R2为0.997 9）和Langmuir模型（平均R2为0.997 8）进行拟合，Langmuir模型可更好地描述Cd（Ⅱ）在3种生物质炭上的解吸过程（平均R2为 0.924 0）；生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附与解吸过程是不可逆的，存在着明显的迟滞效应（HI为1.347～1.944），并表现为负滞后效应；生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附量随溶液初始pH值的增大呈现先增加后减少的趋势，pH值为6时吸附量最大。因此，甘蔗渣基生物质炭能够强烈吸持溶液中的Cd（Ⅱ）且具明显的解吸迟滞效应，可作为外源Cd（Ⅱ）去除的良好环境功能材料。

关键词：甘蔗渣；生物质炭；吸附；解吸；Cd（Ⅱ）

中图分类号： X703文献标志码： A

文章编号：1002-1302（2017）03-0216-05

收稿日期：2016-07-26

基金项目：国家自然科学基金（编号：21467008、21367011）；海南省自然科学基金（编号：413123）。

作者简介：岳林（1992—），男，四川广元人，硕士研究生，主要研究方向为环境生态学。E-mail：282626679@163.com。

通信作者：俞花美，博士，副教授，主要研究方向为污染物环境行为。E-mail：yuhuamei3007@163.com。

随着电镀、冶金、印染、有色金属生产等工业活动的兴起，重金属污染形势严峻。重金属可通过食物链在动物、人体内累积，危害人类健康[1-2]。人們对重金属污染尤其是镉污染的担忧日益增加，如著名八大公害事件之一——由Cd引起的骨痛病、广州“镉米”事件和广西龙江河突发镉污染事件等，其危害程度取决于其存在化学形态和浓度。目前，水体和土壤中重金属去除方法主要包括吸附法、化学沉淀法、絮凝法、电解法、离子交换法、膜分离法、生物修复法等[3-5]。吸附法作为修复环境中重金属污染的一种经济有效的方法，受到广泛关注；而吸附法中新型廉价环保吸附材料的开发是目前国内外学者的研究热点。

生物质炭（biochar，简称BC）是在缺氧条件下将生物质裂解炭化产生的一类多孔结构和高比表面积的难溶物质。生物质炭因其具有特殊的理化性质，在环境污染修复领域具有良好的应用潜力[6-7]。相关研究表明，以玉米秸秆、树皮及木材为前驱物制备的生物质炭能较好地吸附Cd2+、Pb2+、Hg2+和As3+[8]，而竹炭对水溶液中的Cu2+、Pb2+、Hg2+、Zn2+等具有良好的吸附效果[9]。此外有研究报道，以动物粪便为前驱物制备的生物质炭能够有效固定铜、镉、镍和铅离子[10]。生物质炭除了对水体中的重金属具有良好的吸附固定效果，对土壤中的重金属同样具有良好的修复效应[11]。Méndez等研究发现水稻秸秆生物质炭能将老化土中铅离子和铜离子的浓度明显降低[9]。Beesley等的研究结果证实硬木基生物质炭可较好地固定环境中的Cu（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）和As（Ⅱ）[12]。[HJ1.4mm]

本研究利用限氧控温炭化法以甘蔗渣为原材料，分别于350、450、550 ℃热解温度下制备3种生物质炭，以Cd（Ⅱ）为重金属代表，采用批量平衡吸附方法，研究生物质炭对溶液中Cd（Ⅱ）的吸附去除性能，并探讨其吸附机理，以期为重金属污染废水修复提供一定的理论依据。[HJ]

1材料与方法

1.1供试材料

供试试剂：Cd标准溶液购自国家钢铁材料测试中心钢铁研究总院；浓度为1 000 μg/mL；介质为10% HCl；生产批号为16022983。

生物质炭：制炭前驱材料为市售甘蔗（海南产）榨汁后剩余的残留物，采用程序升温的方法，分别于350、450、550 ℃下缺氧热解制备3种类型生物炭（并标记为BC350、BC450、BC550），其基本理化性质见表1。

1.2试验方法

1.2.1生物质炭的制备

将采集的甘蔗渣自然风干，使其含水率保持在约10%，用粉碎机进行粉碎，使得甘蔗渣样品粒径小于3 mm；将其盛入瓷坩埚，盖紧密封，置于马弗炉内，采用程序升温法进行炭化，升温速率设为10 ℃/min，温度升温至200 ℃后，保持2 h预炭化；继续程序升温，分别升温到350、450、550 ℃，并保持温度3 h炭化；自然冷却至室温，研磨过筛（100目），干燥封存备用。

1.2.2吸附动力学

分别准确称取0.1 g 3种温度生物质炭（BC350、BC450、BC550）样品于50 mL塑料管中，加入 25 mL 80 mg/L Cd（Ⅱ）的CdCl2溶液（含0.01 mol/L NaNO3溶液作支持电解质），并用HNO3和NaOH溶液将pH值调为6。拧紧瓶盖，于200 r/min下25 ℃恒温避光震荡，分别在 0.3、[JP2]07、1.0、1.5、2.0、3.0、5.0、7.0、11.0、15.0、22.0、31.0、48.0 h时取出，于9 000 r/min下离心[JP]10 min，取上清液过 0.2 μm 滤膜，测定滤液中Cd（Ⅱ）的浓度，并以差减法计算吸附量。

1.2.3吸附-解吸等温线

往盛有0.1 g生物质炭样品的离心管中分别加入25 mL浓度梯度为0.5、1.0、2.5、4.0和 5.0 mmol/L [JP2]的Cd（Ⅱ）溶液（含0.01 mol/L NaNO3溶液），并将溶液pH值调至6。在25 ℃下恒温振荡24 h，取出后置于离心机在9 000 r/min离心10 min，上清液过0.2 μm滤膜待测。弃去吸附试验后离心管中的残液，加入0.1 mmol/L NaNO3溶液25 mL，继续25 ℃恒温振荡24 h，待解吸平衡后于9 000 r/min离心10 min，取上清液过滤膜，分别根据吸附解吸前后Cd（Ⅱ）浓度的变化计算得到生物质炭的吸附量和解吸量。[JP]

1.2.4pH值的影响

分别称取0.1 g不同生物质炭于离心管中，加入25 mL含0.01 mol/L NaNO3的1 mmol/L pH值分别为2、4、6、7、8的Cd（Ⅱ）溶液。于25 ℃恒温振荡24 h后 9 000 r/min 离心10 min，取上清液过滤并测定其浓度。

1.3Cd（Ⅱ）的测定

采用火焰原子吸收分光光度计（SOLAAR M6，Thermo Fisher Scientific，USA）对溶液中Cd（Ⅱ）的浓度进行测定。

1.4数据分析

所有检测的数据都重复3次，所有处理均独立重复3次，以其平均值作为测定结果，采用Excel 2007和Origin 8.0软件对数据进行处理和图表制作。

2结果与分析

2.1生物质炭对溶液中Cd（Ⅱ）吸附动力学

由图1可知，所有生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附过程都经历了快速吸附、慢速吸附和平衡吸附这3个阶段。生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附在前3 h内非常迅速，溶液中Cd（Ⅱ）浓度急剧降低，3种生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附量分别达到了平衡吸附量的61.4%、64.4%、80.3%，这可能是由于溶液中 Cd（Ⅱ） 的浓度梯度导致驱动力的增加以及初始生物质炭表面的吸附位点较为充足[13]。3 h后达到吸附平衡的第2个阶段，表现为吸附速率逐渐降低，吸附量缓慢增加，22 h后吸附量基本保持不变，达到吸附平衡，可见生物质炭到达吸附平衡所需要的时间长于其他吸附剂[14]。为保证生物质炭对 Cd（Ⅱ） 的吸附完全达到平衡，后续试验使用的平衡时间均设为24 h。生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附表现出一个先快后慢到趋于平衡的过程，这可能是由于生物质炭表面含有的吸附位点是有限的；随着吸附过程的不断持续进行，Cd（Ⅱ）慢慢填充入炭的许多孔隙中；Cd（Ⅱ）在炭孔隙中的传质速率变得缓慢，与此同时固液相会对Cd（Ⅱ）产生排斥，使得Cd（Ⅱ）越来越难与剩余的吸附位点结合，导致吸附速率下降，最终吸附位点达到饱和，吸附达到平衡[15]。徐楠楠等研究发现玉米秸秆生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附动力过程中得到了类似的结论[16]。此外，生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附量随着热解温度的升高而增大，这可能是因为高温制备的生物质炭表面具有更多的吸附位点，可为Cd（Ⅱ）与生物质炭之间的吸附提供更多的机会[17]。

[FK（W10][TPYL1.tif][FK）]

为了探讨生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附机理，采用伪二级吸附动力学模型、Elovich模型和颗粒内扩散模型对吸附动力学数据进行拟合分析。3种模型公式分别为

[JZ（][SX（]tqt[SX）]=[SX（]1k2q2e[SX）]+[SX（]1qe[SX）]t；[JZ）][JY]（1）

[JZ（]qt=a+blnt；[JZ）][JY]（2）

[JZ（]qt=kpt1/2+c。[JZ）][JY]（3）

式中：qt为t时刻的吸附量（mg/g）；qe为平衡吸附量（mg/g）；k2为伪二级反应速率常数[g/（mg·min）]；a是与反应初始速度有关的常数；b是与吸附活化能有关的常数；kp为内扩散速率常数[mg/（kg·min1/2）]，其值越大表明吸附质越易在吸附剂内部扩散；c代表与吸附剂厚度和边界相关的常数。

由表2中相关系数（R2）可知，伪二级动力学方程拟合生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附动力学过程最优，相关系数在 0.997～0.999之间，与潘丽萍等研究结果[18]相符合。表明对Cd（Ⅱ）的吸附是由生物质炭表面可用活性位点主导，而不是溶液中Cd（Ⅱ）的浓度[19]。伪二级动力学模型拟合得到的理论平衡吸附量（qe）与实际值相当，更进一步证实该模型在描述生物质炭对Cd（Ⅱ）吸附动力学特征上的优越性；越高温度条件下制备生物质炭的qe越大，这很大程度是因为比表面积[JP2]随热解温度的升高而增大，进而为Cd（Ⅱ）提供更多的吸附位点和接触面积[20]。偽二级动力学模型的假设是吸附过程由物理扩散、化学吸附组成，描述了吸附所有过程，是一个非常复杂的过程，结果也说明本研究中的生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附过程不仅包括快、慢吸附阶段，也同时包括物理和化学吸附过程。对比伪二级动力学反应速率常数（k2）可知，这3种生物质炭的吸附反应速率存在差异，Cd（Ⅱ）在BC550上的吸附反应速率最快，这可能与炭微孔结构和表面性质存在一定关系。[JP]

Elovich模型主要适用于拟合包括一系列反应机制的复杂吸附过程。由其拟合的相关系数（0.892～0.980）可知，Elovich模型也能较好地描述生物质炭吸附Cd（Ⅱ）的动力学过程。从颗粒内扩散模型拟合的相关系数（0.633～0.800）可知，颗粒内扩散模型拟合生物质炭吸附Cd（Ⅱ）的动力学过程较差。

2.2生物质炭对溶液中Cd（Ⅱ）的吸附等温线

由图2可知，Cd（Ⅱ）在3种生物质炭上的吸附等温线均呈现相对线性。生物质炭是高度非均质性的材料，主要由碳化组分和未碳化组分组成[21]，因此生物质炭有2个主要的吸附域：一是类似“橡胶态”的“软碳”领域，它的特点是以分配作用为主，表现为线性吸附；二是类似“玻璃态”的“硬碳”领域，[JP2]以孔隙填充为主，呈现出非线性等温线[22]。因此，生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附以分配作用为主。同时，随着热解温度的升高，生物质炭对Cd（Ⅱ）的亲和力逐渐增大，表现为BC550>BC450>BC350，这与生物质炭的比表面积变化趋势相一致。[JP]

[FK（W10][TPYL2.tif][FK）]

采用Freundlich模型和Langmuir模型对吸附-解吸数据进行拟合。2种模型表达式如下：

[JZ（]lgCs=lgKF+[JB（（][SX（]1n[SX）][JB））]lgCe；[JZ）][JY]（4）

[JZ（][SX（]1Cs[SX）]=[SX（]1Qmax[SX）]+[JB（（][SX（]1KLQmax[SX）][JB））][JB（（][SX（]1Ce[SX）][JB））]。[JZ）][JY]（5）

式中：Cs为平衡时的吸附量（mg/g）；Ce为平衡溶液中 Cd（Ⅱ） 的浓度（mg/L）；KF是与吸附剂吸附容量和吸附强度有关的常数，与吸附速率成正相关；n为Freundlich方程常数；KL表示吸附表面强度的常数；Qmax为生物质炭的最大吸附量（mg/g）。解吸参数以添加“.des”表示。

由表3可知，2个模型都可很好地拟合Cd（Ⅱ）在生物质炭上的吸附过程。由相关系数可知，BC350对Cd（Ⅱ）的吸附采用Langmuir拟合效果更佳，而Freundlich模型较好地描述BC450和BC550对Cd（Ⅱ）的吸附等温线。已有研究表明，Freundlich方程常数n可以反映吸附等温线的类型，当1/n<1时，吸附等温线为L型等温线；1/n>1时，属S型吸附等温线；1/n=1时，则为线性等温线[23]。Cd（Ⅱ）在BC350、BC450和BC550上的1/n值分别为1.031 0、0.998 7、1.009 2，均趋近于1，表明这3种生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附均趋于线性，且吸附过程由分配作用主导，这与吸附等温线是相一致的。Freundlich常数lgKF值表征吸附剂的吸附能力，lgKF越大吸附能力越强。生物质炭的吸附能力与制备温度成正比，即BC550>BC450>BC350，这可能是由生物质炭比表面积增大和芳香性增加造成。Langmuir模型最大吸附量参数Qm随生物质炭热解温度的升高而增大，这可能由于生物质炭比表面积越大，Cd（Ⅱ）越充分接触生物质炭表面并进入其孔隙内部被有效地吸附[24]。

2.3生物质炭对溶液中Cd（Ⅱ）的解吸等温线

由图3可知，生物质炭对Cd（Ⅱ）的解吸量随制备温度的升高而减少，不易被解吸的Cd（Ⅱ）与生物质炭上的高能位点相结合，并以专性吸附为主，可降低重金属的生物有效性[25]。解吸等温线与吸附等温线呈现明显差异，表明生物质炭对 Cd（Ⅱ） 的吸附与解吸过程并非是可逆的，存在明显的迟滞效应。采用Freundlich模型和Langmuir模型对其解吸数据进行拟合，由表4可知，Langmuir模型描述Cd（Ⅱ）在3种生物质炭上的解吸过程更优（R2=0.879～0.976）。

[TPYL3.tif][FK）]

为了定量描述Cd（Ⅱ）在这3种生物质炭上的解吸滞后现象，采用滞后系数（HI）来解释，其公式如下：

[JZ（]HI=[SX（]1/ndes1/nads[SX）]。[JZ）][JY]（6）

式中：1/ndes和1/nads分别为吸附和解吸Freundlich常数。

若HI<0.7，表示存在正迟滞效应，说明吸附质不易从吸附剂中解吸出来；如果0.7≤HI≤1，表明无解吸迟滞现象；而当HI>1时，表示发生了负迟滞效应，表明吸附质易从吸附剂中解吸出来[26]。由表4可知，Cd（Ⅱ）在3种生物质炭上的HI[JP+1]值在1.347～1.944 之间，均大于1，表明Cd（Ⅱ）在生物质炭上存在负滞后效应，且滞后效应随热解温度的升高而增大，即BC550>BC450>BC350。解吸滞后可能是由于微孔填充所致，同时吸附剂的微孔形状和大小会因与溶液的接触而发生改变[27]。Cd（Ⅱ）在吸附过程不断进入生物质炭的微孔中，造成微孔结构变形，吸附达到平衡后，Cd（Ⅱ）开始从微孔中释放出来，易变形的微孔恢复到原形，此过程会[CM（25]产生迟滞作用，导致部分Cd（Ⅱ）不能释放出来，从而出现解吸滞后效应。

2.4pH值对生物质炭吸附Cd（Ⅱ）的影响

重金属形态和吸附剂表面某些官能团的电离状态都会不同程度受到pH值的影响[28]。如图4所示，溶液初始pH值对生物质炭吸附Cd（Ⅱ）的吸附量呈现先增加后减少的趋势。当pH值从2升至6时，BC350、BC450和BC550对Cd（Ⅱ）的吸附量分别从2.38、7.89、15.45 mg/g升至11.36、15.26、 21.79 mg/g；當pH值为6～8时，生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附量反而随pH值的增大呈现下降的趋势，由此可得出pH值为6时生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附效果最好。pH值较低时，存在大量的氢离子与Cd（Ⅱ）抢夺生物质炭表面的吸附位点，故生物质炭的吸附量降低；此外，由于pH溶液

但当pH值进一步增大时，溶液中的Cd（Ⅱ）会以CdOH+和Cd（OH）2形态存在，Cd（Ⅱ）与OH-会发生沉淀反应，使得生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附量降低[33]。

3结论

3种生物质炭（BC350、BC450和BC550）对Cd（Ⅱ）的吸附均表现出先快后慢至趋于平衡的过程，22 h后吸附量基本保持不变。伪二级动力学方程能较好地描述吸附量与吸附时间的关系，表明Cd（Ⅱ）在生物质炭上的吸附是一个复杂的过程。

生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附等温线均呈现相对线性，表明其吸附过程以分配作用为主。Langmuir模型能较好地描述BC350对Cd（Ⅱ）的吸附过程，而BC450和BC550对Cd（Ⅱ）的吸附等温线采用Freundlich模型拟合的效果较佳。生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附能力随制备温度的升高而增强。

Cd（Ⅱ）在生物质炭上的解吸量随热解温度的升高而减少。生物质炭对Cd（Ⅱ）的吸附与解吸过程是不可逆的，存在着明显的迟滞效应，并表现为负滞后效应，且滞后效应随生物质炭热解温度的升高而增大。

溶液的pH值对生物质炭吸附Cd（Ⅱ）的性能影响较大。Cd（Ⅱ）在生物质炭上的吸附量随pH值的增大呈现先增加后减少的趋势。生物质炭对Cd（Ⅱ）吸附效果最佳的pH值为6。

参考文献：

[1]Xu R，Zhao A，Masud M M. Effect of biochars on adsorption of Cu（Ⅱ），Pb（Ⅱ） and Cd（Ⅱ） by an oxisol from Hainan，China[M]//Xu J，Wu J，He Y. Functions of natural organer in changing enrionment. Hangzhou：Zhejiang University Press，2013：983-987

[2]黄益宗，郝晓伟，雷鸣，等. 重金属污染土壤修复技术及其修复实践[J]. 农业环境科学学报，2013，32（3）：409-417.

[3]吴晴雯，孟梁，张志豪，等. 芦苇秸秆生物炭对水体中重金属Ni2+的吸附特性[J]. 环境化学，2015，34（9）：1703-1709.

[4]Bhatnagar A，Minocha A K. Biosorption optimization of nickel removal from water using Punica granatum peel waste[J]. Colloids and Surfaces B-Biointerfaces，2010，76（2）：544-548.

[5]Jiang T Y，Jiang J，Xu R K，et al. Adsorption of Pb（Ⅱ） on variable charge soils amended with rice-straw derived biochar[J]. Chemosphere，2012，89（3）：249-256.

[6]Demirbas A. Effects of temperature and particle size on bio-char yield from pyrolysis of agricultural residues[J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis，2004，72（2）：243-248.

[7]Jiang J，Xu R K，Jiang T Y，et al. Immobilization of Cu（Ⅱ），Pb（Ⅱ） and Cd（Ⅱ） by the addition of rice straw derived biochar to a simulated polluted Ultisol[J]. Journal of Hazardous Materials，2012，229（5）：145-150.

[8]张启伟，王桂仙. 竹炭对溶液中汞（Ⅱ）离子的吸附行为研究[J]. 林业科學，2006，42（9）：102-105.

[9]Méndez A，Gómez A，Paz-Ferreiro J，et al. Effects of sewage sludge biochar on plant metal availability after application to a Mediterranean soil[J]. Chemosphere，2012，89（11）：1354-1359.

[10]Tong X J，Li J Y，Yuan J H，et al. Adsorption of Cu（Ⅱ） by biochars generated from three crop straws[J]. Chemical Engineering Journal，2011，172（2/3）：828-834.

[11]杨晓庆，侯仔尧，常梦婷，等. 生物炭对镉污染土壤的修复研究[J]. 江苏农业科学，2015，43（6）：335-337.

[12]Beesley L，Moreno-Jimenez E，Gomez-Eyles J L. Effects of biochar and greenwaste compost amendments on mobility，bioavailability and toxicity of inorganic and organic contaminants in a multi-element polluted soil[J]. Environmental Pollution，2010，158（6）：2282-2287.

[13]Liu X，Zhang L F. Removal of phosphate anions using the modified chitosan beads：adsorption kinetic，isotherm and mechanism studies[J]. Powder Technology，2015，277：112-119.

[14]Sui M H，Zhou Y F，Sheng L，et al. Adsorption of norfloxacin in aqueous solution by Mg-Al layered double hydroxides with variable metal composition and interlayer anions[J]. Chemical Engineering Journal，2012，210（6）：451-460.

[15]赵凌宇，王延华，杨浩，等. 木屑和稻秆基生物质炭对汞的吸附特性比较[J]. 农业环境科学学报，2015，34（3）：556-562.

[16]徐楠楠，林大松，徐应明，等. 玉米秸秆生物炭对Cd（Ⅱ）的吸附特性及影响因素[J]. 农业环境科学学报，2014，33（5）：958-964.

[17]Huang W，Yu H，Weber W J. Hysteresis in the sorption and desorption of hydrophobic organic contaminants by soils and sediments：a comparative analysis of experimental protocols[J]. Journal of Contaminant Hydrology，1998，31（1/2）：129-148.

[18]潘丽萍. 生物质炭对镉-阿特拉津复合污染土壤的修复研究[D]. 南宁：广西大学，2014.

[19]Liu Y. New insights into pseudo-second-order kinetic equation for adsorption[J]. Colloids and Surfaces A-Physicochemical and Engineering Aspects，2008，320（1/2/3）：275-278.

[20]Liu W F，Zhang J，Zhang C L，et al. Sorption of norfloxacin by lotus stalk-based activated carbon and iron-doped activated alumina：mechanisms，isotherms and kinetics[J]. Chemical Engineering Journal，2011，171（2）：431-438.

[21]Chen B L，Zhou D D，Zhu L Z. Transitional adsorption and partition of nonpolar and polar aromatic contaminants by biochars of pine needles with different pyrolytic temperatures[J]. Environmental Science & Technology，2008，42（14）：5137-5143.

[22]Xia G，Pignatello J J. Detailed sorption isotherms of polar and apolar compounds in a high-organic soil[J]. Environmental Science & Technology，2001，35（1）：84-94.

[23]关连珠，赵亚平，张广才，等. 玉米秸秆生物质炭对外源金霉素的吸持与解吸[J]. 中国农业科学，2012，45（24）：5057-5064.

[24]史明，胡林潮，黄兆琴，等. 生物质炭的加入对土壤吸附菲能力以及玉米幼苗对菲吸收量的影响[J]. 农业环境科学学报，2011，30（5）：912-916.

[25]王金贵，吕家珑，张瑞龙，等. 不同温度下镉在典型农田土壤中的吸附动力学特征[J]. 農业环境科学学报，2012，31（6）：1118-1123.

[26]Doretto K M P L，Desorption O S. Sulfaquinoxaline and sulfamethazine antimicrobials in Brazilian soils[J]. Science of the Total Environment，2014（476/477）：406-414.

[27]Braida W J，Pignatello J J，Lu Y F，et al. Sorption hysteresis of benzene in charcoal particles[J]. Environmental Science & Technology，2003，37（2）：409-417.

[28]Sari A，Tuzen M. Removal of mercury（Ⅱ） from aqueous solution using moss （Drepanocladus revolvens） biomass：equilibrium，thermodynamic and kinetic studies[J]. Journal of Hazardous Materials，2009，171（1/2/3）：500-507.

[29]Kadirvelu K，Kavipriya M，Karthika C，et al. Mercury（Ⅱ） adsorption by activated carbon made from sago waste[J]. Carbon，2004，42（4）：745-752.

[30]李力，陆宇超，刘娅，等. 玉米秸秆生物炭对Cd（Ⅱ）的吸附机理研究[J]. 农业环境科学学报，2012，31（11）：2277-2283.

[31]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.

[32]Li M，Liu Q，Guo L J，et al. Cu（Ⅱ） removal from aqueous solution by Spartina alterniflora derived biochar[J]. Bioresource Technology，2013，141（4）：83-88.

[33]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.