鸡粪生物炭表征及其对水和土壤镉铅的修复效果

闫翠侠，贾宏涛，孙 涛，迪娜·吐尔生江，罗文文，谢 厦，孙约兵

鸡粪生物炭表征及其对水和土壤镉铅的修复效果

闫翠侠1,2，贾宏涛1，孙 涛1,2，迪娜·吐尔生江1,2，罗文文2，谢 厦2，孙约兵2※

（1. 新疆农业大学草业与环境科学学院新疆土壤与植物生态过程重点实验室，乌鲁木齐 830052； 2. 农业农村部环境保护科研监测所农业农村部产地环境污染防控重点实验室/天津市农业环境与农产品安全重点实验室，天津 300191）

采用缺氧控温法，在200、400、600和 800 ℃条件下制备鸡粪生物炭（BC200、BC400、BC600和BC800），利用比表面积及孔径分析仪（BET accelerated surface area and porosimetry system）、扫描电镜（scanning electron microscopy）、透射电镜（transmission electron microscope）、傅里叶红外光谱仪（Fourier transform infrared spectroscopy）等对其理化性质和结构特征进行表征，并研究了鸡粪不同温度处理下生物炭对水体和土壤中Cd、Pb污染修复效果。结果表明，鸡粪生物炭灰分含量、pH值、BET比表面积及孔径随热解温度的升高而增加，表面出现大量无规则的孔隙结构，且以介孔为主，而生物炭产率则随温度升高而显著降低（<0.05）。鸡粪生物炭对Cd2+、Pb2+的吸附分为快速吸附和慢吸附2个阶段，Elovich模型能更好地模拟Pb2+、Cd2+的动力学过程，平衡时最大吸附量分别达到52.02 mg/g (BC600) 和242.59 mg/g (BC800)。添加鸡粪生物炭显著提高了土壤pH值（<0.05），而TCLP提取态Pb、Cd含量降低，最大较对照分别降低16.5%和14.5%。与对照相比，鸡粪生物炭不同程度上降低了Pb、Cd弱酸提取态、可还原态以及可氧化态比例，其残渣态比例则分别增加了5.49%~15.14%和2.51%~6.30%。综上所述，鸡粪生物炭对重金属Pb、Cd具有较强的钝化效果。

生物质；重金属；吸附；鸡粪生物炭；Cd；Pb；结构特性；形态分布

0 引 言

全国土壤污染状况调查公报显示，中国土壤Cd、Pb点位超标率分别达到7.0%和1.5%[1]，其中受Cd、Pb等重金属污染的耕地面积达2 000万hm2[2]，而被重金属污染的粮食多达1 200万t，合计经济损失至少200亿元[3]。重金属在农产品中积累，并通过食物链进入人体，严重危害人类健康和生命，导致局部地区重金属污染公共卫生事件接连发生。因此，重金属Cd、Pb污染修复迫在眉睫。

生物炭是在缺氧或无氧状态下经过中高温裂解而形成的一种高度芳香化、且抗分解能力极强的黑色固体产物[4-5]，具有较发达的无规则孔隙结构和比表面积，表面粗糙并富含碳素以及含氧官能团（羟基、羧基、羰基等）等特点[6]，其对重金属离子具有较强的吸附及固定能力，在水体和土壤修复等受到了广大学者的青睐[7]。Chen等[8]在2种热解温度下（300和600 ℃）制备莲子壳生物炭，其对Cd2+吸附量分别为31.69和51.18 mg/g，且在较短时间内达到了吸附平衡。张连科等[9]研究了胡麻和油菜秸秆生物炭对Pb2+的吸附特性，发现2种生物炭分别在4和10 h 内达到吸附平衡，且吸附量分别达到220.07 和 307.59 mg/g。刘瑞凡[10]研究表明，利用小麦秸秆生物炭可提高土壤的pH值，降低弱酸可提取态Pb和Cd的含量。然而，目前利用秸秆[11-12]、果皮[13]及稻壳类[14]等原材料制备生物炭对重金属的吸附/钝化方面研究较多，对动物粪便为原料的相关研究较少。鉴于中国家禽养殖业规模化、集约化发展迅速，家禽粪便产生量也随之增加，急切寻找其资源化利用新途径和方式。本研究以鸡粪为原材料，通过无氧热裂解制备鸡粪生物炭，阐明了其基本理化性质和结构特征，通过批处理试验和静态培养试验研究鸡粪生物炭对重金属Cd、Pb的修复效应，以期为鸡粪的资源化利用和大面积重金属污染土壤修复提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 鸡粪及鸡粪生物炭的制备

鸡粪购买于某养殖公司，将其放置于室内自然风干，挑拣去除其中的石砾及羽毛等杂质，高速万能粉碎机粉碎，过2 mm筛。将鸡粪样品倒入刚玉坩埚内，在氮气保护下，分别在200、400、600和800 ℃马弗炉中热裂解2 h，冷却至室温时取出，研磨过1.5 mm筛后备用，分别标记为BC200、BC400、BC600和BC800。其试验装置如下图1所示。

1. 刚玉坩埚 2. 进气阀 3. 输气管 4. 真空表 5. 出气阀 6. 鸡粪生物炭 7. 气体钢瓶 8. 工作状态指示 9. 控温马弗炉 10. 智能控制器

1.2 Pb2+、Cd2+吸附试验

以0.01 mol/L NaNO3作为背景电解质，称取4 g不同热解温度的鸡粪生物炭样品（BC200、BC400、BC600和BC800）于1 L烧杯中，并在不同烧杯中分别加入1 L质量浓度为1 000 mg/L 的Pb2+溶液和质量浓度为200 mg/L 的Cd2+溶液，使用0.1 mol/L HNO3或NaOH调至溶液pH值为5，采用磁力搅拌器（25 ℃、200 r/min）搅拌24 h，分别于0、3、5、7、10、15、30、60、120、240、480、720和1 440 min取样，并使用0.45m聚乙烯滤膜过滤，火焰原子吸收分光光度计（2EEnit7009）测定Pb、Cd含量，每个处理均为3次重复。

1.3 土壤培养试验

供试土壤为中性土，采自河南济源地区，土壤pH值为7.31，电导率为639.1S/cm，Pb、Cd全量分别为162.36和3.06 mg/kg。以 1%的添加比例将生物炭置于塑料培养瓶中（直径7.9 cm，高度为12.8 cm），加入污染土壤充分混匀，每个处理土壤和生物炭总质量均为 200 g，每个处理6个重复。将培养瓶置于光照培养箱中进行室内培养，保持60%田间持水量，通过称质量法每隔3 d补充水分。培养时间为60 d，测定土壤pH值、TCLP提取态Pb、Cd 含量以及Pb、Cd 形态分布。

1.4 鸡粪生物炭的表征及土壤理化性质测定方法

1.4.1 生物炭理化特征分析和表征

生物炭pH值测定采用pH计（生物炭：水质量比= 1:20）测定。产率和灰分分别通过称量计算及高温电炉灼烧法测定。采用扫描电子显微镜和透射电子显微镜（SEM-TEM）测定生物炭的微观形态结构特征（SU3500，Japan；JEM-2010，Japan）。采用BET法测定生物炭的比表面积，吸附-脱附气体采用氮气（TriStarⅡ3020，Micromeritics，美国）。

1.4.2 土壤测定方法

采用pH计（土壤：水质量比=1:2.5）测定土壤酸碱度（pH值）。采用电导率仪测定土壤电导率（EC值）。土壤中Pb、Cd可提取态含量采用美国EPA通用重金属生态环境风险评价方法-TCLP法[15]，重金属Pb、Cd形态分布特征采用欧共体标准物质局提出的BCR 连续提取法测定[16]，电感耦合等离子体质谱仪（Thermo Fisher Scientific，ICA-MS）测定。采用傅里叶红外光谱仪（Fourier transform infrared spectroscopy）（Bruker Tensor）（KBr压片法）对生物炭吸附重金属前后红外光谱进行定性分析，FTIR的扫描范围内为500～4 000 cm-1。

1.5 数据处理及分析

生物炭的产率计算公式如式（1）。

式中Y为热解过程中生物炭的产率，%；m为热解所得到的生物炭的质量，g；0为热解前加入生物质的质量，g。

生物炭的灰分计算公式如式（2）。

式中2为灼烧后生物炭与刚玉坩埚的质量，g；1为刚玉坩埚的质量，g；为生物炭的质量，g。

生物炭对水中重金属Pb2+、Cd2+的吸附容量计算公式如式（3）。

式中Q是在（min）时刻生物炭对Pb2+、Cd2+的吸附容量，mg/g；0和C分别为Pb2+、Cd2+的初始浓度和平衡浓度，mg/L；为Pb2+、Cd2+溶液的体积，L。

采用伪一级动力学模拟方程（4）和伪二级动力学模拟方程（5）和Elovich方程（6）对吸附容量数据进行模拟分析，其拟合公式如下：

式中Q和Q分别为时刻和吸附平衡时生物炭对重金属的吸附量，mg/g；为吸附时间，h；1、2分别为伪一级、伪二级动力学方程的反应速率常数，单位分别为min-1、g/(mg·min)。为Elovich方程常数，单位分别为g/(mg·min)、g/mg。

采用 Microsoft Excel 2010 软件进行试验数据整理，采用作图软件Origin 8.6 作图，采用DPS 9.50 进行统计分析。

2 结果与分析

2.1 鸡粪生物炭理化性质及结构表征

2.1.1 鸡粪生物炭理化性质特征

表1显示了不同热解温度对鸡粪生物炭的产率、灰分和pH值的影响。由表1可知，随热解温度的升高，生物炭产量显著降低（<0.05）。与BC200相比，BC400、BC600和BC800生物炭产率分别降低了22.99%、45.00%和49.13%，这是由于高温热解的生物炭中难挥发性的物质分解造成的，与王煌平等[17]和Peng 等[18]研究结果一致。而灰分含量则相反，表现出随热解温度的升高而增加，且在高温处理（600和800 ℃）下显著高于低温处理（200和400 ℃）（<0.05）。高温热解的生物炭中灰分较高，这可能是因为高温使鸡粪中的含碳有机物的分解损失加大，而无机物质（Si、Na、K、Ca和Mg等）则保留在灰分中[19]，由于灰分中的碳酸盐及盐基离子在溶入水后呈现出碱性而造成的。鸡粪生物炭pH值随温度增加呈现出先增加后降低的趋势，在600 ℃处理时最高，且显著高于其他处理（<0.05），这可能是由于在该条件下鸡粪生物炭中残存的无机矿物和碱性成分最高而导致的。

表1 热解温度对生物炭的产率、灰分及pH值的影响

注：不同字母代表各处理间的差异显著（<0.05），表中的BC200~BC800分别代表不同的鸡粪生物炭，下同。

Notes: Different letters indicate significant differences at the 0.05 level. The BC200~BC800 in the table labels indicate the chicken manure biochars with pyrolysis temperatures, respectively, and the same as below.

2.1.2 鸡粪生物炭结构形貌分析

利用扫描电镜（SEM）和透射电镜（TEM）分别观察了不同热解温度鸡粪生物炭样品的表面结构形貌。从图2a BC200、BC400 的鸡粪生物炭SEM图像可以看出，鸡粪生物炭表面出现类似蜂窝状结构，当温度上升至600和800 ℃时（图2a BC600和BC800），则出现类似管状结构，表明了热解温度对生物炭的内部孔结构形貌产生了一定的影响。4种制备温度的生物炭表面均较为粗糙，且伴有大量无规则的孔隙结构，同时随着热解温度的增加，粗糙程度及孔隙结构逐渐加剧。这是因为低温制备的鸡粪生物炭，内部还残留着本身生物质样品材料的碳骨架结构，但随着制备温度的升高，内部结构逐渐进行分解，且伴有大量的热解气体从生物炭内部析出，逐渐形成了大量的孔隙结构[20-21]。而这些孔隙结构更有利于重金属离子顺利进入鸡粪生物炭内层，并与内层表面吸附位点和活性基团结合，进而增大生物炭对重金属离子的吸附能力[22]。该结果与王煌平等[23]、黄爽等[21]利用高温制备的畜禽粪便生物炭表面结构一致。从图2b中BC200~BC800的鸡粪生物炭TEM图像可以看出，4种不同热解温度的鸡粪生物炭整体为片状结构，且表面较为粗糙，同时具有大量的透明孔隙出现，其结构与SEM形貌结构相吻合。

2.1.3 鸡粪生物炭比表面积与孔隙特征分析

鸡粪生物炭对N2的吸附-脱附等温线如图3 所示。从图中可以看出4种不同热解温度鸡粪生物炭对N2的吸附-脱附等温线形状相似，均属于IUPAC[24]分类中的介孔材料Ⅳ型等温线，热解温度为200、400与600、800 ℃时，分别在相对强度0接近于0.8与0.5时，吸附和脱附曲线不重合，出现了滞后循环，均属于H3型滞后循环，表明鸡粪生物炭孔径主要是以介孔（孔径2~50 nm）为主[23]，与表2中平均孔径相吻合，且孔隙多为狭缝型孔或片状颗粒材料产生，与TEM观察结果一致。这可能是因为在热解时，生物炭中的毛细凝聚与蒸发时对应的Kelvin半径不一致导致的[25]，其形状与Ⅱ型相似。当相对强度0接近于1.0时，鸡粪生物炭对N2的吸附-脱附等温线呈现出上升趋势，这说明了鸡粪生物炭的孔径分布较宽且内部中含有较多的中孔和介孔结构[26]。

图2 不同热解温度的鸡粪生物炭SEM-TEM图

注：P表示试验中实际吸附压力；P0表示在-196 ℃时N2的饱和蒸气压。

生物炭的比表面积及孔容、孔径结构决定着其对重金属离子的吸附性能[27]。表2为鸡粪生物炭的BET比表面积、平均孔径及孔容参数表，其BET比表面积的大小顺序为BC200

表2 鸡粪生物炭的BET比表面积、平均孔径和孔容参数表

2.2 鸡粪生物炭对水体重金属Pb2+、Cd2+的吸附性能和机制

鸡粪生物炭对水溶液中重金属Pb2+、Cd2+的吸附动力学过程拟合曲线如图4所示。如图4 a可知，鸡粪生物炭对Pb2+的吸附分为2个阶段，即前期快速吸附阶段（0~30 min）和后期缓慢吸附阶段（60～1 440 min）。BC600和BC800在120 min时达到吸附平衡，此时的平衡吸附量分别为186.18和242.54 mg/g，而BC200和BC400吸附重金属速率较慢，在480 min时达到吸附平衡，此时的平衡吸附量分别为165.74和181.19 mg/g。鸡粪生物炭对Pb2+的最大吸附量大小随热解温度增加而增大，表现为BC800（242.59 mg/g）>BC600（239.59 mg/g）>BC400（200.80 mg/g）>BC200（180.21 mg/g）。胡学玉等[29]研究也发现，热解温度对生物炭吸附Pb2+的性能具有显著影响，但600与800℃对Pb2+的吸附量并无显著性差异（>0.05）。其热解温度越高，吸附效果越好，这主要是因为低温制备（200和400 ℃）的生物炭中含氧官能团较多，可提供较多的活性吸附位点，而高温热解（600与800 ℃）的生物炭中灰分及含氧根离子含量较多，可与金属离子发生交换和沉淀而被吸附[30-31]，从而增加其吸附量。

图4 鸡粪生物炭对Pb2+、Cd2+吸附动力学曲线

图4b为鸡粪生物炭对水溶液中重金属Cd2+的吸附动力学过程拟合曲线。由图可知，生物炭对Cd2+的吸附规律如Pb2+的吸附规律相同，均为前期吸附较快后期吸附缓慢的特点，这主要是因为Pb2+、Cd2+在生物炭与水溶液两相之间最初的浓度差而引起的传质驱动力以及鸡粪生物炭表面的活性吸附位点有关，在吸附前期吸附较快主要是由于驱动力较大而造成吸附速率变大，但随着吸附时间的延长，Pb2+、Cd2+在生物炭与水溶液之间浓度差减小，鸡粪生物炭表面的活性吸附位点逐渐达到了饱和，因此后期吸附速率逐渐减小且趋近于饱和[32]。生物炭对Cd2+的吸附在240 min时达到吸附平衡。其最终平衡吸附量顺序为BC600（52.02 mg/g）>BC800（49.34 mg/g）>BC400（49.17 mg/g）>BC200（45.50 mg/g），由此可见，高温制备（600和800 ℃）的鸡粪生物炭具有较强的吸附能力，其结果与邓金环等[33]、安增莉等[34]研究结果相同。

为更好的反映鸡粪生物炭对重金属Pb2+、Cd2+的吸附动力学特性，采用3种动力学方程模型对动力学试验数据进行拟合（表3），由3种模型模拟出的2值对比得出，鸡粪生物炭对Pb2+、Cd2+的吸附动力学模型拟合中，除BC800对Pb2+的方程拟合和BC600对Cd2+的方程拟合中，伪二级动力学方程模型模拟较好外，2值分别为0.90和0.94，其余均为Elovich方程模型拟合效果最好，其2值均超过0.95以上，这表明鸡粪生物炭对Pb2+、Cd2+的吸附符合Elovich方程模型，且整个吸附过程具有更均匀的表面吸附能[35]。而伪一级动力学方程模拟出的2最低，普遍低于0.90。吸附试验中800 ℃生物炭对Pb2+的吸附效果较好，而600 ℃对Cd2+的吸附效果较好，其主要原因可能是因为2种重金属之间的化学特性差异所致，Pb2+比Cd2+具有更大的水解常数和软化值、具有更高的原子质量和离子半径（最小的水化半径）。

表3 鸡粪生物炭对Pb2+、Cd2+吸附动力学参数拟合

：Q表示1 440 min内鸡粪生物炭对Pb2+、Cd2+吸附量；1和2表示伪一级和伪二级动力学方程的反应速率常数；、为Elovich方程常数。

Notes:Qrepresents Pb2+and Cd2+adsorption capacity of chicken manure biochars within 1 440 min;1,2represent the reaction rate constants of pseudo-first-order and pseudo-second-order kinetic equations, respectively;andare Elovich equation constants, respectively.

傅里叶红外光谱图可用来反映物质所含的官能团的种类以及其所处的化学环境。图5显示了4种制备温度下鸡粪生物炭对重金属Pb2+、Cd2+吸附前后红外光谱图，鸡粪生物炭吸附Pb2+后的红外光谱图如图5a所示。与吸附Pb2+前相比，鸡粪生物炭吸附Pb2+后官能团的吸收特征峰值明显发生变化。除BC400外，其余3个样品在波数为3 645～3 300 cm-1处的-OH伸缩振动形成的峰值均减弱并消失。在波数为1 415 cm-1处是由CO32-伸缩振动形成的峰值，由此可说明在此吸附过程中将发生沉淀反应。同时在波数为876和2 926 cm-1处的C-O-C和-CH2/-CH3伸缩振动形成的峰值消失或发生位移，这可能是由于生物炭中羧基、羟基和-CH2/-CH3中能够提供大量H+，并与溶液中Pb2+发生了离子交换反应而造成的，因此也进一步说明了在此反应中发生了离子交换作用，且占据主要作用。而在波数为1 032 cm-1处Si-O-Si峰值与吸附Pb2+的规律相同，因此说明了生物炭与Pb2+吸附过程中同样存在着阳离子-p作用。与吸附前相比，吸附Cd2+后（图5b），在3 310 cm-1处的-OH伸缩振动形成的吸收峰变弱，这一变化可能是由于Cd2+与自由-OH基和羧基表面络合所致。在此反应中，4种制备温度生物炭在波数为1 032 cm-1处和1 415 cm-1处的Si-O-Si和CO32-峰值变化较为明显，其吸附强度均增强，这可能是因为生物炭中芳香化和杂化结构较强，其具有丰富的含氧官能团（-OH、-COO等）和芳香类化合物，因此可提供大量的-π电子与Cd2+形成稳定结构，因此可证实鸡粪生物炭与Cd2+吸附过程中存在阳离子-π作用和沉淀作用。

图5 鸡粪生物炭对重金属Pb2+、Cd2+吸附前后红外光谱图

2.3 鸡粪生物炭对Pb、Cd污染土壤钝化修复效应

pH值是影响土壤重金属生物有效态的一个重要因子[36]。图6 a为鸡粪生物炭对土壤pH值的影响。由图可知，土壤经过静态培养60 d后，添加鸡粪生物炭可以显著增加土壤pH值（<0.05），与对照组CK相比，土壤pH值分别提高了1.50%、1.14%、4.42%和3.69%，其增加范围在0.08~0.32个单位之间，表现为热解温度越高其土壤pH值越高，与杨兰等[37]研究结果一致。这一结果可能是由于高温制备的生物炭本身为碱性物质，且灰分较高，内含有较高的氧化物或碳酸盐物质，在水溶液中碱性较强，因此在施入到土壤中能够增加土壤pH值[38]，同时生物炭中有机质含量较高，也可提高土壤pH值。研究表明，土壤pH值的提高可以有效的抑制土壤中重金属活性[39]。一般来说，pH值越低其重金属的有效性就随之增强，反之则降低。

由图可知，Pb2+的有效性随着热解温度的增加而降低，热解温度为600 和800 ℃的鸡粪生物炭降低了土壤中Pb2+提取态，分别较对照降低了0.414和0.406 mg/g，但低温热解的生物炭处理对Pb2+有效态并无显著差异（>0.05）。生物炭添加对土壤中Cd2+提取态含量呈现的趋势同Pb2+一致，高温制备的生物炭处理钝化Cd2+效果较好于低温生物炭处理，但无显著影响（>0.05），其600 ℃处理的效果最佳，为0.707 mg/g。综上表明，热解温度对土壤中重金属生物有效性影响较大，即热解温度越高对Pb、Cd的钝化能力越强，可能是因为高温热解的生物炭中的pH值和Eh值较高，通过改变土壤中的固相物质的表面活性，从而改变重金属离子在土壤中的化学行为，因此达到降低土壤中Pb、Cd有效态含量的效果，与Zhang等[40]的研究结果相一致。

图6 生物炭对土壤中pH值、Pb2+、Cd2+有效态含量的影响

由图7可知，生物炭添加改变了土壤中重金属Pb、Cd的形态。土壤中Pb的形态以可还原态为主，占70%以上，依次为残渣态、可氧化态和弱酸提取态，其中弱酸提取态的占比最小，占3%以上。与CK相比，添加生物炭降低了土壤Pb弱酸提取态、可还原态和可氧化态组分的比例（<0.05），其可还原态较为显著（<0.05），分别下降了0.31%～0.82%、4.381%～12.70%和0.81%～1.62%，与周贵宇等[41]研究结果相吻合。生物炭添加显著增加了残渣态Pb比例（<0.05），与对照相比，增加了5.49%～15.14%，但弱酸提取态的变化相对较小。土壤中Cd的形态以弱酸提取态和可还原态为主，依次为残渣态和可氧化态。生物炭添加后改变了不同组分的比例，其中可还原态和弱酸提取态比例无显著性变化（>0.05），而可氧化态和残渣态比例则显著增加（<0.05），其分别增加了0.79%～4.39%和2.51%～6.30%，综上，生物炭可降低Pb、Cd形态，热解温度600 ℃处理钝化能力最强，而800 ℃热解的生物炭紧随其后，与600 ℃处理效果相差不大。这主要是由于高温热解（600和800 ℃）的鸡粪生物炭中盐基离子（Na+、K+、Ca2+和Mg2+等）含量较多，可以使土壤中的盐基离子饱和度增加，从而促进了土壤中Pb、Cd的离子交换，进而提高了生物炭对Pb2+、Cd2+的钝化[35,42]。

图7 添加鸡粪生物炭后土壤Pb、Cd形态分布特征

3 结 论

1）鸡粪生物炭产率随热解温度的升高而降低，而灰分、pH值、BET比表面积和平均孔径则相反。其表面粗糙且具有较多无规则的孔隙结构，以中孔和介孔结构为主（孔径为2～50 nm）。

2）Elovich能较好的模拟鸡粪生物炭对Pb2+、Cd2+的吸附动力学特征，能在较短时间内（120～480 min）达到吸附平衡。高温制备（600和800 ℃）的鸡粪生物炭具有较强的吸附能力（Pb2+平衡吸附量分别为239.59和242.59 mg/g，Cd2+平衡吸附量分别为52.02和49.34 mg/g），其吸附机理以阳离子-p作用和沉淀作用为主。

3）鸡粪生物炭均能显著提高土壤pH值（<0.05），提高了1.5%～4.42%，其增加范围为0.08～0.32个单位，对污染土壤中Pb、Cd具有较强的钝化效果，促进了Pb、Cd由生物可利用态向生物难利用态转化。

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Characteristics of chicken manure biochars and its effect on Cd and Pb remediation in water and soil

Yan Cuixia1,2, Jia Hongtao1, Sun Tao1,2, Dina Tursenjan1,2, Luo Wenwen2, Xie Sha2, Sun Yuebing2※

(1.830052,2.300191)

Heavy metals in soils are one of the most hazardous pollutants in the environment owing to their universality, concealment and irreversibility. Some universally think harmful heavy metals to mankind and environment are lead, cadmium, copper, zinc, manganese and chromium. They can destroy the normal functioning of soil, cause fertility degradation, lead to crop losses, crop quality declined and cause teratogenic carcinogenesis to human. Biochar (BC) is a passivation material and has demonstrated potential as a highly efficient emerging low-cost adsorbent used in the removal of heavy metals from soil or sewage. Experts and scholars have recently extensively researched biochars in environmental and agricultural applications. The adsorption mechanisms of biochars toward heavy metals indicate that the characteristics of biochars are strongly affected by the raw materials, pyrolysis time, and especially the pyrolysis temperature. Therefore, research on the heavy metal adsorption effect of biochars produced at different pyrolysis temperatures is very important in developing methods for treating sewage. To promote the sustainable usage of agricultural wastes like chicken manures and control heavy metal pollution, in this study, chicken manure biochars (BC200, BC400, BC600 and BC800) were produced through pyrolysis under oxygen-limited condition at the preparation temperature of 200, 400, 600 and 800 ℃.The physicochemical and structure characteristics of chicken manure biochars were detected by BETaccelerated surface area and porosimetry system (This indicator is usually referred to as BET), scanning electron microscopy (This indicator is usually referred to as SEM), transmission electron microscope (This indicator is usually referred to as TEM), Fourier transform infrared spectroscopy (This indicator is usually referred to as FTIR), then the remediation effects of different pyrolysis temperatures of chicken manure biochars on heavy metal Cd and Pb were studied. The results showed that ash content, pH values, BET surface area, and average pore diameter increased with the increases of pyrolysis temperature, and the surface of chicken manure biochars had lots of irregular pore structure, mainly being mesoporous, while the yields of chicken manure biochars was significantly reduced with the increasing temperature (<0.05). The adsorption of heavy metal Cd2+and Pb2+on chicken manure biochars included an initial fast sorption phase and a second slow phase, and Elovich equation could better simulate the processes of kinetic adsorption. The maximum adsorption capacities of heavy metal Cd2+and Pb2+at equilibrium reached 242.59 mg/g (BC800) and 52.02 mg/g (BC600), respectively. The application of chicken manure biochars significantly increased soil pH values (<0.05), while the contents of heavy metals TCLP-Cd and -Pb were decreased, with the maximum reduction of 16.5% and 14.5%, respectively, in contrast with the blank treatments. When compared with CK (treatment without adding chicken manure biochar), the ratios of weak-acid-extractable, reducible fraction and oxidizable heavy metals Cd and Pb were decreased to some extent, but the percentage of residue fraction was increased by 5.49%-15.14% and 2.51%-6.30%, respectively.In summary, chicken manure biochars has a strong passivation effect on heavy metals Pb and Cd.

biomass; heavy metals; adsorption; chicken manure biochars; Cd; Pb; structural characteristics; form distribute

10.11975/j.issn.1002-6819.2019.13.027

X53

A

1002-6819(2019)-13-0225-09

2019-02-14

2019-06-28

国家重点研发计划项目（2017YFD0801402，2018YFD080066）；天津市自然科学基金重点项目（17JCZDJC34200）；国家自然科学基金项目（No. 41571322）

闫翠侠，主要从事农业资源与环境相关研究。Email：905358926@qq.com

孙约兵，研究员，主要从事污染土壤修复与生态治理研究。Email:sunyuebing2008@126.com

闫翠侠，贾宏涛，孙 涛，迪娜·吐尔生江，罗文文，谢 厦，孙约兵.鸡粪生物炭表征及其对水和土壤镉铅的修复效果[J]. 农业工程学报，2019，35(13)：225－233. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2019.13.027 http://www.tcsae.org

Yan Cuixia, Jia Hongtao, Sun Tao, Dina Tursenjan, Luo Wenwen, Xie Sha, Sun Yuebing.Characteristics of chicken manure biochars and its effect on Cd and Pb remediation in water and soil[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2019, 35(13): 225－233. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2019.13.027 http://www.tcsae.org