生物炭对水体中Pb2+和Cd2+的选择性吸附研究

周润娟，张明

生物炭对水体中Pb2+和Cd2+的选择性吸附研究

周润娟，张明

（安徽工程大学 建筑工程学院，安徽 芜湖 241000）

为研究生物炭对水体中Pb2+和Cd2+的竞争吸附性能，本研究以水葫芦为原材料，制备得到水葫芦生物炭，对单一和二元体系中WHBC吸附Pb2+和Cd2+的吸附特性进行了研究，采用传统的Langmuir和Freundlich等温线模型对两个体系中的吸附结果进行了拟合。结果表明，前者对Pb2+和Cd2+的拟合都较好，WHBC对单一体系中Pb2+和Cd2+的最大理论吸附容量Q分别达到了195.24, 142.59mg/g，而对二元体系中的Q则相应减小为131.24, 105.65mg/g，表明在竞争体系中，水葫芦生物炭对两种重金属离子的吸附能力有所下降。引入Extended-Langmuir和Modified-Langmuir模型对竞争吸附的实验结果进行拟合，结合吸附容量比R，分析探讨了竞争体系中重金属离子之间的相互作用，结果显示，Pb2+和Cd2+在二元体系中具有拮抗作用，Cd2+对Pb2+的抑制作用强于Pb2+对Cd2+。

选择吸附；Pb2+；Cd2+；二元体系；水葫芦生物炭

城市化和工业化进程的加快在给我们的生活带来了便利的同时，也对环境造成了严重的破坏，大量重金属污染物排放到环境中，给水体、土壤等环境介质造成了严重的危害[1]。目前，水体重金属污染已成为较严重的全球性污染问题之一[2]。重金属因具有高毒性和不可生物降解特性对环境和人类健康构成严重威胁，因此对于水体重金属污染物的污染防治迫在眉睫[3-4]。目前生态环境部重点关注的重金属主要有As、Pb、Cd、Cr和Hg，鉴于As、Cr价态变化较复杂，Hg在常温下易挥发等特性，而Pb和Cd价态较为稳定，且主要化合价为+2价。因此，本研究中选取Pb和Cd作为目标重金属，探讨生物炭对Pb2+和Cd2+的选择吸附特性。

目前，对水体中重金属离子去除的方法很多，如化学沉淀法、离子交换法、膜过滤法、反渗透法、超滤法和吸附法等[5-7]。上述方法中，化学沉淀法发展时间长，工艺成熟，但需要大剂量的化学药品；离子交换法可选择性的回收水体中的重金属，出水水质较化学沉淀法好，但离子交换树脂存在强度低、不耐高温、再生频繁以及操作费用高等缺点；膜过滤和反渗透技术操作简单，占地面积小，且选择透过性好，分离过程中无相态变化，但因膜易被污染，需要经常更换，从而导致操作成本较高。而吸附法以操作简单、成本低、效率高能耗低、环境友好等优点而被广泛应用[8-9]。近年来，采用吸附材料对水体中单一重金属吸附去除的研究很多[10-13]，并取得了很大的成就。然而，实际的污染水环境中通常含有两种或两种以上的重金属，重金属元素之间存在竞争吸附作用，从而影响吸附剂的吸附能力。因此，研究各种重金属在水溶液中的竞争性吸附就显得尤为重要。不少学者开始研究了不同吸附剂（如植物、细菌、粘土等）对废水中多金属系统的竞争吸附[14-16]。这些研究中，包括二元金属体系、三元体系和四元体系等，但不同重金属离子之间的相互作用强弱以及对各自的影响结果不尽相同，并没有统一结论。因此，研究多种重金属离子共存条件下的吸附剂吸附效果具有重要意义。

水葫芦，又称凤眼莲，其生长繁殖能力迅速，每年能新生14×107植株，覆水面积1.4km2的植株重量为28×103t，被公认为是世界上最有害的入侵生物。水葫芦的过度繁殖导致严重的水环境问题，如堵塞农田灌溉系统、造成河道拥挤、降低生物多样性以及引发疾病威胁人类健康等[17]。水葫芦对污水的耐受能力很强，具有较强的吸收氮、磷和重金属等污染物能力[18]。水葫芦富含纤维素、半纤维素以及各种组织蛋白，可以作为生物炭的前驱体[19]。研究表明，与藻类生物炭相比，水葫芦生物炭具有更高的热值、孔径和比表面积，而这些性能对吸附重金属的性能有显著的影响[20]。因此，利用水葫芦作为碳前驱体制备生物炭吸附水中重金属离子，不仅缓解了水环境中的重金属污染，而且也降低了水葫芦潜在的生态风险。

本研究以水葫芦为原材料，制备得到水葫芦生物炭（Water hyacinth biochar，后面简称WHBC），探讨WHBC对Pb-Cd二元体系的竞争吸附性能，在WHBC对单一体系中Pb2+和Cd2+的吸附特性研究基础上，重点研究了两种重金属共存条件下的竞争吸附特性。基于传统Langmuir和Freundlich等温模型，引入Extended-Langmuir和Modified-Langmuir模型对竞争吸附结果进行拟合，结合吸附容量比R,，对Pb2+和Cd2+吸附之间的相互作用进行了分析探讨。运用Zeta电位仪、比表面积及孔隙结构、红外光谱和SEM电镜等表征手段，对WHBC的表面性质进行分析，对重金属竞争吸附机理进行了分析探讨，为生物炭以及其他吸附材料修复多种重金属共存条件下的污染提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试剂与仪器

硝酸铅、四水硝酸镉、硝酸钠、硝酸和氢氧化钠均为分析纯试剂，购自阿拉丁试剂（上海）有限公司。实验用水均为实验室自制的超纯水。Pb2+和Cd2+的标准溶液由国家标准物质中心提供。重金属溶液以0.01mol/L 的NaNO3为背景，以保证其离子浓度。

ICPE-9000电感耦合等离子体发射光谱仪，IRPrestige-21傅立叶变换红外光谱仪，岛津制造所；雷磁PHS-25，上海仪电科学仪器股份有限公司；Zetasizer Nano ZEN3690电位仪，英国马尔文仪器有限公司；S-4800扫描电子显微镜，株式会社日立制作所；NOVA 2000e比表面积及孔径分析仪，美国康塔仪器公司；真空控温管式炉，芜湖标科仪器有限公司；SHA-CA恒温往复振荡器，浙江金坛仪器制造厂。

1.2 生物炭的制备与性能表征

水葫芦生物炭制备和表征方法见前期成果[21]。

1.3 单一体系吸附实验

在250mL三角锥形瓶中分别加入100mL 5, 10, 20, 50, 100, 200, 500, 800, 1000mg/L的重金属溶液（以0.01mol/L NaNO3为背景）进行静态吸附实验，用稀HNO3和NaOH溶液调节pH至5.0，加入0.2gWHBC，298K水浴恒温振荡300min，溶液过0.45μm尼龙有机水系滤膜，避光保存，测定溶液中重金属离子浓度。

1.4 竞争吸附实验

称取0.2gWHBC加入到100mL含有相同初始浓度的Pb-Cd二元重金属体系中，浓度梯度为10, 20, 40, 80, 100, 200, 400, 600, 800, 1000mg/L。用0.1mol/L的HNO3或NaOH调节重金属溶液的pH值为5.0。其他实验步骤同上。

1.5 数据处理

式中，0和C分别为初始和时刻重金属溶液浓度，mg/L；为溶液体积，L；为生物炭的质量，g。

单一体系重金属等温吸附结果用Langmuir和Freundlich模型来进行拟合。

Langmuir模型：

Freundlich模型：

式中，C为吸附平衡时溶液中重金属离子浓度，mg/L；Q为吸附平衡时吸附容量，mg/g；Q为饱和吸附量，mg/g；K为Langmuir常数，表示吸附材料表面的吸附点位对吸附质亲和力的大小，L/mg；K为吸附容量，mg/g·L；为Freundlich常数，表示吸附强度。

本研究引进了Extended-Langmuir和Modified-Langmuir等温吸附模型对Pb-Cd二元竞争体系进行拟合。

（1）Extended-Langmuir 模型[22]：

式中，q,i为二元体系中重金属（此处代表Pb和Cd）平衡时的吸附容量，mg/g；max,i为二元体系中重金属的饱和吸附容量，mg/g；K,i,K,j为Langmuir方程的等温吸附常数，L/mg。C,i，C,j表示重金属，的出水浓度，mg/L。

（2）Modified-Langmuir模型[22]：

式中q,i为重金属在吸附平衡时的吸附容量，mg/g；q,i表示Modified-Langmuir拟合出的重金属的最大吸附容量，mg/g；K,i表示重金属的Langmuir等温吸附常数，L/mg；K,j多元体系里面的各种重金属的Langmuir等温吸附常数，L/mg；η,η表示各个重金属之间的交互影响因子。

为了便于分析吸附剂对污染物质在单组分和多元组分中的吸附能力，引入吸附容量比R,i的概念[23]。

2 结果与讨论

2.1 WHBC表征

WHBC的Zeta电位如图1所示，WHBC的零点电荷点pHpzc为2.68，表明当pH高于2.68时，WHBC的表面带负电荷，能够与重金属离子所带的正电荷之间产生强烈的静电吸引作用，从而增强了吸附剂的吸附效果。实验测得WHBC的pH值为9.38，属于强碱性物质，这与王棋等[15]以玉米秸秆为原材料制备得到的生物炭pH相近。

图1 WHBC的Zeta电位

WHBC与水葫芦原料的比表面积、总孔体积和平均孔径如表1所示。由表1可以看出，水葫芦原料的比表面积为0.216m2/g，而WHBC的比表面积为9.595m2/g，是原料的44倍，表明热解使得生物炭的比表面积增大。一般来说，吸附材料的活性随着比表面积的增大而增大，从而提高吸附性能。而且较高的比表面积也为吸附材料提供了更多的吸附位点，并且能促进吸附质在孔隙间的扩散，从而进一步增强其吸附能力[24]。从表中可以看出，WHBC的孔径为14.505nm，根据IUPAC规定，直径<2nm的为微孔结构，直径在2～50nm范围内的为中孔结构，直径>50nm为大孔结构根据规定，WHBC属于中孔材料。研究表明，吸附材料在发生吸附反应时，起主要作用的为中孔[24]，因此，WHBC适合作为吸附材料。

表1 WHBC的比表面积和孔结构参数

水葫芦富含纤维素、半纤维素、木质素等，高温裂解后会产生有机官能团如—COOH，C＝O，—OH，—CHO等。采用傅里叶红外光谱仪对水葫芦和WHBC进行表面官能团分析，谱图如图2所示。WHBC的峰型与原料有很多相似，都在3419cm-1（—OH），2369cm-1（C≡C），1645cm-1（—COO），1089cm-1（—CO），832cm-1（—CH）处呈现吸收峰。但炭化后的WHBC中这些吸收峰的强度均呈减弱状态，表明生物炭表面的官能团与炭化温度密切相关。随着这些官能团在吸附重金属离子过程中能与重金属离子发生络合作用，从而达到去除重金属离子的目的[25]。WHBC在2800, 2900cm-1附近的伸缩振动峰有缺失，说明经过炭化后，烷烃基团缺失，甲基—CH3和亚甲基—CH2逐渐消失，生物炭芳香性增强，芳香化结构有利于增强生物炭的稳定性。此外WHBC在874cm-1处的吸收峰为芳环C—H弯曲振动，同时WHBC在1642～1517cm-1处出现芳烃骨架芳环C＝C伸缩振动强峰[26]。此外，原料中在3460cm-1处的伸缩振动峰在WHBC中转移到3420cm-1处，且强度降低，表明脂肪族基团发生了热分解和脱水[27]。

图2 WHBC的红外光谱图

图3(a)和(b)分别给出了在同等放大倍数下的水葫芦和WHBC的电镜扫描图。从图3中可以看出，水葫芦表面有较多的细小颗粒，但未发现明显的孔隙结构，总体较光滑，不利于重金属离子的附着。相比较于原材料，WHBC表面粗糙，有利于重金属离子的附着。且WHBC表面出现了较多的层状堆叠，片层较薄，据报道，这可能是由于芳香性核保护下的脂肪族烃基与脂基C＝O官能团因热解发生破坏而导致，这些片层状结构大小不一，形成了较多的孔穴，使得WHBC的比表面积在一定程度上比原材料的比表面积大，这与比表面积的测定结果一致。因此在发生吸附反应时，能够给重金属离子提供更多的吸附点位，提高其吸附能力。水葫芦在经过高温后，其富含的纤维素、半纤维素以及木质素发生了裂解，其链状结构被破坏，从而导致WHBC表面比较粗糙，在对重金属离子进行吸附时，易于抓捕，从而在一定程度上增强了WHBC对重金属离子的吸附能力。

图3 WHBC和水葫芦的SEM图(a)水葫芦；(b)WHBC

2.2 WHBC对单一和二元体系重金属吸附能力结果分析

2.2.1 单一体系吸附等温结果分析

WHBC对单一体系中Pb和Cd的等温吸附结果如图4所示，Langmuir和Freundlich 等温模型拟合参数见表2。从图中可以看出，Langmuir模型对Pb2+和Cd2+的等温线与实测值很接近，说明其拟合的可信度较高。当Pb2+和Cd2+初始浓度较低时，吸附容量均随着浓度的增加快速增大，而当出水浓度增加到300mg/L时，吸附容量增加速度减慢。对于Pb2+，当继续增加初始浓度至600mg/L时，WHBC对Pb2+的吸附基本达到饱和。对于Cd2+，当初始浓度为800mg/L时，吸附基本达到平衡。从表2中可知，Langmuir模型对WHBC吸附Pb和Cd的相关系数2均大于0.95，拟合效果优于Freundlich。

图4 WHBC对单一体系中Pb2+和Cd2+的吸附等温线及其拟合曲线

由Langmuir模型拟合得到的WHBC对Pb和Cd的理论最大吸附容量Q分别为195.24mg/g和142.59 mg/g，同时从Freundlich模型拟合结果显示，值均大于1，说明WHBC适合用于吸附水体中Pb2+和Cd2+，且WHBC对Pb2+的吸附能力优于Cd2+。

表2 WHBC对单一体系中Pb和Cd 的等温吸附模型拟合参数

2.2.2 竞争吸附性能

WHBC对Pb2+和Cd2+在Pb-Cd二元体系中的吸附效果与单组分体系中的吸附效果比较分别如图5(a)和(b)所示。从图5(a)中可以看出，对于Pb2+，当初始浓度低于200mg/L时，与单组分体系中的吸附结果差距不大，仅有较小幅度的降低；而当初始浓度为200mg/L时，竞争体系中的吸附效果开始出现降低的现象，低于单组分体系；继续增加初始浓度，Pb-Cd体系中的Pb2+吸附效果明显低于单组分体系中的Pb2+。对于Cd2+，当初始浓度低于200mg/L时，WHBC对Cd2+在Pb-Cd 体系和单一体系中的吸附效果相差不大；而当初始浓度为200mg/L时，单组分体系中的Cd2+吸附效果开始出现比二元复合体系中的吸附效果好的现象；继续增大初始浓度，竞争体系中WHBC对Cd2+吸附能力也低于单一体系中。

图5 WHBC对Pb-Cd二元体系中Pb2+和Cd2+的等温吸附线

采用传统的Langmuir 和Freundlich 等温方程对Pb-Cd 体系中的Pb2+和Cd2+的吸附结果进行拟合，拟合得到的等温方程曲线图见图5(a)和(b)，拟合得到的回归参数见表3。从等温方程曲线可进一步说明，WHBC对Pb-Cd体系中Pb2+和Cd2+的吸附效果与单组分中的吸附效果差距很大，传统的Langmuir 方程拟合得到的Pb-Cd 体系中Pb2+和Cd2+的最大吸附容量分别为131.14mg/g, 105.65mg/g，对于Pb2+，Pb-Cd二元复合体系中的最大吸附容量比单组分条件下的最大吸附容量小很多。Extended-Langmuir 和Modified-Langmuir对二元竞争体系的参数拟合结果见表4，由表4可知，Extended-Langmuir模型和Modified-Langmuir模型对Pb2+吸附结果拟合得到的参数与传统的Langmuir 模型不同，分析得出：Cd2+的存在对Pb2+的吸附有一定的影响，其中的吸附常数K,Cd和K,Cd分别为0.0070和0.0037，交互影响因子η=0.5315，均不为0，表明Cd2+的存在影响着WHBC对Pb2+的吸附。对于Cd2+，Extended-Langmuir 和Modified-Langmuir 对Cd2+吸附结果拟合得到的参数与传统的Langmuir 等模型拟合得到的数据相近，其中K,Pb和K,Pb均为0，表明Pb2+的存在，从重金属离子本身来看，不影响WHBC对Cd2+的吸附效果。

表3 WHBC对Pb-Cd二元体系中Pb2+、Cd2+等温吸模型拟合参数

表4 Extended和Modified Langmuir模型拟合参数

采用吸附容量比R,i来进一步说明WHBC对Pb-Cd二元竞争体系中Pb2+和Cd2+的竞争吸附关系。当Pb2+初始浓度小于100mg/L时，R,Pb值接近1，表明在低浓度条件下，Cd2+对Pb2+的吸附基本无影响；而当初始浓度上升至800和1000mg/L时，R,Pb分别为0.6723和0.6719，均＜1，说明在高浓度条件下，体系中的Cd2+对Pb2+的吸附有很大的抑制作用。对于Cd2+，在初始浓度为10mg/L时，R,Cd接近1，此时Pb2+的存在对Cd2+的吸附影响很小；而当初始浓度增加至200mg/L时，R,Cd=0.8759<1，表明在200mg/L时，体系中的Pb2+对WHBC吸附Cd2+有一定的抑制作用；继续增大初始浓度至800和1000mg/L，R,Cd分别为0.7469和0.7645，均小于1，说明在高浓度条件下，Pb2+对WHBC吸附Cd2+仍然具有抑制作用。从两种重金属的吸附容量比R,i来看，在Pb-Cd二元竞争体系中，Cd2+对WHBC吸附Pb2+的抑制作用强于Pb2+对Cd2+的抑制作用。虽然在二元体系中，Cd2+对Pb2+的抑制作用强于Pb2+对Cd2+，但总体来说，WHBC在二元体系对Pb2+的吸附能力仍然优于Cd2+，这与之前的一些研究结果一致[15,23]。

2.3 选择吸附机理研究

通过对Pb-Cd二元体系吸附结果的研究，结合对WHBC的性能表征，分析讨论WHBC对Pb2+和Cd2+竞争吸附的机理。

通过对WHBC的酸碱性进行测定，测得pH结果为9.38，强碱性，这无疑为重金属离子提供了很好的碱性环境，产生重金属氢氧化物沉淀，从而促进了WHBC对重金属离子的吸附。研究证明，Pb2+和Cd2+产生氢氧化物沉淀的pH分别为5.0和9.0，从产生沉淀的pH来看，WHBC对Pb2+的吸附能力优于Cd2+。根据Zeta电位得出WHBC的pHpzc=2.68，表示当pH＞2.68时，WHBC表面带负电荷，而重金属离子带正电荷，在进行吸附反应时，重金属离子会与WHBC表面的负电荷产生强烈的静电吸引作用，重金属离子被吸附到WHBC的表面，从而达到吸附去除的目的。

对于相同价态的阳离子，决定离子交换作用强弱的主要因素是重金属离子的水合离子半径和离子的水化热。研究结果表明，水合离子半径和水化热都越小，越容易发生离子交换作用。资料显示，Pb2+和Cd2+的水合离子半径大小分别为0.401nm和0.426nm[14]，水化热分别为1500kJ/mol和1826kJ/mol，根据水合离子半径判断出2种重金属离子的亲和性顺序为Pb2+>Cd2+，根据水化热判断出2种重金属离子的亲和能力顺序为Pb2+>Cd2+，因此在离子交换作用机理方面，WHBC对Pb2+和Cd2+的吸附能力依然是对Pb2+的吸附能力强于Cd2+。

水葫芦植株富含丰富的纤维素、半纤维素和木质素，通过红外光谱(FTIR)对WHBC的表面官能团进行分析测定，官能团峰值显示WHBC含有Si—O—Si基团、N—H（含氮化合物）、C＝C、C＝O、P—H、—CH和—OH这些基团，而重金属能与上述基团发生络合作用，生成重金属络合物，从而达到去除重金属的目的。研究表明，Pb2+易与羧基、硫基和磷酸酯类官能团发生反应，Cd2+易与羰基、C—O发生反应[29-30]，而WHBC富含羧基、羟基、氨基等官能团，易与重金属离子发生络合作用。

3 结论

本研究以水葫芦为原材料，制备得到WHBC，研究探讨了WHBC对Pb2+和Cd2+的选择吸附性能。结果显示，在二元竞争体系中，WHBC对Pb2+和Cd2+的吸附能力有很大程度的降低，两种重金属离子之间存在竞争，根据Extended-Langmuir和Modified-Langmuir模型拟合得出，Cd2+对Pb2+的抑制作用强于Pb2+对Cd2+的抑制作用，结合吸附容量比R,i，进一步证明了这个结论。虽然二元体系中，Cd对Pb的抑制作用强于Pb对Cd，但WHBC对Pb的吸附容量仍然优于Cd，Langmuir模型拟合得到二元体系中WHBC对Pb和Cd的最大理论吸附容量分别为135.15, 105.65mg/g。结合重金属离子特性和生物炭性能，验证了WHBC对Pb2+选择吸附性能优于Cd2+。

[1] 任春燕，郭堤，刘翔宇，等. 猕猴桃木生物质炭对溶液中Cd2+、Pb2+的吸附及应用研究[J]. 农业环境科学学报，2019, 38(8): 1982-1990.

[2] WANG L, WANGY J, MA F, et al. Mechanisms and reutilization of modified biochar used for removal of heavy metals from wastewater: A review [J]. Science of the Total Environment, 2019, 668, 1298-1309.

[3] 戴静怡，王贵胤，王新月，等. 改性梨树枝吸附废水中Pb2+和Cd2+研究[J]. 环境科学与技术，2020, 43(3): 131-139.

[4] HUANG Y X, KELLER A A. EDTA functionalized magnetic nanoparticle sorbents for cadmium and lead contaminated water treatment [J]. Water Research, 2015, 80: 159-168.

[5] HU H M, ZHANG Q W, YUAN W Y, et al. Efficient Pb removal through the formations of (basic) carbonate precipitates from different sources during wet stirred ball milling with CaCO3[J]. Science of the Total Environment, 2019, 664: 53-59.

[6] LI Y, ABEDALWAFAM A, NI C F, et al. Removal and direct visual monitoring of Lead (II) using amino acids functionalized polyacrylonitrile nanofibrous membranes [J]. Reactive and Functional Polymers, 2019, 138: 18-28.

[7] WANG Q M, LI J S, POON C S. Using incinerated sewage sludge ash as a high-performance adsorbent for lead removal from aqueous solutions: Performances and mechanisms [J]. Chemosphere, 2019, 226: 587-596.

[8] 杨岚清，张世熔，彭雅茜，等. 4种农业废弃物对废水中Cd2+和Pb2+的吸附特征[J]. 生态与农村环境学报，2020, 36(11): 1468-1476.

[9] 邱钰茵，王娜娜，肖唐付. 茶叶残渣改性制备海绵状吸附材料及其对Pb(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附性能[J]. 环境化学，2020, 39(11): 3180-3189.

[10] WU D, WANG Y G, LI Y, et al. Phosphorylated chitosan/CoFe2O4composite for the efficient removal of Pb(II) and Cd(II) from aqueous solution: Adsorption performance and mechanism studies[J]. Journal of Molecular Liquids, 2019, 277: 181-188.

[11] 李美萍，董程，王微，等. 辣木籽壳生物炭对溶液中Cu2+的吸附性能研究[J]. 中国农学通报，2020, 36(34): 84-89.

[12] 翟付杰，张超，宋刚福，等. 木棉生物炭对水体中Cr(Ⅵ)的吸附特性和机制研究[J]. 环境科学学报，2021, 41(5): 1891-1900.

[13] 王晓霞，杨涛，肖璐睿，等. 稻草秸秆生物质炭对重金属Cd2+的吸附性能研究[J]. 环境科学学报，2021, 41(7): 2691-2699.

[14] 赵民，王森，李悦，等. 新型钛酸钠填料对Cu2+、Pb2+、Zn2+和Cd2+的竞争吸附研究[J]. 环境科学学报，2019, 39(2): 390-398.

[15] 王棋，王斌伟，谈广才，等. 生物炭对Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的单一及竞争吸附研究[J]. 北京大学学报（自然科学版），2017, 53(06): 1122-1132.

[16] 汪存石，何敏霞，周峰，等. 胺硫改性生物炭对水溶液中不同重金属离子的吸附特性及吸附稳定性[J]. 环境科学，2021, 42(2): 874-882.

[17] GAURAV G K, MEHMOOD T, CHENG L, et al. Water hyacinth as a biomass: A review [J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 277: 122-214.

[18] 张志勇，严少华，徐寸发，等. 水葫芦修复污染水体的功能及其在工程应用中所面临的挑战[J]. 生态环境学报，2020, 26(9): 1612-1618.

[19] LI F H, HE X, SRISHTI A, et al. Water hyacinth for energy and environmental applications: A review[J]. Bioresource Technology, 2021, 327: 124809.

[20] LI F, HE X, SHOEMAKER C A, et al. Experimental and numerical study of biomass catalytic pyrolysis using Ni2P-loaded zeolite: product distribution, characterization and overall benefit[J]. Energy Conversion and Management, 2020, 208: 112581.

[21] ZHOU R J, ZHANG M, LI J Y, et al. Optimization of preparation conditions for biochar derived from water hyacinth by using response surface methodology(RSM) and its application in Pb2+removal [J].Journal of Environmental Chemical Engineering, 2020, 8: 104198.

[22] ORTEGA E P, RAMOSR L, CANO J V F. Binary adsorption of heavy metals from aqueous solution onto natural clays[J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 225: 535-546.

[23] 邓久华. 氧化石墨烯纳米材料静态和动态吸附去除水体中有机染料/重金属单一和复合污染的研究[D]. 长沙：湖南大学， 2017.

[24] 张晓雪，王欣. 磷酸活化沙柳制备活性炭工艺[J]. 林业工程学报，2016, 1(3): 56-62.

[25] YANG X D, WAN Y S, ZHENGY L, et al. Surface functional groups of carbon-based adsorbents ad their roles in the removal of heavy metals from aqueous solutions: A critical review [J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 366: 608-621.

[26] 高凯芳，简敏菲，余厚平，等．裂解温度对稻秆与稻壳制备生物炭表面官能团的影响[J]. 环境化学，2016, 35(8): 1663-1669.

[27] JIN Y, ZHANG M, JIN Z H, et al. Characterization of biochars derived from various spent mushroom substrates and evaluation of their adsorption performance of Cu(II) ions from aqueous solution[J]. Environmental Research, 2021, 196: 110323.

[28] 李瑞月，陈德，李恋卿，等. 不同作物秸秆生物炭对溶液中Pb2+、Cd2+的吸附[J]. 农业环境科学学报，2015, 34(5): 1001-1008.

[29] 魏亮亮，王胜，薛茂，等. 城镇污泥胞外聚合物对重金属吸附特征及机制[J]. 哈尔滨工业大学学报，2018, 50(8): 188-198.

[30] 韦岩松，李秀玲，梁小满，等. SDBS改性桑杆吸附剂对Cd2+的吸附机制试验研究[J]. 湿法冶金，2019, 38(3): 202-207.

Competitive adsorption of lead and cadmium from aqueous solution on biochar derived from water hyacinth

ZHOU Run-juan，ZHANG Ming

(School of Architecture and Civil Engineering, Anhui Polytechnic University, Anhui Wuhu 241000, China)

In this work, the competitive adsorption properties of water hyacinth biochar (WHBC) for Pb2+and Cd2+in water were studied. The traditional Langmuir and Freundlich isotherm models were used to fit the adsorption results in a single system and a binary competitive adsorption system. The results show that the Langmuir model has a good fit for Pb2+and Cd2+. The maximum theoretical adsorption capacities (Q) of Pb2+and Cd2+by WHBC in single system are 195.24 and 142.59 mg/g, respectively, while theQof Pb2+and Cd2+by WHBC in Pb-Cd binary system are reduced to 131.24 and 105.65 mg/g,and it indicated that the adsorption capacity of WHBC for the two heavy metal ions decreased in the competitive system. The Extended-Langmuir and Modified-Langmuir models were introduced to fit the experimental results of the competitive adsorption, and the interaction between heavy metal ions in the competitive adsorption system was analyzed based on the horizontal adsorption capacity ratioR,i. The results show that Pb2+and Cd2+have antagonistic effects in the binary system, and the inhibition of Cd2+on Pb2+is stronger than that of Pb2+on Cd2+.

competitive adsorption；Pb2+；Cd2+；binary system；water hyacinth biochar

2021-10-28

安徽省自然科学基金面上项目（2008085ME159）；安徽工程大学校级重点科研项目（Xjky2020169）

周润娟（1984-），女，安徽安庆人，讲师，博士，主要从事环境污染综合治理研究，rjzhou@126.com。

X703;X712

A

1007-984X(2022)03-0084-07