不同生物質(zhì)來源生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附特性

林　寧，張　晗，賈珍珍，黃仁龍，舒月紅（華南師范大學(xué)化學(xué)與環(huán)境學(xué)院，廣州510006）

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不同生物質(zhì)來源生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附特性

林寧，張晗，賈珍珍，黃仁龍，舒月紅*
（華南師范大學(xué)化學(xué)與環(huán)境學(xué)院，廣州510006）

摘要：以水稻秸稈、小麥秸稈、荔枝樹枝為原料，在300、400、500、600℃下制備生物炭，并表征其理化性質(zhì)，考察熱解溫度、初始pH、礦物組分等因素對生物炭吸附Pb（Ⅱ）的影響。結(jié)果表明，不同熱解溫度對水稻和小麥秸稈炭吸附Pb（Ⅱ）的影響很小，而荔枝樹枝生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附量隨熱解溫度升高而顯著增大。在pH3.0～6.0的范圍內(nèi)，三種生物炭對溶液中Pb（Ⅱ）的吸附量呈上升趨勢；在25℃時，三種生物炭的等溫吸附曲線符合Freundlich吸附模型，荔枝樹枝生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附效果最佳。三種生物炭吸附Pb（Ⅱ）的主導(dǎo)機(jī)制可能是其與礦物組分的共沉淀作用，而荔枝樹枝生物炭還可能存在Pb（Ⅱ）與-OH、-COOH之間的離子交換作用，C=C鍵中的π電子在吸附過程中也有一定的貢獻(xiàn)。

關(guān)鍵詞：秸稈；荔枝樹枝；生物炭；Pb（Ⅱ）；吸附

林寧，張晗，賈珍珍,等.不同生物質(zhì)來源生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附特性［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2016, 35（5）：992-998.

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生物炭（Biochar）是由生物質(zhì)（如農(nóng)林廢棄物、動物糞便和污泥等）在完全或部分缺氧情況下經(jīng)熱解產(chǎn)生的高度芳構(gòu)化的碳質(zhì)材料［1-2］。近年來，生物炭主要用于固碳、提升土壤肥力和農(nóng)作物增產(chǎn)，同時由于其具有較高的pH、較大的孔隙度以及豐富的含氧官能團(tuán)［3］，對水、土壤或沉積物中重金屬亦有較好的吸附固定作用［4］。因此，生物炭作為一類新型環(huán)境功能材料引起廣泛關(guān)注。

我國鉛污染已嚴(yán)重危害到農(nóng)業(yè)生產(chǎn)及人體健康，據(jù)不完全統(tǒng)計，我國向環(huán)境中排放鉛的量高達(dá)3.5萬t·a-1［5］。目前已有不少學(xué)者利用秸稈作為原料制備生物炭，研究其對Pb（Ⅱ）的吸附行為，然而關(guān)于秸稈生物炭對Pb（Ⅱ）的具體吸附機(jī)理尚不明確。例如：李瑞月等［6］認(rèn)為，小麥和水稻秸稈熱解過程中產(chǎn)生大量碳酸鹽、磷酸鹽等無機(jī)礦物組分對Pb（Ⅱ）的吸附起了重要的作用；安增莉等［7］的研究指出，水稻秸稈主要通過表面含氧官能團(tuán)的絡(luò)合作用去除溶液中Pb（Ⅱ）。除此之外，由于不同原料制備的生物質(zhì)炭的孔隙結(jié)構(gòu)、CEC、表面官能團(tuán)等理化特性存在一定的差異，進(jìn)而可能影響對Pb（Ⅱ）的吸附能力和機(jī)制。如動物糞便制備的生物炭比表面積較低（＜6 m2·g-1），但其灰分含量高，含有大量的磷酸鹽和碳酸鹽［8］，其吸附機(jī)制主要為溶液中重金屬離子與灰分中的可溶性鹽組分形成了沉淀。竹炭、果殼炭、木屑炭等生物炭具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)、較高的比表面積（200～400 m2·g-1），同時含有多種含氧官能團(tuán)，但其灰分低、陽離子交換量也較低［9］，其吸附性能可能與孔結(jié)構(gòu)和表面化學(xué)結(jié)構(gòu)相關(guān)［10］。目前，關(guān)于木質(zhì)類生物炭的結(jié)構(gòu)及其對Pb（Ⅱ）吸附特性的研究仍較少。

我國是一個農(nóng)業(yè)大國，水稻、小麥等秸稈每年總產(chǎn)量達(dá)7.3×108t［11］，而這些生物質(zhì)資源的利用率很低，目前僅為33%，其中大部分被作為廢棄物焚燒掉，不僅造成了自然資源的浪費(fèi)，而且加劇了人類生存環(huán)境污染。荔枝作為我國的原產(chǎn)水果，主要分布在華南地區(qū)，種植總面積約60萬hm2，每年修剪下來的果木殘枝量約6.5×105t［12］。本文選擇水稻秸稈、小麥秸稈、荔枝樹枝三種生物質(zhì)作為原料，研究了不同熱解溫度、不同pH值條件下生物炭對重金屬Pb（Ⅱ）的吸附特性，并比較木質(zhì)類生物炭與秸稈類生物炭之間理化性質(zhì)的差異及其對Pb（Ⅱ）可能存在的不同吸附機(jī)制，以期為生物質(zhì)的資源化利用以及重金屬污染土壤的修復(fù)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1　材料與方法

1.1生物炭制備

水稻秸稈、荔枝樹枝取自廣東省潮州市，小麥秸稈取自安徽省六安市。生物炭的制備采用限氧裂解法［13］，于300、400、500、600℃在氣氛保護(hù)箱式電爐（QSXL-1016，杭州卓馳）中炭化2 h，整個熱解過程持續(xù)通入100 mL·min-1的N2，冷卻至室溫后取出，研磨過100目篩，儲存于干燥器中備用。由水稻秸稈、荔枝樹枝、小麥秸稈于不同熱解溫度制備得到的生物炭分別記為RSBX、LCBX、WHBX（X為熱解溫度）。

稱取一定量生物炭（RSB600、LCB600、WHB600）于塑料離心管中，以10 mL酸：1 g生物炭的比例加入1 mol·L-1鹽酸于室溫下振蕩30 min，離心棄去上清液，重復(fù)3次；再用1 mol·L-1鹽酸與1 mol·L-1氫氟酸的混合酸液以同樣的方法處理3次。最后用去離子水反復(fù)清洗生物炭至濾液呈中性，于60℃烘箱過夜烘干，得到脫表面礦物的生物炭材料，記為RSB600-DA、LCB600-DA及WHB600-DA（其中DA表示去灰分de-ashed）。

1.2生物炭表征

生物炭的產(chǎn)率為制備前后的質(zhì)量比，灰分由灼燒法測定得到，CEC的測定采用氯化鋇-硫酸強(qiáng)制交換法［14］。生物炭pH值用pH計測定，炭水比為1：15（W/ V）［15］，零電荷點(diǎn)（PZC）采用質(zhì)量滴定法測定［16-17］。

利用元素分析儀（MicroCube，德國Elementar）測定生物炭中C、H、N和O元素的含量。采用比表面及孔徑分析儀（ASAP 2020，美國Micromeritics Instrument）對生物炭的比表面積及孔徑進(jìn)行測定。生物炭樣品與光譜純KBr充分研磨混合并壓片后，于傅里葉變換紅外光譜（FTIR）儀（EQUINOX55，德國Bruker）上分析測定，掃描區(qū)域?yàn)?000～500 cm-1。采用X射線粉末衍射儀（D8-ADVANCE，日本BRUKERAXS）分析生物炭的礦物組分。

1.3批量吸附實(shí)驗(yàn)

吸附實(shí)驗(yàn)在（25±0.5）℃避光、250 r·min-1水平振蕩條件下進(jìn)行。Pb（Ⅱ）溶液由硝酸鉛（優(yōu)級純）與超純水配制而成，以0.01 mol·L-1的NaNO3為背景液。吸附劑添加量為0.08 g樣品/40 mL硝酸鉛溶液，溶液pH用0.01 mol·L-1HNO3和NaOH溶液調(diào)節(jié)。

熱解溫度對吸附的影響：稱取一定量300、400、500、600℃下制備的生物炭樣品于50 mL離心管中，加入一定Pb（Ⅱ）溶液，平衡吸附24 h［預(yù)實(shí)驗(yàn)表明，24 h內(nèi)，Pb（Ⅱ）在不同生物炭上的吸附已完全達(dá)到吸附平衡，以下吸附實(shí)驗(yàn)均選擇24 h作為平衡時間］。溶液初始pH值為5.5，懸液經(jīng)離心過濾，用火焰原子吸收光譜儀（AAS986，北京普析）測定濾液中Pb（Ⅱ）濃度。

pH值對吸附的影響：在25℃，Pb（Ⅱ）初始濃度為200 mg·L-1，調(diào)節(jié)溶液pH為3.0、3.5、4.0、4.5、5.0、5.5、6.0，平衡吸附24h后，測定溶液中Pb（Ⅱ）的剩余濃度。

等溫吸附實(shí)驗(yàn)：根據(jù)熱解溫度的影響實(shí)驗(yàn)結(jié)果，選取吸附容量較大的RSB600、LCB600、WHB600三種生物炭，配制濃度為100、200、300、400、500、600、700、800、900、1000 mg·L-1的Pb（Ⅱ）溶液，溶液pH值為5.5，研究其在不同Pb（Ⅱ）濃度下對Pb（Ⅱ）的吸附特性。平衡吸附24 h后測定，計算出25℃下生物炭對Pb（Ⅱ）的平衡吸附量Qe（mg·g-1）。

吸附等溫線分別用Langmuir模型（1）和Freundlich模型（2）擬合，公式如下：

式中：Ce為平衡濃度，mg·L-1；Qe和Qm分別為平衡吸附量和最大吸附量，mg·g-1；KL（mg·L-1）和KF［（mg·g-1）· （mg·L-1）-n］分別是Langmuir和Freundlich模型參數(shù)；n 為Freundlich常數(shù)。

礦物組分對吸附的影響：選用RSB600、LCB600、WHB600及RSB600-DA、LCB600-DA、WHB600-DA六個樣品。Pb（Ⅱ）初始濃度為200 mg·L-1，溶液初始pH5.5，恒溫振蕩24 h后過濾，測定溶液中Pb（Ⅱ）的剩余濃度，對比其吸附Pb（Ⅱ）的能力差異。

2　結(jié)果與討論

2.1生物炭性質(zhì)表征

生物炭產(chǎn)率、灰分、pH、PZC、CEC及比表面積列于表1。產(chǎn)率大小依次為LCB600＞RSB600＞W(wǎng)HB600，表明木質(zhì)類生物炭的產(chǎn)率高于秸稈類生物炭。這與Demirbas［18］的研究結(jié)果類似，他發(fā)現(xiàn)橄欖核生物炭的產(chǎn)率高于玉米棒和茶渣生物炭，主要原因在于橄欖核中木質(zhì)素含量較高。比表面積的大小為LCB600＞W(wǎng)HB600＞RSB600。這是由于荔枝樹枝含有較多的木質(zhì)素，孔隙結(jié)構(gòu)細(xì)膩多為毛細(xì)孔，經(jīng)高溫?zé)扑玫纳锾咳员Ａ粼胁糠治⒖?；而秸稈類生物質(zhì)富含纖維素，自身含有大量的孔隙且孔壁薄弱，高溫下容易坍塌成中孔及大孔，導(dǎo)致比表面積變小。

通常情況下，灰分與pH、CEC呈正相關(guān)［19］。從表1可看出，灰分、pH、CEC的大小均為RSB600＞W(wǎng)HB600＞LCB600。生物炭中的灰分主要以Na、K、Mg、Ca等礦物元素的氧化物或碳酸鹽形式存在。RSB600、LCB600 和WHB600的表面礦物組分通過XRD譜圖（圖1）顯示，三種生物炭中除了大量SiO2出現(xiàn)外，LCB600表面還有CaCO3，而RSB600、WHB600表面則出現(xiàn)了Ca2（P2O7）。這可能與其原料有關(guān)，秸稈中P元素含量普遍高于樹木中的P含量［20］。生物炭上的大量無機(jī)礦物組分是其呈堿性的主要原因，同時能與重金屬發(fā)生共沉淀。

表1　生物炭的理化性質(zhì)Table 1 Selected physical and chemical properties of biochars

圖1　LCB600、RSB600、WHB600吸附Pb（Ⅱ）前后的XRD圖Figure 1 XRD spectra of LCB600，RSB600，WHB600 before and after Pb（Ⅱ）adsorption

生物炭的表面官能團(tuán)種類顯示于FTIR光譜圖（圖2）中。與波數(shù)3388、1566、875 cm-1處所對應(yīng)的羥基（-OH）、芳香性C=C、C-H基團(tuán)，三種生物炭中均存在。1690 cm-1處為羧基（-COOH）或酮類中的C=O伸縮振動，只明顯出現(xiàn)在LCB600中，WHB600只出現(xiàn)一個弱峰，而RSB600沒有出現(xiàn)相應(yīng)峰。LCB600在 1204、1394 cm-1處出現(xiàn)的吸收峰代表酚羥基和羧基中C-O鍵的形成［21］。1017、1054 cm-1處的吸收峰為專屬纖維素中的C-O-C鍵［22］，出現(xiàn)在RSB600、WHB600表面。789 cm-1處的吸收峰對應(yīng)的是無機(jī)官能團(tuán)Si-OSi的振動吸收?？傮w上看，荔枝樹枝生物炭生成的表面官能團(tuán)種類較多，其中以羥基、羧基等含氧基團(tuán)為主，為吸附Pb（Ⅱ）提供了更多的活性位點(diǎn)。

PZC為表征生物炭表面酸堿性的一個重要參數(shù)，其大小與生物炭表面酸性官能團(tuán)特別是羥基有著密切的關(guān)系。對比圖2中-OH鍵對應(yīng)的峰強(qiáng)，秸稈類生物炭的峰較為清晰。羥基基團(tuán)在溶液中易于解離出質(zhì)子，使得秸稈類生物炭的PZC低于荔枝樹枝生物炭（與表1對應(yīng)）。

圖2　LCB600、RSB600、WHB600吸附Pb（Ⅱ）前后的傅里葉紅外光譜圖Figure 2 FTIR spectra of LCB600，RSB600，and WHB600 before and after Pb（Ⅱ）adsorption

2.2熱解溫度對生物炭吸附Pb（Ⅱ）的影響

熱解溫度對生物炭吸附Pb（Ⅱ）的影響如圖3所示，Pb（Ⅱ）溶液初始濃度為200 mg·L-1，熱解溫度為300、400、500、600℃。隨著熱解溫度的提高，水稻秸稈與小麥秸稈生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附效果變化很小，吸附容量均大于100 mg·g-1；而荔枝樹枝生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附量呈明顯上升趨勢，600℃時達(dá)最大吸附值。這與戴靜等［23］的研究結(jié)果一致，他們發(fā)現(xiàn)水稻秸稈生物炭在300～700℃范圍內(nèi)對Pb（Ⅱ）的去除率幾乎沒有變化（97%以上），而木屑生物炭對Pb（Ⅱ）的去除率隨溫度升高而增大。

生物質(zhì)在熱解過程中C含量不斷增加，而O、H和N含量逐漸降低，表明高溫生物炭的碳化程度更高，具有更大的比表面積。一般情況下，高溫生物炭具有更完備的芳香結(jié)構(gòu)和較少的含氧官能團(tuán)。隨著熱解溫度的升高，生物炭中K、Ca和Mg等無機(jī)元素不斷富集，但溶解性Ca2+、Mg2+和PO4-3含量卻逐漸降低，這是由于無機(jī)元素在高溫生物炭中形成了更穩(wěn)定、更難溶的礦物晶體，如（Ca，Mg）3（PO4）2、Mg2P2O7等［28］。除此之外，高溫生物炭（≥500℃）中更完備的π共軛芳香結(jié)構(gòu)為陽離子-π作用提供了更多的活性位點(diǎn)，這一點(diǎn)對于木質(zhì)類生物質(zhì)來源的生物炭尤其明顯［29］。由圖1、

圖3　熱解溫度對生物炭吸附Pb（Ⅱ）的影響Figure 3 Effect of pyrolysis temperature on Pb（Ⅱ）adsorption by biochars

2.3初始pH值對吸附Pb（Ⅱ）的影響

溶液pH是影響重金屬離子吸附的重要因素之一。當(dāng)pH＞6時，溶液中Pb（Ⅱ）會與OH-產(chǎn)生沉淀，故本實(shí)驗(yàn)不予考慮。pH對生物炭吸附Pb（Ⅱ）的影響如Pb（OH）+逐漸增加（pH＜8）。溶液中加入生物炭后，生物炭表面的吸附位點(diǎn)會與Pb（Ⅱ）迅速發(fā)生反應(yīng)。當(dāng)pH＞5時，部分鉛離子可能轉(zhuǎn)化為Pb（OH）+形態(tài)，而當(dāng)pH到達(dá)6.0時，溶液中OH-增加，可能與Pb（Ⅱ）生成氫氧化物絡(luò)合物，從而減小金屬離子的自由度，降低生物炭對其吸附的效果。

圖4　初始pH值對生物炭吸附Pb（Ⅱ）的影響Figure 4 Effect of initial pH on Pb（Ⅱ）adsorption by biochars

2.4等溫吸附曲線

用Freundlich模型擬合三種生物炭在25℃下對Pb（Ⅱ）的吸附等溫線（圖5），各參數(shù)擬合結(jié)果見表2。

Langmuir模型是假設(shè)所有的吸附點(diǎn)對吸附質(zhì)具有相同的親和力，且一個吸附點(diǎn)上的吸附不會影響鄰近點(diǎn)吸附的理想單分子層吸附模型［25］。Freundlich模型適用于非均一表面條件下的吸附，在高濃度時吸附量會持續(xù)增加。比較兩種模型擬合的線性相關(guān)系數(shù)R2可知，F(xiàn)reundlich模型能更好地描述3種生物炭的等溫吸附行為，即RSB600、WHB600、LCB600的吸附位點(diǎn)呈現(xiàn)出異質(zhì)性，可能存在表面有機(jī)官能團(tuán)的專性吸附或絡(luò)合作用。參數(shù)KF為Freundlich模型中與吸附容量和吸附強(qiáng)度有關(guān)的常數(shù)，KF越大則吸附能力越強(qiáng)。3種生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附能力大小依次為LCB600＞W(wǎng)HB600＞RSB600。

為討論不同生物炭對Pb（Ⅱ）可能的吸附機(jī)理，利用3種生物炭吸附Pb（Ⅱ）前后的XRD、FTIR對比譜圖進(jìn)行驗(yàn)證，其結(jié)果見圖1和圖2。生物炭對重金屬離子的吸附機(jī)理與礦物組分有著很大的關(guān)系。在生物炭吸附前后的XRD圖譜（圖1）中可以看出，吸附Pb（Ⅱ）之后，LCB600主要形成PbCO3沉淀，而RSB600、WHB600表面主要生成了Pb2O3和Pb3（PO4）2。這表明，Pb（Ⅱ）被這3種生物炭吸附后進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為以上這些新的礦物相。這與Cao等［26］的研究結(jié)果相同，他們比較了動物糞肥在200℃和350℃燒制的生物炭與活性炭對Pb（Ⅱ）的吸附效果，并發(fā)現(xiàn)溶液中85%的Pb（Ⅱ）通過生物炭中的磷酸鹽和碳酸鹽生成新的礦物相。因此，可以推斷與礦物組分的共沉淀作用也是生物炭吸附Pb（Ⅱ）的主導(dǎo)機(jī)制。

為了進(jìn)一步證明這一吸附機(jī)制，將去灰分生物炭（RSB600-DA、LCB600-DA、WHB600-DA）與未處理生物炭（RSB600、LCB600、WHB600）進(jìn)行吸附比較實(shí)驗(yàn)，其結(jié)果見圖6。數(shù)據(jù)顯示去灰分生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附容量為48.5～55.6 mg·g-1，約為未處理生物炭吸附Pb（Ⅱ）容量的43%。進(jìn)一步證明生物炭表面礦物組分在吸附Pb（Ⅱ）過程中起了主導(dǎo)作用。

除了表面礦物組分的作用，生物炭還通過表面官能團(tuán)與Pb（Ⅱ）之間的絡(luò)合沉淀去除Pb（Ⅱ）。FTIR分析結(jié)果顯示，RSB600、WHB600吸附前后譜圖變化不大，LCB600中則有多處譜帶發(fā)生明顯位移或峰強(qiáng)減弱。從圖2可以看出，LCB600在3388 cm-1處發(fā)生了明顯位移，可能是Pb（Ⅱ）與羥基中的H+進(jìn)行離子交換。吸附Pb（Ⅱ）后，代表羧酸中C=O、C-O的1690 cm-1與1204 cm-1處峰強(qiáng)顯著降低，羧基同樣能提供H+，與Pb（Ⅱ）發(fā)生離子交換反應(yīng)，從而降低了溶液中的Pb（Ⅱ）濃度。1566 cm-1處峰強(qiáng)的減弱說明Pb（Ⅱ）可能與共軛芳香結(jié)構(gòu)C=C中的π電子產(chǎn)生陽離子-π作用［27］。因此，荔枝樹枝生物炭對Pb（Ⅱ）具有較強(qiáng)的吸附能力，主要是由于表面官能團(tuán)與Pb（Ⅱ）發(fā)生了專性吸附，參與吸附反應(yīng)的主要官能團(tuán)有-OH、C=O、C-O。

圖5　生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附等溫線Figure 5 Freundlich isotherms of Pb（Ⅱ）adsorption by biochars

圖6　去灰分處理前后生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附差異Figure 6 Difference of Pb（Ⅱ）adsorption by biochars（RSB600，LCB600，WHB600）and de-ashed biochars（RSB600-DA，LCB600-DA，WHB600-DA）

表2　Freundlich和Langmuir方程擬合吸附等溫線的相關(guān)參數(shù)Table 2 Parameters of Freundlich and Langmuir equations for Pb（Ⅱ）adsorption on different biochars

總體來說，生物炭對Pb（Ⅱ）可能的吸附機(jī)制可歸納為3個方面：（1）Pb（Ⅱ）與礦物組分釋放的PO3-4或CO2-3形成沉淀；（2）Pb（Ⅱ）與含氧官能團(tuán)（如羥基和羧基）發(fā)生離子交換；（3）Pb（Ⅱ）與π電子（C=C）間的陽離子-π作用。

3　結(jié)論

600℃制備的三種生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附性能最佳。生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附量隨著pH值的上升而增加，其中LCB600的吸附過程受pH值影響較大；三種生物炭對Pb（Ⅱ）的吸附可用Freundlich等溫方程較好地擬合，LCB600對Pb（Ⅱ）具有較強(qiáng)的吸附性能。RSB600、WHB600主要通過CaCO3、Ca2（P2O7）等礦物組分與Pb（Ⅱ）產(chǎn)生共沉淀作用；LCB600表面含有大量礦物晶體，同時含有多種表面官能團(tuán)如-OH、-COOH、C=C，可能與Pb（Ⅱ）發(fā)生離子交換、表面絡(luò)合等反應(yīng)。

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中圖分類號：X705

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號：1672-2043（2016）05-0992-07

doi:10.11654/jaes.2016.05.025

收稿日期：2015-11-11

基金項(xiàng)目：NSFC-廣東聯(lián)合重點(diǎn)基金項(xiàng)目（U1201234）；國家自然科學(xué)基金（21347003）

作者簡介：林寧（1991—），女，碩士研究生，主要研究方向?yàn)橥寥乐亟饘傩迯?fù)。E-mail：guaifene@163.com

*通信作者：舒月紅E-mail：hongershu@163.com

Adsorption of Pb（Ⅱ）by biochars derived from three types of biomass

LIN Ning, ZHANG Han, JIA Zhen-zhen, HUANG Ren-long, SHU Yue-hong
（School of Chemistry and Environment, South China Normal University, Guangzhou 510006, China）

Abstract：Three different raw materials, including rice straw, wheat straw, and lychee branches, were used to produce biochars by pyrolysis at 300, 400, 500, and 600℃. The characteristics of the biochars obtained were analyzed. The effects of biochar pyrolysis temperature and mineral composition and initial solution pH on Pb（Ⅱ）adsorption by biochars were examined. Results showed that pyrolysis temperature exhibited no obvious influence on Pb（Ⅱ）adsorption by rice and wheat straw derived biochars, while the adsorption of Pb（Ⅱ）by lychee derived biochar increased with increasing pyrolysis temperature. As solution pH increased from 3.0 to 6.0, the amount of Pb（Ⅱ）adsorbed on all biochars gradually increased. Adsorption isotherms of Pb（Ⅱ）by these biochars fit the Freundlich model well. In addition, lycheederived biochar showed greater Pb（Ⅱ）adsorption than the biochars derived from rice and wheat straws. Chemical precipitation of Pb（Ⅱ）with mineral components might be the main mechanism of Pb（Ⅱ）adsorption by these biochars. Lychee-derived biochar contained a variety of functional groups, such as -OH, -COOH, and C=C, thus providing different adsorption sites, including aromatic-π structures（for cationπ interaction）and oxygen-containing groups（for ion exchange adsorption）for Pb（Ⅱ）adsorption.

Keywords：crop straw; lychee branches; biochar; Pb（Ⅱ）; adsorption