雞糞生物炭吸附固定鉛的研究

周蕾，陳兆蘭，嚴(yán)玉波，2*，李橋

（1.淮陰師范學(xué)院化學(xué)化工學(xué)院，江蘇 淮安 223300；2.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所，北京 100081；3.南京理工大學(xué)環(huán)境與生物工程學(xué)院，南京 210094）

重金屬鉛具有毒性強(qiáng)、不可降解、環(huán)境累積等特性，一旦被人體過(guò)量攝入會(huì)損害中樞神經(jīng)系統(tǒng)以及心臟、腎臟、肝臟等器官，引起腦組織損傷、肝硬化或是肝壞死、中毒性貧血和降低機(jī)體免疫功能等癥狀[1]。近年來(lái)，隨著工業(yè)活動(dòng)的進(jìn)一步加劇，產(chǎn)生大量含鉛廢水，對(duì)環(huán)境生態(tài)系統(tǒng)和人類健康造成嚴(yán)重威脅。目前，含鉛廢水的有效處理方法主要包括沉淀法、混凝法、離子交換法和吸附法，其中吸附法具有適應(yīng)范圍廣、處理效果好、操作簡(jiǎn)便、處理速度快、吸附劑來(lái)源廣等優(yōu)點(diǎn)，已被廣泛用于含鉛廢水的處理[2]。

生物炭是生物質(zhì)經(jīng)過(guò)限氧熱解制得的穩(wěn)定的炭材料，具有較高的孔隙度，一般在水體中呈堿性，可在吸附過(guò)程中提供有效的吸附位點(diǎn)，對(duì)眾多有毒有害重金屬、有機(jī)污染物都有良好的吸附作用[3]。由此，眾多研究者已開發(fā)了許多性能良好的生物炭吸附劑，特別是利用農(nóng)林廢棄生物質(zhì)制備的生物炭已成為近年來(lái)研究的熱點(diǎn)[4]。Abdallah等[5]用廢棄的菌菇為原料，在500℃下煅燒成生物炭，用于去除廢水中的重金屬離子Pb2+、Cu2+、Zn2+等，結(jié)果表明該生物炭對(duì)Pb2+、Cu2+、Zn2+的最大吸附容量分別達(dá)564、364.2和333.2 mg·g-1，與同類吸附劑相比具有較強(qiáng)的吸附能力。王澤慶等[6]以南疆農(nóng)業(yè)廢棄物棉花秸稈為原料，分別在200、400和600℃下進(jìn)行限氧控溫裂解得到相應(yīng)的生物炭，用于吸附重金屬Pb2+，研究表明600℃下制成的生物炭對(duì)Pb2+的吸附效果最好，為33.7 mg·g-1。Chen等[7]利用牛糞在300℃下限氧煅燒制備生物炭，經(jīng)堿性處理后對(duì)土壤中的重金屬Pb2+、Cd2+進(jìn)行吸附試驗(yàn)，其最大吸附容量分別高達(dá)175.53和68.08 mg·g-1。

隨著畜禽養(yǎng)殖業(yè)的規(guī)模化發(fā)展，畜禽糞便大量產(chǎn)生，據(jù)報(bào)道，我國(guó)畜禽糞便的年產(chǎn)生量可達(dá)38億t左右，其中雞、鴨等家禽糞便大約有2億t。大量的畜禽糞便若得不到妥善處理，不僅浪費(fèi)資源，還可能會(huì)對(duì)周圍環(huán)境造成嚴(yán)重污染。因此，針對(duì)畜禽糞便開發(fā)合理有效的處理和資源化途徑已引起廣泛關(guān)注[8-9]。目前，常用的畜禽糞便處理方式有發(fā)酵、堆肥、飼料利用等，然而這些傳統(tǒng)方法的使用往往會(huì)帶來(lái)諸如惡臭、病原體傳播、土壤中植物腐爛等二次污染問(wèn)題[10]。相比之下，高溫?zé)峤馓幚聿粌H可以有效控制惡臭的產(chǎn)生、殺死病原體、縮短處理周期，還可以副產(chǎn)生物油、生物炭等清潔能源[11]。因此，畜禽糞便的高溫?zé)峤馓幚肀徽J(rèn)為是一種有效可行的處理方法。

本研究以畜禽糞便中典型的雞糞為原料，在400℃下限氧熱解制備生物炭（CMBC-400），并研究其對(duì)水體中Pb2+的吸附性能。分別考察吸附時(shí)間、初始Pb2+含量、環(huán)境溫度等對(duì)吸附效果的影響；采用經(jīng)典的吸附動(dòng)力學(xué)模型和吸附等溫線模型對(duì)吸附過(guò)程和吸附機(jī)理進(jìn)行分析；通過(guò)吸附熱力學(xué)考察吸附的自發(fā)性和吸放熱性；采用掃描電鏡（scanning electronic microscopy，SEM）和X射線衍射技術(shù)（X-ray diffraction，XRD）對(duì)吸附前后的生物炭進(jìn)行表征，進(jìn)一步探究吸附機(jī)理。最后，考察CMBC-400對(duì)土壤介質(zhì)中Pb的固定效果，進(jìn)一步論證其對(duì)Pb固定的有效性和可行性。

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

本研究使用的硝酸、氫氧化鈉、硝酸鉛、無(wú)水氯化鈣、鹽酸羥胺等試劑均為分析純，購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。

主要實(shí)驗(yàn)儀器有美國(guó)FEI公司的Quanta 250FEG型掃描電鏡；美國(guó)Perkin Elmer公司的Optima 7 000DV型電感耦合等離子體光譜儀（ICP-OES）；荷蘭PANalytical公司的EPSILON5型X-射線衍射儀；常州崢嶸儀器有限公司的SHZ-82型恒溫?fù)u床；上海博訊實(shí)業(yè)有限公司醫(yī)療設(shè)備廠的GZX-9146MBE型電熱鼓風(fēng)干燥箱；美國(guó)賽默飛世爾科技公司的精密pH計(jì)；合肥科晶材料技術(shù)有限公司的OTF-1200X-S型管式馬弗爐。

1.2 材料的制備

本研究采用的雞糞取自江蘇蘇北地區(qū)某農(nóng)場(chǎng)。使用前，對(duì)樣品進(jìn)行水洗、自然風(fēng)干、研磨等預(yù)處理，備用。取一定量處理好的雞糞樣品裝入剛玉坩堝，并置入管式爐中（高純N2氛圍），以5℃·min-1的升溫速率加熱至400℃，保持2 h。待熱解完成后，冷卻至室溫收集黑色粉末，研磨過(guò)100目篩，即為CMBC-400，放入干燥器中備用。

研究所用鉛污染土壤樣品取自江蘇某小型射擊場(chǎng)，采用多點(diǎn)隨機(jī)取樣的方式取射擊場(chǎng)防彈土坡表層0—20 cm土壤，經(jīng)風(fēng)干后混合、過(guò)篩（<2 mm），備用。利用HNO3-HClO4-HF消解法[12]測(cè)得土壤中總Pb的含量為3 960 mg·kg-1。

精確稱量1.598 5 g的硝酸鉛溶于1 000 mL去離子水中，配置1 000 mg·L-1的Pb2+標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液，后續(xù)試驗(yàn)中所用的不同含量的Pb2+溶液均由此標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液稀釋得到。

1.3 吸附動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)

稱取0.1 g CMBC-400于50 mL離心管中，加入30 mL 100 mg·L-1的Pb2+溶液，將上述混合液置于20℃恒溫振蕩箱中以200 r·min-1分別振蕩5、10、20、40、60、120、300、600、960和1 440 min，控制反應(yīng)pH（5.5±0.2）。反應(yīng)后，抽取上清液用0.22μm的有機(jī)濾膜過(guò)濾，稀釋后用ICP-OES測(cè)定所得濾液中Pb2+含量。

不同時(shí)刻Pb2+的吸附容量按以下公式計(jì)算。

準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型公式。

準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型公式。

式中，t代表吸附時(shí)間（min）；qe和qt分別為平衡時(shí)和t時(shí)刻CMBC-400的吸附容量（mg·g-1）；C0和Ct分別為Pb2+的初始質(zhì)量濃度和t時(shí)刻的質(zhì)量濃度（mg·L-1）；V為Pb2+溶液的體積（30 mL）；m為吸附劑投加量（0.1 g）；k1和k2分別為準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)常數(shù)。

1.4 吸附等溫線試驗(yàn)

將Pb2+儲(chǔ)備液分別稀釋得到100、300、500、700和1 000 mg·L-1的溶液。稱取0.1 g CMBC-400于50 mL離心管中，加入30 mL不同質(zhì)量濃度的Pb2+溶液，將上述混合液分別置于20℃恒溫振蕩箱中以200 r·min-1振蕩24 h，控制反應(yīng)pH（5.5±0.2）。反應(yīng)結(jié)束后抽取上清液用0.22μm的有機(jī)濾膜過(guò)濾，稀釋后用ICP-OES測(cè)定所得濾液中Pb2+含量。

用Langmuir、Freundlich和Dubinin-Radushkevich(D-R)等溫線模型對(duì)試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行擬合。Langmuir線性表達(dá)式如下。

Freundlich線性表達(dá)式如下。

D-R線性表達(dá)式如下。

式中，Ce為吸附平衡時(shí)溶液中Pb2+的含量（mg·L-1）；qmax為CMBC-400最大吸附量（mg·g-1）；qm為CMBC-400理 論飽和 吸附量（mg·g-1）；KF為Freundlich常數(shù)；n為與吸附強(qiáng)度有關(guān)的常數(shù)；β為與吸附平均自由能有關(guān)的常數(shù)；R為常數(shù)，8.314 5 J·mol-1·K-1；T為溫度（K）；ε為Polanyi常數(shù)；E為吸附自由能（kJ·mol-1）。

1.5 吸附熱力學(xué)試驗(yàn)

稱取0.1 g CMBC-400于50 mL離心管中，加入30 mL的Pb2+溶液（500 mg·L-1），將上述混合液置于恒溫振蕩箱中以200 r·min-1分別在20、40和60℃溫度下振蕩24 h，控制反應(yīng)pH（5.5±0.2）。反應(yīng)結(jié)束后抽取上清液用0.22μm的有機(jī)濾膜過(guò)濾。稀釋后用ICP-OES測(cè)定所得濾液中Pb2+含量。吸附過(guò)程中Gibbs自由能變（?G°,kJ·mol-1）、焓變（?H°,kJ·mol-1）、熵變（?S°,kJ·mol-1）按以下公式計(jì)算。

式中，K為吸附平衡常數(shù)；Cs為平衡吸附容量（mg·g-1）；Ce為平衡質(zhì)量濃度（mg·L-1）；R為常數(shù)，8.314 5 J·mol-1·K-1；T為溫度（K）。

1.6 土壤試驗(yàn)

老化試驗(yàn)：稱取100 g土壤樣品若干份，按照不同的質(zhì)量分?jǐn)?shù)（1%、3%和5%）向土壤樣品中添加CMBC-400，充分混合后，裝入250 mL塑料燒杯中老化4周。期間，保持環(huán)境溫度(20±2)℃，采用稱重法控制含水量為最大田間持水量的70%～75%。老化結(jié)束后，混合土壤樣品經(jīng)風(fēng)干、過(guò)篩、裝袋，待測(cè)。

氯化鈣提取試驗(yàn)：準(zhǔn)確稱量2 g老化后土壤樣品，在50 mL離心管中 與20 mL 0.01 mol·L-1CaCl2溶液在20℃下混合振蕩2 h，提取結(jié)束后，離心收集上清液，采用ICP-OES測(cè)定上清液中Pb2+含量。

Tessier連續(xù)提取試驗(yàn)[13]：準(zhǔn)確稱取1 g老化后土壤樣品置于50 mL離心管中，逐級(jí)向其中加入氯化鎂溶液（1.0 mol·L-1）、乙酸鈉溶液（1.0 mol·L-1）、鹽酸羥胺的醋酸溶液（0.04 mol·L-1）、雙氧水（30%）、乙酸銨的硝酸溶液（3.2 mol·L-1）等提取劑，測(cè)定土壤中Pb的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)物結(jié)合態(tài)的占比，最終利用HNO3-HClO4-HF消解法測(cè)定殘?jiān)鼞B(tài)的占比。

2 結(jié)果與分析

2.1 吸附動(dòng)力學(xué)研究

CMBC-400對(duì)Pb2+的吸附容量隨時(shí)間的變化趨勢(shì)如圖1A所示。在吸附前2 h內(nèi)，吸附速率快，吸附容量增速快，這是因?yàn)榇藭r(shí)CMBC-400的表面存在大量的活性位點(diǎn)，由于濃度差效應(yīng)，溶液中的Pb2+在短時(shí)間內(nèi)被迅速吸附至CMBC-400的表 面[14]。隨著吸附時(shí)間的延長(zhǎng)（2～10 h），CMBC-400表面的活性位點(diǎn)逐漸被占據(jù)，吸附速率明顯降低，Pb2+吸附容量的增量逐漸減緩。10 h之后，曲線趨于平穩(wěn)，吸附達(dá)到動(dòng)態(tài)平衡。

為進(jìn)一步了解Pb2+吸附過(guò)程中的控速步驟。采用公式(2)和(3)對(duì)吸附容量進(jìn)行擬合，結(jié)果如表1和圖1B所示。由表1可知，相較于準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型理論平衡吸附量結(jié)果（qe,cal=39 mg·g-1），準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型得到的qe,cal為142.9 mg·g-1，更接近實(shí)際試驗(yàn)值（qe,exp=142.6 mg·g-1）。同時(shí)，準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型的相關(guān)系數(shù)R2（R2=0.999 9）高于準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型（R2=0.983 6）。因此，CMBC-400對(duì)Pb2+的吸附過(guò)程更符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型，表明CMBC-400吸附Pb2+的過(guò)程主要涉及化學(xué)吸附[15]。

圖1 CMBC-400對(duì)Pb2+的吸附容量及吸附動(dòng)力學(xué)線性擬合Fig.1 Adsorption of CMBC-400 on Pb2+and linear fitting for adsorption kinetics

表1 吸附動(dòng)力學(xué)模型擬合參數(shù)Table 1 Kinetic parameters for the adsorption of Pb2+

2.2 吸附等溫線研究

吸附平衡時(shí)初始Pb2+濃度與吸附容量的關(guān)系如圖2A所示。隨著初始質(zhì)量濃度的增加，吸附容量增大。在初始質(zhì)量濃度為100~500 mg·L-1時(shí)，吸附容量明顯升高，主要?dú)w因于CMBC-400表面豐富的吸附位點(diǎn)。當(dāng)初始質(zhì)量濃度大于500 mg·L-1時(shí)，吸附劑表面的活性位點(diǎn)耗盡，吸附容量不發(fā)生顯著變化，吸附達(dá)到飽和。

采用公式(4)～(8)對(duì)圖2A中的數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，結(jié)果如圖2B、C和D所示。Langmuir等溫線模型的擬合直線相較于Freundlich和D-R模型更加吻合散點(diǎn)。且由表2可知，Langmuir等溫線模型的相關(guān)系數(shù)R2（R2=0.999 9）顯著高于Freundlich（R2=0.656 0）和D-R等溫線模型（R2=0.694 8）。綜上所述，Langmuir等溫模型更適合描述CMBC-400對(duì)Pb2+的吸附過(guò)程，表明CMBC-400表面較為均勻，各吸附位點(diǎn)對(duì)Pb2+的吸附能量基本相 同[16]。根 據(jù)Langmuir線 性 公 式，計(jì) 算 出CMBC-400對(duì)Pb2+的最大吸附量為149.3 mg·g-1，與同類吸附劑相比具有一定優(yōu)勢(shì)（表3），具備應(yīng)用潛力。另外，Langmuir等溫線模型常數(shù)b常用來(lái)計(jì)算分離因子RL（RL=(1+bC0)-1），用以評(píng)判吸附的有利性[16]。本研究中RL為0.001 5~0.014 9，介于0~1之間，表明CMBC-400對(duì)Pb2+的吸附是有利的。

表3 不同吸附劑對(duì)Pb2+的最大吸附容量Table 3 Comparison of maximum adsorption capacities for Pb2+on various adsorbents

圖2 CMBC-400對(duì)不同Pb2+質(zhì)量濃度溶液的吸附容量及吸附動(dòng)力學(xué)線性擬合Fig.2 Adsorption of CMBC-400 on different Pb2+mass concentrations and linear fitting for adsorption kinetics

表2 吸附等溫線模型擬合參數(shù)Table 2 Isotherm parameters for the adsorption of Pb2+

Freundlich模型的參數(shù)1/n值為0.15（表2），介于0~0.5之間，表明CMBC-400對(duì)水體中Pb2+的吸附過(guò)程易于進(jìn)行[17]。此外，D-R模型參數(shù)中的E常用來(lái)判斷吸附類型，當(dāng)E<8 kJ·mol-1時(shí)，吸附過(guò)程為物理吸附；當(dāng)8 kJ·mol-116 kJ·mol-1時(shí)，吸附過(guò)程為強(qiáng)烈的化學(xué)吸附[18]。本研究中E為28.86 kJ·mol-1（表2），大 于16 kJ·mol-1，表 明CMBC-400對(duì)Pb2+的吸附過(guò)程涉及強(qiáng)烈的化學(xué)反應(yīng)。

2.3 吸附熱力學(xué)研究

采用公式(9)～(11)對(duì)不同溫度下CMBC-400吸附Pb2+的吸附容量數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，結(jié)果如表4所示。ΔG°的絕對(duì)值隨溫度的升高而增大，表明高溫下更有利于CMBC-400對(duì)Pb2+的吸附。ΔH°的取值為正，證實(shí)CMBC-400吸附Pb2+的過(guò)程是自發(fā)的吸熱反應(yīng)。一般地，ΔH°的取值范圍也可用來(lái)評(píng)判吸附類型，當(dāng)2.1 kJ·mol-1<ΔH°<20.9 kJ·mol-1時(shí)，為物理吸附；當(dāng)20.9 kJ·mol-1<ΔH°<418.4 kJ·mol-1時(shí)，為化學(xué)吸附[17]。本研究中ΔH°為55.71 kJ·mol-1，表明CMBC-400對(duì)Pb2+的吸附類型為化學(xué)吸附。ΔS°反應(yīng)系統(tǒng)的混亂程度，計(jì)算得ΔS°=0.20 kJ·mol-1·K-1，說(shuō)明該吸附過(guò)程隨溫度增加，固液界面的混亂程度增加，有利于吸附的進(jìn)行[11]。

表4 吸附熱力學(xué)參數(shù)Table 4 Thermodynamic parameters for the adsorption of Pb2+

2.4 吸附產(chǎn)物的表征

采用SEM對(duì)吸附前后雞糞生物炭的形貌進(jìn)行表征分析，如圖3所示。吸附Pb2+后，CMBC-400表面有新的微晶簇出現(xiàn)。同時(shí)，利用XRD對(duì)Pb2+吸附前后的CMBC-400進(jìn)行表征（圖4）發(fā)現(xiàn)，原CMBC-400主要含有SiO2、CaCO3的特征衍射峰，吸附Pb2+后，SiO2、CaCO3的特征衍射峰強(qiáng)度減弱，并出現(xiàn)了Pb3(CO3)2(OH)2的強(qiáng)衍射峰。綜上所述，CMBC-400主要通過(guò)在其表面形成新的含鉛微晶的形式吸附固定水體中的Pb2+，此結(jié)果與吸附動(dòng)力學(xué)、等溫線及熱力學(xué)數(shù)據(jù)的分析結(jié)果一致。

圖3 CMBC-400的微觀形貌Fig.3 SEM images of CMBC-40

圖4 吸附Pb2+前后CMBC-400的XRD譜圖Fig.4 XRD patterns of CMBC-400 before and after Pb2+adsorption

2.5 土壤鈍化研究

采用CaCl2溶液提取法可以間接反應(yīng)土壤中重金屬的生物有效性[25]。添加CMBC-400前后，土壤中鉛的CaCl2可提取含量變化如圖5所示。與對(duì)比值（Control）相比，當(dāng)CMBC-400的添加量由1%增加至5%時(shí)，土壤中鉛的CaCl2可提取質(zhì)量濃度下降了73.9%～96.3%，表明CMBC-400可有效固定受試土壤中的鉛，顯著降低其生物有效性。此外，為進(jìn)一步理解添加CMBC-400后土壤中鉛的形態(tài)分布特征，采用Tessier五步連續(xù)提取法對(duì)土壤中可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)的鉛變化情況進(jìn)行研究，結(jié)果如圖5所示。可交換態(tài)鉛和碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛被認(rèn)為是生物可利用的形態(tài)，殘?jiān)鼞B(tài)鉛最為穩(wěn)定，被認(rèn)為是生物最難利用的形態(tài)。CMBC-400添加前，土壤中鉛的形態(tài)分布情況為碳酸鹽結(jié)合態(tài)（59.8%）>鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（16.7%）>有機(jī)物結(jié)合態(tài)（15.0%）>殘?jiān)鼞B(tài)（6.1%)>可交換態(tài)(2.4%）。隨著CMBC-400添加量由1%增加至5%，土壤中可交換態(tài)鉛和碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛的比例分別降低了76.2%～99.6%和11.7%～23.4%，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鉛和有機(jī)物結(jié)合態(tài)鉛的比例無(wú)顯著變化，殘?jiān)鼞B(tài)鉛的比例增加了108.4%～271.7%。綜上所述，CMBC-400的添加可促進(jìn)土壤中不穩(wěn)定的、易被生物利用的Pb轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)，證實(shí)了CMBC-400鈍化土壤中Pb的可行性。

圖5 添加CMBC-400前后CaCl2可提取的Pb質(zhì)量濃度及不同Pb形態(tài)的占比Fig.5 Pb mass concentration extracted by CaCl2 and proportion of different Pb forms amended with CMBC-400

3 討論

本研究表明以典型的農(nóng)業(yè)廢棄雞糞為原料，熱解制備生物炭并用于水體和土壤中Pb的吸附固定是切實(shí)可行性。吸附動(dòng)力學(xué)研究表明，吸附前2 h吸附劑的吸附容量增速最快，約10 h吸附達(dá)動(dòng)態(tài)平衡；準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型更適合用于描述CMBC-400吸附Pb2+的過(guò)程，表明化學(xué)吸附是吸附過(guò)程中的主要控速步驟。吸附等溫線研究表明，當(dāng)Pb2+初始質(zhì)量濃度小于500 mg·L-1時(shí)，由于CMBC-400表面活性吸附位點(diǎn)豐富，使其吸附容量隨著初始質(zhì)量濃度的增加而顯著增加；當(dāng)Pb2+初始質(zhì)量濃度持續(xù)增加時(shí)，隨著吸附劑表面活性位點(diǎn)的耗盡，吸附容量不在增加，吸附達(dá)到飽和。相比于Freundlich和D-R等溫線模型，Langmuir模型能更準(zhǔn)確地描述CMBC-400吸附Pb2+的過(guò)程，說(shuō)明CMBC-400表面均一，各吸附位點(diǎn)對(duì)Pb2+的吸附能力基本相同，通過(guò)模型公式計(jì)算出CMBC-400的最大Pb2+吸附容量為149.3 mg·g-1，與同類型吸附劑相比，具有一定的應(yīng)用優(yōu)勢(shì)。吸附熱力學(xué)研究表明，CMBC-400對(duì)Pb2+的吸附是自發(fā)的吸熱過(guò)程。SEM和XRD的表征結(jié)果表明，CMBC-400主要通過(guò)在其表面形成新的含鉛礦物的形式吸附固定水體中的Pb2+。土壤鈍化試驗(yàn)結(jié)果顯示，CMBC-400可促進(jìn)受試土壤中不穩(wěn)定的鉛轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)，有效降低了鉛的生物有效性。