棉稈生物炭對Cd²⁺的吸附固定作用

摘 要：【目的】探究棉稈生物炭對重金屬Cd2+的吸附和固定作用潛力。

【方法】以新疆典型的農業廢棄物棉花秸稈為原料，分別在500、600和700℃熱解溫度下制備棉稈炭（BC500、BC600和BC700），進行吸附和鈍化試驗。

【結果】Cd2+初始濃度為100 mg/L時，BC500、BC600和BC700對Cd2+的吸附量分別達到10.47、9.72和11.96 mg/g。不同熱解溫度棉稈生物炭對Cd2+的動力吸附過程符合準二級動力吸附模型。不同熱解溫度棉稈生物炭中吸附的Cd2+主要以碳酸鹽結合態存在，比例達到77.74%～82.09%；其次是可交換態和不可利用態，比例分別為12.14%～14.95%和5.62%～6.75%。與對照相比，添加不同熱解溫度棉稈生物炭使得土壤中Cd2+的水溶態和可交換態組分比例分別平均降低24.29%和6.52%；碳酸鹽結合態和不可利用態組分比例分別平均增加22.49%和8.32%。

【結論】棉稈生物炭對Cd2+具有較強的吸附潛力，施用于土壤中可有效降低土壤中Cd2+的生物可利用性。

關鍵詞：棉稈生物炭；Cd2+；吸附；固定；重金屬形態

中圖分類號：X53 ""文獻標志碼：A

文章編號：1001-4330（2025）01-0225-09

收稿日期（Received）：

2024-07-29

基金項目：

新疆維吾爾自治區自然科學基金-青年基金項目（2019D01B40）；國家重點研發計劃項目（2018YFC1802903）

作者簡介：

文方（1985-），女，湖北恩施人，高級工程師，碩士，研究方向為土壤污染治理與修復，（E-mail）94678517@qq.com

通信作者：

廖娜（1989-），女，四川宣漢人，高級工程師，碩士，研究方向為土壤污染治理與修復，（E-mail）1106684504@qq.com

0 引 言

【研究意義】生物炭是廢棄生物質如農作物廢棄物以及畜禽糞便等在缺氧或微氧條件下，高溫熱解制備的一類富含碳素的高度芳香化固體產物，因其含碳量高、比表面積大、孔隙發達、官能團豐富等特點，被廣泛應用于土壤改良、增加碳匯等方面［1-3］。生物炭除含有豐富的芳香結構和含氧官能團外，還含有碳酸鹽和鋁硅酸鹽礦物等無機化合物，可與重金屬離子發生沉淀反應，將土壤中的重金屬元素轉化為有效性較低的結合態從而對重金屬達到固定作用，降低土壤孔隙水中重金屬濃度，從而減少其對微生物、植物及土壤動物的生物有效性［4］。【前人研究進展】生物炭對重金屬具有很強的吸附能力和鈍化效果，計海洋等［5］研究表明不同炭化溫度（300、500和700℃）制備的蠶絲被廢棄物生物炭對重金屬Cd2+的最大吸附量分別為25.61、52.41和91.07 mg/g，3種生物炭對Cd2+的吸附過程均更符合準二級動力學方程，且700℃條件下制備的生物炭對Cd2+的吸附效果最佳。Friták等［6］研究表明園林綠化廢渣生物炭對Cd2+、Zn2+和Cu2+的最大吸附量分別為7.80、2.23和3.65 mg/g，吸附的Cd2+和Zn2+存在形態主要為結合態，Cu2+主要為氧化態，生物炭表面羥基和羧基官能團在吸附過程中起著關鍵作用。閆翠俠等［7］研究表明，施用不同溫度（200、400、600和800℃）制備的雞糞生物炭對Cd2+、Pb2+吸附分為快速吸附和慢吸附兩個階段，Elovich模型能更好地模擬動力學過程，平衡時最大吸附量分別達到52.02mg/g（BC600）和242.59mg/g（BC800）；添加雞糞生物炭不同程度上可降低土壤中重金屬Cd、Pb的弱酸提取態、可還原態及可氧化態比例，其殘渣態比例則分別增加5.49%～15.14%和2.51%～6.30%。生物炭良好的物理結構是吸附重金屬污染物的關鍵因素之一，與原始材料相比，熱解過程中的表面積增加，為污染物的吸附提供了場所［8-9］，如造紙廠廢棄物熱解生成生物炭后，其表面積從2.9 m2/g增加到115 m2/g［10］。生物炭對重金屬的吸附機理主要有靜電吸附作用、離子交換作用、表面沉淀作用、陽離子-π作用、與含氧官能團絡合等多個方面［11］。【本研究切入點】新疆是我國最大的植棉區，棉花秸稈資源豐富，為制備生物炭提供了良好的物質基礎，具有很好的應用潛力和發展前景。目前有關利用棉花秸稈制備生物炭應用于重金屬Cd2+吸附固定研究還很少。【擬解決的關鍵問題】以新疆典型的農業廢棄物棉稈為原料制備不同熱解溫度生物炭，通過吸附試驗研究其對重金屬Cd2+的吸附去除潛力；并將其施用至Cd2+污染土壤，探討其對干旱區Cd2+污染土壤重金屬形態轉化影響，為干旱區土壤重金屬Cd2+污染防治提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 材 料

棉花秸稈采集自烏魯木齊市安寧渠鎮新疆農業科學院綜合試驗場，土壤基本理化性質：pH值 8.27，電導率0.29 mS/cm，全氮1.00 g/kg，全磷0.779 g/kg，全鉀16.63 g/kg，有機質18.6 g/kg，CEC 8.61 cmol/kg，Cd 0.23 mg/kg。秸稈自然風干后粉碎過篩，置于石英舟，放入管式爐中（TF16P60），關好爐塞，抽真空至0.01 MPa，在氮氣保護條件下以5 ℃/min的升溫速率加熱至200 ℃，之后以10 ℃/min的升溫速率加熱至500～700 ℃，保持2 h后冷卻至室溫，裝袋備用，分別標記為BC500、BC600和BC700。

1.2 方 法

1.2.1 生物炭對溶液中重金屬Cd2+的吸附試驗

1.2.1.1 生物炭對不同濃度Cd2+的吸附效果

稱取0.2 g不同溫度生物炭（BC500、BC600、BC700）于50 mL塑料離心管，加入25 mL不同濃度Cd2+溶液（10～100 mg/L），以0.01 mol/L的CaCl2為背景電解質溶液，模擬土壤環境，室溫180 r/min振蕩24 h，離心，過0.45 μm濾膜，用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP-OES）測定濾液中Cd2+濃度。

生物炭對重金屬Cd2+的吸附量根據公式（1）計算。

Qe=（C0－Ce）×V/m（1）

式中，Qe為重金屬Cd2+的吸附量（mg/g）；C0為溶液中初始重金屬Cd2+濃度（mg/L）；Ce為平衡時溶液中重金屬Cd2+濃度（mg/L）；V為溶液體積（L）；m為加入改性生物炭的量（g）。

1.2.1.2 動力學吸附試驗

稱取0.2 g不同溫度生物炭（BC500、BC600、BC700）于50 mL塑料離心管，加入50 mg/L的Cd2+溶液25mL，以0.01 mol/L的CaCl2為背景電解質溶液，模擬土壤環境，室溫180 r/min振蕩，分別在10、20、30、60、120、240、480和1 440 min取樣，離心，過0.45 μm濾膜，濾液中的Cd2+濃度用ICP-OES分析測定。

動力吸附模型：

準一級動力學方程：

log（Qe－Qt）=logQe－k1·t.（2）

準二級動力學方程：

tQt=1k2·Q2e+tQe.（3）

顆粒內擴散模型：Qt=kip·t0.5+c.（4）

式中，Qe為平衡吸附量（mg/g）；Qt為t時刻生物炭對Cd2+的吸附量（mg/g）；k1為準一級動力學方程的反應速率常數（min-1）；k2為準二級動力學方程的反應速率常數（g/（mg·min））；c為截距（mg/g）。

1.2.2 生物炭對土壤重金屬Cd2+的鈍化試驗

原始土壤風干粉碎過20目篩，加CdCl2溶液進行污染處理，均勻混合后裝盆穩定老化30 d備用，土壤中Cd含量4.97 mg/kg。稱取一定質量鎘污染土壤于聚乙烯塑料瓶中，按照5%的比例加入不同熱解溫度制備的棉稈炭并充分攪拌均勻。加入去離子水保持土壤濕潤，用塑料膜封口，并扎多個小孔保持瓶內外空氣流通，室溫培養30 d。培養結束后分析測定土壤重金屬Cd2+形態。

1.2.3 生物炭結構表征

重金屬Cd2+吸附前后生物炭樣品表面物理形態使用掃描電子顯微鏡測定，并使用掃描電鏡能譜儀（SEM-EDS）（JSM-7610FPLUS，日本）分析所選區域的局部元素信息；吸附前后生物炭樣品的表面官能團組成采用傅里葉紅外光譜儀（FTIR）（賽默飛Nicolet 6700，美國）分析測定［12］。

1.2.4 生物炭殘渣及土壤中重金屬Cd2+形態

吸附試驗和鈍化試驗結束后，采用Shen等［13］修正的Tessier連續浸提法分析測定生物炭殘渣和土壤中重金屬Cd2+的賦存形態。稱取一定量的生物炭殘渣或土壤固體樣品，加入去離子水提取水溶態（w/v，1∶20），室溫條件下以200 r/min振蕩24 h，以4 000 r/min離心10 min，過濾，收集濾液；利用MgCl2溶液提取可交換態（w/v，1∶8），用NaOH或HCl調節pH值至7.0，室溫200 r/min振蕩20 min，以4 000 r/min離心10 min，過濾，收集濾液；利用NaOAc溶液提取酸溶態（w/v，1∶8），用HOAc調節pH值至5.0，室溫200 r/min振蕩5h，以4 000 r/min離心10 min，過濾，收集濾液；向上述殘渣樣品中加入一定體積36%的HCl和70%HNO3室溫消化16 h后，95 ℃加熱2 h，過濾，收集濾液。濾液中Cd2+濃度用ICP-OES分析測定。剩余固體在下一步浸提之前用20 mL去離子水洗滌，棄去清洗液。

2 結果與分析

2.1 不同熱解溫度棉稈生物炭對Cd2+的吸附作用

研究表明，當Cd2+的初始濃度≤20 mg/L時，BC600和BC700對Cd2+去除率增加。當Cd2+的初始濃度gt;20 mg/L時，隨著濃度的增加，BC600對Cd2+的去除率由94.57%（初始濃度20 mg/L）下降至79.40%（初始濃度100 mg/L）；BC700對Cd2+的去除率基本維持不變。BC500對Cd2+的去除率在初始濃度≤80 mg/L條件下呈顯著增長趨勢，由72.42%（初始濃度20 mg/L）增加至98.98%（初始濃度80 mg/L），而后呈下降趨勢。隨著Cd2+濃度的增加，不同熱解溫度生物炭對Cd2+的吸附量呈增長趨勢，BC500、BC600和BC700對Cd2+的吸附量最大分別達到10.47、9.72和11.96 mg/g。圖1

BC500和BC600對Cd2+的快速吸附過程發生在120 min以內，BC700對Cd2+的快速吸附過程發生在60 min以內，吸附量達到飽和吸附量的90%以上，此后為慢反應階段，240 min以后各處理基本達到吸附平衡。分別用準一級、準二級和顆粒內擴散模型方程對不同熱解溫度棉稈炭對Cd2+的動力學吸附過程進行擬合。不同熱解溫度棉稈生物炭對Cd2+的吸附全過程的準二級動力學模型相關系數R2分別為0.990 7、0.984 7和0.993 8，并均大于其準一級動力學模型的相關系數0.949 1、0.956 6和0.974 7；由準二級動力學模型計算出BC500、BC600、BC700的理論飽和吸附量（Qe， cal）分別為6.41、6.28和6.64 mg/g，與實際測量值（6.50、6.63和6.75 mg/g）更為接近，棉稈生物炭對Cd2+的吸附過程更符合準二級反應動力學模型。表1，圖2

2.2 不同熱解溫度棉稈生物炭結構表征

2.2.1 SEM微觀形貌及EDS

研究表明，吸附前原始棉稈生物炭微觀形貌表現為當熱解溫度500 ℃時，表面存在較大的網狀孔隙結構；當熱解溫度大于500 ℃，棉稈生物炭表面開始塌陷，呈松散的骨架微孔結構。對比吸附前后棉稈生物炭表面特征，經過吸附后，棉稈生物炭表面由相對平整光滑變得粗糙，孔洞被充填，且結構出現坍塌，微孔結構在其吸附過程中起重要作用。圖3

棉稈生物炭表面固定Cd2+含量為0.21%～0.38%，棉稈生物炭可以通過一系列復雜的物理或化學吸附過程將重金屬Cd2+固定在其表面。圖3～4

2.2.2 FTIR分析

研究表明，吸附前，在3 421 cm-1附近有較弱的吸收峰，可能為醇和酚中游離羥基（-OH）的伸縮振動峰；在2 920 cm-1附近有較弱的吸收峰，可能為烷烴類的C-H伸縮振動；在1 568 cm-1附近的吸收峰可能為羧酸和酮中C=O的伸縮振動，或是硝基-NO2和亞硝基-NO的不對稱伸縮振動；在1 410 cm-1附近的吸收峰可能是烯烴中的C=C的伸縮振動或C-H的彎曲振動或硫化物中C=S的伸縮振動或鹵化物C-X的吸收峰；900～500 cm-1的指紋區有芳香化合物或芳環取代類型的特征峰，還有鹵化物、硅化物或無機離子的吸收峰。隨著熱解溫度的升高，棉秸炭中游離羥基的吸收峰、甲基和亞甲基的C-H吸收峰、羧酸和酮的C=O吸收峰減弱，而C=C、芳香化合物等吸收峰增多。吸附Cd2+之后，不同熱解溫度棉稈生物炭表面官能團變化趨勢相似，-OH和C-H吸收峰消失，羰基（C=O）吸收峰、烯鍵（C=C）吸收峰減弱，指紋區吸收峰數量減少、峰強度減弱。圖5

2.3 生物炭固體殘渣中重金屬鎘形態分布

研究表明，不同熱解溫度棉稈生物炭固體殘渣中Cd2+的碳酸鹽結合態比例達到77.74%～82.09%；其次是可交換態和不可利用態，占比分別為12.14%～14.95%和5.62%～6.75%；水溶態占比較小可忽略不計（0.15%～0.55%）。圖6

2.4 棉稈生物炭對土壤重金屬Cd2+形態的影響

研究表明，施用不同熱解溫度棉稈生物炭后，土壤中Cd2+的水溶態組分比例由30.93%下降至3.97%～8.96%，可交換態組分比例由42.49%下降至29.86%～38.94%，碳酸鹽結合態組分比例由18.89%增加至39.13%～46.10%，不可利用態組分比例由7.69%增加至13.02%～20.18%。與對照相比，添加不同熱解溫度棉稈生物炭使得土壤中Cd2+的水溶態和可交換態組分比例分別平均降低24.29%和6.52%；碳酸鹽結合態和不可利用態組分比例分別平均增加22.49%和8.32%。施用不同熱解溫度棉稈生物炭后（BC500、BC600和BC700）土壤中Cd2+的生物可利用組分比例（水溶態與可交換態之和）分別較對照降低27.49%、25.35%和39.59%；碳酸鹽結合態的增加，生物炭吸附的Cd2+仍具有潛在生物可利用性。圖7

3 討 論3.1

棉花秸稈經高溫熱解后，原材料表面結構發生顯著改變，有利于對重金屬離子的吸附。研究結果表明隨著Cd2+初始濃度的增加，不同熱解溫度棉稈生物炭對Cd2+的吸附量呈現增長趨勢；當Cd2+初始濃度增加至100mg/L時，BC500、BC600和BC700對Cd2+的吸附量分別達到10.47、9.72和11.96 mg/g。動力學方程擬合結果表明不同熱解溫度棉稈生物炭對Cd2+的吸附過程符合準二級動力學模型，吸附速率主要由化學吸附過程控制，與污泥基生物炭吸附Cd2+的過程相似［14］。吸附Cd2+之后，不同熱解溫度棉稈生物炭表面官能團發生改變，-OH和C-H吸收峰消失，C=O和C=C吸收峰減弱，說明棉稈生物炭中含有的這些官能團與Cd2+發生絡合/配位作用參與了吸附過程［15］；指紋區吸收峰數量減少、峰強度減弱，說明金屬鹽和鹵化物等也以離子交換方式參與了吸附過程［16］。3.2

通過對棉稈生物炭殘渣中吸附的Cd2+進行形態分析，結果表明棉稈生物炭中吸附的Cd2+以碳酸鹽結合態為主要形態存在，與Friták等［6］利用改進的BCR四步提取法（碳酸鹽結合態、鐵錳氧化態、有機結合態和殘渣態）研究結果類似，吸附后兩種木質原料生物炭中Cd2+的碳酸鹽結合態占比為69.02%～76.22%，Zn2+的碳酸鹽結合態占比為66.33%～78.77%。說明生物炭吸附的Cd2+與碳酸鹽具有較強的結合作用，可能是由于Cd （0.097 nm）與Ca （0.099 nm）的離子半徑相似，當鈣離子與碳酸鹽沉淀時，鎘離子以偽裝元素擴散到方解石晶格中，并與碳酸鹽產生共沉淀作用［17］。吸附后棉稈生物炭殘渣中Cd2+的水溶態含量很小，說明生物炭對Cd2+的吸附作用可能是化學吸附而非物理吸附過程［18］。可交換態和水溶態組分比例較低，說明棉稈生物炭吸附的Cd2+生物利用性較低。棉稈炭中吸附的Cd2+大部分以碳酸鹽結合態存在，該部分Cd2+是酸性可溶的，具有潛在的生物可利用性，該部分Cd2+可能來自Cd2+的沉淀物溶解在NaOAc/HOAc溶液中，另一種可能是pH值顯著變化時（第3步NaOAc/HOAc浸提），生物炭表面電荷由負電荷變為正電荷，通過陽離子-π作用吸附的Cd2+由于靜電斥力被解吸［19-20］。不可利用部分Cd2+可能是通過表面絡合或沉淀作用吸附的。3.3

Tessier五步提取法（可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化態、有機結合態和殘渣態）是分析測定土壤中重金屬形態的常規方法。其方法耗時，研究采用了Shen等［13］修正的Tessier四步提取法分析了不同熱解溫度棉稈生物炭施用到鎘污染土壤中后Cd2+的賦存形態，常規方法中的步驟3、4和5都代表了重金屬的非生物可利用組分，因此將原始步驟3、4和5結合起來，增加了水溶態組分。研究結果表明棉稈生物炭顯著降低土壤中Cd2+的水溶態和可交換態組分比例，增加碳酸鹽結合態和不可交換態組分比例。與對照相比，添加不同熱解溫度棉稈生物炭使得土壤中Cd2+的水溶態和可交換態組分比例分別平均降低24.29%和6.52%；碳酸鹽結合態和不可利用態組分比例分別平均增加22.49%和8.32%。研究結果與李明遙等［21］采用常規方法測定結果相似，施用水稻秸稈生物炭后土壤中Cd2+的可交換態組分比例顯著降低，碳酸鹽結合態、鐵錳氧化態和殘渣態組分比例顯著增加。利用BCR順序提取法（弱酸提取態、可氧化態、可還原態和殘渣態）研究了施用生物炭后土壤中Cd2+的形態分布情況，生物炭降低土壤中Cd2+的弱酸提取態組分比例（降低比例為8.39%～21.88%），增加殘渣態組分比例（增加比例為72.54%～115.56%）［22-23］。

4 結 論4.1

隨著Cd2+初始濃度的增加，不同熱解溫度棉稈生物炭對Cd2+的吸附量呈增長趨勢；當Cd2+初始濃度增加至100 mg/L時，BC500、BC600和BC700對Cd2+的吸附量分別達到10.47、9.72和11.96 mg/g。不同熱解溫度棉稈生物炭對Cd2+的吸附過程符合準二級動力學模型，其吸附機制是Cd2+和生物炭表面官能團的絡合/配位及離子交換等作用。4.2

棉稈生物炭殘渣中吸附的Cd2+以碳酸鹽結合態為主要形態存在，比例達到77.74%～82.09%；其次是可交換態和不可利用態，比例分別為12.14%～14.95%和5.62%～6.75%。4.3

添加不同熱解溫度棉稈生物炭使得土壤中Cd2+的水溶態和可交換態組分比例分別平均降低24.29%和6.52%；碳酸鹽結合態和不可利用態組分比例分別平均增加22.49%和8.32%。棉稈生物炭降低土壤中Cd2+的生物可利用組分比例（水溶態與可交換態之和），BC500、BC600和BC700處理分別較對照降低27.49%、25.35%和39.59%，施用棉稈生物炭可有效降低土壤中的Cd2+被植物直接吸收利用的風險。

參考文獻（References）

［1］安顯金， 李維. 基于CNKI的我國生物炭研究趨勢文獻計量學分析［J］. 農業資源與環境學報， 2018， 35（6）： 483-491.

AN Xianjin， LI Wei. Bibliometric analysis on research trend of biochar in China based on CNKI［J］. Journal of Agricultural Resources and Environment， 2018， 35（6）： 483-491.

［2］ 張林， 林慶毅， 張夢陽， 等. 生物炭對不同土壤改良及生態效應影響的研究進展［J］. 中國農學通報， 2019， 35（15）： 54-58.

ZHANG Lin， LIN Qingyi， ZHANG Mengyang， et al. A review on biocar： effect on soil improvement and ecology［J］. Chinese Agricultural Science Bulletin， 2019， 35（15）： 54-58.

［3］ 金梁， 魏丹， 李玉梅， 等. 生物炭對有機無機污染物的修復作用與機理研究進展［J］. 土壤通報， 2016， 47（2）： 505-510.

JIN Liang， WEI Dan， LI Yumei， et al. Remediation of organic and inorganic pollutants by biochar： a review［J］. Chinese Journal of Soil Science， 2016， 47（2）： 505-510.

［4］ Xu X Y， Zhao Y H， Sima J K， et al. Indispensable role of biochar-inherent mineral constituents in its environmental applications： a review［J］. Bioresource Technology， 2017， 241： 887-899.

［5］ 計海洋， 汪玉瑛， 呂豪豪， 等. 不同炭化溫度制備的蠶絲被廢棄物生物炭對重金屬Cd2+的吸附性能［J］. 應用生態學報， 2018， 29（4）： 1328-1338.

JI Haiyang， WANG Yuying， LYU Haohao， et al. Cadmium adsorption by biochar prepared from pyrolysis of silk waste at different temperatures［J］. Chinese Journal of Applied Ecology， 2018， 29（4）： 1328-1338.

［6］ Friták V， Pipíka M， Lesny J， et al. Utilization of biochar sorbents for Cd2+， Zn2+， and Cu2+ ions separation from aqueous solutions： comparative study［J］. Environmental Monitoring and Assessment， 2014， 187（1）： 4093.

［7］ 閆翠俠， 賈宏濤， 孫濤， 等. 雞糞生物炭表征及其對水和土壤鎘鉛的修復效果［J］. 農業工程學報， 2019， 35（13）： 225-233.

YAN Cuixia， JIA Hongtao， SUN Tao， et al. 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， 2019， 35（13）： 225-233.

［8］ Beesley L， Marmiroli M. The immobilisation and retention of soluble arsenic， cadmium and zinc by biochar［J］. Environmental Pollution， 2011， 159（2）： 474-480.

［9］ Beesley L， Moreno-Jiménez 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.

［10］ Van Zwieten L， Kimber S， Morris S， et al. Effects of biochar from slow pyrolysis of papermill waste on agronomic performance and soil fertility［J］. Plant and Soil， 2010， 327（1）： 235-246.

［11］ 魯秀國， 過依婷， 奉向東. 生物炭對土壤中重金屬作用及影響研究進展［J］. 應用化工， 2018， 47（4）： 775-779.

LU Xiuguo， GUO Yiting， FENG Xiangdong. Research progress of the effects and impacts of biochar on heavy metals in soil［J］. Applied Chemical Industry， 2018， 47（4）： 775-779.

［12］ Wei J， Tu C， Yuan G D， et al. Assessing the effect of pyrolysis temperature on the molecular properties and copper sorption capacity of a halophyte biochar［J］. Environmental Pollution， 2019， 251： 56-65.

［13］ Shen Z T， Zhang Y Y， Jin F， et al. Qualitative and quantitative characterisation of adsorption mechanisms of lead on four biochars［J］. Science of the Total Environment， 2017， 609： 1401-1410.

［14］ 金冠宇， 李衛華， 楊厚云. 污泥基生物炭對重金屬Cd2+的吸附性能［J］. 安徽建筑大學學報， 2020， 28（4）： 21-27， 116.

JIN Guanyu， LI Weihua， YANG Houyun. Adsorption of heavy metal Cd2+ on sludge based biochar［J］. Journal of Anhui Jianzhu University， 2020， 28（4）： 21-27， 116.

［15］ 秦鳳輝， 王貴胤， 王新月， 等. 4種秸稈類農業廢棄物對廢水中Pb2+去除效率［J］. 環境科學與技術， 2020， 43（S2）： 87-94.

QIN Fenghui， WANG Guiyin， WANG Xinyue， et al. Removal efficiency of Pb2+ from wastewater by four straw-based agricultural wastes［J］. Environmental Science amp; Technology， 2020， 43（S2）： 87-94.

［16］ 高亮， 李志合， 李玉峰， 等. 棉稈生物炭去除水中Zn（Ⅱ）的試驗研究［J］. 中國農機化學報， 2021， 42（2）： 197-202.

GAO Liang， LI Zhihe， LI Yufeng， et al. Experimental study for the removal of Zn（Ⅱ） from aqueous solution by biochar derived from cotton stalk［J］. Journal of Chinese Agricultural Mechanization， 2021， 42（2）： 197-202.

［17］ Gu Z G， Wu M， Li K， et al. Variation of heavy metal speciation during the pyrolysis of sediment collected from the Dianchi Lake， China［J］. Arabian Journal of Chemistry， 2017， 10： 2196-2204.

［18］ Inyang M I， Gao B， Yao Y， et al. A review of biochar as a low-cost adsorbent for aqueous heavy metal removal［J］. Critical Reviews in Environmental Science and Technology， 2016， 46（4）： 406-433.

［19］ Keiluweit M， Kleber M. Molecular-level interactions in soils and sediments： the role of aromatic pi-systems［J］. Environmental Science amp; Technology， 2009， 43（10）： 3421-3429.

［20］ Wang Z Y， Liu G C， Zheng H， et al. Investigating the mechanisms of biochar’s removal of lead from solution［J］. Bioresource Technology， 2015， 177： 308-317.

［21］ 李明遙， 杜立宇， 張妍， 等. 不同裂解溫度水稻秸稈生物炭對土壤Cd形態的影響［J］. 水土保持學報， 2013， 27（6）： 261-264.

LI Mingyao， DU Liyu， ZHANG Yan， et al. Influence of pyrolysis temperatures of biochar obtained from the rice straw on cadmium forms［J］. Journal of Soil and Water Conservation， 2013， 27（6）： 261-264.

［22］ 李洪達， 李艷， 周薇， 等. 稻殼生物炭對礦區重金屬復合污染土壤中Cd、Zn形態轉化的影響［J］. 農業環境科學學報， 2018， 37（9）： 1856-1865.

LI Hongda， LI Yan， ZHOU Wei， et al. Effects of rice-husk-derived biochar on the morphological transformation of Cd and Zn in mining area soils polluted by heavy metals［J］. Journal of Agro-Environment Science， 2018， 37（9）： 1856-1865.

［23］ 孟莉蓉， 俞浩丹， 楊婷婷， 等. 2種生物炭對Pb、Cd污染土壤的修復效果［J］. 江蘇農業學報， 2018， 34（4）： 835-841.

MENG Lirong， YU Haodan， YANG Tingting， et al. Immobilization of two biochars to Pb， Cd in contaminated soils［J］. Jiangsu Journal of Agricultural Sciences， 2018， 34（4）： 835-841.

Adsorption and immobilization of Cd2+ by cotton straw biochar

WEN Fang1， LIAO Na2， WANG Na1， JIN Jing1， YAO Yiqiang1

（1." Xinjiang Academy of Ecological and Environmental Sciences/Xinjiang Key Laboratory for Environmental Pollution Monitoring and Risk Warning/Xinjiang Engineering Technology Research Center for Cleaner Production/National Environmental Protection Junggar Desert-Oasis Ecotone Station for Scientific Observation and Research， Urumqi 830011，China; 2.Xinjiang Li Pan Environmental Protection Technology Co.， Ltd.， Urumqi 830011， China）

Abstract：【Objective】 The objective of the study is to investigate the potential of cotton straw biochar for the adsorption and immobilization of heavy metals Cd2+.

【Methods】" Cotton straw biochar （BC500， BC600 and BC700） was prepared from cotton straw， a typical agricultural waste in Xinjiang， at pyrolysis temperatures of 500℃（BC500）， 600℃（BC600） and 700℃（BC700）， respectively. Meanwhile， experiments of adsorption and passivation were carried out.

【Results】" The results showed that at an initial concentration of 100 mg/L Cd2+， the adsorption of Cd2+ by BC500， BC600 and BC700 reached 10.47 mg/g， 9.72mg/g and 11.96mg/g， respectively. The pseudo-second order kinetic was the most suitable model for describing the adsorption of Cd2+ onto cotton straw biochar. Sequential extraction test results showed that Cd2+ was predominantly adsorbed on cotton straw biochar as carbonate-bound fraction （77.74%-82.09%）. The exchangeable fraction and unavailable fraction for cotton straw biochar was low （12.14%-14.95% and 5.62%-6.75%， respectively） and the water soluble fraction was negligible （0.15%-0.55%）. Compared with the control， applications of cotton straw biochar at different pyrolysis temperatures resulted in an average decrease of 24.29% and 6.52% in the water-soluble and exchangeable fraction of Cd2+， respectively， and an average increase of 22.49% and 8.32% in the carbonate-bound and unavailable fractions， respectively.

【Conclusion】 Cotton straw biochar has strong sorption potentials for Cd2+ and can be applied to soil remediation to effectively reduce the bioavailability of Cd2+.

Key words：cotton straw biochar; Cd2+ ; adsorption; immobilization; heavy metal fractions

Fund projects：Natural Science Foundation of Xinjiang Uygur Autonomous Region – the Youth Fund Project （2019D01B40）; National Key R amp; D Program Project of China （2018YFC1802903）

Correspondence author：LIAO Na（1989-）， female， from Xuanhan， Sichuan， senior engineer， master’s degree， research direction： soil pollution management and remediation，（E-mail）1106684504@qq.com