全 文 ：醋糟生物炭对水体中 Pb(Ⅱ)吸附的影响
王碧钰 朱宇恩 李 华
（山西大学环境与资源学院，山西，太原 030006）
摘要： 本文以醋糟为原料在 700℃绝氧条件下制得醋糟生物炭，对比研究了醋糟炭化前后对水体中 Pb(Ⅱ)的吸附效果与特
性。采用比表面分析仪、傅立叶红外光谱(FTIR)和扫描电镜(SEM)对吸附质进行表征，并通过吸附试验测定了吸附质对 Pb(Ⅱ)
的吸附性能。结果表明，在温度为 298 K，pH 为 3~6 的条件下，醋糟生物炭与醋糟对 Pb(Ⅱ)达到吸附平衡的时间均为 30 min，
最佳投加量均为 3.3 g·L-1。两种物质对 Pb(Ⅱ)的吸附均高度拟合准二级动力学方程，吸附过程符合 Langmuir 模型，据分析
主要为单分子层的化学吸附。与醋糟相比，醋糟生物炭具有更大的吸附容量，为 68.027 mg·g-1，且在常温下即可表现出优异
的吸附效果。SEM 和 FTIR 分析可知，醋糟生物炭孔隙结构较醋糟更为发达，且表面含有丰富的含氧官能团和芳香类化合物。
关键词： 醋糟 生物炭 热解 吸附 Pb(Ⅱ)
中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号
Adsorption of Pb(Ⅱ) from aqueous solution by vinegar residue biochar
WANG Bi-yu ZHU Yu-en LI Hua
(College of Environmental & Resource Sciences, Shanxi University, Taiyuan 030006, China)
Abstract：Vinegar residue has been employed as raw material to produce biochar by pyrolyzing under the
conditions of 700℃ as well as anoxic condition. Adsorption properties of Pb(Ⅱ) by vinegar residue and vinegar
residue biochar was investigated respectively. The characteristics of the materials were mainly observed by
automated N2 adsorption analyzer, FTIR spectra and SEM. Results showed that both of the reactions, which Pb(Ⅱ)
adsorbed by vinegar residue and its biochar, reached equilibrium when the temperature was 298 K and pH was
ranged from 3 to 5.5. These processes last for only 30 min. It was also found that the optimal dosage for these two
absorbents was 3.3 g/L. According to the study of absorption kinetics, both vinegar residue and its biochar had
high degree to fit pseudo-second order kinetic equation. Meanwhile the simulation of isothermal absorption
showed the absorbent process which dominated by monomolecular layer chemical absorption was highly fitted
Langmuir model. Compared with vinegar residue, its biochar performed a higher adsorption capacity which could
reach 68.027 mg/g. SEM and FTIR analysis revealed that vinegar residue biochar had large surface area, and
abundant oxygen containing function groups and aromatic compounds were found on its surface.
Keywords： vinegar residue ； biochar ； pyrolysis ； adsorption； Pb(Ⅱ)
0 引 言
随着含铅制品的大量加工与使用，铅污染问题日益严重。目前，针对水体铅污染的修复方法有很多，
如吸附法、化学沉淀法、电絮凝法、离子交换法、膜分离法等。其中，吸附法因易于回收、经济有效和操
作简便利于控制的特点而成为一种有效的去除水中铅的方式[1,2]。
生物炭是生物质在缺氧或绝氧条件下热解制取生物质油与生物质合成气时产生的难溶固体残渣[3-5]，性
质稳定，同时含有丰富的含氧官能团、发达的孔隙结构和巨大的比表面积[6,7]，因而对环境中的重金属和有
机污染物具有较好的吸附作用，可降低污染物对生物的毒害，减少甚至消除其在环境中的风险[8-10]。生物
炭的原料来源十分广泛，如秸秆、谷壳、稻草等农业废弃物，污泥、垃圾等工业、城市生活产生的有机废
弃物和畜禽的粪便等。目前，利用不同来源的生物炭修复重金属污染水体的研究有很多，如 Inyang 等[11]
利用厌氧甜菜生物炭和厌氧乳制品垃圾生物炭吸附水体中 Pb，吸附量均高于 200 mmol/kg; Doumer 等[12]
利用甘蔗渣、桉树林残留物、蓖麻粉、绿椰果皮和水葫芦为原料制备生物炭对水中 Cd, Cu, Pb 和 Zn 进行
吸附，发现 5 种炭对 4 种目标污染物的去除率均达到 95%；Wang 等[4]采用经 KMnO4处理的山核桃木生物
炭去除水中 Pb, Cu 和 Cd, 其中对 Pb 的最大吸附量可达 153.1 mg/g。
我国醋糟资源丰富，就山西而言，食醋行业每年的醋糟产量近 60 万吨[13]。但是大量的醋糟资源并没
有得以充分利用，因其酸性大、腐烂慢，直接堆放对生态环境与城市卫生造成了不良影响。目前尚未见到
以醋糟为前体材料制备生物炭的相关研究，因此，本文以醋糟为原料制备生物炭，研究醋糟生物炭对水体
                                                              
收稿日期：
*基金项目：山西省科技攻关计划（20140311008-6）
网络出版时间：2016-11-03 15:40:21
网络出版地址：http://www.cnki.net/kcms/detail/11.2097.X.20161103.1540.006.html
中 Pb(Ⅱ)的修复效果，以期为醋糟的综合利用提供一种新方法，为铅污染水体的修复提供一种新材料。
1 材料与方法
1.1 醋糟炭的制备
以醋糟为原料，去离子水冲洗 3 次，80℃下干燥 24h 后，在 700℃绝氧条件下热解 2h，完全炭化后绝
氧自然冷却至室温，得产油产气后的固体残渣——醋糟生物炭。将样品混匀研磨，过 0.147 mm 筛，贮于
干燥器中，用于结构表征和吸附实验。
1.2 吸附质性质表征
吸附质的 pH 采用台式 pH 计(OHAUS, STARTER 3100)测定，吸附质与去离子水比为 1:20 (W/V) [11] ；
元素组成(C，H，N，O)采用表面元素分析仪(Vano EL cube)测定；BET 比表面积采用 N2 吸附仪(3H-2000PS2)
测定；表面含氧官能团利用傅立叶红外光谱(FTIR)(Nicolet 380)KBr 压片法扫描定性分析；颗粒外观形貌利
用低真空扫描电子显微镜(SEM) (JSM-6700F)进行观察。
1.3 吸附实验
将一定量醋糟生物炭投加到由Pb(NO3)2配制的一定浓度的Pb(Ⅱ)溶液中，同时设置醋糟进行对照试验。
在 pH 影响试验中，Pb(Ⅱ)溶液设置为 80 mg·L-1，利用 0.1 mol·L-1 的 HNO3 和 0.1 mol·L-1的 NaOH 调节设
置 pH 梯度为：2.0、3.0、3.5、4.0、4.5、5.0、5.5、6.0，生物炭投加量为 1 g：30 mL，并在 220 r·min-1，
298 K 条件下恒温振荡 24 h；在吸附质投加量影响试验中，取 30 mL，80 mg·L-1 的 Pb(Ⅱ)溶液，设置吸附
质投加量梯度为：0.05、0.1、0.2、0.3、0.5、1、2 g，298 K 条件下恒温振荡 24 h；动力学实验中 Pb(Ⅱ)
溶液浓度为 80 mg·L-1，吸附质投加量为 3.3 g/L，在 298 K 条件下恒温振荡，并于 2、4、6、8、10、15、
30、60、120、180、240、360、480 min 时吸取悬液，过滤取滤液测定；等温吸附实验分别在 298 K 和 318
K 条件下进行，设置 Pb(Ⅱ)浓度梯度为 80、200、320、440、560、680 mg·L-1，吸附质投加量为 3.3 g/L，
振荡吸附时间为 24 h。吸附实验设置相应初始浓度的 Pb(Ⅱ)溶液为对照，以扣除管壁吸附的影响，每个处
理组设置三个平行，滤液中 Pb(Ⅱ)浓度采用火焰原子吸收分光光度计(瓦里安 AA140/240)测定，根据吸附
前后溶液中 Pb(Ⅱ)的浓度，分别计算醋糟与醋糟生物炭对 Pb2+的吸附量 q(mg·g-1) (1)和吸附率 R(%)(2)，计
算如下：
q=V(C0-Ce)/m (1)
R=(C0-Ce)/C0*100 (2)
式中，q 为吸附量，mg·g-1；R 为吸附率，%；Ce 为平衡浓度，mg·L-1；C0 为初始浓度，mg·L-1；V 为溶液
体积，L；m 为吸附材料的质量，g。
1.4 数据处理
数据分析采用 Microsoft Excel 2010 和 SPSS 11.5 统计软件完成，对数据进行 ANOVA 方差分析，并采
用 LSD 和 Games-Howell 多重比较法进行显著性检验分析(P<0.05)。采用 Origin 8.0 绘图。
2 结果与讨论
2.1 醋糟生物炭与醋糟的性状表征
醋糟生物炭与醋糟的元素组成及基本性质如表 1 所示。C 为醋糟生物炭的主要元素，且其含量是醋糟
的 1.5 倍，而 H 含量与 O 含量明显低于醋糟，这是由于醋糟作为前体材料，在热解制备生物炭时失去结合
水所致。吸附质的理化性质，如 pH、比表面积，是影响其环境应用的重要因素[11]。如表 1 所示，醋糟为
弱酸性，比表面积为 3.0795 m2·g-1，而热解为炭后 pH 大幅度升高，呈碱性，且比表面积增大为原来的 2
倍(6.8739 m2·g-1)，这将有利于醋糟生物炭对重金属的吸附固化效果。电镜扫描图显示，醋糟表面较为光滑，
内部存在一定孔结构，但由于碎屑的堵塞，孔结构并不明显；而热解为生物炭后，碳元素在氧化反应的作
用下发生蚀刻，同时随着生物质中有机成分的裂解及挥发性产物的析出，发育出较多微孔结构，且孔结构
清晰，为污染物质提供了更多可能的结合位点[14]。对比醋糟与醋糟生物炭吸附 Pb(Ⅱ)前后的扫描电镜图可
知，两种吸附质在吸附重金属后，其表面附着的颗粒物均明显增加，大量的小颗粒团状物聚集在吸附质表
面与孔隙结构中，说明吸附质对 Pb(Ⅱ)产生了吸附作用[15]。




表 1 吸附质元素组成(%)及基本理化性质
Table 1 Elementary composition and physico-chemical properties of absorbents




注：-为未检出。

a. 醋糟(×3000 倍) b. 醋糟吸附 Pb(Ⅱ)后(×3000 倍)

c. 醋糟生物炭(×3000 倍) d. 醋糟生物炭吸附 Pb(Ⅱ)后(×2000 倍)
图 1 醋糟与醋糟生物炭对 Pb(Ⅱ)吸附前后扫描电镜图
Fig.1 SEM images of adsorbents before and after adsorption
图 2 所示为醋糟生物炭与醋糟的傅立叶红外光谱(FTIR)图，从图中可看出醋糟生物炭与醋糟均含有较
丰富的官能团，但两者的特征吸收峰存在一定差异。谱图中在 3411 cm-1 附近醋糟出现较强吸收峰，而热
解为生物炭后吸收峰明显减弱，这是由于醋糟在炭化过程失去结合水，导致缔合-OH 中氢键的伸缩振动减
弱[16]。在 2925 cm-1(非对称)和 2854 cm-1(对称)处醋糟表现出较明显的特征吸收峰，该现象应该与-CH2 和
-CH3 官能团中 C-H 键的伸缩振动[16]有关；而醋糟生物炭在这些波数处吸收峰消失，可能是由于炭化使表
面极性官能团减少甚至消失[17,18]造成的。1780 cm-1-1662 cm-1 处出现的特征峰是由羧基、酮类、醛类、酯
类等官能团中 C=O 键的弹性振动引起，与醋糟相比，醋糟生物炭在此处吸收峰减弱。1152 cm-1 和 1078 cm-1
处出现的特征峰是因为酯类、醚类、醇类官能团中的 C-O 键伸缩振动，950 cm-1 处出现的特征峰与醚类官
样品 C H N O Pb

pH
BET
比 表 面
积/m2·g-1
醋糟
生物炭 65.03 1.404 3.13 30.184 -

9.33

6.8739
醋糟 43.2 5.567 3.03 47.785 - 5.47 3.0795
能团中 C-O-C 的对称伸缩有关，而 856 cm-1 处出现的特征峰则是因为芳香类化合物吡啶和吲哚等的存在，
醋糟生物炭与醋糟在这些位置处均有明显的吸收峰，说明两者含有丰富的含氧官能团与芳香类化合物，可
为 Pb(Ⅱ)的吸附过程提供 π 电子与之形成稳定结构[19]；在 1395 cm-1 处醋糟生物炭表现出强于醋糟的特征
吸收峰，这一特征峰归因于 NH4+，NH4+可解离出 H+与 Pb(Ⅱ)发生离子交换[20]。
4000 3750 3500 3250 3000 2750 2500 2250 2000 1750 1500 1250 1000 750
波数/cm-1
醋糟
C-O-C
NH4
+
透
射
率
（
%
） C-O
醋糟生物炭
-OH C-H
C=O
芳香类

图 2 醋糟生物炭与醋糟的 FTIR 谱图对比
Fig.2 FTIR spectra of vinegar residue biochar and vinegar residue
2.2 吸附试验
2.2.1 溶液 pH 对吸附的影响
不同 pH 条件下醋糟生物炭与醋糟对溶液中 Pb(Ⅱ)的吸附率变化情况如图 3 所示，醋糟生物炭对溶液
中 Pb(Ⅱ)的吸附去除能力要整体高于醋糟。在 pH 范围为 3~6 的条件下，两者对 Pb(Ⅱ)均有较好的吸附，
其中醋糟生物炭与醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附率分别维持在 99.4%和 94%以上，且 pH 变化对吸附率影响不显著；
在 pH 为 2 的强酸性条件下，两者对 Pb(Ⅱ)的去除能力均很低，这是因为此时溶液中含有大量的 H+，在吸
附质表面的官能团点位（主要为含氧官能团）和 π共轭点位上与 Pb2+形成竞争吸附，使吸附质表面阳离子
占据主导地位，抑制了吸附质对金属离子的吸附[21,22]。当 pH 升高时，吸附质表面酸性官能团去质子能力
增强，使其表面负电荷增加[22,23]，从而大幅度增加了对重金属的吸附去除能力。
结果表明，在 pH为 3~6 的较宽范围内，醋糟对 Pb(Ⅱ)有较好的吸附，热解为醋糟生物炭后更是对 Pb(Ⅱ)
的去除有了很大的提升，这将有利于醋糟生物炭在实际工程中的应用。
1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0 5.5 6.0 6.5
15
20
25
30
35
92
94
96
98
100
102


pH
R
(
%
)
醋糟炭
醋糟



图 3 pH 对 Pb(Ⅱ)吸附的影响
Fig.3 Effects of initial solution pH on Pb(Ⅱ) adsorption
2.2.2 吸附质用量对吸附的影响
吸附质用量对 Pb(Ⅱ)吸附效果的影响如图 4 所示。由图 4 可看出，吸附质的用量对 Pb(Ⅱ)的吸附去除
有较大影响。总体来看，相同吸附质用量条件下醋糟生物炭对 Pb(Ⅱ)的吸附要优于醋糟，分析原因为醋糟
生物炭的孔隙结构发达，比表面积是醋糟的 1 倍，因而具有更多的可与 Pb(Ⅱ)结合的吸附位点[20]。随着吸
附质投加量的增加，总官能团数和有效吸附位点增加，对 Pb(Ⅱ)的吸附率也随之大幅增加，当投加量为 0.1
g 时，醋糟生物炭对 Pb(Ⅱ)的吸附率可达 100%，此时醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附率为 98%；随着吸附质用量继续
增大，醋糟生物炭对 Pb(Ⅱ)的吸附率随投加量的变化无显著差异，而醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附率则出现一定程
度的下降，分析原因可能为醋糟本身偏酸性，当醋糟添加量增加时，溶液中 H+增加，导致醋糟表面去质子
能力减弱，对 Pb2+的吸附被抑制，从而降低了吸附效果。
因此，结合吸附去除效果及实际工程应用中的成本问题，两种吸附质添加量均在 3.3g·L-1 时即可达到
很好的吸附，其中醋糟生物炭为 100%，醋糟为 98%。
0 10 20 30 40 50 60 70
90
91
92
93
94
95
96
97
98
99
100
101
102


吸附质用量( g/L)
R
(
%
)
醋糟炭
醋糟


图 4 吸附质用量对 Pb(Ⅱ)吸附的影响
Fig.4 Effect of adsorbents dosage on the Pb(Ⅱ) adsorption
2.2.3 吸附动力学研究
图 5 所示为醋糟生物炭与醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附动力学研究。由图 5 可看出醋糟生物炭与醋糟对 Pb(Ⅱ)
的吸附明显分为两个阶段：2-10 min 的快速吸附和 10 min 后的慢速吸附直至达到吸附平衡。同时醋糟比醋
糟生物炭吸附更迅速，在 2 min 时醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附率即达到 96%，而醋糟生物炭对 Pb(Ⅱ)的吸附率为
94%。4 min 时，醋糟生物炭对 Pb(Ⅱ)的吸附率达到 98%，并在 8 min 开始达到 99%以上。醋糟生物炭与醋
糟对 Pb(Ⅱ)的吸附均在 30 min 达到吸附平衡，其中醋糟生物炭的平衡吸附率接近 100%，醋糟的平衡吸附
率为 97%。利用 Lagergren 准一级动力学方程(3)和准二级动力学方程(4)分别对两者的吸附进行拟合，其线
性方程式如下：
ln(qe -qt ) = ln qe - k1 t (3)
t/qt = (1/k2qe2) + t /qe (4)
式中, qe为平衡时的吸附量，mg·g-1；qt 为 t 时刻吸附剂对重金属的吸附量，mg·g-1； t 为吸附时间，min；
k1 为准一级动力学方程的反应速率常数，min-1；k2 为准二级动力学方程的反应速率常数，g·(mg·min)-1。
相应的拟合参数由表 2 给出，相较于准一级动力学模型(醋糟生物炭 R2=0.3163, 醋糟 R2=0.6426), 醋糟
生物炭与醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附均很好的拟合了准二级动力学模型，具有高度相关性(醋糟生物炭 R2=1, 醋糟
R2=1), 且根据准二级动力学方程算出的理论平衡吸附量与实际平衡吸附量更接近，说明醋糟生物炭与醋糟
对 Pb(Ⅱ)的吸附均为化学吸附[24].
-10 0 10 20 30 40 50 60 200 300 400 500
0
5
23.0
23.5
24.0
24.5
25.0
25.5
0 100 200 300 400 500
0
5
10
15
20
醋糟生物炭
醋糟
q t(
mg
g
-1
)
t（min）

t
/q
t
t (min)



图 5 吸附质对 Pb(Ⅱ)吸附的动力学曲线
Fig.5 Kinetics of Pb(Ⅱ) adsorption by absorbents
表 2 吸附动力学参数\
Table 2 Fitness of dynamics models for Pb(Ⅱ) adsorption on adsorbents
注：Cini 为反应溶液中 Pb(Ⅱ)的初始浓度。
2.2.4 等温吸附
图 6 所示为不同等温条件下溶液初始浓度对 Pb (Ⅱ)吸附的影响。当 Pb (Ⅱ)的初始浓度低于 400 mg·L-1
时，吸附质对 Pb (Ⅱ)的平衡吸附量随溶液浓度的增加而显著增加，这是由于溶液中 Pb (Ⅱ)浓度低，吸附
质表面吸附位点与活性基团充足 [25]；而当溶液浓度继续增大时，平衡吸附量则基本保持不变，此时达到
吸附平衡，吸附质基本吸附饱和[25]。采用 Langmuir 模型(5)和 Freundlich 模型(6)对醋糟生物炭与醋糟吸附
Pb (Ⅱ)的等温式进行拟合，其公式分别为：
Ce/qe = 1 / (KL * qm) + Ce/qm (5)
lnqe = lnKf + 1 / n * lnCe (6)
式中，Ce 为平衡时的溶液浓度，mg·L-1；qe 为平衡时的吸附量，mg·g-1；qm 为最大吸附量，mg·g-1；Kf
为吸附容量，mg·g-1；n 为 Freundlich 常数，表示吸附强度；KL可表征吸附剂表面吸附点位对重金属离子
亲合力的大小，L·mg-1。
相应的拟合参数由表 3 给出。通过比较两种模型拟合的相关性系数 R2可看出：Langmuir 模型能够更
好的描述醋糟生物炭与醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附，且由该模型计算出的理论最大吸附量与实际最大吸附量更接
近，说明两种吸附质对 Pb(Ⅱ)的吸附过程接近于表面分布均匀的单分子层吸附。拟合结果中，298 K 条件
下，两种吸附质的参数 KL分别为 0.061 L·mg-1 和 0.045 L·mg-1，醋糟生物炭>醋糟，说明在常温条件下醋
糟生物炭对 Pb(Ⅱ)的吸附能力要优于醋糟。当吸附温度升高至 318 K 时，醋糟生物炭对 Pb(Ⅱ)的吸附能力
下降，而醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附能力增加，说明醋糟生物炭对 Pb(Ⅱ)的吸附属于放热反应，适于常温下对 Pb(Ⅱ)
的去除；而醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附属于吸热反应，当 Pb(Ⅱ)浓度升高，醋糟对其的吸附容量下降时，适当升
高温度可以提升醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附能力。
样品

Cini/
mg·g-1

实际平衡
吸附量 qe
/mg·g-1
准一级动力学方程 准二级动力学方程
qe
/mg·g-1
k1
/min-1
R2
qe
/mg·g-1
k2
/g·mg-1·min-1
R2
醋糟
生物炭 80 24.170 0.059 0.012 0.316 24.155 1.143 1
醋糟 80 23.526 0.048 0.011 0.643 23.419 1.204 1
0 120 240 360 480 600 720
20
30
40
50
60
70

298K 醋糟
318K 醋糟
298K 醋糟生物炭
318K 醋糟生物炭
C0（mg L-1）
q e(
mg
g
-1
)


图 6 不同等温条件下初始浓度对 Pb (Ⅱ)吸附的影响
Fig.6 Effects of initial concentration on the adsorption of Pb (Ⅱ) at different temperature
表 3 等温吸附模型拟合参数
Table 3 Fitness of isotherm models for Pb (Ⅱ) adsorption on adsorbents
样品

温度
/K
Langmuir Freundlich
qm/
mg·g-1
KL /
L·mg-1
R2
Kf /
mg·g-1
n R2
醋糟
生物炭
298 68.027 0.061 0.997 23.078 5.605 0.995
318 44.444 0.054 0.994 22.708 9.785 0.966
醋糟 298 49.020 0.045 0.9915 17.347 6.035 0.954
318 64.103 0.018 0.9542 17.674 5.464 0.856
3 结论
1)醋糟生物炭为多孔结构的吸附质，其表面含有丰富的含氧官能团和芳香类化合物，同时含有 NH4+，为
Pb(Ⅱ)的吸附提供 π电子与 H+。醋糟生物炭呈碱性，这一性质有利于醋糟生物炭对重金属的吸附作用。
2)在温度为 298 K ，pH 为 3~6 的条件下，醋糟生物炭与醋糟对 Pb(Ⅱ)都表现出较快的吸附速率，30 min
即可达到吸附平衡，最佳投加量均为 3.3 g·L-1，而醋糟生物炭的最大吸附量(68.027 mg·g-1) 要明显优于醋
糟(49.020 mg·g-1)。当提升测试温度时，醋糟对 Pb(Ⅱ)的吸附容量有所提升，而醋糟生物炭略有下降，这
表明醋糟生物炭更适合在常温条件下进行吸附。
3)对醋糟和醋糟生物炭进行吸附动力学以及等温吸附模拟研究，结果表明两种物质对 Pb(Ⅱ)的吸附均高度
拟合准二级动力学方程，吸附过程符合 Langmuir 模型，主要为单分子层的化学吸附。
参考文献
[1] 袁海平. 固定化微生物细胞吸附铅的研究[D].太原：山西大学，2010.
[2] SREEJALEKSHMI K G, KRISHNAN K A, ANIRUDHAN T S. Adsorption of Pb(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) -citric acid on sawdust activated carbon: Kinetic and
equilibrium isotherm studies[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009. 161(2/3): 1506-1513.
[3] LEHMANN J. Bio-energy in the black[J]. Frontiers in Ecology & the Environment, 2007, 5(7): 381-387.
[4] WANG H Y, GAO B, WANG S S, et al. Removal of Pb(Ⅱ), Cu(Ⅱ), and Cd(Ⅱ) from aqueous solutions by biochar derived from KMnO4 treated hickory
wood[J]. Bioresource Technology, 2015, 197: 356-362.
[5] 刘国成. 生物炭对水体和土壤环境中重金属铅的固持[D].青岛：中国海洋大学，2015.
[6] FABBRI D, TORRI C, SPOKAS K A. Analytical pyrolysis of synthetic chars derived from biomass with potential agronomic application
(biochar).Relationships with impacts on microbial carbon dioxide production[J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 2012, 93(1): 77-84.
[7] YANG G X, JIANG H. Amino modification of biochar for enhanced adsorption of copper ions from synthetic wastewater[J]. Water Research, 2014, 48(1):
396-405.
[8] 郭素华,许中坚,李方文,等. 生物炭对水中Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附特征[J]. 环境工程学报，2015, 9(7):3215-3222.
[9] TONG X J, LI J Y, YUAN J H, et al. Adsorption of Cu(Ⅱ) by biochars generated from three crop straws[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 25(4):
828-834.
[10] PARK J H, YONG S O, KIM S H, et al. Competitive adsorption of heavy metals onto sesame straw biochar in aqueous solutions[J]. Chemosphere, 2016,
142: 77-83.
[11] INYANG M, GAO B, YAO Y, et al. Removal of heavy metals from aqueous solution by biochars derived from anaerobically digested biomass[J].
Bioresource Technology, 2012, 110(2): 50-56.
[12] DOUMER M E, RIGOL A, VIDAL M, et al. Removal of Cd, Cu, Pb, and Zn from aqueous solutions by biochars[J]. Environmental Science and Pollution
Research, 2016, 23(3): 2684-2692.
[13] 贾宁. 醋糟制备重金属修复剂及其修复效果研究[D].太原：山西大学, 2014.
[14] XU X Y, SCHIERZ A, XU N, et al. Comparison of the characteristics and mechanisms of Hg(Ⅱ) sorption by biochars and activated carbon[J]. Journal of
Colloid and Interface Science, 2015, 463: 55-60.
[15] 程启明,黄青,刘英杰,等. 花生壳与花生壳生物炭对镉离子吸附性能研究[J]. 农业环境科学学报, 2014，33(10)：2022-2029.
[16] KEILUWEIT M, NICO P S, JOHNSON M G, et al. Dynamic molecular structure of plant biomass-derived black carbon (biochar)[J]. Environmental
Science and Technology, 2010, 44(4): 1247-1253.
[17] MAHTAB A, RAJAPAKSHA A U, LIM J E, et al. Biochar as a sorbent for contaminant management in soil and water: A review[J]. Chemosphere, 2014,
99(3): 203-203.
[18] CHEN X C, CHEN G C, CHEN L G, et al. Adsorption of copper and zinc by biochars produced from pyrolysis of hardwood and corn straw in aqueous
solution[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(19): 8877-8884.
[19] MUKOME F N D, ZHANG X, SILVA L C R, et al. Use of chemical and physical characteristics to investigate trends in biochar feedstocks[J]. Journal of
Agricultural and Food Chemistry, 2013, 61(9): 2196-2204.
[20] 谢超然,王兆炜,朱俊民,等. 核桃青皮生物炭对重金属铅、铜的吸附特性研究[J]. 环境科学学报, 2016，36(4)：1190-1198.
[21] LIU Z G, ZHANG F S. Removal of lead from water using biochars prepared from hydrothermal liquefaction of biomass[J]. Journal of Hazardous Materials,
2009, 167(1/2/3): 933-939.
[22] 夏广洁,宋萍,邱宇平. 牛粪源和木源生物炭对Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附机理研究. 农业环境科学学报，2014, 33(3): 569-575.
[23] LU H L, CHENG H Y, XU C, et al. Surface characteristics of crop-residue-derived black carbon and lead(Ⅱ) adsorption[J]. Water Research, 2008,
42(3):567-574.
[24] HUANG X M, PAN M. The highly efficient adsorption of Pb(Ⅱ) on grapheme oxides: A process combined by batch experiments and modeling
techniques[J]. Journal of Molecular Liquids, 2016, 215: 410-416.
[25] EI-ASHTOUKHY E-S Z, AMIN N K, ABDELWAHAB O. Removal of lead (II) and copper (II) from aqueous solution using pomegranate peel as a new
adsorbent[J]. Desalination, 2008, 223(1/2/3): 162-173.

第一作者：王碧钰（1989—），女，硕士研究生，主要研究方向为土壤重金属污染控制研究。wby2014sxu@163.com
通信作者：李华（1971—），女，博士，教授，主要研究方向为土壤污染治理、植物营养与环境生态。lihua@sxu.edu.cn