文摘

寻求一个新的路径限价稻草(RS)和厌氧消化残留物(DRS),生物炭生产在不同的温度下移除Pb (II)水溶液及其基本物理化学特征阐明潜在的吸附机制进行调查。pH值,总的来说,电导率(EC),灰、比表面积(SA),微量元素的内容,和芳香性的RS生物炭(RSBCs)和DRS生物炭(DRSBCs)与提升热解温度增加,产量和相反的趋势被发现,挥发性物质,H, N, o .低pH值和K内容但更高的收益率,碳稳定,N和P含量通过DRSBCs。因此,DRSBCs表现出较低的Pb(2)删除,这是RSBCs 0.15 - -0.35。最大吸附容量的276.3和90.5 mg·g−1通过RSBC DRSBC,分别在500°C。然而,不同的去除机制主导Pb (II)、碳酸盐和羧化物负责RSBCs,硅酸和磷酸盐沉淀和络合与羧酸盐集团DRSBCs控制。

1。介绍

米饭是主食了世界人口的一半。每年产生约4.8亿吨的糙米(1]。超过90%的大米生产从亚洲国家,中国是世界上最大的生产者;因此,每年产生大约9.75亿吨的稻草在田地里(2]。据报道,世界上只有20%的稻草生产可以利用,和其他废物(2,3]。在大多数国家,剩下的稻草原状作为覆盖物,投入地面土壤养分、露天焚烧或直接处理的领域,从而导致严重的空气污染和温室气体排放在实践中(4),从而在中国是严格禁止的。此外,稻草也雇佣作为反刍动物的营养需求的一部分,在大多数大米生产国。然而,低蛋白质含量、酚类属性,和高水平的二氧化硅和木质素-稻草被反刍动物消化率(5]。因此,寻求更多的途径有效地利用稻草是水稻生产的可持续性有意义。最近,厌氧消化沼气生产农业残留物,是一种有效的方法,已逐渐在全世界推广6]。然而,随着规模的增加厌氧消化,消化残留物的处理已成为一个迫切需要解决的问题。

目前,生产生物炭,通过pyrolyzing生物质在氧限制环境中含碳材料,已经成为替代方式利用废弃物生物质,如农作物秸秆、林业废弃物、和牲畜粪便(7,8]。没收碳的应用程序,修正这些土壤,改善土壤质量,控制污染物使生物炭和普遍调查更有吸引力。特别是在水环境中的污染物控制,许多调查表明,生物炭可以删除许多类型的有机和无机污染物从水的解决方案9]。与大多数有机污染物、无机污染物,主要是重金属,是不能生物降解的和可能会沿着食物链转移通过生物体内积累(7]。许多研究已经证明,生物炭具有良好的表演固定重金属在土壤和水10- - - - - -12]。因此,生物炭越来越被视为一种替代剂去除重金属的水处理技术。

去除重金属的机制从水溶液通过生物炭一般通过沉淀、络合、离子交换、静电相互作用(化学吸收作用)和物理吸附(7]。物理吸附主要是依赖于表面积和孔隙体积。尽管许多生物炭已报告有高表面积与均匀孔隙网络,包括微孔隙(< 2海里),中孔(2-50海里),和大孔隙(> 50 nm) (13),众所周知,生物炭的孔发展是不够的活性炭相比,传统的生物质直接碳化的生物炭没有激活流程(14]。许多生物炭报告为带负电荷的表面,它可以通过静电吸附带正电的金属景点。然而,流行的这种机制biochar-metal吸附过程是依赖于溶液的pH值和零电荷点(PZC)的生物炭(13,15]。络合(外部和内在领域)包括multiatom结构(即的形成。,complexes) with specific metal-ligand interactions, which was mainly related to oxygen functional groups on the surface of biochar [16,17]。固定重金属通过离子交换是另一个可能的机制,这是密切相关的带正电荷的离子,如钠、钾、Ca、Mg,生物炭表面和阳离子交换量(CEC) (18,19]。相反,降水已被广泛接受的一个主要机制,消除重金属的生物炭,大大与生物量的灰成分有关,如元素钙、镁、铁、铜、和Si (20.,21]。显然,在生物质灰组件可能与离子交换和降水的功能,并进一步影响吸附重金属的能力。稻草,通常具有相对较高的灰分含量,因此,可能用来固定重金属通过沉淀或离子交换。此外,厌氧消化可以转换的一部分有机物,如半纤维素、纤维素、木质素和其他有机抽提CH4和有限公司2。因此,厌氧消化稻草的灰分含量将大大提升与原来的稻草。考虑到紧急寻求利用稻草的有效路径及其消化残留物,其碳化生产生物炭去除重金属特别值得做深入调查。

环境中的铅污染的主要来源是铅酸电池行业,矿业、金属冶炼、汽车尾气、煤、和油漆。目前,治疗铅污染的主要方法包括化学沉淀、氧化还原、离子交换、吸附、反渗透和电解。然而,这些技术有一些缺点,比如复杂的过程,昂贵的化学输入,运行成本高,不方便操作,和潜在的二次污染。在这种背景下,典型的重金属离子铅(II)被选为模型污染物,研究生物炭的吸附性能来源于稻草厌氧消化残留物。同时,不同生物炭RS和DRS在越来越热解温度下获得寻求从水溶液对Pb去除的影响。相应地,生物碳的理化性质被歧视元素分析、扫描电子显微镜(SEM),傅里叶变换红外光谱(ir)、x射线衍射(XRD)。生物炭的吸附性能,吸附等温线、动力学、热力学和溶液pH值的影响阐述了通过批处理实验,讨论可能的吸附机制。

2。材料和方法

2.1。稻草和厌氧消化残留物

稻草(RS)是当地农场的收获在德阳,四川省和切碎的2.0 - -3.0厘米100 L生物反应器厌氧消化。50 d批消化,消化后泥浆收集从生物反应器的出口。消化的固体残渣稻草(DRS)被过滤分离,后来是碳化后风干。热解之前,RS和DRS是磨成粉(< 0.45毫米,渗在105°C)和干6.0 h游离水分擦去。的基本组成,分析了RS为Klason不溶木素和碳水化合物如[22],纤维素、半纤维素和木质素,14.0%,30.8%,和23.0%,DRS和相应的成分是3.1%,9.3%,和44.4%,分别。

2.2。生物炭的制备

干RS和DRS在管式炉正交(OTL 1200、南京南达仪器有限公司,中国)的保护气体下N2(纯度99.9%)流量为0.1 m3·h−1。管式炉的升温速率是控制在10°C·分钟−1,热解保持60分钟后到达400°C的设计温度,500°C, 600°C, 700°C。热解后,炉是生物炭收集冷却到室温。派生的生物炭是加权,生物炭产量计算的权重生物炭输入RS和DRS。RS在不同温度下获得的生物炭被任命为RS - 400、RS - 500、RS - 600和RS - 700。相应的生物炭从DRS贴上DRS - 400, DRS - 500, DRS - 600,分别和DRS - 700。

2.3。表征生物炭

近似分析,包括灰分、挥发分和固定碳,在RS, DRS,执行及其派生的生物炭,根据ASTM D 1762 - 84的标准方法(23]。元素成分,包括碳、氢、氮、氧,决定使用一个元素分析仪(美国热Finnigan EA112)。生物炭的pH值和电导率(EC)由酸度计测定(PHS-3C, LeiCi仪器有限公司,中国)和电导仪(DDS 12 dw, BanTe仪器有限公司,中国)的比率1:20 (m·v−1去离子水)生物炭。样本集中HNO消化3和30% H2O21比3:24 h值的确定在150°C K浓度、钠、钙、镁、和p .消化解决方案中的元素浓度测定电感耦合等离子体光谱(icp 7700年代,安捷伦、美国)。

热分析的RS、DRS和热重分析仪上进行了相应的生物炭(SDT Q600, TA仪器、美国)的加热速度10°C·分钟−1从20°C到700°C。生物炭的比表面积(SA)是衡量N2吸附等温线在77 K (nova - 2000 e, Quantachrome仪器,美国)与Brunauer-Emmett-Teller(打赌)方法。水稻秸秆生物炭的表面形态(RSBC)和消化稻草生物炭(DRSBC)由扫描电子显微镜观察(SU1510、日立、日本)比较明显的结构和表面特性。那些时光6700年,傅里叶变换红外光谱仪(Nicolet热费希尔科学、美国)是用来确认化学官能团的原始和Pb-loaded RSBC DRSBC。样品的光谱获得的64扫描范围内的400 - 4000厘米−14厘米的决议−1。此外,RSBC的XRD分析,DRSBC, Pb-loaded生物炭进行了计算机控制的衍射仪上配备了步进电机和石墨晶体单色仪(美国的那些时光,我2,Nicolet麦迪逊,WI)。衍射仪操作在40 kV和40 mA范围从5到70°的扫描速度1°·分钟−1。

2.4。吸附

Pb (II)的解决方案是由溶解分析试剂级Pb(没有3)2在去离子水批量吸附浓度为20 - 1200 mg·L−1和20到800 mg·L−1分别为RSBC DRSBC。0.1000 g生物炭加入150毫升screw-flasks满50毫升Pb (II)在120 r·分钟解决方案和动摇−1根据动力学结果为24小时。0.45吸附后,过滤解决方案μm过滤器和残余Pb (II)浓度取决于原子吸收光谱仪(美国热FAAS-M6)。热力学研究,进行批量吸附在15日,25日,35岁和45°C,分别具有类似的过程。pH值的影响进行了讨论,Pb (II)的解决方案是迅速调整到指定的pH值平衡使用1.0摩尔·L−1HNO3或1.0摩尔·L−1氢氧化钠添加0.1克生物炭后,批量吸附类似于上面的声明。所有运行的吸附进行了一式三份,提交数据的平均3读取。

3所示。结果与讨论

3.1。热解行为和生物炭RS和DRS的收益率

TG /壳体RS和DRS的结果如图所示1。稻草的主要质量损失阶段通常出现在200 - 500°C的范围最大重量损失在340°C的分解半纤维素的典型的分数,木质生物质中的纤维素和木质素(24]。根据壳体曲线,DRS的幅度比RS;然而,DRS在335°C的减肥速度明显低于RS,表明更容易通过热解,因为大部分的半纤维素和纤维素降解在RS退化的厌氧消化后,只有3.1%的纤维素和半纤维素9.3% DRS。可以观察到一个明显的峰值在408°C在DRS,因为较高的木质素仍未消化的和木质素的含量从23%上升到44.4%,厌氧消化。此外,TG曲线在最后阶段(400 - 750°C)表示,更多的解决分数将留在DRS厌氧消化后由于灰分含量较高。这些结果从TG /壳体基本上对RS厌氧消化后的成分变化。


图1
TG-DTG RS和DRS的曲线。

如表所示1生物炭收益率从47.5%下降至36.0%,RS随着热解温度的增加。相比之下,DRS是74.9%到57.5%。RS和DRS的生物炭产量都下降迅速从400°C到500°C,但往往是稳定在500°C。这主要是因为大多数有机物分解迅速,只有少数在热解过程中木质素的热解温度超过500°C。总的来说,生物炭产量从DRS提升了21.5 -27.4% RS由于DRS的灰分含量较高,这与TG /壳体的结果基本上是一致的。

表1
物理化学性质在不同的温度下产生的生物炭。
3.2。表征生物炭
3.2.1之上。热稳定性

减肥的峰值出现在100°C在所有生物炭,主要是由于自由水和束缚水的脱水(见图S1)。与RS和DRS的相应的原材料,没有明显的质量损失在200 - 400°C的分解半纤维素、纤维素和木质素热解过程中(25]。RSBC是获得较低温度的400°C, 3明显减肥山峰被发现在335年,425年和465°C,分别,这主要是由于碳化后的残留纤维素和木质素。然而,只有一个峰值的木质素损失出现在drs 470°C - 400。减肥的峰值仍然可以发现在DRS - 500,但无法观察到rs - 500的峰值在同一个区域,这又暗示rich-lignin DRS。随着热解温度、内RSBCs和DRSBCs被削弱的减肥400 - 550°C,碳化过程中由于碳化并不完全在中间温度(400和500°C),和残留纤维素和木质素进一步正交和释放挥发性很重要。相比之下,生物炭准备在高温下(600和700°C)相对完整,表明相对更高的热稳定性。所有生物炭在650年达到峰值后,弱减肥°C,这主要是由于煤灰中的矿物的分解物质,例如,CaCO3→曹(26]。总的来说,DRSBCs质量损失而减少RSBCs调查获得的温度,这意味着相对较高的热稳定性。

3.2.2。近似分析衍生生物炭

众所周知,固定碳(FC)和挥发性物质(VM)可以评估对生物降解的生物炭稳定(27]。热解温度表现出正相关与FC内容但负面影响VM RS和DRS的生物炭,也观察到在文献[28]。总的来说,FC内容下降13.8 - -20.9%相比,DRSBCs与相应的RSBCs研究热解温度。同样,DRSBCs VM含量减少了-6.9% - 4.2。灰分含量明显增强随着热解温度的增加,表明更有机的组件在RS和DRS在高温正交。此外,火山灰DRSBCs高出25.5 - -29.2%与相应的RSBCs相比,生物炭率是一致的,表明生物炭的产量RS和DRS ash-dependent。大量的矿物元素,特别是较高含量的硅,在稻草,将导致高灰分的衍生生物炭(RSBCs) [29日]。相对高灰分DRSBCs再次表示有机分数是分解和留存难消化在厌氧消化过程中矿物组成。

3.2.3。最后分析

正如所料,H和O的基本内容是随着热解温度降低(见表S1)。RSBCs C含量从41.1%上升到44.1%,温度是升高从400°C到600°C,这是符合生物炭生产形式传统木质生物质(8]。然而,略有减少(43.8%)观察到700°C。与传统木质生物质灰分含量相对较低,DRSBCs C含量表现出明显的减少随着热解温度的增加。据报道许多作品,可以发现生物质灰分含量较低,和C含量随着热解温度的增加可以观察到;然而,C内容相反的结果将会出现在生物质灰分含量越高,如猪的粪便,vermicompost和污泥19,30.,31日]。显然,矿物ash-abundant生物量分数将函数作为发射机热强化在热解释放挥发性问题(32]。此外,相对较低的有机分数(他们中的大多数被生物分解过程)在这种基质更容易将正交成低分子量化合物快速释放。降低H / C、O / C比更高的RSBC热解温度显示更加稳定和DRSBC [8]。至于从RS和DRS生物炭,N含量明显减少随着热解温度可以观察到,这是由于蒸发的形式氮氧化物和北半球3在一代的废气(33]。然而,显著增加也可以观察到随着热解温度增加到700°C,这主要是与稳定N-derivatives或N-doping为复杂结构的形成在相对较高的温度28,34]。DRSBCs建议稳定N C含量较高在更高的温度下会形成与灰分含量有关。然而,详细的生产稳定的N仍需要更多的调查。

此外,Na的内容,Ca、Mg, P在RS都明显低于DRS。相应地,其内容得到了生物炭的RS都低于DRS。然而,RS K含量显著高于DRS,导致其相对降低RSBCs相应的内容。这些结果表明K稻草将发布更多的液体分数厌氧消化后,和上面的其他调查元素将保持更多的消化固体残渣。K作为催化的关键元素在水稻热解二氧化硅的融化可能会影响水晶硅酸盐粒子的属性,并进一步生产生物炭的功能(35]。K的内容,总的来说,Na, Ca、Mg和生物炭的增加与温度的上升,表明准备生物炭在高温下能表现出离子交换容量和可能有利于通过离子交换吸附的重金属。然而,RSBCs和DRSBCs钙和镁含量显著减少额外的温度较高的700°C由于通过热解挥发气体,这结果是与以前的报告一致的另一种消化残渣vermicompost [19]。

3.2.4。pH值、EC和官能团

正如预期的那样,研究生物炭是碱性由于大量的碱和碱土金属。此外,pH值随着热解温度的增加可以观察到RSBCs和DRSBCs矿物质,尤其是碱土金属,可以分解成相应的氧化物。DRSBCs的pH值低于RSBCs,这可能与相对较低的内容主要碱金属DRSBCs K。此外,一些酸性物质如腐殖酸,在厌氧发酵产生,也可能导致相对较低的pH值在DRSBCs [36]。总的来说,电子商务增强随着温度的增加,这是在生物炭与可溶性盐含量呈正相关。总的来说,SA RSBCs和DRSBCs增加随着温度的增加,但减少出现在高温(700°C)的RSBC,这是由于化学结构的重排和孔隙大小的一部分崩溃在高温(37]。此外,RSBC产生在不同的温度下表现出典型的高股价与DRSBC相比,这可能是由于丰富的木质纤维素的派系在RS和中也发现了类似的结果38]。扫描电子显微镜图像(图S2)表明,RSBC更有多个孔洞和微孔隙的脱水木质纤维素(29日]。相反,DRSBC画面显示更多的水晶和多孔结构,这意味着相对较低的木质纤维素的部分内容。

根据傅立叶变换红外光谱RSBCs DRSBCs图2,乐队强度在3400 - 3430厘米−1(-哦),2850 - 2950厘米−1(脂肪族 )降低热解温度增加时由于热破坏纤维素的羟基,脂肪烷基组。同样,特性(C = O) 1630至1580厘米−1和1430至1390厘米−1减少由于热破坏的物质和羟基脂肪族。芳香碳仍在高温热解后比脂肪族惰性碳在氧化条件下(39]。因此,高温衍生生物炭更顽固的,吸附能力较低。羧酸盐的强度组(C = O拉伸)在RSBCs强,可作为金属吸附的网站(40]。因此,RSBCs可能比DRSBCs更好的重金属吸附能力。3功能在1100、800和470厘米−1被分配到Si-O-Si的振动。圣莱科特在RSBCs变得不那么激烈的随着热解温度的增加,暗示硅晶体的形成高温(40]。所有生物炭具有强烈Si-O-Si拉伸带,这意味着RSBCs和DRSBCs可以作为一种新型硅源由于其高硅含量(39]。

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(b)
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图2
傅立叶变换红外光谱RSBCs和DRSBCs。(一)RSBC;(b) DRSBC。
3.3。Pb (II)通过衍生生物炭吸附从RS和DRS受热解温度的影响

总的来说,相当大的Pb (II)从水溶液可以通过RSBCs移除。根据图3Pb (II)的吸附明显被提拔为生产生物炭的热解温度从400°C增加到500°C。的最大吸附容量264.4 mg·g−1出现在RSBCs从500°C。后来,吸附是明显减少到221.3毫克·g−1当热解温度增加到700°C。类似的热解温度对铅的影响(2)吸附也发生在DRS的生物炭。先前的研究显示相同的结果,生物炭吸附容量提高热解温度从300°C到500°C,但没有增加时,热解温度一直增加到600°C (28]。此外,增加了Pb (II)吸附可能与SA增加热解温度低于500°C。此外,减少铅(2)观察吸附热解高于500°C,表明它可能会被另一个负面影响行动。先前的研究已经证明,重金属对生物炭的吸附可能也是主要与表面官能团之间的交互和矿物质(26]。减少氧官能团在这些生物炭在更高的热解温度可能部分减少Pb (II)吸附(图2)。此外,钙、镁、磷、和无机元素形成不溶性磷酸盐和碳酸盐晶体中的高温生物炭可以缓慢的释放率 和 ,从而减少反应通过降水(Pb (2)41]。基于这些结果,Pb (II)的吸附RSBC和DRSBC可能与SA的发展的相互作用,氧官能团,阴离子参与降水。显然,Pb(2)删除从水溶液DRSBCs RSBCs 0.15 - -0.35,这可能大大归功于一些表面官能团和可溶性盐的损失在厌氧消化和减少SA (42]。


图3
Pb (II)生物炭的吸附在不同热解温度下获得的。
3.4。Pb (II) RSBC和DRSBC吸附行为

根据热解温度对铅的影响(2)吸附、生物炭在500°C的RS和DRS被选中去阐明通过调查等温线的吸附行为,动力学和热力学。提出了图S3aRSBC的吸附容量和DRSBC升高增加的初始Pb (II)浓度。Pb(2)吸附容量的rs - 500和drs - 500迅速增强Pb (II)的初始浓度低于500 mg·L−1和200 mg·L−1,分别。相应地,Pb (II)可以几乎完全除去这些浓度。然而,吸附趋于平衡,Pb (II)初始浓度不断增加。这种现象通常依赖于事实Pb (II)的竞争吸附RSBC DRSBC表面网站并没有明显的浓度相对较低,而他们激烈竞争成为Pb (II)的浓度大大增加。朗缪尔(Eq。S1)和弗伦德里希(Eq。S2)等温线之间的关系已被广泛接受的描述吸附剂表面上被吸附物的浓度和溶液中的平衡。与弗伦德里希(图模型4(一)和表S2),可获得较高的相关系数由朗缪尔模型( ),证明吸附Pb (II)的rs - 500和drs - 500都是基于单层均匀吸附过程。的最大Pb(2)吸附容量rs - 500和drs - 500被确定为276.3和90.5 mg·g−1分别是通常高于大多数的低成本吸附剂,如动物粪便厌氧消化生物炭(51.4 mg·g−1)和污泥生物炭(30.9 mg·g−1)[43,44]。这个结果暗示RSBC DRSBC表现出一个优秀的吸附能力从水溶液中删除Pb (II)。值得注意的是,rs - 500的去除率很低作为初始Pb (II)浓度低于100 mg·L−1;然而,几乎没有Pb (II)中检测出drs - 500平衡解决方案即使在最初Pb (II)浓度20毫克·L−1。因此,DRSBC应该更适合去除Pb (II)在低浓度比RSBC。Pb (II)之间的亲和性和生物炭可以进一步利用无因次分离系数预测 (Eq。S3)。1 > > 0, = 1, > 1表明等温线的形状是有利的,线性的,分别和不利。根据rs - 500和drs - 500朗缪尔参数,计算 分别为0.56和0.046,表明铅的吸附(II)在rs - 500和drs - 500是青睐。

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图4
吸附等温线和动力学的Pb (II)在生物炭吸附:(a)吸附等温线的rs - 500和drs - 500;(b)吸附动力学的rs - 500和drs - 500。

Pb (II)执行的rs - 500迅速吸附在最初2 h,并移除Pb (II)超过215 mg·L−1(图S3b)。然而,吸附在12 h逐渐减慢,达到平衡。这可能被视为大量空置的表面吸附网站RSBC了在初始阶段,和表面网站逐渐饱和,几乎占领了随着时间的延长43,44]。Pb (II)吸附drs - 500没有在48小时达到吸附平衡,因为drs - 500是一个相对密集的大量积累结构(图S2),这可能会导致吸附网站覆盖,导致较慢的反应和Pb (II)。此外,Pb (II)可以吸附沉淀的离子释放生物炭,反应速率取决于矿物的溶解率的组件。大部分矿物质RSBC无定形和容易可溶性矿物盐,可释放负离子更容易和更快的沉淀和Pb (II) (41]。然而,DRSBC形成更多的水晶矿物质,更难溶解。即使少量的结晶矿物可以溶解,溶解速率相对较慢;从而Pb (II)的生物炭吸附变得缓慢。Pb (II)的动力学吸附对rs - 500和drs - 500所描述的一阶(Eq。S4)和二阶(Eq。S5)模型(图4 (b)),分别。它可以知道二阶模型能更好地模拟rs - 500和drs - 500(表S3),进一步证实了吸附率很大程度上由化学吸收作用机制(45]。二阶模型( = 0.96)似乎更好地描述吸附drs - 500而不是rs - 500 ( = 0.87),部分表明降水和内在领域表面络合也可能扮演重要的角色在Pb (II)通过rs - 500吸附。

吉布斯自由能( )、焓( ),熵( )通常被认为是重要参数理解吸附机制。方程是在情商展出。S6情商。S8和计算结果表S4。的值 是负吸附温度,表明吸附过程是自发的。的升高 增加温度说明吸附过程的rs - 500和drs - 500可以支持温度,可以再次证明在图S3d。随着温度升高15到45°C, Pb(2)吸附容量的rs - 500和drs - 500可以增加从245.1 mg·g−1254.5 mg·g−1和63.0 mg·g−1140.8 mg·g−1,分别。这种现象可以归因于吸附碰撞站点的晋升机会和Pb (II)离子吸附温度更高(12]。Δ的 rs - 500和drs - 500的值是0.244 KJ·摩尔−1和4.038 KJ·摩尔−1,表明吸附过程是吸热和随机热运动的离子在水溶液中具有显著影响DRSBCs Pb (II)吸附。的值 分别为5.9和18.0 J·摩尔−1·K−1阐明,rs - 500, drs - 500和Pb (II)是紧密相连。此外,增加了吸附温度可以增加吸附物之间的自由度和吸附在固-液界面46]。drs - 500高活化熵值,这意味着drs - 500是远离自己的热力学平衡和系统可以反应更快产生活化络合物(47]。因此,络合作用可能比RSBCs DRSBCs发挥更重要的作用。

此外,在图S3cPb (II)的吸附,提高了rs - 500溶液pH值,表明较低的pH值导致更大的竞争互动H+和Pb (II)。多样化,当pH值从2.0增加到4.0,drs - 500 Pb (II)的吸附能力下降从115.1 mg·g−192.6 mg·g−1。此外,SiO2是带负电荷的pH值在低pH值(< 3.0)因为其较低的等电点和溶液的pH值也可以影响硅溶解从生物炭39,48]。因此,DRS500吸附容量低pH值的增加主要归因于SiO的贡献2组件。

3.5。潜在机制Pb (II)吸附RSBC和DRSBC

如上所述,Pb (II)吸附RSBC和DRSBC既减少略SA与热解温度的增加大大提升。这个结果表明,吸附表面积增加相关并不占主导地位。根据红外光谱结果RSBC和DRSBC之前/之后Pb (II)吸附(图S4吸附后),一些乐队的转变表明现有的Pb (II)和官能团之间的相互作用。例如,首席运营官的转变——对称拉伸低频率( 和 厘米−1)可能是由于低电子密度由Pb (II)吸附在rs - 500和drs - 500,分别是(49]。首席运营官的转变——不对称带延伸到更高的频率( 和 厘米−1)也观察到在Pb (II)吸附在rs - 500和drs - 500,这可能是由于质子化作用的羧酸盐组(49]。因此,一种可能性的Pb (II)的生物炭吸附RS和DRS可以描述如下,揭示表面络合通过羧酸盐组和Pb (II)之间的协调是一个重要的路径(Eq。1))。

此外,乐队在470、800和1100厘米−1Si-O-Si弯曲拉伸的特点,分别对称拉伸,和非对称拉伸,(50]。Pb (II)吸附后,这些山峰被改变,变得不那么强烈,这表明,Pb (II)可能与Si-O-Si的现有结构;然而,大量的过程值得进一步调查。

进一步阐明矿产和Pb (II)之间的交互,也进行了XRD分析Pb (II)吸附后如图5。元素分析表明,P DRSBC很有钱,这是远远高于RSBC(表1)。之前的研究表明,在生物炭中引入P诱导形成的不溶性磷酸铅矿石Pb-polluted水(51]。XRD表明晶体的降水βpb9(PO4)6形成在drs - 500 Pb (II)吸附。同样的,βpb9(PO4)6还发现在以往的研究Pb (II)在生物炭吸附转换从牛粪52]。潜在的行动过程释放磷酸盐从DRSBC Pb (II)在水溶液中可以推导出以下方程形成稳定的矿物:


图5
RSBC-Pb和DRSBC-Pb XRD衍射模式。

此外,PbO·P的顶点2O5·SiO2(磷酸铅硅酸盐),典型的26.68的2θ程度上,观察图5。磷酸铅硅酸盐沉淀也报道了之前的研究(53]。磷酸铅硅酸盐的形成可能是由于反应与铅和石英和磷酸盐DRSBC,这可能是以下反应:

然而,只有一个铅沉淀铅3(有限公司3)2(哦)2(hydrocerussite)被发现在postsorption RSBC。我们假设高铅去除由RSBC可能归因于Pb-carbonate沉淀的形成,由三个hydrocerussite证实在XRD峰。DRSBC相反,更高的pH值(表1)和碳酸盐浓度允许hydrocerussite的沉淀,可以描述如下:

硅也是稻草的主要矿物成分(53),但没有Pb-Si降水发现postsorption RSBC。基于这些结果,Pb (II)的制备矿物的相互作用可能依赖于Si结晶度和DRSBC截然不同的晶体物质,这可能源于消除K元素(40]。因为K是一个关键元素催化的融化硅(35),硅酸盐粒子在RSBC比DRSBC非晶,这是潜在的支持的从SEM和XRD观测。此外,rs - 500的劣质去除率较低的初始Pb (II)浓度(图S3a)可能是因为解决钙和镁保持不变直到Pb > 0.5毫米(52]。增加钙2 +和毫克2 +是由于一些Mg-substituted方解石的溶解(26),也可以提供更多的hydrocerussite碳酸盐沉淀。

4所示。结论

生物炭从厌氧消化稻草(DRSBCs)显示低pH值和钾含量,但更高的收益率,氮、磷含量,碳稳定相比,生物炭来源于稻草(RSBCs)。获得的生物炭在500°C DRS和RS表现出最高的性能从溶液中除去Pb (II)。然而,Pb (II)去除由RSBCs通常高于DRSBCs的2.8 - -6.5倍。选择生物炭在500°C, RSBC的最大吸附容量和DRSBC Pb (II)到达276.3和90.5 mg·g−1分别根据朗缪尔模型。碳酸盐和羧化物RSBC贡献相对更高的吸附容量。Pb (II)吸附磷酸DRSBC主要是通过形成硅酸盐沉淀和络合羧酸盐组。

的利益冲突

作者宣称他们没有利益冲突在这个工作。

确认

这项工作是由美国国家科学和技术支柱计划(2015 bad21b03),公共利益研究热点之一的专项基金(201403019)和农业科技创新项目(ASTIP)中国农业科学院。四川省科技部门也是感激的资金支持(17 zdyf2972号。2017 hh0047, 2015 nz0100)。

补充材料

(1)补充方程列表:补充Eq。1:朗缪尔模型对铅吸附等温式;补充Eq。2:弗伦德里希模型对铅吸附等温式;补充Eq。3:基于朗缪尔模型分离系数;补充Eq。4: Pb吸附动力学的一阶模型;补充Eq。5: Pb吸附动力学的二阶模型;补充Eq。6:吉布斯自由能模型;补充Eq。7:分配系数的计算;补充Eq。8:线性化模型的吉布斯自由能。(2)补充数据:补充图1:TG-DTG曲线在不同的温度下获得的生物炭;补充图2:图像RSBCs和DRSBCs SEM的范围; Supplementary Figure 3: influences of reaction conditions, including initial concentration, temperature, duration, and pH, on Pb adsorption by RS-500 and DRS-500; Supplementary Figure 4: FT-IR spectra of the biochars of RS500 and DRS500 (after Pb adsorption). (2) Supplementary Tables: Supplementary Table 1: the results of elemental analysis of biochars produced at different temperatures; Supplementary Table 2: the calculated isotherm parameters of Pb adsorption on the biochars of RS-500 and DRS-500; Supplementary Table 3: the calculated kinetic parameters of Pb adsorption on the biochars of RS-500 and DRS-500; Supplementary Table 4: the calculated thermodynamic parameters of Pb adsorption on the biochars of RS-500 and DRS-500.(补充材料)