碱渣对铜(Ⅱ)离子吸附特征的研究

研究了铜在碱渣表面的吸附特征.结果表明,碱渣总吸附量随体系温度的升高而降低;随体系pH值的升高而增加;随吸附质初始浓度的增加而增大.在pH《5.01时其等温吸附能较好地符合Freudlich等温吸附规律,而在pH》5.01时,能较好地符合Langmuir等温吸附规律,吸附热随pH值的增大而升高.当pH≤4.54时,碱渣的吸附力以偶极间力和氢键力的作用为主,而当pH》4.54时,以化学键力为主.碱渣的动力学方程亦随pH值的改变而改变,在pH=4.54时,碱渣对Cu2 的吸附动力学方程以一级动力学方程拟合效果最优;当pH为4.91和6.01时,以Langmuir方程的拟合效果最优.     

三峡库区消落带土壤对Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的吸附特征

以三峡库区消落带紫色土为对象,采用平衡吸附法研究了Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)在紫色土中的吸附特征,分析了紫色土对重金属的吸附能力.结果表明:(1)随着加入Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)浓度增高,紫色土对Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的吸附量增大,碱性紫色土对Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的吸附量最高分别为1499.5 mg.kg-1、2845.4 mg.kg-1;(2)土壤中有Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的专性吸附位点,在两者共存的条件下存在竞争吸附,Cu(Ⅱ)的竞争吸附能力大于Zn(Ⅱ),其各自的最大吸附量小于单一离子条件下的吸附量,碱性、中性、酸性紫色土Cu(Ⅱ)最大吸附量的下降幅度分别是14.5%、15.2%、15.9%,Zn(Ⅱ)的最大吸附量下降幅度分别为31.7%、28.1%、25.7%;(3)共存阳离子类型及浓度影响紫色土有效Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)含量,随着阳离子的加入,碱性紫色土的有效Cu(Ⅱ)含量增加,酸性紫色土减少,而3种紫色土的有效Zn(Ⅱ)含量均增加.消落带土壤淹水后,水体中Cu(Ⅱ)及其他阳离子的存在使土壤对Zn(Ⅱ)的吸附力降低,造成Zn(Ⅱ)污染的环境风险增加.     

Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)在弱酸性条件下对大肠杆菌的毒性和致毒机制

比较了弱酸性条件下Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)单独或加入抗坏血酸(L-AscA)对大肠杆菌(E.coli)的毒性,深入分析了Cu(Ⅱ)/L-AscA体系的特性;通过电子自旋共振(ESR)定量分析羟基自由基(.OH)浓度以分析其毒性机理.结果表明,pH 4.0下L-AscA促进了Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)而非Cr(Ⅲ)的毒性,三者毒性Cu(Ⅱ)>Cr(Ⅲ)>Fe(Ⅲ).通常被认为无毒的Cr(Ⅲ)却在0.2 mmol.L-1,pH 4.0时表现出了很高的杀菌率.与0.01%L-AscA共存时,Cu(Ⅱ)为200、20μmol.L-1和2、0.2μmol.L-1下,E.coli的存活率分别在30 min和2 h内迅速降至零,且该体系对自然水体中分离所得的其它7种菌株同样具有明显的制御作用.ESR结果表明L-AscA的加入使200μmol.L-1Cu(Ⅱ)反应体系的.OH浓度约提高两倍,.OH浓度呈Cu(Ⅱ)浓度依赖.但在Fe(Ⅲ)、Cr(Ⅲ)/L-AscA体系中未检测到.OH,表明三者对细胞的致毒机制存在明显差异.     

2种水稻土中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的解吸动力学

用一次平衡法研究了2种水稻土表面吸附态Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的解吸动力学行为及柠檬酸和酒石酸对2种重金属离子解吸的影响。结果表明,虽然2种土壤对Pb(Ⅱ)的吸附量比Cu(Ⅱ)高得多,但无论在单一重金属体系还是Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)共存体系中,Cu(Ⅱ)的解吸量均大于Pb(Ⅱ),湖州水稻土Cu(Ⅱ)的解吸量大于嘉兴水稻土,说明土壤对重金属离子的吸附亲和力越大,吸附的重金属离子越不易解吸。用E lovich方程拟合动力学数据可以获得比较满意的结果。解吸速率与时间的关系曲线表明,Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的解吸速率随时间的增加迅速减小。Cu(Ⅱ)的解吸速率大于Pb(Ⅱ),柠檬酸和酒石酸不仅使重金属的解吸量增加,而且使Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的解吸速率大大提高。2种有机酸对Cu(Ⅱ)解吸的促进作用大于Pb(Ⅱ),柠檬酸的促进作用大于酒石酸。     

Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)在胡麻和油菜生物质炭上吸附的交互作用

以胡麻、油菜的秸秆和油渣热解制得的4种生物炭为吸附剂,以批平衡吸附实验研究了Cr(Ⅵ)-Cu(Ⅱ)混合溶液体系中两种金属的吸附作用,考察吸附时间和初始金属浓度对吸附作用的影响,并与单一吸附体系对比,分析了可能的交互作用机制.发现混合体系中生物炭对Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的吸附动力学和热力学规律与单一金属体系下相似,但生物炭对Cr(Ⅵ)的吸附量较单一Cr(Ⅵ)体系略有增加但不显著,而Cu(Ⅱ)的吸附量较单一Cu(Ⅱ)体系明显增大.表明两种金属在4种生物炭上的吸附存在交互作用,为协同吸附作用.交互作用的主要机制是两种金属离子间正负电荷的静电引力作用.     

氧化锰改性的茶叶渣吸附水体中Pb(Ⅱ)

将水合氧化锰(HMO)采用原位沉积技术负载于废弃茶叶渣表面,合成了复合材料氧化锰改性的茶叶渣(HMO-TW),研究了HMO-TW对水溶液中常见重金属离子Pb(Ⅱ)的吸附特性,探讨了溶液p H值、共存碱土离子、温度、接触时间、Pb(Ⅱ)初始浓度等因素对Pb(Ⅱ)的吸附效果的影响.结果表明:酸性范围内,Pb(Ⅱ)的去除率随p H升高而增大;在竞争离子Ca(Ⅱ)、Mg(Ⅱ)、Na(Ⅰ)的浓度高于Pb(Ⅱ)20倍时,Pb(Ⅱ)的吸附去除率仅分别下降11%、7%和1%;Pb(Ⅱ)的吸附过程较好的符合Freundlich等温模型,计算的理论最大吸附容量为188.25 mg·g-1.远远高于未经改性茶叶渣的Pb(Ⅱ)吸附量(33.49 mg·g-1);Pb(Ⅱ)的吸附速度较快,250 min内便基本达吸附平衡.所有结果均证实HMO-TW在净化实际铅污染水体中有着较为广阔的应用前景.     

石灰性褐土中柠檬酸对土壤Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)吸附-解吸的影响

通过室内培养和吸附-解吸实验,研究了不同柠檬酸含量土壤对Cu2+、Cd2+吸附-解吸的影响.结果表明,土壤对Cu2+的吸附量随加入柠檬酸量的增加而明显增加,达到峰值后(柠檬酸含量为0.5 mmol.kg-1),吸附量随柠檬酸含量的增加而下降,即Cu2+的吸附曲线呈峰型.在低柠檬酸含量时,土壤对Cu2+的吸附量受Cd2+浓度影响较小,但随柠檬酸含量的增加,在低铜浓度处理(Cu2+浓度为600 mg·L-1,Cu600)下,土壤对Cu2+的吸附量随Cd2+浓度的增大而增大,但在高浓度铜处理(Cu2+浓度为1000 mg·L-1,Cu1000)下,土壤对Cu2+的吸附量随Cd2+浓度的增加而减少.Cu2+的解吸量随柠檬酸含量的增加而总体上降低;相同柠檬酸含量下,Cu600处理下,Cd2+浓度为10 mg·L-1(Cd10)条件下Cu2+解吸量明显低于无Cd2+(Cd0)和Cd2+浓度为1 mg·L-1(Cd1)条件下.而Cu1000处理下,Cd2+的浓度对Cu2+解吸量的影响较小.Cd2+吸附量随柠檬酸含量的增加无明显变化,但随Cu2+浓度的增加下降明显,其中无Cu2+处理Cd2+吸附量极显著地高于Cu600和Cu1000处理,而Cu600和Cu1000处理间差异不显著,且土壤对Cd2+的吸附随镉添加量增加而增加;Cd2+的解吸量随柠檬酸含量的增加先增大后保持稳定,在柠檬酸含量为0.5 mmol.kg-1时达到最大,Cu600处理的Cd2+的解吸量显著地高于Cu1000处理.     

氧化锌表面的Fe(Ⅱ)对三氯乙烯的还原脱氯研究

通过批量实验研究了在氧化锌-Fe(Ⅱ)混合体系中,束缚在氧化锌表面的Fe(Ⅱ)对三氯乙烯的还原脱氯作用。结果表明,这种束缚在氧化锌表面的Fe(Ⅱ)对三氯乙烯有一定的还原脱氯作用,且脱氯反应符合准一级反应动力学方程。与均质溶液中的Fe(Ⅱ)相比,束缚在氧化锌表面的Fe(Ⅱ)对三氯乙烯有更强的还原脱氯作用。实验还发现三氯乙烯在氧化锌-Fe(Ⅱ)混合体系中的还原脱氯速率受pH值和Fe(Ⅱ)浓度的影响。Fe(Ⅱ)浓度为1mmol·L-1,在pH值5.0～9.0范围内,还原脱氯反应速率常数kobs及三氯乙烯去除率随着pH值的升高而增大。维持pH值7.0不变,在Fe(Ⅱ)浓度1～4mmol·L-1范围内,kobs及三氯乙烯去除率随Fe(Ⅱ)浓度的增大而增大,但是Fe(Ⅱ)浓度进一步升高,kobs及三氯乙烯去除率反而降低。当Fe(Ⅱ)初始浓度为4mmol·L-1、pH=7.0时,三氯乙烯在氧化锌-Fe(Ⅱ)混合体系中的kobs及三氯乙烯去除率均达到最大值,分别为0.260h-1、71.7%。     

木本泥炭对Cr(Ⅵ)的吸附性能

以木本泥炭为吸附材料,用于去除水中的Cr(Ⅵ).研究了溶液pH值、吸附时间、木本泥炭用量、缓冲液浓度和初始浓度对Cr(Ⅵ)吸附的影响,以及溶液pH值对Cr(Ⅵ)解吸附的影响.结果表明,木本泥炭对Cr(Ⅵ)的去除率随溶液pH值的增大而减小,当溶液pH值为4时,木本泥炭对Cr(Ⅵ)的吸附能力最强,3.33 g·L~(-1)木本泥炭对100 mg·L~(-1)Cr(Ⅵ)的吸附量为29. 98 mg·g~(-1);当磷酸盐缓冲液浓度在0. 10—0.20 mol·L~(-1)范围内时,随着缓冲液浓度的增大Cr(Ⅵ)的吸附量逐渐减小;木本泥炭对Cr(Ⅵ)的吸附符合准一级反应动力学,其吸附等温线符合Langmuir吸附模型;当溶液pH值小于6时,Cr(Ⅵ)的解吸率低于0.32%.     

东北污灌区草甸棕壤吸附重金属铅的形态分布及解吸行为

以沈阳市沈抚污灌区的草甸棕壤为模型土,采用Tessier顺序提取法分析了吸附重金属Pb(Ⅱ)在土壤中的化学形态分布特点,研究了吸附Pb(Ⅱ)的解吸行为,特别考察了冷冻对吸附Pb(Ⅱ)化学形态分布及解吸行为的影响.研究表明,吸附Pb(Ⅱ)在东北草甸棕壤上的化学形态分布规律为:可交换态碳酸盐结合态铁锰氧化物结合态有机结合态残渣态;吸附Pb(Ⅱ)的解吸动力学过程可分为快速和慢速两个阶段,符合准二级动力学方程;冷冻对吸附Pb(Ⅱ)的形态分布基本无影响,而对平衡解吸率有明显影响,随冷冻时间延长,平衡解吸率逐渐降低;随pH值减小,平衡解吸率增大;pH值在5—10范围内,平衡解吸率变化幅度相对很小,而pH值低于5后,平衡解吸率急剧增大.随离子强度增大,平衡解吸率先急剧上升,后趋于平缓.提出Pb(Ⅱ)在东北草甸棕壤上的吸附机理:化学吸附和静电吸附,后者又可分为静电键合吸附和离子交换吸附.在实验条件下,静电吸附约占75%,化学吸附约占25%.     

富磷污泥生物炭去除水中Pb(Ⅱ)的特性研究

以城市污水厂富磷剩余污泥为研究对象,考察高温热解制备生物炭吸附剂对水中Pb(Ⅱ)的去除效果.研究表明,随着热解温度升高,制备的生物炭对Pb(Ⅱ)的吸附能力增强;在相同热解温度下,生污泥生物炭对Pb(Ⅱ)的吸附能力比消化污泥生物炭大.采用700℃热解1 h制备生污泥生物炭以研究对Pb(Ⅱ)吸附的影响因素,结果显示:吸附180 min达到吸附平衡;富磷污泥生物炭对Pb(Ⅱ)的去除率随pH增加而升高;生物炭投加量增加,对Pb(Ⅱ)去除率上升,而单位吸附容量迅速减小.污泥生物炭对Pb(Ⅱ)的吸附符合准二级反应动力学,Langmuir模型比Freundlich模型能更好地拟合等温吸附线.在pH 5.0、吸附时间3 h、生物炭投加量20 g.L-1条件下,对Pb(Ⅱ)的最大吸附量为34.5 mg.g-1,表明富磷污泥生物炭可以作为一种廉价的吸附剂.     

有机酸对潮褐土和红壤吸附Cu(Ⅱ)的影响及其机制

采用吸附平衡法,研究了有机酸(草酸、柠檬酸)对潮褐土和红壤吸附Cu2+的影响及机制.结果表明,潮褐土、红壤对Cu2+吸附明显有异,潮褐土对Cu2+吸附量是红壤对Cu2+吸附量的5倍多.潮褐土对Cu2+的竞争吸附率随有机酸浓度升高而降低,当草酸、柠檬酸浓度为10 mmol(L-1时,Cu2+吸附率均分别比对照的降低40%和70%以上.在低浓度条件下,红壤对Cu2+的竞争吸附率随有机酸浓度的提高而增加,当草酸、柠檬酸浓度分别超过1 mmol(L-1和0.05 mmol(L-1时,又随有机酸浓度的升高而降低.两种土壤对Cu2+次级吸附率随有机酸浓度升高而变化的规律与竞争吸附的一致.在相同有机酸浓度下,土壤对Cu2+的次级吸附率均比竞争吸附率的高.     

纳米有机蒙脱土对六六六(HCHs)的吸附解吸特性

研究了α-、γ-、δ-HCH在纳米有机蒙脱土中的吸附/解吸行为及体系中Ca2+浓度变化对吸附解吸的影响.结果表明,24 h吸附/解吸均达到完全平衡,吸附动力学符合伪二级动力学方程.等温吸附实验表明,吸附机理复杂,为多分子层吸附,不能简单地采用Freundlich模型和Langmuir模型拟合;吸附等温线受体系中Ca2+浓度变化影响.解吸实验表明,HCHs初始浓度增加,纳米有机蒙脱土对HCHs的保持量呈上升趋势,对δ异构体的保持量最稳定;解吸滞后系数H小于0.7,吸附属于不可逆吸附,H也随Ca2+浓度变化而变化,但是3种异构体H的变化并不遵循单一的线性规律.     

Adsorption of Cu（Ⅱ） on rice straw char from acidic aqueous solutions

研究了稻草炭对Cu（Ⅱ）的吸附特征,探讨了Cu（Ⅱ）的吸附机制.结果表明,稻草炭对Cu（Ⅱ）有很高的吸附容量,Langmuir方程能很好地拟合Cu（Ⅱ）吸附等温线,因此可以描述稻草炭对Cu（Ⅱ）的吸附,其预测的Cu（Ⅱ）在pH 4.5和pH 5.0时的最大吸附量分别为0.628 mol.kg-1和0.763 mol.kg-1.稻草炭对Cu（Ⅱ）的吸附量随体系pH升高而增加,但吸附Cu（Ⅱ）的解吸率呈相反的变化趋势.当吸附体系pH≤4.5时,Cu（Ⅱ）解吸率大于55%,说明此时以静电吸附为主;在较高pH条件下Cu（Ⅱ）以非静电吸附机制为主.红外光谱的分析结果表明,稻草炭表面有丰富的—COOH和—OH等含氧官能团,Cu2＋与含氧官能团形成有机络合物导致—COOH吸附峰位移.Cu（Ⅱ）吸附使稻草炭颗粒的Zeta电位向正值方向位移.结果说明Cu（Ⅱ）在稻草炭表面发生了专性吸附.     

添加农作物秸秆炭对红壤吸附Cu(Ⅱ)的影响

为考察秸秆生物质炭在重金属污染红壤修复中的作用,用一次平衡法研究了由花生秸秆、大豆秸秆、稻草和油菜秸秆制备的4种生物质炭对采自江西和广西的2种红壤吸附Cu(Ⅱ)的影响及其机制。结果表明,添加由农作物秸秆制备的生物质炭提高了红壤对Cu(Ⅱ)的吸附量,生物质炭对Cu(Ⅱ)吸附的促进作用随生物质炭添加量的增加而增加,低pH值条件下促进作用更明显。pH值4.0和w为2%生物质炭添加水平下,油菜秸秆炭、花生秸秆炭、大豆秸秆炭和稻草炭使江西红壤对Cu(Ⅱ)的吸附量较对照分别增加97%、79%、51%和54%;花生秸秆炭和大豆秸秆炭使广西红壤对Cu(Ⅱ)的吸附量较对照分别增加61%和44%,当生物质炭添加水平w达4%时,Cu(Ⅱ)吸附量的增幅达97%和165%。生物质炭表面带负电荷,可以同时增加红壤对Cu(Ⅱ)的静电吸附量和专性吸附量,但以增加专性吸附为主。因此,添加秸秆生物质炭可以有效降低Cu(Ⅱ)在酸性红壤中的活动性和生物有效性。     

腐殖酸对巯基功能化离子印迹聚合物吸附Cd~(2+)的增效作用

复合污染条件下共存的有机物可能对水溶液中重金属的吸附去除产生抑制作用,作为天然水体中有机物的代表,腐殖酸(Humic acid,HA)对水体中重金属的迁移转化等具有极其重要的影响.采用表面印迹法合成了巯基功能化离子印迹聚合物IIP-MPTS/SiO_2,利用扫描电镜(SEM)、X射线能谱仪(EDS)、傅里叶红外光谱仪(FT-IR)、X射线衍射仪(XRD)等方法对其进行了表征.以HA作为共存有机物,以IIP-MPTS/SiO_2作为吸附剂,研究HA对IIP-MPTS/SiO_2吸附去除水体中Cd~(2+)的影响.HA与Cd~(2+)相互作用的紫外吸收光谱表明,基于Cd~(2+)浓度的HA分子聚合增强作用,增大了分子体系的共轭程度,使紫外光谱吸收峰红移;溶液离子强度的增大也促进紫外光谱吸收带的红移和吸收强度的增大.吸附实验表明,Cd~(2+)在IIP-MPTS/SiO_2上的吸附容量随溶液pH值(2.00—8.00)的升高而逐渐增大;共存HA对Cd~(2+)在IIP-MPTS/SiO_2上的吸附具有增效作用,但降低了吸附反应速率;吸附行为符合拟二级动力学模型,吸附等温线可以用Langmuir模型描述;吸附过程为自发吸热反应,HA的存在增大了吸附反应的自发程度,吸附能垒降低.结合XPS分析结果,推断共存HA促进Cd~(2+)吸附的原因是,HA作为配位体桥梁而形成IIP-MPTS/SiO_2-HA-Cd~(2+)稳定的三元配位化合物,通过富集而促进Cd~(2+)的吸附.     

活性炭对水溶液中镍(Ⅱ)的去除

本文从国产12种活性炭中选出的太一球对Ni(Ⅱ)去除能力最大;吸附能力与pH有关,随pH减小而急剧下降;用酸、碱使活性炭再生五次,Ni(Ⅱ)的去除率均可稳定在80%以上;吸附过程主要是水解吸附,其详细的吸附机理还需进一步研究.     

北固山芦苇湿地土壤对铜铬(VI)的吸附研究

北固山芦苇(Phragmites communis)湿地是长江中下游典型湿地类型之一,沿江工业化和城市化的快速发展使其面临严重的重金属污染威胁.然而,目前有关湿地重金属污染的吸附尤其竞争吸附的研究还少见报道.该文以北固山芦苇湿地为对象,采用平衡法对Cu2+、Cr(VI)在湿地土壤中的吸附行为进行了研究,旨在服务于湿地重金属污染的修复与生物学效应评价.研究结果表明(1)湿地土壤吸附Cu2+、Cr(VI)的过程符合Langmuir等温模型;二者的表观最大吸附量(xm)分别为36.10 g·kg-1和178.57 g·kg-1(初始液质量浓度c0＜500 g·m-3),平均吸附率分别达到99.82%± 0.35%和93.17%±1.14%.(2)无论单一吸附或竞争吸附体系,当c0(Cu2+)＞250 g·m-3时,平衡液Cu2+质量浓度快速升高.(3)c0相等的Cu2+、Cr(VI) 竞争吸附体系中,平衡液中Cu2+质量浓度升高,Cr(VI)质量浓度下降;但xm的变化表现为Cu2+增加了2.7倍,Cr(VI)降低了2.4倍.(4)Cu2+、Cr(VI) 的竞争吸附体系中,随Cr(VI)初始液质量浓度的变化(c0(Cu2+)恒定),Cr(VI)的xm下降至其单一吸附时的6%;而随Cu2+初始液质量浓度的变化(c0(Cr(VI))恒定),Cu2+的xm仅为其单一吸附时的1/3.     

表面印迹材料对水中Cd(Ⅱ)的吸附动力学

采用表面印迹技术,以硅胶为载体、Cd(Ⅱ)为模板离子、γ-脲基丙基三甲氧基硅烷为偶联剂和功能单体、环氧氯丙烷为交联剂,合成了脲基功能化的镉离子表面印迹材料.用制备好的印迹材料为吸附剂进行静态吸附实验,考察了溶液的不同p H值、反应时间、温度和Cd(Ⅱ)的初始浓度等因素对镉离子吸附效果的影响.并用准一级动力学和准二级动力学对实验数据进行拟合,计算出相应的速率常数.结果表明,表面印迹材料对Cd(Ⅱ)的吸附是一个快速的过程,在20 min内即可达到吸附平衡,且准二级动力学方程(R20.99)能更好地描述其吸附动力学行为.吸附等温线符合Langmuir等温吸附模型,这表明了吸附过程是以单层吸附为主.在最佳的吸附条件下,Cr(Ⅱ)的吸附量可达到83 mg·g-1.此外吸附热力学研究表明该吸附过程是一个自发的、吸热过程.     

马铃薯秸秆生物炭对黄土吸附Cd(Ⅱ)的影响

为了探究来源于本地农业废弃物的生物炭对区域重金属污染黄土吸附固定化修复的可行性,本文采用批量平衡实验法,研究了马铃薯秸秆生物炭、黄土和生物炭与黄土混合物(加炭黄土)吸附重金属Cd(Ⅱ)的性能,考察了吸附时间、初始Cd(Ⅱ)浓度和溶液p H值对吸附过程的影响,并利用红外光谱、X-射线衍射分析等方法对吸附前后的生物炭和黄土分别进行表征.结果表明,生物炭、黄土、加炭黄土对Cd(Ⅱ)的吸附等温模式符合Langmuir模型,在25℃下的最大吸附量分别为15.60、7.87、12.40 mg·g~(-10,吸附动力学数据满足准二级动力学方程,溶液初始p H值对Cd(Ⅱ)的吸附过程影响较大,2p H4和6p H8时,吸附量增加速率很快,而4p H6时,吸附量平缓上升.表征结果说明离子交换和阳离子-π作用为生物炭对Cd(Ⅱ)的主要吸附机制,而黄土对Cd(Ⅱ)的吸附主要归因于石英、高岭石等黏土矿物以及有机质中的羧基基团.对比动力学和等温吸附数据可得,在实验研究范围内,生物炭的添加使黄土对Cd(Ⅱ)的吸附能力分别提高了41.50%和49.94%.因此,在一定条件下,生物炭的输入可有效提高黄土对Cd(Ⅱ)的吸附固定化能力.