于志紅，謝麗坤，劉爽，楊姍姍，廉菲，宋正國*

1. 農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所生態(tài)毒理與環(huán)境修復(fù)研究中心，天津 300191；2. 中國農(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，北京100086

生物炭-錳氧化物復(fù)合材料對紅壤吸附銅特性的影響

于志紅1，謝麗坤1，劉爽2，楊姍姍1，廉菲1，宋正國1*

1. 農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所生態(tài)毒理與環(huán)境修復(fù)研究中心，天津 300191；2. 中國農(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，北京100086

錳氧化物作為改性材料應(yīng)用于制造復(fù)合材料一直是環(huán)境領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)，錳氧化物改性的復(fù)合材料在水處理、空氣清新劑等領(lǐng)域應(yīng)用廣泛。但目前，將生物炭-錳氧化物復(fù)合材料作為吸附材料改變土壤對銅吸持能力的研究還不多見。采用等溫平衡吸附法，測定生物炭-錳氧化物復(fù)合材料對紅壤吸附銅的能力影響，并應(yīng)用Freundlich方程Cs=KfCen分析紅壤對銅的吸附特征。結(jié)果表明：不同用量的生物炭-錳氧化物復(fù)合材料加入后，均會明顯提高紅壤對銅的吸附量。添加0.5%、1.0%、2.0%和4.0%生物炭-錳氧化物復(fù)合材料的紅壤處理，其銅的吸附量較未添加處理分別增加了63.1%、130%，310%和509%。Freundlich吸附方程能較好的描述不同用量生物炭-錳氧化物復(fù)合材料影響紅壤對銅的吸附特征。添加0.5%、1.0%、2.0%和4.0%炭-錳材料處理的分配系數(shù)（Kf值）分別為0.176、0.286、0.653和0.800。生物炭-錳氧化物復(fù)合材料用量為4.0%時，分配系數(shù)（Kf值）較對照紅壤提高了5倍，生物炭-錳氧化物復(fù)合材料加入紅壤后對紅壤pH值影響不大，對CEC（陽離子交換量）有較大的影響；生物炭-錳氧化物復(fù)合材料用量為4.0%時，CEC為5.59 cmol·kg-1，較對照增加了14.1%，溫度升高，有利于提高紅壤對銅的吸附能力。生物炭-錳氧化物復(fù)合材料加入紅壤后，紅壤在1034.63、537.22、471.45 cm-1處有吸收峰出現(xiàn)，紅壤表面-OH、Mg-O、Si-O等活性官能團(tuán)數(shù)量明顯增加。生物炭-錳氧化物復(fù)合材料增加紅壤對銅的吸附機(jī)制可能是紅壤表面Mg-O、Si-O等官能團(tuán)與銅形成了Mg-O-Cu-、Si-O-Cu-絡(luò)合物，提高了紅壤對銅的吸持能力。從土壤化學(xué)與土壤修復(fù)的角度出發(fā)，生物炭-錳氧化物復(fù)合材料可用于銅污染紅壤修復(fù)。

生物炭-錳氧化物復(fù)合材料；銅；紅壤；吸附

近年來，工業(yè)污泥和垃圾農(nóng)用、污水農(nóng)灌、大氣中的污染物沉降和農(nóng)藥長期施用等活動正加劇農(nóng)田土壤中銅的累積（Lou等，2009；唐世榮，2006）。目前，人們對土壤銅的化學(xué)行為和銅污染土壤的防治做了大量研究工作。吸附作用是土壤保持重金屬離子最重要的機(jī)制，土壤溶液中有效銅的濃度主要受吸附反應(yīng)所控制。研究表明，銅可被土壤（礦物）專性吸附，與土壤有機(jī)質(zhì)、鐵鋁氧化物等土壤重要組分有較強(qiáng)的親和力，且結(jié)合態(tài)不被Ca2+、Na+等陽離子所代換，吸附量隨pH值升高而增加。銅在土壤中的專性吸附行為依據(jù)土壤表面電荷，pH與離子強(qiáng)度等因素的變化而發(fā)生變化，在土壤（礦物、氧化物）表面形成復(fù)雜的吸附（沉淀）產(chǎn)物（Brown等，2004；Furnare等，2005）。

錳氧化物是土壤的重要組分，主要有軟錳礦、斜方錳礦和水錳礦等。錳氧化物特有的表面化學(xué)性質(zhì)，對土壤物化性質(zhì)有著深刻的影響，影響著土壤對重金屬如銅的吸附（沉淀）作用，調(diào)控著土壤溶液銅離子濃度，決定著銅在土壤中的固液分配比例，進(jìn)而影響銅在土壤中的濃度、形態(tài)、化學(xué)行為與生物有效性。

生物炭是生物有機(jī)材料在無氧或低氧環(huán)境中高溫裂解產(chǎn)生的固相物質(zhì)（Woolf等，2010），其元素組成主要為碳、氫、氧等，有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)可達(dá)70%～80%（Lehmann和Joseph，2009），其中以烷基和芳香結(jié)構(gòu)為主要成分（Sun等，2011），此外，還含少量礦物質(zhì)和揮發(fā)性有機(jī)物。生物炭表面特殊的微孔結(jié)構(gòu)和表面化學(xué)特性使其對重金

屬具有一定的吸附能力，影響著重金屬在土壤中的分布、遷移以及生物有效性。

復(fù)合材料是由2種或2種以上不同性質(zhì)的材料，通過物理或化學(xué)的方法，在宏觀上組成具有新性能、在微觀形貌上具有新結(jié)構(gòu)的材料，各種材料在性能上互相取長補(bǔ)短，產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng)，使復(fù)合材料的綜合性能優(yōu)于原組成材料而滿足各種不同的要求（沃丁柱，2000）。近年來將錳氧化物作為改性材料應(yīng)用于制造復(fù)合材料一直是研究熱點(diǎn)，如錳氧化物-活性炭材料、錳氧化物-石英砂材料等（Han等，2006；Zou等，2006）。目前，錳氧化物改性材料在水處理、空氣清新劑等領(lǐng)域應(yīng)用廣泛（姜良艷等，2008；張文娟等，2010；趙梅青等，2008），但生物炭-錳氧化物復(fù)合材料的研究還鮮見。本文選用生物炭-錳氧化物復(fù)合材料，研究其對紅壤吸附銅的影響，探討其影響紅壤吸附能力的效果，以期為利用生物炭-錳氧化物復(fù)合材料修復(fù)銅污染土壤提供科學(xué)依據(jù)。

1 供試材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤為紅壤，黏土礦物以高嶺石為主，含有較多的氧化鐵和氧化鋁，采自江西鷹潭農(nóng)田0～20 cm耕層。土壤風(fēng)干后過1 mm尼龍篩備用。紅壤的pH（H2O）5.42，有機(jī)質(zhì)14.9 g·kg-1，黏粒38.3%，CEC 4.9 cmol·kg-1，游離鐵10.1%，游離鋁24.5%。具體測定方法參見土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法（魯如坤，2000）。

1.2 生物炭-錳氧化物復(fù)合材料制備與理化性質(zhì)分析

采用浸潤法制備生物炭-錳氧化物復(fù)合材料（簡稱炭-錳材料，下同）。將玉米秸稈磨碎過100目尼龍篩，在馬弗爐內(nèi)，氮?dú)獗Ｗo(hù)下600 ℃熱解2 h，冷卻至室溫。用抽濾法將生物炭用去離子水清洗至中性，于60 ℃烘干，研磨后過100目篩備用。稱取5 g生物炭放入剛玉坩堝，加入濃度0.079 mol·L-1的高錳酸鉀溶液40 mL，超聲波超聲2 h混勻，95 ℃水浴蒸干后，放入馬弗爐600 ℃無氧熱解30 min，冷卻至室溫備用。生物炭與錳氧化物的質(zhì)量比為10∶1。制備的炭-錳材料宏觀上是一種黑色粉末狀固體，微觀形貌通過掃描電鏡觀察（圖1）?？梢钥闯?，錳氧化物較均勻的附著在生物炭表面，生物炭中大部分中微孔隙被錳氧化物填充，導(dǎo)致其比表面積變小。

炭-錳材料C、H、N、S、O含量采用元素分析儀（Elementar，VarioIII）測定；錳含量采用草酸-硫酸溶解炭-錳材料，原子吸收光譜儀測定（Jena Zeenet700）；零電荷點(diǎn)采用電位滴定法測定（Novo等，2009）。生物炭-錳氧化物復(fù)合材料的理化性質(zhì)，見表1。

1.3 等溫吸附實(shí)驗(yàn)

吸附實(shí)驗(yàn)采用一次平衡法，以0.01 M硝酸鈉溶液作為支持電解質(zhì)。稱風(fēng)干紅壤2.0 g，分別置于50 mL棕色玻璃瓶中。向每個玻璃瓶中加入一定濃度的硝酸銅，使溶液中銅質(zhì)量濃度為0～200 mg·L-1，溶液最終體積為20 mL。參照Song等（2014）、Novo等（2009）的方法，以不加炭-錳材料作為本實(shí)驗(yàn)的參比組；炭-錳材料以固體形式直接加入其余各組中，添加量為土壤質(zhì)量的0.5%、1%、2%和4%。玻璃瓶密封后水平放置，在(25±0.5) ℃下振蕩24 h，以Millipore（HN）0.45 μm濾膜過濾。原子吸收光譜儀（Jena Zeenet700）測定濾液中銅濃度。根據(jù)吸附平衡前后銅濃度差，計(jì)算土壤銅吸附量。實(shí)驗(yàn)重復(fù)3次。

1.4 不同溫度下的吸附實(shí)驗(yàn)

不同溫度下的吸附實(shí)驗(yàn)采用一次平衡法，以0.01 mol·L-1硝酸鈉溶液作為支持電解質(zhì)。稱取風(fēng)干紅壤2.0 g、炭-錳材料0.02 g，分別置于50 mL棕色玻璃瓶中。向每個玻璃瓶中加入一定濃度的硝酸銅，使溶液中銅質(zhì)量濃度為0～200 mg·L-1，溶液最終體積為20 mL。玻璃瓶密封后水平放置，

分別在(15±0.5)、(25±0.5)、(35±0.5) ℃下以180 r·min-1的轉(zhuǎn)速恒溫振蕩4 h。以Millipore（HN）0.45 μm濾膜過濾。原子吸收光譜儀（Jena Zeenet700）測定濾液中銅濃度。根據(jù)吸附平衡前后銅濃度差，計(jì)算土壤銅吸附量。實(shí)驗(yàn)重復(fù)3次。

表1 炭-錳材料的理化性質(zhì)Table 1 physico-chemical properties of biochar-manganese oxides composite

1.5 紅外光譜實(shí)驗(yàn)

將吸附銅后紅壤風(fēng)干樣品研磨過篩（0.149 mm），用KBr壓片法在美國Nicolet公司NexusS870紅外光譜儀上進(jìn)行測定，波數(shù)范圍為4000～400 cm-1，分辨率0.9 cm-1，掃描次數(shù)為32。

1.6 數(shù)據(jù)擬合與分析

吸附數(shù)據(jù)用Freundlich方程與Langmuir模型來描述：

Freundlich方程：

式中：Cs代表達(dá)平衡時固相銅的質(zhì)量分?jǐn)?shù)（mg·kg-1）；Ce代表達(dá)平衡時液相中銅的質(zhì)量濃度（mg·L-1）；Kf、n是經(jīng)驗(yàn)常數(shù)。指數(shù)n表示土壤吸附溶質(zhì)時的自由能；Kf是Freundlich分配系數(shù)。

Langmuir方程：

式中：qe代表吸附平衡時吸附劑的單位吸附量（mg·g-1）；qm代表吸附劑的最大吸附量（mg·g-1）；Ce代表吸附平衡時溶液中殘留的重金屬質(zhì)量濃度（mg·L-1）；a代表Langmuir吸附平衡常數(shù)。

數(shù)據(jù)分析由0rign8.0計(jì)算得到。

圖2 炭-錳材料對紅壤銅吸附的影響Fig.2 Adsorption isotherms of Cu under different rate of biochar –manganese oxides materials in red soil

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭-錳氧化物復(fù)合材料對紅壤吸附銅的影響

不同用量的炭-錳材料加入紅壤后，對銅吸附量的影響有差別（圖2）。當(dāng)吸附平衡液質(zhì)量濃度為17.48 mg·L-1時，對照處理中土壤銅的吸附量為0.30 g·kg-1；0.5%、1.0%、2.0%和4.0%的炭-錳材料處理吸附量分別約為0.51、0.72、1.30和1.91 g·kg-1。炭-錳材料不同用量間差異顯著（P＜0.05）。與對照相比，0.5%、1.0%、2.0%和4.0%炭-錳材料處理的銅吸附量分別增加63.1%、130%、310%和509%。表明隨著炭-錳材料施用量的增加，會明顯增加紅壤對銅的吸附。

在炭-錳材料不同用量下，銅平衡溶液濃度與吸附量間存在較強(qiáng)的相關(guān)關(guān)系（圖2）。用Freundlich等溫方程對實(shí)驗(yàn)所有數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，決定系數(shù)r2值都在0.95以上（表2），達(dá)顯著水平。表明用Freundlich吸附等溫線擬合具有較好的相關(guān)性，用其來描述不同用量炭-錳材料影響土壤銅的吸附作用效果好。有學(xué)者認(rèn)為，分配系數(shù)Kf越大，土壤對鎘的吸附越強(qiáng)，反之則越弱（Alloway, 1995）。由表2看出，0.5%、1.0%、2.0%和4.0%炭-錳材料處理的Kf值分別為0.176、0.286、0.653

和0.800，與對照相比差異顯著（P＜0.05）。說明增加炭-錳材料的用量會提高紅壤對銅的吸附量，增加紅壤對銅的持有能力。

2.2 不同用量生物炭-錳氧化物復(fù)合材料對紅壤pH與CEC的影響

不同用量的炭-錳材料加入紅壤后，對紅壤pH的影響有差別（圖3）。隨著炭-錳材料施用量的增加，紅壤pH值有增加的趨勢，其中，添加2.0%與4.0%的炭-錳材料處理后，紅壤pH分別為5.77、6.70；與對照相比差異顯著（P＜0.05）。表明添加炭-錳材料會提高紅壤pH。

圖3 炭-錳材料添加后紅壤的pHFig.3 pH of red soil after applied biochar–manganese oxides composite

圖4 炭-錳材料添加后紅壤的陽離子交換量Fig.4 CEC of red soil after applied biochar–manganese oxides composite

圖5 炭-錳材料對紅壤銅吸附的影響Fig.5 Adsorption isotherms of Cu of applying biochar-manganese oxides materials to red soil under different temperature

不同用量的炭-錳材料加入紅壤后，對紅壤CEC有一定的影響（圖4）。0.5%、1%、2%添加量的炭-錳材料對紅壤CEC的影響不明顯。添加4.0%的炭-錳材料明顯提高紅壤的CEC（5.59 cmol·kg-1），與對照相比差異顯著（P＜0.05）。

2.3 不同溫度下的吸附實(shí)驗(yàn)

在不同的溫度下，加入炭-錳材料后，紅壤對銅離子的吸附差別不明顯。由圖5可知，溫度對紅壤吸附銅離子的影響不大。當(dāng)平衡濃度較低時，溫度對紅壤吸附銅離子幾乎沒有影響；當(dāng)平衡濃度增大時，紅壤對銅離子的吸附量隨溫度的變化呈現(xiàn)出一定的差異。當(dāng)平衡濃度為5.98 mg·L-1時，288.15、298.15、308.15 K下紅壤對銅的吸附量分別約為0.452、0.464、0.483 g·kg-1，三者變化不明顯，在35 ℃時吸附量最大。顯示溫度升高有利于促進(jìn)紅壤對銅離子的吸附。

運(yùn)用Langmuir等溫方程擬合實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)發(fā)現(xiàn)，擬合相關(guān)系數(shù)r2都在0.91以上（表3），隨著溫度的升高，最大吸附量Qm也隨之增加，但變化不顯著。顯示添加炭-錳材料后，溫度對紅壤吸附銅離子的影響不大；但溫度升高時，紅壤對銅離子的吸附量增加。

表2 不同炭-錳材料用量下紅壤對銅吸附的Freundlich擬合方程參數(shù)Table 2 Parameters of Freundlich equation for Cu adsorption by red soil under different rate of biochar–manganese oxides materials

表3 不同溫度下紅壤對銅吸附的Langmuir與Freundlich方程擬合參數(shù)Table 3 Parameters of equation for Cu adsorption by red soil applied biochar–manganese oxides materials under different temperature

紅壤吸附銅離子的過程是自發(fā)進(jìn)行（表4）。在溫度不斷發(fā)生變化時，其吸附的ΔG始終均為負(fù)值。ΔS小于零，表明整個吸附過程中固相液相間的無序性和混亂度?。沪均為正值，說明高溫促進(jìn)銅離子的吸附，整個吸附過程為吸熱過程。

表4 吸附熱力學(xué)參數(shù)Table 4 The thermodynamic parameters from Langmuir Model

2.4 生物炭-錳氧化物復(fù)合材料影響下紅壤吸附銅的紅外光譜

不同用量的炭-錳材料加入紅壤后，對紅壤表面性質(zhì)有明顯的影響（圖6）。空白紅壤在3698、3621、3436 cm-1附近有較強(qiáng)的吸收峰出現(xiàn)；不同用量的炭-錳材料加入紅壤后，在3698、3621、3436 cm-1附近亦有較強(qiáng)的吸收峰出現(xiàn)。0.5%、4%炭-錳材料加入紅壤后，在1034.63、912.79、537.22、471.45 cm-1附近有較強(qiáng)的吸收峰出現(xiàn)；4%炭-錳材料加入紅壤后，在2360.28 cm-1附近有較強(qiáng)的吸收峰出現(xiàn)。加入炭-錳材料的紅壤吸附銅前后的紅外光譜變化不大（圖7）。其中，在3436、1636和1034 cm-1附近的吸收峰有偏轉(zhuǎn)。

圖6 炭-錳材料添加前后紅壤的紅外光譜Fig.6 IR spectroscopy of red soil after and before applied biochar–manganese oxides composite

圖7 添加炭-錳材料的紅壤吸附銅前后的紅外光譜Fig.7 IR spectroscopy of red soil after and before sorbed copper

3 討論

許多研究表明，使用Freundlich方程對土壤吸附銅進(jìn)行擬合，其相關(guān)性最好（Jalali和Moharrami，2007；Srivastava等，2005）。在本實(shí)驗(yàn)中，應(yīng)用Freundlich方程對不同用量炭-錳材料影響紅壤吸附銅進(jìn)行擬和時具有很好的相關(guān)性，完全能夠表述其影響土壤對銅的吸附作用效果。

生物炭施入土壤后，一方面可以提高土壤的pH；另一方面可以增加土壤的陽離子代換量（Grossman等，2006)，導(dǎo)致土壤對重金屬離子的吸附能力增加。研究表明，雞糞源生物炭添加到土壤后，會明顯提高了土壤的pH，導(dǎo)致土壤對金屬離子的吸附容量增加（Uchimiya等，2010）。與生物炭相比，炭-錳材料的pH值變化不大，但其表面的羥基、酚羥基、羧基等官能團(tuán)數(shù)量明顯增多（Songz等，2014），因此，其影響土壤表面性質(zhì)的能力更強(qiáng)。炭-錳材料通過自身表面直接吸附重金屬（Songz等，2014）或是通過改變紅壤性質(zhì)如增加可變電荷土壤-紅壤的表面負(fù)電荷數(shù)量，提高土壤對銅離子的吸附能力。在本實(shí)驗(yàn)中，向紅壤添加4%的炭-錳材料會明顯增加紅壤的pH與CEC的含量。pH與CEC含量增加提高紅壤對銅的吸持能力。不同用量的炭-錳材料對紅壤吸附銅能力的影響有顯著差別，其中，施入量4%處理對紅壤吸附能力的影響最為明顯，增加銅吸附的能力最強(qiáng)。有研究表明，向銅污染的土壤里加入生物炭，可明顯增加土壤對銅的吸附容量（佟雪嬌等，2011）。本實(shí)驗(yàn)中，溫度對添加炭-錳材料后紅壤對銅的吸附量影響不大，但溫度升高有助于提高紅壤對痛的吸附容量。

紅外光譜多用于檢驗(yàn)材料表面吸附吸附重金屬前后官能團(tuán)的變化情況，從而為判斷其吸附重金屬的機(jī)理提供信息。本實(shí)驗(yàn)中，加入炭-錳材料后，紅壤在1034.63、537.22、471.45 cm-1處有吸收峰出現(xiàn)。研究表明，1034 cm-1附近是多糖或類多糖物質(zhì)的C-O振動吸收峰（王帥等，2012），537 cm-1附近是Mg-O伸縮振動吸收峰（李晶等，2012）、471 cm-1處是Si-O彎曲振動吸收峰（申柯婭，2010）。表明加入炭-錳材料后，紅壤表面的官能團(tuán)發(fā)生變化，導(dǎo)

致其吸附性能有明顯增加。研究指出，Mg-O、Si-O均為活性官能團(tuán)，容易與銅形成Mg-O-Cu-、Si-O-Cu-絡(luò)合物，提高礦物對重金屬的吸附能力（李晶等，2012）。一般來說，由于重金屬與材料表面的官能團(tuán)結(jié)合，會使其吸收峰值發(fā)生改變（劉紅娟等，2010）。本實(shí)驗(yàn)中，吸附銅后，加入炭-錳材料的紅壤在3436、1636、1034 cm-1附近有伸縮現(xiàn)象出現(xiàn)。其中，3436和1636 cm-1的吸收峰歸屬為土壤表面-OH伸縮振動和彎曲振動吸收峰。1034 cm-1的吸收峰為多糖或類多糖物質(zhì)的CO振動峰。吸附銅離子后，紅壤表面部分與羥基結(jié)合的H+被Cu2+取代，引起C＝O鍵的振動強(qiáng)度下降，最大吸收峰波數(shù)略有變化。

Alloway（1995）認(rèn)為，分配系數(shù)（Kf）是可以用來比較相同實(shí)驗(yàn)條件下土壤對不同離子吸附量的一個重要的參數(shù)，可以很好地解釋不同土壤對銅親和力的大小及環(huán)境因素對土壤銅吸附量的影響。Anderson等（1988）指出Kf值大，意味著金屬通過吸附反應(yīng)被固相保持的就多，Kf值小，說明大部分的金屬離子存在于土壤溶液中。在本實(shí)驗(yàn)中，施用炭-錳材料明顯提高Kf值，增加紅壤對銅的吸附量。顯示施入炭-錳材料會明顯增加紅壤對銅的吸持能力。隨著炭-錳材料施用量的增加，紅壤對銅的吸附明顯增加，顯示此時的機(jī)制是其炭-錳材料表面直接吸附銅，而其表面是否會有銅沉淀還不確定，還需進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

1）炭-錳材料可以明顯提高紅壤對銅的吸附能力。增加炭-錳材料的施用量，會增加紅壤對銅的吸附量，提高土壤的吸附能力。其中，4%的炭-錳材料作用效果最為明顯。

2）炭-錳材料提高紅壤對銅吸附能力的機(jī)制是改變紅壤表面官能團(tuán)組成，增加了紅壤表面-OH、Mg-O、Si-O等官能團(tuán)數(shù)量。

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Effects of biochar-manganese oxides composite on adsorption characteristics of Cu in red soil

YU Zhihong1, XIE Likun1, LIU Shuang2, LIAN Fei1, SONG Zhengguo1*
1. Centre for Research in Ecotoxicology and Environmental Remediation, Agro-Environmental Protection Institute, MOA, Tianjin, 300191, China; 2. Institute of Environment and Sustainable Development in Agriculture, CAAS, Beijing 100086, China

As the modified material, manganese oxide used in manufacturing composite is a hot research topic for environmental field. The manganese oxide modified composite was widely applied to water treatment, air fresheners, and so on. However, there were few reports on changing sorption characteristics of copper in soil with biochar-manganese oxide composite as adsorption materials. In the present study, the sorption batch experiments were employed to investigate the effects of biochar-manganese oxides composite on copper sorption in red soils. Freundlich equation was used to characterize the sorption of copper and calculate distribution coefficients. The results showed that the adsorption of Cu increased significantly by adding biochar-manganese oxides composite. Compared to the non biochar-manganese oxides composite system, the percentages of Cu adsorption increased 63.1%, 130%, 310%, and 509% with adding 0.5%, 1.0%, 2.0%, and 4.0% of biochar-manganese oxides, and their distribution coefficient (Kf) were 0.176, 0.286, 0.653, and 0.800, respectively. Among all dosages, the distribution coefficients were five times at 4.0% of biochar-manganese oxides higher than that at no adding composite materials. There was little effect on red soil pH value after adding biochar-manganese oxide composite, while, the CEC (Cation Exchange Capacity) were great influenced, especially, the dosage of biochar-manganese oxide composite was 4.0%, and CEC was 5.59 cmol.kg-1, increasing by 14.1%. The absorption peak were measured at 1034.63, 537.22, 471.45 cm-1and the activity functional groups such as -OH, Mg-O, Si-O increased significantly in red soil after adding biochar-manganese oxide composite. Due to the complex such as Mg-O-Cu- and Si-O-Cu- were formed in red soil surface, the copper adsorption capacity of red soil was improved. It was demonstrated that biochar-manganese oxide composite could be considered as a promising material to immobilize heavy metal-contaminated soils.

biochar-manganese oxides composite; copper; red soil; adsorption

X53

A

1674-5906（2014）05-0897-07

國家863項(xiàng)目子課題（2012AA101404-5）；國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41273136）

于志紅（1987年生），女，碩士研究生，主要從事重金屬污染土壤的生物化學(xué)修復(fù)研究。E-mail：735068140@qq.com

*通信作者：宋正國(1975年生)，男，研究員，博士，主要從事污染環(huán)境的生物化學(xué)修復(fù)研究。E-mail：forestman1218@163.com

2014-04-15

于志紅，謝麗坤，劉爽，楊姍姍，廉菲，宋正國. 生物炭-錳氧化物復(fù)合材料對紅壤吸附銅特性的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2014, 23(5): 897-903.

YU Zhihong, XIE Likun, LIU Shuang, LIAN Fei, SONG Zhengguo. Effects of biochar-manganese oxides composite on adsorption characteristics of Cu in red soil [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(5): 897-903.