甘蔗渣生物炭吸附-还原Cr（Ⅵ）的反应研究

林春岭，钟来元，钟晓岚，韦碧玉，尹俊泳

（1.广东海洋大学滨海农业学院，广东 湛江 524088；2.广东海洋大学化学与环境学院，广东 湛江 524088）

近年来，环境重金属污染受到越来越多的关注。铬及其化合物是重要的化工原料，被广泛应用于金属加工、电镀、皮革、印染等行业[1-2]。铬在自然界中通常以Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）两种形态存在[3]，而Cr（Ⅵ）生态毒性比Cr（Ⅲ）高约100 倍[4]，是国际公认的3 种致癌金属之一。我国制定了多种标准以限制人体可能接触到的Cr（Ⅵ），如构成电子电气产品的各均质材料中Cr（Ⅵ）含量不得高于0.1%（GB/T 26572—2011），石油化学工业废水中Cr（Ⅵ）的最高容许直接排放浓度为0.5 mg·L-1（GB 31571—2015）。世卫组织规定，饮用水中铬的最大允许浓度不超过0.05 mg·L-1[5]。Cr（Ⅵ）已被国家生态环境部列入《有毒有害水污染名录（第一批）》[6]。Cr（Ⅵ）易溶于水，在水和土壤中容易迁移，造成环境污染，还可以沿食物链传递，对人体造成巨大危害[7]。研究表明，Cr（Ⅵ）在水体中不易形成络合物，而Cr（Ⅲ）可形成络合物或沉淀进而从水体中去除。因此，向水体中添加钝化剂将Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ），再通过吸附、沉淀、络合等作用将铬从水中去除是含Cr（Ⅵ）废水治理的主要途径[8]。

生物炭是近年来一种新型的环境修复材料，是生物质在限氧条件下高温热解产生的具有强吸附能力的多孔物质。生物炭的环境稳定性强，孔隙结构发达，表面活性官能团含量丰富，对金属离子、农药等都有良好的吸附效果[9-10]。甘蔗渣是我国重要的农业废弃物之一，甘蔗渣中约含质量分数为43.8%的纤维素，28.6%的半纤维素，23.5%的木质素，含碳量达44.2%，含有丰富的官能团，发达的孔隙结构，是制备生物炭的优良材料[11-12]。甘蔗渣生物炭已被用于对重金属、氮素、有机污染物、CO2等的吸附，并且取得了良好的效果[13-16]。研究表明，同种材料在不同碳化温度下制备的生物炭的理化性质、表面形态以及吸附能力会有很大的差异，例如：李力等[17]在研究玉米秸秆生物炭对Cd（Ⅱ）的吸附时发现，700 ℃热解制备的生物炭对Cd（Ⅱ）的吸附量比350 ℃热解制备的生物炭高13.7 mg·g-1，解吸率低13.5%，表明高温制备的生物炭吸附位点多，吸附效果更好。Xu 等[18]研究发现，800 ℃制备的花生壳生物炭对Cr（Ⅵ）的吸附量比低温制备的生物炭吸附量更大，还原为Cr（Ⅲ）的量也更多，证明高温制备的生物炭对Cr（Ⅵ）具有更好的吸附还原效果。我国每年产生的甘蔗渣超过2 000万t，其中70%～80%用于锅炉燃烧，没有得到合理利用，造成资源浪费。为合理利用资源，避免浪费，本研究将甘蔗渣分别在600 ℃和800 ℃热解制备生物炭，研究其对溶液中Cr（Ⅵ）的吸附还原反应，并通过生物炭吸附Cr（Ⅵ）前后的表征变化以及吸附动力学、吸附等温线等探究不同温度热解制备的甘蔗渣生物炭对Cr（Ⅵ）的去除机理及吸附和还原反应的相对贡献率，以期为甘蔗渣在环境治理上的应用奠定理论基础。

1 材料与方法

1.1 生物炭的制备

甘蔗渣取自广东省广前糖业发展有限公司，将其用去离子水反复洗去杂质后，在烘箱中105 ℃条件下烘干。制备生物炭时，先将烘干的甘蔗渣放入陶瓷坩埚，再将坩埚放进马弗炉，向马弗炉中通入氮气使其与氧气隔绝热解碳化。升温程序为：先以5 ℃·min-1的速率从室温升到200 ℃预碳化2 h，然后升温至600 ℃碳化3 h 得到生物炭RC。生物炭HC 由RC 再升温至800 ℃碳化4 h 得到。将制备好的生物炭研磨并过100目筛，放在干燥器内储存备用。

1.2 生物炭基本理化性质

生物炭等电点的测试：称取0.05 g 生物炭样品于50 mL塑料离心管中，加入初始pH 为2、3、4、5、6、7的去离子水40 mL，振荡平衡48 h 后用Zeta 电位与粒度分析仪测定混合液的电位值，并用pH 计测定溶液平衡后的pH，最后对平衡后的pH 和Zeta 电位绘图计算得到样品的等电点。生物炭pH 的测定：取1.000 g 生物炭样品于50 mL锥形瓶中，加入超纯水20 mL，缓和煮沸5 min，冷却，补足损失的溶液至20 mL 后过滤，弃去初滤液5 mL，余下的用雷磁pH 计测定滤液pH，即为生物炭的pH。

1.3 表征分析

生物炭表面形貌通过扫描电子显微镜（MIRA 3 LMU，Tescan）观察。生物炭表面官能团通过傅里叶变换红外光谱仪（TENSOR27，Bruker）测定。生物炭表面元素价态利用X 射线光电子能谱（K-Alpha+，Thermo Fisher）检测。生物炭比表面积及孔径用物理吸附分析仪（Micro Active for ASAP 2460 2.01，Micromeritics）进行分析测定。生物炭石墨化程度采用拉曼光谱仪（LabRAM HR Evolution，HORIBA Scientific）在532 nm的激发波长下进行测定。

1.4 pH与去除量试验

分别取RC、HC 生物炭各0.05 g 于50 mL 塑料离心管，加入40 mL 质量浓度为200 mg·L-1的Cr（Ⅵ）溶液，利用重铬酸钾配制Cr（Ⅵ）溶液（下同）。用0.1 mol·L-1HCl 溶液和0.1 mol·L-1NaOH 溶液调节溶液pH 分别至2～12，每个处理设置3个平行。各处理静置5 d后测试生物炭对Cr（Ⅵ）的去除量和溶液pH。生物炭对Cr（Ⅵ）的去除量（qx，mg·g-1）根据公式（1）计算。

式中：C0为吸附前溶液中Cr（Ⅵ）的质量浓度，mg·L-1；Cx为测定时溶液中Cr（Ⅵ）的质量浓度，mg·L-1；m为反应体系中加入的生物炭质量，g；V为溶液体积，L。

1.5 吸附动力学和还原试验

取0.05 g 生物炭于50 mL 塑料离心管中，加入40 mL 质量浓度为200 mg·L-1的Cr（Ⅵ）溶液，用0.1 mol·L-1HCl调节溶液pH为2，每个处理设置3个平行。分别在不同时间点取上清液过0.45µm 微孔滤膜，采用二苯碳酰二肼分光光度法测定滤液中Cr（Ⅵ）浓度，滤液中总铬浓度用火焰原子吸收分光光度法测定。滤液中Cr（Ⅲ）浓度由总铬浓度与Cr（Ⅵ）浓度相减得出。采用拟一级动力学方程[式（2）]和拟二级动力学方程[式（3）]对试验数据进行拟合。

式中：qt为t时刻的去除量，mg·g-1；qe为平衡时的去除量，mg·g-1；t为时间，h；k1为拟一级反应速率常数，h-1；k2为拟二级反应速率常数，mg·g-1·h-1。

达到吸附平衡时，生物炭对Cr（Ⅵ）的吸附量（Q吸附，mg·g-1）根据公式（4）计算，对Cr（Ⅵ）的还原量（Q还原，mg·g-1）根据公式（5）计算；生物炭对Cr（Ⅵ）的吸附反应相对贡献率（η吸附反应，%）根据公式（6）计算，对Cr（Ⅵ）的还原反应相对贡献率（η还原反应，%）根据公式（7）计算。

式中：Q1为平衡时生物炭上Cr（Ⅲ）的质量，mg；Q2为平衡时生物炭上Cr（Ⅵ）的质量，mg；C0为吸附前溶液中Cr（Ⅵ）的质量浓度，mg·L-1；C1为平衡时溶液中Cr（Ⅲ）的质量浓度，mg·L-1；C2为平衡时溶液中Cr（Ⅵ）质量浓度，mg·L-1；m为反应体系中加入的生物炭质量，g；V为溶液体积，L。

1.6 吸附等温线

取0.05 g 生物炭于50 mL 塑料离心管中，加入40 mL 不同浓度（100、120、140、160、180、200 mg·L-1）的Cr（Ⅵ）溶液，用0.1 mol·L-1HCl 溶液调节溶液pH 为2，每个处理设置3 个平行。各处理静置5 d 后取上清液过0.45µm 微孔滤膜，测定滤液中Cr（Ⅵ）浓度。分别用Langmuir[式（8）]和Freundlich[式（9）]模型对试验数据进行拟合。

式中：qe为平衡时生物炭的去除量，mg·g-1；qm为生物炭的最大去除量，mg·g-1；b为Langmuir常数，qm与b和结合位点的亲和力有关；Ce为平衡时溶液中Cr（Ⅵ）的质量浓度，mg·L-1；K为Freundlich 常数；1/n为吸附指数。

1.7 数据分析

试验数据均采用Excel 2016 进行处理，使用Origin 2019绘图。

2 结果与讨论

2.1 生物炭表征结果

不同碳化温度的甘蔗渣生物炭的理化性质如表1 所示。HC 的pH 比RC 的pH 高，这是因为同种材料制备的生物炭，其pH 会随热解温度升高而增大[19]。由生物炭的SEM-EDS 图谱（图1）可见，甘蔗渣生物炭具有多孔和管状结构，RC的孔隙有薄膜状物质，表示甘蔗渣中的有机结构可能未完全分解。HC 相对RC 管壁更薄，表面不规则，且发育出许多微孔结构，表明800 ℃比600 ℃制备的甘蔗渣生物炭比表面积更大，吸附位点更多。两种生物炭吸附Cr（Ⅵ）后表面变得粗糙，能谱分析显示生物炭表面有Cr 存在。此外，能谱分析的结果显示甘蔗渣生物炭的主要成分是C和O，另外还含有少量的Si、Mg、P等元素。

图1 不同碳化温度甘蔗渣生物炭吸附铬前后SEM-EDS分析Figure 1 SEM-EDS analysis before and after chromium adsorption by bagasse carbon at different carbonized temperatures

表1 不同碳化温度的甘蔗渣生物炭理化性质Table 1 Basic properties of biochar derived at different pyrolysis temperatures

由红外光谱的结果（图2）可知，生物炭在3 467 cm-1和3 530 cm-1处具有比较明显的特征峰，该峰是分子间氢键O--H 伸缩振动形成的，1 653 cm-1和1 664 cm-1处的吸收峰可能是C==O伸缩振动或者C==C伸缩振动吸收峰。研究表明，C==C与甘蔗渣内木质素振动有关[20]。1 480 cm-1和1 470 cm-1处可能是--CH2--的伸缩振动吸收峰或者苯环骨架的伸缩振动，1 400 cm-1处的吸收峰为--COOH 的伸缩振动[21]。921 cm-1和927 cm-1处的吸收峰可能是==CH2的面外弯曲振动，846 cm-1和848 cm-1处的吸收峰可能是芳香类物质上的--CH--的面外振动，781 cm-1处的弱峰可能反映出材料中的芳香类物质的存在[22]。613、621、702 cm-1和713 cm-1处的吸收峰可能是不饱和烃基==C--H 的弯曲振动或者苯环上的C--H的面外变形振动峰。

图2 不同碳化温度甘蔗渣生物炭吸附铬前后的傅里叶变换红外光谱Figure 2 FTIR before and after chromium adsorption by bagasse carbon at different carbonation temperatures

对比HC 和RC 吸附Cr（Ⅵ）前的红外光谱可知：相比RC，HC 的O--H 吸收峰强度降低，710～920 cm-1处对应的振动峰消失，只有芳香族C==O 伸缩振动或者C C 伸缩振动吸收峰，可能含有C--O 伸缩振动峰。说明随碳化温度升高，甘蔗渣生物炭的纤维素和木质素等被降解，芳香化程度增强，热稳定性和生物化学稳定性增强[23]。两种生物炭在吸附Cr（Ⅵ）之后都出现吸收峰减弱和消失的现象，最为明显的是--OH 和--COOH。生物炭吸附Cr（Ⅵ）后--OH 吸收峰强度降低且出现红移现象，--COOH 的吸收峰消失，证明二者参与了生物炭吸附Cr（Ⅵ）的过程。Guo等[24]的研究表明，秸秆生物炭表面的--OH和--COOH可以与Cr（Ⅲ）发生络合反应，使其特征峰减弱或消失。本研究结果与Badruddoza 等[25]和Wang 等[26]的结论一致。

HC 和RC 吸附Cr（Ⅵ）后的XPS 分峰结果如图3所示。与RC相比，HC表面官能团的峰面积发生明显变化，表明热解温度影响甘蔗渣生物炭表面官能团的相对含量。根据C1s、O1s的分峰结果可知，随着热解温度的升高，甘蔗渣生物炭中C--O--C、O--C==O、C--O等含氧官能团含量降低，这进一步证明生物炭芳香化程度增强[27]。Cr2p的分峰结果反映了铬被生物炭吸附后在材料表面的分布状态。RC 的Cr2p的2个主峰可以拟合出4个峰，其中结合能576.82 eV和586.48 eV处对应的是Cr（Ⅲ），577.91 eV和587.68 eV处对应的是C（rⅥ），通过计算峰面积可知C（rⅢ）和C（rⅥ）分别占生物炭上总铬的43.91%和56.09%。HC同RC相同，吸附铬后表面出现Cr（Ⅲ）特征峰，Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）分别占生物炭上总铬的60.68%和39.32%。结果证明生物炭在吸附溶液中Cr（Ⅵ）的同时，将Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ）并且由--OH、--COOH 等含氧官能团络合在生物炭表面[28]。

生物炭的石墨化程度可以通过拉曼光谱表征。如图4 所示，不同热解温度的甘蔗渣生物炭在1 350 cm-1和1 590 cm-1处分别出现了D 峰和G 峰。在拉曼光谱中，D 峰是由碳材料缺陷、无序和低对称碳结构产生的，G 峰是由晶体态石墨碳中苯环对称伸缩振动和与苯环共轭C==C 键的伸缩振动产生的[29]。D 峰和G峰峰面积的强度比（ID/IG）可以表示生物炭的石墨化程度。由图4 可知，随着碳化温度的升高，ID/IG减小，表明甘蔗渣生物炭的石墨化程度升高，无序碳含量降低。张山等[30]的研究表明，生物炭的缺陷程度与导电性相关，生物炭缺陷程度越低，电阻率越小，导电性能越好。因此，HC比RC具有更好的电子传递能力。

图4 不同碳化温度甘蔗渣生物炭的拉曼光谱Figure 4 Raman spectra of bagasse carbon at different carbonation temperatures

2.2 溶液最佳pH与去除量分析

溶液pH 对生物炭吸附重金属有重要影响，因为pH不仅影响重金属在溶液中的形态，而且与生物炭表面官能团的质子化效应有关。从图5 可知，甘蔗渣生物炭对溶液中Cr（Ⅵ）的去除量随pH 的升高而降低。当溶液的pH从2上升到5时，RC对C（rⅥ）的去除量由34.86 mg·g-1下降到5.53 mg·g-1，HC 对Cr（Ⅵ）的去除量由117.28 mg·g-1下降到14.93 mg·g-1，这与酸性条件下溶液中H+与生物炭表面官能团发生质子化效应有关。甘超[21]研究发现，在酸性条件下，一方面，生物炭表面C==O 官能团可以与、以氢键形式结合，另一方面，生物炭表面的--OH、--COOH 能与H+发生质子化效应，容易通过静电作用同溶液中的、结合。当溶液pH 为5～12 时，甘蔗渣生物炭对Cr（Ⅵ）的去除量保持在较低水平。这可以归因于溶液pH大于生物炭pHpz（cRC=3.73，HC=4.31），生物炭表面官能团去质子化带负电荷，与产生了静电排斥。同时，随着pH 的升高，溶液中的OH-会与C（rⅥ）竞争生物炭吸附位点[29]。

图5 不同碳化温度甘蔗渣生物炭的去除量与溶液初始pH的关系Figure 5 Relationship between the amount of bagasse biochar at different temperatures removed and initial pH of solution

2.3 吸附等温线

吸附等温线能反映生物炭对重金属的吸附性能和可能存在的吸附机理。Langmuir、Freundlich 两种模型对等温吸附数据的拟合结果见表2。HC 对Cr（Ⅵ）的吸附过程，Langmuir 模型呈现出最优拟合，R2=0.991，表明HC 吸附Cr（Ⅵ）的过程趋向于单分子层吸附，这可能与HC 的比表面积有关。Langmuir 模型通常描述吸附过程主要是单分子层的吸附，即吸附剂上的吸附位点是固定且分布均匀的，当所有吸附位点吸附的铬达到饱和时，生物炭达到最大吸附量。HC 与Langmuir 模型拟合更好，说明铬较多地被吸附在生物炭的表面。而且Langmuir 模型模拟出的平衡时生物炭的最大理论吸附量为125.786 mg·g-1，与实际去除量117.28 mg·g-1较为接近。RC 对Cr（Ⅵ）的吸附等温线与Freundlich模型拟合效果更好，说明RC吸附Cr（Ⅵ）的过程是多分子层的非均质吸附。根据Freundlich 模型拟合结果可知，Freundlich 模型对RC和HC的拟合结果中R2均大于0.9，说明RC和HC在吸附过程中都存在多分子层的非均质吸附，但是HC 的比表面积及微孔孔体积均大于RC，因此比RC具有更多的吸附位点，铬较多地被吸附在生物炭表面，呈现单分子层吸附，更符合Langmuir 模型。RC 和HC 的1/n值均在0～1之间，表明两种生物炭都容易吸附Cr（Ⅵ），但HC的K值更大，表明HC对铬的吸附更容易进行。

表2 不同碳化温度甘蔗渣生物炭等温吸附模型参数Tabel 2 Isothermal adsorption model parameters of bagasse carbon at different carbonized temperatures

2.4 吸附动力学

两种生物炭对Cr（Ⅵ）的吸附动力学曲线如图6所示。其中HC 呈现出对Cr（Ⅵ）的高效吸附能力，去除量可达117.28 mg·g-1，显著优于RC。为了更好地研究其吸附过程，用拟一级、拟二级动力学模型对吸附动力学数据进行拟合，拟合参数见表3。由表3 可知，拟二级动力学模型拟合效果较好，R2在0.993～0.997 之间，且理论吸附值与实际值也最为接近。拟二级动力学模型假设吸附速率受化学吸附机理控制，因此k2由重金属对生物炭的化学吸附速率决定。k2值越大，吸附速率越高，吸附达到平衡的时间越短。两种生物炭的k2值为RC＞HC，说明RC 达到吸附平衡更快。拟二级动力学模型的最优拟合表明在甘蔗渣生物炭吸附Cr（Ⅵ）的过程中，以化学反应为主导的吸附占据重要地位。值得注意的是，两种模型在对HC 的拟合结果中R2＞0.9，说明HC 可能同时存在物理吸附和化学吸附[31]。

图6 RC与HC最大去除量对比（a）与拟二级动力学拟合结果（b）Figure 6 Comparison of maximum removal amount of RC or HC（a）and Pseudo-second-order kinetic fitting results（b）

表3 不同碳化温度甘蔗渣生物炭动力学模型拟合数据Tabel 3 Kinetic model fitting data of bagasse carbon at different carbonation temperatures

2.5 还原试验及贡献率计算

通过测定不同时间溶液中铬浓度的结果（图7）发现：随着吸附反应的进行，溶液中Cr（Ⅵ）和总铬的浓度下降，Cr（Ⅲ）的浓度不断增加。溶液中出现Cr（Ⅲ）是因为甘蔗渣生物炭表面的C--C/C--H、--OH 和--COOH 等官能团可以提供电子，具有还原能力。生物炭吸附溶液中C（rⅥ）的同时，将一部分吸附在生物炭表面的Cr（Ⅵ）还原成Cr（Ⅲ）。Cr（Ⅵ）还原为C（rⅢ）的反应式如下：

图7 生物炭处理溶液中铬浓度随时间的变化Figure 7 Changes in the concentration of chromium in the solution after RC or HC addition as a function of time

生物炭将C（rⅥ）还原为C（rⅢ）后，一部分C（rⅢ）由--OH、--COOH等含氧官能团络合而固定在生物炭表面，另一部分扩散进入溶液中。C（rⅢ）能够进入溶液与溶液的pH有关，生物炭吸附平衡后溶液的pH低于生物炭的pHpzc，生物炭带正电荷，对还原出的Cr（Ⅲ）有排斥作用。而且生物炭可以通过与H+的离子交换进入溶液中。

溶液pH=2时，达到吸附平衡时RC、HC对Cr（Ⅵ）的去除量分别为34.86、117.28 mg·g-1，其中包含溶液中被还原出的Cr（Ⅲ）、生物炭上络合的Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）（表4）。由图7 可知，RC、HC 达到吸附平衡时溶液中Cr（Ⅲ）的浓度分别为32.75、50.34 mg·L-1。由生物炭去除量和溶液中Cr（Ⅲ）浓度相减可得，RC、HC 表面吸附总铬的量分别为8.01、76.00 mg·g-1，即RC、HC对Cr（Ⅵ）的吸附相对贡献率分别为22.98%、64.80%。

表4 吸附和还原反应对生物炭去除Cr（Ⅵ）的相对贡献Table 4 Relative contribution of adsorption and reduction to the removal of Cr（Ⅵ）by biochar

通过对XPS图谱峰面积拟合可知，RC表面Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）的占比分别为43.91%和56.09%，HC 表面Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）的占比分别为60.68%和39.32%。即RC表面吸附的Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）分别为3.52 mg·g-1和4.49 mg·g-1、HC 表面吸附的Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）分别为46.12 mg·g-1和29.88 mg·g-1。

综上所述，HC表面吸附Cr（Ⅲ）的量和溶液中Cr（Ⅲ）的浓度远高于RC，表明HC 比RC 对Cr（Ⅵ）具有更强的还原能力。在RC 和HC 对Cr（Ⅵ）的去除过程中，还原反应的相对贡献率分别为87.12%和74.52%，说明Cr（Ⅵ）去除以还原作用为主。

2.6 吸附还原机理探讨

生物炭对Cr（Ⅵ）的去除机理主要是吸附、还原、络合和离子交换。本文通过对不同温度碳化的甘蔗渣生物炭吸附还原Cr（Ⅵ）的研究结果表明，HC 对Cr（Ⅵ）的吸附、还原效果比RC 更好。在溶液pH=2，质量浓度为200 mg·L-1的Cr（Ⅵ）溶液中，吸附平衡时RC、HC对Cr（Ⅵ）的去除量分别为34.86、117.28 mg·g-1。800 ℃甘蔗渣生物炭比600 ℃甘蔗渣生物炭碳化更完全，孔隙结构更发达且有微孔，有更多的含氧官能团和吸附位点，有利于生物炭对C（rⅥ）的吸附。

通过红外光谱和XPS 分析可知，随碳化温度升高，甘蔗渣生物炭表面含氧官能团的种类和含量减少，芳香化结构增加，拉曼光谱的结果证明了HC 的电子传递能力优于RC。利用XPS在吸附铬后的生物炭上检测到了Cr（Ⅲ）吸收峰，说明被还原的Cr（Ⅲ）一部分被固定在了生物炭表面。这是因为生物炭中的--OH 和--COOH 可以与Cr（Ⅲ）发生络合反应，将C（rⅢ）固定在生物炭上，EDS分析结果也证明了这一点。还有一部分Cr（Ⅲ）因为静电斥力和离子交换被释放到溶液中。

图8描述了甘蔗渣生物炭对Cr（Ⅵ）吸附、还原的过程，其机理可以概括为2 个部分：（1）生物炭通过静电作用吸附Cr（Ⅵ）于生物炭表面；（2）生物炭上的官能团将静电吸附的Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ），还原后的Cr（Ⅲ）一部分因为络合作用被固定在生物炭上，一部分被释放到溶液中。甘蔗渣生物炭对Cr（Ⅵ）的去除过程中，均以还原反应为主要作用机理。

图8 生物炭对Cr（Ⅵ）吸附、还原的过程Figure 8 Adsorption and reduction of Cr（Ⅵ）by biochar

3 结论

（1）甘蔗渣生物炭具有丰富的孔隙结构和表面活性基团，随着热解温度的升高，甘蔗渣中有机物分解，表面官能团种类及其相对含量发生变化，含氧官能团--OH、C--O等相对含量降低，芳香化程度增加，缺陷程度降低，电子传递能力增强。因此800 ℃制备的甘蔗渣生物炭对溶液中Cr（Ⅵ）的去除量更高，吸附还原效果更优。

（2）两种温度制备的甘蔗渣生物炭对Cr（Ⅵ）的去除机理均以静电吸附、还原和络合反应为主，其中600、800 ℃制备的甘蔗渣生物炭对溶液中Cr（Ⅵ）的去除量分别为34.86、117.28 mg·g-1，吸附反应的相对贡献率分别为22.98%、64.80%，还原反应的相对贡献率分别为87.12%、74.52%，甘蔗渣生物炭对Cr（Ⅵ）的去除以还原作用为主。