生物炭中可溶性组分对其吸附镉的影响

赵超凡，周丹丹*，孙建财，钱坤鹏，李芳芳

昆明理工大学环境科学与工程学院，云南 昆明 650500

镉在自然界一般含量低且常以化合物形态存在，正常环境下不会影响人体健康。因镉具有半衰期长、毒性高、难降解且可在生物体内富集（Wang et al.，2019）等特点，镉污染会使其对人类健康构成风险（Xu et al.，2013）。生物炭是由生物质原料（如农业废弃物、木屑、污泥和动物粪便等）在限氧或者无氧条件下热解制备而成的含碳材料（Zhang et al.，2019）。生物炭含碳量高，具有较大的比表面积、丰富的孔隙结构和较大的阳离子交换量（Peng et al.，2013；Choudhary et al.，2020）等特点，对重金属具有较强的固持作用，进而能够降低重金属在环境中的迁移性和生物可利用度。此外，有研究表明通过生物质碳化将其固定的CO2转化为生物质黑炭的碳汇方式有望成为固碳的途径之一（Case et al.，2013；Edvaldo et al.，2014；Ramlow et al.，2018）。因此生物炭技术将有望为生物质固碳和土壤污染修复提供一条有效途径。生物炭吸附Cd2+的机制主要有4个：含氧官能团与Cd2+之间的络合作用；形成磷酸盐或者碳酸盐沉淀；Cd2+与生物炭结构中的 π电子发生的阳离子–π作用；Cd2+与生物炭表面的碱土金属或碱金属发生的阳离子交换作用（Inyang et al.，2016；崔志文等，2020）。因此，生物炭中的可溶性组分在生物炭吸附 Cd2+机制中具有一定的贡献。

有研究发现，氢氟酸和盐酸洗去除了水稻秸秆生物炭中的大部分矿物组分和溶解性组分，酸洗后的生物炭对铅的吸附量明显降低（陈再明等，2012）。而Peng et al.（2017）研究磷酸洗后的松木生物炭，发现酸洗后的生物炭对铜和镉吸附量明显增大。Zhou et al.（2016）研究酸洗去除灰分的松木生物炭，发现酸洗后的生物炭对铜的吸附量有所增加。郑奎等（2019）通过酸洗处理玉米秸秆生物炭，发现酸洗后的生物炭对锶的吸附量有所增加。现有的研究通常是采用酸（盐酸、氢氟酸和磷酸等）洗的方式来去除生物炭中的溶解性组分，主要是通过发生化学反应去除生物炭中的某些组分。这种方式通常不只是去除溶解性组分，也可能会去除一些本身不溶的而与生物炭吸附重金属相关的部分，并且还可能会改变生物炭的表面官能团种类和化学性质，从而对生物炭吸附重金属产生促进或抑制作用。因此本研究仅通过水洗去除溶解性组分，来探讨溶解性组分对生物炭吸附重金属的影响。生物炭在实际应用中，尤其是在处理土壤污染的过程中，会受到雨水淋滤、河流灌溉等水洗作用的影响。生物炭中的溶解性组分在孔隙水的作用下流失，不利于生物炭吸附或固定污染物。所以如果要让生物炭发挥长效性的作用就必须要考虑水洗作用的影响。

本研究以玉米秸秆和松木屑为原料，分别在200、400和 600 ℃下制备生物炭，通过对比去除可溶性组分前后生物炭比表面积、表面元素及主体元素、官能团分布与吸附参数，了解不同原料制备的生物炭及去除可溶性组分后对重金属吸附的差异，以期为生物炭的高效应用提供基础理论支撑。

1 材料与方法

1.1 生物炭的制备与表征

以玉米秸秆（CS）、松木屑（PC）为原料，洗净之后晾干，用粉碎机将其破碎，在马弗炉中连续通入氮气，于200、400、600 ℃下炭化4 h。冷却后取出，混匀，磨碎之后过 60目筛。玉米秸秆生物炭分别标记为CS2、CS4、CS6，松木生物炭分别标记为PC2、PC4、PC6。取部分原始生物炭样品于50 mL离心管中，加入超纯水，放入摇床振荡2 h，离心后倒掉上清液，重复 5—7次，去除水溶性物质，于 60 ℃烘箱中烘干，分别标记为 CS2W、CS4W、CS6W、PC2W、PC4W、PC6W，储存，备用。利用元素分析仪测定生物炭中的 C、H、O含量。通过比表面积分析仪测定生物炭的比表面积SBET。通过傅里叶红外光谱仪扫描测定分析表面官能团，扫描区域为 4000—400 cm−1，分辨率 4 cm−1。pH值用pH计测定。灰分含量采用灼烧法（Alberto et al.，2015）测定。通过X射线衍射法（XRD）测定生物炭的表面化学成分。通过分光光度法测定溶解性磷酸根离子的含量。通过火焰原子吸收光谱仪（FAAS）测定溶解性 K+、Ca2+、Mg2+和 Cd2+的含量。

1.2 镉的吸附实验

称取一定量的 Cd(NO3)2·4H2O 用 0.01 mol·L−1的NaNO3溶液配制1000 mg·L−1的镉储备液。利用0.01 mol·L−1的 NaNO3作为背景溶液将 Cd2+的储备液稀释至溶液中，ρCd为 1—10 mg·L−1。每个吸附曲线包括8个浓度梯度，每个浓度进行了3次重复试验。按照 0.5 g·L−1和 1 g·L−1的固液比称取生物炭于8 mL螺口玻璃样品瓶中，分别加入 8 mL 1—10 mg·L−1Cd2+溶液。通过预实验确定实验初始时的溶液pH值，调节不同温度下制备的生物炭与溶液体系的初始pH值，使得吸附后的pH值基本上是保持一致 (5.9±0.5) 的。样品瓶于 (25±0.5) ℃的恒温振荡箱中，以 120 r·min−1振荡 72 h。于 2500 r·min−1离心10 min，过0.25 μm的微孔滤膜。利用FAAS测定滤液中的 Cd2+，通过方程（1）计算不同初始浓度下，生物炭的吸附量：

式中：

Qe——吸附平衡时生物炭对污染物的吸附量，mg·g−1；

ρ0、ρt——初始和吸附平衡时溶液中污染物的质量浓度，mg·L−1；

V——溶液体积，mL；

m——生物炭的质量，mg。

吸附等温线以Langmuir（2）和Freundlich（3）模型拟合，公式如下：

式中：

Qe和Qmax——固体平衡吸附量和吸附剂对吸附质的最大吸附量，mg·g−1；

Ce——平衡状态下污染物的浓度，mg·L−1；

KL——Langmuir等温吸附常数，L·mg−1；

KF——Freundlich 等温吸附常数，(mg·kg−1)·(mg·L−1)n；

n——Freundlich常数。

由于数据点的数量和模型中系数的数量是不同的，常用的确定系数r2不能直接进行比较。通过式（4）将r2转化成radj2进行比较：

式中：

a——用于拟合的数据点数量；

b——方程中系数的数量。

2 结果与讨论

2.1 生物炭的理化性质与结构特征

不同热解温度下制备的玉米秸秆生物炭和松木生物炭的物理化学性质见表1。两类生物炭的比表面积（SBET）随热解温度的升高而增大，这表明热解温度升高将有利于生物炭形成微孔结构（Li et al.，2017）。生物质原料中的大多数无机组分在热解过程中积累，从而使两类生物炭的灰分随热解温度的升高而增加（Yuan et al.，2011）。随热解温度升高，生物炭中的 K+、Ca2+、Mg2+和PO43−形成更稳定、难溶的钙镁晶体矿物（如方解石、焦磷酸钙等）（Klasson et al.，2014），从而使得生物炭中可溶性离子（K+、Ca2+、Mg2+、PO43−）含量逐渐降低。两类生物炭pH值均随热解温度的升高而增大，这是因为热解过程中生物炭表面酸性官能团（羧基、酚羟基等）减少以及灰分含量升高（周丹丹等，2016）。随热解温度的升高，生物炭 C含量逐渐增加，而H、O含量逐渐降低，表明热解温度升高生物炭碳化程度增强（Keiluweit et al.，2010）。同时，生物炭的H/C和O/C比值均逐渐降低，表明随热解温度的升高生物炭的芳香性增强而极性减弱（Mukome et al.，2013）。水洗过程中生物炭中可溶性矿物组分和溶解性有机质等的溶出使得水洗生物炭的比表面积有所增加而灰分和溶解性矿物离子的含量则降低。与未洗生物炭相比，水洗生物炭pH值有所降低，如松木生物炭pH值在5.69—9.09，而水洗松木生物炭 pH值降为 5.39—8.43。这是由生物炭灰分中部分可溶性碱土金属离子及含有丰富含氧官能团的溶解性有机质等含量降低所致。两类生物炭的比表面积在水洗后均有所增加，但是对于高温的松木生物炭，水洗处理降低了生物炭的比表面积。对于前者，由于含有较多的矿物组分，这些组分在水洗过程中加速溶出，使生物炭暴露了更多的孔隙，比表面积增大；而后者可能是由于水洗处理过程中溶出的有机物质，在生物炭的孔隙中冲洗堆积，填充了表面微孔，使得比表面积下降（韩林，2017）。

表1 生物质及其制备生物炭的物理化学性质Table 1 Physical and chemical properties of biomass and their biochars

2.2 傅里叶红外光谱

水洗前后两类生物质及其制备生物炭红外光谱图见图1。两类生物质及其制备的生物炭的表面官能团种类差别不大，但不同官能团的吸光度略有差异。随热解温度的升高，生物质原料发生脱水和脱羟基作用，使得羟基大量减少，因此位于 3420 cm−1附近的羟基伸缩振动峰明显降低（Yang et al.，2020）。热解温度升高，生物炭中位于 2926 cm−1和2856 cm−1处的烷烃基‒CH2的‒CH反对称伸缩振动峰逐渐消失，而800 cm−1附近的芳香族−CH振动峰逐渐明显（Cao et al.，2009）。这表明随热解温度升高，生物炭所含的非极性脂肪族官能团含量降低，而芳香化程度逐渐增加，化学稳定性增强（Wang et al.，2011）。热解温度越高，生物炭中位于1735 cm−1和1630 cm−1处的羧基或酮类中的C=O或芳环中的C=C伸缩振动峰降低，是因为羧基和酮类中的C=O被热解生成气体或液体副产物（Zhang et al.，2019）。当热解温度高于 200 ℃时，生物炭中的PO43−（1040—1100 cm−1）基团（Cao et al.，2010）的反对称伸缩振动峰逐渐降低（林庆毅等，2017），可能是由于高温使生物炭中的 PO43−形成焦磷酸钙等磷酸盐晶体，难以检测出来。

图1 生物质及其制备生物炭的傅立叶红外光谱图Figure 1 Fourier infrared spectra of biomass and their biochars

与原始生物炭相比，水洗基本没有改变生物炭中脂肪族、芳香族、羧基、酚羟基、羟基、酚类等官能团的种类，1057 cm−1附近的PO43−的峰有比较明显的下降，与前面测定的溶解性矿物离子的变化趋势相同，而2926 cm−1和2856 cm−1处的烷烃基‒CH2的‒CH 反对称伸缩振动峰有比较弱的下降，说明有部分溶解性的有机质被去除了，即经过水洗处理的生物炭只是移除了部分可溶性矿物组分、无机盐离子（CO32−、PO43−等）和部分可溶性有机质，而其他的物理化学反应并没有发生。

2.3 XRD谱图

水洗前后两类生物质及其制备的生物炭 XRD光谱图见图2。不同生物质来源的生物炭中矿物组成存在差异，且随热解温度的升高，晶体矿物的种类更加丰富、数量更多（Wang et al.，2018）。玉米秸秆生物炭中含有丰富的钾盐（KCl）和磷酸盐，而松木生物炭中的结晶矿物主要以石英（SiO2）和钾盐为主，磷酸盐含量较少。水洗后的生物炭中的各种矿物组分的衍射峰明显减弱甚至消失，这说明在水洗过程中生物炭中的矿物组分很大一部分被去除。这也与表1中生物炭的基本理化性质的数据相吻合。

图2 生物炭的XRD光谱图Figure 2 XRD spectra of biochar

2.4 生物炭对镉的吸附等温线

利用Langmuir模型（LM）和Freundlich模型（FM）对两类生物质及其制备的生物炭吸附Cd2+的等温线进行拟合，结果见图3，其相应的拟合参数见表2。对于玉米秸秆生物炭来说，热解温度低于400 ℃时，LM模型对其吸附Cd2+的拟合校正相关系数（radj2）（0.98—0.99）大于 FM（0.95—0.97），表明 LM 模型更适合于描述玉米秸秆生物炭（≤400 ℃）对Cd2+的吸附。热解温度高于400 ℃，玉米秸秆生物炭对Cd2+吸附的数据更适合于用FM进行拟合。对于松木生物炭来说，LM 模型对其吸附 Cd2+的拟合校正相关系数（radj2）（0.95—0.98）大于FM（0.89—0.96），表明LM模型更适合于描述Cd2+在松木生物炭上的吸附。FM对玉米秸秆和松木屑制备的生物炭吸附 Cd2+的数据进行拟合所得的非线性指数（n）的值在0.26—0.57之间（<1.0），说明这两种生物质制备的生物炭对 Cd2+的吸附具有很强的异质性。通过计算不同Cd2+浓度（1 mg·L−1和10 mg·L−1）条件下，两类生物质原料及其制备的生物炭对 Cd2+的单点吸附系数Kd值，比较发现，随着溶液中 Cd2+浓度的升高，生物炭对 Cd2+的Kd值也发生明显的降低，说明生物炭对Cd2+的吸附为非线性吸附。

图3 生物炭对Cd2+的吸附等温线Figure 3 Sorption isotherms of Cd2+ onto biochars

表2 LM和FM模型对生物炭吸附Cd2+等温线拟合参数Table 2 Fit parameters of Cd2+ adsorption isotherm for biochar by LM and FM models

松木生物炭对 Cd2+的吸附量随着热解温度的升高呈现先下降后上升的趋势，其转折点发生在400 ℃。这可能有 3个方面的原因：热解温度≤400 ℃时，热解温度升高使得生物炭中 CO32−和PO43−含量降低，从而使 CO32−和 PO43−与 Cd2+发生的沉淀作用减弱，使 Cd2+吸附量降低；热解温度≤400 ℃时，热解温度升高使得生物炭中羧基、羟基等官能团含量降低而生物炭与 Cd2+发生络合作用能力降低，进而降低其对Cd2+的吸附量；当热解温度达到600 ℃后，生物炭中的芳香性结构增多以及比表面积增大，生物炭可以与重金属离子之间发生的阳离子–π作用（李力等，2012）及颗粒内扩散作用增强，从而使生物炭对Cd2+的吸附增强。

当热解温度≤400 ℃时，玉米秸秆生物炭对Cd2+的吸附量随着热解温度的升高而增大，当热解温度达到400 ℃时，生物炭对Cd2+的吸附量增加的趋势发生转变。这可能有几方面原因：随热解温度的升高，溶解性的 PO43−含量逐渐降低以及含氧官能团也逐渐减少，不利于600 ℃下制备的生物炭通过共沉淀作用和络合作用对Cd2+的吸附；热解温度≤400 ℃时，随热解温度的升高，生物炭的比表面积逐渐增大，由于共沉淀作用吸附 Cd2+会堵塞孔隙，因此比表面积越大越有利于共沉淀作用对Cd2+的吸附（Li et al.，2017）；400 ℃下制备的生物炭中芳香性结构增多，可以与重金属离子之间发生阳离子–π作用，使生物炭对Cd2+的吸附增强。

2.5 去除可溶性组分后生物炭对镉的吸附等温线

对去除可溶性组分后的两类生物炭吸附 Cd2+的等温线进行拟合，结果见图4，其相应的拟合参数见表3。对于去除可溶性组分后的玉米秸秆生物炭CS2W和CS4W来说，LM模型对其吸附Cd2+的拟合校正相关系数（radj2）（0.96—0.97）大于FM（0.95—0.96），表明LM模型更适合于描述去除可溶性组分后的玉米秸秆生物炭（≤400 ℃）对Cd2+的吸附。热解温度高于400 ℃，CS6W对Cd2+吸附的数据依旧更适合用FM模型进行拟合。对于去除可溶性组分后的松木生物炭来说，LM模型对其吸附Cd2+的拟合校正相关系数（radj2，0.97—0.98）大于 FM（0.93—0.96），表明LM模型更适合于描述Cd2+在松木生物炭上的吸附。FM 模型对玉米秸秆和松木屑制备的生物炭吸附 Cd2+的数据进行拟合所得的非线性指数（n）的值在0.34—0.45之间（<1.0），说明这两种生物质制备的生物炭对 Cd2+的吸附具有很强的异质性。

图4 去除可溶性组分后生物炭对Cd2+的吸附等温线Figure 4 Adsorption isotherms of Cd2+ on biochar after removal of soluble components

表3 LM和FM模型对去除可溶性组分后生物炭吸附Cd2+等温线拟合参数Table 3 Fit parameters of Cd2+ adsorption isotherm of biochar after the removal of soluble components by LM and FM models

对比原始的生物炭明显可以看出两类生物炭对Cd2+的吸附均是原始生物炭>水洗生物炭。水洗后的玉米秸秆和松木生物炭对 Cd2+的最大吸附量分别降低25%—42%和15%—40%。由于生物炭吸附 Cd2+的机理主要包括离子交换作用、共沉淀作用、物理吸附和络合反应等（Han et al.，2022），其中离子交换和共沉淀作用起到非常重要的作用。这是因为生物炭含有的可溶性矿物组分中的 K+、Ca2+、Mg2+可以与 Cd2+进行离子交换吸附，PO43−和CO32−可以与Cd2+发生沉淀作用。本研究表明水洗之后，可溶性组分含量及上述无机盐离子的含量均降低，使得生物炭对Cd2+的吸附量发生降低，说明可溶性组分在生物炭的吸附过程中具有比较重要的贡献。

对比生物炭吸附Cd2+前后的FTIR谱图（图5）可以看出，两类生物炭吸附Cd2+后，含氧官能团的吸收峰发生明显变化。如3420 cm−1附近的−OH的吸收峰有所降低或偏移，1373 cm−1附近的酚羟基吸收峰发生偏移，说明Cd2+与含氧官能团之间发生络合作用，−OH被Cd2+占据，分子内−OH的氢键作用力减弱（Hua et al.，2020）。这种变化说明Cd2+与官能团的络合在热解温度≤400 ℃的生物炭的吸附中有比较重要的贡献（Zheng et al.，2021）。PO43−（1055 cm−1）吸收峰发生明显减弱或偏移，说明有部分 Cd2+与生物炭释放的 PO43−结合形成沉淀而吸附（王震宇等，2014）。而在 600 ℃下制备的生物炭上，1600 cm−1附近的芳香结构中的C=O、C=C及875 cm−1附近的γ−CH，均发生了向波数增大的方向的偏移，说明生物炭中的π共轭芳香结构与Cd2+形成了能量较小的稳定结构，即发生了阳离子–π作用（Wang et al.，2015）。

图5 生物炭对Cd2+吸附前和吸附后红外谱图Figure 5 Infrared spectra of biochar before and after the adsorption of Cd2+

生物炭吸附Cd2+后的XRD谱图如图6所示，XRD图谱中出现了一些新的吸收峰，还有一些峰的强度发生了较为明显的变化。从中可以看出，吸附Cd2+之后，生物炭表面产生了大量的含镉矿物，如CdCO3、Cd3(PO4)2、Cd(OH)2等。经过水洗后，两类生物炭对Cd2+的吸附量显著降低，这表明矿物组分与Cd2+结合形成沉淀的过程，在生物炭吸附Cd2+的过程中具有较大的贡献（Wu et al.，2019）。

图6 生物炭吸附Cd2+的XRD谱图Figure 6 XRD pattern of biochar adsorption of Cd2+

比较水洗生物炭和原始生物炭对 Cd2+吸附的单点吸附系数Kd，两类生物炭对Cd2+的吸附量均是原始生物炭>水洗生物炭。发现不同生物质来源的生物炭对 Cd2+的吸附存在明显差异，玉米秸秆生物炭对Cd2+的吸附量明显高于松木生物炭。由表1可知，溶解性矿物离子K+、Ca2+、Mg2+和PO43−含量均是玉米秸秆生物炭高于松木生物炭，因此松木生物炭中Cd2+与矿物组分之间的离子交换作用较玉米秸秆生物炭中弱，与 PO43−发生共沉淀的量更少，对 Cd2+的吸附量更低。水洗之后，生物炭中的矿物组分含量明显降低，Cd2+的吸附量也发生较大幅度的下降，说明矿物组分在生物炭的吸附过程中具有比较重要的贡献。由此，分别对K+、Ca2+、Mg2+和PO43−含量与不同浓度 Cd2+（1 mg·L−1和 10 mg·L−1）下的Kd值进行相关性分析，结果如图7所示。

图7 不同 Cd2+浓度下 K+、Ca2+、Mg2+、PO43−含量与Kd值相关性Figure 7 The correlation between K+, Ca2+, Mg2+, PO43− and Kd calculated at the concentrations of Cd2+

由图7可知，随热解温度的升高，玉米秸秆生物炭的Kd值、K+、Ca2+和Mg2+逐渐降低，Kd值与K+、Ca2+和Mg2+含量之间相关性不显著。水洗之后生物炭表面的溶解性矿物及部分沉淀被去除，抑制了生物炭表面的碱土金属与溶液中 Cd2+的交换（Cui et al.，2016），降低了生物炭对Cd2+的吸附。Kd值与PO43−含量之间呈正相关，说明PO43−含量的降低抑制了生物炭对Cd2+的吸附，即不利于通过共沉淀作用去除溶液中的Cd2+。

对松木生物炭而言，可溶性矿物组分中含有大量的 K+、Ca2+和 Mg2+。随热解温度的升高，松木生物炭的Kd值和K+、Mg2+逐渐降低。Kd值与K+、Mg2+之间呈正相关，而Kd值与 Ca2+之间无明显相关性。在生物炭中 K+、Ca2+和 Mg2+可以通过静电效应、通过形成 R−O−Me或 R−COO−Me（Me为K+、Ca2+和Mg2+）的球内配合物以及沉淀的形式存在（Lu et al.，2012）。Cd2+结合时所需要的自由能较低（Yin et al.，2002），可以与生物炭表面的碱土金属交换形成稳定的配合物或沉淀。由于热解温度的升高，K+、Mg2+、Ca2+容易形成结晶矿物，水洗之后生物炭表面的溶解性矿物及部分沉淀被去除，抑制了生物炭表面的碱土金属与溶液中 Cd2+的交换，降低了生物炭对Cd2+的吸附。而Kd值与PO43−之间，无明显相关性。通过前文的研究发现磷酸盐在生物炭吸附重金属的过程中可以与 Cd2+结合形成Cd3(PO4)2、Cd(PO3)2等，对Cd2+的去除做出比较大的贡献，因此 PO43−等阴离子矿物组分的存在有利于生物炭通过共沉淀作用吸附Cd2+。由上述现象得出，Cd2+与生物炭中的K+、Ca2+和Mg2+之间的阳离子交换作用也是生物炭对 Cd2+吸附的重要机制（Yu et al.，2021）。因此水洗去除可溶性组分之后，生物炭对Cd2+的吸附发生明显的降低。

综上所述，对于以 PO43−等可溶性矿物组分为主要成分的玉米秸秆生物炭，共沉淀作用产生比较大的贡献，水洗作用降低了 PO43−的含量，导致水洗后玉米秸秆生物炭对Cd2+的吸附量降低。松木生物炭含大量的 K+、Ca2+和 Mg2+，水洗作用去除了部分在生物炭表面能与 Cd2+发生阳离子交换作用的矿物组分，降低了阳离子与Cd2+之间的交换作用及共沉淀作用，使得Cd2+的吸附量降低。

由此可见，生物炭对Cd2+的吸附与其原料、生物炭中可溶性组分含量之间有密切的关系，因此在利用生物炭进行重金属污染修复的过程中需要研究生物炭的性质，将有利于进一步提高生物炭对重金属污染的修复效果。

3 结论

（1）随热解温度的升高，生物炭的碳化程度增加，比表面积逐渐增大，芳香性增强，含氧官能团和溶解性矿物离子 K+、Ca2+、Mg2+和PO43−的含量降低，灰分含量增加；水洗后生物炭比表面积有所增加，pH值下降，可溶性组分中的溶解性矿物离子 K+、Ca2+、Mg2+和 PO43−含量明显降低。

（2）水洗去除可溶性组分后，生物炭对 Cd2+的吸附能力急剧下降，玉米秸秆和松木生物炭最大吸附量分别降低25%—42%和15%—40%。红外分析表明，水洗后生物炭的有机官能团并无明显变化，只有PO43−的含量显著降低；XRD分析和溶解性矿物离子测定表明，水洗后可溶性组分中的溶解性矿物离子 K+、Ca2+、Mg2+和 PO43−的量明显降低，导致 Cd2+与生物炭之间的离子交换和共沉淀作用减弱，使其对Cd2+的吸附量降低。玉米秸秆生物炭对Cd2+的吸附优于松木生物炭，是因为玉米秸秆生物炭中的溶解性矿物组分含量明显高于松木生物炭。综上所述，可溶性组分在生物炭的吸附过程中具有比较重要的贡献。