重金属不同于一般有机污染物，是一类难治理、不可降解、毒性可长期保留的物质，由于近些年来含重金属废水排放量的激增，致使水体遭受严重污染.含铜废弃物主要来源于电镀、化肥、油漆、颜料等行业(yu et al., 2000)，人为摄入过多的铜元素可导致严重的粘膜刺激甚至是腐蚀、毛细血管的大面积损伤、肝和肾功能损害、中枢神经发炎后引发的抑郁症，以及严重的胃肠道刺激可能引发的肝和肾坏死(acemioglu et al., 2004).含铅废弃物主要来源于采矿、铅冶炼、蓄电池、四乙基铅制造、电镀和陶瓷玻璃等行业.饮用水中过量铅的存在可导致多种疾病，如贫血、脑病和肝炎.铅离子对含硫醇和磷酸盐基团配合物具有亲和性，并且它们能够抑制血红素的生物合成，从而损坏肾脏和肝脏(杨端等，1981).对于中重金属离子的去除，常用的处理方法有离子交换法、化学沉淀法、超滤或电化学沉积法(郭燕妮等，2011;杨明平等,2004;罗发生等，2011).近年来，利用生物质材料处理废水已成为众多专家学者研究的重点，它不仅节约了更多的自然资源，而且达到了“以废治废”的目的.
在中国南方，杉木种植较为普遍，其生长周期较短，价格低廉，常用于普通家具的制作与装饰材料.随着家具的快速更新换代，在市场上开始涌现大量废旧杉木家具.为实现废旧杉木的再利用，结合中国南方水体重金属污染严重的现状，探索杉木粉对水体中重金属离子的吸附性能具有就地取材、以废治废的优势.由于杉木粉孔径较小，存在孔膜，孔内有一些胶状物质，导致其比表面积并不高;而且，木纤维结构紧密，金属离子难以进入木粉内部的结晶区;同时，木纤维结晶区的羟基之间是以氢键缔合的形式存在，对金属离子的络合能力差.但杉木粉经过苄基化反应后，一方面木粉表面的羟基氢被苄基取代后，使纤维壁上的孔膜破裂，木纤维壁松弛，有望打开金属离子进入木纤维壁内部的通道，扩大吸附金属离子的比表面积;另一方面，木粉经苄基化改性后，木纤维结晶区羟基之间的氢键被削弱，纤维分子的“取向性”提高，纤维素和半纤维素分子上羟基裸露，可望提高对重金属离子的络合能力.但木粉经苄基化改性后，木纤维的网状结构出现一定程度的破坏，如纤维壁收缩，过渡孔和微孔塌陷，从而使比表面积减小，同时使金属离子进入纤维内部受阻.如果辅之以水热处理的手段，使高热水蒸气分子渗入苄基化木粉纤维内部，打开闭塞、塌陷的木材纤维壁中的通道，扩大纤维间的孔径，产生更多的微孔或超微孔，并进一步“重组”纤维结晶区的分子排布，提高纤维分子的“取向性”，不仅可能增大其吸附金属离子的比表面积，而且可能进一步“释放”纤维素和半纤维素分子羟基之间的氢键，使纤维素和半纤维素分子上的羟基充分裸露，提高对重金属离子络合的羟基数目，从而实现木粉吸附性能的提高.基于此，本研究先对杉木粉进行苄基化改性，并结合水热处理方法(张耀丽等，2007)，以获得具有多微孔特征的苄基化改性木粉;然后，研究其对cu2 和pb2 吸附的影响，期望探索出一种利用废弃生物质材料处理含重金属离子的新方法.
2 实验部分
2.1 化学试剂和材料
氢氧化钠、浓硝酸、硝酸铅、硫酸铜和盐酸均为广州化学试剂厂生产，氯化苄为天津市科密欧化学试剂开发中心生产，甲苯和乙醇均为衡阳市凯信化工试剂有限公司生产，以上试剂均为分析纯;杉木粉为取自湖南湘潭.
2.2 苄基木粉的制备及水热处理
2.2.1 苄基化木粉的制备
将干杉木粉过20目筛子，以苯/乙醇(v ∶ v=1 ∶ 1)为溶剂，用索氏提取器回流提取6 h，再用蒸馏水提取6 h，抽干后，在80 ℃鼓风干燥箱中干燥12 h，得到脱脂杉木粉.
参照文献(王东华等，2000)方法，在带有搅拌机、温度计和回流装置的250 ml三口烧瓶中，加入20.0 g脱脂杉木粉和10% naoh水溶液80~120 ml，搅拌均匀后让其润胀 30 min，然后加入 80~120 ml氯化苄和80 ml甲苯，搅拌下于110 ℃ 油浴中加热反应到设定时间，冷却并加入少量水，抽滤，分别用50 ml 50%乙醇洗涤两次，100 ml水洗涤两次，再用50 ml 95%乙醇洗涤两次，抽干，在60 ℃下干燥至恒重，得苄基化杉木粉，简称“苄基化木粉”，转入干燥器中，并计算增重百分率(wpg).木粉苄基化改性的化学反应式如下：
2.2.2 苄基化木粉的水热处理
在hs-12p高温高压染色机的不锈钢杯中，加入200 ml水、0.5 ml op-10和20.0 g苄基化木粉，密闭后，以2 ℃ · min-1升温到120 ℃，进行水蒸汽爆破处理120 min.然后自然冷却到室温，倒出苄基化木粉，经减压抽滤、蒸馏水清洗2次，抽干;在55 ℃下真空干燥，得到多微孔苄基化木粉，保存于密闭塑料袋中，备用.
2.3 原子吸收光谱分析
2.3.1 cu2 和pb2 分析测试条件
用tas-986原子吸收光谱仪测定含cu2 和pb2 溶液的吸光度，cu2 测试条件为：工作电流 3.0 ma，谱带宽度 0.4 mm，负高压300.0 v，燃气流量1500 ml · min-1，燃烧器高度6.0 mm，波长324.8 nm.pb2 测试条件为：工作电流 2.0 ma，谱带宽度 0.4 mm，负高压300.0 v，燃气流量1500 ml · min-1，燃烧器高度5.0 mm，波长283.3 nm.
2.3.2 cu2 和pb2 标准溶液的配制和标准曲线的制作
铜标准溶液配制和铜标准曲线制作：称取 0.9820 g五水硫酸铜溶入少量蒸馏水中，加入5滴浓硫酸，冷却后移入250 ml容量瓶，用蒸馏水定容得到1000 mg · l-1铜标准储备液.然后配制浓度分别为 0.20、0.40、0.60、0.80、1.00 mg · l-1的铜标准系列溶液，测定它们的吸光度.以吸光度a为纵坐标，浓度c为横坐标作图，建立 a-c关系曲线.
铅标准溶液配制和铅标准曲线制作：称取1.598 g硝酸铅，溶于20 ml 5%硝酸中，定量移入1000 ml容量瓶中，用蒸馏水稀释至刻度线，得到1000 mg · l-1的pb2 标准储备液.然后配制浓度分别为 0.10、0.30、0.50、1.00、3.00 mg · l-1的铅标准系列溶液，测定它们的吸光度.以吸光度a为纵坐标，浓度c为横坐标作图，建立 a-c关系曲线.
2.3.3 多微孔苄基木粉对cu2 和pb2 的吸附实验及其离子浓度的测定
取多微孔苄基化木粉0.500 g于100 ml锥形瓶中，加入25.00 ml一定浓度的cu2 溶液或pb2 溶液，调节水浴恒温振荡器到设定温度，振荡一定时间，进行吸附试验.吸附完成后，冷却到室温，移取吸附cu2 或pb2 后的溶液1.00~5.00 ml，用蒸馏水定容到25 ml，用原子吸收光谱法测定其吸光度，在a-c标准曲线上查出相应的浓度，根据稀释倍数计算样品中cu2 或pb2 浓度.对溶液中cu2 的含量进行分析，吸附百分率η计算公式为：
式中，c0、ce分别为cu2 和pb2 溶液的初始浓度和吸附后的平衡浓度(mg · l-1).
2.4 木粉改性处理前后和吸附前后的结构表征 2.4.1 红外吸收光谱(ir)
分析 采用nicolet avatar-330红外光谱仪对脱脂木粉、苄基化木粉、多微孔苄基化木粉和吸附后的多微孔苄基化木粉进行了表征(图 1).对比原木粉(图 1a)和苄基化木粉(图 1b)的红外光谱图发现，原木粉经苄基化改性后，羟基振动吸收峰由3442 cm-1移向3438 cm-1，在1605 cm-1、1496 cm-1处的两重峰及735 cm-1、696 cm-1处的强吸收峰均显示单取代苯环的特征吸收.另外，2868 cm-1处出现的振动吸收峰表明了木材中的部分羟基已经被苄基所取代.对比苄基化木粉(图 1b)和多微孔苄基化木粉(图 1c)的红外光谱图发现，图谱形态变化不大，无新的官能团吸收峰出现，表明苄基化木粉经水热处理后，木粉的化学组成没有发生明显变化.对比多微孔苄基化木粉(图 1c)与吸附后的多微孔苄基化木粉(图 1d)的红外光谱图，发现其吸收峰的波数基本一致，表明吸附对木粉的化学组成没有产生明显影响.
图1 脱脂木粉(a)、苄基化木粉(b)、多微孔苄基化木粉(c)、吸附后多微孔苄基化木粉(d)的ir图
2.4.2 核磁共振氢谱(1h
nmr)和碳谱(13c nmr)分析 用德国bruker公司的600 mhz核磁共振仪对脱脂木粉、苄基化木粉和多微孔苄基化木粉的核磁共振氢谱(图 2)和碳谱(图 3)进行了表征.从1h nmr图谱来看，脱脂木粉1h nmr图谱(图 2a)、苄基化木粉1h nmr图谱(图 2b)和多微孔苄基化木粉1h nmr图谱(图 2c)在12.2 ppm处均存在酸类(r—cooh)的氢峰;在6.0~9.0 ppm范围内，苄基化木粉和多微孔苄基化木粉在8.5 ppm处比脱脂木粉多出一个强信号峰，该峰为苄基苯的苯环c—h振动吸收峰，表明杉木粉的苄基化改性是成功的.同时，脱脂木粉的那个尖锐峰与苄基化木粉的那个尖峰的峰型和化学位移(7.7 ppm)基本一致;而另外一个大峰明显变小，且化学位移由7.0 ppm移向6.5 ppm.对比苄基化木粉1h nmr图谱(图 2b)和多微孔苄基化木粉的1h nmr图谱(图 2c)，峰的形态和化学位移基本未变，但个别峰略有改变，这可能是水蒸气的爆破处理在一定程度上改变了木材纤维结晶区中原有缔合氢键的排列.
图2 脱脂木粉(a)、苄基化木粉(b)和多微孔苄基化木粉(c)的1h nmr图
从13c nmr图谱来看，脱脂木粉的13c nmr图谱(图 3a)与典型生物质的13c nmr图谱类似(mburu et al., 2008)，甲氧基的碳原子与n-烷基碳原子的信号在45~68 ppm区域内重叠，在70、77、80和110 ppm处的峰分别是碳水化合物的och2(c6)、och(c2，c3，c5)、och(c4)和oco(c1)的信号(prakash et al., 2008).对比脱脂木粉的13c nmr图谱(图 3a)和苄基化木粉的13c nmr图谱(图 3b)，在134、144 ppm处出现了新的强吸收峰，显示了芳香烃c—c基团和芳香c—o基团的特征吸收峰，表明脱脂木粉发生了苄基化取代反应.但同时在50~100 ppm范围内，苄基化木粉的峰型也有一定程度的变化，表明脱脂木粉的苄基化过程不只是简单的苄基化接枝反应，它对杉木粉中的碳水化合物也产生了一定的影响(刘继延等，2010).对比苄基化木粉的13c nmr图谱(图 3b)和多微孔苄基化木粉13c nmr图谱(图 3c)，发现图谱十分类似，主要峰的形态和化学位移变化不大，但存在某些峰略有变化，这可能是水蒸气的爆破处理在一定程度上释放了木材纤维结晶区的有机小分子.但总的来说，苄基化木粉经水热处理后对苄基化木粉的分子结构和化学组成破坏较小.
图3 脱脂木粉(a)、苄基化木粉(b)和多微孔苄基化木粉(c)的13c nmr 图
2.4.3 扫描电镜(sem)分析
用jsm-6380lv扫描电镜对原木粉、苄基化木粉、多微孔苄基化木粉进行了分析(图 4).对比原木粉(图 4a)和苄基化木粉(图 4b)发现，原木粉中封闭的纹孔清晰可见，纤维壁坚硬、平整.原木粉经苄基化改性后(图 4b)，纹孔膜破裂，纤维壁膨松、柔软，过渡孔清晰可见.苄基化木粉经水热处理后得到多微孔苄基化木粉(图 4c)，纤维壁明显破裂，产生了许多微孔.这一方面是由于水蒸汽分子具有高能量、高穿透力，可将苄基化木粉纤维壁上的微纤丝部分冲破，并造成断裂，产生新的微孔或超微孔(王瑀，2008);另一方面，在高热水蒸汽分子冲击下，苄基化木粉结晶区中纤维素的氢键断裂，纤维分子从弯曲状态变成伸展状态，纤维壁伸展开来，产生了明显的“膨化效应”，有效地扩大了苄基化木粉的过渡孔和微孔.此外，水热处理中所加乳化剂op-10能迅速乳化从纤维壁间释放出的胶状物质，有利于及时清洗疏通孔道.由此可见，木粉经苄基化及水热处理后，木材纤维壁变得膨松，产生大量的微孔或超微孔，有效地扩大了苄基化木粉吸附重金属离子的比表面积，同时使纤维素和半纤维素分子上的羟基更加裸露，增加了对重金属离子络合的羟基数目，从而提高了对重金属离子的吸附性能.
图4 原木粉(a)、苄基化木粉(b)、多微孔苄基化木粉(c)的扫描电镜图(×5000)
3 结果与讨论
3.1 溶液 ph 值对吸附百分率的影响
ph值是影响吸附剂吸附金属离子的重要因素，为考察溶液的ph值对cu2 和pb2 吸附的影响，在12个100 ml锥形瓶中分别加入0.500 g多微孔苄基化木粉(增重率35.5%)，25 ml ph 值分别为1.0、2.0、3.0、4.0、5.0、6.0的cu2 和pb2 浓度均为30 mg · l-1的水溶液，调节水浴恒温振荡器温度至40 ℃，设置吸附时间为60 min，考察溶液初始ph值对cu2 和pb2 的吸附百分率(图 5).结果表明：①cu2 吸附的合适ph值范围为4.0~6.0，pb2 为5.0~6.0.②随着溶液的ph值增加，多微孔苄基化木粉对cu2 和pb2 的吸附百分率逐渐增加，当ph值在5.0~6.0之间，cu2 吸附百分率达94%以上，pb2 的吸附百分率达88%以上.这是由于溶液酸度越大，大量h 存在，苄基化木粉中的羟基和醚键上的氧原子被h 结合，使吸附基团减少，阻碍了与cu2 和pb2 的配位结合，因而吸附百分率较低(司红燕等，2013;吴宁梅等，2013).③对比多微孔苄基化木粉对cu2 和pb2 的吸附百分率发现，cu2 的吸附百分率总是高于pb2 ，且在ph值较低的阶段对pb2 影响更大.这是因为pb2 的离子半径为119 pm(配位数为6)，而cu2 的离子半径为73 pm，pb2 的离子半径明显大于cu2 ，因而cu2 更容易渗入苄基化木粉内部，并与未接枝羟基或醚键上氧原子结合.由此可见，溶液的ph值和金属离子的半径是影响多微孔苄基化木粉吸附金属离子的重要因素.由于cu2 和pb2 的溶液ph值在5.0~6.0之间均有高的吸附效率，所以后续实验中溶液的ph值均调节在5.5左右.
图5 ph值对cu2 和pb2 吸附百分率的影响
3.2 不同种类木粉对吸附百分率的影响
分别取原木粉、脱脂木粉、苄基化木粉(增重率35.5%)和多微孔苄基化木粉0.500 g于100 ml锥形瓶，加入25 ml cu2 和pb2 浓度均为 30 mg · l-1的溶液，调节摇床水温40 ℃，吸附时间60 min，比较它们对cu2 和pb2 的吸附百分率(图 6).结果表明：①4种木粉对cu2 的吸附百分率均高于pb2 .这是由于pb2 的质量和离子半径均比cu2 大，它扩散到木粉表面慢，因而吸附效率低.②对比4种木粉对cu2 和pb2 的吸附百分率，其由高到低的顺序为：多微孔苄基化木粉>脱脂木粉>苄基化木粉>原木粉，即多微孔苄基化木粉对cu2 和pb2 的吸附百分率比原木粉分别提高了57%、209%，比脱脂木粉分别提高31%、76%，比苄基化木粉分别提高了36%、78%.这是由于原木粉存在胶状物，纹孔膜封闭(图 4a)，微孔较少.木粉经脱脂后，纹孔膜破裂，胶状物质流出，比表面积比原木粉增大，有利于对金属离子的吸附.脱脂木粉经苄基化接枝后，过渡孔保留，纤维壁松弛(图 4b)，因而与原木粉相比，金属离子易进入纤维壁内，且木纤维结晶区羟基之间的氢键被削弱，纤维素和半纤维素分子上羟基充分裸露，提高了其吸附效率.但由于苄基化表面纹孔塌陷、消失，因而与脱脂木粉相比，金属离子扩散受阻，其吸附效率降低.苄基化木粉经高温水蒸汽膨化处理，高压水蒸汽分子对纤维壁产生爆破、膨化效应，塌陷的纤维壁伸展开来，过渡孔得以扩大，微孔和超微孔随之产生，比表面积增加(图 4c);同时，进一步“释放”了纤维素和半纤维素分子羟基之间的氢键，使纤维素和半纤维素分子上的羟基充分裸露，因而对cu2 和pb2 的吸附能力明显提升.正是由于各种木粉的微观结构不同，因而cu2 和pb2 渗入纤维内部的速度也存在较大差异.
图6 不同木粉对cu2 和pb2 吸附百分率(1.原木粉;2.脱脂木粉;3.苄基化木粉;4.多微孔苄基化木粉)
3.3 不同增重率的多微孔苄基化木粉对吸附百分率的影响
按“2.2.1 苄基化木粉的制备”实验步骤，苄基化反应时间分别为2.0、3.0、4.0、5.0 h时制得增重率分别为7.5%、35.5%、48.4%、72.5%的苄基化木粉，然后进行水热处理制成多微孔苄基化木粉.取以上不同增重率的多微孔苄基化木粉各0.500 g置于8个100 ml锥形瓶，分别加入25 ml cu2 和pb2 浓度均为 30 mg · l-1的溶液，控制水温30 ℃下吸附60 min，比较不同增重率的苄基化木粉对cu2 和pb2 的吸附百分率(图 7).结果表明：多微孔苄基化木粉对cu2 和pb2 的吸附百分率均体现为随苄基化木粉增重率的增加先升高后降低，且当苄基化木粉的增重率达到35.5%时，cu2 和pb2 的吸附百分率均达到最大值(94.4%和88.7%).这一方面是由于苄基化程度越高，羟基越少，对离子吸附能力越低，而苄基化程度过低，又不利于破坏木纤维的结晶区，无法改造结晶区中原有氢键的排列状态，“释放”出更多的具有吸附金属离子能力的羟基.另一方面，苄基化程度越高，对木粉的过渡孔的结构破坏越大，纤维的网状结构破坏越严重，吸附表面积反而下降，即使通过水热处理，也无法再生其网状结构，因而导致吸附效率反而降低.
图7 苄基化木粉的增重率对cu2 和pb2 吸附百分率的影响
3.4 接触时间对吸附百分率和吸附量的影响
接触时间是评价吸附剂应用潜力的重要条件之一(li et al., 2009).在14个100 ml锥形瓶中，分别加入0.500 g多微孔苄基化木粉(增重率35.5%)，以及25 ml浓度均为30 mg · l-1 cu2 和pb2 的溶液，控制水温在30 ℃，设置吸附时间分别为15、30、45、60、75、90、120 min，考察其对cu2 和pb2 吸附百分率的影响(图 8).
图8 吸附时间对cu2 和pb2 吸附百分率的影响
结果表明：①多微孔苄基化木粉对cu2 的吸附速率比对pb2 更快，这是由于cu2 的质量比pb2 的质量小，cu2 在溶液中的迁移速度比pb2 更快，因而更易进入多微孔苄基化木粉的微孔内而达到吸附平衡.②cu2 和pb2 的吸附百分率均随接触时间的增加而增加，其中，cu2 在90 min趋于平衡，吸附百分率达到95.4%，而pb2 还趋向于上升过程，表明pb2 尚未达到吸附平衡.在随后进行的pb2 饱和吸附平衡实验中，发现pb2 在180 min趋于平衡，此时，吸附百分率达96.8%.
3.5 溶液的初始浓度对吸附百分率的影响
在16个100 ml锥形瓶中，分别加入0.500 g多微孔苄基化木粉(增重率35.5%)，依次加入10、20、30、40、60、80、100、120 mg · l-1不同离子浓度的溶液25 ml，控制水温为40 ℃，比较不同浓度的cu2 和pb2 溶液在60 min内对吸附百分率的影响(图 9).结果表明：①随着溶液中金属离子浓度的增加，多微孔苄基化木粉对cu2 的吸附百分率呈现出先增加后下降的趋势，而对pb2 的吸附百分率一直呈现缓慢下降趋势.②当cu2 溶液初始浓度为30 mg · l-1时，多微孔苄基化木粉对cu2 溶液的吸附百分率最高，为94.4%;当pb2 溶液的初始浓度为10 mg · l-1时，多微孔苄基化木粉对pb2 溶液的吸附百分率最高，达90.7%.这也反映出在有限的吸附时间内，多微孔苄基化木粉对pb2 的吸附较慢，因而达到吸附平衡的时间要比cu2 更长.
图9 不同初始浓度对cu2 和pb2 吸附百分率的影响
3.6 吸附温度对吸附的影响
在12个100 ml锥形瓶中各加入0.500 g多微孔苄基化木粉，依次加入25 ml浓度均为30 mg · l-1的cu2 和pb2 溶液，设置振荡温度分别为30、40、50、60、80和120 ℃，保温60 min，考察不同温度下多微孔苄基化木粉对cu2 和pb2 的吸附百分率(图 10).结果表明：多微孔苄基化木粉对cu2 和pb2 的吸附百分率均随溶液温度的增加而增加.这是由于随着温度的升高，溶液中金属离子的扩散速度加快，木纤维的弹性增加，纤维孔扩大，吸附能力迅速增强，吸附速率显著提高(张慧敏等，2015;闵伶俐等，2014)，而cu2 由于原子质量和离子半径比pb2 小，扩散更快，因而更早达到吸附平衡.在30~80 ℃，pb2 的吸附百分率受温度的影响比cu2 更加明显，表明温度的升高对pb2 的迁移速度提高较大.当吸附温度达到120 ℃时，cu2 和pb2 吸附百分率分别为99.0%和98.8%，表明多微孔苄基化木粉对溶液中金属离子具有超强的吸附能力.这是由于溶液的温度达到苄基化木粉的玻璃化转变温度区域(殷辉等，2011)，此时，多微孔苄基化木粉处于软化弹性状态，有利于金属离子进入木粉纤维内部结晶区，当吸附温度下降到多微孔苄基化木粉软化点以下，金属离子被留在木纤维壁内，从而赋予多微孔苄基化木粉具有高的吸附效率.
图10 吸附温度对cu2 和pb2 吸附百分率的影响
4 结论
1)杉木粉经苄基化改性和高温水热处理后，所得苄基化木粉中木纤维的分子结构和化学组成上与高温水热处理前变化不大，但苄基化木粉的外观上明显产生了较多的微孔或超微孔，有效地扩大了苄基化木粉吸附重金属离子的比表面积，同时使纤维素和半纤维素分子上的羟基更加裸露，增加了对重金属离子络合的羟基数目，使其对cu2 和pb2 的吸附百分率比原杉木粉分别提高了57%和209%.
2)苄基化木粉的增重率和溶液的ph值是影响苄基化木粉吸附cu2 和pb2 效果的重要因素.苄基化木粉的增重率在35%左右时具有较好的吸附效果，它吸附cu2 的合适ph值范围为4.0~6.0，吸附pb2 的合适ph值范围为5.0~6.0.
3)吸附温度、吸附时间和离子初始浓度对苄基化木粉吸附cu2 和pb2 也有较大影响.当溶液的ph值为5.5，多微孔苄基木粉质量为溶液质量的2.0%，cu2 或pb2 的浓度为30 mg · l-1，吸附温度为40 ℃，吸附时间为60 min时，多微孔苄基木粉对cu2 的吸附率达94.4%，对pb2 的吸附率达88.7%. 责任作者简介： 赵莹(1965—)，男，教授，硕士生导师.主要从事精细化学品开发，木材改性及其应用研究.主持国家自然科学基金2项，获湖南省科学技术进步奖二等奖1项，申报国家发明专利9项，发表论文80多篇