CN107626280A - 生物炭基重金属吸附剂、制备方法及其应用 - Google Patents

Abstract

本发明公开一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，包括：称取磷酸钾与生物基颗粒混合，加入去离子水并置于水浴恒温磁力搅拌器中搅拌；冷却至室温，将固液混合物进行抽滤，取磷酸钾浸渍后的生物基干燥并研磨，得到前驱体；将前驱体先在室温下以恒定的流速连续通入氮气对装置进行吹扫，然后以恒定的升温速率由室温升温到预定温度，并维持该预定终温一段时间，最后冷却至室温后取出；冷却后的生物基炭经破碎即可制备得到吸附剂。本发明还公开了利用该方法制备的吸附剂及其在含铬废水处理中的应用。本发明制备方法简单、易于实施、成本低，且制备的吸附剂对水体中的镉离子吸附容量极大、吸附速度快、效率高、不易发生团聚且吸附后便于分离。

Description

生物炭基重金属吸附剂、制备方法及其应用

技术领域

本发明属于重金属吸附剂材料制备技术领域，具体涉及一种生物炭基重金属吸附剂、其制备方法及其在处理含镉废水中的应用。

背景技术

重金属是一种可在生物体内蓄积的有毒元素，随着工业的发展，重金属污染受到广泛重视，重金属进入环境后会在生物链中累积和富集，且不能被生物降解，可长期潜伏在环境中，并伴随食物链进入人体严重危害生命健康。目前水中重金属的去处方法主要有吸附、电解、化学沉淀、膜过滤、离子交换等方法，其中吸附法由于其具有不产生二次污染，设备简单、适应范围广、处理效果好、吸附剂可再生使用等优点而被广泛釆用。

目前，最常用的吸附剂有活性碳和改性纤维素等，商业活性炭是较为有效的吸附剂，但由于其价格昂贵、再生困难，目前原料来源广泛、价格低廉的农林废弃物用其热解制备得到具有疏松多孔、排列有序的芳香环片层等结构的生物炭作为吸附剂已越来越受到应用。例如专利文献CN 102895957A公开了一种毛竹遗态Fe2O3/Fe3O4复合重金属吸附剂的制备方法，其将毛竹切块干燥后，削去结构致密的表层结构，加入稀氨水实验浸煮剂中浸煮干燥，然后浸没于硝酸铁前驱体溶液中，烘干磨碎，过筛即制得毛竹遗态Fe2O3/Fe3O4复合重金属吸附剂。该吸附剂经过工艺控制，提高了材料对重金属的吸附性能，可广泛应用于重金属污染水处理。但是该方法中采用毛竹遗态材料进行制备，工艺复杂，吸附效果有待改进。

为提升生物炭对重金属的吸附效果，现有技术中出现了生物质改性的方法，例如以强碱(氢氧化钠)、胺化物(二甲胺、二乙胺)、羧化物(马来酸酐、玻酸酐、邻苯二甲酸酐)、含磷化合物(三氯氧磷、磷酸三丁酯)与含氮含硫螯合改性剂(丙烯腈、二硫化碳)等为代表的数十种改性剂被用于农林废弃物改性热解制炭。专利文献CN102029144A公开了一种吸附废水中重金属离子和染料的吸附剂，其中将竹炭预处理后，竹炭与海藻酸钠质量比3∶1混合后，于80～100℃的水浴中恒温放置14小时，得竹炭/海藻酸钠混合物，在105～110℃温度下活化120～240min，以炭化物与壳聚糖质量比为2∶1调成糊状后加入一定体积的CH3COOH,快速搅拌烘干，水洗至pH7.0后于60℃烘箱中烘干粉碎过筛，得到BC/CTS复合吸附剂。该方案中制备的改性吸附剂吸附效果较好，但是，其改性工艺较为复杂，实际上改性后制备的生物炭吸附剂对重金属吸附效果提升仍然有限。

发明内容

针对现有技术的以上缺陷或改进需求，本发明提供了一种生物炭基重金属吸附剂、其制备方法及其在含镉废水处理中的应用，本发明的吸附剂采用磷酸钾作为改性剂，对生物基碳浸渍改性，并配以优化改进的制备工艺，从而能够提高相应生物质热解得到的改性生物炭的重金属吸附容量，使得其具有优良的吸附效果，克服传统吸附剂制备工艺复杂、成本高、吸附能力不足的缺点。

为实现上述目的，按照本发明的一个方面，提供一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，其特征在于，该制备方法包括：

S1称取磷酸钾与生物基颗粒混合，加入去离子水并置于水浴恒温磁力搅拌器中搅拌；

S2冷却至室温，将固液混合物进行抽滤，取磷酸钾浸渍后的生物基干燥并研磨，得到重金属吸附剂前驱体；

S3将吸附剂前驱体置于固定床反应装置中，先在室温下以恒定的流速连续通入氮气对装置进行吹扫，然后以恒定的升温速率由室温升温到预定温度，并维持该预定终温一段时间，最后冷却至室温后取出，整个过程均在氮气氛围下进行；

S4冷却后的生物基炭经破碎即可制备得到所述吸附剂。

作为本发明的进一步改进，所述步骤S1中，磷酸钾与毛竹混合的质量比为10:1-0.5:1。

作为本发明的进一步改进，所述步骤S1中，加热去离子水后的磷酸根离子浓度为0.1mol/L-2mol/L。

作为本发明的进一步改进，所述步骤S1中，水浴恒温磁力搅拌器的温度为20-90℃，磁力搅拌浸渍时间为0.5h-6h。

作为本发明的进一步改进，所述步骤S1中，所述生物基颗粒颗粒的粒径范围为0.1mm-2mm。

作为本发明的进一步改进，所述预定温度为350℃-950℃，升温速率为5℃/min-20℃/min，维持预设温度时间为0.5h-2h。

作为本发明的进一步改进，所述生物基可以为毛竹、树皮和/或秸秆。

作为本发明的进一步改进，所述生物基颗粒的粒径范围为0.1mm-2mm。

作为本发明的进一步改进，所述生物基颗粒通过先将该生物质去离子水清洗后干燥粉碎并过筛干燥后得到。

按照本发明的另一方面，提供一种生物炭基重金属吸附剂，其由上述方法制备得到。

按照本发明的又一方面，提供一种上述生物炭基重金属吸附剂在含镉废水处理中的应用。

总体而言，通过本发明所构思的以上技术方案与现有技术相比，具有以下有益效果：

(1)本发明的吸附剂采用磷酸钾作为改性剂，对生物质浸渍改性，通过羟基衍生化反应改性向生物质中纤维素类天然高分子化合物结构中引入对阳离子具有吸附能力的磷酸基团，从而能够提高生物质热解得到的改性生物炭的重金属吸附容量；

(2)本发明的吸附剂的制备方法，前驱体制备工艺简单，后续氮气下的反应工艺也简单易操作，使得整个吸附剂制备工艺简单、稳定、可靠，没有复杂的改性过程；

(3)本发明的吸附剂性能稳定，用于废水中重金属镉离子去除效果显著，制备所用到的磷酸钾可留在滤液中反复用于毛竹的过量浸渍改性，而且吸附剂原料来源广泛，价格低廉，既可实现毛竹的资源化利用，又能达到“以废治废”的目的，对固废的资源化、水环境的污染修复具有理论。

附图说明

图1为本发明多个不同实施例的不同改性毛竹炭(浸渍比0.5：1、1：1、2：1，热解终温350℃、550℃、750℃)及对比例的椰壳商业活性炭对Cd²⁺的吸附容量对比关系示意图。

具体实施方式

为了使本发明的目的、技术方案及优点更加清楚明白，以下结合附图及实施例，对本发明进行进一步详细说明。应当理解，此处所描述的具体实施例仅仅用以解释本发明，并不用于限定本发明。

此外，下面所描述的本发明各个实施方式中所涉及到的技术特征只要彼此之间未构成冲突就可以相互组合。

本申请发明人研究发现，磷酸钾作为改性剂能有效增加相应生物炭表面磷酸盐等灰分并提高生物炭的pH值，磷酸钾改性得到的生物炭表面的活性位点显著增加，在水体中，通过化学沉淀络合作用能显著吸附固定重金属离子，因此提高了生物炭对重金属的吸附能力。

本发明的一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，具体包括：

S1称取磷酸钾与生物基颗粒混合，加入去离子水并置于水浴恒温磁力搅拌器中搅拌；

S2冷却至室温，将固液混合物进行抽滤，取磷酸钾浸渍后的生物基干燥并研磨，得到重金属吸附剂前驱体；

S3将吸附剂前驱体置于固定床反应装置中，先在室温下以恒定的流速连续通入氮气对装置进行吹扫，然后以恒定的升温速率由室温升温到预定温度，并维持该预定终温一段时间，最后冷却至室温后取出，整个过程均在氮气氛围下进行；

S4冷却后的生物基炭经破碎即可制备得到所述吸附剂。

本发明的吸附剂采用磷酸钾作为改性剂，对生物基碳浸渍改性，通过磷元素的络合特性及与生物质碳的配合，从而能够提高生物质热解得到的改性生物炭的重金属吸附容量，用于废水中重金属镉离子去除效果显著，制备所用到的磷酸钾可留在滤液中反复用于毛竹的过量浸渍改性，而且吸附剂原料来源广泛，价格低廉。而且，其中前驱体制备工艺简单，后续氮气下的反应工艺也简单易操作，使得整个吸附剂制备工艺简单、稳定、可靠，没有复杂的改性过程。

实施例1

本发明吸附剂制备方法的一个优选实施例中，吸附剂原料即生物质原料优选为毛竹，其具体制备方法如下：

1)毛竹前处理：将毛竹用去离子水清洗后优选于105℃鼓风干燥箱中烘干，后用粉碎机将其粉碎并优选过120目筛，将粒径优选小于0.125mm的毛竹粉末放入105℃鼓风干燥箱中烘干，装入自封袋中置于干燥箱中保存备用；

2)毛竹原料浸渍改性：以优选质量比2：1分别称取例如20g磷酸钾(优选>97％)与10g步骤1)中保存备用的毛竹粉末混合，置于例如250ml烧杯中，加入例如250ml去离子水优选搅拌10min，磷酸根离子浓度为0.37mol/L，然后放入温度优选为80℃的水浴恒温磁力搅拌器中进行磁力搅拌例如2h；

3)过滤：取出步骤2)中磁力搅拌结束的固液混合物，冷却至室温后进行抽滤(优选原液直接分离，无需用去离子水冲洗)，取浸渍后毛竹置于例如105℃鼓风干燥箱中例如8h进行烘干，研磨破碎后得重金属吸附剂前驱体；

4)热解：将步骤3)中吸附剂前驱体置于固定床反应装置中先在室温下优选以200ml/min的流速连续通入氮气例如20分钟，然后优选以10℃/min的速率由室温升温到例如550℃，保持热解终温例如1h，自然冷却至室温后取出，热解和冷却至室温的过程优选均在150ml/min的氮气氛围下进行；

5)烘干：步骤4)中样品冷却后，取出后无需去离子水洗涤，直接破碎后即可得到该吸附剂产品。如图1所示，本实施例的吸附剂产品记为TKP-BC550。

对比例

本对比例中的生物炭基重金属吸附剂制备方法，其步骤大部分与实施例1中相同，不同的是在第2)步的毛竹原料浸渍改性中，不加入磷酸钾，直接将毛竹原料加入到含250ml去离子水的烧杯中进行恒温磁力搅拌，制备未改性毛竹生物炭作为对照组，如图1所示，本实施例的吸附剂产品记为BC550。

实施例2

本实施例中的生物炭基重金属吸附剂制备方法，其步骤大部分与实施例1中相同，不同的是在第2)步的毛竹原料浸渍改性中，磷酸钾与毛竹的质量比优选设为0.5：1。

实施例3

本实施例中的生物炭基重金属吸附剂制备方法，其步骤大部分与实施例1中相同，不同的是在第2)步的毛竹原料浸渍改性中，磷酸钾与毛竹的质量比优选设为1：1。

实施例4

本实施例中的生物炭基重金属吸附剂制备方法，其步骤大部分与实施例1中相同，不同的是在第4)步的热解中，热解终温优选为350℃。

实施例5

本实施例中的生物炭基重金属吸附剂制备方法，其步骤大部分与实施例1中相同，不同的是在第4)步的热解中，热解终温优选为750℃。

实施例6

本实施例中的生物炭基重金属吸附剂制备方法，其步骤大部分与实施例2中相同，不同的是在第4)步的热解中，热解终温优选为350℃。

实施例7

本实施例中的生物炭基重金属吸附剂制备方法，其步骤大部分与实施例2中相同，不同的是在第4)步的热解中，热解终温优选为750℃。

实施例8

本实施例中的生物炭基重金属吸附剂制备方法，其步骤大部分与实施例3中相同，不同的是在第4)步的热解中，热解终温优选为350℃。

实施例9

本实施例中的生物炭基重金属吸附剂制备方法，其步骤大部分与实施例3中相同，不同的是在第4)步的热解中，热解终温优选为750℃。

以上各实施例中所采用的具体工艺步骤及具体工艺参数值，仅是用于通过具体的示例对本发明的制备方法进行阐述，实际上本发明的制备方法中，其具体工艺特别是具体工艺参数并不限于上述记载中的具体内容。

具体来说，本发明的步骤S1中，毛竹炭对应的磷酸钾与毛竹混合的质量比范围不限于上述各实施例的具体比值。本申请发明人发现，为保证相应生物质浸渍均匀且改性后炭基负载足量含磷基团的因素，磷酸钾与毛竹混合的质量比是至关重要的。通过大量生物质原料浸渍改性实验的参数(浸渍质量比、磷酸根离子浓度、磁力搅拌环境温度、搅拌时间)的选择和试验，发现其比例范围在10:1-0.5:1范围内最为优选，可以保证生物质浸渍均匀性且改性后炭基可负载足量含磷基团。

发明人经过大量研究发现，随着磷酸钾与毛竹质量比的增加，磷酸钾与结合的复合小分子集团填充阻塞原本已经溶胀的生物质纤维结构，不利于后续热解中得到发达孔隙结构的生物炭，对应活性位点的面积减小，使得生物炭对重金属的吸附能力相应变弱。但是这个过程中，磷酸钾与生物质结合的程度越来越高，导致磷酸钾改性效果越来越显著，同时造成生物炭的pH不断增大，从而仍然造成重金属的去除总量随着质量比的增加而增加。当混合质量比超过一定比例以后，溶胀的生物质纤维结构被大幅度填充，容易团聚结块导致相应制得的生物炭活性位点的面积在下降，单位质量生物质的改性效果越来越不明显，最终导致吸附剂对重金属镉去除能力在下降。本方案中当毛竹炭对应的磷酸钾与毛竹混合的质量比在10:1-0.5:1范围内可以使得吸附剂对重金属镉去除能力较优；更优选是范围介于0.5:1-2:1，在更优选方案中，磷酸钾与毛竹混合的质量比为2：1。

本发明中，加入去离子水后的磷酸根离子浓度也不限于上述各实施例的具体数值，其可以在0.1mol/L-2mol/L范围内选择。发明人经过大量的理论研究和试验验证后发现，磷酸根离子浓度对吸附剂的性能具有较大影响，具体来说，随着磷酸根浓度的提高，磷酸根置换出生物质表面的阴离子，使溶胀的生物质纤维结构填充阻塞了越来越多磷酸根集团，不利于后续热解中得到发达孔隙结构的生物炭，对应活性位点的面积减小，使得生物炭对重金属的吸附能力相应变弱。但是这个过程中，磷酸根与生物质结合的程度越来越高，导致磷酸钾改性效果越来越显著，同时造成生物炭的pH不断增大，从而仍然造成重金属的去除总量随着质量比的增加而增加。当磷酸根离子浓度超过2mol/L以后，溶胀的生物质纤维结构被大幅度填充容易团聚结块相应制得的生物炭活性位点的面积在下降，单位质量生物质的改性效果越来越不明显，最终导致吸附剂对重金属镉去除能力在下降。因此，本方案优选加入去离子水后的磷酸根离子浓度介于0.1mol/L-2mol/L，该范围内时后续热解得到的生物炭具有优良的重金属吸附能力。

本发明中的生物基颗粒颗粒的粒径范围也不限于上述各实施例的具体数值范围，其可以在0.1mm-2mm范围内具体确定。

另外，通过大量生物质原料热解实验的参数(预定温度、升温速率、维持预设温度时间)优选，考虑到炭基载体炭化完全、得到的孔隙结构发达，同时相应制备的能耗不会过大、成炭率不会过低的因素，步骤S3中的预定温度并不限于上述各实施例的具体温度值，其可以为350℃-950℃范围内的任意值，升温速率可以为5℃/min-20℃/min，维持预设温度时间优先可以为0.5h-2h。具体地，发明人经过大量研究发现，随着炭化温度的升高，生物炭中钙、镁等金属元素矿化为相应灰分而硅元素转化为难溶性二氧化硅，使得生物炭可交换性离子减少，使得通过钙、镁交换进行去除的这部分重金属相应减少。但是这个过程中，酸性官能团不断减少，碱性官能团逐渐增多，导致生物炭的pH不断增大，从而导致重金属的去除总量仍然随着温度的增加而增加。当温度超过一定值(本发明优选是550℃)以后，生物炭表面含氧官能团急剧减少，即碱性官能团在减少，最终导致吸附剂对重金属镉去除能力在下降。当预定温度介于一个范围内(本发明中优选是350-550℃)时，随着温度的增加，生物炭对重金属的去除能力逐渐增强，炭产率缓慢下降；而当预定温度介于另一个范围(本发明中优选是550-950℃)，随着温度的增加，生物炭对重金属的去除能力却在减小，同时生物炭的炭产率剧烈降低。因此，本方案中350-950℃范围是制备该生物炭基重金属吸附剂预定温度的最佳温度范围，低于350℃或高于950℃时，吸附剂性能会大大减弱。350-550℃是生物炭的吸附特性不断加强，550-950℃，生物炭的吸附能力相较于550℃制备的炭的吸附能力逐渐降低，但仍高于350℃制备的炭的吸附能力，但超过950℃，炭材料受到严重高温损坏且炭产率极低，此温度下不宜来制炭。在一个更优选的实施例中，预定温度是550℃。

另外，发明人还研究发现，当升温速率介于5℃/min-20℃/min时，生物炭得到良好的孔隙结构，与重金属作用位点的接触面积提到显著提高，从而具有对重金属的良好吸附能力。而当升温速率超过20℃/min，随着升温速率的提高，所得生物炭的炭产率显著下降，同时对重金属的吸附去除能力在降低。所以，5℃/min-20℃/min是制备该生物炭基重金属吸附剂的较优升温速率范围。发明人发现，超过20℃/min后，随着升温速率的提高，生物炭的热解形式从慢速热解逐渐过渡到快速热解，热解产物中生物质挥发分气体和生物质油产率在提高，生物炭的炭产率显著下降，所得生物炭中对应的钾盐和磷酸盐比率在下降，而钾盐和磷酸盐在重金属吸附过程中起着重要作用，最终导致吸附剂对重金属镉去除能力在逐渐下降。

另外，经过大量研究发现，当维持预设温度时间介于0.5h到1h之间，改性后毛竹生物质吸收能量，自身木质纤维结构受到严重破坏，炭表面的官能团及灰分得到显著活化，同时炭的内部和表面皲裂，增加了重金属与炭上作用位点的接触面积，从而得到的生物炭的吸附性能较好。当维持预设温度时间超过1h，随着时间的进一步增加，炭结构受热皲裂引起的作用点表面积增加有限，相应孔隙结构出现熔融。当维持预设温度时间超过2h，孔道进一步熔融，导致变得孔道内外变得光滑、平整，综合作用下重金属与炭的接触面积相应减小，从而导致吸附性能逐渐下降，因此本方案中维持预设温度时间介于0.5h-2h。更优选地，炭化时间为1h，以获得更优化的吸附效果。

优选地，生物基可以但不限于为毛竹、树皮和/或秸秆。

优选地，生物基颗粒颗粒的粒径可以在0.1mm-2mm范围内具体确定。

优选地，步骤S1中生物基颗粒通过先将该生物质去离子水清洗后干燥粉碎并过筛干燥后得到。

优选地，步骤S1中水浴恒温磁力搅拌器的温度可以在20-90℃范围内具体确定。

优选地，步骤S1中水浴恒温磁力搅拌器磁力搅拌浸渍时间可以在0.5h-6h范围内具体确定。

在另一个实施例中，上述生物炭基重金属吸附剂应用于含镉废水的处理方法如下：

在室温振荡条件下，向初始浓度优选为5-500mg/L(4.45×10-2mM～4.45mM)的含镉废水中投入重金属吸附剂吸附剂，其中优选投加量为0.8g/L，振荡时间5小时，振荡速率为60r/min。但本发明的废水处理应用中，其浓度、投加量、振荡时间及振荡速率均不限于此，可以根据实际需求进行具体选择。

如图1所示，将上述实施例1～实施例9中制备的12组生物炭基重金属吸附剂应用于初始Cd²⁺浓度为200mg/L的含镉废水中，比较不同浸渍比例(0.5：1、1：1、2：1)与热解终温(350℃、550℃、750℃)制备的生物炭基重金属吸附剂的单位重金属吸附容量。其中按磷酸钾与毛竹浸渍质量比2：1，热解终温为550℃，相应制得的改性毛竹生物炭的最大重金属镉离子吸附容量达到238.71mg/g(单位质量吸附剂吸附重金属镉离子的质量)，为未改性毛竹生物炭最大吸附容量(23.24mg/g)的10倍，为椰壳商业活性炭最大吸附容量(58.18mg/g)的4倍。具体过程为：首先配制含有0.01mol/L的NaNO₃和200mg/L的Cd(NO₃)₂初始重金属母液，调节pH为6.0。分别称取20mg实施例1～实施例9中制备的重金属吸附剂与椰壳商业活性炭于50ml离心管中，同时向离心管中加入25ml含有200mg/L的Cd(NO₃)₂重金属母液。在室温下置于旋转培养器中以60r/min的速度旋转震荡5h，过0.45μm滤膜，用ICP-MS进行溶液中重金属镉离子含量的测定。计算的单位重金属吸附容量见图1。

从图中可以看出，以0.5：1、1：1、2：1三种浸渍比例在不同热解温度(350℃、550℃、750℃)下制备的生物炭TKP-BC相较于未改性毛竹炭BC的吸附容量均得到很大提高，其中Cd²⁺在浸渍比为2：1的毛竹生物炭TKP-BC550上的最大吸附容量达到238.71mg/g，为同预定热解终温下未改性毛竹生物炭BC550最大吸附容量(23.24mg/g)的10倍，为椰壳商业活性炭最大吸附容量(58.18mg/g)的4倍。

以上显示和描述了本发明的基本方法、主要特征及本发明的优点。本行业的技术人员应该了解，本发明不受上述实施例的限制，上述实施例和说明书中描述的只是说明本发明中制备的高效重金属吸附剂的应用具体示例，在不脱离本发明精神和范围的前提下，本发明还会有各种变化和改进，这些变化和改进都落入要求保护的本发明范围内。本发明的要求保护范围由所附的权利要求书及其等效物界定。

Claims (10)

1.一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，其特征在于，该制备方法包括：

S1称取磷酸钾与生物基颗粒混合，加入去离子水并置于水浴恒温磁力搅拌器中搅拌；

S2冷却至室温，将固液混合物进行抽滤，取磷酸钾浸渍后的生物基干燥并研磨，得到重金属吸附剂前驱体；

S3将吸附剂前驱体置于固定床反应装置中，先在室温下以恒定的流速连续通入氮气对装置进行吹扫，然后以恒定的升温速率由室温升温到预定温度，并维持该预定终温一段时间，最后冷却至室温后取出，整个过程均在氮气氛围下进行；

S4冷却后的生物基炭经破碎即可制备得到所述吸附剂。

2.根据权利要求1所述的一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，其中，所述步骤S1中，磷酸钾与毛竹混合的质量比为10:1-0.5:1。

3.根据权利要求1或2所述的一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，其中，所述步骤S1中，加热去离子水后的磷酸根离子浓度为0.1mol/L-2mol/L。

4.根据权利要求1至3中任一项所述的一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，其中，所述步骤S1中，水浴恒温磁力搅拌器的温度为20-90℃，磁力搅拌浸渍时间为0.5h-6h。

5.根据权利要求1至4中任一项所述的一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，其中，所述步骤S1中，所述生物基颗粒颗粒的粒径范围为0.1mm-2mm。

6.根据权利要求1至5中任一项所述的一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，其中，所述预定温度为350℃-950℃，升温速率为5℃/min-20℃/min，维持预设温度时间为0.5h-2h。

7.根据权利要求1至6中任一项所述的一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，其中，所述生物基颗粒的粒径范围为0.1mm-2mm。

8.根据权利要求1至7中任一项所述的一种生物炭基重金属吸附剂的制备方法，其中，所述生物基颗粒通过先将该生物质去离子水清洗后干燥粉碎并过筛干燥后得到。

9.一种生物炭基重金属吸附剂，其由权利要求1至8中任一项所述的方法制备得到。

10.权利要求9所述的生物炭基重金属吸附剂在在含镉废水处理中的应用。