CN109107532A - 基于酶促发酵改性的生物炭及其制备方法与应用 - Google Patents

Abstract

基于酶促发酵改性的生物炭及其制备方法与应用，本发明属于环境和材料领域，它为了解决现有生物炭改性方法需使用化学药剂，易对环境造成二次污染的问题。本发明基于酶促发酵改性的生物炭是将生物质原料置于pH＝5.5～6.5的缓冲液中，通过向缓冲液中加入多酚氧化酶进行酶促发酵反应，再经限氧烧制或无氧烧制而成。本发明所述的基于酶促发酵改性的生物炭作为吸附材料应用于水处理。本发明制备的改性生物炭具有较为发达的多孔结构，比表面积和吸附性能相比未改性生物炭都有显著的提高。该改性的生物炭制备方法具有周期短、条件温和、操作安全等优点，与传统生物炭改性方法相比几乎不添加化学药剂，从而减少了对环境的污染。

Description

基于酶促发酵改性的生物炭及其制备方法与应用

技术领域

本发明属于环境和材料领域，具体涉及一种新型的改性生物炭吸附材料及其制备方法与应用。

背景技术

生物炭(Biochar,BC)是一种以废弃生物质为原料，在限氧或无氧的密闭环境下制得的一种富含炭素的、稳定的、高度芳香化的热解副产物。以农作物秸秆和城市绿化枯枝落叶为代表的生物质废弃物，往往产量巨大、占地广阔，传统处理处置方式多为分散或集中焚烧，浪费资源的同时成为导致区域空气质量下降的重要来源，以其为原料制备生物碳是一种经济、合理的废弃物资源化方法，兼具经济与环境效益。

作为一种多孔碳吸附材料，生物炭由于具有制备成本低，绿色，安全等特点，近年来在受污染，如重金属、有机污染物、营养元素和染料等的水体修复领域引起相关研究者的广泛关注。与传统的活性炭相比，由废弃材料直接制备的生物炭通常由于其比表面积小，孔隙结构和表面官能团含量有限从而导致对水体中污染物的吸附能力较弱，因此需要选择有效的改性或修饰手段来进一步提高生物炭的效能，以期达到有效和高效去除水体中污染物的目的，以期满足当前的市场需求。

目前，常用的生物炭改性方法大致可以分为表面负载矿物成分、纳米金属辅助、表面氧化、表面还原和微波辅助等。这些改性方法虽然能有效的改善生物炭的孔隙结构，提高比表面积和表面官能团的含量等，但是大量化学药剂的添加增加了生产成本，引发二次污染，且极易引起生产设备的腐蚀。安全、经济、有效的改性与修饰方法是制约生物碳产业发展的重要技术瓶颈问题。

发明内容

本发明是为了解决现有生物炭改性方法需使用化学药剂，易对环境造成二次污染的问题，而提供的较温和的酶催化发酵改性的生物炭及其制备方法和应用。

本发明基于酶促发酵改性的生物炭是将生物质原料置于pH＝5.5～6.5的缓冲液中，通过向缓冲液中加入多酚氧化酶进行酶促发酵反应，再经限氧烧制或无氧烧制而成。

本发明缓冲液的作用是为了保证体系pH值在中性偏酸的范围，有利于维持多酚氧化酶的活性。

本发明基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法按下列步骤实现：

一、将生物质粉末原料放入pH＝5.5～6.5的缓冲液中，然后加入外源多酚氧化酶进行发酵反应，得到发酵改性处理的生物质材料；

二、对发酵改性处理的生物质材料进行超声清洗，抽滤后干燥处理，得到干燥的改性生物质材料；

三、对干燥的改性生物质材料进行限氧烧制或无氧烧制，得到基于酶促发酵改性的生物炭。

本发明将基于酶促发酵改性的生物炭作为吸附材料应用于水处理。

本发明所述的基于酶促发酵改性的生物炭采用较为温和的酶催化发酵改性方法制备得到，选取常见的园林废弃落叶为制备生物炭的原材料，在常温常压下对收集的原材料进行悬浮发酵酶促改性处理。在酶催化反应过程中会发生一系列水解反应，引起原材料中纤维素等大分子物质的水解，这样更有利于后期生物炭热解制备过程中主要成分的转化，节约了成本。此外，经过改性原有叶片的基本骨架结构被破坏。这样使得氮气与原材料能够更充分的接触，从而形成更为发达的孔隙结构，将改性的生物炭用于废水中金属离子、氮磷营养元素和有机物的去除，提高了吸附效率。

本发明基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法具有周期短、条件温和、操作安全等优点，与传统生物炭改性方法相比几乎不添加化学药剂，从而减少了对环境的污染。制备的改性生物炭具有较为发达的多孔结构，比表面积和吸附性能相比未改性生物炭都有显著的提高。

本发明所述的基于酶促发酵改性的生物炭及其制备方法与应用包括以下有益效果：

1、原材料经过改性处理，除外观色泽发生明显变化以外，SEM图像显示原有的维管束和输导组织等叶片基本骨架结构被破坏，使得氮气与改性生物质材料能够充分接触，从而形成更为发达的孔隙结构。

2、原材料在酶催化发酵过程中会发生一系列酶促氧化、聚合缩合等反应，同时引起生物质材料中纤维素，芳香物质和蛋白质等成分发生剧烈变化，大分子物质的水解更有利于后期生物炭热解制备过程中主要成分的转化，节约成本。

3、经发酵改性制得的生物炭可显著提高对水中污染物的吸附能力，对重金属Pb²⁺和Cu²⁺理论最大吸附容量分别提高了75.54％和36.51％；以氮磷营养元素为例，与对照生物碳相比，改性生物炭对NH₄ ⁺和PO₄ ^3-的吸附能力提高31.56％和34.79％。

4、本发明采用一种新型的改性方法，不仅具有条件温和，操作简易和周期短等特点，而且酶促发酵过程几乎不添加化学药剂对环境危害较小。

附图说明

图1为对比实施例未改性的生物炭的SEM图；

图2为实施例一得到的发酵改性的生物炭的SEM图；

图3为发酵改性的生物炭在不同pH值条件下测得的Zeta电位图；

图4为不同pH值对发酵改性的生物炭吸附Cu²⁺效果的影响曲线图，其中a代表pH＝3，b代表pH＝4，c代表pH＝5，d代表pH＝6，e代表pH＝8；

图5为未改性生物炭和改性生物炭对Pb²⁺的吸附等温线图，其中1代表发酵改性的生物炭，2代表未改性生物炭；

图6为未改性生物炭和改性生物炭对Cu²⁺的吸附等温线图，其中1代表发酵改性的生物炭，2代表未改性生物炭。

具体实施方式

具体实施方式一：本实施方式基于酶促发酵改性的生物炭是将生物质原料置于pH＝5.5～6.5的缓冲液中，通过向缓冲液中加入多酚氧化酶进行酶促发酵反应，再经限氧烧制或无氧烧制而成。

本实施方式所述的多酚氧化酶中的单酚单氧化酶、双酚氧化酶和漆酶均能实现生物质的酶促发酵反应，植物类生物质原料优选双酚氧化酶。微生物质原料优选单酚单氧化酶或漆酶。

具体实施方式二：本实施方式与具体实施方式一不同的是所述的生物质原料为农林落叶、生活垃圾、污泥或微生物。

具体实施方式三：本实施方式基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法按下列步骤实施：

一、将生物质粉末原料放入pH＝5.5～6.5的缓冲液中，然后加入外源多酚氧化酶进行发酵反应，得到发酵改性处理的生物质材料；

二、对发酵改性处理的生物质材料进行超声清洗，抽滤后干燥处理，得到干燥的改性生物质材料；

三、对干燥的改性生物质材料进行限氧烧制或无氧烧制，得到基于酶促发酵改性的生物炭。

本实施方式利用园林废弃物作为制备生物炭的原材料，解决大量废弃物的处理处置问题，同时实现其资源化利用。

具体实施方式四：本实施方式与具体实施方式一或三不同的是所述的缓冲液为柠檬酸溶液、磷酸盐缓冲液或醋酸盐缓冲液。

具体实施方式五：本实施方式与具体实施方式三不同的是步骤一中生物质粉末原料的制备过程如下：将生物质原料清洗去除杂质，晾干后粉碎，过300目筛网得到生物质粉末原料。

本实施方式所述的生物质原料为农林落叶、生活垃圾、污泥或微生物。

具体实施方式六：本实施方式与具体实施方式三至五之一不同的是步骤一中将生物质粉末原料放入pH＝5.5～6.5的缓冲液中，其中生物质粉末原料与缓冲液的质量比为1：15～20。

具体实施方式七：本实施方式与具体实施方式三至六之一不同的是步骤一中外源多酚氧化酶的添加量为生物质粉末原料质量的13％～18％。

具体实施方式八：本实施方式与具体实施方式三至七之一不同的是步骤一中控制发酵反应的温度为25℃，发酵时间为120min～160min。

本实施方式发酵过程中，每间隔30min应搅拌通风放气。

具体实施方式九：本实施方式与具体实施方式三至八之一不同的是步骤三中限氧烧制是将干燥的改性生物质材料放入真空管式炉内，通入氮气保持限氧条件，调整氮气速率：0.15～0.2L/min，在700℃的目标烧制温度下烧制1.3h～1.6h。

本实施方式控制升温梯度为15℃/min。

具体实施方式十：本实施方式与具体实施方式三至九之一不同的是步骤三对干燥的改性生物质材料进行限氧烧制或无氧烧制，自然条件下冷却至室温后取出，然后用研钵研磨后过300目的筛网。

具体实施方式十一：本实施方式将基于酶促发酵改性的生物炭作为吸附材料应用于水处理。

本实施方式基于酶促发酵改性的生物炭能用于水体污染物的吸附去除。

具体实施方式十二：本实施方式与具体实施方式十一不同的是将基于酶促发酵改性的生物炭作为吸附材料应用于水处理吸附重金属、NH₄ ⁺、PO₄ ^3-和有机物。

实施例一：本实施例基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法按下列步骤实施：

一、将园林落叶清洗除杂，自然晾干至恒重后用破碎机粉碎，过300目筛网得到生物质粉末原料；

二、将20g生物质粉末原料放入0.4L pH＝6的醋酸缓冲液中，然后加入3g外源多酚氧化酶(型号为CS0391)，在发酵机中设定发酵温度为：25℃，发酵时长：150min，发酵过程中，每间隔30min通风放气，进行发酵反应，得到发酵改性处理的生物质材料；

三、对发酵改性处理的生物质材料进行超声清洗至中性，真空抽滤后干燥处理，得到干燥的改性生物质材料；

四、将干燥的改性生物质材料放入真空管式炉内，通入氮气，参数调整为氮气速率：0.2L/min，升温速率为15℃/min，在目标烧制温度700℃下进行氮气烧制1.5h，自然条件下冷却至室温后取出，用研钵研磨后过300目的筛网得到基于酶促发酵改性的生物炭(MBC)。

本实施例生物质原料经过发酵改性处理后，从原有的灰青色变为暗褐色。

本实施例优化氮气烧制的工艺参数，控制目标烧制温度为700℃，控制烧制时长为1.5h，不同氮气烧制工艺会对生物炭的官能团含量、元素组分、孔隙结构、比表面积和产率等都产生不同程度的影响，其中热解终温影响最大，烧制时间次之，升温速率最小。一般来说，随着升温速率，热解终温和烧制时间的增加，孔径由大孔逐渐趋向于中孔甚至小孔，H和O以及含氧官能团的含量逐渐降低，C的含量和芳香化程度逐渐增加。而本发明优化了氮气烧制工艺过程，获得最优的改性生物炭材料。

对比实施例：本实施例与实施例一不同的是步骤二将20g生物质粉末原料放入0.4LpH＝6的醋酸缓冲液中，不加入外源多酚氧化酶。

对比实施例得到的未改性的生物炭(UMBC)。

本实施例通过扫描电镜(SEM)分析改性前后生物炭表面结构和孔径变化，并结合Zeta电位分析仪分析不同pH值下改性生物炭材料所带电荷量的大小。

将本实施例制备得到的基于酶促发酵改性的生物炭应用于Pb²⁺和Cu²⁺的吸附性能和热力学实验：

Pb²⁺和Cu²⁺储备液由Pb(NO₃)₂和CuCl·₂H₂O溶于超纯水中制得，然后将储备液分别稀释，分别配制浓度为25,50,75,100,150,200,500mg/L的Pb²⁺和Cu²⁺溶液于100mL锥形瓶中，用0.1mol/L的HCL和0.1mol/L的NaOH溶液将pH值调整至5左右，以2g/L的比例将制得的基于酶促发酵改性的生物炭投加到锥形瓶中，将锥形瓶放入摇床中，参数设定为温度(25±2℃)，转速160rpm，反应24h达到吸附平衡后取溶液过0.45μm水系膜以去除生物炭，利用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP)测定溶液初始和达到平衡后的Pb²⁺和Cu²⁺的浓度。同时做未改性的生物炭材料的对照实验。

实验表明，改性的生物炭对Pb²⁺和Cu²⁺的理论最大吸附容量分别可高达111.1mg/g和61.35mg/g，远高于未改性生物炭对Pb²⁺和Cu²⁺的理论最大吸附容量。

图1-图2为未改性生物炭和改性生物炭的扫描电镜(SEM)图像，由图可以看出经过发酵改性，叶片原有的维管束结构和输导组织等基本骨架被破坏，制备的改性乔木落叶生物炭具有多孔结构，比表面积和孔体积相比未改性生物炭都有显著提高。

生物炭表面的电荷性质是判断材料通过静电吸附的作用强度的条件之一，由改性生物炭的Zeta电位图(图3)分析可知，随着pH值升高，改性生物炭所带电荷量呈现逐渐增大的趋势，零电位点为pH_pzc＝3.2，只有在pH为6左右时发生变化。材料所带电荷越大，对重金属具有较好的亲和力，而重金属在碱性条件下已经发生了沉淀，因此当溶液的pH值为5左右时对重金属的吸附效果较好。

将配置的铜储备液分别稀释至浓度为50mg/L Cu²⁺的溶液于100mL锥形瓶中，用0.1mol/L的HCL和0.1mol/L的NaOH溶液将pH值分别调整至3，4，5，6和8，以2g/L的比例将发酵改性的生物炭投加到锥形瓶中，将锥形瓶放入摇床中，参数设定为温度(25±2℃)，转速160rpm，反应24h达到吸附平衡后取溶液过0.45μm水系膜以去除生物炭，利用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP)测定溶液初始和达到平衡后的Cu²⁺的浓度，如图4所示。

同时在相同条件下探究溶液初始pH值对发酵改性生物炭材料对Pb²⁺的吸附效果影响。结合Zeta电位图的分析得到在pH为5时对Pb²⁺和Cu²吸附效果都是最佳的。

图5和图6分别为未改性生物炭和改性生物炭对重金属Pb²⁺和Cu²⁺的吸附效果图，由图可见经过酶促改性的生物炭对Pb²⁺和Cu²⁺的吸附量明显高于未改性的生物炭。

分别通过Langmiur模型和Freundlich模型吸附等温方程进行拟合，由等温方程的相关系数可知Langmiur模型能更好的描述两种重金属在生物炭上的吸附过程，说明酶促改性的生物炭吸附材料对Pb²⁺和Cu²⁺为单分子层吸附。制备的吸附材料表面均一，能量均匀，每个吸附位点吸附一个分子，且理论最大吸附量分别为111.1mg/g(Pb²⁺)和61.35mg/g(Cu^{2 +})。

分别配置浓度5mg/L、10mg/L、20mg/L、40mg/L、60mg/L、80mg/L、100mg/L的NH₄ ⁺(PO₄ ^3-)离子溶液，调节溶液pH至中性，接着称取未改性生物炭(改性秸秆生物炭)若干份，分别加到盛有20ml配置的不同浓度梯度的上述溶液中(固液比同样为2g/L)，充分混合均匀后，(25±2℃)温度下，在摇床中以160r/min的速率震荡24小时，使生物炭充分吸附NH₄ ⁺(PO₄ ^3-)离子，反应24h达到吸附平衡后取溶液过0.45μm水系膜以去除生物炭，利用紫外分光广度法测定滤液中NH₄ ⁺(PO₄ ^3-)离子浓度，计算不同浓度溶液中生物炭的吸附量Qe，并用Langmuir和Freundlich等温吸附模型进行拟合。

吸附平衡后经吸附等温方程拟合，Langmuir等温线对能够很好地描述改性材料对NH₄ ⁺和PO₄ ^3-的吸附行为，吸附过程为单分子层吸附，也表明吸附材料表面性质均一，官能团分布均匀，对每个分子具有相同的吸附活化能。因此，材料经过改性制备生物炭同样可用于水中氮磷的去除，对NH₄ ⁺和PO₄ ^3-的最大吸附量分别为9.183mg/g和9.233mg/g。

Claims (10)

1.基于酶促发酵改性的生物炭，其特征在于该基于酶促发酵改性的生物炭是将生物质原料置于pH＝5.5～6.5的缓冲液中，通过向缓冲液中加入多酚氧化酶进行酶促发酵反应，再经限氧烧制或无氧烧制而成。

2.根据权利要求1所述的基于酶促发酵改性的生物炭，其特征在于所述的生物质原料为农林落叶、生活垃圾、污泥或微生物。

3.基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法，其特征在于该方法是按下列步骤实施：

一、将生物质粉末原料放入pH＝5.5～6.5的缓冲液中，然后加入外源多酚氧化酶进行发酵反应，得到发酵改性处理的生物质材料；

二、对发酵改性处理的生物质材料进行超声清洗，抽滤后干燥处理，得到干燥的改性生物质材料；

三、对干燥的改性生物质材料进行限氧烧制或无氧烧制，得到基于酶促发酵改性的生物炭。

4.根据权利要求3所述的基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法，其特征在于所述的缓冲液为柠檬酸溶液、磷酸盐缓冲液或醋酸盐缓冲液。

5.根据权利要求3所述的基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法，其特征在于步骤一中将生物质粉末原料放入pH＝5.5～6.5的缓冲液中，其中生物质粉末原料与缓冲液的质量比为1：15～20。

6.根据权利要求3或4所述的基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法，其特征在于步骤一中外源多酚氧化酶的添加量为生物质粉末原料质量的13％～18％。

7.根据权利要求3或5所述的基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法，其特征在于步骤一中控制发酵反应的温度为25℃，发酵时间为120min～160min。

8.根据权利要求3所述的基于酶促发酵改性的生物炭的制备方法，其特征在于步骤三中限氧烧制是将干燥的改性生物质材料放入真空管式炉内，通入氮气保持限氧条件，调整氮气速率：0.15～0.2L/min，在700℃的目标烧制温度下烧制1.3h～1.6h。

9.基于酶促发酵改性的生物炭的应用，其特征在于将基于酶促发酵改性的生物炭作为吸附材料应用于水处理。

10.根据权利要求9所述的基于酶促发酵改性的生物炭的应用，其特征在于将基于酶促发酵改性的生物炭作为吸附材料应用于水处理吸附重金属、NH₄ ⁺、PO₄ ^3-和有机物。