CN110813230A - 一种复合生物炭及其制备方法和应用 - Google Patents

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Abstract

本发明公开了一种复合生物炭及其制备方法和应用，所述复合生物炭由假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙混合后按照限氧升温炭化法制备而成，得到的复合生物炭对重金属镉和铜具有高效的吸附能力。本发明不仅为入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙的资源化利用提供了新的途径，同时为水体重金属镉和铜的污染治理提供了更高效的技术支持，实现了“化害为利”的技术效果。

Description

一种复合生物炭及其制备方法和应用
技术领域
本发明涉及有害生物资源化技术领域，具体地，涉及一种吸附重金属的复合生物炭及其制备方法和应用。
背景技术
全球范围内，生物入侵已成为21世纪最棘手的生态问题之一。外来入侵植物破坏了世界上许多国家的生态环境，中国作为发展中国家，不仅是外来物种入侵非常严重的国家之一，同时也是防御最脆弱的国家之一。20世纪80年代以来，外来物种在我国呈现出更快的增长趋势，近10年新增入侵物种近50种，20余种危险性入侵物种接连在我国大面积暴发成灾。华南地区拥有丰富的雨热资源、生态系统复杂多样、生物资源丰富，非常适宜植物的繁殖和生长；再加上丰富的对外交流和活跃的进出口贸易，该地区已成为目前国内遭受外来植物入侵危害最严重的区域。入侵植物的主要防治手段有机械防治、化学防治、生物防治以及综合防治。目前，对入侵植物进行资源化利用已经成为当前防治方式中的一个新途径。假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙是华南地区危害严重的入侵杂草，菊科假臭草属的假臭草(Eupatorium catarium R.M.King et H.Rob.)能极大地消耗土壤养分，严重影响作物生长，其恶臭味影响家畜觅食。马鞭草科马缨丹属的马缨丹(Lantana camara L.)大面积入侵农耕地、牧场、森林、荒地，植株有毒而严重威胁到农牧业生产和人畜健康。菊科假泽兰属的薇甘菊(Mikania micrantha Kunth)是多年生藤本植物，通过攀援缠绕于乔灌木植物阻碍附主植物的光合作用，导致附主死亡。旋花科番薯属的五爪金龙(Ipomoea cairicaL.Sweet)在果园、茶园中蔓延成灾，给农林以及旅游业造成巨大的损失。
石化燃料应用、金属冶炼、化工生产等活动排放的含重金属废水造成了严重的水体污染。重金属能够在生物体中积累，对肝和肾脏等人体健康造成损害，导致骨质疏松、高血压和肾脏损伤。Cd是水体中常见的危害严重的重金属污染物之一，调查显示，长江、黄河、淮河、松花江、辽河等水域重金属污染情况严峻，其中珠江水域Cd含量超标7.5倍。当前，物理材料去除水体重金属有成本低、修复效果好、操作简便、化学稳定性较高等优点，生物炭作为一种新型材料，对重金属污染水体有着较好的修复效果。
使用入侵植物制备生物炭的专利已有部分报道，例如，中国发明专利CN201410562485.3公开了一种采用入侵植物水葫芦制备的生物炭及其在吸附废水中镉的应用，最优条件下，水葫芦生物炭对镉的吸附量为80mg/g。现有技术中利用单一入侵植物制备的生物炭仅能针对性地吸附一种重金属，而且吸附效果不是特别高效。
发明内容
本发明要解决的技术问题是提供一种能够同时吸附镉和铜，而且吸附效率高效的复合生物炭。
本发明的另一个目的是提供一种吸附重金属的复合生物炭的制备方法。
本发明的再一个目的是提供上述吸附重金属的复合生物炭在吸附重金属镉和铜中的应用，以及具体的应用方法。
为了实现上述目的，本发明是通过以下方案予以实现的：
一种吸附重金属的复合生物炭，由假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙混合后按照限氧升温炭化法制备而成。
优选地，假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙的混合的质量百分比为1％～80％：2％～2.5％：7.5％～78％：10％～19％。
更优选地，假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙的质量百分比为80％：2.5％：7.5％：10％，该配方制备的复合生物炭主要用于吸附Cd。
另一个更优选的实施方案，假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙的质量百分比为1％：2％：78％：19％，该配方制备的复合生物炭主要用于吸附Cu。
作为优选实施方案，如上所述吸附重金属的复合生物炭的制备方法，包括如下步骤：
(1)将植物干燥、粉碎、过筛得到植物干粉；
(2)将植物干粉按照比例混合后，放入马弗炉中，热解环境为氮气或氩气环境，升温制备生物炭。
优选地，步骤(1)中干燥的处理方式为放在烘箱中烘干，烘干条件为80～100℃下烘干48～60h；更优选地，烘干条件为80℃下烘干48h。
优选地，步骤(1)中所述过筛为过40～60目(0.30～0.45mm)的标准筛；更优选地，所述过筛为过60目(0.30mm)的标准筛。
优选地，步骤(2)通入5～10min的氮气或氩气以使容器内处于缺氧状态，于300～700℃限氧条件下灼烧，在上升到设定温度时开始计时，恒温2～4小时后冷却至室温取出；更优选地，步骤(2)通入5min的氮气或氩气以使容器内处于缺氧状态，于500℃限氧条件下灼烧，在上升到设定温度时开始计时，恒温2～4小时后冷却至室温取出。
如上所述复合生物炭在吸附重金属Cd或/和Cu中的应用。
如上所述复合生物炭在吸附污染水体中重金属Cd或/和Cu中的应用。
优选地，复合生物炭用于修复Cd污染水体的方法为：复合生物炭用量为0.5～4g/L(更优选为0.5～1g/L)，污染水体pH值为4～7，吸附平衡时间为5min～24h，污染水体中Cd初始浓度为0～250mg/L。
优选地，复合生物炭用于修复Cu污染水体的方法为：复合生物炭用量为0.75～4g/L(更优选为0.75～1g/L)，污染水体pH值为4～7，吸附平衡时间为5min～30h，污染水体中Cu初始浓度为0～200mg/L。
与现有技术相比，本发明具有以下有益效果：
与现有技术相比，本发明提供了一种利用入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙混合制备而成的、吸附能力强的生物炭及其在吸附重金属铜和镉的应用，不仅为入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙的资源化利用以及“以用促控”提供新的途径，同时为水体重金属污染治理提供了更高效的技术支持，实现了“化害为利”的技术效果。
附图说明
图1不同施用量的假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对污染水体中Cd的去除量和去除效率；
图2不同施用量的假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对污染水体中Cu的去除量和去除效率；
图3假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对不同pH水体Cd的去除效果；
图4假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对不同pH水体Cu的去除效果；
图5假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙生物炭去除Cd的动力学和模型拟合；
图6假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭去除水体Cu的动力学模型；
图7假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭去除水体Cd的等温模型；
图8假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭去除水体Cu的等温模型；
图9最优条件下复合生物炭吸附Cd2+、Cu2+的实验最大吸附量。
具体实施方式
以下结合说明书附图和具体实施例和应用例来进一步说明本发明，但实施例和应用例并不对本发明做任何形式的限定。除非特别说明，本发明采用的试剂、方法和设备为本技术领域常规试剂、方法和设备。
除非特别说明，以下实施例所用试剂和材料均为市购。
实施例1
一种吸附重金属的复合生物炭，制备方法如下：
(1)采集：收集入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙自然风干一周后置于烘箱中烘干，烘干温度为80～100℃，用万能粉碎机粉碎，过40～60目筛网，置于干燥器中保存备用；
(2)制备：将步骤(1)所得的粉碎后的样品放入水热合成反应釜中，按照假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙的干粉用量比例为80％、2.5％、7.5％、10％的比例称重后置于马弗炉中；通入5～10min的氮气或氩气以使容器内处于缺氧状态，于500℃限氧条件下灼烧，在上升到设定温度时开始计时，恒温2～4小时，制得复合生物炭，冷却至室温取出。
(3)过筛：将制备好的复合生物炭称重后用粉碎机研磨过40～60目标准筛，装入玻璃瓶中做好标记，放入干燥器中储存备用。
实施例2
一种吸附重金属的复合生物炭，制备方法如下：
(1)采集：收集入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙自然风干一周后置于烘箱中烘干，烘干温度为80～100℃，用万能粉碎机粉碎，过40～60目筛网，置于干燥器中保存备用；
(2)制备：将步骤(1)所得的粉碎后的样品放入水热合成反应釜中，按照假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙的干粉用量比例为1％、2％、78％、19％的比例称重后置于马弗炉中；通入5～10min的氮气或氩气以使容器内处于缺氧状态，于500℃限氧条件下灼烧，在上升到设定温度时开始计时，恒温2～4小时，制得复合生物炭，冷却至室温取出。
(3)过筛：将制备好的复合生物炭称重后用粉碎机研磨过60目标准筛，装入玻璃瓶中做好标记，放入干燥器中储存备用。
应用例1不同施用量的假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对水体Cd的去除效果
一种对Cd污染水体进行修复的方法，包括以下步骤：
(1)测定水体水质，包括pH、Cd、Cu浓度及水温，本应用例中Cd浓度为20mg/L，Cu浓度0.1mg/L，水体pH6.2，水温25℃。因此，根据地表水环境质量标准GB3838-2002，该水体为Cd污染水体，选择实施例1合成的生物炭进行修复，本应用例中采集水体0.50L进行实验。
(2)将0.125、0.25、0.375、0.5、1、1.5、2g复合生物炭添加至Cd污染水体，对应施用量为0.25、0.5、0.75、1、2、3、4g/L。
(3)采用振荡器以100～150r/min振荡水体16h，而后过0.45μm微孔滤膜获得修复后水体，利用火焰原子吸收光谱仪测定修复后水体中的Cd浓度。
本应用例研究了不同施用量的假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对Cd污染水体的修复效果。由图1可知，当施用量介于0.25-4g/L时，复合生物炭对Cd的去除量从4.5mg/g上升到43.2mg/g。施用量0.50g/L时，Cd去除率已经超过92％，施用量1.0g/L时，Cd去除率已经超过98％。
应用例2不同施用量的假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对水体Cu的去除效果
一种对Cu污染水体进行修复的方法，包括以下步骤：
(1)测定水体水质，包括pH、Cd浓度、Cu浓度及水温，本应用例中Cd浓度为0.01mg/L，Cu浓度为10mg/L，水体pH 6.4，水温26℃。因此，根据地表水环境质量标准GB3838-2002，该水体为Cu污染水体，因此，选择实施例2合成的生物炭进行修复，本应用例中采集水体1.0L进行实验。
(2)将0.25、0.5、0.75、1、2、3、4g复合生物炭添加至Cu污染水体，对应施用量为0.25、0.5、0.75、1、2、3、4g/L。
(3)采用振荡器以100～150r/min振荡水体4h，而后过0.45μm微孔滤膜获得修复后水体，利用火焰原子吸收光谱仪测定修复后水体中的Cu浓度；
本应用例研究了不同施加量的假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对Cu污染水体的修复效果。由图2可知，当施用量介于0.25-4g/L时，复合生物炭对Cu的去除量从4.6mg/g上升到35.3mg/g。施用量1.0g/L时，Cu去除率已经超过96％。
应用例3假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对不同pH的Cd污染水体的修复效果
一种对Cd污染水体进行修复的方法，包括以下步骤：
(1)测定水体水质，包括pH、Cd浓度、Cu浓度及水温，本应用例中Cd浓度为20mg/L，Cu未检出，水体pH6.6，水温27℃。因此，根据地表水环境质量标准GB3838-2002，该水体为Cd污染水体，因此，选择实施例1合成的生物炭进行修复，本应用例中采集水体0.4L进行实验。
(2)将0.4g复合生物炭添加至Cd污染水体，对应施用量为1.00g/L。
(3)采用振荡器以100～150r/min振荡水体16h，而后过0.45μm微孔滤膜获得修复后水体，利用火焰原子吸收光谱仪测定修复后水体中的Cd浓度；
本应用例研究了入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙生物炭对不同pH的Cd污染水体的修复效果。由图3可知，水体初始pH值范围在2～5时，复合生物炭对Cd的去除量随初始pH值的增加而迅速升高；水体初始pH值为6-7时，复合生物炭对Cd的去除率达到超过98％。
应用例4假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对各种初始pH的Cu污染水体的修复效果
一种对Cu污染水体进行修复的方法，包括以下步骤：
(1)测定水体水质，包括pH、Cd浓度、Cu浓度及水温，本应用例中Cu浓度为20mg/L，Cd 0.01mg/L，水体pH 6.5，水温26℃。因此，根据地表水环境质量标准GB3838-2002，该水体为Cu污染水体，因此，选择实施例2合成的生物炭进行修复，本应用例中采集水体0.6L进行实验。
(2)将0.6g复合生物炭添加至Cu污染水体，对应施用量为1.00g/L。
(3)采用振荡器以100～150r/min振荡水体4h，而后过0.45μm微孔滤膜获得修复后水体，利用火焰原子吸收光谱仪测定修复后水体中的Cu浓度。
本应用例研究了不同水体初始pH条件下入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙生物炭对水体中Cu的去除效果。由图4可知，水体初始pH值范围在2～6时，复合生物炭对Cu的去除率随水体初始pH值的增加而升高；当水体初始pH＝7时，复合生物炭对Cu的去除率达到100％。
应用例5假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭去除污染水体Cd的动力学过程
本应用例对含Cd污染水体进行修复，分析复合生物炭去除Cd的动力学过程，包括以下步骤：
(1)测定水体水质，包括pH、Cd浓度、Cu浓度及水温，本应用例中Cd浓度为20mg/L，Cu 0.05mg/L，水体pH 6.3，水温26℃。因此，根据地表水环境质量标准GB3838-2002，该水体为Cd污染水体，因此，选择实施例1合成的生物炭进行修复，本应用例中采集水体0.2L进行实验。
(2)将0.20g复合生物炭添加至Cd污染水体，对应施用量为1.00g/L。
(3)采用振荡器以100～150r/min振荡水体，分别于5、10、20、30、45、60min及2、3、4、8、12、16、20、24h时间点取样，而后过0.45μm微孔滤膜获得修复后水体，利用火焰原子吸收光谱仪测定修复后水体中的Cd浓度。
(4)运用准一级动力学和准二级动力学模型拟合复合生物炭去除污染水体中Cd的动力学过程。采用准一级动力学模型、准二级动力学模型进行分析。
准一级动力学模型线性关系：ln(Qe-Qt)＝lnQe-k1t
准二级动力学模型线性关系：
Figure BDA0002243415750000071
式中：Qe为反应平衡时单位质量生物炭去除的Cd的量(mg/g)；Qt为t时刻单位质量生物炭去除Cd的量(mg/g)；t为反应时间(min)；k1为准一级速率常数(min-1)；k2为准二级速率常数(g/mg/min)。
表1假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙生物炭去除Cd的动力学方程拟合参数
Figure BDA0002243415750000081
本应用例研究了入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对污染水体中Cd的去除效率。由图5可知，随着时间的增加，复合生物炭对Cd的去除量快速增加，随后增幅降低并在16h后趋于平衡。对比表1中拟合度R2，发现准二级动力学模型均大于准一级动力学模型，并且其理论去除量(Qcal)更接近实际平衡去除量(Qexp)，表明准二级动力学方程能够更好地反映复合生物炭去除Cd时间动力学过程，其机理主要为化学吸附。
应用例6假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭去除污染水体Cu的动力学过程
本发明应用例对含Cu污染水体进行修复，分析复合生物炭去除Cu的动力学过程，包括以下步骤：
(1)测定水体水质，包括pH、Cd浓度、Cu浓度及水温，本例中Cu浓度为20mg/L，Cd0.01mg/L，水体pH 7.0，水温27℃。因此，根据地表水环境质量标准GB3838-2002，该水体为Cu污染水体，因此，选择实施例2合成的生物炭进行修复，本实例中采集水体0.5L进行实验。
(2)将0.5g复合生物炭添加至Cu污染水体，对应施用量为1.00g/L。
(3)采用振荡器以120～150r/min振荡水体，分别于5、10、20、30、45、60min及2、3、4、8、12、16、20、24h、30h时间点取样，而后过0.45μm微孔滤膜获得修复后水体，利用火焰原子吸收光谱仪测定修复后水体中的Cu浓度。
(4)运用准一级动力学和准二级动力学模型拟合复合生物炭去除污染水体中Cu的动力学过程。采用准一级动力学模型、准二级动力学模型进行分析。
准一级动力学模型线性关系：
ln(Qe-Qt)＝lnQe-k1t
准二级动力学模型线性关系：
Figure BDA0002243415750000091
式中：Qe为反应平衡时单位质量生物炭对水体中Cu的去除量(mg/g)；Qt为t时刻单位质量生物炭去除的Cu的量(mg/g)；t为反应时间(min)；k1为准一级速率常数(min-1)；k2为准二级速率常数(g/mg/min)。
表2假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭去除水体Cu的动力学方程
Figure BDA0002243415750000092
由图6可知，复合生物炭对Cu的去除量快速增加，随后稳定并在4h以后趋于平衡。通过比较表2中拟合度R2，并对比理论去除量(Qcal)与实际去除量(Qexp)后发现，准二级动力学方程的R2相对较大，平衡后去除量的值与实际去除量的值更接近，表明准二级动力学方程能够更好的反映假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对Cu的去除量随时间的变化，反应过程主要为化学吸附。
应用例7假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对不同Cd污染浓度的影响
本发明应用例对不同Cd初始浓度的污染水体进行修复，包括以下步骤：
(1)测定水体水质，包括pH、Cd浓度、Cu浓度及水温，本例中采用不同Cd浓度的污染水体样品10种，分别为A～J，针对上述水样，选择实施例1合成的生物炭进行修复，本实例中采集水体0.8L进行实验。
A Cd浓度为5mg/L，Cu 0.02mg/L，水体pH 6.6，
B Cd浓度为10mg/L，Cu 0.01mg/L，水体pH 6.5，
C Cd浓度为20mg/L，Cu 0.02mg/L，水体pH 6.5，
D Cd浓度为40mg/L，Cu未检出，水体pH 6.4，
E Cd浓度为50mg/L，Cu 0.01mg/L，水体pH 6.6，
F Cd浓度为80mg/L，Cu 0.03mg/L，水体pH 6.5，
G Cd浓度为120mg/L，Cu 0.01mg/L，水体pH 6.4，
H Cd浓度为160mg/L，Cu 0.03mg/L，水体pH 6.4，
I Cd浓度为200mg/L，Cu未检出，水体pH 6.4，
J Cd浓度为250mg/L，Cu 0.02mg/L，水体pH 6.4，
(2)将0.40g复合生物炭添加至Cd污染水体，对应施用量为0.50g/L。
采用振荡器以120～150r/min振荡水体，16h后取出各个浓度的水体样品，用0.45μm微孔滤膜进行过滤，利用火焰原子吸收光谱仪测定水体Cd浓度。
(3)采用Langmuir等温模型和Freundlich等温模型对中复合生物炭去除各水体样本Cd进行拟合。
Langmuir等温模型线性关系：
Figure BDA0002243415750000101
Freundlich等温模型线性关系：
Figure BDA0002243415750000102
式中：Qe为平衡时单位质量生物炭去除水体Cd的量(mg/g)；Ce为平衡时Cd浓度(mg/L)；Qmax为Langmuir单分子层最大去除量(mg/g)；KL为Langmuir等温常数(L/mg)；KF和n为Freundlich等温常数。
表3假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭去除Cd的等温模型
Figure BDA0002243415750000103
本应用例研究了不同水体初始浓度条件下入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙生物炭对重金属离子Cd的去除效果。入侵植物复合生物炭对Cd的去除量(Qe)随平衡浓度(Ce)增加而提高；当Ce在一定范围内，Qe趋于稳定(图7)。入侵植物复合生物炭对Cd的饱和去除量为158.7mg/g。采用Langmuir和Freundlich拟合发现(表3)，Langmuir模型能更好的描述复合生物炭去除Cd的过程，这表明入侵植物复合生物炭以单分子层吸附去除Cd为主要机制。通过Langmuir模型计算的KL为正值，获得分离因子RL在0～1之间，说明Cd的去除过程为有利吸附。
应用例8假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭对不同Cu污染浓度水体的修复效果
本发明应用例对不同Cu初始浓度的污染水体进行修复，包括以下步骤：
(1)测定水体水质，包括pH、Cd浓度、Cu浓度及水温，本例中采用不同Cu浓度的污染水体样品8种，分别为A～J，针对上述水样，选择实施例2合成的生物炭进行修复，本实例中采集水体0.5L进行实验。
A Cu浓度为5mg/L，Cd 0.01mg/L，水体pH 6.6，
B Cu浓度为10mg/L，Cd 0.01mg/L，水体pH 6.7，
C Cu浓度为20mg/L，Cd 0.01mg/L，水体pH 6.6，
D Cu浓度为50mg/L，Cd未检出，水体pH 6.6，
E Cu浓度为80mg/L，Cd 0.01mg/L，水体pH 6.5，
F Cu浓度为120mg/L，Cd 0.01mg/L，水体pH 6.5，
G Cu浓度为160mg/L，Cd 0.02mg/L，水体pH 6.5，
H Cu浓度为200mg/L，Cd未检出，水体pH 6.6
(2)将0.50g复合生物炭添加至Cu污染水体，对应施用量为1.0g/L。
采用振荡器以120～150r/min振荡水体，4h后取出各个浓度的水体样品，用0.45μm微孔滤膜进行过滤，利用火焰原子吸收光谱仪测定水体Cu浓度。
(3)采用Langmuir等温模型和Freundlich等温模型拟合对生物炭对各水体样本中Cu的去除过程。
Langmuir等温模型线性关系：
Figure BDA0002243415750000111
Freundlich等温模型线性关系：
Figure BDA0002243415750000112
式中：Qe为平衡时单位质量生物炭去除水体Cu的量(mg/g)；Ce为平衡时Cu浓度(mg/L)；Qmax为Langmuir单分子层最大去除量(mg/g)；KL为Langmuir等温常数(L/mg)；KF和n为Freundlich等温常数。
表4假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙复合生物炭去除Cu的等温模型
Figure BDA0002243415750000121
本应用例研究了污染水体中不同Cu浓度条件下入侵植物假臭草、马缨丹、薇甘菊、五爪金龙生物炭对重金属离子Cu的去除效果。
入侵植物复合生物炭对Cu的去除量(Qe)随平衡浓度(Ce)增加而提高；当Ce达到一定浓度后，Qe趋于平衡(图8)。入侵植物复合生物炭对Cu的饱和去除量为81.30mg/g。采用Langmuir和Freundlich拟合发现(表4)，Langmuir模型能更好的描述复合生物炭去除Cu的过程，这表明入侵植物复合生物炭以单分子层吸附为主。通过Langmuir模型计算的KL为正值，获得分离因子RL在0～1之间，说明Cu的去除过程为有利吸附。
应用例9最优条件下复合生物炭吸附Cd2+、Cu2+的实验最大吸附量
本发明实施例探索最优条件下复合生物炭对Cd和Cu污染水体进行修复。
(1)配制Cd2+的初始质量浓度为250、300mg/L的水体，采用pH＝6，实施例1合成的复合生物炭添加量0.50g/L、转速150r/min的最优条件进行振荡吸附，测定实验最大吸附量，24h后取出样品，用0.45μm微孔滤膜进行过滤，利用火焰原子吸收光谱仪测定上清液中的Cd2+浓度。
(2)配制Cu2+的初始质量浓度为250、300mg/L的水体，采用pH＝7，实施例2合成的复合生物炭添加量1.00g/L、转速150r/min的最优条件下进行振荡吸附，测定实验最大吸附量，30h后取出样品，用0.45μm微孔滤膜进行过滤，利用火焰原子吸收光谱仪测定上清液中的Cu2+浓度。
经过上述步骤1或2处理后的水体，采用下述方程后计算复合生物炭对Cd和Cu的吸附量。
Figure BDA0002243415750000122
式中：Qe为单位质量生物炭吸附溶液中Cd2+或Cu2+的量(mg/g)；C0为初始溶液中Cd2+或Cu2+浓度(mg/L)；Ce为吸附体系达到平衡时溶液中Cd2+或Cu2+浓度(mg/L)；V为反应溶液的体积(mL)；M为投加生物炭的质量(g)。
结果表明，步骤1处理后的水体中(图9)，在初始Cd浓度250和300mg/L时，复合生物炭达到的实验平衡吸附量127.5、168.1mg/g，Cd最大实验吸附量平均为147.8mg/g。在步骤2处理的后的水体中(图9)，在初始Cu浓度为250、300mg/L时，复合生物炭的平衡实验吸附量达到75.3、109.4mg/g，Cu最大实验吸附量平均为92.4mg/g。

Claims (8)

1.一种复合生物炭，其特征在于，由假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙混合后按照限氧升温炭化法制备而成。
2.根据权利要求1所述的复合生物炭，其特征在于，所述假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙混合的质量百分比为1％～80％：2％～2.5％：7.5％～78％：10％～19％。
3.根据权利要求2所述的复合生物炭，其特征在于，所述假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙混合的质量百分比为80％：2.5％：7.5％：10％。
4.根据权利要求2所述的复合生物炭，其特征在于，所述假臭草、马缨丹、薇甘菊和五爪金龙的质量百分比为1％：2％：78％：19％。
5.权利要求1所述的复合生物炭的制备方法，其特征在于，包括如下步骤：
(1)将植物干燥、粉碎、过筛得到植物干粉；
(2)将植物干粉按比例混合后，放入马弗炉中，热解环境为氮气或氩气环境，升温制备生物炭。
6.权利要求1～5任一所述的复合生物炭在吸附重金属Cd或/和Cu污染中的应用。
7.一种利用权利要求1～5任一所述的复合生物炭修复Cd污染水体的方法，其特征在于，所述复合生物炭用量为0.5～4g/L，污染水体pH值为4～7，吸附平衡时间为5min～24h，污染水体中Cd初始浓度为0～250mg/L。
8.一种利用权利要求1～5任一所述的复合生物炭修复Cu污染水体的方法，其特征在于，所述复合生物炭用量为0.75～4g/L，污染水体pH值为4～7，吸附平衡时间为5min～30h，污染水体中Cu初始浓度为0～200mg/L。
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