CN114471463A - 一种用于吸附重金属镉的生物炭及其制备方法和应用 - Google Patents
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Abstract
本发明公开了一种用于吸附重金属镉的生物炭及其制备方法和应用，制备方法包括：以速生草生物质为原料，依次经细菌腐熟改性、真菌腐解改性和隔氧炭化，即得；细菌腐熟改性包括，将速生草生物质与细菌氮源、具有纤维素降解能力的细菌的菌剂混匀后，发酵腐熟得到细菌腐熟生物质；真菌腐解改性包括，将细菌腐熟生物质与真菌氮源、石灰水混匀后灭菌，冷却至室温后接入真菌的菌种，经培养后收割真菌子实体后的剩余物。本发明通过选择质优高产的速生草生物质作为原料，可以在提升生物炭品质的同时不增加甚至降低原料成本；通过依次采用细菌腐熟改性和真菌腐解改性，提高了生物炭的比表面积、碱性官能团含量、pH值和对重金属镉离子的吸附能力。
Description
技术领域
本发明属于生物炭制备技术领域，更具体地，涉及一种用于吸附重金属镉的生物炭及其制备方法和应用。
背景技术
随着科学技术和社会经济的高速增长，重工业的发展也被带动起来，在推动经济增长的同时，环境污染的问题逐渐严重。重金属水污染是指在工农业生产过程中产出的重金属离子及其化合物引起的水污染。工业生产过程中排放到生态环境中的重金属废水不断增加，给大量河流、湖泊造成了各种不同程度的危害。由于河流的流动性特点，污染的河流湖泊会带给周边地区水资源、生态环境带来更广泛的危害。由此可见，水体中的重金属污染治理刻不容缓。
然而，重金属污染具有广泛性、长期性和隐蔽性等特点，这就造成了对重金属污染的治理和修复难度大且代价高的局面；其中，以镉污染最为突出，且日益严峻，面积大，范围广，亟待解决。
现有技术中，重金属污染的常用处理方法主要包括以下几种，(1)沉淀法：以沉淀作用去除重金属，是目前处理重金属污染最为简单方便的一种方法，适用于可与添加沉淀剂产生不溶于水的沉淀物的重金属离子；(2)电解法：一种借助电流作用，还原重金属单质，以去除重金属污染的方法，然而，其工艺较为复杂且成本高，存在安全隐患，难以推广；(3)离子交换法：实验室中常用的一种较为理想的方法，成本较高；(4)吸附法：通过吸附剂的吸附作用，将重金属污染物附着在吸附剂表面，是当前去除重金属污染领域中应用最为广泛的方法。
生物炭是生物质经热裂解而成的多孔状炭化物，具有孔隙结构发达、比表面积大、表面官能团丰富且物理和化学性质稳定等优点，决定了生物炭具有强大的吸附能力，进而在重金属污染修复中具有广阔应用前景。然而，现有制备生物炭的原料多以稻壳和农作物秸秆等农业废弃物为主，这些木质素含量较低的原料制备出来的炭品质普遍不高，吸附性能教弱，限制了生物炭在重金属污染修复实践中的应用。另外，尽管生物炭的固有特性已经确保了其可用于重金属污染修复的潜力，但仍需进一步优化以提高效率。
鉴于此，特提出本发明。
发明内容
针对现有技术所存在的不足，本发明提供了一种用于吸附重金属镉的生物炭及其制备方法和应用。
为实现上述目的，本发明的技术方案如下：
一种用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，包括：
以速生草生物质为原料，依次经细菌腐熟改性、真菌腐解改性和隔氧炭化，即得；
所述细菌腐熟改性包括，将速生草生物质与细菌氮源、具有纤维素降解能力的细菌的菌剂混匀后，发酵腐熟得到细菌腐熟生物质；
所述真菌腐解改性包括，将细菌腐熟生物质与真菌氮源、石灰水混匀后灭菌，冷却至室温后接入真菌的菌种，经培养后收割真菌子实体后的剩余物。
具体地，在上述技术方案中，所述速生草是一类植株高大且生长速度快的多年生草本植物；虽然是草本植物，但其木质纤维素含量高，尤其是木质素含量可高达20-23％，仅比木质生物质原料含量低5％左右，且其生物质产量却是木本生物质产量的数倍，每年每公顷可产生物质干重达30-40吨；从技术与经济层面综合考虑，速生草生物质是优质的制炭原料。
在上述技术方案中，所述细菌为枯草芽孢杆菌、木霉菌、热纤梭菌和克雷伯氏菌中的至少一种。
优选地，在上述技术方案中，所述细菌氮源为尿素、硝酸钠和硝酸铵中的一种或多种。
在上述技术方案中，所述真菌为南荻菇、平菇、木耳、赤芝和鸡油菌中的一种。
优选地，在上述技术方案中，所述真菌氮源为硫酸铵。
在上述技术方案中，所述速生草生物质为芒属植物、狼尾草、芦竹、河八王和柳枝稷中的至少一种。
在本发明的一个优选方案中，所述速生草生物质为南荻和/或芦竹。
进一步地，在上述技术方案中，所述用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法还包括：
将隔氧炭化后得到的炭化物依次置于含氢氧根离子的溶液和含与镉离子具有拮抗作用的金属离子的溶液中震荡浸泡，固液分离后洗涤干燥。
具体地，在上述技术方案中，所述含氢氧根离子的溶液为氨水。
优选地，在上述技术方案中，所述氨水的浓度为10％。
优选地，在上述技术方案中，所述炭化物与氨水的质量比为1∶2-3。
具体地，在上述技术方案中，所述与镉离子具有拮抗作用的金属离子为Fe3+、Ca2+和Zn2+中的一种或多种。
优选地，在上述技术方案中，所述含与镉离子具有拮抗作用的金属离子的溶液的浓度为0.5-1.5mol/L。
优选地，在上述技术方案中，所述炭化物与含与镉离子具有拮抗作用的金属离子的溶液的质量比为1∶2-3。
详细地，在上述技术方案中，所述炭化物在含氢氧根离子的溶液中震荡浸泡的温度、震荡速度和时间分别为40-60℃、100-300rpm和90-150min。
详细地，在上述技术方案中，所述炭化物在含与镉离子具有拮抗作用的金属离子的溶液中震荡浸泡的温度、震荡速度和时间分别为40-60℃、100-300rpm和20-40min。
再进一步地，在上述技术方案中，在所述细菌腐熟改性中，所述细菌为枯草芽孢杆菌，所述细菌氮源为尿素。
优选地，在上述技术方案中，以干重计，所述速生草生物质与所述尿素的质量比为25-30：1。
在本发明的一个优选实施方式中，所述细菌腐熟改性具体为：
将自然风干且含水率低于15wt％的速生草生物质、(3.5-5)*108cfu/mL的枯草芽孢杆菌的液体菌剂和20-24wt％的尿素水溶液按质量比1：1：0.12-0.15混匀后建堆发酵，待发酵温度首次达到60℃时进行一次翻堆，7-10天后进行二次翻堆，再隔7-10天后进行三次翻堆，三次翻堆完成后结束发酵。
再进一步地，在上述技术方案中，所述真菌腐解改性具体为：
将风干的细菌腐熟生物质、8-12.5wt％的石灰水和8-12.5wt％的硫酸铵水溶液按质量比75-80：10-12：10-13混匀，将得到的混合物在121℃下灭菌120min，冷却后按每100g混合物接入2-3mL真菌的液态菌种的比例在无菌条件下接种，随后在25-28℃、湿度60-65％的黑暗条件下培养30-40天，收割真菌子实体后的剩余物。
又进一步地，在上述技术方案中，所述隔氧炭化的温度和时间分别为500-700℃和90-150min。
在本发明的一个具体实施方式中，所述隔氧炭化的温度为600-650℃。
本发明另一方面还提供了上述制备方法制备得到的用于吸附重金属镉的生物炭。
本发明再一方面还提供了上述制备方法或上述用于吸附重金属镉的生物炭在吸附去除重金属镉中的应用。
本发明与现有技术相比，具有以下优点：
(1)本发明所提供的制备用于吸附重金属镉的生物炭的方法通过选择质优高产的速生草生物质作为原料制备生物炭，可以在提升生物炭品质的同时不增加甚至降低原料成本，促进生物炭应用于重金属污染修复实践中；
(2)本发明所提供的制备用于吸附重金属镉的生物炭的方法通过依次采用细菌腐熟改性和真菌腐解改性的生物改性技术，提高了制得的生物炭的比表面积、碱性官能团含量和pH值，最终提升了生物炭对重金属镉离子的吸附能力；
(3)本发明所提供的制备用于吸附重金属镉的生物炭的方法通过采用金属离子的后改性技术(即依次置于含氢氧根离子的溶液和含与镉离子具有拮抗作用的金属离子的溶液中震荡浸泡)对生物改性效果进行了巩固与提升，最终使生物炭对镉离子的吸附能力有了质的飞越与量的提升；
(4)本发明所提供的制备用于吸附重金属镉的生物炭的方法对环境友好，无污染，且还有食用菌等副产品，是一种生态和经济双赢的技术手段，实际意义重大。
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。
实施例中，如无特别说明，所用手段均为本领域常规的手段。
本文中所用的术语“包含”、“包括”或其任何其它变形，意在覆盖非排它性的包括。例如，包含所列要素的组合物、步骤、方法、制品或装置不必仅限于那些要素，而是可以包括未明确列出的其它要素或此种组合物、步骤、方法、制品或装置所固有的要素。
实施例中未注明具体技术或条件者，按照本领域内的文献所描述的技术或条件，或者按照产品说明书进行。所用试剂或仪器未注明生产厂商者，均为可通过正规渠道商购买得到的常规产品。
在本文中所披露的范围的端点和任何值都不限于该精确的范围或值，这些范围或值应当理解为包含接近这些范围或值的值。对于数值范围来说，各个范围的端点值之间、各个范围的端点值和单独的点值之间，以及单独的点值之间可以彼此组合而得到一个或多个新的数值范围，这些数值范围应被视为在本文中具体公开。
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。
本发明实施例提供一种生物炭的制备方法，包括如下步骤：
S1、对生物质原料进行生物改性，隔氧炭化，得到炭化物；
S2、将所述炭化物分别置于含有氢氧根离子的溶液以及含有与镉离子存在拮抗作用的金属离子溶液中震荡浸泡，然后固液分离，洗涤，干燥，即得。
具体地，原料选择木质素含量高的速生草生物质；在本发明实施例中，所述速生草生物质，具体可为芒属植物(Miscanthus spp.)、狼尾草(Pennisetum purpureum)、芦竹(Arundo dona L.)、河八王(Narenga porphyrocoma)、柳枝稷(Panicum virgatum L.)，可从自然界、市场上获得；本实例中的原料均来源于湖南农业大学培育的品质更优的植物新品种及品系，比如芒属植物选择湘南荻1号所产生物质。
生物改性可以是现有技术中公开的任意一种生物改性方法；发酵的方式也可以采用现有技术中公开的发酵方式；上述固液分离可以采用现有技术中公开的任意一种固液分离的方式，如离心分离，过滤分离等。
本发明的发明人在研究过程中发现，在炭化前对原料进行生物改性，并在炭化后将炭化物分别置于含有氢氧根离子的溶液以及含与镉离子可产生拮抗作用的金属离子的溶液中浸泡，能够在提高制得的生物炭的比表面积、碱性官能团含量和pH值的同时降低其羟基含量、内脂基含量和酚羟基含量，有效提高制得的生物炭对镉离子的吸附量，从而有效降低污水中的镉离子含量，减少由于镉离子引起的重金属污染。
生物改性所用菌剂可以是现有技术中用于秸秆发酵的任意一种菌剂，可以是通过商购得到，也可以是自主培养得到。
以下案例中南荻菇为本研究团队从洞庭湖区南荻生长土壤中分离纯化得来；分离出的南荻菇子实体通过如下方式培养后，作为菌剂在本发明中使用：将菌种子实体接入培养基中150r/min摇床黑暗振荡培养，pH自然，菌种的接种量为11％，培养时间11天。其中培养液的组分为：葡萄糖浓20g，酵母浸膏浓度6g，MgSO4 1.5g，KH2PO4 3g，蒸馏水1L，pH自然，115℃下灭菌20min。
为了能够进一步提高制得的生物炭对镉离子的吸附量，优选地，所述隔氧炭化的条件至少满足：温度为500-700℃，时间为90-150min。
根据本发明，隔氧炭化可以采用现有技术中的任意一种隔氧炭化方式，可以在真空氛围中，也可以是在惰性气体氛围中，惰性气体可以是氮气、氩气或者其它任意一种惰性气体；炭化采用真空气氛炉(购于上海微行炉业有限公司，型号为MXQ1200-30)炭化，设置升温速率为5℃/min；上述炭化时间是指在炭化温度的炭化时间，不包括升温时间和降温时间。
所述浸泡是在常温下浸泡，浸泡时间可以由本领域技术人员根据实际情况确定，为了能够进一步提高制得的生物炭对镉离子的吸附量；优选地，所述浸泡的条件至少满足，温度为40-60℃，在含有氢氧根离子的溶液中的浸泡时间为90-150min，在含拮抗金属离子的溶液中的浸泡时间为20-40min。
为了能够更进一步提高制得的生物炭对镉离子的吸附量，优选地，在浸泡过程中搅拌或者震荡浸泡溶液，以增加炭化物和浸泡液的反应速度，提高反应效果，从而提高制得的生物炭对镉离子的吸附量。
以下讲通过实施例对本发明进行详细描述。
以下实施例中，
出炭率：
称量生物改性后的秸秆的质量m1，炭化并自然冷却后称量其质量m2，其出炭率w由以下公式计算：
w＝(m2/m1)×100％。
pH：
将不同温度的生物炭分别称量0.1g放置于50mL锥形瓶中，加入25mL除去二氧化碳的水，室温条件下在轨道式振荡器上振荡2h，过滤收集滤液，再用pH计测定滤液的pH值，每个样品重复三次，取均值。
比表面积分析(BET)
氮气吸附-脱附分析仪主要是以高精密气体流量传感器和稳压系统来控制并转换信号，最后通过内置工作站实现数据采集。
本发明使用美国康塔公司QuadrasorbSI比表面积和孔径分析仪，以99.999％高纯氮气作为连续流动吸附介质，以液氮为冷肼，对生物炭进行吸附和脱附检测，并绘制等温曲线，计算生物炭的比表面积。
检测条件如下：
脱气条件：300℃，脱气4h，平衡时间4min，输出时间8min，标准偏差0.05；P/P0取点范围0.05-0.3。
镉吸附量的测量
将生物炭放置于锥形瓶中，再分别加入100mg/LCd2+溶液100mL，在30℃，150r/min条件下振荡360min，离心，过滤，测滤液Cd2+浓度。每组设置三个平行，取平均值。
吸附量计算公式：
q＝(c0-c)/m*V
公式中c0表示吸附前离子的浓度mg/L，c表示吸附后离子的浓度mg/L，q为吸附量mg/g，V为溶液的体积L，m为吸附剂的质量。
实施例1
一种用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，包括以下步骤：
(1)于11月份在湖南农业大学沅江实验基地采集自然干枯(含水量14％)的湘南荻地上部茎秆，并粉碎至2-5cm长(粉碎机型号SW400，郑州市一亿机械设备有限公司)，将10kg粉碎后的南荻生物质用2.6L的枯草芽孢杆菌溶液(浓度为4×108CFU/mL)调整含水量至40％，紧接着，将0.35kg尿素溶于2L纯水中后，均匀喷洒至配置的含水量为40％的加菌生物质上；
(2)将上述配置好的生物质置于敞口的保温盒中，放置于室温条件下(9月中旬)发酵，待发酵温度首次达到60℃时进行一次翻堆，第一次翻堆7天后进行二次翻堆，再隔7天进行第三次翻堆，30天后结束发酵，得到细菌腐熟改性的湘南荻生物质。
将采购于株洲农户家中的稻壳生物质按照上述相同步骤处理后，作为不同类型生物质的对照。
同时，设HNO3处理为化学改性对照。
具体处理过程为：将10kg稻壳和粉碎后的湘南荻生物质在室温条件下浸溃于3L稀硝酸溶液(3mol/L)中，2h后过滤、洗涤并在80℃烘箱中烘12h。
将未进行上述改性处理及改性处理后的湘南荻、稻壳生物质在氮气氛围下利用真空气氛炉进行热裂解炭化处理；其中，设350℃、500℃和650℃三个热裂解温度梯度，热裂解时间均为120min。
按照前方描述的方法测定得到的炭化物的出炭率、pH、比表面积和镉吸附量，结果如下表1所示。
表1实施例1所得到的炭化物的检测结果
分析表1的结果可以看出，以湘南荻为原料制备的生物炭各种品质指标均优于以稻壳为原料制备的生物炭。其中，湘南荻制备的生物炭出炭率、比表面积和Cd吸附量平均值达到31.4％，42.61m2/g和19.74mg/g，分别是稻壳炭的1.1倍，2.67倍和2.15倍。对改性技术影响的测试结果分析发现，细菌腐熟改性和稀硝酸改性均在一定程度上降低了生物炭的出炭率，但显著提高了制备出生物炭的比表面积和Cd离子吸附量。以湘南荻为原料制备出的生物炭为例，细菌腐熟改性、稀硝酸改性原料制备得到生物炭的出炭率分别为30.1％和31.2％，与未改性处理的32.8％间不存在显著差异。但是，改性后生物炭的比表面积和Cd吸附量却得到了显著提升，且以细菌腐熟改性提升效果更为明显。细菌腐熟改性后，生物炭的比表面积由未改性处理的12.8m2/g提升至95.9m2/g，提升了7.5倍；Cd离子吸附量由14.87mg/g提升至27.4mg/g。对热裂解温度影响的测试结果发现，随着热裂解温度的升高，生物炭的出炭率呈现降低趋势，但是表面积和Cd吸附量均呈现上升趋势。350℃处理下，制备得到的生物炭出炭率、比表面积和Cd吸附量平均值达到34.4％，1.6m2/g和8.01mg/g，而在650℃处理下，出炭率下降至27.4％，而比表面积和Cd吸附量平均值提升至92.4m2/g和31.2mg/g。整体来看，以650℃条件下，经细菌改性处理得到的生物炭的品质最优，其比表面积和Cd吸附量高达210.52m2/g和45.78mg/g。
实施例2
一种用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，将实施例1中经细菌腐熟后的湘南荻生物质再进行真菌腐解改性，并同样在氮气氛围下利用真空气氛炉进行650℃热裂解炭化处理。得到炭化物后，同样按照前方描述方法测定并比较相应生物炭的出炭率、pH、比表面积和镉吸附量，结果如下表2所示。
其中，真菌腐解的具体过程如下：将经过第2次翻堆后(腐熟20天左右)的枯草芽孢杆菌腐熟湘南荻生物质约0.8kg与100mL浓度为10％的石灰水、100mL质量分数为10％的(NH4)2SO4溶液混合均匀，装入食用菌接种袋，然后在121℃下灭菌120分钟；灭菌后冷却至室温，在无菌环境下向每个袋子接种10毫升南荻菇Agrocybe aegerita的种子液液体接种物(一种生长在南荻生长场中特有的蘑菇)，然后转移到遮光的25℃生长室培养30天；培养结束后，收割蘑菇子实体后的剩余物即为真菌改性生物质。
表2实施例2所得到的炭化物的检测结果对比表
分析表2的结果可以看出，经过真菌腐解改性后，制得生物炭的出炭率和Cd吸附量对比细菌腐熟改性和稀硝酸改性均得到了显著提升；其中，出炭率(32.7％)对比细菌腐熟处理提升了26％，比稀硝酸处理提升了13.5％；Cd吸附量(54.64mg/g)分别提升了16.2％和47.5％。但是，真菌腐解改性却显著降低了制得炭的比表面积，在三种改性技术中，所制备得到的生物炭的比表面积最低，仅为33.4m2/g。
实施例3
一种用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，将实施例1和实施例2中制得的细菌腐熟、“细菌腐熟+真菌腐解”和稀硝酸氧化处理得的650℃生物炭，再按照S2所描述步骤进行生物炭拮抗金属离子负载改性。
具体地，该改性采用氨水和ZnCl2浸泡改性，具体步骤为：
(1)分别取10g经细菌腐熟、“细菌腐熟+真菌腐解”和稀硝酸氧化处理得的650℃湘南荻炭，放入25mL浓度为10％的氨水溶液中在50℃条件下搅拌2h(转速为150rpm)；
(2)过滤后，再放置于25mL 1moL/L的ZnCl2溶液于50℃下搅拌30min(转速为150rpm)；
(3)过滤、洗涤后置于80℃条件下烘干。
按照前方描述方法测定并比较相应生物炭的pH和镉吸附量，结果如下表3所示。
表3实施例3所得到的炭化物的检测结果对比表
分析表3的结果可以看出，经过拮抗金属离子再改性后，制得生物炭的品质再一步得到了提升。其中，生物炭pH平均值由单改性的7.94提升至8.87，Cd吸附量平均值由单改性处理的43.04mg/g提升至54.64mg/g。总体分析来看，以真菌腐解改性生物质在650℃条件下热裂解后，再对制得的生物炭进行拮抗金属再改性得到的生物炭的Cd吸附能力最强，达到68.25mg/g。
以上所述实施例仅表达了本发明的几种实施方式，其描述较为具体和详细，但并不能因此而理解为对发明专利范围的限制。
应当指出的是，对于本领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明构思的前提下，还可以做出若干变形和改进，这些都属于本发明的保护范围。因此，本发明专利的保护范围应以所附权利要求为准。
Claims (10)
1.一种用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，其特征在于，
包括：
以速生草生物质为原料，依次经细菌腐熟改性、真菌腐解改性和隔氧炭化，即得；
所述细菌腐熟改性包括，将速生草生物质与细菌氮源、具有纤维素降解能力的细菌的菌剂混匀后，发酵腐熟得到细菌腐熟生物质；
所述真菌腐解改性包括，将细菌腐熟生物质与真菌氮源、石灰水混匀后灭菌，冷却至室温后接入真菌的菌种，经培养后收割真菌子实体后的剩余物。
2.根据权利要求1所述的用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，其特征在于，
所述细菌为枯草芽孢杆菌、木霉菌、热纤梭菌和克雷伯氏菌中的至少一种，优选地，所述细菌氮源为尿素、硝酸钠和硝酸铵中的一种或多种；
和/或，所述真菌为南荻菇、平菇、木耳、赤芝和鸡油菌中的一种，优选地，所述真菌氮源为硫酸铵。
3.根据权利要求1所述的用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，其特征在于，
所述速生草生物质为芒属植物、狼尾草、芦竹、河八王和柳枝稷中的至少一种；
优选地，所述速生草生物质为南荻和/或芦竹。
4.根据权利要求1-3任一项所述的用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，其特征在于，
还包括：
将隔氧炭化后得到的炭化物依次置于含氢氧根离子的溶液和含与镉离子具有拮抗作用的金属离子的溶液中震荡浸泡，固液分离后洗涤干燥。
5.根据权利要求4所述的用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，其特征在于，
所述含氢氧根离子的溶液为氨水；
优选地，所述氨水的浓度为10％，和/或，所述炭化物与氨水的质量比为1∶2-3；
和/或，
所述与镉离子具有拮抗作用的金属离子为Fe3+、Ca2+和Zn2+中的一种或多种；
优选地，所述含与镉离子具有拮抗作用的金属离子的溶液的浓度为0.5-1.5mol/L，和/或，所述炭化物与含与镉离子具有拮抗作用的金属离子的溶液的质量比为1∶2-3。
6.根据权利要求1-5任一项所述的用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，其特征在于，
在所述细菌腐熟改性中，所述细菌为枯草芽孢杆菌，所述细菌氮源为尿素；
优选地，以干重计，所述速生草生物质与所述尿素的质量比为25-30∶1；
进一步优选地，所述细菌腐熟改性具体为：
将自然风干且含水率低于15wt％的速生草生物质、(3.5-5)*108cfu/mL的枯草芽孢杆菌的液体菌剂和20-24wt％的尿素水溶液按质量比1∶1∶0.12-0.15混匀后建堆发酵，待发酵温度首次达到60℃时进行一次翻堆，7-10天后进行二次翻堆，再隔7-10天后进行三次翻堆，三次翻堆完成后结束发酵。
7.根据权利要求1-5任一项所述的用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，其特征在于，
所述真菌腐解改性具体为：
将风干的细菌腐熟生物质、8-12.5wt％的石灰水和8-12.5wt％的硫酸铵水溶液按质量比75-80∶10-12∶10-13混匀，将得到的混合物在121℃下灭菌120min，冷却后按每100g混合物接入2-3mL真菌的液态菌种的比例在无菌条件下接种，随后在25-28℃、湿度60-65％的黑暗条件下培养30-40天，收割真菌子实体后的剩余物。
8.根据权利要求1-7任一项所述的用于吸附重金属镉的生物炭的制备方法，其特征在于，
所述隔氧炭化的温度和时间分别为500-700℃和90-150min。
9.权利要求1-8任一项所述的制备方法制备得到的用于吸附重金属镉的生物炭。
10.权利要求1-8任一项所述的制备方法或权利要求9所述的用于吸附重金属镉的生物炭在吸附去除重金属镉中的应用。
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2022
- 2022-02-21 CN CN202210159228.XA patent/CN114471463B/zh active Active
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