玉米芯残渣制备生物炭修复重金属

来自糠醛制造过程富含木质素的残渣的生物炭用于重金属离子修复

摘要

戊糖/糠醛工业制造过程以玉米芯残渣为原材料，该过程最终会产生大量富含木质素的残渣 (LCR)，通常通过燃烧方式进行处理。本研究探讨了将LCR转化为生物炭(BCs)并用于重金属离子去除的应用。采用水热碳化和后活化方法制备BCs，活化过程中使用ZnCl₂ 或H₃PO₄处理。对所制备的活化生物炭通过N₂ 吸附‐脱附等温线、XRD、傅里叶变换红外光谱、扫描电子显微镜和透射电子显微镜进行表征，并评估其从水溶液中去除重金属离子(Pb²⁺、Cu²⁺、Cd²⁺)的性能。ZnCl₂活化的生物炭(BC‐ZnCl₂)比H₃PO₄活化的生物炭(BC‐H₃PO₄)表现出更高的吸附容量，这主要归因于两者在化学/物理特性上的差异。同时分析了相关的吸附动力学和等温线。

关键词

木质纤维素残渣(LCR)；生物炭(BC)；吸附

引言

在中国，有许多商业运营从玉米芯中提取戊糖/糠醛[1–3], 在此过程中每年约产生2300万吨固体木质纤维素残渣(LCR)[4]。目前，产生的LCR（木质纤维素残留物）主要通过燃烧处理，这是一种不理想的解决方案；而若采用综合生物炼制概念[4,5], 则可从LCR中生产其他高附加值产品。因此，已有大量研究报道了将LCR转化为有用产品的相关课题，包括用于超级电容器电极的多孔碳[6], 、水热炭[7], 、酚类[8] 以及生物燃料[9,10] 的生产。这些研究表明，源自LCR的产品具有广阔前景，可为当前的焚烧处理方式提供替代价值。

碳质吸附剂（CAs）具有多种潜在应用，包括吸附[11], 、催化[12,13], 、能量储存[14] 和 biomedical[15]。其中，水净化是受到广泛关注的应用之一，在中国[16]尤为引人关注。碳质吸附剂（CAs）具有有利的吸附特性，例如高比表面积、特定孔体积和表面官能团[17]。然而，碳质吸附剂（CAs）的具体性质在很大程度上取决于制备过程中所采用的特定活化过程[18,19]。通常使用ZnCl₂ 和H₃PO₄进行化学活化过程，从而形成具有高孔隙率和比表面积的炭化物，赋予其高吸附容量[20,21]。

许多研究已针对使用多种技术从水中去除有毒重金属展开，这些技术包括吸附、离子交换、膜过滤、电渗析、反渗透、超滤[22] 和光催化降解[23]。其中，吸附特别是使用碳质材料的方法在水净化中具有良好的效果。此外，通过利用生物质残渣，可为整个过程增加附加值，从而降低成本，并为固体废物处理提供一种替代方法[24]。

本研究开发了一种将LCR（木质纤维素残留物）转化为生物炭（BCs）的增值新工艺。该工艺包括两个阶段：1）水热阶段以制备水炭，2）活化阶段以获得低成本生物炭。水热阶段在惰性气氛条件下于250°C持续2小时进行。活化过程采用活化剂（H₃PO₄, ZnCl₂）在500°C下持续2小时完成。对所制备的生物炭通过N₂ 吸附‐脱附分析、傅里叶变换红外光谱（FT‐IR）、Boehm滴定法和X射线衍射（XRD）进行了表征。此外，还进一步测试了所制备生物炭从水溶液中去除铅(II)、镉(II)和铜(II)的性能，并考察了溶液pH、初始浓度和接触时间对吸附能力的影响。最后，建立了平衡等温线和吸附动力学模型。

2. 材料与方法

材料与化学品

硝酸铅（II）(≥99.99%)、硝酸铜（II）(≥99.99%) 和硝酸镉（II）(≥99.99%) 购自麦克林公司（中国上海）。所有材料和化学品均直接使用，未经进一步处理，超纯水由高科技公司（中国北京）的水过滤站提供（20 °C 时电阻率为 18.2 MΩ∙cm）。工作溶液的 pH 值使用 0.1 M 氢氧化钠和 0.1 M HNO₃调节。

材料合成

来自糠醛生产过程的LCR由山东龙力生物科技股份有限公司（中国德州）提供，并用于制备生物炭（BC‐H₃PO₄:H₃PO₄ 生物炭和 BC‐ZnCl₂:ZnCl₂ 生物炭）。LCR 的化学组成（以质量为基础）包括：纤维素（72.3%）、木质素（16.2%）、半纤维素（7.2%）、提取物（8.1%）和灰分（4.2%），并依据 TAPPI 标准方法（分别为 T 201、T 222、T 223、T 204 和 T 211）测定。

样品的合成步骤：BC‐ZnCl₂ 和 BC‐H₃PO₄。)

预处理

首先，将LCR在室温下干燥至恒重，随后研磨至粒径小于100目（0.15 mm），过筛后储存于密封袋中。

碳化

水热碳化过程按以下步骤进行[7]：将5克（烘干重）LCR和50毫升蒸馏水加入到250毫升帕尔搅拌高压反应釜（4576A，帕尔仪器公司，美国伊利诺伊州莫林）中。然后密封反应釜，用N₂, 吹扫并加热至250°C持续2小时，以使样品碳化。碳化后的样品从反应釜中取出后，用乙醇和水洗涤，直至洗涤滤液呈中性。碳化过程得到的最终产物记为“水炭”。

活化

将水炭与40%的H₃PO₄ 水溶液按水炭/H₃PO₄ 质量比1:6（kg/kg）混合，在室温下处理 24小时。随后，将混合物转移至管式炉中，并用N₂吹扫。然后以10°C/min的速率加热，直至活化温度达到500°C，并保持2小时，之后在炉内冷却至室温。冷却后，用热蒸馏水（60°C）多次洗涤活化后的混合物，直至达到中性pH。洗涤完成后，样品在105°C烘箱中干燥8小时，标记为BC‐H₃PO₄。

为了制备产物BC‐ZnCl₂, 采用ZnCl₂ 以类似于BC‐H₃PO₄ 产物的方式活化水炭。具体操作是将水炭与40%的ZnCl₂ 水溶液按比例1:10（kg/kg）混合，并置于坩埚中，在室温下持续24小时。随后的样品加热过程与BC‐H₃PO₄的加热过程相同。活化后的产物用相当于水热炭体积10倍的1M盐酸煮沸1小时。接着，用热蒸馏水（60 °C）多次洗涤活化后的混合物，直至滤液中无氯离子。洗涤后，样品在105°C烘箱中干燥8小时，并标记为BC‐ZnCl₂。

2.1. 吸附实验

通过在实验开始前调节金属离子溶液的初始pH，研究了溶液pH的影响。首先配制浓度为1.0 毫摩尔的金属离子溶液，并使其在10 小时内达到平衡。然后通过加入适量的0.1 M 氢氧化钠或0.1 M HNO₃，将溶液的初始pH调节至pH 范围 2.0 至 6.0之间。最高测试pH值固定为6.0，以避免在较高 pH值下发生金属离子沉淀。

在25 ± 2 °C的等温条件下进行平衡实验，采用批量过程。为了建立吸附平衡等温线，将0.6克生物炭样品放入含有100 mL金属离子溶液的250 mL锥形瓶中，溶液中Pb (II)、Cd (II)和Cu (II)金属离子的初始浓度范围为0.5至5.0 mM，并在最佳pH条件下进行实验。含有生物炭样品和金属离子的锥形瓶在6.67赫兹条件下持续振荡10小时。随后，样品通过0.45 mm纤维素滤纸过滤，并分析滤液中的金属浓度。溶液中金属离子浓度使用原子吸收光谱（岛津AA6701F，日本京都）进行测定。

2.2. 碳材料表征

样品的结晶度采用X射线衍射（XRD）（D8‐ADVANCE，布鲁克，德国不来梅）测定，使用 Cu Kα 辐射，电压为10千伏。XRD数据的扫描范围为10至80°（θ），扫描速率2°/分钟。比表面积通过布鲁尼尔‐埃米特‐泰勒（BET）方法计算得出。孔体积根据P/P₀ = 0.98时吸附的N₂ 量确定。表面官能团和重金属的吸附形态通过红外光谱（IR spectroscopy）进行鉴定。反射红外光谱使用岛津傅里叶变换红外分光光度计（日本京都）获得，每条谱图记录的波数范围为500−4000 cm⁻¹。样品制备采用烘干溴化钾压片法。

3. 结果

3.1. 利用LCR制备生物炭去除重金属离子的概念

如图2所示，LCR首先经过水热碳化（250 °C, 2 小时）生成水炭。随后，使用H₃PO₄ 或ZnCl₂ 作为活化剂对水炭进行化学活化。最后，所得生物炭产品通过吸附机理用于从水溶液中去除金属离子。

生物炭的高比表面积和多孔结构是基于吸附概念实现高效去除金属离子的关键参数。多孔结构有利于金属离子在生物炭内部扩散，从而促进吸附过程。此外，当金属离子扩散进入多孔网络时，高比表面积增加了官能团与金属离子相互作用的机会。该过程中存在两种主要的吸附机制：a）生物炭中的酸性基团（羧基（–COOH）、酚羟基（R–OH））会与金属离子发生相互作用；b）由于石墨化形成的生物炭中的芳香结构可作为π 供体，从而使阳离子金属离子与芳香环发生相互作用（即通过阳离子–π相互作用）。这两种机制在吸附过程中对金属离子的去除均起着重要作用。

3.2. 理化表征

水炭、BC‐H₃PO₄ 和 BC‐ZnCl₂ 在98 K下的氮气吸附‐脱附等温线； (b) 水炭、BC‐H₃PO₄ 和 BC‐ZnCl₂ 的孔径分布；(c) CCR、水炭、BC‐H₃PO₄ 和 BC‐ZnCl₂ 的傅里叶变换红外光谱。)

水炭和所制备的生物基活性炭的氮吸附等温线如图3a所示。BC‐H₃PO₄ 和BC‐ZnCl₂样品的 N₂ 吸附/脱附等温线类似于典型的I型等温线，在低相对压力下出现平台，表明吸附剂中以微孔为主；当微孔饱和后，N₂ 继续在介孔中吸附[25,26]。N₂ 等温线在脱附曲线中还表现出较小的滞后环，暗示存在介孔，并可能发生毛细管冷凝现象。

水炭、BC‐H₃PO₄ 和BC‐ZnCl₂ 样品的孔分布如图3b所示。BC‐H₃PO₄ 的孔径分布曲线显示出微孔结构，而BC‐ZnCl₂ 样品则表现为微孔/介孔复合结构。

水炭、BC‐H₃PO₄ 和BC‐ZnCl₂ 样品的BET比表面积和孔体积如表1所示。结果表明，在活化过程中采用H₃PO₄ 和ZnCl₂ 处理能够有效制备出具有高比表面积（BC‐ZnCl₂为790 m²/g，BC‐H₃PO₄为680 m²/g）和高孔体积（BC‐ZnCl₂ 为0.74 cm³/g，BC‐H₃PO₄为0.65 cm³/g）的活性炭。有趣的是，BC‐ZnCl₂ 样品的BET比表面积和孔体积均高于BC‐H₃PO₄ 样品。BET分析结果与文献中关于H₃PO₄ 和ZnCl₂ 活化处理的研究结果高度一致。例如，Myglovets 等人报道，木质素磺酸盐基碳在1000 °C下经过磷酸活化后，其比表面积可达1370 m²/g[27]。此外，经氯化锌活化后，番茄加工废弃物基炭获得了较高的BET比表面积（1093 m²/g）[28]。

采用Boehm滴定法测定生物炭表面的官能团；结果如表1所示。显然，BC‐ZnCl₂ 样品的官能团含量高于BC‐H₃PO₄ 样品。BC‐ZnCl₂ 和BC‐H₃PO₄ 样品中酸性基团（羰基、羧基、内酯基和酚基）的含量分别为0.98和0.69 mmol/g。据报道，50% H₃PO₄ 和75% ZnCl₂ 浸渍在活性炭[29]中分别产生约5.6 mmol/g和2 mmol/g的酸性基团。

性质	水炭	BC‐H₃PO₄	BC‐ZnCl₂
pHpzc	9.8	3.5	4.6
BET比表面积 (m²/g)	13.2	680	790
孔体积 (cm³/g)	0.068	0.65	0.74
博姆滴定	-	-	-
羰基/(mmol/g)	‐	0.095	0.21
羧基/(mmol/g)	‐	0.082	0.14
内酯/(毫摩尔/克)	‐	0.065	0.090
酚类/(毫摩尔/克)	‐	0.45	0.54
碱度/(毫摩尔/克)	‐	0.21	0.36

图3c显示了原料(LCR)、水炭以及BC‐ZnCl₂ 和BC‐H₃PO₄样品的傅里叶变换红外光谱特性。CCR样品表现出与普通木质纤维素材料相似的特征：羟基（∼3400 cm⁻¹）、来自–CH₂ 基团的C–H 伸缩振动（2920 cm⁻¹）、C–O伸缩振动（1000–1350 cm⁻¹）、C–O–C伸缩振动（∼1164 cm⁻¹）以及糖苷键（∼895 cm⁻¹）[30]。经过碳化过程后，许多这些官能团消失。生物炭样品在约3400 cm⁻¹处显示出一个宽峰，可归因于醇和酚中的OH伸缩振动模式。

对于BC‐ZnCl₂ 样品，位于约1600 cm⁻¹ 处的谱带归因于C=C振动，而1720 cm⁻¹、1165 cm⁻¹ 和 864 cm⁻¹ 处的谱带分别归因于C=O、C–O和C–H振动。对于BC‐H₃PO₄‐水炭样品，1160–1180 cm⁻¹、1060 cm⁻¹ 和950–990 cm⁻¹处的谱带归因于磷物种的存在[27]。1720 cm⁻¹ 处的谱带归属于羧基键的伸缩振动模式[32]。约1150–1180 cm⁻¹ 处的谱带可归属于C–O–P（芳香）连接中的C–O伸缩振动、磷酸盐或聚磷酸盐中氢键合的P=O基团的伸缩振动以及P=OOH。1053 cm⁻¹ 处的谱带可能代表P–O–P振动。傅里叶变换红外光谱结果表明，这些活化生物碳样品富含官能团。

水炭、BC‐H₃PO₄ 和BC‐ZnCl₂ 样品的表面形貌如扫描电镜图像所示（图4）。水炭样品表现出明显的熔融表面和不规则孔隙，而BC‐ZnCl₂ 和BC‐H₃PO₄ 样品则呈现出异质且发育良好的多孔结构。相比之下，Angin发现由酸樱桃核{sour cherry stones}[33]制备的ZnCl₂活化生物炭具有发育良好的多孔结构。最后，根据X射线衍射图谱（图S1），26°和43°处的峰分别归属于无序石墨 (002)和(10)面。所制备的生物炭样品显示出典型的宽峰，表明样品具有低结晶度。

500× 水炭；(b) 5000× BC‐H₃PO₄； c) 5000× BC‐ZnCl₂)

零电荷点（pHpzc）（表1）通过分析在pH范围2到8变化时的泽塔电位电荷来确定。如所示， LCR样品的pHpzc 为9.8，而BC‐H₃PO₄ 和BC‐ZnCl₂ 的pHpzc 分别为3.5和4.6。这些结果证实了活性炭表面存在这些酸性基团。图5展示了在不同pH下Pb²⁺ 的吸附情况。随着pH升高，Pb²⁺ 的吸附量增加。在pH为5–6时达到最大吸附量(75.3 mg/g)。当pH超过6时，金属沉淀将占主导地位，因此应控制金属离子的吸附[34]。在低pH(1–3)时吸附量最小，而在较高pH(4–5)时吸附量增加。在较高 pH下，金属离子将取代生物炭中的质子。当pH高于pHpzc时，吸附剂表面带负电荷，吸附剂表面与金属离子之间的吸引力增强。此外，较高的pH有利于吸附剂中酚羟基和羧酸基团的去质子化，从而在BC‐ZnCl₂和BC‐H₃PO₄ 表面形成负电位点，进而提高金属离子在吸附剂表面的吸附。莫汉等人[34] 报道，在酸性条件下溶液的最终pH高于初始pH，因为中和与吸附是并行过程；因此，选择pH 5作为进行吸附过程的最佳pH。

4. 讨论

4.1. 吸附动力学

在（a）BC‐H₃PO₄ 上的动力学分析随接触时间的变化；（b）BC‐ZnCl₂ 上的动力学分析随接触时间的变化；钯(II)、镉(II)和铜(II)在（c）BC‐H₃PO₄ 和（d）BC‐ZnCl₂上的吸附等温线。)

图6a,b展示了铅 (II) 在两种生物炭样品上的吸附分析。该过程非常迅速，在最初的30分钟内，铅 (II) 的吸附量已超过平衡吸附量的90%，并在约4小时达到平衡。在最初的30分钟内，镉 (II) 和铜 (II) 的吸附也表现出快速吸附现象（图S2）。文献[35] 报道，由海洋绿藻制备的活性炭表现出高吸附速率，且在最初的30分钟内可去除超过90%的铅 (II) 离子平衡吸附量。此外，吸附过程存在两个动力学区域：初始阶段为高吸附速率区，这与大量可利用的活性吸附位点有关，高驱动力促进了金属离子快速吸附到活性位点上；第二个缓慢阶段则是由于金属离子向多孔结构内部扩散所致。

重金属离子的吸附动力学与活性炭的物理和/或化学性质相关。采用三种模型，即准一级（PFO）、准二级（PSO）和颗粒内扩散模型（IPD），对动力学数据进行拟合。表2列出了这三种模型针对铅(II)的拟合参数。

Co	qexp	PFO			PSO			IPD
		Q₁	K₁	R²	Q₂	K₂	R²	Ki	C	R²
BC‐H₃PO₄
100 毫克/升	11.5	9.7	0.045	0.854	11.8	0.0079	1.000	1.06	22.22	0.299
250 毫克/升	25.8	28.2	0.064	0.914	24.9	0.0019	0.999	3.08	32.61	0.563
500 毫克/升	39.7	38.0	0.061	0.898	39.9	0.0017	1.000	4.13	55.37	0.481
BC‐ZnCl₂
150 毫克/升	51.2	55.4	0.011	0.852	51.1	0.0092	1.000	3.45	41.74	0.408
370 毫克/升	60.9	68.5	0.0093	0.842	60.7	0.0051	1.000	3.08	54.50	0.484
600 毫克/升	65.3	69.6	0.0081	0.854	65.2	0.0057	0.999	4.13	89.56	0.377

镉 (II) 和铜 (II) 的拟合参数也进行了分析，如表S1和S2所示。结果表明，实验数据与准二级动力学模型吻合（R² 接近于1）。此外，从准二级动力学模型获得的预测值(Q)与实验qexp值相符。

4.2. 吸附等温线

重金属离子的吸附等温线如图6c,d所示（在25°C下）。对于BC‐ZnCl₂ 样品，铅(II)、镉(II)和铜(II)的吸附量分别为23.1–72.1 mg/g、6.8–55.6 mg/g和8.2–30.5 mg/g，其值高度依赖于这些金属离子的初始浓度。

相比之下，Barczak等人报道指出，通过SBA‐15硬模板法制备的有序碳对重金属离子（Pb、Zn、Cu、Cd）的吸附等温线依赖于溶液的初始浓度[36]。此外，吸附等温线根据Giles分类法呈L型[37], ，表明存在较强的吸附质‐吸附剂相互作用。

采用Freundlich方程(1)和Langmuir方程(2)等温线模型对吸附平衡实验数据进行拟合。

$$ \ln q_e = \ln K_F + \frac{\ln C_e}{n} $$ (1)

$$ \frac{C_e}{q_e} = \frac{1}{q_m K} + \frac{C_e}{q_m} $$ (2)

其中Ce 为平衡时的金属离子浓度（mg/L），qe 为平衡时的吸附容量（mg/g），KF （L/mg）为弗罗因德利希常数，1/n为非均质因子，K（L/mg）和qm （mg/g）为朗缪尔系数，分别表示吸附平衡常数和单层吸附容量。

朗缪尔等温线假设在具有有限数量相同位点且吸附能均匀的表面上发生单层吸附[38], ，而弗罗因德利希等温线则假设吸附发生在非均质表面，通过多层吸附进行，且随着其浓度增加，吸附剂吸附量无限增加[39]。表3展示了平衡实验数据的拟合数据。朗缪尔等温线的拟合相关常数（R²）范围为0.98–1.00，高于弗罗因德利希等温线的0.73–0.96。对于所研究的三种金属离子，BC‐ZnCl₂ 样品比BC‐H₃PO₄样品表现出更高的吸附容量。这些结果与Boehm滴定法的结果一致，即更多的酸性基团有助于增强静电相互作用，从而提高吸附容量。

生物炭类型	弗莱因德利希模型			朗缪尔模型
	KF (升/毫克)	n	R²	qm (毫克/克)	K (升/毫克)	R²	RL
BC‐H₃PO₄
铜 (II)	3.71	3.02	0.93	7.2	0.54	1.00	0.002
镉 (II)	1.38	1.45	0.96	36.9	0.072	1.00	0.011
铅 (II)	2.92	1.71	0.93	44.8	0.014	0.99	0.324
BC‐ZnCl₂
铜 (II)	6.37	3.15	0.73	27.5	0.15	0.99	0.105
镉 (II)	4.09	1.47	0.90	50.4	0.036	0.98	0.495
铅 (II)	8.13	2.62	0.82	63.5	0.089	0.98	0.134

相对吸附趋势可通过分离因子进行量化，如公式(3)中所定义的RL [40]。

$$ R_L = \frac{1}{1 + K_L C_0} $$ (3)

其中KL 是公式(1)中表示的朗缪尔常数（L/mg），C₀ 是初始金属离子浓度（毫克/升）。众所周知，0 < RL < 1 在范围内时表示有利吸附[41]。平衡时的拟合结果得到的RL 值在0.002到0.495之间，表明所制备的吸附剂具有有利的吸附性能。

生物质衍生生物炭用于重金属离子去除的概念如图7所示。在我们之前的研究中，首先利用玉米芯残渣通过水热碳化法制备水炭，可用于燃料，同时在此过程中可获得生物油。为了转化该过程中的固体残渣问题，进一步通过化学活化过程制备了生物炭。BC‐ZnCl₂ 和BC‐H₃PO₄ 的碳产率分别为 35.9%和32.4%。此外，化学品可在下一循环中回收用于活化（图1）。所制备的生物炭用于重金属离子去除。BC‐ZnCl₂ 和BC‐H₃PO₄ 的吸附量分别为72.1 mg/g和42.7 mg/g。

因此，BC‐ZnCl₂ 被认为是实现该概念的更优工艺。我们相信，生物炭制备工艺拓展了生物质衍生固体残渣的转化与利用。

4.3. 不同碳质材料对Pb(II)吸附容量的总结

表4总结了不同碳质材料对铅 (II)的吸附容量。与其他近期报道的碳质材料相比，所制备的BC‐ZnCl₂ 和BC‐H₃PO₄ 样品通过吸附表现出优异的Pb(II)去除能力。此外，与其它功能化/改性生物炭相比，BC‐ZnCl₂ 是一种低成本高效生物炭。

使用的吸附剂	吸附量Q (mg/g)	参考文献
香蕉皮活性炭	34.5	[42]
甘蔗秆生物炭	86.9	[43]
原始甘蔗渣生物炭	81.9	[44]
功能化多孔木质素	188	[45]
石墨烯/活性炭复合材料	212	[28]
KMnO₄‐处理的山核桃木生物炭	153.1	[46]
本研究 (BC‐H₃PO₄)	42.7	本研究
本研究 (BC‐ZnCl₂)	72.1	本研究

5. 结论

本研究中，两种生物炭样品BC‐H₃PO₄ 和BC‐ZnCl₂, 以玉米芯残渣为原料，通过水热碳化及后续化学活化过程制备而成。这些生物炭具有发达的多孔结构、高BET比表面积（BC‐ZnCl₂高达 790 m²/g）以及酸性基团，这些特性有利于从水溶液中去除重金属离子。

生物炭 对 重 金 属 离 子 的 去 除 具 有 优异的吸附容量。去除金属离子的主要机制包括孔隙扩散、静电相互作用和阳离子–π相互作用。由于具有更多的酸性基团（0.98 mmol/g vs 0.69 mmol/g）、更高的比表面积（790 m²/g vs 680 m²/g）以及更高的孔隙率（0.74 cm³/g vs 0.65 cm³/g），BC‐ZnCl₂ 样品相较于BC‐H₃PO₄样品表现出更高的吸附容量。

吸附过程具有化学吸附性质，这由准二级动力学模型与实验数据之间的强相关性所表明。BC‐ZnCl₂ 样品对Pb (II)、Cd (II)和Cu (II)的吸附量随初始浓度（0.5–5.0 mmol/L）的增加而增加，分别为23.1–72.1 mg/g、6.8–55.6 mg/g和8.2–30.5 mg/g。等温吸附数据符合朗缪尔模型，这些结果表明所制备的生物炭在水净化及处理应用中对重金属去除具有良好的应用前景。