改性烟草秸秆生物炭对水中Cd2+和Cu2+的吸附特性

李海华， 王志琛， 张 恒， 王魁英， 程新惠， 王家琪

（1.华北水利水电大学环境与市政工程学院，郑州 450046； 2.河南省地矿建设工程（集团）有限公司，郑州 450046）

有色金属冶炼、电解电镀等过程中都会排放大量工业废水，这些工业废水中含有大量的重金属，会直接或间接污染水体和土壤环境［1］. 过量的镉和铜进入环境后，会在环境及人体内积累，最终导致生物器官受损［2］.常用的处理重金属废水的方法包括化学沉淀法、离子交换法、电解法、膜分离技术、吸附法等. 与其他方法相比，吸附法具有去除效率高、成本低、便于后续利用处理等特点，因此吸附法被认为是一种经济、有效、最具推广应用价值的重金属废水处理方法［3-4］.

近年来，生物炭作为一种新型高效的吸附材料备受关注，其制备过程简单，原料来源广泛，且具有巨大的表面积、多孔结构、丰富的官能团等优点［5］，因此应用生物炭的吸附能力处理重金属废水逐渐成为研究热点. 已有研究表明用于制备生物炭的原材料的结构和理化性质会直接影响到生物炭的吸附能力［6］，因此寻求合适的用于制备生物炭的原材料以及通过一定的改性手段来提高生物炭的吸附能力也一直是该领域的研究热点. 烟草秸秆是烟草收获后产生的农业废弃物，其木质化程度高、难腐解，并且含有丰富的有机物、纤维素和矿物质元素［7］，成分与木材相似. 若直接将作为副产品的烟草秸秆就地还田，不仅会导致资源的浪费，还会污染环境. 以烟草秸秆为原料制备生物炭，并将制备出的生物炭用于处理重金属废水，不仅可以提高烟草秸秆的资源化利用率，还可减少其对环境的影响. 但目前对烟草秸秆生物炭进行改性处理并将其用于处理重金属污染废水的研究尚在起步阶段. 现在的研究大多是采用酸碱改性的手段对生物炭进行改性，采用有机物负载改性手段对生物炭进行改性的研究较少. 聚乙烯亚胺（Polyethyleneimine，PEI）是典型的多胺类高分子聚合物，对重金属离子有较强的吸附能力和吸附选择性［8］. 因此，利用原始生物炭作为骨架支撑，将聚乙烯亚胺（PEI）材料负载到生物炭上，不仅能有效解决PEI易溶于水的弊端，还能利用其富含胺基官能团的特点来提高生物炭的吸附能力［9-10］.

鉴于此，本研究首先选用烟草秸秆作为原材料制备烟草秸秆生物炭（Tobacco Straw Biochar，TBC），然后使用PEI 对TBC 进行改性处理以制备出聚乙烯亚胺改性生物炭（PBC），最后通过试验对比分析了TBC 和PBC对水体中Cd2+和Cu2+的吸附性能. 本研究可为烟草秸秆的资源化利用以及重金属污染废水的治理提供一定的参考.

1 材料与方法

1.1 材料与仪器

生物炭材料：烟草秸秆，取自河南某地农场. 试验试剂：甲醇、Cu（NO3）2·3H2O均购自天津市科密欧化学试剂有限公司，均为分析纯；聚乙烯亚胺、戊二醛均购自上海麦克林生化科技有限公司，均为分析纯；镉标准溶液购自国家有色金属及电子材料分析测试中心，质量浓度为1000 mg·L-1. 试验用水均为去离子水.

仪器：PHS-3C型pH计，上海仪电科学仪器股份有限公司；TAS-990型火焰原子吸收分光光度计，北京普析通用仪器有限责任公司；BELSORP-max 型比表面积分析仪，日本麦奇克拜尔公司；SIGMA HD 型扫描电镜，德国ZEISS公司；Nicolet iS10型傅里叶变换红外光谱仪，美国热电公司.

1.2 生物炭的制备

1.2.1 烟草秸秆生物炭（TBC）的制备

将烟草秸秆洗净，经自然风干、破碎，生物质过20目筛烘干后，限氧条件下于400 ℃马弗炉中热解2 h，热解时使用锡箔纸包裹坩埚，炭化产物过100目筛后，即可得烟草秸秆生物炭，记为TBC，避光保存备用.

1.2.2 聚乙烯亚胺改性生物炭（PBC）的制备

取11.4 g烟草秸秆生物炭（TBC）于圆底烧瓶中，加入3 mol·L-1的KOH溶液，并在60～70 ℃下以160 r·min-1的转速搅拌1 h以去除表面杂质，接着用去离子水反复冲洗生物炭，直至滤液pH值达到7左右，然后于80 ℃烘箱中烘干12 h 备用. 之后称取8.8 g 经上述处理后的TBC 加入100 mL 质量分数为10%的PEI-甲醇溶液中，在160 r·min-1的条件下振荡24 h后迅速将其转移到200 mL质量分数为1%的戊二醛溶液中交联，洗涤后烘干，即可得聚乙烯亚胺改性生物炭，记为PBC，避光保存备用.

1.3 生物炭的表征

采用BET技术分析生物炭的比表面积、孔径和孔体积. 通过扫描电镜观察生物炭的表面形貌特征. 通过傅里叶变换红外光谱仪定性分析生物炭表面的官能团变化.

1.4 吸附试验

Cd2+储备液的配制：直接将质量浓度为1000 mg·L-1的镉标准溶液作为Cd2+储备液，避光冷藏保存.

Cu2+储备液的配制：以0.01 mol·L-1NaNO3作为背景电解质，准确称取3.801 8 g Cu（NO3）2·3H2O（分析纯）溶于2%的硝酸中，再定容至1 L，即可配制成质量浓度为1000 mg·L-1的Cu2+储备液，避光冷藏保存.

1.4.1 生物炭对重金属离子的吸附量和去除率的计算

首先移取振荡培养一定时间后的溶液，并使用0.45 μm孔径的滤膜过滤，之后使用火焰原子吸收分光光度计测定滤液中Cd2+、Cu2+的浓度，并根据公式（1）和公式（2）计算生物炭对重金属离子的吸附量和去除率.

式中：Qt为t时刻生物炭对重金属离子的吸附量，mg·g-1；C0为溶液中重金属离子的初始质量浓度，mg·L-1；Ct为t时刻溶液中重金属离子的质量浓度，mg·L-1；V为溶液体积，mL；m为生物炭投加量，mg；R为溶液中重金属离子的去除率，%.

1.4.2 TBC和PBC对Cd2+、Cu2+吸附效果的对比

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cd2+储备液稀释至4 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1的HNO3或NaOH调节溶液pH值至5. 然后移取50 mL pH=5、质量浓度为4 mg·L-1的Cd2+溶液加入100 mL锥形瓶中. 之后分别称取0.02 g TBC、PBC 加入100 mL 锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下振荡培养24 h. 最后按照1.4.1小节中的方法分别计算TBC、PBC对Cd2+的吸附量和去除率，每个处理均设置3组平行样.

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cu2+储备液稀释至40 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1HNO3或NaOH调节溶液pH 值至5. 然后移取50 mL pH=5、质量浓度为40 mg·L-1的Cu2+溶液加入100 mL 锥形瓶中. 之后分别称取0.05 g TBC、PBC加入100 mL锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下振荡培养24 h. 最后按照1.4.1小节中的方法分别计算TBC、PBC对Cu2+的吸附量和去除率，每个处理均设置3组平行样.

1.4.3 不同溶液初始pH条件下PBC对Cd2+、Cu2+吸附效果的影响

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cd2+储备液稀释至4 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1的HNO3或NaOH 分别调节溶液pH值至2、3、4、5、6、7、8. 然后移取50 mL不同pH值、质量浓度为4 mg·L-1的Cd2+溶液加入100 mL锥形瓶中. 之后称取0.02 g PBC加入100 mL锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下振荡培养24 h. 最后按照1.4.1小节中的方法分别计算PBC对Cd2+的吸附量和去除率，每个处理均设置3组平行样.

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cu2+储备液稀释至40 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1的HNO3或NaOH分别调节溶液pH 值至2、2.5、3、3.5、4、4.5、5. 然后移取50 mL 不同pH 值、质量浓度为40 mg·L-1的Cu2+溶液加入100 mL 锥形瓶中. 之后称取0.05 g PBC 加入100 mL锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下振荡培养24 h. 最后按照1.4.1小节中的方法分别计算PBC对Cu2+的吸附量和去除率，每个处理均设置3组平行样.

1.4.4 不同PBC投加量条件下PBC对Cd2+、Cu2+吸附效果的影响

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cd2+储备液稀释至4 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1的HNO3或NaOH 调节溶液pH值至5. 然后移取50 mL pH=5、质量浓度为4 mg·L-1的Cd2+溶液加入100 mL锥形瓶中. 之后分别称取0.005、0.01、0.02、0.03、0.04 g PBC加入100 mL锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下振荡培养24 h. 最后按照1.4.1小节中的方法分别计算PBC对Cd2+的吸附量和去除率，每个处理均设置3组平行样.

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cu2+储备液稀释至40 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1的HNO3或NaOH调节溶液pH值至5. 然后移取50 mL pH=5、质量浓度为40 mg·L-1的Cu2+溶液加入100 mL锥形瓶中. 之后分别称取0.03、0.04、0.05、0.06、0.07 g PBC加入100 mL锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下振荡培养24 h. 最后按照1.4.1小节中的方法分别计算PBC对Cu2+的吸附量和去除率，每个处理均设置3组平行样.

1.4.5 吸附动力学试验

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cd2+储备液稀释至4 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1的HNO3或NaOH调节溶液pH 值至5. 然后移取50 mL pH=5、质量浓度为4 mg·L-1的Cd2+溶液加入100 mL 锥形瓶中. 之后称取0.02 g PBC加入100 mL锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下分别振荡培养5、15、30、60、90、120、240、480、720、960、1440 min. 最后按照1.4.1小节中的方法计算PBC对Cd2+的吸附量，每个处理均设置3组平行样.

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cu2+储备液稀释至40 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1的HNO3或NaOH调节溶液pH 值至5. 然后移取50 mL pH=5、质量浓度为40 mg·L-1的Cu2+溶液加入100 mL 锥形瓶中. 之后称取0.05 g PBC加入100 mL锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下分别振荡培养5、15、30、60、90、120、240、480、720、960、1440 min. 最后按照1.4.1小节中的方法计算PBC对Cu2+的吸附量，每个处理均设置3组平行样.

同时分别采用如公式（3）和公式（4）所示的准一级动力学模型和准二级动力学模型对吸附动力学试验数据进行拟合.

准一级动力学模型：

准二级动力学模型：

式中：Qe为吸附平衡时生物炭对重金属离子的吸附量，mg·g-1；Qt为t时刻生物炭对重金属离子的吸附量，mg·g-1；t为吸附时间，min；k1为准一级动力学速率常数，min-1；k2为准二级动力学速率常数，g·mg-1·min-1.

1.4.6 吸附等温试验

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cd2+储备液分别稀释至2、3、4、6、8、10、12、14、16、18、20 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1的HNO3或NaOH调节溶液pH值至5. 然后分别移取50 mL pH=5、不同质量浓度的Cd2+溶液加入100 mL锥形瓶中. 之后称取0.02 g PBC加入100 mL锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下振荡培养24 h. 最后按照1.4.1小节中的方法计算PBC对Cd2+的吸附量，每个处理均设置3组平行样.

首先将质量浓度为1000 mg·L-1的Cu2+储备液分别稀释至20、30、40、50、60、70、80、90、100、110、120 mg·L-1，并用0.1 mol·L-1的HNO3或NaOH调节溶液pH值至5. 然后移取50 mL pH=5、不同质量浓度的Cu2+溶液加入100 mL锥形瓶中. 之后称取0.05 g PBC加入100 mL锥形瓶中，摇匀后置于25 ℃、120 r·min-1的恒温振荡器中在避光条件下振荡培养24 h. 最后按照1.4.1小节中的方法计算PBC对Cu2+的吸附量，每个处理均设置3组平行样.

同时分别采用如公式（5）～（7）所示的Langmuir模型和Freundlich模型对吸附等温试验数据进行拟合：

Langmuir模型：

Freundlich模型：

式中：Qe为吸附平衡时生物炭对重金属离子的吸附量，mg·g-1；Qm为生物炭对重金属离子的最大理论吸附量，mg·g-1；Ce为吸附平衡时溶液中重金属离子的质量浓度，mg·L-1；KL为Langmuir 吸附平衡常数，用于反映吸附强度，L·mg-1；RL为分离因子，用于反映吸附过程进行的难易程度；KF为Freundlich 吸附平衡常数，mg1-1/n·L1/n·g-1；1/n为浓度对吸附量的影响程度.

1.5 数据分析

采用Excel 2010进行数据分析；采用Origin 2018进行模型拟合、作图.

2 结果与讨论

2.1 生物炭的表征

2.1.1 比表面积、孔径和孔体积分析

经分析可知，原始未改性的烟草秸秆生物炭（TBC）和聚乙烯亚胺改性生物炭（PBC）都只存在介孔，不存在微孔. 由表1可知，PBC的比表面积比TBC降低了30.74%，这可能是因为经PEI改性后，PEI占据了TBC的孔隙，造成了TBC的孔道堵塞［11］. 但是与TBC 相比，PBC 的孔体积和孔径均有所增加，这为PBC 对Cd2+和Cu2+的吸附提供了更多的吸附位点.

表1 TBC和PBC的比表面积、孔径和孔体积Tab.1 Specific surface areas，pore sizes and pore volumes of TBC and PBC

2.1.2 扫描电镜（SEM）分析

图1为TBC和PBC的SEM图. 由图1可知，TBC和PBC的表面形貌特征具有明显的差异. TBC多呈块状结构，表面孔径和纹理呈不规则分布. TBC 的特殊表面形貌特征可能造成其比表面积和孔径较小，进而导致其吸附能力较差. PBC多呈管束、层状结构，横截面多为蜂窝状，表面条状纹理较为规则，其骨架表面分布较多细孔，并且能够观察到较多颗粒沉积物聚集在其表面，应该是PEI 浸渍结合到了TBC 表面. PBC 的形貌特征与其具有较大的孔径和孔体积是符合的，并且PEI 能够为其提供胺基等官能团，从而有利于提高其吸附能力［12］.

图1 TBC和PBC的扫描电镜图（×500倍）Fig.1 Scanning electron micrographs of TBC and PBC（×500 times）

2.1.3 傅里叶变换红外光谱（FTIR）分析

图2 为TBC 和PBC 的FTIR 图 谱，可 以 看 出TBC和PBC的表面均含有丰富的官能团，且它们表面的官能团特征吸收峰的位置大致相同，但二者的某些特征吸收峰的波数、峰强以及波峰宽度等存在一定的差异. TBC 和PBC 的FTIR 图谱中，3423 cm-1处的吸收峰由羟基—OH 伸缩振动产生，2925 cm-1处的吸收峰由—CH2的非对称伸缩振动产生，1690、1618、1420 cm-1和1193 cm-1处的吸收峰分别由C＝O、—COO、C＝C 和—C—O 伸缩振动产生，875 cm-1处的吸收峰为C面外变形振动峰［13］. 与TBC相比，PBC在3423 cm-1处的吸收峰变宽并且向右偏移，为—NH和—OH的伸缩振动吸收峰部分重叠结合的结果，并且PBC在1577 cm-1处出现新的吸收峰，归属于—NH的面内弯曲振动，表明胺基基团嫁接到了TBC的表面［14］.

图2 TBC和PBC的红外图谱Fig.2 Infrared spectrograms of TBC and PBC

2.2 TBC和PBC对Cd2+、Cu2+吸附效果的对比

根据图3可知，TBC对Cd2+和Cu2+的最大吸附量分别为6.17 mg·g-1和18.11 mg·g-1，对Cd2+和Cu2+的去除率最高达到了61.70%和45.28%. PBC对Cd2+的最大吸附量为9.76 mg·g-1，是TBC的1.58倍，其对Cd2+的去除率最高达到了97.53%. PBC对Cu2+的最大吸附量为35.34 mg·g-1，是TBC的1.95倍，其对Cu2+的去除率最高达到了88.35%. 通过对比可知，PBC对Cd2+和Cu2+的吸附效果更好，因为PBC能够利用—NH和—COOH官能团与Cd2+、Cu2+共享电子对，进而可通过对Cd2+、Cu2+的络合作用对Cd2+、Cu2+进行吸附，以提高其吸附能力. 因此，后续试验均采用PBC作为吸附剂.

图3 TBC和PBC对Cd2+、Cu2+的吸附效果对比Fig.3 Comparison of adsorption effects of TBC and PBC on Cd2+and Cu2+

2.3 影响因素分析

2.3.1 不同溶液初始pH条件下PBC对Cd2+、Cu2+的吸附效果

不同溶液初始pH值对PBC吸附Cd2+和Cu2+的影响见图4. 结果表明，随着溶液pH的增加，PBC对Cd2+和Cu2+的吸附效果随之提升. 在溶液pH值较低时，PBC表面存在正电荷，会与Cd2+和Cu2+产生排斥作用，并且此时溶液中H+的浓度较高，易与PBC表面的含氧官能团（羟基和羧基）结合，同时会使PBC表面胺基质子化，从而会使PBC失去对Cd2+、Cu2+的络合作用，进而会降低PBC对Cd2+、Cu2+的吸附效果［15］. 随着溶液pH值的升高，溶液中的H+浓度降低，H+和Cd2+、Cu2+之间的竞争作用减弱，静电斥力减弱，Cd2+、Cu2+可以占据更多的吸附位点，所以随着溶液pH值的升高，PBC对Cd2+、Cu2+的吸附能力也随之提高. 当溶液初始pH=5时，PBC对Cd2+的吸附量为9.75 mg·g-1，去除率为97.45%，对Cu2+的吸附量为34.95 mg·g-1，去除率为87.38%. 考虑到经济成本等因素，本研究认为溶液的初始pH为5时，PBC对Cd2+、Cu2+的吸附效果最好.

图4 不同溶液初始pH条件下PBC对Cd2+、Cu2+吸附效果的影响Fig.4 Adsorption effects of PBC on Cd2+and Cu2+under different initial pH conditions

2.3.2 不同PBC投加量条件下PBC对Cd2+、Cu2+的吸附效果

不同PBC 投加量条件下PBC 对Cd2+和Cu2+的吸附效果见图5. 结果表明，随着PBC 投加量的增加，PBC对Cd2+、Cu2+的去除率随之增加，但PBC对Cd2+、Cu2+的吸附量随之减少，这是因为当重金属污染液初始浓度一定时，随着生物炭投加量的增加，其吸附位点、比表面积和有效的吸附官能基团均有所增加，故生物炭对重金属离子的去除率随着生物炭投加量的增加明显提升［16］，但与此同时，生物炭上未被利用的活性位点增加，并聚集和叠加，使吸附位点处于不饱和状态，从而导致PBC 对Cd2+、Cu2+的吸附量减小. 当PBC 的投加量为0.02 g时，其对Cd2+的去除率为98.63%；当PBC的投加量为0.05 g，其对Cu2+的去除率为86.90%. 考虑到经济成本等因素，建议投加0.02 g PBC用于吸附Cd2+，投加0.05 g PBC用于吸附Cu2+.

图5 不同PBC投加量条件下PBC对Cd2+、Cu2+的吸附效果Fig.5 Adsorption effects of PBC on Cd2+and Cu2+under different dosages of PBC

2.4 吸附动力学和吸附等温线分析

2.4.1 吸附动力学分析

PBC对Cd2+和Cu2+的吸附量随时间的变化曲线见图6，可以看出，PBC对Cd2+和Cu2+的吸附均包含快速吸附、慢速吸附、吸附平衡三个阶段. 在开始的0～2 h内，PBC对Cd2+和Cu2+的吸附速率较大，吸附量快速增加，这是由于吸附初期PBC表面含有大量的吸附位点，并且溶液中的Cd2+、Cu2+和PBC之间存在较大的浓度差，传质驱动力大，因此吸附初期的吸附速率较大. 随着吸附时间的增加，PBC对Cd2+、Cu2+的吸附量和吸附速率均缓慢增加，逐步开始进入慢速吸附甚至吸附平衡阶段. 之所以PBC对Cd2+、Cu2+的吸附速率和吸附量随着时间的增加而逐渐降低，是因为两相之间浓度差随着吸附时间的增加逐渐减小，并且PBC表面和孔隙内部可利用的吸附位点也逐渐减少，吸附容量也逐渐趋于饱和［17］.

图6 PBC对Cd2+、Cu2+的吸附动力学曲线Fig.6 Adsorption kinetic curves of Cd2+and Cu2+by PBC

分别采用准一级动力学模型和准二级动力学模型对吸附动力学试验数据进行拟合，结果见图6和表2.由图6和表2可知，准一级动力学模型对吸附动力学试验数据拟合程度较差，而准二级动力学模型模拟吸附过程的相关系数均大于0.9，并且通过准二级动力学方程拟合得到的理论平衡吸附量更接近于实际平衡吸附量，说明准二级动力学模型能够更好地描述PBC对Cd2+和Cu2+的吸附过程，也就是说PBC对Cd2+和Cu2+的吸附过程主要由化学吸附控制［18］.

表2 PBC对Cd2+、Cu2+吸附的动力学拟合参数Tab.2 Kinetic fitting parameters of Cd2+and Cu2+adsorption by PBC

2.4.2 吸附等温线分析

采用Langmuir 模型和Freundlich 模型模拟PBC 对Cd2+和Cu2+的吸附等温曲线，结果见图7，拟合参数见表3. 从图7可看出，随着Cd2+和Cu2+浓度的增加，PBC对Cd2+、Cu2+的吸附量先呈快速增加趋势，之后则增加缓慢，直至趋于饱和. 分析原因可能是，在PBC投加量一定的条件下，Cd2+、Cu2+质量浓度较低时，PBC上的活性位点和官能团更易于和Cd2+、Cu2+进行接触，但当Cd2+、Cu2+质量浓度增加到一定程度时，定量的PBC上的活性位点和官能团被充分利用，吸附达到饱和［19］.

图7 PBC对Cd2+、Cu2+的吸附等温曲线Fig.7 Adsorption isothermal curves of Cd2+and Cu2+by PBC

由表3可知，Langmuir模型能更好地拟合PBC对Cd2+和Cu2+的等温吸附试验数据，其拟合相关系数更高，相关性更加显著，说明PBC对Cd2+、Cu2+的吸附近似为单分子层吸附. 在Langmuir模型中，PBC吸附Cd2+的KL大于PBC吸附Cu2+的KL，表明PBC的活性位点与Cd2+的结合更稳定. PBC对Cd2+、Cu2+的RL均在0～1之间，表明PBC对Cd2+和Cu2+的吸附过程均为有利吸附［20］.

表3 PBC对Cd2+、Cu2+等温吸附的拟合参数Tab.3 Fitting parameters of PBC for Cd2+and Cu2+isotherm adsorption

3 结论

1）相比于TBC，PBC对Cd2+、Cu2+的吸附量和吸附速率均有较大提升. 根据表征分析得出，PEI改性材料通过借助原始生物炭作为骨架支撑可使PBC富含胺基官能团，并可使其孔体积、孔径和吸附位点均有所增加，所以PBC对Cd2+、Cu2+的吸附效果大大提升. 由此证明，对烟草秸秆生物炭进行改性处理更加有利于其对Cd2+、Cu2+的吸附.

2）吸附试验结果表明，在pH=5、PBC投加量为0.02 g时，PBC对Cd2+的吸附效果最好，在pH=5、PBC投加量为0.05 g 时，PBC 对Cu2+的吸附效果最好，并且PBC 对Cd2+的去除率高于PBC 对Cu2+的去除率. PBC 对Cd2+、Cu2+的吸附动力学过程均符合准二级动力学模型，以化学吸附为主；Langmuir模型能更好地拟合PBC对Cd2+和Cu2+的吸附过程，说明PBC对Cd2+、Cu2+的吸附近似为单分子层吸附.