鄧天天，張 燦，劉千源，閆穩(wěn)穩(wěn)，王志恩

(河南工程學(xué)院 環(huán)境與生物工程學(xué)院，河南 鄭州 451191)

隨著我國城鎮(zhèn)化進(jìn)程的加快，污水處理廠快速增加，其處理過程中產(chǎn)生的污泥歸宿成了固廢處理領(lǐng)域的難點(diǎn)。剩余污泥的成分較為復(fù)雜，包含60%以上以C、N、O、H為主的有機(jī)質(zhì)和其他礦物成分。若能對其進(jìn)行適當(dāng)處理，不僅可以避免焚燒、填埋等方式帶來的污染，還可以實(shí)現(xiàn)固體廢物的資源化利用。

生物質(zhì)炭是在氧氣不足的條件下有機(jī)物質(zhì)經(jīng)過熱裂解(溫度一般低于700 ℃)產(chǎn)生的固體物質(zhì)。生物質(zhì)炭具有發(fā)達(dá)的結(jié)構(gòu)、較大的比表面積和表面活性，已逐漸被應(yīng)用于水處理和土壤修復(fù)領(lǐng)域。污泥中有機(jī)質(zhì)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)一般為33.5%～47.2%，故可通過熱解將其炭化制備生物質(zhì)炭，用作吸附材料。彭成法等[1]將溫度作為自變量研究了熱解污泥制備生物質(zhì)炭，發(fā)現(xiàn)裂解溫度越高，污泥生物質(zhì)炭產(chǎn)量越低，且制備出的污泥生物質(zhì)炭呈堿性，故使用前應(yīng)將污泥生物質(zhì)炭用蒸餾水淋洗至中性。王志樸等[2]制備的污泥生物質(zhì)炭與秸稈復(fù)合新型材料，對鉻表現(xiàn)出較好的吸附性能，相比單一的污泥生物質(zhì)炭或秸稈生物質(zhì)炭具有更強(qiáng)的吸附性能?；渎擺3]用香蕉與污泥按一定配位比制備的生物質(zhì)炭對銅的吸附反應(yīng)熱大于40 kJ/mol，屬于化學(xué)吸附。劉丹[4]利用熱解法制備污泥生物質(zhì)炭，其研究結(jié)果表明，在影響污泥生物質(zhì)炭吸附重金屬的多種因素中，pH值對結(jié)果的影響最大，隨著pH值的升高，鉻的吸附效率呈下降趨勢，但銅的吸附效率呈緩慢增長趨勢。Rozada等[5]研究發(fā)現(xiàn)污泥基生物質(zhì)炭對水中的鉛、銅、鉻均有一定的吸附能力，在一定條件下其最大吸附量分別可達(dá)到30.1 mg/g、3.6 mg/g、1.5 mg/g。

污泥生物質(zhì)炭可以通過改性或與其他材料復(fù)合來提高對重金屬離子的吸附性能，其相對于活性炭價(jià)格更有優(yōu)勢，更具有環(huán)境友好的特點(diǎn)，具有一定的研究應(yīng)用潛力[6]。本研究以污水處理廠剩余污泥、氯化鋅為原材料制備污泥生物質(zhì)炭，并對其進(jìn)行水體銅、鉻去除效率與吸附機(jī)制的研究，以期制備一種應(yīng)用于含銅、含鉻水體處理的生物質(zhì)炭材料，為此類水體處理和污泥資源化利用提供借鑒。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)試劑：氯化鋅(活化劑)、重鉻酸鉀、硫酸銅、鹽酸、氯化銨、硫酸，實(shí)驗(yàn)用水均為去離子水。

實(shí)驗(yàn)儀器：智能恒溫鼓風(fēng)干燥箱(DHG-9070型)、馬弗爐(NWTX-16A型)、臺式離心機(jī)(L530型)、水浴恒溫振蕩器(THZ-82A型)、便攜式pH計(jì)(PHB-4型)、電子天平(FA2204N型)、原子吸收分光光度計(jì)(AA-6880F/AAC型)。

原泥：以新鄭市第三污水處理廠污泥濃縮池的剩余污泥為研究對象。該污泥在污水處理廠經(jīng)帶式壓濾機(jī)脫水至含水率83%左右，取回實(shí)驗(yàn)室后放入熱鼓風(fēng)干燥器于105 ℃烘干24 h，再經(jīng)破碎機(jī)破碎，研磨過0.250 mm(60目)標(biāo)準(zhǔn)樣篩，放入干燥器中備用。

污泥生物質(zhì)炭的制備：首先將10 g原泥放入250 mL的燒杯中，加入一定量活化劑氯化鋅，再加入70 mL超純水?dāng)嚢杈鶆?使污泥與活化劑充分混合均勻即可)，放入六聯(lián)電動(dòng)攪拌器攪拌1 h，取回倒入培養(yǎng)皿，于105 ℃的電熱鼓風(fēng)干燥器中烘干24 h。然后將活化好的污泥材料放入鎳坩堝中，置于馬弗爐內(nèi)缺氧炭化，設(shè)置10 ℃/min的升溫速率升至目標(biāo)溫度，目標(biāo)溫度下持續(xù)炭化2 h，再自然降溫至100 ℃以下取出，最終分別獲得炭燒溫度300～500 ℃(活化劑與原材料質(zhì)量比為1∶2、1∶1、2∶3)的污泥生物質(zhì)炭，取出黑色炭渣，研磨過篩，用超純水洗至中性，在烘箱內(nèi)105 ℃條件下烘干24 h，研磨過0.150 mm(100目)篩，密封保存。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1投加量對原泥去除水中銅和鉻效果的影響實(shí)驗(yàn)

分別配制質(zhì)量濃度為100 mg/L的鉻、銅溶液，取50 mL該溶液分別與0.1 g、0.2 g、0.5 g、0.8 g、1.0 g、1.5 g、2.0 g原泥于錐形瓶中充分混合，放入水浴恒溫?fù)u床中在(25±1)℃下恒溫振蕩4 h。反應(yīng)結(jié)束后靜置，取上清液過0.45 μm微孔濾膜后在原子吸收分光光度計(jì)上測定離子濃度。

1.2.2pH值對原泥去除水中銅和鉻效果的影響實(shí)驗(yàn)

分別取一系列質(zhì)量濃度均為100 mg/L的鉻、銅溶液置于錐形瓶中，用0.1 mol/L的 HCl和0.1 mol/L的NaOH分別將溶液pH值調(diào)至3～9，均勻混合溶液后取50 mL倒入錐形瓶中，分別加入0.5 g原污泥，后經(jīng)振蕩靜置后過0.45 μm微孔濾膜，待測。

1.2.3不同改性條件下污泥生物質(zhì)炭對水中銅和鉻的吸附實(shí)驗(yàn)

制備出9種污泥生物質(zhì)炭(炭燒溫度為300 ℃、活化劑與污泥質(zhì)量比為1∶2；炭燒溫度為300 ℃、活化劑與污泥質(zhì)量比為1∶1；炭燒溫度為300 ℃、活化劑與污泥質(zhì)量比為3∶2；炭燒溫度為400 ℃、活化劑與污泥質(zhì)量比為1∶2；炭燒溫度為400 ℃、活化劑與污泥質(zhì)量比為1∶1；炭燒溫度為400 ℃、活化劑與污泥質(zhì)量比為3∶2；炭燒溫度為500 ℃、活化劑與污泥質(zhì)量比為1∶2；炭燒溫度為500 ℃、活化劑與污泥質(zhì)量比為1∶1；炭燒溫度為500 ℃、活化劑與污泥質(zhì)量比為3∶2)，各取0.5 g分別與50 mL質(zhì)量濃度為100 mg/L的鉻、銅溶液在100 mL聚乙烯瓶中混合均勻，恒溫振蕩條件同上，反應(yīng)后靜置30 min。選出吸附效果較優(yōu)的一種污泥生物質(zhì)炭進(jìn)行后續(xù)實(shí)驗(yàn),并以最優(yōu)條件下制備的復(fù)合材料進(jìn)行批量實(shí)驗(yàn)。

1.2.4pH值對污泥生物質(zhì)炭吸附效果的影響實(shí)驗(yàn)

固定鉻、銅溶液的初始質(zhì)量濃度為100 mg/L，體積為50 mL，用0.1 mol/L的 HCl和0.1 mol/L的NaOH調(diào)整溶液pH值至3～9，污泥生物質(zhì)炭添加量為0.5 g。恒溫振蕩4 h，反應(yīng)結(jié)束后靜置30 min，過0.45 μm微孔濾膜，待測。

1.2.5污泥生物質(zhì)炭吸附等溫及吸附熱力學(xué)實(shí)驗(yàn)

吸附等溫線在pH值為近中性批次下測定。于100 mL聚乙烯瓶中加入0.5 g污泥生物質(zhì)炭，分別與50 mL初始質(zhì)量濃度為10 mg/L、20 mg/L、50 mg/L、100 mg/L、200 mg/L、500 mg/L、800 mg/L、1 000 mg/L的鉻、銅重金屬溶液反應(yīng)，(25±1)℃下恒溫振蕩及過濾，方法同上。增加(35±1)℃、(45±1)℃條件進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，方法同上。

1.2.6污泥生物質(zhì)炭吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)

分別取50 mL質(zhì)量濃度為100 mg/L的鉻、銅重金屬溶液放入100 mL聚乙烯瓶中，各加入0.5 g污泥生物質(zhì)炭，調(diào)節(jié)溶液pH值為7后置于水浴恒溫振蕩器中于(25 ± 1)℃恒溫振蕩，分別在1 min、5 min、10 min、15 min、20 min、30 min、60 min、120 min、180 min、240 min、360 min、480 min、720 min、960 min、1 200 min、1 440 min時(shí)取出上清液，過濾方法同上。

1.2.7材料的表征

使用掃描電子顯微鏡(SEM)觀察不同溫度下氯化鋅改性后的污泥生物質(zhì)炭表面結(jié)構(gòu)；采用比表面積分析儀(BET)分析測定樣品的比表面積；使用激光拉曼光譜儀(Raman)對改性前后及吸附后的污泥生物質(zhì)炭進(jìn)行測試表征，觀察特征峰D峰和G峰的變化；使用X射線衍射儀分析樣品是否為不定形碳；用傅里葉變換紅外光譜觀察樣品表面官能團(tuán)的變化。

2 結(jié)果與討論

2.1 原污泥材料投加量對吸附效果的影響

原污泥對水中銅的去除效果優(yōu)于鉻，且去除率隨著投加量的增加呈現(xiàn)緩慢上升趨勢,但總體來說去除效率都比較低，如圖1所示。在投加量為2.0 g時(shí)，原污泥對鉻、銅的去除率分別為18.1%和36.3%。

圖1 原污泥投加量與水中銅和鉻去除率的關(guān)系Fig.1 Relationship between raw mud and the removal rate of copper and chromium in water

2.2 pH值對原污泥吸附效果的影響

隨著pH值的增加，原污泥對鉻的去除率呈下降趨勢。在酸性條件下，水中鉻存在形態(tài)主要為Cr2O72-、HCrO4-和CrO42-，其中Cr2O72-形態(tài)鉻的濃度是另兩種形態(tài)的2倍。pH值越小，Cr2O72-形態(tài)占比越大，則溶液中鉻含量越多，對鉻的去除率越高。當(dāng)溶液pH值較低時(shí)，銅主要以陽離子態(tài)存在于水中；隨著pH值的增加，銅逐漸變?yōu)槌恋?，去除效率逐漸降低。重金屬溶液pH值與原泥對水中鉻和銅去除率的關(guān)系見圖2。

圖2 重金屬溶液pH值與原泥對水中鉻和銅去除率的關(guān)系Fig.2 Relationship between pH value of heavy metal solution andremoval rate of chromium and in water by raw mud

2.3 不同改性條件對污泥生物質(zhì)炭去除水中鉻、銅的影響

隨著溫度和活化劑用量的升高，污泥生物質(zhì)炭對鉻、銅的去除率均為先提升后降低，如圖3所示?；罨瘎┯昧繉θコЧ挠绊懘笥跍囟龋覍︺t的作用更為明顯。在炭燒溫度400 ℃、m(活化劑)∶m(污泥)=1∶1條件下制備的污泥生物質(zhì)炭對鉻、銅的去除率分別達(dá)到了75.88%、92.99%，相對于原污泥分別提高了63.8個(gè)百分點(diǎn)和67.9個(gè)百分點(diǎn)，表明改性后的污泥對水中銅和鉻的去除效果明顯增強(qiáng)。

圖3 不同改性條件與污泥生物質(zhì)炭去除水中鉻和銅的關(guān)系Fig.3 Effects of different modification conditions on removal of chromium and copper from water by sludge biochar

2.4 pH值對污泥生物質(zhì)炭去除效果的影響

隨著pH值的升高，污泥生物質(zhì)炭對鉻的去除率先升高后降低，且降低的趨勢為先快后慢，在pH值為4時(shí)達(dá)到了頂峰，為37.8%。實(shí)驗(yàn)結(jié)果與劉丹等[4]的研究結(jié)果相符，也驗(yàn)證了這一吸附過程的合理性。其原理可能是pH值較低時(shí)，生物質(zhì)炭表面存在的羥基、羧基和羰基與鉻結(jié)合，吸附到生物質(zhì)炭疏松多孔的表面，將鉻進(jìn)行附著，從而降低了溶液中鉻的濃度；當(dāng)溶液趨于堿性時(shí)，鉻在形態(tài)上發(fā)生了改變，由Cr2O72-變?yōu)榱薈rO42-，鉻所占面積增大，從而在宏觀上導(dǎo)致生物質(zhì)炭吸附的鉻數(shù)量減少，由此降低了對鉻的吸附效率。而對銅的去除率隨溶液pH值的升高先平穩(wěn)增長，在pH值為5～6時(shí)驟增，后趨于穩(wěn)定。原因是pH值較低時(shí)銅為主要的存在形式，H+與銅之間易發(fā)生吸附位點(diǎn)的競爭，從而降低生物質(zhì)炭對銅的吸附效率；溶液pH值升高，生物質(zhì)炭表面電負(fù)性及對重金屬離子的靜電引力增加，銅開始逐漸生成Cu(OH)2，銅離子從液相進(jìn)一步向固相轉(zhuǎn)移，去除率持續(xù)上升。重金屬溶液pH值對污泥生物質(zhì)炭吸附鉻和銅的影響見圖4。

圖4 重金屬溶液pH值對污泥生物質(zhì)炭吸附鉻和銅的影響Fig.4 Effect of pH value of heavy metal solution on adsorption of chromium and copper by sludge biochar

2.5 污泥生物質(zhì)炭吸附等溫實(shí)驗(yàn)?zāi)Ｐ图拔綗崃W(xué)實(shí)驗(yàn)

等溫?cái)?shù)據(jù)使用Langmuir、Freundlich等溫模型進(jìn)行擬合分析，其中Langmuir模型較為適合污泥生物質(zhì)炭吸附銅、鉻的過程。結(jié)果表明：吸附是發(fā)生在均勻表面上的單分子層吸附，并且吸附位點(diǎn)是等效的，有相同的能量，吸附最終達(dá)到的是動(dòng)態(tài)平衡，且被吸附的物質(zhì)之間沒有相互作用[7]。等溫模型擬合結(jié)果見表1。

表1 等溫模型擬合結(jié)果Tab.1 Fitted results of isothermal modeling

溫度是污泥生物質(zhì)炭吸附水體重金屬離子能力的重要影響因素之一[8]。在近中性條件下，研究了298 K、308 K、318 K時(shí)污泥生物質(zhì)炭材料對水中銅、鉻的去除率。結(jié)果均表明，吸附量隨溫度的升高而降低，從宏觀上說明吸附過程是放熱的[9]。吸附熱力學(xué)參數(shù)可通過以下方程確定，結(jié)果見表2。

表2 吸附熱力學(xué)參數(shù)Tab.2 Adsorption thermodynamic parameters

ΔG0=-RTlnKD，

(1)

(2)

式中：R為氣體常數(shù)，8.314 J/(mol·K)；T為開氏絕對溫度。

由表2可知，銅和鉻的焓變、熵變均為負(fù)值，說明吸附過程在低溫下可自發(fā)進(jìn)行。自由能隨著溫度的升高而增大，所以在低溫下吸附效率更高。焓變?yōu)樨?fù)值，吸附過程為放熱過程。熵變均為負(fù)值，說明吸附過程使反應(yīng)體系固液界面的有序度得到了提高[10]。

2.6 污泥生物質(zhì)炭吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)

污泥生物質(zhì)炭對水中鉻和銅的吸附分別在反應(yīng)后的2 h和4 h內(nèi)基本達(dá)到平衡，均為在初始階段反應(yīng)迅速進(jìn)行，之后吸附速率逐漸變慢并保持平穩(wěn)狀態(tài)，24 h平衡吸附量分別為2.84 mg/g、8.66 mg/g，見圖5。吸附反應(yīng)初期，污泥吸附劑表面的吸附位點(diǎn)較多，吸附速度較快，但隨著吸附劑與吸附質(zhì)之間濃度差的變小，吸附動(dòng)力隨之減弱。除此之外，隨著吸附反應(yīng)的進(jìn)行，污泥吸附劑表面的吸附位點(diǎn)趨于飽和，吸附行為開始由表層吸附向孔內(nèi)吸附轉(zhuǎn)移[11-12]。

圖5 時(shí)間與污泥生物質(zhì)炭對銅和鉻吸附量的關(guān)系Fig.5 The relationship between time and adsorption capacity copper and chromium by sludge biochar

數(shù)據(jù)分別用準(zhǔn)一級、準(zhǔn)二級和內(nèi)擴(kuò)散3種模型進(jìn)行擬合分析，結(jié)果見表3。

表3 吸附動(dòng)力學(xué)模型擬合結(jié)果Tab.3 Fitted kinetic parameters for the adsorption

由表3可以看出，由準(zhǔn)二級動(dòng)力學(xué)模型擬合得到的平衡吸附量更符合污泥生物質(zhì)炭對鉻、銅的吸附過程，理論計(jì)算值分別為3.29 mg/g、9.09 mg/g，與實(shí)際的結(jié)果2.84 mg/g、8.66 mg/g最為接近，R2值也分別達(dá)到了0.991、0.998。這表明污泥生物質(zhì)炭與鉻、銅通過化學(xué)反應(yīng)發(fā)生了電子共享或交換，可以推斷化學(xué)吸附是其主要去除機(jī)制[13]。

2.7 樣品表征

2.7.1掃描電子顯微鏡(SEM)分析

用掃描電子顯微鏡(SEM)分別對炭燒溫度300 ℃、400 ℃、500 ℃條件下改性生物質(zhì)炭的形貌進(jìn)行分析，結(jié)果如圖6所示。從圖6可以明顯看出，在300 ℃條件下熱解出來的生物質(zhì)炭表面粗糙且孔隙較少，整體連接較密實(shí)，有片狀結(jié)構(gòu)；400 ℃時(shí)孔隙明顯增多，表面出現(xiàn)不平的凸起物質(zhì)，增加了生物質(zhì)炭的表面積；500 ℃時(shí)沒有片狀結(jié)構(gòu)，孔隙增加，整體比較分散，孔隙變大。隨著熱解溫度的提升，孔隙變得越來越多，并且在逐漸變大，生物質(zhì)炭從原來的緊實(shí)變得疏松。

圖6 各個(gè)溫度燒制的生物質(zhì)炭SEM圖片F(xiàn)ig.6 SEM pictures of biomass carbon fired at different temperatures

2.7.2比表面積(BET)分析

氮?dú)獾葴匚摳角€見圖7。氮?dú)馕搅吭诘蛪憾?p/p0=0.0～0.1)時(shí)偏x軸，說明材料與氮?dú)庾饔昧θ?，高壓?p/p0=0.4～1.0)可粗略看出粒子堆積的程度，曲線在高壓端出現(xiàn)了分離，說明此時(shí)氮?dú)忾_始在材料的孔隙內(nèi)凝聚，造成脫附，產(chǎn)生了一定的滯后。滯后環(huán)的特征對應(yīng)特定的孔結(jié)構(gòu)信息[14]。高壓端氮?dú)馕搅看?，認(rèn)為是片狀粒子堆積形成的介孔結(jié)構(gòu)。由比表面積分析儀測得污泥生物質(zhì)炭的比表面積為28.684 m2/g，孔徑為3.838 nm，孔容積為0.104 cm3/g。比表面積較小可能與污泥本身的復(fù)雜性有關(guān)，污泥經(jīng)高溫?zé)峤庑纬善瑺畹慕榭捉Y(jié)構(gòu)，這一結(jié)果正好印證了SEM圖中觀察到的污泥生物質(zhì)炭的形態(tài)結(jié)構(gòu)。

圖7 氮?dú)獾葴匚摳角€Fig.7 Isothermal adsorption desorption curve of nitrogen

2.7.3X射線衍射(XRD)分析

圖8是污泥生物質(zhì)炭吸附前后的XRD圖譜。從圖8可以看出，吸附前后的污泥生物質(zhì)炭在26.6°左右出現(xiàn)了衍射峰，此處的峰為不定形碳的衍射峰，說明污泥經(jīng)高溫?zé)峤夂笠圆欢ㄐ螒B(tài)的碳存在，這與拉曼分析結(jié)果相似。采用Jade 6.0軟件對污泥生物質(zhì)炭的相關(guān)參數(shù)進(jìn)行分析可得，當(dāng)2θ為21.0°、26.6°、29.9°時(shí)材料的主要成分為SiO2，這可能是污水處理廠剩余污泥的含沙量較大造成的。此外，污泥生物質(zhì)炭還含有硅酸鹽、氧化鈣等無機(jī)物。

圖8 吸附前后的XRD圖譜Fig.8 XRD pattern before and after adsorption

2.7.4FTIR光譜圖分析

圖9是污泥生物質(zhì)炭吸附前后的FTIR光譜圖，1 114.5 cm-1處的峰是由Si—O—Si的非對稱伸縮振動(dòng)引起的，1 634.7 cm-1處的峰與—COOH有關(guān)，2 360.9 cm-1附近的峰對應(yīng)CO2，3 441.4 cm-1處的峰則是—OH的伸縮振動(dòng)[15]。吸附前后污泥生物質(zhì)炭吸收峰種類沒有發(fā)生變化，說明污泥生物質(zhì)炭吸附后沒有新的官能團(tuán)產(chǎn)生。吸附后的污泥生物質(zhì)炭個(gè)別峰強(qiáng)度較吸附前有所減弱，表明在吸附過程中污泥生物質(zhì)炭中的物質(zhì)發(fā)生了分解和化學(xué)鍵斷裂[16]。

圖9 吸附前后的FTIR光譜圖Fig.9 The FTIR chart before and after adsorption

2.7.5拉曼光譜圖分析

拉曼光譜是研究生物質(zhì)炭材料中結(jié)晶態(tài)和不定形態(tài)碳的有效手段之一，可分為D帶和G帶，D帶代表不定形態(tài)，G帶代表結(jié)晶態(tài)，其中ID/IG(峰面積比)常常與石墨材料的結(jié)晶度成反比，以此可以了解生物質(zhì)炭材料的缺陷程度。本實(shí)驗(yàn)采用激光拉曼光譜儀對改性前后的污泥生物質(zhì)炭進(jìn)行測試表征，結(jié)果如圖10所示，圖中D峰和G峰分別表示C原子晶格的缺陷和C原子sp2雜化的面內(nèi)伸縮振動(dòng)。由圖10(a)和(b)對比可知：改性前污泥生物質(zhì)炭D峰和G峰強(qiáng)度都很高，ID/IG較改性后小，故改性前污泥生物質(zhì)炭材料缺陷較大；改性后污泥生物質(zhì)炭在1 384.3 cm-1處和1 585.4 cm-1處分別出現(xiàn)了D峰和G峰，且峰強(qiáng)度要比改性前低很多，ID/IG大于改性前，由此可知改性后污泥生物質(zhì)炭具有優(yōu)良的吸附性能。

圖10 拉曼光譜圖Fig.10 Roman spectral chart

3 結(jié)論

(1) 未經(jīng)處理的原泥對水中銅和鉻有去除作用，但總體來說去除率都比較低。在炭燒溫度400 ℃、m(活化劑)∶m(污泥)=1∶1時(shí)制備的污泥生物質(zhì)炭對鉻、銅的去除率分別達(dá)到了75.88%、92.99%，相較原污泥分別提高了63.8個(gè)百分點(diǎn)和67.9個(gè)百分點(diǎn)。

(2) pH值對污泥生物質(zhì)炭去除水中鉻和銅有一定影響，酸性條件更有利于對鉻的吸附，而在堿性條件下則對銅的吸附效果更好。

(3)污泥生物質(zhì)炭對鉻、銅的吸附過程均符合Langmuir方程，反應(yīng)為低溫自發(fā)的放熱反應(yīng)，且均更符合準(zhǔn)二級動(dòng)力學(xué)模型。