包 坤，王培若，劉艷娟

(唐山學(xué)院 a.新材料與化學(xué)工程學(xué)院，b.唐山市水環(huán)境生態(tài)修復(fù)技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，河北 唐山 063000)

0 引言

重金屬進(jìn)入水環(huán)境中，會(huì)對(duì)生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生持續(xù)的危害，并對(duì)社會(huì)經(jīng)濟(jì)產(chǎn)生重大影響。根據(jù)不完全數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)，重金屬污染每年給我國(guó)帶來(lái)的直接經(jīng)濟(jì)損失高達(dá)200億元[1]。同時(shí)，重金屬通過(guò)生物鏈的作用會(huì)對(duì)人體造成很大的傷害，因此，對(duì)水體中的重金屬污染進(jìn)行治理在我國(guó)很受重視。目前，生物質(zhì)活性炭吸附法是污水重金屬處理中比較常用的方法，該方法操作便捷，性價(jià)比高，且處理效果好[2]。生物質(zhì)活性炭是指利用農(nóng)業(yè)廢棄物(果殼、秸稈、木材等)和工業(yè)廢棄物(如污泥)等制備而成的一種活性炭[3]。然而未改性的生物質(zhì)活性炭的可選擇性較差且吸附容量較小，因此，對(duì)改性生物質(zhì)活性炭進(jìn)行研究成為必然趨勢(shì)。通過(guò)對(duì)生物質(zhì)活性炭進(jìn)行改性處理，可以有效擴(kuò)大生物質(zhì)活性炭的適用范圍，并且可以提高其吸附容量。

目前，對(duì)于改性生物質(zhì)活性炭的研究越來(lái)越多。石家豪等[4]利用Na2CO3與粉煤灰制備復(fù)合改性生物質(zhì)活性炭，并就其對(duì)磷的吸附效果進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)改性后的生物質(zhì)活性炭較未改性的粉煤灰吸附效果更強(qiáng)，磷的去除率可高達(dá)98.01%。肖瑤等[5]利用玉米芯殘?jiān)团驖?rùn)土制成生物質(zhì)活性炭，并用氯化鈣進(jìn)行改性處理，改性后的生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Pb2+的去除率高達(dá)98%，最大飽和吸附量為232.2 mg/g。Yin等[6]利用無(wú)水MgCl2對(duì)巨菌草秸稈進(jìn)行改性，制備的改性生物質(zhì)活性炭具有良好的去除水中Cd2+的能力，且吸附過(guò)程符合Langmuir等溫吸附和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)吸附模型。Yan等[7]以小麥秸稈為原料，并用K2FeO4制備鐵改性生物質(zhì)活性炭，表征結(jié)果表明其對(duì)Cu2+和磺胺嘧啶吸附效果均較好，最大吸附量分別為46.85 mg/g和45.43 mg/g。Quyen等[8]利用咖啡渣為原料，并用NaOH進(jìn)行改性，以此生物質(zhì)活性炭為吸附劑考察了其對(duì)水中Pb2+，Cd2+的吸附性能，結(jié)果表明，此生物質(zhì)活性炭能夠去除廢水中89.6%的Pb2+和81.5%的Cd2+，是一種高效且低成本的吸附劑。Wallacee等[9]利用改性后的奶牛糞制得一種衍生生物質(zhì)活性炭，表現(xiàn)出對(duì)金屬離子按Pb2+>Zn2+>Cd2+順序具有競(jìng)爭(zhēng)性去除的特征，Pb2+和Cd2+的去除率隨pH值的升高而增大，而Zn2+的去除率在pH值≈7.5時(shí)達(dá)到最大。

我國(guó)是一個(gè)農(nóng)業(yè)大國(guó)，秸稈資源十分豐富，僅2017年，我國(guó)的秸稈資源就達(dá)到了9.0×108t，但是其利用效率不足40%[10]，利用秸稈這樣一種具有優(yōu)良的重金屬去除性能的生物質(zhì)活性炭，不僅可以解決生物質(zhì)活性炭收集困難、來(lái)源不穩(wěn)定等問(wèn)題，還可以有效地提高其經(jīng)濟(jì)價(jià)值，達(dá)到高利用的目的。而且，對(duì)這些秸稈進(jìn)行回收再利用，還可有效降低其對(duì)環(huán)境的負(fù)面影響。本研究以玉米秸稈為原料制備生物質(zhì)活性炭，分別應(yīng)用NaOH和HNO3對(duì)其進(jìn)行改性，以提高其吸附水溶液中Cu2+的潛能，以此為利用改性生物質(zhì)活性炭進(jìn)行水污染處理的研究提供一定的理論借鑒。

1 實(shí)驗(yàn)材料和方法

1.1 試劑與儀器

試劑：銅標(biāo)準(zhǔn)貯備液(1.000 mg/mL)，CuSO4，H2SO4，HNO3，NaOH均為分析純。實(shí)驗(yàn)用水為去離子水。

儀器：原子吸收分光光度計(jì)(TAS-990，北京普析)；電熱恒溫干燥箱(101-1AB，天津泰斯特)；氣浴恒溫振蕩器(SHZ-82，常州金壇良友)；馬弗爐(SX2-10-13，四川恩格)；離心機(jī)(80-2，江蘇中大)；pH計(jì)(PHSJ-3F，上海精密科學(xué))。

1.2 供試材料

實(shí)驗(yàn)所用玉米秸稈取自唐山市某農(nóng)田。用去離子水對(duì)其沖洗三遍后，放入電熱恒溫干燥箱中干燥(80 ℃)，將其粉碎后，放入馬弗爐內(nèi)700 ℃低氧分解120 min。利用干篩法進(jìn)行過(guò)濾，獲得三種不同粒徑的生物質(zhì)活性炭(0.15～0.30 mm，0.30～0.50 mm，0.50～1.00 mm)。按料液比1∶30[m(g)∶V(mL)]將生物質(zhì)活性炭加入到0.1 mol/L的NaOH溶液(或3%HNO3溶液)中，再在40 ℃的水浴中保持240 min，過(guò)濾，洗滌到中性，50 ℃烘干，儲(chǔ)存，由此獲得改性生物質(zhì)活性炭。

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

在錐形瓶中，加入一定濃度的Cu2+溶液(20 mL)，分別準(zhǔn)確稱取一定質(zhì)量的NaOH改性、HNO3改性和未改性的生物質(zhì)活性炭，用稀H2SO4和NaOH溶液調(diào)節(jié)pH值，恒溫振蕩后，0.45 μm水系濾膜過(guò)濾樣品，原子吸收分光光度計(jì)測(cè)量濾液中的Cu2+濃度，并重復(fù)三次。

(1)

(2)

式中，η為Cu2+去除率，%；C0為Cu2+初始質(zhì)量濃度，mg/L；C為吸附平衡時(shí)Cu2+質(zhì)量濃度，mg/L；Q為Cu2+平衡吸附量，mg/g；V為溶液總體積，L；m為生物質(zhì)活性炭用量，g。

2 吸附理論模型

2.1 等溫吸附模型

本研究應(yīng)用Langmuir和Freundlich等溫吸附方程來(lái)表征恒溫條件下生物質(zhì)活性炭的表面吸附量與水溶液中Cu2+的平衡濃度之間的關(guān)系[11]。

Langmuir方程：

(3)

Freundlich方程：

(4)

式中，Qe和Qm分別為Cu2+平衡吸附量和飽和吸附量，mg/g；Ce為Cu2+平衡質(zhì)量濃度，mg/L；K1為L(zhǎng)angmuir常數(shù)，L/mg；K2為Freundlich中與吸附能力有關(guān)的常數(shù)，(mg1-1/n·L1/n)/g；n為Freundlich常數(shù)。

2.2 吸附動(dòng)力學(xué)模型

應(yīng)用Lagergren準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，研究生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Cu2+的吸附動(dòng)力學(xué)特征[12-13]。

準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程：

(5)

準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程：

(6)

式中，Qe為Cu2+平衡吸附量，mg/g；Qt為t時(shí)刻Cu2+吸附量，mg/g；k1為準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)反應(yīng)速率常數(shù)，min-1；k2為準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)反應(yīng)速率常數(shù)，g/(mg·min)。

2.3 吸附熱力學(xué)模型

應(yīng)用Gibbs-Helmholtz方程計(jì)算ΔG0(吸附自由能)、ΔH0(吸附焓變)及ΔS0(吸附熵變)，來(lái)分析溫度對(duì)生物質(zhì)活性炭吸附水溶液中Cu2+的影響[14]。

(7)

ΔG0=ΔH0-ΔS0T。

(8)

式中，Kd為平衡分配系數(shù)；R為氣體常數(shù)，J/(mol·K)；T為絕對(duì)溫度，K；ΔG0為吸附自由能，kJ/mol；ΔH0為吸附焓變，kJ/mol；ΔS0為吸附熵變，J/(mol·K)。

3 結(jié)果與分析

3.1 生物質(zhì)活性炭用量對(duì)吸附性能的影響

在35 ℃條件下，考察NaOH改性、HNO3改性以及未改性的生物質(zhì)活性炭(粒徑均為0.15～0.30 mm)的不同投加量(0.10 g，0.15 g，0.20 g，0.25 g，0.30 g，0.40 g，0.50 g和0.60 g)對(duì)濃度為40 mg/L的Cu2+溶液(20 mL)的吸附效果，溶液pH值為6.0，震蕩吸附360 min，結(jié)果如圖1所示。

圖1 生物質(zhì)活性炭用量對(duì)吸附量和去除率的影響

由圖1可知，生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附量隨生物質(zhì)活性炭用量的增加而下降，這是由于生物質(zhì)活性炭的投加量越高，單位質(zhì)量的生物質(zhì)活性炭吸收的Cu2+的量減少，則吸附量就越小。當(dāng)生物質(zhì)活性炭用量由0.10 g增加到0.30 g時(shí)，Cu2+的去除率不斷升高，當(dāng)用量由0.30 g增加到0.60 g時(shí)，去除率逐漸穩(wěn)定甚至降低，這是由于當(dāng)吸附劑用量增加到一定程度后，過(guò)量的吸附劑無(wú)法得到充分的利用，從而形成諸多空位，此時(shí)生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附達(dá)到飽和狀態(tài)[15]。從吸附量和去除率兩個(gè)方面進(jìn)行綜合考慮，0.30 g為最適宜的投加量，此時(shí)生物質(zhì)活性炭對(duì)溶液中Cu2+的去除率最高，分別為96.60%(NaOH改性)、89.90%(HNO3改性)和63.70%(未改性)，吸附量分別為2.58 mg/g(NaOH改性)、2.40 mg/g(HNO3改性)和1.70 mg/g(未改性)。在生物質(zhì)活性炭用量相等的條件下，三種生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Cu2+的吸附性能表現(xiàn)為：NaOH改性>HNO3改性>未改性。

3.2 生物質(zhì)活性炭粒徑對(duì)吸附性能的影響

在35 ℃條件下，分別取0.30 gNaOH改性、HNO3改性以及未改性的生物質(zhì)活性炭(粒徑均為三種：0.15～0.30 mm，0.30～0.50 mm，0.50～1.00 mm)，對(duì)濃度為40 mg/L的Cu2+溶液(20 mL)進(jìn)行吸附，溶液pH值為6.0，震蕩吸附360 min，結(jié)果如圖2所示。

圖2 生物質(zhì)活性炭粒徑對(duì)吸附量和去除率的影響

由圖2可知，在三種不同粒徑的生物質(zhì)活性炭中，粒徑在0.15～0.30 mm的生物質(zhì)活性炭具有較好的吸附效果，NaOH改性、HNO3改性和未改性生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附量分別為3.88 mg/g，3.69 mg/g和2.58 mg/g，且對(duì)Cu2+的去除率也達(dá)到最大，分別為96.90%，92.20%和64.59%。這是緣于生物質(zhì)活性炭的比表面積、孔隙結(jié)構(gòu)等因素，它們決定了其吸附性能，即粒徑較大的生物質(zhì)活性炭具有較低的比表面積，其孔隙率越低，吸附性能也就越差[16]。故在探究其他因素對(duì)吸附效果的影響時(shí)，選用粒徑在0.15～0.30 mm的生物質(zhì)活性炭，可以達(dá)到較好的吸附效果。在生物質(zhì)活性炭粒徑相等的條件下，三種生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Cu2+的吸附性能表現(xiàn)為：NaOH改性>HNO3改性>未改性。

3.3 pH值對(duì)吸附性能的影響

在35 ℃條件下，分別取三種生物質(zhì)活性炭0.30 g(粒徑均為0.15～0.30 mm，下同)，吸附處理不同pH值(2.0，3.0，4.0，5.0，6.0，7.0，8.0，9.0)的Cu2+溶液(40 mg/L，20 mL)，震蕩吸附360 min，結(jié)果如圖3所示。

圖3 pH值對(duì)吸附量和去除率的影響

由圖3可知，pH值為2.0～6.0時(shí)，生物質(zhì)活性炭對(duì)溶液中Cu2+的吸附量隨pH值的升高而增大，且吸附量受pH值變化的影響較大，這主要是由于pH值為2.0～6.0時(shí)，pH值越小，溶液中H+濃度越高，高濃度的H+會(huì)與Cu2+形成吸附位點(diǎn)的競(jìng)爭(zhēng)，對(duì)吸附過(guò)程產(chǎn)生不利影響，因此出現(xiàn)較低的吸附量，而隨著pH值的升高，溶液中H+濃度降低，對(duì)吸附位點(diǎn)的競(jìng)爭(zhēng)相對(duì)減弱，吸附量就會(huì)不斷增加[17]。而當(dāng)溶液pH值過(guò)高時(shí)會(huì)呈膠體狀態(tài)，不易于固液分離[18]。當(dāng)pH值為6.0時(shí)，NaOH改性、HNO3改性以及未改性的生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附量達(dá)到最大，分別為3.89 mg/g，3.50 mg/g和2.51 mg/g，此時(shí)對(duì)Cu2+的去除率也達(dá)到最大，分別為97.20%，87.40%和62.80%。在陳鈺等[11]的研究中，在pH值為6.0時(shí)，玉米秸稈生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附量及去除率也達(dá)到最大，這與本研究結(jié)論一致。故在探究其他因素對(duì)吸附效果的影響時(shí)，控制實(shí)驗(yàn)條件pH值為6.0，能達(dá)到較好的吸附效果。在相同pH值條件下，三種生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Cu2+的吸附性能表現(xiàn)為：NaOH改性>HNO3改性>未改性。

3.4 吸附時(shí)間對(duì)吸附性能的影響

在35 ℃條件下，分別取三種生物質(zhì)活性炭0.30 g，對(duì)濃度為40 mg/L的Cu2+溶液(20 mL)進(jìn)行吸附，震蕩時(shí)間分別為0，60 min，120 min，180 min，240 min，300 min，360 min，420 min，480 min和540 min，溶液pH值為6.0，結(jié)果如圖4所示。

圖4 吸附時(shí)間對(duì)吸附量和去除率的影響

由圖4可知，在吸附開(kāi)始的240 min內(nèi)，吸附量呈現(xiàn)較大的增長(zhǎng)速率，處于快速吸附階段，這是由吸附劑與吸附質(zhì)間的范德華力造成的，屬于物理吸附占主導(dǎo)的吸附過(guò)程[19]?；瘜W(xué)吸附過(guò)程主要發(fā)生在240～360 min內(nèi)，這時(shí)的三種生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附速率趨于平緩，這是由吸附劑上活性位點(diǎn)被充分利用或者發(fā)生表面吸附引起的[11]。然后在360 min時(shí)達(dá)到了吸附平衡，此時(shí)NaOH改性、HNO3改性和未改性生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附量分別為3.89 mg/g，3.48 mg/g和2.53 mg/g，去除率分別為97.20%，87.00%和63.19%。與本研究相比，在陳鈺等[11]的研究中，ZnCl2改性的玉米秸稈對(duì)Cu2+的吸附平衡時(shí)間為480 min，時(shí)間稍長(zhǎng)。在相同吸附時(shí)間條件下，三種生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Cu2+的吸附性能表現(xiàn)為：NaOH改性>HNO3改性>未改性。

3.5 等溫吸附研究

在15 ℃，25 ℃和35 ℃條件下，分別取三種生物質(zhì)活性炭0.30 g吸附處理不同濃度(0，10 mg/L，20 mg/L，30 mg/L，40 mg/L，50 mg/L，60 mg/L，70 mg/L，80 mg/L)的Cu2+溶液(20 mL)，震蕩吸附360 min后，測(cè)定Cu2+在不同平衡濃度時(shí)的吸附量。應(yīng)用Origin軟件分別對(duì)Langmuir和Freundlich模型進(jìn)行擬合和分析。擬合參數(shù)和曲線如表1和圖5-7所示。

表1 Langmuir和Freundlich模型擬合參數(shù)

圖5 等溫吸附擬合曲線(NaOH改性)

圖6 等溫吸附擬合曲線(HNO3改性)

圖7 等溫吸附擬合曲線(未改性)

Langmuir和Freundlich模型都能較好地表征三種生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附效果，最大吸附量與理論吸附量值都相差不大。隨著溫度的增加，Langmuir模型中最大的理論吸附量Qm值與K1值均增大，表明溫度增加能促進(jìn)Cu2+的吸附[20]。Freundlich模型的非線性程度基本上隨著n值的增大而增大，表明在15 ℃，25 ℃和35 ℃的條件下，該吸附過(guò)程均基本呈現(xiàn)非線性吸附特征。Langmuir模型能更好地表征HNO3改性和未改性生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附效果。而對(duì)于NaOH改性生物質(zhì)活性炭，在15 ℃和25 ℃時(shí)，F(xiàn)reundlich模型能更好地表征對(duì)Cu2+的吸附效果，在張華麗等[21]的研究中，F(xiàn)reundlich模型也能較好地表征堿改性玉米秸稈對(duì)Cu2+的吸附，這與本研究結(jié)論一致；而在35 ℃時(shí)，Langmuir模型能更好地表征對(duì)Cu2+的吸附效果，這與徐長(zhǎng)偉和劉鑫娜[22]研究的NaOH改性玉米秸稈對(duì)Cu2+的等溫吸附性能結(jié)論一致。

3.6 吸附動(dòng)力學(xué)研究

利用Lagergren準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程[式(5)和(6)]來(lái)推斷三種生物質(zhì)活性炭對(duì)溶液中Cu2+的吸附機(jī)理，并應(yīng)用Origin軟件分別對(duì)兩種動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行擬合和分析。吸附動(dòng)力學(xué)的擬合參數(shù)和曲線如表2和圖8所示。

表2 吸附動(dòng)力學(xué)擬合參數(shù)

圖8 吸附動(dòng)力學(xué)擬合曲線

通過(guò)準(zhǔn)一級(jí)和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型擬合，可以看出兩種模型的表征值都比較高，但與準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型相比，準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型能更好地描述生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附過(guò)程，這與汪怡等[23]研究的三種改性生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+，Pb2+的吸附動(dòng)力學(xué)研究結(jié)論一致。準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型包含了吸附的外部膜擴(kuò)散、表面吸附和內(nèi)擴(kuò)散等所有過(guò)程，能更全面地描述生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+吸附的過(guò)程[24]。準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型計(jì)算出的平衡吸附量(NaOH改性：3.93 mg/g；HNO3改性：3.59 mg/g；未改性：2.82 mg/g)與實(shí)驗(yàn)值(NaOH改性：3.89 mg/g；HNO3改性：3.48 mg/g；未改性：2.53 mg/g)相比較，二者相對(duì)誤差分別為1.02%，3.06%和10.28%，說(shuō)明吸附過(guò)程中有物理吸附和化學(xué)吸附兩種形式存在，而且主要以化學(xué)吸附為主。

3.7 吸附熱力學(xué)研究

在15 ℃(288.15 K)，25 ℃(298.15 K)和35 ℃(308.15 K)條件下，分別取三種生物質(zhì)活性炭0.30 g對(duì)濃度為40 mg/L的Cu2+溶液(20 mL)進(jìn)行吸附，溶液pH值為6.0，震蕩吸附360 min，測(cè)定Cu2+的平衡吸附量，并利用Gibbs-Helmholtz方程[式(7)和式(8)]對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，計(jì)算參數(shù)見(jiàn)表3。

表3 吸附熱力學(xué)參數(shù)

三種生物質(zhì)活性炭吸附Cu2+實(shí)驗(yàn)的表征熱力學(xué)參數(shù)中，ΔG0為負(fù)值，表明吸附Cu2+的過(guò)程為熱力學(xué)自發(fā)過(guò)程[25-26]；ΔH0為正值，表明該吸附過(guò)程為吸熱反應(yīng)，溫度增加有利于吸附的進(jìn)行[18]，這與熱力學(xué)實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致；ΔS0為正值，固/液界面的無(wú)序程度增加，表明生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Cu2+有較好的親和力[27]。實(shí)驗(yàn)結(jié)果與鄭小燕等[28]研究的酒石酸改性玉米芯對(duì)Pb2+，Cu2+的吸附熱力學(xué)的實(shí)驗(yàn)結(jié)論一致。

4 結(jié)論

利用NaOH和HNO3對(duì)玉米秸稈生物質(zhì)活性炭進(jìn)行改性，并與未改性的生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Cu2+進(jìn)行對(duì)比吸附實(shí)驗(yàn)。結(jié)果表明，當(dāng)投加量為0.30 g，粒徑為0.15～0.30 mm，pH值為6.0，吸附時(shí)間為360 min時(shí)，生物質(zhì)活性炭對(duì)Cu2+的吸附效果最佳。

三種生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Cu2+的吸附均符合Langmuir和Freundlich模型。Langmuir模型中的Qm值和K1值隨溫度的增加而增大，表明溫度增加能促進(jìn)Cu2+的吸附。Freundlich模型的非線性程度隨n值的增大而增大，吸附過(guò)程均基本呈現(xiàn)非線性吸附特征。

三種生物質(zhì)活性炭對(duì)水溶液中Cu2+的吸附行為更加符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型，吸附過(guò)程存在物理吸附和化學(xué)吸附，并且以化學(xué)吸附為主。

吸附熱力學(xué)實(shí)驗(yàn)表明，三種生物質(zhì)活性炭吸附Cu2+的過(guò)程為熱力學(xué)自發(fā)的吸熱過(guò)程，對(duì)水溶液中Cu2+均具有較好的親和力。

三種生物質(zhì)活性炭所表現(xiàn)出來(lái)的吸附性能均為：NaOH改性>HNO3改性>未改性。因此，NaOH改性生物質(zhì)活性炭吸附性能最好。