李安玉，李雙莉，余碧戈，馬愛英，周鑫蘭，謝建慧，蔣艷紅，鄧華

（1 廣西師范大學珍稀瀕危動植物生態(tài)與環(huán)境保護教育部重點實驗室，廣西桂林541004； 2 巖溶生態(tài)與環(huán)境變化研究廣西高校重點實驗室，廣西桂林541004）

引 言

隨著人口的不斷增長、農業(yè)活動的加強以及城市化和工業(yè)化的發(fā)展，水資源水質不斷惡化。據(jù)統(tǒng)計，在發(fā)展中國家，約有75%的生活廢水未經處理便直接排入環(huán)境，這使得環(huán)境污染問題變得更加嚴峻[1]。廢水中常見的銨鹽形式主要包括氨氮（NH4+-N）、硝酸鹽氮（NO3--N）和有機氮（酰胺、尿素等），磷酸鹽的主要存在形式包括無機磷（PO43-、HPO42-、H2PO4-）和有機磷，大量廢水排放的氮（N）、磷（P）的富集可導致生態(tài)系統(tǒng)的惡化，進而產生有毒藻類等危害。藻類可以產生具有麻痹、腹瀉和神經毒性作用的毒素，對人類、動物以及水生生物都產生嚴重的影響，廢水中N、P 的富集是導致水生生態(tài)系統(tǒng)受損的主要原因。因此，水體中N、P 的去除是恢復水生生態(tài)系統(tǒng)的必要條件。目前，水體中氨氮的去除方法主要包括吹脫法[2]、沸石脫氮法[3]、膜分離技術[4]、MAP 沉淀法[5]和化學氧化法[6]，磷的去除方法主要包括靜電吸附法[7]、化學沉淀[8]、結晶法[9]和吸附法[10]，少有研究者開發(fā)出具有高效、經濟和環(huán)保的材料或者方法同時減低或去除廢水中的陰陽離子。由于其低成本和高吸附性能，吸附法被認為是最可用的選擇之一[11]。

生物炭是一種新型的吸附劑，是指在缺氧/限氧條件下熱解（T ＜700℃）所得的碳材料[12]，由于生物炭表面富含大量的官能團，并主要以酸性官能團為主，其表面常帶負電荷[13]，對陽離子，如Cd2+、Pb2+、Zn2+等重金屬具有良好的吸附效果。為提升生物炭材料對陰離子的吸附效果以及平衡生物炭表面所帶電荷，許多研究者利用金屬負載改性生物炭來提升對陰離子的吸附效果。Zhu 等[14]利用鉍負載改性小麥秸稈制備生物炭吸附磷酸鹽，對磷酸鹽的吸附量為131.58 mg·g-1；Fang 等[15]利用Ca-Mg 負載改性玉米芯制備生物炭回收發(fā)酵液中的磷，結果表明，納米CaO 和納米MgO 顆?？梢詼p少沼氣發(fā)酵液中共存離子的負相互作用，對磷的吸附量可達326.63 mg·g-1。Peng 等[16]在不同的煅燒溫度下成功制備了一系列空心管狀結構TiO2/大麻莖生物炭，對濃度為100 mg·L-1的氨氮的去除率高達99.7%，遠高于光催化材料對氨氮的去除效率。Jiang 等[17]利用MgCl2改性制備6 種不同材料的生物炭，對氨氮理論最大吸附量可達24.04 mg·g-1，且吸附過程中釋放的總有機碳含量符合國家排放標準。研究生物炭改性方法中鮮有對鎂鹽負載改性制備生物炭，并且上述研究中可以明顯看出使用生物炭處理廢水的方法，仍需充分了解其基本機理，才能實現(xiàn)高效率吸附。同時，基于我國是一個農業(yè)大國，木薯生產和加工已成為一項新興產業(yè)，然而只有少部分的木薯秸稈得以再利用，大部分木薯秸稈資源被浪費，如何進行無害化處理和資源化應用，成為了必須關注的焦點。

本研究以木薯秸稈為原料制備負載鎂離子生物炭，通過對木薯秸稈的改性活化，提高了生物炭的吸附性能，并對載鎂改性過程中的碳化溫度、碳化時間和MgCl2濃度等因素進行制備優(yōu)化研究。進一步探討氨氮和磷共存時，生物炭同時脫氮除磷的效果，同時采用熱力學和動力學模型探究其吸附特性，并運用FTIR、XRD、SEM-EDS 和XPS 等一系列表征手段對吸附機理進行分析，為了解廢水的有效處理機理和利用農業(yè)廢棄物制備高性能生物炭提供了科學參考。另外，利用農業(yè)廢棄物制備高性能吸附材料來處理廢水也遵循了可持續(xù)綠色化學的理念。

1 實驗材料與方法

1.1 生物炭材料與制備

木薯秸稈取自廣西桂林市五里店花鳥市場，將木薯秸稈在80℃下烘干，破碎后過0.25 mm 的標準篩。將木薯秸稈粉與MgCl2溶液按設計固液比加入一定濃度的MgCl2溶液?；旌衔镌?0℃和轉速為150 r·min-1條件下恒溫振蕩1 h，密封浸漬23 h，過濾，105℃下烘干，置于真空/氣氛管式電爐中，在設計溫度中缺氧條件下碳化3 h，爐冷至室溫取出。將獲得的產物磨碎，過0.25 mm 的標準篩，即制得系列載鎂木薯秸稈生物炭材料。

1.2 控制變量吸附實驗

設置三種不同的鎂鹽分別為：1 mol·L-1的MgCl2溶液，1 mol·L-1的MgO 溶液和用NaOH 浸漬24 h 并調至中性后再用MgCl2溶液浸泡的生物炭；設置不同鎂鹽濃度分別為0.5、1、1.5、2 mol·L-1進行實驗；分別設置木薯粉與鎂鹽溶液的固液比為1∶5、1∶8、1∶10、1∶15 進行實驗；設置馬弗爐的碳化溫度分別為200、300、400、500、600℃進行實驗；設置生物炭碳化時間分別為1、2、3、4、5、6、7 h 進行實驗。其中，控制變量實驗中氮、磷混合溶液的濃度均為300 mg·L-1。

1.3 批量吸附實驗

準確稱取0.25 g 載鎂木薯桿基生物炭（控制變量實驗中得出最優(yōu)的生物炭，記為Mg-BC）加入一系列50 ml 錐形瓶內，分別加入50 ml，350 mg·L-1的氨氮和磷的混合溶液，調節(jié)不同pH（分別為2、3、4、5、6、7、8、9、10、11），將錐形瓶用保鮮膜封口放入恒溫振蕩器中，設置振蕩溫度30℃，振蕩速度200 r·min-1下振蕩4 h，使用0.45 μm 微孔濾膜過濾，使用納氏試劑分光光度法和鉬酸銨分光光度法測定過濾液氨氮和磷濃度。準確稱取0.25 g Mg-BC 于50 ml 錐形瓶內，加入50 ml，濃度各為350 mg·L-1的氨氮和磷的混合溶液，將錐形瓶用保鮮膜封口放入恒溫振蕩器中，設置振蕩溫度30℃，振蕩速度200 r·min-1下，分別于0、1、5、20、40、60、80、90、120、150、240、360 min 取樣，使用0.45 μm 微孔濾膜過濾，使用納氏試劑分光光度法和鉬酸銨分光光度法測定過濾液氨氮和磷濃度，分別采用準一級動力學方程、準二級動力學方程和顆粒內擴散方程進行擬合。準確稱取0.25 g Mg-BC 于一系列錐形瓶內，加入濃度為5、10、20、30、50、80、100、150、200、250、300、350 mg·L-1的氨氮和磷的混合溶液，將錐形瓶用保鮮膜封口放入恒溫振蕩器中，設置振蕩溫度30℃，振蕩速度200 r·min-1，振蕩4 h 后取出過濾，使用納氏試劑分光光度法和鉬酸銨分光光度法測定過濾液氨氮和磷濃度，分別使用Langmuir 模型和Freundlich模型進行擬合。

吸附量的計算

準一級動力學方程

準二級動力學方程

顆粒內擴散方程

Langmuir模型

Freundlich模型

1.4 分析及表征方法

采用N2吸附/脫附（麥克ASAP2460BET）測試生物炭比表面積、總孔容和平均孔徑；使用質量滴定法測定生物炭的零電荷點（即pHPZC）；使用元素分析儀（賽默飛EscaLab Xi）測定生物炭中的C、H、N、O元素的質量分數(shù)；使用X 射線衍射儀（XRD，布魯克D8 advance）進行數(shù)據(jù)采集，使用MDI jade6.0軟件分析材料的晶型結構；用場發(fā)射環(huán)境掃描電子顯微鏡（SEM-EDS，Vario Micro Cube）觀察生物炭樣品表面形貌；利用傅里葉紅外光譜儀（FTIR，Nicolet iZ10）表征樣品表面的特征官能團；使用X 光電子衍射（XPS，Thermo ESCALAB 250XI）分析生物炭表面化學組成及化學態(tài)。

2 結果與討論

2.1 木薯生物炭的制備優(yōu)化

對木薯秸稈進行不同改性方法、氯化鎂濃度、固液比、碳化時間和碳化溫度5 個單因素控制變量實驗，如圖1 所示。圖1(a)中使用MgO、MgCl2和NaOH 浸泡24 h 后再用MgCl2浸漬，這3 種改性方法對氨氮、磷的吸附量分別為26.65、27.41、28.93 mg·g-1和31.35、58.81、51.50 mg·g-1，綜合對氮磷的吸附性能，選取MgCl2為改性劑；圖1(b)為4 種MgCl2濃度對氨氮、磷吸附性能的影響，由圖可以看出，吸附量隨著MgCl2濃度的提高而升高，故選取2 mol·L-1為改性MgCl2濃度；圖1(c)為不同固液比對氨氮、磷吸附的影響，固液比為1∶10 和1∶15 時兩者吸附量達到最大值，同時考慮到成本問題，選用每10 g木薯粉加100 ml 溶液為最佳（即固液比1∶10）；圖1(d)為不同碳化時間對氨氮、磷的影響，由圖可知，碳化時間為3 h 時，對氨氮、磷具有最大的吸附量；圖1(e)為碳化溫度對氨氮、磷吸附性能的影響，200℃碳化溫度制備的生物炭對氨氮和磷的吸附效果最差，分別僅為12.44 mg·g-1和21.10 mg·g-1，碳 化 溫 度 在300～600℃之間對磷的吸附量相差不大，分別為56.30、56.90、57.00、54.20 mg·g-1，但在400℃下對氨氮的吸附量最優(yōu)，達到30.20 mg·g-1，因此選用碳化溫度為400℃。經制備優(yōu)化實驗的篩選，最佳制備條件為2 mol·L-1的MgCl2改性溶液，1∶10 的固液比，400℃下碳化3 h 所制備的載鎂木薯桿基生物炭為最優(yōu)吸附劑（記為Mg-BC），以Mg-BC進行吸附動力學和熱力學實驗以及吸附前后的表征實驗。

圖1 單因素控制變量實驗Fig.1 Single factor control variable experiment

2.2 pH的影響

圖2 Mg-BC在不同pH下對氨氮和磷的吸附效果比較Fig.2 Comparison of adsorption effects of Mg-BC on ammonia nitrogen and phosphorus at different pH

Mg-BC 在不同pH 下對氨氮和磷的吸附效果如圖2所示。Mg-BC 對氨氮的吸附隨著pH的增大，呈現(xiàn)出先上升（pH=2～8）、后下降（pH=8～11）的趨勢，在pH 為8 時，吸附效果最佳，達到52.23 mg·g-1。這一趨勢的出現(xiàn)歸因于當pH ≤8 時，溶液中氨氮主要以-N 的形式存在，并且適量的氫氧根（OH-）的加入，有利于吸附的進行。當pH ≥8 時，溶液中存在大量的OH-，并且溶液中氨氮主要的存在形式為NH3·H2O，導致吸附性能的下降[10]。通過觀察Mg-BC 對磷的吸附圖，可以發(fā)現(xiàn)與氨氮具有相似的規(guī)律，呈現(xiàn)出先上升（pH=2～6）、后下降（pH=6～11）的趨勢，在pH 為6 時，吸附量最高，為69.06 mg·g-1。隨著pH的增加，溶液中的pH接近于Mg-BC的pHPZC（8.43～8.69），由于靜電引力的作用，吸附量逐漸上升，當pH ＞6，溶液中OH-含量增多，與磷之間形成競爭吸附，不利于吸附的進行，導致吸附量的下降。

2.3 吸附等溫線實驗

Mg-BC吸附氨氮、磷的熱力學曲線如圖3所示，熱力學擬合參數(shù)如表1所示。由圖3可以看出，Mg-BC 對氨氮和磷的吸附量隨著初始濃度的升高而增加，并有逐漸趨于平衡的趨勢。低濃度時，Mg-BC能為吸附氮、磷提供大量的吸附位點，吸附量增長較快，高濃度時，吸附位點趨于飽和，加劇了對吸附位點的競爭，吸附量增加則較慢[18]。對比表1 中Langmuir 和Freundlich 模型擬合參數(shù)，可以發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)reundlich 模型和Langmuir 模型均能很好地擬合Mg-BC 的吸附過程，但Freundlich 模型相關系數(shù)略優(yōu)于Langmuir 模型相關系數(shù)，這說明，Mg-BC 對氨氮和磷的吸附更符合Freundlich 模型，為多分子層吸附。經計算，在Langmuir 模型中，Mg-BC 吸附氨氮和磷的理論最大飽和吸附量分別為43.48 mg·g-1和96.00 mg·g-1。比較KL和KF值可以得出，Mg-BC對磷的吸附結合的穩(wěn)定性強于對氨氮的吸附；Mg-BC 對磷具有更強的吸附能力。除此之外，F(xiàn)reundlich 模型所得到的1/n 均小于1，表明吸附過程很容易實現(xiàn)，Zhang等[19]也有相同的結論。

表1 Mg-BC吸附氨氮、磷的等溫模型擬合參數(shù)Table 1 Isothermal model fitting parameters of Mg-BC adsorption of ammonia nitrogen and phosphorus

圖3 Mg-BC對氨氮、磷的吸附等溫曲線Fig.3 Adsorption isotherm curves of Mg-BC for ammonia nitrogen and phosphorus

2.4 吸附動力學實驗

對吸附動力學數(shù)據(jù)進行準一級動力學模型、準二級動力學模型和顆粒內擴散模型擬合，如圖4 所示，動力學擬合參數(shù)如表2所示。從圖4(a)可知Mg-BC 對氨氮的吸附可分為快速吸附（0～50 min）、慢速吸附（50～150 min）和趨于緩和（150～360 min）三個階段；同時可發(fā)現(xiàn)，Mg-BC 對磷的吸附可分為快速吸附（0～100 min）和趨于緩和（100～360 min）兩個階段。對比Mg-BC 對氨氮和磷的吸附，可以發(fā)現(xiàn)，隨著吸附時間的延長，吸附位點減少，氨氮和磷對吸附位點競爭加劇，同時，Mg-BC 對磷具有更強的選擇性，促使吸附速率降低，導致吸附平衡狀態(tài)的出現(xiàn)[20]。比較表2中3種模型擬合參數(shù)可知，準二級動力學模型相關系數(shù)（Mg-BC 對氨氮和磷的相關系數(shù)分別為0.9979，0.9887）均大于準一級動力學擬合相關系數(shù)（Mg-BC 對氨氮和磷的相關系數(shù)分別為0.9572，0.7174），且準二級動力學模型所擬合的平衡吸附量（氨氮和磷吸附量分別為44.84 mg·g-1，68.97 mg·g-1）與實際吸附量（氨氮和磷吸附量分別為43.25 mg·g-1，64.95 mg·g-1）較為接近，而準一級動力學模型所擬合的平衡吸附量（氨氮和磷吸附量分別為53.89 mg·g-1，19.71 mg·g-1）偏離實測值。同時，通過對比顆粒內擴散模型相關系數(shù)可知，Mg-BC 對氨氮和磷的吸附不存在線性關系（相關系數(shù)分別為0.8111，0.7537），說明吸附氮、磷的過程不僅僅由顆粒內擴散控制，揭示了化學吸附是Mg-BC 吸附氨氮和磷的速率控制步驟，其中可能包括外部液膜擴散、表面吸附和顆粒內擴散[21-23]。

2.5 生物炭的表征

圖4 Mg-BC對氨氮、磷的吸附動力學曲線Fig.4 Adsorption kinetics of Mg-BC on ammonia nitrogen and phosphorus

表2 Mg-BC吸附氨氮、磷的等溫動力學擬合參數(shù)Table 2 Isothermal kinetic parameters of adsorption of ammonia nitrogen and phosphorus by Mg-BC

圖5 Mg-BC的物理性質Fig.5 Physical properties of Mg-BC

2.5.1 Mg-BC 的基本性質 當溶液pH ＜pHPZC時，Mg-BC 表面帶正電，對溶液中的陰離子具有顯著的吸附效果；反之，pH ＞pHPZC則帶負電，對溶液中的陽離子具有顯著的吸附效果[17,24]。從圖5(a)得出3條曲線對應的pH 逐漸趨于一個平臺，Mg-BC 的pHPZC范圍為8.43～8.69，對投加Mg-BC的氨氮和磷混合溶液進行pH 測定，穩(wěn)定后溶液pH 為7.26±0.15，低于Mg-BC 的pHPZC，說明靜電吸附是Mg-BC 吸附磷的可能機制之一。圖5(b)顯示了BJH 下的吸附解吸曲線，結合表3，可以知道Mg-BC 的比表面積為10.33 m2·g-1，總孔容為0.0406 cm3·g-1，平均孔徑為15.71 nm，所負載的Mg 含量可達113.21 g·kg-1；對比未改性的木薯秸稈生物炭（記為BC）的比表面積、總孔容和平均孔徑測試結果，分別為4.10 m2·g-1、0.0196 cm3·g-1、9.60 nm，說明Mg2+附著在Mg-BC 的過程中擴大了生物炭表面的粗糙度，使比表面積、總孔容和平均孔徑相比BC 均有增加。Mg-BC 和BC 中C、H、N、O 的 含 量 分 別 為47.13%、7.81%、0.66%、22.41%和57.55%、8.29%、0.24%、28.24%，總和分別占78.01%和94.32%，這說明所負載的Mg 極有可能占據(jù)一定的比重。

2.5.2 傅里葉紅外分析 Mg-BC 吸附氨氮、磷前后的FTIR 如圖6 所示，3425 cm-1歸屬于—OH 的伸縮振動，且吸附后波峰消失，沒有觀察到明顯的峰型[25]，說明—OH 參與了吸附氨氮、磷的過程；2925 cm-1和2921 cm-1歸屬于C—H 鍵的伸縮振動[26]，吸附后的C—H 鍵波峰接近消失，說明C—H 鍵也參與了吸附過程；在1058 cm-1和1035 cm-1處發(fā)現(xiàn)磷酸根的特征峰，且吸附后的波峰較為精銳，說明Mg-BC 成功地吸附了磷酸根；同時，在1430 cm-1處出現(xiàn)新峰，歸屬于N—H 的伸縮振動峰。綜上，—OH 和C—H對生物炭吸附氨氮和磷起了重要作用，表明Mg-BC能對氨氮、磷很好地進行吸附。

表3 Mg-BC的物理性質參數(shù)Table 3 Physical property parameters of Mg-BC

圖6 Mg-BC吸附氨氮、磷前后的FTIR譜圖Fig.6 FTIR spectra of Mg-BC before and after adsorption of ammonia nitrogen and phosphorus

2.5.3 掃描電鏡-能譜分析 圖7(a)、(b)分別為Mg-BC 吸附氨氮、磷的SEM-EDS 分析結果。對Mg-BC吸附氨氮、磷在6000×下進行SEM-EDS (mapping)，如圖7(a)、(b)所示。從SEM-EDS 可以看出，木薯秸稈制備的生物炭具有母體的管狀細胞結構，這些宏觀孔隙的形成可以在外部吸附位點附近提供額外的內部表面[27]。對比吸附前后的元素映射可以看出，吸附后的N、P 元素遠高于吸附前，進一步說明了Mg-BC 對氨氮、磷的有效吸附；吸附后Mg 元素含量較吸附前降低，說明吸附氨氮的機制可能是離子間的交換[28]。

2.5.4 X 粉末衍射分析（XRD） 為分析Mg-BC 吸附氨氮、磷前后的結晶情況及可能形成的化合物，分別對吸附前后的Mg-BC 進行XRD 分析，如圖8所示。

吸附前的Mg-BC 經由jade 6.0 物相檢索，可以知道所負載的鎂在Mg-BC 中主要以Mg2(OH)3Cl·4H2O(PDF 卡片號07-0412)化合物形式存在。吸附后的生物炭晶型發(fā)生明顯變化，經過物相檢索得知Mg-BC 吸附磷后主要以MgHPO4·3H2O(PDF 卡片號20-0153)形式存在；未觀察到吸附氨氮后的特征衍射峰，說明Mg-BC 吸附氨氮后不是以單純的銨鹽晶體形式存在，而是形成低結晶度的化合物[29]。

圖7 Mg-BC吸附氨氮、磷前后的SEM-EDS對比Fig.7 Comparison of SEM-EDS before and after adsorption of ammonia nitrogen and phosphorus by Mg-BC

圖8 Mg-BC吸附氮、磷前后的XRD譜圖Fig.8 XRD patterns of Mg-BC before and after adsorption of nitrogen and phosphorus

2.5.5 X 光電子衍射分析（XPS） 對于吸附后的Mg-BC，XRD 譜圖未有顯示關于N 的晶體峰，為進一步證明吸附氨氮、磷后的化學形態(tài)，對Mg-BC 吸附前后進行XPS 分析，如圖9 所示。吸附前后的XPS 全譜如圖9(a)所示，由圖9(a)可以看出，吸附后Mg 1s 的原子比下降（由4.21%降至1.37%,見表4），可能的原因是吸附氨氮的過程中進行了離子交換，這與SEM-EDS 的分析具有一致性[30]，吸附后的P 2p和N 1s 原子比上升（分別由0.35%提升至1.05%，由1.68%提升至2.28%），說明Mg-BC 有效地吸附了氨氮和磷[31]。同時，對吸附后的N 1s，P 2p（吸附前N、P含量較低，未能掃描出理想的單元素譜圖）以及吸附前后的C 1s、O 1s 進行解卷積，如圖9(b)～(d)所示。圖9(b)顯示P 2p 的單元素峰在135.28 eV 處有歸屬于P—O/P—OH/P====O 的峰[32]（表5），而N1s 解卷積后有3 個峰，分別在結合能398.39、399.58、400.48 eV 處有歸屬于C—N、C—H2、C—O—NH2的峰。對吸附前后的C 1s 進行解卷積，如圖9(c)所示，吸附前C1s 解 卷 積 成3 個 峰，在 結 合 能284.98、285.98、287.28 eV 處有歸屬于C—C、C—O—H/C—O—C、C====O 的峰[33]，吸附氨氮、磷后，解卷積成2 個峰，C—O—H/ C—O—C 消失，說明吸附氨氮和磷的過程中，消耗或取代C—O—H/C—O—C 中的—OH；對吸附前后的O 1s 進行解卷積，如圖9(d)所示，吸附前O 1s 經過解卷積形成2 個峰，在結合能531.68、533.08 eV 處有歸屬于Mg—O—Mg，Mg—O—P 的峰，吸附氨氮和磷后，在531.68、532.98、533.58 eV 處有歸屬于Mg—O—Mg、Mg—O—P/P====O、P—OH 的峰（表5）?；谶@些結果，C—O—H/C—O—C 在Mg-BC吸附氨氮和磷的過程中起重要作用，提出離子交換是Mg-BC 吸附氨氮的主要機制，以及磷酸根和—OH 之間配以交換形成Mg—O—P 鍵合在Mg-BC 上的可能性。

2.5.6 Mg-BC 吸附氨氮、磷的吸附過程 通過FTIR分析，吸附后的—OH 消失，且出現(xiàn)新峰，表明氨氮和磷可以通過官能團作用固定到Mg-BC 表面；SEM-EDS 結果表明，吸附前后Mg2+含量的巨大差距說明了離子交換是潛在的吸附機制，XRD 和XPS 證明了Mg-BC 通過絡合沉淀過程吸附溶液中的磷酸根以及提出磷酸根和—OH之間配以交換形成Mg—O—P 鍵合在Mg-BC 表面。基于FTIR、SEM-EDS、XPS、XRD 的表征分析結果，提出氨氮、磷與Mg2+在木薯生物炭表面上可能的反應機理，如圖10 所示，Mg-BC 對磷酸根的吸附主要包括官能團作用和絡合沉淀（形成MgHPO4·3H2O沉淀）；Mg-BC對氨氮的吸附過程則主要包括官能團作用和離子交換。

表5 Mg-BC吸附氨氮、磷前后解卷積P 2p、N 1s、C 1s和O 1s的峰擬合參數(shù)Table 5 Peak fitting parameters of deconvoluted P 2p，N 1s，C 1s and O 1s before and after Mg-BC adsorption of ammonia nitrogen and phosphorus

圖9 Mg-BC吸附氨氮、磷前后的XPS光譜圖Fig.9 XPS spectra of Mg-BC before and after adsorption of ammonia nitrogen and phosphorus

圖10 Mg-BC可能的吸附機制Fig.10 Possible adsorption mechanism of Mg-BC

3 結 論

（1）通過以改性方法、氯化鎂濃度、固液比、碳化時間和碳化溫度5 個單因素控制變量進行實驗，得到最佳制備條件為2 mol·L-1的MgCl2改性溶液，1∶10 的固液比，400℃下碳化3 h 所制備的載鎂木薯桿基生物炭（Mg-BC）具有優(yōu)異的吸附性能，是一種能同時去除氨氮和磷的高效吸附劑。

（2）Mg-BC 材料的零電荷點pH 范圍為8.43～8.69，對陰離子具有更好的選擇性，Mg-BC對磷的吸附效果優(yōu)于氨氮。

（3）Mg-BC 對混合溶液中的氨氮和磷的吸附過程可以用Freundlich 模型和準二級動力學方程描述，Mg-BC 表面的吸附是多分子層的化學吸附，理論最大飽和吸附量分別達43.48 mg·g-1和96.00 mg·g-1。

（4）結合FTIR、SEM-EDS、XPS 以及XRD 的表征結果得出，Mg-BC 吸附氨氮的機制主要包括官能團作用和離子交換；對磷的吸附機制主要包括官能團鍵合以及在生物炭表面形成MgHPO4·3H2O 的絡合沉淀。

符 號 說 明

C——吸附劑的邊界層效應，mg·g-1

Ce——吸附平衡時氨氮、磷濃度，mg·L-1

C0——溶液的初始氨氮、磷濃度，mg·L-1

KF——Freundlich常數(shù)，g·(mg·min)-1

KL——Langmuir常數(shù),L·mg-1

K1——準一級吸附速率常數(shù)，min-1

K2——準二級吸附速率常數(shù)，g·(mg·min)-1

K3——顆粒內擴散速率常數(shù)，mg·(g·min1/2)-1

m——Mg-BC用量，g

1/n——組分因子，反應吸附的難易程度，1/n 為0.1～0.5容易吸附，1/n＞2較難吸附

Q——Mg-BC對磷的吸附量，mg·g-1

Qe——吸附平衡的吸附量，mg·g-1

Qm——理論上的吸附飽和量，mg·g-1

Qt——t時刻的吸附量，mg·g-1

T——熱力學溫度，K

V——樣品體積，ml