污泥基生物炭处理酸性含U（Ⅵ）废水的效能与机理

2020-06-06莫官海谢水波曾涛涛刘迎九蔡萍莉

化工学报 2020年5期

莫官海，谢水波，2，曾涛涛，刘迎九，蔡萍莉

（1 南华大学污染控制与资源化技术湖南省高校重点实验室，湖南衡阳421001； 2 南华大学铀矿冶生物技术国防重点学科实验室，湖南衡阳421001）

引言

铀(U)通常以+4 和+6 价形式存在，+4 价的铀以UO2固体形式存在，较为稳定；而+6 价的铀通常以UO2

2+的形式存在，具有较高迁移性，对自然环境及生物危害性大[1]。酸性含U(Ⅵ)废水传统处理方法有离子交换、化学沉淀、电絮凝及膜分离等，但具有成本高、操作复杂、易造成二次污染等问题[2]。吸附法具有高效、易操作的优势，常见的吸附材料有黏土矿物材料[3]、碳基纳米材料[4]以及氧化石墨烯材料[5]等。其中黏土矿物材料（水滑石、高岭土、蒙脱土等）存在广泛但是其吸附效率较低；碳基纳米材料以及氧化石墨烯材料具有成本高、容易产生二次污染等问题。因此，研发经济、环保的吸附材料，在含U(Ⅵ)废水吸附处理中需要着重考虑[2]。

生物炭是一种低成本、环保型吸附材料，近年来被研究者尝试用于含U(Ⅵ)废水去除研究。Mishra 等[6]将桉树木料热解制成生物炭进行U(Ⅵ)吸附，最大吸附量可达27.2 mg/g，FTIR 和XPS 分析发现其中羟基（—OH）以及羧基（—COOH）与U(Ⅵ)发生络合。Hu 等[7]通过制备甜笋壳生物炭进行U(Ⅵ)吸附去除，最大吸附量32.3 mg/g，其吸附机理涉及羟基和羧基与U(Ⅵ)的络合、U(Ⅵ)与阳离子-π作用。Jin 等[8]通过硝酸改性麦秸生物炭吸附U(Ⅵ)，发现改性后的吸附量（355.6 mg/g）比未改性生物炭（8.7 mg/g）高40 倍，表征发现生物炭表面羧基含量增加，推测U(Ⅵ)与羧基络合是其去除机理。Alam 等[9]通过XPS、FTIR 和XAS（X 射线吸收光谱）等方法，证实木质生物炭中的羟基和羧基等含氧官能团在U(Ⅵ)去除中发挥重要作用，主要机制是与U(Ⅵ)形成羟基及羧基络合物。

以上吸附去除U(Ⅵ)的生物炭都是以农林废弃物为原料制备，目前我国城市剩余污泥逐年增长，将其制备成污泥基生物炭是污泥减量的重要措施，近年来也较多应用于常规重金属去除研究。Chen等[10]在900℃下热解制备出污泥基生物炭，对Cd(Ⅱ)吸附量可达到41.3 mg/g，Cd(Ⅱ)去除机理包括离子交换和共沉淀。Wang 等[11]利用污泥基生物炭去除Pb(Ⅱ)，其最大吸附量可达到352 mg/g。Nguyen 等[12]将污泥基生物炭应用于Cr(Ⅵ)的去除，其最大吸附率可达到99%，最大吸附量达到677 mg/g。Zhang等[13]通过污泥基生物炭吸附As(Ⅲ)，发现其中含氧官能团与As(Ⅲ)发生络合。这些研究表明污泥基生物炭在常规重金属去除方面受到研究者较多关注，但目前尚未有进行含U(Ⅵ)废水处理的报道。

基于上述研究进展，作者推断污泥基生物炭也应具有吸附U(Ⅵ)的作用。因此，通过300℃热解制备出污泥基生物炭，选择初始pH、生物炭投加量、共存离子、反应时间、温度等作为影响因素，考察U(Ⅵ)去除的适宜条件及其效果；通过SEM、FTIR、XRD、XPS 等技术手段，分析U(Ⅵ)去除机理，以期为污泥基生物炭应用于酸性含U(Ⅵ)废水处理提供技术借鉴。

1 材料与方法

1.1 污泥基生物炭制备

从湖南衡阳某污水处理厂取脱水污泥（含水率50.83%±2.18%），在恒温干燥箱中110℃反复干燥至恒重，再用研钵将干污泥碾碎并进行80 目筛（0.18 mm 孔径）过筛处理，过筛获得的干污泥粉末记为SS。

采取慢速限氧热解的方法来制备污泥基生物炭[14]：称取一定量SS，置于坩埚中，在马弗炉中设置升温速率20℃/min，达到300℃后热解3 h，坩埚中得到的黑色固体物质即为污泥基生物炭（记为SSB）。

1.2 污泥基生物炭理化性质分析

（1）SSB 产率：热解后得到的SSB 与SS 的质量比。

（2）灰分：分别将1 g SS及SSB在650℃煅烧2 h，称重并计算灰分含量[15]，如式（1）所示

（3）挥发分：将干燥后的1 g SS、SSB置于坩埚中在900℃左右的温控马弗炉中加热7 min，取出冷却后称重并计算两者差值[16]，如式（2）所示

（4）pH：分别将SS 及SSB 样品1 g 与20 ml 超纯水混合（1∶20），搅拌1.5 h，静止1 h，用pH 计（PHS-3C，上海雷兹）测定pH。

（5）孔径、孔体积及比表面积：通过比表面积及孔径分析仪（V-Sorb 2800TP，北京金埃谱科技有限公司）分析N2吸附-脱附等温线，获得相应结果。

（6）C、H、N 及O 含量：采用元素分析仪（Thermo，Flash 2000）测定C、H 及N 含量；O 的含量通过式（3）计算得到[17]

（7）重金属含量分析：将磨成粉末的1 g 污泥和生物炭分别加入50 ml 的逆王水（浓硝酸∶浓盐酸=3∶1）中，在微波消解仪（ETHOS 1，意大利）中消解处理2 h，过滤测定过滤液中重金属浓度。采用电感耦合等离子发射光谱（ICP-OES，7700x，安捷伦，美国）法测定SS、SSB 中重金属含量，并与《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB 5085.3—2007)比较[18]。

（8）酸性官能团的定量分析：通过Boehm 滴定法定量分析SS、SSB中羟基（—OH）、羧基（—COOH）及内酯基（—COO）数量。用无菌水洗涤SS、SSB，在60℃下干燥24 h 后，分别称取1 g 于25 ml 的NaOH、NaHCO3和Na2CO3溶液中（浓度均为0.05 mol/L），通过0.05 mol/L的HCl溶液滴定，甲基红作指示剂并计算出羟基、内酯基及羧基含量[19]。

（9）零电势点pHPZC测定：采用固体添加法[20]测定SSB 的零电势点pHPZC。在锥形瓶中加入0.001 mol/L 的KNO3溶液45 ml，通过0.1 mol/L 的HCl 和NaOH 调节溶液pH 分别为2～12，定容至50 ml，此时pH记为pHi；将0.1 g的SSB加入锥形瓶中，置于25℃的恒温摇床中振荡48 h，结束后测量溶液pH，记为pHf；计算∆pH=pHf-pHi，以pHi为横坐标，∆pH为纵坐标作图；当∆pH=0时的pHi为零电势点pHPZC。

1.3 批量吸附试验

U(Ⅵ)标准溶液配制：称取1.1792 g 的U3O8于烧杯中，依次加入10 ml HCl，3 ml H2O2，两滴浓HNO3，将烧杯放在电炉上加热至固体全部溶解，之后在1 L容量瓶中定容，获得1.00 g/L 铀标准溶液，其他浓度铀溶液根据U(Ⅵ)标准溶液稀释获得；实验室用水均为超纯水，所有试剂均为分析纯。

影响因素试验：考察溶液初始pH（2～7）、SSB 投加量（0.25～4 g/L）及不同浓度（0～50 mg/L）阳离子（Ca2+、Mg2+、Cu2+、Na+以及Fe3+）对SSB 吸附U(Ⅵ)的影响。将40 ml 的U(Ⅵ)溶液（7.2 mg/L）和一定量的吸附剂加入到150 ml 的样品瓶中，在150 r/min 的恒温振荡器（IS-RDD3，美国精骐）中吸附一定时间，考察U(Ⅵ)去除效果。

吸附动力学试验：在1000 ml 锥形瓶内加入500 ml 浓度为7.2 mg/L 的U(Ⅵ)溶液，调节溶液pH 为3，再加入1 g/L SSB，在30℃的恒温振荡器中吸附0～720 min，采用拟一级动力学模型[式(4)]、拟二级动力学模型[式(5)][21]和颗粒内扩散模型[式（6）][7]对吸附过程进行拟合。

吸附等温线试验：在多个150 ml 锥形瓶内加入25 ml 不同浓度的U(Ⅵ)溶液（5～60 mg/L），调节初始pH 为3，加入1 g/L SSB，分别在20、30 和40℃的恒温振荡器中吸附240 min，考察温度对U(Ⅵ)吸附去除的影响，并用Langmuir 吸附等温线模型[式（7）]和Freundlich吸附等温线模型[式（8）]进行拟合[22]。

以上每组试验设置三组平行，检测时数据重复测定3 次，以平均值作为测定结果，并计算相对偏差。吸附结束后，采用5-二乙氨基苯酚（5-Br-PADAP）分光光度法测定U(Ⅵ)浓度[23]，并计算U(Ⅵ)去除率[式（9）]与吸附量[式（10）]。

1.4 污泥基生物炭表征分析

通过扫描电子显微镜（SEM，ZEISS SUPRA40，德国蔡司）观察SS、SSB 的微观结构；利用傅里叶红外光谱分析仪（FTIR，Nicolet-460，美国赛默飞）分析SS、SSB 的红外光谱特征，数据通过OMNIC8.0 软件处理；通过X 衍射分析仪（XRD，D8X，德国布鲁克）分析SS、SSB 晶型结构及物相组成，数据通过jade 6.5 软件处理；利用X 射线光电子能谱仪（XPS，Escalab 250Xi，Thermo Fisher Scientific）分析SSB 元素组成及价态，采用XPS PEAK4.1 软件进行分峰拟合分析。

1.5 吸附解吸试验

将1 g/L 的SSB（M1=500 mg）和500 ml 初始pH为3、浓度为7.2 mg/L 的U(Ⅵ)溶液加入到1 L的锥形瓶中，30℃恒温摇床中150 r/min 振荡240 min，过滤收集SSB，测量过滤液中U(Ⅵ)浓度，计算U(Ⅵ)去除率。将过滤后收集得到的SSB 加入0.1 mol/L 的HCl溶液中，150 r/min 振荡脱附2 h 后过滤，用超纯水洗至中性，干燥后称量SSB 质量，记为Mn（n代表第几次吸附试验），并重复上述步骤。SSB 再生率计算如式（11）所示

2 结果与讨论

2.1 污泥基生物炭理化性质

SS、SSB 的理化性质如表1 所示。热解温度为300℃时，SSB 产率为77.95%；SS 中的灰分含量（61.03%）低于SSB 的灰分含量（70.46%），但是挥发分（37.94%）高于SSB（27.10%），原因是污泥热解制成生物炭过程中可挥发物质减少，而Si、Ca 等矿物质积累[24]。SS 的pH 为弱酸性（6.09），而SSB 的pH为弱碱性（7.75），推测原因是污泥热解可促进脂肪族化合物的缩合/聚合反应，含氧酸性官能团减少；以及有机成分在热解中分解，碱金属分离出来，导致pH 升高[25]。污泥及其生物炭的表面官能团含量分析结果（图1）也证明了这种推测，与SS 相比，SSB中羟基、羧基、内酯基等酸性官能团含量均有所降低。

与SS 相比，SSB 的微孔、介孔孔径有所减小，但比表面积、孔体积却增幅明显，尤其是比表面积从11.88 m2/g 增大到59.81 m2/g，增幅在5 倍以上，这种变化有助于对污染物的吸附[20]。此外，SSB 中C、H、N、O 元素含量分别为10.98%、1.66%、1.37%、15.53%，与SS 相比均有所下降。通常用H/C 和O/C来表示生物炭的芳香性和亲水性，H/C 越小表示芳香性越强，生物炭结构越稳定；而O/C越大表示亲水性越强[17]。与SS相比，SSB 的芳香性增强，而亲水性减弱。

SS、SSB 消解液中重金属浓度如表2 所示。与SS相比，SSB中重金属浓度稍微有所升高，这可能与热解过程中重金属富集有关[26]，但两者的重金属浓度值都远低于《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB 5085.3—2007)规定值（不超过1/6），说明SSB中重金属含量符合规范要求。

理化性质产率/%灰分/%挥发分/%pH微孔孔径/nm介孔孔径/nm孔体积/(cm3/g)比表面积/(m2/g）C/%H/%N/%O/%H/C O/C SS/61.03±0.32 37.94±0.55 6.09±0.21 1.34 27.10 0.12 11.88 12.20 2.64 2.01 22.20 0.22 1.85 SSB 77.95±1.47 70.46±0.28 27.10±0.86 7.75±0.14 1.00 16.60 0.36 59.81 10.98 1.66 1.37 15.53 0.15 1.41

图1 污泥及其生物炭酸性官能团含量Fig.1 Acidic functional groups contents of sewage sludge and sewage sludge-derived biochar

2.2 初始pH对U（Ⅵ）去除的影响

在吸附温度30℃、SSB 投加量1 g/L、U(Ⅵ)浓度7.2 mg/L、吸附时间240 min 条件下，初始pH2～7 对U(Ⅵ)去除的影响结果如图2(a)所示。吸附完成之后测定了各试验组pH，发现均比初始pH 有所升高。SSB的零电势点测定结果如图2(b)所示。

初始溶液pH=2 时，SSB 的吸附率为28.91%，吸附量为2.08 mg/g，推测原因是当溶液pH 低于零电势点（pHPZC=2.70），高浓度H+占据SSB表面活性位点并使其质子化带正电，此时U(Ⅵ)在溶液中以带正电的UO22+存在，相互间的静电斥力不利于SSB对U(Ⅵ)吸附[27]。当溶液初始pH 提高到3 时，SSB 对U(Ⅵ)吸附率和吸附量增大到95.61%和6.88 mg/g，原因可能是吸附过程中溶液pH 升高至弱酸性（pH6.5），远高于零电势点，SSB 去质子化带负电，有利于对UO22+吸附[8]。当初始溶液pH 为4～6 时，吸附率和吸附量都下降，在初始pH 为6 时，吸附率和吸附量分别下降至87.06%和6.27 mg/g，分析认为吸附过程中溶液pH 升高至弱碱性（pH7.3），促使铀酰离子(UO22+)水解产生(UO2)3(OH)7-、UO2(HO)22-等阴离子，与表面带负电的SSB产生静电斥力，导致去除效果降低[3]。当溶液初始pH 为7时，去除率和吸附量略有小幅回升至89.51%和6.44 mg/g，可能由于吸附过程中溶液pH进一步升高至7.8，少部分UO22+生成沉淀UO2(OH)2，从而促使U(Ⅵ)去除效果提高[28]。综合以上分析，可认为静电作用是U(Ⅵ)吸附去除的机理之一，也确定后续U(Ⅵ)吸附试验的适宜pH为3。

样品SS SSB《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB 5085.3—2007)Ba 5.32 7.14 100 Cr 0.82 1.08 15 Cd 0.08 0.09 1 Cu 1.10 1.37 100 Pb 0.66 0.81 5 Zn 6.82 8.79 100

图2 初始pH对U(Ⅵ)吸附去除的影响（a）以及污泥基生物炭的零电势点（b）Fig.2 Effect of initial pH on U(Ⅵ)adsorption removal(a)and pH of point zero charge(pHPZC)of sewage sludge-derived biochar(b)

2.3 投加量对U（Ⅵ）去除的影响

在温度30℃、初始pH 为3、U(Ⅵ)浓度7.2 mg/L、吸附时间240 min 的条件下，SSB 投加量（0.25～4.0 g/L）对U(Ⅵ)去除的影响结果如图3 所示。当投加量为0.25、0.5 g/L 时，SSB 对铀的去除率分别为53.37%和73.48%，吸附量分别为15.37 mg/g 和10.58 mg/g。当投加量为1 g/L时，SSB对U(Ⅵ)的吸附效果接近平衡，去除率为95.56%，吸附量为6.88 mg/g。这个结果与陈华柏等[29]利用污泥粉末进行铀吸附去除结果比较一致，推测原因是在一定范围内，随着投加量增加，吸附率增加明显，但当SSB达到一定投加量时（本实验1 g/L），已有足够的活性吸附位点来吸附绝大多数铀（去除率在95.5%以上），吸附已接近饱和，再增加投加量（＞1 g/L），对去除率的提高帮助较少[29]。因此，本试验的适宜投加量选择1 g/L。

图3 投加量对污泥基生物炭吸附U(Ⅵ)的影响Fig.3 Effect of dosage on U(Ⅵ)adsorption by sewage sludgederived biochar

2.4 共存离子对U（Ⅵ）去除率的影响

在温度30℃、SSB 投加量1 g/L、初始pH 为3、U(Ⅵ)浓度7.2 mg/L、吸附时间240 min 条件下，共存离子Ca2+、Mg2+、Cu2+、Na+以及Fe3+对U(Ⅵ)去除的影响结果如图4 所示。未加入共存离子时，U(Ⅵ)去除率为95.28%。随着Ca2+、Cu2+以及Mg2+浓度增加，SSB 对U(Ⅵ)的去除下降，当Ca2+、Cu2+以及Mg2+浓度为50 mg/L 时，去除率分别为83.57%、76.36%以及82.36%。推测这三种阳离子和UO22+存在竞争吸附作用，导致U(Ⅵ)在SSB 上的结合点减少，U(Ⅵ)吸附去除效果下降[28]。Na+浓度几乎不影响SSB 去除溶液中的U(Ⅵ)，而Fe3+浓度增加可促进SSB 对U(Ⅵ)的吸附效果，在Fe3+浓度为50 mg/L 时，U(Ⅵ)去除率达到98.35%，推测原因是Fe3+能够与U(Ⅵ)形成络合物，促进U(Ⅵ)去除[28]。

2.5 吸附动力学

图4 共存离子对污泥基生物炭吸附U(Ⅵ)的影响Fig.4 Effect of coexisting ions on U(Ⅵ)adsorption by sewage sludge-derived biochar

在温度30℃、SSB 投加量为1 g/L、U(Ⅵ)浓度为7.2 mg/L 和溶液初始pH 为3 的条件下，吸附时间对U(Ⅵ)去除的影响结果如图5（a）所示。在前10～180 min 内，吸附量从5.41 mg/g 上升到6.78 mg/g。在吸附开始的180 min 内，SSB 对U(Ⅵ)是一个快速吸附过程，吸附量增速明显。在180～240 min 内，SSB 对U(Ⅵ)是一个缓慢吸附过程，吸附240 min之后，基本上吸附达到平衡。刚开始时由于吸附剂表面结合位点较多，孔隙丰富，而随着时间的增加，结合位点和孔隙随吸附UO22+的增多而减少，吸附逐渐达到平衡，此结果与Hu等[7]通过甜笋壳生物炭吸附U(Ⅵ)的结果类似，说明刚开始时吸附在污泥基生物炭的表面进行，在180 min 后，UO22+逐渐从生物炭表面深入到内表面，由于内表面活性位点少于外表面，导致传质速度减慢[8]。

为了更好地评价SSB 对U(Ⅵ)的吸附过程和控速步骤，分别采用拟一级动力学方程、拟二级动力学方程和颗粒内扩散方程进行拟合，结果如图5 和表3所示。通过对比拟一级和拟二级动力学方程相关系数R2（0.601＜0.934），说明拟二级动力学方程能够更好地描述SSB 对U(Ⅵ)的吸附动力学过程，因此吸附过程以化学吸附为主[7]，平衡时的理论吸附量qe为6.88 mg/g，与试验结果非常接近。颗粒内扩散模型拟合分析发现，吸附分为两个阶段，第一阶段为U(Ⅵ)通过液膜扩散到SSB的表面，第二阶段为U(Ⅵ)从SSB 表面扩散到颗粒内部。从表3 可知，颗粒内扩散速率常数kd1＞kd2、边界层常数C1＜C2，说明第一阶段吸附起主导作用，这是因为在吸附初始阶段，吸附剂能够提供大量吸附位点[30]；当表面吸附位点逐渐饱和后，U(Ⅵ)的吸附主要由颗粒内扩散速率控制，这与生物炭吸附其他污染物一致[31]。

图5 SSB对U(Ⅵ)的吸附动力学拟合（a）和颗粒内扩散拟合曲线（b）Fig.5 Adsorption kinetics fitting of U(Ⅵ)on SSB(a)and intraparticle diffusion curves(b)

拟一级动力学方程qe/(mg/g)6.67 k1/min-1 0.115 R2 R2 0.601拟二级动力学方程qe/(mg/g)6.88 k2/(g/(mg·min))0.039 0.934颗粒内扩散模型kd1/(mg/(g·min1/2))0.165 C1 R2 C2 R2 4.9510.956 kd2/(mg/(g·min1/2))0.004 6.7260.966

2.6 吸附热力学

在pH 为3、投加量1 g/L、吸附时间240 min 的条件下，U(Ⅵ)初始浓度5～60 mg/L 范围内，研究吸附温度（20、30、40℃）对U(Ⅵ)去除的影响，结果如图6(a)所示。U(Ⅵ)浓度从5 mg/L 升高到30 mg/L，吸附量快速增加，原因是生物炭具有一定的吸附孔径与比表面积（表1），可以提供较多吸附位点，可满足较高浓度U(Ⅵ)的吸附；当初始浓度在30 mg/L以上时，吸附量增加趋势减缓，表明SSB 上吸附位点逐渐饱和[7]。U(Ⅵ)去除率在40℃时最好，说明吸附是一个吸热反应，升高温度有利于SSB 对U(Ⅵ)的吸附去除[3]。

通过Langmiur 和Freundich 吸附等温线模型进行拟合，结果如图6(b)及表4所示。两个吸附等温模型都能很好地拟合（R2＞0.9），说明此吸附过程并不是单一的吸附过程，而是单层吸附与多层吸附相结合[28]。而R12＞R2

2，说明Langmiur 等温吸附模型更契合SSB 吸附U(Ⅵ)的过程，其中特征系数Kb与吸附性能相关，本试验中Kb值随着温度升高而增大，也证明了反应温度升高有利于SSB对U(Ⅵ)的吸附[6]。

2.7 U（Ⅵ）吸附机理分析

通过SEM 观察SSB 在除铀前、后的微观形态，并与SS 进行比较，结果如图7 所示。SS 的微观形态结构显示空隙较宽，表面凹凸不齐，存在分散的块状结构，有类似细胞的球形、椭球形结构[图7(a）]。经过300℃热解，SSB 表面分散的块状结构减少，整体形成了致密板块结构，表面粗糙、多孔[图7（b）]，这种结构有利于对重金属吸附[17]。吸附U(Ⅵ)后，SSB 表面变得更为致密、平整，说明该材料在含铀酸性废水中较为稳定；同时在表面和孔道出现很多颗粒状物质，推测U(Ⅵ)被吸附在其表面和孔道内[9]。

温度/℃Kb/R12 n R22 20 30 40 Langmuir等温线方程qmax/(mg/g)33.22 34.51 35.65(L/mg)1.018 1.144 1.287 0.996 0.995 0.996 Freundlich等温线方程Kf/(mg1+n/(Ln·g))14.58 15.48 16.47 3.66 3.68 3.72 0.902 0.909 0.906

通过FTIR 分析SS、SSB 去除U(Ⅵ)前、后的光谱特征，结果如图8（a）所示。SS 红外光谱图中3439、2927、1651、1444、1385、1033 及797 cm-1的吸收峰分别代表—OH、—CH2—或者—CH3—基团中的碳氢键振动、C O 的伸缩振动[32]、—COOH 伸缩振动、—CH3的振动、Si—O 键或C—O 的伸缩振动和芳香环中的C—H 键[33]，694 cm-1及以下的振动峰为Si—O—Si的伸缩振动[17]。

图6 温度对SSB吸附U(Ⅵ)的影响（a）及吸附等温线拟合曲线（b）Fig.6 Effect of temperature on U(Ⅵ)adsorption by SSB(a)and fitting curves of adsorption isotherms(b)

图7 干污泥（a）及污泥基生物炭吸附U(Ⅵ)前（b）、后（c）的微观形态结构Fig.7 Micromorphology of sludge sewage(a),sludge sewage-derived biochar before(b)and after(c)U(Ⅵ)adsorption

图8 污泥及污泥基生物炭吸附U(Ⅵ)前、后的FTIR（a）和XRD图（b）Fig.8 FTIR(a)and XRD(b)of sludge sewage,sewage sludge-derived biochar before and after U(Ⅵ)adsorption

XRD 分析SSB 除铀前、后的晶体结构，并与SS比较，结果如图8（b）所示。数据分析发现SS、SSB中主要晶体物质为SiO2和CaCO3，它们在许多热解制备生物炭的报道中均存在[37]。SSB 吸附U(Ⅵ)前、后的XRD 特征没有明显变化，说明U(Ⅵ)被SSB 吸附固定之后，并未形成晶体结构。

2.8 吸附-解吸试验

再生性是评价吸附剂实际应用潜力的重要参数之一。SSB 经过五次吸附-解吸的再生率与U(Ⅵ)去除效果如图10 所示。经过五次循环，SSB 再生率依然有81.45%，U(Ⅵ)去除率为83.23%。随着循环次数的增加，去除率下降可能有吸附剂本身损耗、孔体积比表面积减少以及其官能团数量减少等原因[7]。本试验显示SSB具有较好的重复使用性能，因此在含U(Ⅵ)放射性废水处理方面有较好的应用潜力。