对RHY-Fe 生物炭吸附磷酸盐干扰较小，而
和
对其干扰较大，吸附量分别下降了3.1、2.7 mg/g；RHY-Fe对磷酸盐的吸附机理可能涉及离子交换、表面化学沉淀等；利用改性后的生物炭(添加量为0.2 g/L)对实际养殖尾水进行处理，磷酸盐去除率为71%，除磷效果较好。研究表明，铁改性麻根生物炭对水体中磷酸盐具有较好的吸附效果，且重复使用性良好，不仅可实现农业废弃物资源化利用，而且具有高效去除污水中磷酸盐的应用潜力。摘要：为有效控制水体富营养化及提升农业废弃物资源化利用，以农业废弃物麻根为前驱体，采用稀硫酸催化水热制备生物炭(RHY)，并用浸载法进行铁改性，制备得到铁改性麻根生物炭(RHY-Fe)，通过扫描电子显微镜、傅立叶红外光谱仪等对改性生物炭进行表征，采用吸附等温模型和动力学模型拟合生物炭的吸磷特征，并分析吸附时间、磷质量浓度、温度、添加量和共存离子含量等对生物炭吸附磷的影响。结果表明：铁改性生物炭吸附能力明显提高，铁改性生物炭Langmuir模型最大磷吸附量为6.9 mg/g；初始磷质量浓度为40 mg/L、RHY-Fe生物炭添加量为6.67 g/L时，可获得较理想的吸附效果；吸附反应在60 min时基本达到吸附平衡；从15 ℃升高至25 ℃时，改性生物炭吸附能力明显提高并达到阶段最高；Cl-和对RHY-Fe 生物炭吸附磷酸盐干扰较小，而 和 对其干扰较大，吸附量分别下降了3.1、2.7 mg/g；RHY-Fe对磷酸盐的吸附机理可能涉及离子交换、表面化学沉淀等；利用改性后的生物炭(添加量为0.2 g/L)对实际养殖尾水进行处理，磷酸盐去除率为71%，除磷效果较好。研究表明，铁改性麻根生物炭对水体中磷酸盐具有较好的吸附效果，且重复使用性良好，不仅可实现农业废弃物资源化利用，而且具有高效去除污水中磷酸盐的应用潜力。
目前，水体富营养化备受人们的关注，而探寻降低水体磷酸盐的材料和方法也成为众多科研人员的研究重点和热点[1]。中国是农业大国，也是秸秆资源大国，各类秸秆及农产品加工剩余物每年约为9 亿t。农作物生产收割后大量生物废弃物多以就地焚烧、填埋方式处理，导致生物废弃物成为大气和水环境的污染源。工业大麻(Cannabis sativa L.)是云南省山地高原重要的经济作物[2]，利用完花、叶后，麻秆和麻根多作为废弃生物材料处理。而高密度的工厂化水产养殖，使得养殖尾水磷浓度较高，有可能导致水体出现富营养化。如何有效降低养殖尾水浓度，有效处置农业废弃材料，实现资源化利用，也是水环境治理领域的迫切需求。
前期研究表明，生物炭对水体中磷酸盐的去除有独特功效，不仅能够解决废弃生物质材料所带来的环境污染问题，而且能为水体富营养化的磷污染提供一条绿色可行的方案[3]。生物炭表面大多为带负电荷的官能团(羧基、羟基和酸酐等)，铁盐作为常见的除磷混凝剂，可将金属离子负载于生物炭表面和空隙，使其正电性增加，吸附和絮凝作用变强[4]。铁盐在改性生物炭中应用比较广泛，在处理水体磷酸盐的过程中，可利用热裂解、水热等方法制备生物炭，并对生物炭进行铁盐改性，在不同单因素如pH、生物炭添加量、反应时间和共存离子等条件下，改性后的生物炭对磷酸盐的吸附效果均有不同程度的提高[5-10]。铁改性生物炭不仅可以有效处理水体中的磷酸盐，对处理水体中的砷也具有较好的稳定性和高效的处理效果[11-12]。目前，常用的除磷方法主要包括生物法、电渗析法、离子交换法、化学沉淀法和吸附法等。其中，化学沉淀法操作稳定，去除率高，但成本较高，易产生二次污泥且不适用于处理低浓度含磷废水。生物法适合有机态含磷废水及低浓度含磷废水，但处理效率低且工艺繁杂。吸附法是一种高效、经济且操作简单的除磷方法，可单独使用，也可与其他方法联用。而在众多的吸附材料中，生物炭结构稳定、孔隙丰富且具有强大的吸附能力，多孔结构可为金属及其氧化物提供活性位点，同时可减少金属在生物炭表面的团聚，制备简单且生产成本低，已成为当前的研究热点。
本研究中，采用大麻加工后废弃的麻根作为生物炭制备的原材料，通过一步水热炭化法制备生物炭，以氯化铁改性增加生物炭的吸附性能，采用扫描电子显微镜等多种分析手段表征其物理化学性质，研究生物炭对磷酸盐的动力学吸附过程及等温吸附行为，考察了溶液初始浓度、温度和铁改性生物炭添加量等对磷酸盐吸附过程的影响，并将该生物炭应用于养殖尾水的磷处理中，以期为养殖尾水或污水的治理提供参考依据。
麻根取自云南某工业大麻种植基地。
试剂：硫酸、磷酸二氢钾、六水氯化铁、十二烷基硫酸钠、四水合钼酸铵、酒石酸锑酸、抗坏血酸和刚果红等均购自国药集团化学试剂有限公司，硝酸、氢氧化钠购自昆明仁科商贸有限公司，均为分析纯；试验用水为去离子水。
仪器：AMS FRANCE FUTURA连续流动分析仪(深圳市一正科技有限公司)；SHA-B水浴恒温振荡箱(常州国华电器有限公司)；GSH-2L水热反应釜(威海环宇化工仪器有限公司)；JSM-6700F型冷场发射扫描电子显微镜(SEM，日本JEOL公司)；D8Focus X-射线衍射仪(XRD，德国布鲁克公司)；Vertex70型傅立叶红外光谱仪(FT-IR，德国Bruker公司)；ASAP2460比表面积分析仪(BET，美国 Micromeritics公司)，ESCALAB Xi+X射线光电子能谱仪(XPS，美国ThermoFischer Scientifi公司)。
1.2.1 生物炭的制备
1)麻根生物炭的制备。采用一步水热炭化法制备，即称取1.875 g麻根和10 mL浓度为1.84 mol/L稀硫酸加入容积为25 mL的GSH-2L水热反应釜内，在180 ℃恒温下反应12 h。过滤、洗涤、干燥、过75 μm筛后得到生物炭，记为RHY。
2)改性生物炭的制备。称取5 g RHY加入100 mL的FeCl3(浓度为1 mol/L)溶液中，25 ℃条件下以400 r/min在SHA-B水浴恒温振荡箱中混合振荡6 h，洗涤、过滤，在105 ℃下干燥12 h后得到铁改性生物炭，记为RHY-Fe。
1.2.2 生物炭表征 用扫描电子显微镜观察生物炭的表面形貌；采用傅立叶变换红外光谱测定官能团的特征，扫描范围为500～4 000 cm-1；使用X射线衍射仪分析材料的晶体结构，Cu Kα射线，管电流为40 mA，管电压为40 kV，扫描范围为5°～90°；利用全自动气体吸附仪对吸附剂物质进行比表面积和孔径的测定与计算；采用ESCALAB Xi+X射线光电子能谱仪对RHY-Fe吸附磷后的RHY-Fe-P进行分析测试，以分析吸附剂表面的元素组成及基团变化。本试验中生物炭表征由郑州焦耳信息科技有限公司检测完成。
1.2.3 动力学吸附试验 吸附动力学通常用于评价吸附速率的快慢[13]。用试剂KH2PO4和去离子水配制不同质量浓度的磷酸盐溶液(以磷计，以下溶液均指磷酸根溶液)。通过查阅相关文献及预试验，确定采用0.1 g的RHY-Fe置于一系列50 mL三角瓶中，再加入30 mL磷质量浓度为40 mg/L的初始磷酸盐溶液(pH 7)进行动力学吸附试验，在水浴恒温振荡箱(25 ℃)中完成，根据试验要求时间点取出样品，依据GB 11893—1989钼酸铵分光光度法测定滤液中的磷质量浓度，每次取样设置3次重复。生物炭吸附磷的容量计算公式为
qe=(C0-Ce)/m×V。
(1)
准一级动力学方程：假设吸附速率主要取决于物理吸附，微分形式的准一级动力学方程为
(2)
确定边界条件(t=0，qt=0和t=t1，qt=qt1)，对公式(2)积分，得到准一级动力学模型：
qt1=qt1-qe1e-kt。
(3)
准二级动力学方程：假设吸附速率主要取决于化学吸附，微分形式的准二级动力学方程为
(4)
确定边界条件(t=0，qt=0和t=t1，qt=qt1)，对公式(4)积分，得到准二级动力学模型：
(5)
式中：qe为吸附平衡时磷的吸附量(mg/g)；C0为初始时磷的质量浓度(mg/L)；Ce为吸附平衡时磷的质量浓度(mg/L)；V为溶液体积(mL)；m为吸附剂添加量(g)；t为吸附时间(min)；qt、qt1分别为t和t1时刻的单位吸附量(mg/g)；qe1为吸附平衡时的单位吸附量(mg/g)；K1和K2为准一、二级动力学吸附速率常数[g/(mg·min)]；k为常数。
1.2.4 等温吸附试验 称量0.1 g RHY-Fe置于一系列50 mL三角瓶中，分别加入30 mL初始质量浓度为20、40、60、80、100 mg/L的磷酸盐溶液进行吸附试验，在恒温振荡箱(25 ℃)中反应24 h。取出样品过0.45 μm的微孔滤膜后，采用钼锑抗分光光度法测定滤液中的磷酸盐浓度，每个浓度设置3组平行试验，取其平均值。
使用Langmuir和Freundlich模型进行生物炭的等温吸附效果模拟。两种等温吸附模型如下：
qe=(qmKLCe)/(1+KLCe)，
(6)
(7)
式中：qe为吸附平衡时的吸附量(mg/g)；qm为生物炭的最大吸附量(mg/g)；Ce为吸附平衡时磷的质量浓度(mg/L)；KF和KL分别为Freundlich和Langmuir的吸附常数；N为Freundlich吸附常数，代表吸附程度。
1.2.5 吸附影响因素试验
1)反应时间。吸附反应分别在10、20、40、60、80、100、120 min时，测定磷酸盐的浓度，其余反应条件同“1.2.3节”。
2)初始磷浓度。分别称量0.1 g的RHY-Fe置于一系列三角瓶中，分别加入质量浓度为20、40、60、80、100 mg/L的磷酸盐溶液30 mL，其余反应条件同“1.2.3节”。
3)反应温度。分别称量0.1 g的RHY-Fe，在25、15 ℃下进行吸附反应，其余反应条件同“1.2.3节”。
4)生物炭添加量。分别称取0.1、0.2、0.3、0.4、0.5 g的RHY-Fe置于一系列三角瓶中，其余反应条件同“1.2.3节”。
5)负载吸附前后铁含量变化。测量磷酸盐吸附反应前后RHY-Fe生物炭的铁含量变化，其反应条件同“1.2.3节”。
6)初始pH。用0.1 mol/L的硝酸溶液和0.1 mol/L氢氧化钠溶液调节初始磷酸盐溶液pH为4、5、6、7、8、9、10，RHY-Fe的添加量为0.1 g，其余反应条件同“1.2.3节”。
7)共存离子。
和
离子质量浓度分别设为0、100、200、300 mg/L，RHY-Fe添加量为0.1 g，其余反应条件同“1.2.3节”。
8)有机物。有机物以刚果红为代表，刚果红质量浓度分别设为0、50、100、150 mg/L，RHY-Fe添加量为0.1 g，其余反应条件同“1.2.3节”。
9)生物炭重复使用效果。选择在最优单因素条件下，对RHY-Fe的重复使用效果进行测试。
10)实际养殖尾水处理试验。选择昆明某淡水鱼塘养殖尾水为处理对象，pH为8.2，水温为24 ℃，CODMn质量浓度为0.935 mg/L，初始磷质量浓度为0.795 mg/L。取该尾水100 mL，加入0.02 g的RHY-Fe(即质量浓度为0.2 g/L)，其余反应条件同“1.2.3节”。
从图1可见：水热生物炭(RHY)改变了生物质本身坚实的碳架结构，表面突起部分小颗粒，并产生部分的小孔洞，呈疏松多孔结构；通过铁改性后的生物炭(RHY-Fe)表面形态发生显著变化，存在大量不规则颗粒物且多数为中孔(由BET结果可知)，可归因于铁颗粒的磁性团聚[14]。通过分析XRD图谱发现，生物炭生成物主要为无定型相，这为磷酸盐吸附提供了结合位点。
图1 麻根生物炭RHY和RHY-Fe的SEM表征
Fig.1 SEM image of hemp root biochar RHY and RHY-Fe
从图2(a)可见：RHY和RHY-Fe生物炭均在3 420 cm-1附近存在明显的宽峰，主要是羧基吸收伸缩振动峰，在2 930 cm-1附近存在亚甲基的C-H伸缩振动峰，在1 610 cm-1附近处的吸收峰为δ-FeOOH结构里的O-H伸缩振动峰，在1 210 cm-1附近处则为醇的C-O伸缩振动峰；RHY-Fe在1 111～1 700 cm-1范围内有丰富的峰，且含有数量较多的伯醇羟基、叔醇羟基和酚羟基，因而能提高生物炭吸附容量[15]。
图2 麻根生物炭的FT-IR和XRD谱图
Fig.2 FT-IR and XRD spectra of hemp root biochar
从图2(b)可见，RHY和RHY-Fe两种生物炭在2θ为15°～40°时均出现了宽阔衍射峰，这表明生物炭以无定型状态存在。通过Jade 6.0软件进行物相检索，生物炭表面活性组分主要以C(PDF卡号50-0926)和C60(PDF卡号49-1721)的形式存在。RHY-Fe生物炭的成分还有δ-FeOOH(PDF卡号18-0639)、Fe2O3(PDF卡号39-0238)和Fe3O4(PDF卡号26-1126)等，表明部分含铁化合物可能负载到生物炭上[16]。
一般孔径大于50 nm的称为大孔，中孔或介孔孔径为2～50 nm，小于2 nm的称为微孔。从图3(a)可见，孔径分布主要集中在2～20 nm，说明麻根生物炭是以中孔为主要结构的炭材料，RHY、RHY-Fe生物炭比表面积分别为26.68、30.36 m2/g，平均孔径分别为13.67、13.68 nm，说明改性前后生物炭孔径基本无变化。从图3(b)可见，气体吸附等温线符合国际理论与应用化学会(IUPAC)中定义的第Ⅲ型，基本吸附-脱附曲线重合，未发生滞后现象的多层吸附。
图3 麻根生物炭的孔径分布及N2吸附-脱附曲线
Fig.3 Pore size distribution of hemp root biochar and N2 adsorption-desorption curve
为了更好地揭示RHY-Fe生物炭对磷酸盐的吸附机制，对吸附磷酸盐前后的RHY-Fe进行了XPS表征分析。从图4(a)可见，RHY-Fe生物炭吸附磷酸盐后，在198.8、134.6 eV处出现新峰，其属于P2s和P2p，134.6 eV处的峰对应
中的P2p。从图4(b)可见，吸附磷酸盐后P2p的特征峰由134.7 eV移动到134.6 eV，表明磷酸盐被成功吸附到生物炭上。从图4(c)可见，RHY-Fe生物炭吸附磷酸盐后的O1s特征峰，由531.7 eV移动到532.2 eV，且氧含量百分比由14.64%升至15.32%，表明金属羟基氧化物与磷酸盐可能发生了交换，生成表面络合物。从图4(d)可见：吸附磷酸盐后，铁含量由0.5%降至0.31%，RHY-Fe局部扫描图中，在724.2 eV和711.0 eV处出现的峰分别对应为Fe2O3的Fe2p1/2和Fe2p3/2，这说明改性过程在吸附剂表面成功负载了Fe2O3；RHY-Fe-P局部扫描图中，Fe2p1/2和Fe2p3/2分别偏移至725.3、712.0 eV，峰能距为13.3 eV。RHY-Fe吸附磷酸根的过程属于固-液界面吸附，磷酸盐与δ-FeOOH相互作用，通过与OH-发生离子交换实现化学吸附，RHY-Fe与磷酸根反应生成FePO4沉淀，附着于吸附剂表面[17-19]。
图4 吸附磷前后RHY-Fe生物炭的XPS图谱
Fig.4 XPS spectra of RHY-Fe biochar before and after adsorption phosphate
从图5可见，随着吸附的进行，生物炭吸附量逐渐增大，最后趋于平稳。准一级动力学模型假设吸附主要受物理吸附作用影响，准二级动力学模型假设吸附速率受化学吸附的控制。拟合结果如表1所示，RHY-Fe准二级动力学模型的拟合效果优于准一级动力学模型，表明RHY-Fe吸附磷的过程主要受化学吸附控制。
表1 吸附动力学模型的参数
Tab.1 Parameters of adsorption kinetic model
动力学模型 kinetic model参数 parameterRHY-Fe/(mg·g-1)K1/K2R2准一级模型pseudo-first-ordre modelqe6.900.3330.976准二级模型pseudo-second-ordre modelqe5.880.1850.999
图5 RHY-Fe生物炭的吸附动力学模型
Fig.5 RHY-Fe biochar adsorption kinetics model
从图6可见，RHY-Fe对磷酸盐的吸附量均随磷酸盐初始质量浓度的增加而增加，在初始质量浓度20～100 mg/L内，RHY-Fe吸附量从3.3 mg/g增加到6.9 mg/g。这是由于传质驱动力随着磷酸盐初始质量浓度的增加而增加，导致更多的磷酸根离子被吸附剂吸附。根据拟合结果(表2)，RHY-Fe生物炭的Freundlich拟合效果优于Langmuir，表明生物炭对磷的吸附以多分子层吸附的方式为主。
表2 吸附等温线模型的参数
Tab.2 Parameters of adsorption isotherm model
模型 model参数 parameterRHY-FeLangmuirqmax/(mg·g-1)6.900K10.333R20.956FreundlichKF1.059n0.631R20.960
图6 RHY-Fe生物炭对水中磷的吸附等温曲线
Fig.6 Adsorption isotherm of RHY-Fe biochar for phosphorus in water
2.7.1 吸附时间对吸附磷的影响 从图7可见：生物炭对磷酸盐的吸附效率由快到慢，最终会在60 min时达到平衡；RHY-Fe吸附效率(50.1%)比RHY(2%)高出很多。这是由于铁改性生物炭为磷酸盐提供了较多的吸附位点，金属羟基氧化物发生离子交换、铁与磷酸根反应生成FePO4沉淀，附着于吸附剂，故吸附效率提高。
图7 吸附时间对麻根生物炭吸附效果的影响
Fig.7 Effects of adsorption time on the adsorption effect of hemp root biochar
2.7.2 初始磷浓度对吸附磷的影响 从图8可见，随着初始磷浓度的增加，RHY-Fe对磷酸盐的吸附效率降低，但单位吸附量却不断增加，磷质量浓度为40 mg/L时二者相对较好。这是由于初始磷浓度的增加导致传质推动力增加，从而使单位生物炭对磷酸盐的吸附量增加。但对于一定量的生物炭而言，磷酸盐的吸附位点一定，随磷酸盐浓度逐渐增加，磷酸盐的吸附效率则下降[20]。
图8 溶液初始磷浓度对RHY-Fe生物炭吸附效果的影响
Fig.8 Effects of initial phosphorus concentration on the adsorption effect of RHY-Fe biochar
2.7.3 温度对吸附磷的影响 从图9可见，在25、15 ℃下，RHY-Fe对磷酸盐的吸附效率均随时间变化呈先升高后趋于平缓，120 min时，25 ℃下RHY-Fe的吸附效率较15 ℃时提高了近2.5倍。这是由于温度升高，离子运动剧烈，磷酸盐与生物炭的碰撞频率增加，从而使吸附效率提高[21]。
图9 吸附温度对RHY-Fe生物炭吸附效果的影响
Fig.9 Effects of adsorption temperature on the adsorption effect of RHY-Fe biochar
2.7.4 生物炭添加量对吸附磷的影响 从图10可见，随着RHY-Fe添加量的增加，磷吸附效率升高，但单位磷吸附量却下降，生物炭添加量为0.2 g(即质量浓度为6.67 g/L)时，二者相对较好。这是由于随着生物炭添加量的增加，吸附磷酸盐的活性位点增加，从而提高了对磷酸盐的吸附率。但当磷酸盐的量一定时，吸附位点的增多导致生物炭表面部分活性位点未与磷酸盐完全结合，从而使单位吸附量有所下降。
图10 添加量对RHY-Fe生物炭吸附效果的影响
Fig.10 Effects of addition amount on the adsorption effect of RHY-Fe biochar
2.7.5 磷酸盐溶液初始pH对吸附磷的影响 从图11可见：随磷酸盐溶液pH的升高，磷吸附量不断降低，当pH为4～5时，吸附效果较好。这是由于在酸性及中性溶液中，磷酸盐主要以
的形式存在，在相对较低的pH值下(4～6)，吸附剂表面基团易于质子化，从而增加了吸附剂带正电的吸附位点，提高了吸附剂对的吸附能力，进而使RHY-Fe具有较大的吸附量。而在较高pH范围内，带负电荷的吸附位点占主导地位，RHY-Fe吸附剂对排斥作用增强，从而使吸附量明显下降。此外，随着pH的升高，溶液中OH- 浓度不断增加，与磷酸根产生竞争吸附，也导致材料的磷吸附量降低[22]。
图11 磷酸盐溶液pH 对RHY-Fe生物炭吸附性能的影响
Fig.11 Effects of phosphate solution pH on the phosphate adsorption performance of RHY-Fe biochar
2.7.6 共存离子和有机物对吸附磷的影响 从图12可见，共存阴离子的存在会降低RHY-Fe对磷酸盐的吸附量，当共存离子质量浓度从0 mg/L增加到300 mg/L时，Cl-和
对吸附过程影响较小，吸附量仅分别下降0.52、0.50 mg/L，而
和
对吸附过程影响较大，吸附量分别下降3.1、2.7 mg/L。通常高价阴离子价态越高，对磷酸盐与吸附剂之间的静电干扰作用越强，因此，高价态阴离子的影响较大。同价态阴离子中，Cl-的影响大于
的影响大于
这与阴离子水合离子半径有关，阴离子水合离子半径越小，所带负电荷越少，与吸附剂的亲和力就越强。由于Cl-的水合离子半径小于的水合离子半径小于
因此，比
比
对RHY-Fe吸附磷酸盐的抑制作用更强[23-24]。
图12 共存离子对RHY-Fe生物炭吸附性能的影响
Fig.12 Effects of coexisting ions on the phosphate adsorption performance of RHY-Fe biochar
在RHY-Fe对磷酸盐吸附反应中加入有机物刚果红作为影响因子，当刚果红质量浓度从0 mg/L增加至150 mg/L时，对磷酸盐的吸附影响较小(图略)。这是由于刚果红是一种含有带负电荷的磺化基团(—SO3Na+)阴离子有机染料，RHY-Fe对有机废水刚果红有较大的浓度适应范围[25]。
2.7.7 RHY-Fe重复使用效果 选择磷酸盐初始质量浓度为40 mg/L，RHY-Fe添加量为6.67 g/L，温度为25 ℃，初始pH为5，在此最优条件下进行生物炭重复使用性能测试。每次使用后反复清洗并烘干后继续使用，第2次吸附量为首次的80%左右，第5次吸附量为首次的45%左右。原因可能是RHY-Fe多次使用及再生过程中铁元素的流失。在后续的RHY-Fe材料制备条件可进一步优化，以求降低铁的流失。
2.7.8 实际养殖尾水处理效果 实际水样取自昆明某淡水鱼塘养殖尾水，经RHY-Fe 吸附处理后(生物炭添加量为0.2 g/L)，养殖尾水中磷酸盐浓度从0.795 mg/L降至0.228 mg/L，去除率达到71%，除磷效果较好。
吸附法是一种具有实际应用前景的去除水体磷酸盐的方法，其目的是能够降低水体中磷酸盐浓度，减轻水体富营养化程度。生物炭的添加量直接决定可吸附活性位点的数量，对整个吸附过程有着重要影响[26]。吴超等[5]以FeCl3对毛藻生物炭进行改性后，添加量为10 g/L时，对磷酸盐的单位吸附量可达18.09 mg/g，生物炭表面的微孔结构和FeO等多种官能团，是对磷酸盐吸附的主要原因。蒋旭涛等[7]以FeCl3对小麦秸秆生物炭进行改性后，对磷酸盐的单位吸附量可达10.1 mg/g，是改性前的19.4倍，改性后主要存在的是化学吸附，增加了其吸附容量。Chen等[8]以纳米级磁铁矿对橘子皮生物炭进行改性，去除水中有机污染物和磷酸盐，在初始磷质量浓度为0～12 mg/L时，对磷酸盐的单位吸附量可达1.24 mg/g，表明氧化铁对增强磷酸盐吸附具有积极作用。苏浩杰等[9]研究发现，金属阳离子的加入可促使表面电荷发生改变，增强了对水中磷的静电吸引，负载在生物炭上的阳离子与磷发生沉淀和交换反应，提高了磷吸附效果。李广柱等[10]研究表明，生物炭负载铁氧化物后可以改善生物炭的表面性能，增加活性吸附点位，从而提高磷酸盐的吸附性能。刘喜等[12]研究发现，铁改性后的竹炭对As(Ⅴ)的去除率高达100%，且影响其吸附特性的主要因素是共存离子。与上述研究结果相似，本研究中制备的麻根生物炭，以FeCl3改性后，在磷酸盐溶液pH为7、初始磷质量浓度为40 mg/L的条件下，反应温度为25 ℃时的磷吸附效率比15 ℃时提高了150%，铁改性生物炭添加量为6.67 g/L时的吸附效率比添加量为3.33 g/L时提高了12.5%，且在铁改性生物炭添加量为6.67 g/L、反应温度为25 ℃、初始磷浓度为40 mg/L、溶液pH为7条件下，铁改性麻根生物炭对水体中磷酸盐的最大吸附量为6.9 mg/g。其原因是改性后，生物炭表面形态发生改变，比表面积增大，生成了更多官能团，从而增加了更多的吸附位点，在吸附磷酸盐的过程中，存在的空隙可为溶液中的
和等阴离子与Fe3+生成的Fe(H2PO4)3、Fe2(HPO4)3和FePO4等晶体提供结合位点，同时，磷酸盐和FeOOH之间形成的氢键有利于磷酸盐在RHY-Fe表面吸附，故而改性后的生物炭对磷酸盐的吸附量提高。这表明，磷酸盐吸附过程是离子交换、表面沉淀等共同作用的结果。
溶液pH不仅影响污染物在溶液中的存在形式，而且决定着吸附材料表面的电荷分布，也是显著影响生物炭对磷酸盐吸附量的主要原因。当磷酸盐溶液的pH为2.15～7.20时，溶液中主要的磷酸根形态为
当pH为7.20～12.33时，溶液中主要的磷酸根形态为
当pH大于12.33时，溶液中主要的磷酸根形态为
本研究中，随溶液pH升高，RHY-Fe对磷酸盐的吸附量逐渐下降，这与程福龙等[26]、Bolbol等[25]的试验结果相似。其主要原因是磷的形态及其稳定性高度依赖pH，磷酸根在不同pH条件下会使RHY-Fe的吸附对象发生改变。
实际水体中存在多种离子，通过与磷酸盐竞争吸附位点从而会影响磷吸附效果。本研究中，通过水体中常见几种阴离子进行干扰试验，研究RHY-Fe在和共存在的情况下对磷酸盐吸附效果的影响。结果表明，Cl-和
对磷酸盐的吸附效果几乎无影响，而
和对磷酸盐的抑制较明显。本试验结果与王诗慧等[28]、聂凡贵等[29]的试验结果相似。水中共存离子对吸附除磷的影响与生物炭的性质、颗粒大小及磷的存在形态相关。这几种离子的水合离子半径也会影响吸附效果，水合离子半径越小，所带负电荷越小，与RHY-Fe的亲和力就越强。故和对RHY-Fe吸附磷酸盐的抑制作用更强。
1)RHY-Fe吸附磷酸盐适宜的水体pH环境为中性和弱酸性；RHY-Fe主要为化学吸附导致的多分子层吸附；温度由15 ℃升高至25 ℃时，吸附效率提高了2.5倍，说明温度是磷酸盐吸附反应的关键因素。
2)生物炭作为良好的载体，用FeCl3对麻根生物炭进行改性，可显著提高生物炭对磷酸盐的吸附量，RHY-Fe表面的微孔结构及多种官能团，是吸附磷酸盐的主要原因。
3)用RHY-Fe对养殖尾水中磷酸盐进行吸附，当生物炭添加量为0.2 g/L时，磷酸盐去除效率达到71%，说明麻根生物炭具有良好的吸附水体磷酸盐的能力，可实现对养殖尾水中磷酸盐的去除，也可为废弃麻根资源化利用提供新途径。
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Abstract：In order to effectively control eutrophication of water bodies and improve the resource utilization of agricultural waste, hemp root was used as a precursor to prepare biochar (RHY) using dilute sulfuric acid catalyzed hydrothermal method, and iron modification was carried out using immersion method to obtain iron modified hemp root biochar (RHY-Fe). The modified biochar was characterized by scanning electron microscopy, Fourier transform infrared spectroscopy, etc. The adsorption isotherm model and kinetic model were used to fit the phosphorus adsorption characteristics of biochar, and the effects of adsorption time, phosphorus concentration, temperature, addition amount, coexisting ions, etc. on the adsorption of phosphorus by biochar were analyzed. The results showed that the adsorption capacity of iron modified biochar was significantly improved, and the maximum phosphorus adsorption capacity of iron modified biochar Langmuir was 6.9 mg/g; An ideal adsorption effect was achieved at an initial phosphorus concentration of 40 mg/L and a RHY-Fe addition of 6.67 g/L; The adsorption reaction basically reached adsorption equilibrium within 60 minutes; When the temperature rised from 15 ℃ to 25 ℃, the adsorption capacity of modified biochar significantly increases to the highest level; Cl- and 
have significant interference, with adsorption capacities decreasing by 3.1 and 2.7 mg/g, respectively. The adsorption mechanism of RHY-Fe on phosphate may mainly involve ion exchange, surface chemical precipitation, etc.; The modified biochar (addition amount 0.2 g/L) was used to treat the actual aquaculture waste water, a good phosphorus removal effect was observed with a removal rate of 71%. All results obtained in this research indicate that iron modified hemp root biochar has a good adsorption effect on phosphate in water, and has good reusability. It can not only achieve the resource utilization of agricultural waste, but also has the potential for efficient removal of phosphate in wastewater treated plants.