趙迎新，麻澤浩，楊知凡，楊凱超，邱瀟潔

（天津大學環(huán)境科學與工程學院，天津 300350）

隨著我國城鎮(zhèn)化以及工業(yè)的迅速發(fā)展，污水處理行業(yè)排放的污泥量在2020 年達到6000 萬噸[1]。污泥危害大，但實際有效處置率卻不到30%，其處理成本占廢水處理運營總成本的50%[2]。垃圾填埋[3]、海洋傾倒[4]、農用等傳統(tǒng)的污泥處理處置方法存在過多占用場地、污染土壤和近海水域環(huán)境等問題。為了增加固體廢物的利用價值，污泥焚燒是另一種傳統(tǒng)的處理方法。焚燒產生熱量并大幅減少污泥體積，但由于有毒副產物如二英的排放使焚燒法的應用受到了限制[5-6]。因此，開發(fā)兼具成本效益和環(huán)境友好的污泥處理處置方法具有重要意義。其中污泥通過高溫熱解轉化為高附加值的污泥生物炭是解決污泥處理處置問題的一個有發(fā)展前景的途徑。

1 污泥生物炭

1.1 污泥的來源

作為廢水處理過程中的副產物，污泥不僅含有機質而且含重金屬、微生物以及有毒污染物，通常被認為是一種有毒有害廢棄物。根據污泥成分的不同，可分為市政污泥和工業(yè)污泥。市政污泥是一種含有機與無機成分的非均質復雜混合物，在市政廢水處理期間產生，有機質含量較高[7]。工業(yè)污泥是指制漿造紙、紡織、制革等行業(yè)的化肥工業(yè)、鋼鐵工業(yè)、石油化工行業(yè)等廢水處理過程中產生的污泥，重金屬含量較高[8]。不同來源的污泥使得自身所含有的碳、重金屬以及其他雜質含量各不相同，從而導致制備的污泥生物炭的性質和用途不同[9]。目前，多數研究中報道的污泥生物炭來源于市政污泥。

1.2 污泥生物炭的制備

污泥生物炭是指污泥前體經厭氧高溫處理后得到的固態(tài)碳基材料。它的制備方法主要包括傳統(tǒng)熱解法、微波熱解法以及水熱炭化法等[10]。傳統(tǒng)熱解法是指污泥在無氧或者缺氧條件下進行高溫炭化使之熱解的過程[11]。傳統(tǒng)熱解法能耗相對較大，炭化時間較長，并且產生的尾氣容易導致環(huán)境的二次污染。為了縮短制備時間，微波熱解法是指污泥通過吸收微波并轉化為熱量的加熱方式，使污泥內外部整體升溫炭化[12]。這種方法是對傳統(tǒng)熱解法的改良，具有快速、受熱均勻的優(yōu)點。為了進一步降低制備成本，水熱炭化法是在密封條件下，一定的溫度和壓力下對含水污泥加熱炭化[13]。這種方法具有固碳效果好、環(huán)保節(jié)能的優(yōu)點[14]。由于污泥生物炭相對于其他生物炭具有比表面積較大、孔隙結構和官能團豐富以及元素自摻雜的優(yōu)勢，其本身可以作為吸附劑或催化劑在水體污染物的吸附、催化降解和電化學等方面有較多的研究[15-16]。為了進一步提高污泥生物炭在吸附以及催化方面的性能，通常對其在制備過程中進行條件調控、活化以及摻雜改性。有研究發(fā)現(xiàn)活化劑種類、活化溫度、活化時間、金屬離子浸漬比等是影響污泥生物炭性能的重要因素[17]?；罨椒ㄖ饕ɑ瘜W活化和物理活化。常用的化學活化劑包括ZnCl2[18]、KOH[19]、NaOH[20]、K2CO3等。物理活化的主要參數為熱解溫度[21]、氣體氛圍（CO2，NH3）等[22]。Rio 等[23]在制備過程中用CO2氣體對污泥生物炭進行活化，其比表面積可達410m2/g。通過活化作用能夠顯著增加污泥生物炭的比表面積和孔隙結構，增加反應活性位點的暴露[24]。高溫熱解有利于形成高孔隙率和導電率的污泥生物炭，但過高的溫度會使石墨碳層出現(xiàn)塌陷進而影響污泥生物炭的孔隙結構。摻雜改性的方法主要是酸處理[25]、添加有機質[26]、負載金屬納米粒子等[27]。通過改性或負載功能性納米粒子，可以增加污泥生物炭表面的功能性官能團，增加參與反應的活性位點[28]。污泥生物炭作為優(yōu)良的吸附劑已廣泛應用于水中抗生素、重金屬離子、有機污染物、染料等的去除[29]。本文將重點討論污泥生物炭作為一種新型“催化劑”催化活化不同的高級氧化過程以降解水體中的有機污染物。

2 污泥生物炭催化高級氧化過程

污泥經過高溫作用不僅形成了導電石墨碳，還形成了具有氧化還原活性的含氧官能團以及過渡金屬及其氧化物等。這些組分通過高溫作用分散穩(wěn)固在污泥生物炭的炭材料中，并能夠作為催化劑基體或載體促進電子轉移，催化活化過硫酸鹽（PS）、過氧化氫（H2O2）和臭氧（O3）等氧化劑生成硫酸根自由基（·）、羥基自由基（·OH）和超氧自由基（·）與單線態(tài)氧非自由基（1O2）。同時污泥生物炭能夠作為電子供體、受體和媒介，充當電子轉移介質進一步提高催化性能。因此，污泥生物炭在催化PS、H2O2、O3以及光催化等高級氧化過程中得到了廣泛研究。其中，污泥生物炭上的表面官能團、摻雜的雜原子、過渡金屬及其氧化物等是催化反應的關鍵活性位點。

2.1 過硫酸鹽的催化活化

圖1 污泥生物炭“催化劑”活化PMS/PDS的機理示意圖

2.1.1 碳結構和表面官能團

生物炭結構中的氧官能團（—C＝O、—OH、—COOH等）可以作為電子穿梭體調節(jié)生物炭的電子轉移反應和氧化還原性能[34-35]。Duan 等[36]認為PMS 可以在羰基（—C＝O）上裂解，釋放SO4-·。這是因為—C＝O 的氧具有與PMS 結合的強親合性孤對電子，并通過電子轉移破壞O—O 鍵而產生·。電子從污泥生物炭轉移至PS 是生物炭復合催化劑活化PS 的最可能機理：HSO5-/從羰基基團接受一個電子生成·[式(1)、式(2)]；自由基鏈式反應生成不同種類的自由基，如·OH[式(3)、式(4)]。

Sun 等[37]報道了還原氧化石墨烯存在的缺陷結構能夠激活PMS。這是因為缺陷結構導致C原子的電子分布不均勻，電荷處于不平衡狀態(tài)。Wang等[38]利用市政污泥制備污泥衍生生物炭用于活化PMS以降解水中的三氯生，結果顯示污泥衍生炭存在的缺陷結構，能夠激活PMS 產生·和·OH，在120min內去除98.9%的三氯生。

碳催化劑是近年來研究的一種電荷轉移介質，通過石墨碳晶格在非自由基途徑中促進污染物與PDS間的電子轉移[42-43]。Chen 等[44]利用厭氧消化污泥制備了生物炭催化劑（ADSBC），發(fā)現(xiàn)在ADSBC/PDS體系中，磺胺噻唑的氧化降解機理可能與此相似。PDS通過氧化還原反應與ADSBC的表面相互作用，形成亞穩(wěn)定的表面絡合物[45]。污泥生物炭（ADSBC-1000）可以作為電子穿梭體，將電子從吸附于ADSBC 上的有機污染物（電子供體）轉移到活化的PDS（電子受體）。ADSBC-1000 在介導有機污染物到PDS的電子穿梭中發(fā)揮了重要作用。

2.1.2 過渡金屬及其氧化物

過渡金屬（Fe、Mn、Co 等）因具有熱穩(wěn)定性好、使用壽命長、價格便宜且存儲量高等優(yōu)點被廣泛應用于催化領域。其優(yōu)異的催化性能主要是因為過渡金屬的d 軌道價電子的能量與空間的分布特性，不滿的d軌道可接受電子或者電子對形成配合物，降低反應活化能。污泥含有的過渡金屬成分尤其是Fe、Mn 等通過熱解生成穩(wěn)定氧化物分散在污泥生物炭的炭材料體系中，進一步提高了污泥生物炭的催化性能。Fe、Mn、Co 以及Pd 等都對PS 表現(xiàn)出良好的活化性能。因為鐵及其氧化物與其他過渡金屬相比無毒環(huán)保且具有成本效益，所以成為研究最多的過渡金屬。過渡金屬及其氧化物催化PS的反應為式(5)、式(6)。

Wang 等[38]通過市政污泥制備污泥衍生生物炭用于活化PMS 以降解水中的三氯生，研究表明污泥生物炭中的鐵以及氧化鐵（Fe0/Fe3O4）能夠作為激活PMS 的催化活性位點，同時研究表明金屬離子的浸出可以忽略不計，說明雖然有金屬離子的浸出，但不會對整個系統(tǒng)產生不利的影響。Fe0能夠發(fā)生氧化還原反應產生H2O2進而與Fe3+發(fā)生反應進一步生成1O2和·?；旌翔F鹽的污水污泥生物炭作為“催化劑”能夠在pH 2～10的范圍內有效活化PS實現(xiàn)四環(huán)素93.38%的去除，沒有大量的金屬浸出，進一步增大了過硫酸鹽體系的pH 應用范圍[47]。

2.1.3 摻雜元素

氮的引入會破壞原始的碳結構并創(chuàng)造新的反應活性位點。研究表明吡啶態(tài)氮和石墨態(tài)氮在激活PMS中起重要作用。目前為止，關于N在炭質材料催化過硫酸鹽中的作用存在三種機理。第一種機理為石墨態(tài)氮和吡啶態(tài)氮的邊緣可以作為催化活性位點激活PMS，生成SO-4·和·OH[36]。第二種機理為石墨氮和吡啶氮具有較高的電子轉移能力，由于氮的電負性比碳高，石墨態(tài)氮和吡啶態(tài)氮能夠改變相鄰碳的電荷分布，產生帶正電荷的C+，石墨態(tài)氮和吡啶態(tài)氮能夠吸附PMS，帶正電荷的C+與PMS形成鍵合。N摻雜可以有效打破碳體系的惰性，激活sp2雜化碳晶格，促進電子從共價碳體系轉移到PMS 生成SO-4·自由基[48]。Mian 等[49]采用化學處理（NH4OH、KOH 或HCl 處理）和各種熱解條件合成脫水污泥生物炭基催化劑。合成的最佳污泥生物炭基催化劑在PMS/酸性介質中對有機污染物的氧化降解表現(xiàn)出優(yōu)異的催化性能，這一性能優(yōu)于許多先前報道的碳催化劑，進而提出了第三種機理，即酸性橙7（AO7）通過化學/物理鍵合吸附在污泥生物炭催化劑表面，與吡啶氮相鄰的活性C+作為一個催化活性位點，在不釋放自由基的情況下，吸附PMS的O—O鍵，通過sp2碳網格或內部球體相互作用（AO7-PMS）從吸附的AO7 中提取電子轉移至PMS，從而破壞PMS 的O—O 鍵，礦化AO7 成小分子。該研究也表明部分·和·OH自由基在污泥生物炭的—C==O基團上生成。

除了氮摻雜，為了進一步提高污泥生物炭的催化性能，增加反應的活性位點，研究人員通過摻雜負載金屬離子制備了不同類型的污泥生物炭應用于催化活化PMS/PDS降解有機污染物。表1介紹了摻雜改性污泥生物炭活化PS降解污染物類型。

表1 摻雜改性污泥生物炭活化PS降解污染物類型

2.1.4 吸附-催化協(xié)同機制

污泥生物炭催化PS 降解有機污染物的過程中存在吸附-催化協(xié)同作用。污泥生物炭的高比表面積以及無機成分提供吸附位點，通過在碳界面上形成化學鍵（C—O—Fe）協(xié)同促進反應物的吸附和電荷轉移，從而提高催化活性[52]。張志旭等[56]對以市政脫水污泥制備的磁性多孔污泥炭作為新型催化劑活化PDS催化降解四環(huán)素過程進行研究。如圖2所示，四環(huán)素上的—OH與污泥生物炭上的—COOH反應生成酯類吸附在生物炭表面。同時PDS通過氫鍵結合氧元素形成的硅氧烷橋吸附在二氧化硅上，使PDS富集在污泥炭的表面。其表面的Fe(Ⅱ)催化PDS 產生SO-4·和·OH。Wang 等[57]將市政污泥生物炭應用于活化PS 催化降解氯酚，污泥生物炭表面的含氧官能團以及含鐵化合物能活化PS 產生SO-4·和·OH 氧化降解吸附到其表面的氯酚，實現(xiàn)了92.3%的降解率。Wang 等[58]發(fā)現(xiàn)離子態(tài)的過硫酸鹽與污泥生物炭形成硅氧鍵橋并且Fe 可以活化PS產生強氧化劑SO-4·和·OH降解有機污染物。Yin 等[59]利用市政污水污泥制備了污泥衍生生物炭（SDBC），并將其應用于活化PDS 降解SMX。與單一的SDBC 對SMX 的輕微吸附（16.5%）和單一的PDS 對SMX 的直接氧化（10.1%） 相比，復合SDBC/PDS體系對SMX的降解率大幅提高至94.6%，說明該體系中存在吸附-催化協(xié)同機制。

圖2 磁性多孔污泥炭催化PDS降解四環(huán)素的機理圖[56]

2.1.5 活化工藝協(xié)同機制

為了進一步提高污泥生物炭/PS 活化體系的效率，研究人員將污泥生物炭/PS 體系與其他活化體系如超聲活化相結合，大大提高有機污染物的降解效率。Diao等[60]研究了脫水污泥生物炭（BC）在超聲（US）條件下活化PS 降解雙酚A。結果表明，在BC/PS/US 工藝中，超聲活化與污泥生物炭活化結合催化PS 降解雙酚A 具有明顯的協(xié)同效應。雙酚A在80min內降解率可達98%。BC/PS/US法是過硫酸鹽體系分解顯著有效的方法，并且污泥生物炭在連續(xù)運行5次后表現(xiàn)出相對的穩(wěn)定性。

污泥生物炭在過硫酸鹽催化氧化方向已有大量研究成果和應用，但是催化氧化過程中伴隨著有機污染物中間體以及大量硫酸根的產生。因此進一步提高過硫酸鹽催化氧化效率以實現(xiàn)污染物完全礦化并減少副產物產生，是今后研究中應當關注的重點。

2.2 催化H2O2反應

在類芬頓系統(tǒng)中，研究者發(fā)現(xiàn)污泥生物炭的金屬、雜原子摻雜的碳結構以及官能團可以作為電子轉移的介質使H2O2分解產生·OH降解水體中的有機污染物。特別是鐵泥，通過高溫熱解作用，F(xiàn)e等過渡金屬能夠負載到結構穩(wěn)定的污泥生物炭中，金屬溶出較小，并且可以多次循環(huán)使用，降低水處理的成本。

2.2.1 內部結構和官能團

污泥生物炭的雜原子自摻雜碳結構以及含氧官能團（—C==O）能夠充當電子介質將電子轉移至H2O2發(fā)生反應，產生較強氧化性的·OH 來達到降解有機污染物的目的。污泥生物炭進行酸處理后所產生的sp2C—C 和—C==O 是催化的活性位點[61]?；罨瘷C制可能是單電子轉移至H2O2，同時污泥生物炭體系炭材料中的吡啶氮和吡咯氮也可能是活化H2O2的位點。這主要是因為摻雜電負性更高的N元素后可以改變炭材料的電荷環(huán)境，引入了更大的旋轉密度和電子密度，使其附近相鄰的碳帶正電（C+），為H2O2提供了吸附位點，通過轉移電子破壞O—O健，使H2O2活化。此外，污泥生物炭存在的缺陷邊緣碳原子原本就處于電荷分布不平衡狀態(tài)，因此缺陷的碳結構通常也是活性位點。所以，無論是摻雜還是制造缺陷都能提高污泥生物炭催化H2O2的性能，若是兩者同時存在，還會具有協(xié)同作用。

2.2.2 過渡金屬以及氧化物

在高級氧化技術領域，過渡金屬能夠活化PS、H2O2等氧化劑產生強氧化性的自由基降解污染物。污泥，特別是工業(yè)污泥本身金屬含量比較高，在熱解/炭化制備污泥生物炭的過程中生成了具有催化性能的金屬氧化物（Fe2O3、MnO、Fe3O4等），具有催化H2O2產生·OH 的能力[62]；而且，金屬元素通過高溫的作用形成穩(wěn)定的化學鍵結構分散在生物炭的炭材料體系中，穩(wěn)定性高，金屬溶出性低，均勻分布的活性位點提高了催化活性。污泥生物炭與鐵系化合物（Fe3O4，α-Fe2O3）通過形成Fe—O—Si化學鍵而緊密的結合，使催化劑具有較高的穩(wěn)定性[63-64]。通過負載或者浸漬等方法，國內外學者對以污泥生物炭為載體的復合非均相催化劑開展了廣泛而深入的研究[65-67]。同時對于污泥生物炭催化作用的內部協(xié)同機制展開了探討，主要包括吸附-催化協(xié)同機制、多金屬活性位點協(xié)同機制以及多種催化方式協(xié)同機制等。Li等[68]利用污水污泥制備了一種新型的低成本可回收污泥生物炭催化劑，污泥生物炭一方面可以通過吸附作用有效富集環(huán)丙沙星，另一方面釋放Fe2+和Fe3+活化H2O2生成的·OH主導了環(huán)丙沙星的降解。Gu 等[69]利用脫水污泥合成了一種新型非均相類Fenton 催化劑-污泥衍生磁性多孔炭。進一步研究表明，污泥衍生磁性多孔炭可作為一種高效的雜化催化劑用來吸附和降解萘染料。污泥中存在的Fe、C、Si、Al 具有協(xié)同催化作用。碳平面和二氧化硅有助于分散催化活性中心和提供吸附位點以富集有機污染物。Fe2O3和Al2O3為Haber-Weiss引發(fā)的反應提供了催化中心。Lyu等[70]以多功能磁性污泥生物炭（MSBC）為基礎，通過微波（MW）催化H2O2降解吸附于MSBC 表面的雙酚A，同時MSBC 的吸附位點可以再生。微波輻射的效應、鐵氧化物催化和碳電荷轉移誘導的H2O2激活具有協(xié)同作用。在MW+H2O2體系中，吸附積累在MSBC 上的雙酚A 能有效降解，·OH、·O-2和h+參與反應并發(fā)揮了關鍵作用。在MW+H2O2體系中，吸附富集低濃度有機污染物和催化降解的多功能材料具有很好的節(jié)能效果。為了減少H2O2和Fe的投加，研究人員通過一定方法對傳統(tǒng)芬頓反應進行改良，形成了類芬頓反應，如電芬頓[71]、光芬頓[72]產生H2O2催化生成·OH氧化降解有機污染物，也得到顯著的效果。

基于過氧化氫的芬頓反應，雖然能夠實現(xiàn)污染物的快速降解，但是其反應對環(huán)境pH 有較強的依賴性。在符合芬頓反應的環(huán)境條件下，污泥生物炭的金屬離子溶出率較高，由此引起的二次污染問題值得重點關注。

2.3 催化臭氧反應

污泥生物炭可以作為加速O3分子分解生成·OH的促進劑。在非均相催化O3氧化的反應過程中，污泥生物炭中的堿性基團以及金屬及其氧化物能有效促進O3形成·OH，生成的·OH 則可以在催化劑表面和溶液中引發(fā)自由基鏈式反應，使難降解有機污染物快速降解。

2.3.1 堿性基團

污泥生物炭表面有大量的酸性或者堿性基團，這些酸性或堿性基團的存在，特別是羥基、酚羥基的存在，使污泥生物炭具有催化臭氧的能力。史宇濱等[73]研究了pH 對于造紙污泥生物炭催化O3氧化降解橙黃Ⅱ的影響，在酸性條件下，污泥生物炭（SAC/O3）體系中橙黃Ⅱ主要以吸附-氧化的形式去除，而在堿性條件下，污泥生物炭對橙黃Ⅱ的吸附作用減弱，橙黃Ⅱ主要以催化降解的形式去除，說明堿性條件有利于污泥生物炭對O3的催化氧化。O3分子可以與污泥生物炭表面羥基通過氫鍵、靜電作用力等形成五元環(huán)，然后通過電子轉移的方式分解形成自由基[74]。Xu等[75]將市政污泥經熱解轉化為含碳催化劑催化O3氧化降解對苯二酚，堿性基團—OH 對O3有一定的催化作用。李璐等[76]通過叔丁醇消除自由基實驗得出市政污泥基活性炭促進了O3氧化產生·OH；同時發(fā)現(xiàn)了污泥基活性炭的表面官能團是影響其催化活性的重要因素。堿性基團含量高的污泥生物炭體系有利于催化反應的進行。

2.3.2 過渡金屬及其氧化物

污泥生物炭中的金屬及其氧化物不僅可以活化H2O2，而且還可以催化O3氧化。污泥生物炭可以吸附O3和有機污染物，O3在金屬以及金屬氧化物表面分解形成·O。·O既可與吸附在污泥生物炭表面的有機污染物反應，也可脫附形成·OH。為了增強污泥生物炭的催化性能，研究人員通過一定方法摻雜金屬元素以提高污泥生物炭的金屬含量。陳美玲等[79]采用固相混合法摻雜Mn、Cu 制備了鋼渣污泥陶粒催化劑催化O3氧化煉油廢水，MnO2和CuO為催化O3的主要活性組分，總有機碳去除率達90%。另外通過化學共沉淀法以污泥基活性炭為基質制備不同過渡金屬（Mn、Co和Cu）摻雜的鐵磁污泥基活性炭催化O3氧化氯苯甲酸，該體系符合羥基自由基反應機理，經計算得到?OH對氯苯甲酸的去除率為78.5%[80]。利用二沉池生物污泥與化學污泥結合的復合污泥活性炭對羅丹明B的去除率遠高于O3單獨作用與污泥活性炭單獨吸附二者作用之和。污泥生物炭提供了較高的比表面積以及所含的金屬氧化物促進了O3分解產生·OH[81]。Huang等[82]制備的MnOx/污泥炭在草酸礦化過程中表現(xiàn)出良好的催化活性。反應機理包括MnOx催化O3表面反應和·OH 和草酸溶液的反應。但是，在污泥生物炭催化臭氧的反應過程中，仍舊存在臭氧利用率較低的問題。由于臭氧在水中的溶解率較低，因此如何在實際應用中提高臭氧利用率依舊是需要進一步解決的問題。

2.4 光催化反應

污泥生物炭不僅可以催化氧化劑（PS/H2O2/O3）降解有機污染物，而且在光催化領域也有應用。TiO2是有效的光催化劑，通過將TiO2負載到污泥生物炭上可以有效提高光催化降解有機物的效率。Jamil等[83]采用溶膠-凝膠法制備了TiO2/污泥生物炭材料用來光催化降解酒黃石染料。與單獨二氧化鈦的氧化效率（不到20%）相比，TiO2/污泥具有較高的光催化氧化效率（90%以上），證明了TiO2與污泥生物炭具有協(xié)同效應。這不僅歸因于污泥生物炭具備多孔結構，提供了更多的活性位點，而且歸因于污泥生物炭中的碳結構以及金屬（Al，Mg）降低了TiO2的可見光響應帶隙，加速了電子-空穴對的分離[84]。利用污泥熱解法和殼聚糖浸鈦法合成的TiO2/Fe/Fe3C 雜化污泥生物炭復合材料對亞甲基藍的降解具有吸附-催化性能。亞甲基藍通過π-π和氫鍵吸附到污泥生物炭表面，同時季氮、Fe3C 和Fe2+催化H2O2生成·OH，Ti3+催化O2生成·O2-[85]。污泥生物炭里的無機成分通過與金屬成分結合有助于降低光催化激發(fā)能。Chen等[86]合成了水熱炭化污泥基材料和構建了可見光分子氧活化體系，水熱炭化污泥（HTC-S）與草酸鹽結合降解各種有機污染物。結果表明，HTC-S中的鐵可以螯合草酸在可見光下活化O2生成H2O2，并促進H2O2分解產生·OH，HTC-S/草酸體系的降解速率幾乎是鐵氧化物/草酸系統(tǒng)的5～20 倍。在草酸溶液中，這些含鐵黏土礦物在可見光下比普通氧化鐵更容易被激發(fā)，這主要是因為硅物種與高溫超導中的鐵物質強烈相互作用形成Fe—O—Si鍵，降低了高溫超導的草酸鐵絡合物激發(fā)能。目前污泥生物炭在光催化領域的應用主要局限于催化劑在污泥生物炭表面的負載或者與光催化劑合成復合材料，但是光催化劑與污泥生物炭復合材料對催化效率提升的協(xié)同作用尚未深入研究，同時進一步提升光催化效率也是未來發(fā)展的方向。

綜上所述，污泥生物炭催化PS/H2O2/O3/光催化各個反應過程的機理總結如圖3所示。污泥生物炭本身的碳結構和表面官能團、摻雜雜原子以及過渡金屬及其氧化物作為催化的反應位點，可以充當電子供體、電子受體、電子媒介，催化PS/H2O2/O3以及光催化反應產生活性氧化物質（·、·OH、自由基和1O2非自由基）降解水體中的有機污染物。同時由于污泥生物炭成分的復雜性，高級氧化體系中往往存在多種機制之間的協(xié)同作用，進一步增強了催化降解的性能。

圖3 污泥生物炭“催化劑”活化PS/H2O2/O3/光催化的機理過程

3 結語與展望

污泥通過高溫炭化轉化為污泥生物炭并將其作為“催化劑”降解有機污染物是一種高附加值資源再利用的途徑。污泥生物炭能夠催化活化PMS/PDS、H2O2、O3以及光催化反應，具有良好的催化性能、較高的穩(wěn)定性和可回收性。為了進一步提高催化效率，可通過各種物理修飾和有機/無機的化學改性改良污泥生物炭。非金屬如C、O、N 等形成的碳結構以及表面官能團和過渡金屬如Fe、Mn 及其氧化物在污泥生物炭中形成的各種金屬相結構，可作為催化過程中的活性位點。作為一種新型的“催化劑”，污泥生物炭優(yōu)勢明顯，應用前景廣闊。未來，關于污泥生物炭在催化領域的發(fā)展方向應著力以下幾點。

（1）污泥生物炭的成分較為復雜，含有重金屬。因此，為了確定不同重金屬在污泥生物炭體系中的浸出行為，需要對金屬穩(wěn)定機理進行詳細的研究。遴選污泥中有效組分，實現(xiàn)污泥生物炭催化劑的設計和定向催化，是未來研究污泥生物炭催化的重點之一。

（2）污泥生物炭作為一種“催化劑”分散在反應體系中發(fā)生反應。污泥生物炭結構的改良方法比如磁性分離和構造固體三維結構使其在體系中易回收將成為進一步研究的重點。

（3）污泥生物炭催化劑應用在工業(yè)規(guī)模上處理廢水中有機污染物的可行性要進一步分析，使之更具價值效益，形成良態(tài)可持續(xù)發(fā)展模式。