2025, Vol. 46
2. 天津市水质科学与技术重点实验室，天津 300192;
3. 中国城市建设研究院有限公司，北京 100120
, BAI Long-xiao1,2 , LIU Ling-jie1,2
, ZHONG Yuan1,2 , BI Yan-meng1,2 , QIU Chun-sheng1,2 , YU Jing-jie1,2 , MENG Fan-sheng1,2 , WANG Si-yu3
2. Tianjin Key Laboratory of Aquatic Science and Technology, Tianjin 300192, China;
3. China Urban Construction Design & Research Institute Co., Ltd., Beijing 100120, China
人工湿地是一种模拟天然湿地的低碳绿色污水处理技术, 利用土壤、植物和微生物等协同作用对多种污染源进行处理. 由于其投资和运营成本低、处理效果稳定且具有观赏性等优点, 人工湿地备受关注. 同时, 人工湿地具有强大的生态功能, 包括生物多样性保护、水源净化与保护、气候调节、野生资源开发以及生态环境科学研究等方面[1]. 目前, 人工湿地被广泛应用于污水处理厂二级出水、城市尾水[2]、养殖废水以及工业废水处理等领域[3].
基质是影响人工湿地净化能力和使用寿命的重要因素. 人工湿地对污染物的去除主要依靠基质的过滤和吸附作用, 同时基质也支持植物和微生物的生长. 基质通常需要具备较大的比表面积, 以增强微生物的附着能力, 并提高对污染物的吸附能力. 此外, 基质的化学组成结构决定了其对污水中离子的交换和吸附能力. 目前, 常用的基质包括砂、砾石、沸石、石灰石、页岩、塑料和陶瓷等[1].
生物炭是一种由生物质（如木材、植物或农业废弃物）经过高温无氧或缺氧条件下热裂解而制成的碳材料, 具有孔隙度高、比表面积大和吸附能力强等特点. 近年来, 生物炭被广泛应用于污水处理、水质净化、废气处理以及生态修复等领域[4]. 在人工湿地系统中, 生物炭可以作为基质, 改善人工湿地的运行性能. 本文综述了生物炭在人工湿地中的作用性能、作用机制以及应用前景, 以期为后续生物炭在人工湿地中的相关研究和应用提供支撑.
1 传统人工湿地中的生物炭种类及在人工湿地中应用 1.1 传统生物炭的种类及应用生物炭的制备原料来源广泛. 目前, 农业、食品工业和林业的生物废弃物是制备生物炭的主要来源[5], 包括农林业废弃物的木材、秸秆和果壳等[6]. 此外, 工业和城市生活中产生的有机废弃物如垃圾、污泥和动物粪便等[7], 也常制备成生物炭, 以实现资源回用. 不同原料制备的生物炭性能有所区别, 并在人工湿地系统中发挥着不同的作用.
目前, 较多应用的是以植物类原材料制备的生物炭, 如秸秆、芦苇和核桃壳等. 这类原料种类丰富、易获取, 制成的生物炭含碳量高、孔隙率大并且结构强度大[8]. 生物炭在人工湿地中的应用过程中, 主要强化了人工湿地系统对总氮（total nitrogen, TN）、总磷（total phosphorus, TP）、化学需氧量（chemical oxygen demand, COD）和氨氮的去除性能. 此外, 生物炭具有多孔结构和较高的孔隙率, 为微生物提供了良好的生存环境, 有助于微生物的生长, 进而提高了污染物的去除率[9].
目前, 秸秆等植物基生物炭的制备材料来源广泛, 制备和改性方法较为成熟[10]. Wang等[11]对秸秆生物炭基质处理城市尾水进行了研究, 将生物炭和砾石混合, 作为人工湿地基质, 生物炭和砾石的粒径分别为2~8 mm和2~10 mm. 由于生物炭重量轻、结构强度差, 易造成基质堵塞, 过量的生物炭添加会降低基质的渗透性, 而少量添加生物炭会导致氨氮去除率下降. 因此, 为获得相对最优的人工湿地底物生物炭添加量, Wang等[11]设置了一系列不同体积比的对照实验, 发现生物炭添加体积比为25%时效果最佳. 同时, Wang等[11]利用人工湿地系统处理城市尾水时, 无植被的人工湿地基质在15 d达到污染物吸附饱和, 氨氮和COD的去除率开始下降, 而有植被的人工湿地系统中氨氮和COD的去除率仍持续提高, 说明生物炭有利于根际微生物和植物的生长, 促进植物对氮的去除, 同时, 生物炭吸附的无机磷有利于植物根系将无机磷转化为有机磷, 提高了TP的去除率. 类似地, Kasak等[12]在种植香蒲的水平潜流人工湿地基质中添加体积比为10%的木质生物炭, 其研究发现, 生物炭的投加显著提高了地上和地下部分植物的生物量, 分别为空白组的1.9倍和1.5倍, 且TN和TP去除率分别达到20.0%和22.5%. Nguyen等[13]在垂直流（vertical flow, VF）和自由水面（free-water surface, FWS）人工湿地两级处理系统中添加生物炭, 并结合植物协作（槟榔芋和美人蕉）, 可以将生活污水处理达到灌溉标准（越南）. 此外, Zhou等[14]在潜流人工湿地中添加生物炭后, 有效强化了系统内植物根系对污染物的吸收, 同时增强了微生物群落的丰富度, 有效提高了人工湿地对污染物的去除效率. 此外, 生物炭作为人工湿地系统的填料基质对特殊污废水的净化也有较好的效果. Zhao等[15]研究发现, 使用风车草制备的生物炭通过吸附固定耐盐好氧反硝化菌, 可以提高潮汐流人工湿地对含盐废水的脱氮能力, TN去除率提高20%左右, 且生物炭的添加提高了脱氮相关功能基因nirS和nirK的丰度. Chang等[16]将核桃壳生物炭作为垂直地下流人工湿地系统的基质, 用于重金属含量高且酸度高（pH=4.0）的矿山废水的处理. 研究发现, 生物炭的投加能够有效吸附矿山废水中Cu、Cd、Zn、Cr和Fe等重金属, 随后通过金属沉淀以及植物吸收等途径实现污水处理和金属资源回收.
近年来, 甲壳类生物壳[17]、动物粪便和剩余污泥[18]等固体废弃物也常用于生物炭的制备. 相比植物基的生物炭, 该原材料制备的生物炭往往灰分含量更低、孔隙率更大, 但是表面官能团相对较少. 固体废弃物类型的生物炭对污染物的去除主要依靠吸附作用[19]. Wang等[11]制备的小龙虾壳生物炭, 具有较大的比表面积和多孔结构, 可以用于吸附污水中的磷酸盐. Regkouzas等[20]研究发现, 以污水处理厂的剩余污泥为原料制备的生物炭由于其中挥发性有机物的去除, 存在许多微孔结构, 使其拥有更大的比表面积, 因此具有了较强的吸附能力, 对饮用水和污水厂出水中有机微污染物可以实现67%~99%和35%~97%的去除率. 但是, 该原材料中往往含有氮、硫、氧等元素, 在制备生物炭过程会产生污染性气体造成二次污染, 因此, 污泥基生物炭的制备过程中需辅助尾气处理装置.
此外, 生物炭的特性受到制备方法影响, 例如热解温度对其寿命有显著影响. 有研究表明, 热解温度高于500 ℃可导致较长的半衰期. 高热解温度可增加生物炭的总碳含量和比表面积, 从而促进土壤的物理化学特性改善[21]. 在热解过程中, 会产生固体、液体和气体产物, 其中气体包括CO2、H2和NO等[22], 通过控制热解条件, 如温度和时间, 可以调节气体的产生量. 然而, 目前针对大规模生物炭制备产生的气体后续处理的研究较少, 这也是未来一个重要研究方向.
此外, 在人工湿地系统的实际运行过程中, 生物炭的吸附饱和会导致污染物去除率下降. 目前, 解决生物炭吸附饱和的主要措施是酸洗法和碱洗法, 使吸附饱和的生物炭解吸再生. Kizito等[23]将吸附磷酸盐至饱和的秸秆类生物炭置于0.1 mol·L-1的硫酸溶液中, 发现生物炭的解吸率可达到75%~88%, 再生的生物炭对磷酸盐的吸附量可到5.62 mg·g-1. Chintala等[24]研究发现, 利用HCl（1 mol·L-1）和KOH（1 mol·L-1）将生物炭悬浮液的pH调节至9, 保持pH恒定摇匀12 h, 生物炭对硝酸盐的解吸率更高, 且再生的生物炭对硝酸盐的吸附率也较高.
综上所述, 生物炭的原材料和制备方法对运行效果具有重要影响[25], 且生物炭对污染物的吸附饱和及再生问题, 仍然是一个亟待解决的难题. 因此, 优化生物炭的制备方式, 减少制备过程对环境的影响, 有利于推动生物炭的实际应用, 提升人工湿地系统的净化效率和可持续性.
1.2 改性生物炭的种类及应用近年来, 许多研究关注到利用不同的改性技术对已制备的生物炭进行改性, 以提高生物炭对污染物的去除性能, 或增强其对特定污染物的去除能力. 在人工湿地系统中, 针对生物炭基质进行改性的方法主要分为物理法和化学法, 包括酸碱改性、金属氧化物及金属盐改性和粘土矿物改性等, 如图 1所示.
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图 1 生物炭改性方法 Fig. 1 Modification methods of biochar |
生物炭经改性后, 可以有效强化其对污染物的吸附性能. Shang等[26]制备了镧氨热改性生物炭并在模拟人工湿地中投加（体积比为10%）, 结果表明, 添加改性生物炭的人工湿地总磷去除率相对于空白组（未添加改性生物炭）提高了14.8%. Wang等[27]研究发现, 控制NaOH浓度在0.05~0.1 mol·L-1之间时, 改性生物炭的空隙间灰分减少, 提高了生物炭的比表面积和孔容, 强化了生物炭的污染物吸附能力. Wang等[28]将秸秆生物炭冻融循环改性后, 再利用酸碱以及高锰酸钾进行二次改性, 发现改性生物炭对城市尾水污染物的去除率显著提高. Jia等[29]将竹材制备的生物炭经HCl活化并包覆铁（FeCl3·6H2O）改性, 构建了石英砂+土壤+铁改性生物炭为基质的人工湿地系统, 其研究发现, 改性生物炭显著提高了系统的脱氮性能, 可以用于低碳氮比的废水处理. Kang等[30]的研究中发现, 铁（FeCl3）改性生物炭不仅提高了人工湿地的脱氮性能, 还提高了参与多环芳烃降解的微生物相对丰度, 有助于提高系统对多环芳烃的去除能力. 类似地, Shen等[31]制备的铜[Cu（NO3）2]改性生物炭也强化了人工湿地中去除多环芳烃的微生物丰度, 同时强化了人工湿地中植物对多环芳烃的去除率. 此外, 在人工芦苇床湿地中添加硫酸改性生物炭, 除草剂莠去津的去除率由50%提高到70%, 废水中COD的去除率由66.7%提高到86.7%[32].
生物炭的改性不仅会影响其比表面积和表面官能团, 还会改变其孔隙的结构和大小分布. 改性后生物炭由于其结构和理化性质的变化, 影响其对污染物的去除性能, 且改性方式和改性剂的不同直接影响生物炭对污染物的吸附性能和机制.
利用氧化剂对生物炭进行表面氧化改性, 可以增加生物炭表面含氧酸官能团数量, 提高生物炭对不同重金属的吸附能力[33]. Baccar等[34]利用KMnO4作为氧化剂, 提高了活性炭的吸附能力, 引入了大量含氧官能团, 改善了吸附剂表面的化学特性, 结果表明, KMnO4处理后的活性炭对铜的吸附能力提高了3倍. 同样表面还原改性可提高生物炭表面碱性官能团的含量, 尤其是含氮官能团, 用氨水活化椰壳制备的椰浆, 使其对铅的吸附效率提高了2倍[35].
酸碱改性也是改变生物炭表面特性最常用的方法. Wang等[27]研究发现, NaOH改性的秸秆生物炭可以有效提高生物炭的比表面积和孔体积, 同时含氧官能团数量的增加提高了生物炭的吸附能力. Wang等[28]利用NaOH、KMnO4和H2SO4对玉米秸秆生物炭进行改性, 发现在KMnO4强氧化改性的影响下容易造成生物炭结构破坏, NaOH改性有利于增加生物炭的含氧官能团, 而H2SO4改性使生物炭拥有更大的孔隙率和更低的灰分, 同时有利于增加生物炭的酸性官能团, 强化了生物炭的吸附能力.
金属及金属氧化物改性生物炭通常用于增强生物炭的孔隙性能和含氧官能团. 重金属与生物炭之间可以形成阳离子—π键、离子交换、静电吸引和表面络合等, 强化生物炭的吸附能力[36]. 其中生物炭的吸附对废水中有毒污染物及重金属的去除也被认为是近年来最有前途的处理方法, 但生物炭对重金属的吸附效率低限制了其的实际应用, 因此依托改性生物炭的研究逐渐出现[37], 其中Bakshi等[38]利用低成本赤铁矿浸渍低灰分生物质, 然后通过共热解合成零价铁-生物炭, 有效的去除了饮用水中的砷. 而对于Cd（Ⅱ）污染, 通过锰改性生物炭可以有效吸附, 这是因为锰改性生物炭具有一定的表面碱度, 这有利于增强与带正电荷的Cd（Ⅱ）的静电吸引力, 从而去除Cd（Ⅱ）[39]. Shang等[26]发现镧-氨改性的水热生物炭（lanthanum-ammonia-modified hydrothermal biochar, La-A-HC）对人工湿地除磷性能增强, 去除率达到90.9%, 发现La-A-HC的内层配位使TP转化为生物不可利用的磷, 提高了基质对磷的吸附能力, 同时强化了系统内聚磷菌丰度, 促进了磷的吸收和代谢.
除此之外通过电解法实现金属对生物炭的改性也可以强化人工湿地脱氮除磷性能[40], 研究结果表明电解法生物炭效果要优于普通生物炭, 原因在于生物炭可以吸附电极附近的电解产物, 同时生物炭还可通过阴极铁离子改性强化对氮、磷盐的吸附作用, 而阴极产生的氢气可用于氢自养反硝化细菌去除硝酸盐, 阳极的铁原位产生的三价铁絮凝剂则有效去除了磷酸盐, 可见二者耦合相互协同有效提高了人工湿地的脱氮除磷效果.
综上, 改性生物炭对人工湿地系统脱氮除磷的强化、温室气体的减少以及重金属的去除十分有效, 但是如何大规模生产并推广实际应用仍有待深入探究.
2 生物炭在人工湿地中的作用机制生物炭具有比表面积大, 吸附能力强, 表面含有大量官能团等优点, 在人工湿地系统中对污染物的去除作用主要为物理吸附和化学催化作用. 此外, 生物炭的疏松多孔结构, 可以为微生物提供附着位点, 加快生物膜的形成, 并有效提高生物量, 强化人工湿地系统对污染物的去除能力.
2.1 增强人工湿地系统的渗透性基质是人工湿地的重要组成部分, 主要由土壤、砂土和砾石等构成, 为湿地植物和微生物提供了生存的基础. 基质为微生物提供稳定的附着表面, 同时也为水生植物提供了生长的支撑和所需的营养物质. 然而, 常规的人工湿地基质存在诸多问题, 例如渗透系数低、易堵塞和传质不均等[41].
生物炭具有孔隙率大且性质稳定的特点, 可以有效提升人工湿地的渗透性, 减缓垂直流人工湿地基质易堵塞的问题. 此外, 生物炭可以有效改善人工湿地中基质效果单一以及运行操作复杂的问题[42]. Toková等[43]研究发现, 在人工湿地系统中添加20%的生物炭后, 基质孔隙率增加了12%, 渗透系数由2.12 cm·h-1增加至10.0 cm·h-1. 类似地, Zhou等[44]在垂直流人工湿地基质中添加4%的生物炭后, 基质渗透系数从7.00 cm·h-1增加到9.50 cm·h-1, 有效缓解了人工湿地表面的阻塞问题. 类似地, Ji等[45]在垂直流人工湿地中的入口和出口区域填充陶粒, 并将生物炭（体积分数为50%）置于两层惰性物质之间（即沙子和砾石等）, 有效避免了系统的堵塞.
人工湿地系统渗透性的增强, 有助于基质中微生物及水生植物的根系更充分地与水体中污染物接触, 提高污染物的去除效率. 此外, 在传统人工湿地添加生物炭作为基质, 有利于改善基质的透气性, 增强系统中气体透过性[46], 为好氧反应提供所需的氧气.
2.2 吸附作用生物炭因其疏松多孔的结构以及表面多样的理化性质, 具有较强的污染物吸附能力. 生物炭对污染物的吸附作用主要包括分配作用和表面吸附作用, 同时也存在其他微观吸附机制, 例如孔隙截流作用[47]、生物炭与污染物的极性匹配[48]和生物炭的表面官能团吸附[49]等, 这些特性有利于生物炭吸附水中各类污染物[50, 51].
在人工湿地系统中, 生物炭作为基质表现出对各类污染物强大的吸附能力（图 2）, 使系统中的植物根系和微生物能够充分接触污染物, 从而增强了人工湿地系统的传质能力, 进而提高了污染物的去除效率[9]. Bolton等[52]在两个中试规模的水平流人工湿地系统中投加生物炭后, TP的去除率达到97%, 比对照组提高了6%. Gupta等[53]研究发现, 添加生物炭的水平流人工湿地系统中, TN去除率达到58.2%, 高于未添加生物炭的空白组（34.31%）. 此外, Nguyen等[13]利用生物炭作为人工湿地系统的基质, 总大肠菌群的去除率提高至70%, TP、生化需氧量（biochemical oxygen demand, BOD）和总悬浮固体（total suspended solids, TSS）的去除率分别为91%、95%和99.7%.
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图 2 生物炭在人工湿地中的作用机制 Fig. 2 Mechanisms of biochar in constructed wetland |
生物炭因其较大的比表面积和表面负电荷, 可以有效吸附氨氮、硝酸盐氮、磷、重金属以及抗生素等污染物[54, 55]. Zhuang等[56]研究表明, 相对于空白组, 添加生物炭的人工湿地系统中, COD、氨氮和TN去除率分别提高了9%、45%和78%. 生物炭的表面带有一定的正负电荷, 是离子键形成的本质, 包括静电吸引和静电排斥, 是离子有机化合物和可电离有机化合物吸附的主要机制. 有研究表明, 生物炭对四环素、磺胺类抗生素和双酚A污染物的吸附过程主要是静电吸附作用[57].
生物炭表面大量的官能团使其具有不同的吸附特性[58], 如含氧官能团（羧基和内酯基等）的表面相互作用（氢键和n—π相互作用）对极性芳香族污染物及抗生素有较强的吸附性能[59, 60]. Cheng等[61]提出, 生物炭对重金属吸附的5种机制, 即络合、阳离子交换、沉淀、静电相互作用和化学还原. Luo等[62]研究发现, 牦牛粪制备的生物炭可以有效吸附诺氟沙星、磺胺嘧啶和土霉素3种抗生素, 主要是由于羧基、醛基和羟基的阳离子桥接和表面络合作用. 此外, Li等[63]研究发现, 由于羧基、氨基、羟基和酚基的存在, 生物炭对重金属表现出很强的亲和力. Samsuri等[64]发现, 虽然空果穗生物炭的比表面积较低, 其表面的含氧官能团（如羧基和羟基）产生络合作用和静电作用仍可吸附大量的重金属砷. 类似地, 生物炭对重金属铬也有较强的吸附性能, 且主要吸附机制为与含氧官能团的络合、阳离子交换以及静电吸引[65, 66]. 除此之外, 官能团间氢键和π—π键相互作用也是生物炭对污染物高效吸附的主要原因[53, 67].
综上, 吸附作用是生物炭在人工湿地中发挥作用的关键机制之一, 为人工湿地系统的水质净化提供了重要支持.
2.3 生物炭对植物的影响生物炭保留并富集了生物质中大量的N、P、K和Ca等营养物质, 可以提高土壤肥力, 促进植物生长, 故常被用作土壤改良剂. Pavlicevic等[68]通过添加生物炭和二氧化硅纳米颗粒的混合物, 减轻了植株因受镰刀真菌（Fusarium）的侵染引发的枯萎病, 提高了植物根系对病菌抑制的耐受性. 此外, Gul-Lalay等[69]研究发现, 生物炭与植物根际促生菌共同作用下提高了土壤的理化性质, 包括田间持水量、水分利用率、发芽参数、最终发芽率、发芽势、平均出芽时间、发芽率指数和营养参数, 表明生物炭对植物的活性促进具有积极的作用.
2.4 生物炭对微生物生长及群落结构的影响生物炭由于其疏松多孔的结构可以为微生物提供附着位点, 且生物炭内部孔隙受到的水力冲刷相对较低, 可以最大程度保留生物量[70]. 生物炭在水中释放的溶解性有机物（dissolved organic matter, DOM）可以为微生物提供碳源, 促进微生物的生长. 此外, 生物炭吸附污水中的污染物和溶解氧等物质后, 可沿着表面生物膜深度方向形成梯度变化的微环境, 为不同微生物提供了生存环境[71]. 因此, 生物炭可以有效增强系统中微生物的丰度和多样性, 提高系统对污染物的去除率[72].
在添加生物炭的人工湿地系统中, 生物炭对微生物群落的丰富度和组成产生影响. 有研究发现, 人工湿地系统中存在多种反硝化微生物, 生物炭的投加丰富了增强系统中的脱氮细菌类型, 且脱氮相关功能基因的相对丰度明显提高[73]. Liang等[74]的研究发现, 添加生物炭后, 亚硝化单胞菌（Nitrosomonas）、硝化螺旋菌（Nitrospira）、陶厄氏菌（Thauera）和假单胞菌（Pseudomonas）等功能微生物的相对丰度增加. 此外, Deng等[75]在添加生物炭后, 人工湿地中微生物群落丰富度指数Chao1和多样性指数Shannon均升高, 说明生物炭的投加提高了人工湿地系统的微生物生物多样性和丰富度. Li等[76]研究了生物炭与植物根系的联合作用, 发现生物炭的投加可以改善根际土壤理化性质, 提高根际土壤营养水平, 同时提高了微生物的群落多样性和丰富度.
综上, 生物炭的投加可以显著提高人工湿地系统中脱氮功能细菌的丰度, 优化群落结构, 提高系统对污染物的去除效果.
2.5 生物炭对温室气体排放的影响迄今为止, 人工湿地广泛用于处理不同类型的废水, 并在降解不同污染物的过程中, 产生诸如N2O、CO2和CH4等温室气体[77]. 有研究发现, 生物炭通过调节微生物和植物的生长环境, 可以减少人工湿地中温室气体的排放[45, 78], 但是生物炭对温室气体排放的影响机制仍有待深入探究. Ji等[45]研究发现, 添加了生物炭的人工湿地系统中, N2O排放量由113 μg·（m2·h）-1降至75.0 μg·（m2·h）-1, CH4的排放量也有所降低, 推测添加生物炭后使DO增加, 加速了N2O向NO2--N的转化. Ji等[79]研究发现, 改性生物炭的投加, 人工湿地微生物mcrA和nosZ基因丰度增加, 且pmoA/mcrA和nosZ/（nirK + nirS）比例增加, 显著减少了CH4在人工湿地中的合成通路, 从而降低了CH4的排放. 类似地, Harter等[80]研究发现, 生物炭的添加促进了在水分饱和的土壤微观环境中N2O还原细菌（含有nosZ基因）的活性, 发现生物炭的添加刺激了nosZ的转录, 进而降低了N2O的排放.
然而, 有研究发现, 生物炭的添加也会增加温室气体如N2O和CO2的排放[81]. Guo等[82]研究了不同C/N下生物炭对人工湿地温室气体排放的影响, 发现随着C/N的升高, 添加生物炭的组别相比不添加的对照组N2O和CO2排放显著降低, 但CH4的排放量增加. Jiang等[83]的研究发现, 添加生物炭后显著提高了生物炭对N2O的减排能力, 但促进了CH4的合成通路导致了CH4的释放. Chen等[84]研究发现生物炭作为一种导电材料, 可能促进了产甲烷菌与产酸菌间的种间电子转移, 从而促进了CH4的形成.
目前, 关于对生物炭对温室气体排放的影响尚没有统一定论, 仍有待进一步探究生物炭对温室气体排放的影响机制.
3 生物炭在人工湿地中的应用前景及展望综上, 生物炭在人工湿地中的应用展现出广阔的前景, 为湿地生态系统的修复和水质改善提供了新的可能性. 首先, 生物炭作为基质具有良好的传质性, 能够有效缓解人工湿地系统的堵塞问题. 其次, 生物炭的多孔结构和高比表面积使其成为理想的吸附剂, 有望用于去除湿地水体中的重金属、有机物和营养物质, 从而提高人工湿地的水质净化效能. 此外, 将生物炭添加到土壤中有望改善湿地的土壤结构, 提高土壤保水能力和养分保持, 有利于湿地植物的生长和生态系统的微生物多样性.
尽管生物炭在人工湿地中的应用已经得到了一定程度的实验和中试规模验证, 但在实际的人工湿地应用中仍然面临一些挑战, 其中包括生产成本、碳排放和潜在的环境风险等问题. 因此, 需要进一步深入研究生物炭的原材料选择、控制生产过程中产生的气体以及生物炭再生利用等方面.
通过对这些关键问题进行研究, 可以为生物炭在人工湿地生态系统中的应用提供更多的技术支持和理论依据. 这样的努力有助于使人工湿地系统发挥更大的环境效益, 实现生态环境可持续性发展的目标.
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