王玉，余廣煒，江汝清，林佳佳，汪印

（1中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所，中國科學(xué)院城市污染物轉(zhuǎn)化重點實驗室，福建廈門361021；2中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；3福建省城市固體廢棄物資源化工程技術(shù)研究中心，福建廈門361021）

引 言

目前，厭氧發(fā)酵產(chǎn)沼氣已經(jīng)成為有機固體廢棄物能源化利用的重要方式之一[1]，但該方法面臨著如何實現(xiàn)沼渣資源化處理的問題[2]。沼渣（BR）作為有機廢物發(fā)酵后的產(chǎn)物，在用作有機肥原料時，主要存在兩方面的不足：一方面，沼渣原料來源不同，其安全性和商品性較差，例如餐廚垃圾沼渣的雜質(zhì)含量問題、鹽分問題，畜禽糞污的抗生素問題、重金屬問題等；另一方面，沼渣的資源性較差，由于發(fā)酵過程中即消耗掉一部分有機質(zhì)（約15%），同時沼渣沼液的固液分離過程中又流失了部分營養(yǎng)物質(zhì)，從而導(dǎo)致沼渣作有機肥存在先天的不足。因此，如何實現(xiàn)厭氧沼渣資源化利用是實現(xiàn)有機固廢厭氧發(fā)酵處置的重要限制環(huán)節(jié)[3]。

熱解炭化技術(shù)將沼渣在缺氧或絕氧條件下高溫加熱轉(zhuǎn)化為生物炭，是消除沼渣中的抗生素和病原體、固化重金屬的有效方式之一[4-5]，也是一種極具潛力的沼渣減量化與無害化可持續(xù)性處置方法[6]。王亮才等[7]探究炭化工藝對生活垃圾厭氧沼渣中重金屬的影響后發(fā)現(xiàn)，Cr、Hg等重金屬符合土地肥用標準，而Mn、Zn有效態(tài)含量較高，有利于促進植物生長；Hung等[8]對畜禽沼渣熱解發(fā)現(xiàn)Cd、Ni、Cr和Pb的濃度要低于其方法檢測限，安全性較高。目前，用于土壤改良是生物炭的主要利用途徑[9]，適量添加生物炭可提高土壤肥力從而提高農(nóng)作物生產(chǎn)力[10]。磷元素作為植物生長的重要元素顯得尤為重要，沼渣熱解處理將其豐富的磷元素富集在生物炭中，拓展了土地利用的途徑[11-12]，為后續(xù)土地利用奠定良好基礎(chǔ)。燕燕等[13]對豬糞沼渣熱解發(fā)現(xiàn)磷在生物炭中有明顯的富集且以無機磷為主；Shakib[14]研究不同溫度熱解制備得到的餐廚沼渣生物炭對磷的吸附發(fā)現(xiàn)，熱解溫度從400℃上升到900℃，沼渣生物炭對磷的吸附量也顯著增加，并且將其用于后續(xù)盆栽試驗?zāi)軌蛱岣咄寥婪市?，促進植物生長；Zuo等[15]研究了熱解溫度對畜禽沼渣制備生物炭中磷的遷移轉(zhuǎn)化，發(fā)現(xiàn)熱解可以促進總磷富集，并且多數(shù)磷酸鹽的存在能為植物提供長期的磷供應(yīng)，從而可以成功替代磷礦作為土地修復(fù)的改良劑。

目前，更多的研究集中在熱解條件對沼渣制備生物炭行為及元素磷和重金屬的研究上[16-18]，而對于相同沼渣在不同粒徑下熱解制備生物炭（BRC）過程磷元素以及重金屬存在形態(tài)特征研究依然不足。前期研究[19]對不同粒徑污泥熱解行為進行了初步探究，本文進一步以餐廚垃圾厭氧發(fā)酵沼渣為原料，解析不同粒徑厭氧沼渣熱解制備生物炭過程中對磷的存在形態(tài)的影響，探究重金屬遷移轉(zhuǎn)化，并開展重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評估，為沼渣生物炭資源化利用提供數(shù)據(jù)支撐。

1 實驗方案

1.1 材料

實驗沼渣樣品采自福建省廈門市某餐廚垃圾厭氧發(fā)酵處理廠。將新鮮沼渣置于105℃烘箱24 h烘干至恒重，再將干燥餐廚沼渣進行粉碎并依次過0.15 mm和0.25 mm標準篩，得到三種不同粒徑的沼渣，即d≤0.150 mm，0.150 mm0.250 mm，分別標記為BR1、BR2、BR3，并儲存于真空干燥器中備用。

分別稱取上述3種粒徑的樣品30.0 g裝入管式熱解爐進行熱解，通入20 ml/min的氮氣作為保護氣，以15℃/min的升溫速率從室溫加熱至600℃，恒溫45 min后隨爐冷卻至室溫，得到不同粒徑沼渣熱解生物炭，分別標記為BRC1、BRC2、BRC3，放置于真空干燥器中密封儲存?zhèn)溆谩?/p>

1.2 基本理化性質(zhì)測試

工業(yè)分析參考國家標準《煤的工業(yè)分析方法》（GB/T 212—2001）；元素分析采用德國Elementar公司的元素分析儀（Vario ELⅢ）；礦物元素分析采用荷蘭帕納科公司的X射線熒光光譜分析儀（Axios-MAX）。

1.3 磷元素測試

總磷（TP）：取0.1 g（精確到0.001 g）樣品于消解管中，依次加入5 ml硝酸、2 ml高氯酸和1 ml氫氟酸，放置于GST25-20型消解爐中180℃消解4 h至液體澄清，隨后160℃趕酸5 h后用2%稀硝酸定容至50 ml，采用GB11893—1989《鉬酸銨分光光度法》對消解液進行測定。

磷形態(tài)：采用化學(xué)連續(xù)提取法[20]，將磷分為水溶態(tài)（H2O-P）、NaHCO3提取態(tài)磷（NaHCO3-P）、NaOH溶解態(tài)磷（NaOH-P）、酸溶態(tài)磷（HCl-P）和殘渣態(tài)磷（Res-P）[21]。具體操作步驟如下：（1）H2O-P：準確稱取0.6 g（精確到0.001 g）的烘干樣品，加入60 ml的超純水，置于25℃水浴條件下以250 r/min轉(zhuǎn)速振蕩16 h，10000 r/min離心10 min，將上清液用0.45μm的水系膜過濾得到提取液，殘留固體經(jīng)水洗兩次后于75℃干燥；（2）NaHCO3-P：取步驟(1)中的固體加入0.5 mol/L的NaHCO3（pH=8.5）溶液，與步驟(1)同等振蕩離心過濾干燥；（3）NaOH-P：取步驟(2)固體加入0.1 mol/L NaOH溶液，同樣振蕩離心過濾干燥；（4）HCl-P：取步驟(3)固體加入1.0 mol/L HCl溶液，同樣振蕩離心過濾干燥至恒重；（5）Res-P：將剩余干燥固體稱重后全部進行消解，具體操作與總磷測定方法一致。采取GB11893—1989分別對上述各步驟中獲得的提取液進行磷含量測定，得到各形態(tài)磷含量。用比色法分別測定提取液中無機磷含量，有機磷的含量由總磷與無機磷差減得到。

1.4 重金屬測試

重金屬含量：準確稱量0.1 g（精確到0.005 g）干燥樣品裝入消解管中，依次加入硝酸5 ml、高氯酸2 ml、氫氟酸1 ml，置于GST25-20型消解爐中180℃消解4 h。趕酸5 h后用0.22μm水系膜過濾后用2%稀硝酸定容至50 ml，再用美國Agilent公司的Agilent 7500cx電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS）檢測重金屬Cr、Cu、Zn、As、Cd、Pb含量。

重金屬浸出毒性：重金屬浸出毒性測試參考TCLP法[22]。準確稱取干燥樣品1 g（精確到0.001 g）于50 ml離心管中，加入浸提液（5.7 ml冰醋酸稀釋到1 L）20 ml，在25℃條件下以200 r/min的速率振蕩（18±1）h，在8000 r/min條件下離心10 min，用水系膜(0.22μm)過濾，2%稀硝酸定容至50 ml，再用ICP-MS進行檢測。

重金屬形態(tài)：采用BCR連續(xù)提取法[23]對沼渣及沼渣生物炭中的重金屬形態(tài)進行提取。樣品處理步驟如下：（1）弱酸提取態(tài)（F1）：稱量0.5 g樣品（精確到0.005 g）于50 ml壓蓋圓底離心管中，加入20 ml 0.11 mol/L的醋酸溶液，放置于25℃、200 r/min的水浴條件下振蕩16 h，取出后置于高速離心機中以8000 r/min離心10 min，用0.22μm水系膜過濾于50 ml容量瓶，并用2% HNO3溶液定容；（2）可還原態(tài)（F2）：取步驟（1）中的固相殘渣在75℃干燥后加入20 ml 0.5 mol/L的氯化羥胺溶液，與步驟（1）同等操作得提取液；（3）可氧化態(tài)（F3）：將固相殘渣干燥后加入5 ml 30%的H2O2（以防反應(yīng)過于激烈分兩次加入），在室溫條件下靜置1 h，然后在85℃下加熱1 h后加入5 ml H2O2繼續(xù)加熱，干燥后加入25 ml 1 mol/L的醋酸銨溶液，與步驟（2）同等操作得提取液；（4）殘渣態(tài)（F4）：將步驟（3）提取之后的固體進行105℃烘干至恒重，稱重，將剩余固體殘渣進行消解，過濾定容后測定。將不同形態(tài)的重金屬提取液進行ICP-MS測試，得到不同形態(tài)重金屬含量。

重金屬潛在風(fēng)險評估：重金屬潛在污染風(fēng)險評估具體計算公式[24]如下

式中，Ws為典型重金屬中（F1+F2+F3）的含量，即為可用和潛在態(tài)濃度；Wn為穩(wěn)定態(tài)F4的含量；Cf為單一金屬污染系數(shù)；Er為單項潛在生態(tài)風(fēng)險系數(shù)；Tf為重金屬生物毒性響應(yīng)因子，分別為Cr（2）、Cu（5）、Zn（1）、Cd（30）、Pb（5）和As（10）；RI為潛在風(fēng)險系數(shù)。其潛在生態(tài)風(fēng)險評估指標如表1所示。

表1 潛在生態(tài)風(fēng)險評估指標Table 1 Indices of potential ecological risk assessment

2 實驗結(jié)果與分析

2.1 BR和BRC基本特征

粒徑作為沼渣熱解的一個重要參數(shù)，會改變物料的傳質(zhì)和傳熱過程，進而影響生物炭的特征[25]。表2為沼渣及沼渣生物炭的工業(yè)分析和元素分析。

表2結(jié)果表明，沼渣中固定碳含量較低，而灰分與揮發(fā)分含量較高，分別達到52.55%~62.67%與32.11%~43.01%。隨著沼渣粒徑增加，沼渣生物炭產(chǎn)率明顯降低，這與揮發(fā)分含量保持一致，較高的揮發(fā)分在加熱過程其損失較大。沼渣經(jīng)熱解后灰分增大，含量達76.98%~81.71%；生物炭中C/N、H/C隨著粒徑的增大而減小，說明生物炭中的芳烴縮合程度隨粒徑增大而增大。

表2 沼渣及沼渣生物炭的工業(yè)分析和元素分析Table 2 Physicochemical properties of BR and BRC

表3為不同粒徑沼渣及沼渣生物炭中的礦物元素含量。結(jié)果表明，BR1中Ca含量極高，達到了338.4 mg/kg，其 次 是Cl、Si、Al，含 量 分 別 達 到 了23.90、15.27和11.91 mg/kg。其礦物元素含量Ca>Cl>Si>Al>Fe>Na>Mg>S>K。而BR2和BR3中Ca含量略低，分別達到了306.5和266.5 mg/kg，其他元素含量與BR1差別并不明顯。

表3 不同粒徑沼渣熱解前后礦物元素含量Table 3 The content of mineral elements of BR and BRC

與沼渣相比，沼渣生物炭中的絕大多數(shù)礦物元素含量出現(xiàn)明顯的富集現(xiàn)象。與BR1相比，BRC1中的Na、Cl、K和Mg增加幅度最大，分別為45.98%、41.34%、41.13%和20.16%；與BR2相比，BRC2中的Cl、K、Na、Mg增 加 最 多，增 幅 分 別 為83.27%、72.13%、43.48%、39.35%；與BR3相比，BRC3中的K、Na、Ca、Fe增 加 較 多，增 幅 分 別 為37.25%、11.75%、11.71%、7.23%。沼渣中的Na、Cl、K的含量隨著粒徑增大而增加，而Mg、Al、Si、Ca的含量則隨著粒徑的增大而減少。

2.2 粒徑對沼渣生物炭中磷的影響

2.2.1 粒徑對BR和BRC中有機磷和無機磷的影響B(tài)R和BRC中的總磷、無機磷、有機磷的含量如表4所示。

表4 沼渣及沼渣生物炭中總磷、無機磷和有機磷含量Table 4 The content of total phosphorus，inorganic phosphorus and organic phosphorus in BR and BRC

從表4和圖1（a）中可知，與沼渣相比，熱解后的生物炭中的總磷含量明顯增長，這是因為在熱解過程中，磷幾乎都殘留在沼渣生物炭中，出現(xiàn)了明顯的 富 集 現(xiàn) 象（BR1、BR2和BR3富 集 率 分 別 為99.36%、99.19%和100.64%），田爽爽[26]在研究稻稈制備生物炭中有效元素磷的遷移轉(zhuǎn)化時也得到相同的結(jié)論。同時，不同粒徑沼渣中的總磷含量隨著粒徑的增大而含量略有減少，為BR1（19.484 mg/g）>BR2（18.544 mg/g）>BR3（16.349 mg/g）；經(jīng)熱解后，依然保持類似的趨勢，即BRC1（26.225 mg/g）>BRC2（25.754 mg/g）>BRC3（24.814 mg/g）。主要原因可能是小顆粒的沼渣中的Ca含量更高（表3），促進鈣磷化合物在表面的形成[27-28]。

圖1 沼渣及沼渣生物炭中總磷、無機磷與有機磷含量Fig.1 TP,IP and OP content of BR and BRC

如圖1所示，沼渣及沼渣生物炭中的磷主要以無機磷的形式存在，三種粒徑沼渣中的無機磷占比分別達到了94.62%（BR1）、92.32%（BR2）、94.96%（BR3）；沼渣熱解后生物炭中的無機磷有所增加，分別 為96.61%（BRC1）、97.57%（BRC2）、98.98%（BRC3），而有機磷含量出現(xiàn)明顯下降。其主要原因在于熱解得到的沼渣生物炭中的微生物細胞結(jié)構(gòu)被破壞，說明熱解促進沼渣的有機磷向著無機磷的形態(tài)轉(zhuǎn)換，使得無機磷含量增加，有機磷含量減少[29]。將有機磷轉(zhuǎn)化成無機磷有利于提高磷的生物可利用度[30]。

2.2.2 粒徑對BR和BRC中磷形態(tài)的影響 圖2為沼渣及生物炭中H2O-P、NaHCO3-P、NaOH-P、HCl-P、Res-P的含量。

圖2 不同粒徑沼渣及其熱解生物炭中磷形態(tài)含量比例Fig.2 Distribution of phosphorus content in BR and BRC with different particle sizes

如圖2所示，沼渣及沼渣生物炭中的磷的主要存在形式為HCl-P，而其他幾種磷形態(tài)的含量較少。三種粒徑沼渣原樣中的H2O-P雖然呈現(xiàn)隨粒徑增大而增大的趨勢，但是含量均較低，僅占總磷的0.50%、0.54%和0.61%，這也意味著沼渣中的磷不易流失，較為穩(wěn)定；而NaHCO3-P含量變化規(guī)律與H2O-P相似，隨著粒徑增加而增加，為10.68%（BR1）<11.05%（BR2）<11.82%（BR3）。沼渣中NaOH-P則呈現(xiàn)出隨粒徑增大而減少的趨勢，分別為2.71%、2.62%和2.52%。HCl-P作為磷的主要存在形式，其含量隨沼渣粒徑增大而減少，其含量占比分別為82.73%（BR1）>82.40%（BR2）>81.47%（BR3）。

不同粒徑沼渣熱解制備得到的生物炭中，H2OP、NaHCO3-P和NaOH-P三態(tài)磷含量出現(xiàn)了明顯的下降，而HCl-P和Res-P的含量出現(xiàn)了上升。其中H2O-P和NaOH-P含量極低，可以忽略不計，而NaHCO3-P的含量隨粒徑增大而分別下降到2.49%、2.39%和2.40%；HCl-P的含量呈現(xiàn)出隨粒徑增大而增大的趨勢，分別增加到94.39%、94.72%及94.92%。上述結(jié)果表明，熱解有利于磷元素向著更穩(wěn)定的形態(tài)轉(zhuǎn)化。這主要是因為高溫熱解過程中鈣離子和鎂離子可以與磷酸反應(yīng)形成Ca-P或者Mg-P化合物，并且有機磷酸鹽進一步發(fā)生降解而磷酸鈣逐漸結(jié)晶導(dǎo)致其形態(tài)更加穩(wěn)定[31-32]。

綜上所述，熱解有利于不同粒徑沼渣中H2O-P、NaHCO3-P和NaOH-P向 著HCl-P和Res-P轉(zhuǎn) 化。同時，沼渣粒徑越大，HCl-P含量占比越高。因此，熱解可以促進前三態(tài)的磷向HCl-P和Res-P進行轉(zhuǎn)化，是避免磷流失的一個重要手段。

2.3 粒徑對沼渣熱解制備生物炭過程中重金屬的影響及生態(tài)風(fēng)險分析

2.3.1 粒徑對BR及BRC中重金屬的影響 表5為不同粒徑BR及其BRC中6種典型重金屬元素含量。從中可以看出，BR及BRC中6種重金屬含量次序均為Cr＞Zn＞Cu＞As＞Pb＞Cd。在沼渣原樣中，Cu、Zn元素出現(xiàn)了明顯的隨粒徑增大而升高的趨勢，而其他重金屬未發(fā)現(xiàn)明顯規(guī)律，但是小顆粒的沼渣中的重金屬含量略低于其他粒徑。

表5 不同粒徑熱解前后重金屬總量Table 5 Concentration of heavy metals before and after pyrolysis of different particle sizes

沼渣熱解制備得到的生物炭中的重金屬含量均符合綠化種植土重金屬標準。其中Cr、Zn、As的含量有所上升，而易于揮發(fā)的Cd則出現(xiàn)較大下降趨勢，van Wesenbeeck等[33]通過對污泥中重金屬熱解研究也發(fā)現(xiàn)了這一現(xiàn)象，認為更多的Cd在熱解過程中遷移到氣相產(chǎn)物中去，原因是在高溫條件下碳酸鹽和Cd發(fā)生揮發(fā)[34]。沼渣中的Cr、Zn等重金屬則在生物炭中發(fā)生了富集；隨著沼渣粒徑的增大，對應(yīng)得到的沼渣生物炭中的Cr和As元素含量隨之增加，Zn和Pb元素隨之減少。而Cu和Cd則在不同粒徑沼渣熱解中分布沒有特定的規(guī)律。

2.3.2 粒徑對BR及BRC中重金屬形態(tài)影響 圖3為不同粒徑沼渣在熱解前后重金屬的BCR形態(tài)分布。三種粒徑沼渣原樣中的Cr、Zn、Pb中F4占比最大，BR1、BR2和BR3中穩(wěn)定部分F3+F4分別達到了Cr 93.30%、92.35%和90.19%,Zn 81.08%、80.25%和78.78%,Pb 99.84%、99.83%和99.79%；而Cu的主要形 態(tài) 為F3和F4，F(xiàn)3+F4分 別 達 到 了75.78%、78.48%，73.59%；Cd中的F2和F4占主導(dǎo)地位，其中F4分別達到了38.19%、36.20%和32.15%；As則以F1和F4為主，F(xiàn)3+F4占比分別為50.77%、40.42%和37.31%?？傮w而言，對于Cr、Zn、Pb和As來說，F(xiàn)3+F4呈現(xiàn)出隨粒徑增大而減少的趨勢，而其他元素沒有明顯規(guī)律。

圖3 不同粒徑沼渣熱解前后重金屬形態(tài)分布Fig.3 Distribution of heavy metals before and after pyrolysis of biogas residues with different particle sizes

沼渣熱解制備的生物炭中重金屬形態(tài)分布發(fā)生了一定變化。生物炭中Cr的主要形態(tài)依然是F4，BR1、BR2和BR3中F3+F4含量出現(xiàn)小幅度下降，分別為89.02%、85.62%和83.99%；生物炭中Cu F3+F4隨著粒徑的增大，分別達到99.34%、99.63%和99.98%；沼渣中Zn在熱解之后F4含量有所下降，但是F3含量上升，F(xiàn)3+F4含量分別為73.97%、77.87%和80.59%；沼渣中的Cd在熱解之后F3含量出現(xiàn)大幅度增加，F(xiàn)4并不明顯；沼渣中Pb熱解之后并未發(fā)生太大變化，F(xiàn)3+F4隨著粒徑增大依然達到了98.71%、98.45%和98.20%；沼渣中的As在熱解后F4出現(xiàn)一定程度的增加，而F3則出現(xiàn)下降，導(dǎo)致穩(wěn)定態(tài)F3+F4含量在熱解后依然達到了56.99%、47.67%和39.12%。

綜上所述，沼渣熱解制備生物炭有利于促進重金屬向更穩(wěn)定形態(tài)進行轉(zhuǎn)化，從而降低其環(huán)境生態(tài)風(fēng)險。對于Cr、Pb、As來說，熱解之后的沼渣生物炭中的穩(wěn)定態(tài)F3+F4含量出現(xiàn)隨粒徑增大而減少的趨勢，而Cu、Zn、Cd則出現(xiàn)與之相反的趨勢，主要原因在于比表面積較大的小顆粒物質(zhì)可以使得一些重金屬更快溶解和釋放[35-36]，使生物炭中Cr、Pb、As元素的F4含量下降。

2.3.3 重金屬TCLP浸出毒性分析 表6為不同粒徑BR及BRC中重金屬TCLP浸出濃度變化，圖4為不同粒徑BR和BRC中的重金屬浸出率。結(jié)果表明，隨著粒徑的增大，沼渣及沼渣生物炭中的重金屬浸出濃度表現(xiàn)出不同的趨勢。沼渣BR3中的Cu、As、Zn以及BR2中的Cr、Cd、Pb表現(xiàn)出最大的浸出量，其中Cu、As的浸出量呈現(xiàn)出隨粒徑增大而增大的趨勢，其他元素并未呈現(xiàn)出明顯規(guī)律。但是，6種典型重金屬的浸出量均在閾值之內(nèi)，潛在生態(tài)風(fēng)險較低。除Pb、Cr外，其他重金屬的浸出率均高于2%，其中Cu和As的浸出率超過了18%和24%，且均隨著粒徑增大而浸出量增高。Pb元素的浸出率較低，主要原因是形成的生物炭為堿性，導(dǎo)致Pb(OH)2的形成，而在沉淀的過程中轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定不溶的PbO，最終將其固定在生物炭基質(zhì)中殘留部分[37]；而Cr元素熱揮發(fā)性較低，通常以更穩(wěn)定的F4形式存在[38-39]。

結(jié)合表6和圖4（b）可知，沼渣熱解制備生物炭中的Cr、Cd、As的浸出量隨粒徑增大而變多，Cu則出現(xiàn)相反的趨勢。沼渣原樣中浸出率較低的Cu和As在熱解之后浸出率進一步降低，分別低于1%和8%，表明Cu在熱解過程中主要富集在生物炭中，這與王興棟等[19]研究不同粒徑污泥熱解過程中重金屬的浸出特征保持一致；生物炭中Cd浸出量出現(xiàn)一定幅度增大，但是依然遠遠低于浸出閾值，生態(tài)風(fēng)險較低。

圖4 不同粒徑沼渣（a）及沼渣生物炭(b)中重金屬浸出率Fig.4 Leaching rate of heavy metals in different particle sizes of BR(a)and BRC(b)

表6 不同粒徑沼渣及其生物炭中重金屬的TCLP浸出濃度Table 6 Leaching concentrations of heavy metals in the different mesh of BR and BRC for TCLP tests

2.4 BR及BRC潛在生態(tài)風(fēng)險評估

對BR及BRC進行潛在生態(tài)風(fēng)險評估，Cf、Er、RI值如表7所示。BR1、BR2、BR3的RI分別為70.462、89.875和104.921，潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)隨粒徑增大而增大。三種粒徑沼渣潛在生態(tài)風(fēng)險均為低風(fēng)險水平，熱解得到沼渣生物炭中的RI分別為76.545、72.566、77.745，潛在生態(tài)風(fēng)險為低風(fēng)險水平，這一結(jié)果也與上述重金屬形態(tài)分布和浸出毒性保持一致。

表7 BR和BRC的重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險評估指數(shù)Table 7 Potential ecological risk assessment indices of heavy metals in BR and BRC

3 結(jié) 論

（1）沼渣中的磷主要以HCl-P形式存在，Res-P次之，其余各形態(tài)磷含量較低，總磷含量呈現(xiàn)出隨粒徑增大而降低的趨勢，其中H2O-P和NaHCO3-P含量隨粒徑增大而增大，NaOH-P和HCl-P含量隨粒徑增大而減少，而Res-P中的規(guī)律并不明顯。熱解能夠促進H2O-P、NaHCO3-P和NaOH-P向HCl-P和Res-P進行轉(zhuǎn)化，其中H2O-P和NaOH-P含量下降至極低水平，NaHCO3-P和HCl-P均呈現(xiàn)出隨粒徑增大而增大的趨勢。

（2）隨著粒徑的增大，沼渣中的Cu、Zn含量增加，Cr含量則減少。沼渣生物炭中的Cr、As含量隨粒徑增大而增加，Zn、Pb含量與之相反。沼渣中Cr、Zn、Pb和As中F3+F4呈現(xiàn)出隨粒徑增大而減少的趨勢，沼渣生物炭中Cr、Pb、As的F3+F4含量呈現(xiàn)隨粒徑增大而減少的趨勢，Cu、Zn、Cd則出現(xiàn)與之相反的趨勢。重金屬TCLP浸出量均低于閾值，且潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)均小于150，屬于低風(fēng)險水平。

（3）熱解技術(shù)能夠有效減少磷元素的損失以及穩(wěn)定固化重金屬，并且較小粒徑的沼渣熱解更有利于磷的富集以及降低重金屬的生態(tài)風(fēng)險，因此在工業(yè)應(yīng)用上，在合理的范圍內(nèi)應(yīng)盡可能減小粒徑。