隨著城市化和工業(yè)化進(jìn)程的加劇，化肥農(nóng)藥、畜禽養(yǎng)殖、食品加工、機(jī)械制造等人類活動(dòng)使大量的氮、磷進(jìn)入水體環(huán)境。當(dāng)水中氮、磷含量分別超過1.2mg∙L-1和0.1mg∙L-1時(shí)，就會(huì)出現(xiàn)富營養(yǎng)化現(xiàn)象。而水中積累的氮、磷會(huì)導(dǎo)致水質(zhì)、水生生物和整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)逐漸惡化。因此，削減水體氮、磷濃度，使其達(dá)到水環(huán)境可容納水平具有重要意義。
目前，針對(duì)水體氮、磷污染治理的技術(shù)方法主要有吸附法、混凝沉淀法、生物濾池、生物反應(yīng)器、人工濕地等。其中人工濕地因操作簡單、成本低、維護(hù)便捷等優(yōu)勢被廣泛關(guān)注。人工濕地對(duì)污染物的去除主要依賴于基質(zhì)吸附、微生物代謝及植物吸收，其中基質(zhì)不僅可通過吸附、過濾作用去除氮、磷，還能為植物和微生物生長提供載體和養(yǎng)分，是影響人工濕地處理效果的重要因素。濕地基質(zhì)主要分為天然礦物、工業(yè)副產(chǎn)物和人造基質(zhì)。但天然礦物的吸附效果較差；工業(yè)副產(chǎn)物易造成二次污染；人造基質(zhì)的成本高，工程應(yīng)用較少。萬正芳等研究了29種常用基質(zhì)對(duì)水中氮、磷的吸附特性，發(fā)現(xiàn)這些基質(zhì)的孔隙度和飽和吸附量較低，對(duì)氮、磷的最大吸附量分別為1.7mg∙g-1、1.052mg∙g-1。因此，尋求廉價(jià)高效的新型填料十分重要。
目前，針對(duì)水體氮、磷污染治理的技術(shù)方法主要有吸附法、混凝沉淀法、生物濾池、生物反應(yīng)器、人工濕地等。其中人工濕地因操作簡單、成本低、維護(hù)便捷等優(yōu)勢被廣泛關(guān)注。人工濕地對(duì)污染物的去除主要依賴于基質(zhì)吸附、微生物代謝及植物吸收，其中基質(zhì)不僅可通過吸附、過濾作用去除氮、磷，還能為植物和微生物生長提供載體和養(yǎng)分，是影響人工濕地處理效果的重要因素。濕地基質(zhì)主要分為天然礦物、工業(yè)副產(chǎn)物和人造基質(zhì)。但天然礦物的吸附效果較差；工業(yè)副產(chǎn)物易造成二次污染；人造基質(zhì)的成本高，工程應(yīng)用較少。萬正芳等研究了29種常用基質(zhì)對(duì)水中氮、磷的吸附特性，發(fā)現(xiàn)這些基質(zhì)的孔隙度和飽和吸附量較低，對(duì)氮、磷的最大吸附量分別為1.7mg∙g-1、1.052mg∙g-1。因此，尋求廉價(jià)高效的新型填料十分重要。
本研究以剩余污泥為原料制備生物炭，構(gòu)建污泥生物炭基人工濕地，并以沸石基人工濕地作為對(duì)照。探究污泥生物炭對(duì)人工濕地處理實(shí)際生活污水的強(qiáng)化效果，討論HRT對(duì)生物炭基人工濕地脫氮除磷的影響，并通過靜態(tài)吸附實(shí)驗(yàn)和表征數(shù)據(jù)確定污泥生物炭對(duì)TP的吸附效果、吸附機(jī)理及其解吸再生性。以期為污泥廢棄物資源的再利用及生物炭強(qiáng)化人工濕地處理污水的實(shí)際運(yùn)用提供數(shù)據(jù)支撐。
1、方法與材料
1.1 實(shí)驗(yàn)材料
1.1.1 基質(zhì)來源
試驗(yàn)所用沸石購于河南某廠，粒徑分別為3-5mm、8-16mm、16-32mm，用自來水清洗5次后自然風(fēng)干。污泥取自安徽省某污泥高干脫水炭化廠，取回后自然風(fēng)干，研磨置于自封袋中備用。污泥生物炭采用限氧升溫炭化法熱解制備：取已研磨的污泥用鋁箔紙密封包裹，置于馬弗爐中，以15℃·min-1升溫到500℃熱解3h，自然冷卻至室溫后取出，研磨篩選3-5mm粒徑的污泥生物炭置于自封袋中備用。
1.1.2 進(jìn)水水質(zhì)
試驗(yàn)用水取自安徽省合肥市某污水處理廠，取回的污水儲(chǔ)存在150L的PE水箱中。進(jìn)水水質(zhì)參數(shù)見表1。
1.2 試驗(yàn)裝置的構(gòu)建與運(yùn)行
如圖1所示，試驗(yàn)裝置由儲(chǔ)水裝置、供水裝置、蠕動(dòng)泵和三組人工濕地填料柱組成。儲(chǔ)水裝置是一個(gè)容積為150L的PE水箱。供水裝置是一個(gè)容積為8L的水桶，水桶口處固定100目過濾網(wǎng)，用來截留懸浮物。三組填料柱均由亞克力材料制成，半徑和高分別為5cm和20cm，記為濕地A、B、C。濕地A為對(duì)照組（未添加生物炭的沸石基濕地系統(tǒng)）、B和C組為添加生物炭的濕地系統(tǒng)。三組濕地的底層均為承托層，填充5cm沸石（粒徑Φ=16-32mm）；中層均填充5cm沸石（粒徑Φ=8-16mm）；濕地A的頂層僅填有5cm沸石（粒徑Φ=3-5mm），而濕地系統(tǒng)B和C的頂層為沸石（粒徑Φ=3-5mm）與污泥生物炭（Φ=3-5mm）混合填充5cm，體積比V生物炭：V沸石分別為1:2和1:1。填料柱頂部5cm處設(shè)有出水收集口。
生活污水通過潛水泵從儲(chǔ)水裝置轉(zhuǎn)移至供水裝置中待用。采用垂直流進(jìn)出水方式，將供水裝置中污水用蠕動(dòng)泵自下而上地引入濕地A、B、C，模擬上行垂直流人工濕地。三組填料柱并聯(lián)運(yùn)行，蠕動(dòng)泵采用三通道同時(shí)同量地間歇性進(jìn)水方式，每運(yùn)行3h停3h，1天運(yùn)行4次。
1.3 生物炭基人工濕地對(duì)生活污水的處理效果
試驗(yàn)期間平均氣溫約22℃，濕地穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)間為75d，前35d設(shè)計(jì)HRT為3d，進(jìn)水流量為0.28mL∙min-1，后40d設(shè)計(jì)HRT為2d，進(jìn)水流量為0.42mL∙min-1。每隔2-3天在上午9:00-10:00之間采集進(jìn)出水樣品，測定COD、TP、TN、NH4+-N、NO3--N含量。對(duì)比三組人工濕地對(duì)生活污水的處理效果，分析污泥生物炭對(duì)濕地的強(qiáng)化作用。探究不同HRT對(duì)三組人工濕地處理生活污水的影響。TP采用鉬酸銨分光光度法（GB/T11893-89），COD采用重鉻酸鉀法（GB/T11914-89），TN采用堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法（HJ636-2012），NH4+-N采用納氏試劑分光光度法（HJ535-2009），NO3--N采用紫外分光光度法（HJ/T346-2007）。
1.4 污泥生物炭對(duì)TP的靜態(tài)吸附試驗(yàn)
1.4.1 投加量實(shí)驗(yàn)
稱取0.1~1g生物炭加入100mL、3mg∙L-1的TP溶液中，在25℃、180r·min-1條件下恒溫震蕩24h。取樣過0.45um濾膜后測定TP含量，并計(jì)算污泥生物炭對(duì)TP的吸附量。
式（1）中，Qe為平衡吸附量；C0為TP初始濃度；Ce為吸附平衡時(shí)TP濃度；V為溶液體積；m為污泥生物炭投加量，g。
1.4.2 吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)
稱取0.5g生物炭于100mL離心管中，加入50mL、2.5mg∙L-1TP溶液，用去離子水為背景溶液，于25℃、180r·min-1條件下恒溫震蕩24h。分別于20、40、60、90、120、180、240、360、480、660和1440min取樣，過0.45um濾膜后測定TP的含量。同時(shí)設(shè)置空白和平行。
采用準(zhǔn)一級(jí)、準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)、Elovich和顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型進(jìn)行擬合，如式（2）~（5）所示：
式（2）~（5）中，Qe為平衡吸附量，mg·g-1；Qt為t時(shí)刻吸附量，mg·g-1；k1是準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)，min-1；k2是準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)，min-1；a、b分別為吸附和解吸速率常數(shù)，g·mg-1·min-1，g·mg-1；kid為顆粒內(nèi)擴(kuò)散速率常數(shù)，mg·g-1·min-0.5；Ci為常數(shù)，表示生物炭邊界層；t為時(shí)間，min.
1.4.3 等溫吸附實(shí)驗(yàn)
配置初始濃度為2.5~50mg∙L-1的TP溶液，將0.1g生物炭置于50mLTP溶液，待吸附平衡后取樣過0.45um濾膜，測定TP的含量。
利用Langmuir和Freundlich等溫吸附模型進(jìn)行擬合，方程如下：
式（6）~（7）中，Qm為飽和吸附量，mg·g-1；Ce為吸附平衡時(shí)濃度，mg·g-1；KL是Langmuir的平衡常數(shù)；KF是Freundlich的特征常數(shù)；n為吸附強(qiáng)度。
1.4.4 吸附機(jī)理實(shí)驗(yàn)
采用掃描電鏡—能譜分析（SEM-EDS）測定吸附前后生物炭的外貌結(jié)構(gòu)及元素變化，采用傅里葉紅外光譜（FTIR）分析吸附前后生物炭表面官能團(tuán)，采用X射線衍射儀（XRD）分析吸附前后生物炭的礦物質(zhì)成分變化。
1.5 污泥生物炭的安全性和再生性
為探究污泥生物炭在廢水中應(yīng)用的安全性，采用HJ557-2010《固體廢物浸出毒性浸出方法水平振蕩法》測定生物炭的重金屬浸出毒性。將1g生物炭分別加入20mL，pH=2~10（HCl和NaOH調(diào)節(jié)）的純水溶液，置于25℃、110r·min-1條件下恒溫震蕩8h后，靜置16h后取樣過0.45um濾膜，測定重金屬的濃度。
通過解吸實(shí)驗(yàn)探究污泥生物炭的再生方法。取0.1g吸附飽和的污泥生物炭，分別加入0.1mol∙L-1NaCl、KCl、CaCl2、純水、NaHCO3等溶液中連續(xù)解吸4次，每次解吸2h，測定TP濃度。再取0.1g吸附飽和的污泥生物炭，加入50mL，0.05~0.5mol∙L-1NaHCO3中單次解吸6h，測定TP濃度。確定最適解吸方法。
2、結(jié)果與討論
2.1 污泥生物炭對(duì)人工濕地處理生活污水的強(qiáng)化效果
2.1.1 污泥生物炭對(duì)COD去除效果的影響濕地A、B、C對(duì)COD的去除效果
如圖2所示，由于COD進(jìn)水濃度波動(dòng)較大，三組濕地的出水COD濃度均不穩(wěn)定，但整個(gè)運(yùn)行期間，三組濕地對(duì)COD的去除效果較好，出水濃度均低于40mg·L-1，達(dá)到國家《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918-2002）一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。當(dāng)HRT=3d時(shí)，濕地A、B、C的出水COD濃度最低可達(dá)11.4、7.1、6.2mg·L-1，而當(dāng)HRT減小為2d時(shí)，三組濕地的出水COD濃度明顯增加。這主要是因?yàn)?/span>HRT降低后，污水與濕地的接觸時(shí)間減少，有機(jī)物不能得到充分地吸附和降解。也說明較長的HRT更有利于濕地去除有機(jī)污染物。因此，實(shí)際應(yīng)用可用HRT=3d作為運(yùn)行參考。
從表2可以看出，濕地A、B、C對(duì)COD的平均去除率為75.19%、79.89%和82.75%。對(duì)比濕地A，污泥生物炭基濕地系統(tǒng)B、C對(duì)COD的去除率分別提升了4.7%和7.56%，說明污泥生物炭可有效提高濕地對(duì)COD的去除率，添加量越大對(duì)COD的去除效果也越好。這是因?yàn)闈竦?/span>B、C不僅可通過微生物作用降解COD，還可通過生物炭的靜電引力和分子間氫鍵作用來吸附COD。此外，通過差異性分析發(fā)現(xiàn)，添加生物炭的濕地B、C與A之間的COD去除率具有顯著性差異，但濕地B與C之間的差異性不顯著，這說明生物炭的添加對(duì)COD的去除具有顯著影響，但其投加量對(duì)COD的去除效果影響不顯著。
2.1.2 污泥生物炭對(duì)氮去除效果的影響
圖3（a）、（b）和（c）反映了濕地A、B、C對(duì)氮的去除和轉(zhuǎn)化情況。由圖可知，運(yùn)行初期，三組濕地中NH4+-N和TN的去除效果較低，由NH4+-N轉(zhuǎn)化的NO3--N量也較少。這是因?yàn)樵陂_始階段，濕地系統(tǒng)中微生物未達(dá)穩(wěn)定狀態(tài)，溶解氧（DO）也得不到充分利用，硝化和反硝化作用均受限，此時(shí)氮的去除主要依賴于基質(zhì)的吸附。隨運(yùn)行時(shí)間的增加，三組濕地對(duì)NH4+-N的去除效果逐漸提高，NO3--N積累明顯。
對(duì)比不同HRT條件下的運(yùn)行情況，當(dāng)HRT=3d時(shí)，濕地A、B、C的NH4+-N平均出水濃度為7.09、5.56、4.95mg·L-1，TN平均出水濃度為13.19、11.54、10.14mg·L-1，僅濕地C的出水指標(biāo)達(dá)到國家一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。當(dāng)HRT=2d時(shí)，濕地A、B、C的平均NH4+-N出水濃度上升到10.28、7.83、7.08mg·L-1，平均TN出水濃度分別升高到19.51、16.03、14.53mg·L-1。這說明HRT減小，抑制了硝化和反硝化作用的進(jìn)行，不利于微生物利用DO，從而降低了NH4+-N和TN的去除效果。
從表2可知，濕地A、B、C對(duì)NH4+-N的平均去除率為57.53%、66.33%和69.5%，對(duì)TN的平均去除率為32.23%、42.09%和48.22%。對(duì)比濕地A，濕地B、C對(duì)NH4+-N和TN的去除率均提高10%以上，說明污泥生物炭的添加對(duì)NH4+-N和TN的去除有明顯的強(qiáng)化作用。這主要有兩個(gè)原因：一是生物炭的孔狀結(jié)構(gòu)發(fā)達(dá)，可提高氧氣在濕地中的傳質(zhì)速率，從而提高硝化作用，促進(jìn)了NH4+-N的去除；二是生物炭的含碳量較高，可以為反硝化微生物提供碳源，其內(nèi)部缺氧環(huán)境也可進(jìn)一步促進(jìn)反硝化作用，提高脫氮效果。此外，通過差異性分析發(fā)現(xiàn)，污泥生物炭的投加對(duì)濕地去除NH4+-N和TN的效果影響顯著，而投加量對(duì)濕地脫氮效果并沒有顯著影響。
2.1.3 污泥生物炭對(duì)TP去除效果的影響
從圖4可以看出，隨著運(yùn)行時(shí)間的增加，濕地A對(duì)TP的去除率逐漸降低，而污泥生物炭基濕地B、C對(duì)TP的去除率較穩(wěn)定。這可能與沸石對(duì)TP的吸附能力有限，而污泥生物炭對(duì)TP的吸附能力更好有關(guān)。當(dāng)HRT=3d時(shí)，濕地A、B、C出水TP的平均濃度為1.58、0.82、0.49mg∙L-1。濕地C的TP出水濃度遠(yuǎn)低于其它濕地，這表明污泥生物炭的添加極大地提高了TP的去除效果。而當(dāng)HRT=2d時(shí)，三組濕地的出水TP濃度均有明顯的升高，但添加生物炭的濕地系統(tǒng)B、C升幅較小。這說明較長的HRT更有利于TP的去除，并且當(dāng)HRT減小時(shí)，添加污泥生物炭濕地的出水TP可更快恢復(fù)穩(wěn)定。
如表2所示，濕地A、B、C對(duì)TP的平均去除率分別為41.24%、73.4%、82.01%，添加高比例生物炭的濕地C比未添加生物炭的濕地A的去除率提高了近1倍。這表明污泥生物炭對(duì)去除TP發(fā)揮了重大作用。TP的去除主要通過基質(zhì)吸附和微生物同化，而Vymazal等研究證明了在濕地去除TP的過程中，微生物同化作用的貢獻(xiàn)率少于8%。因此，基質(zhì)的吸附作用可能是濕地除磷的主要途徑，這也說明了污泥生物炭對(duì)磷的吸附是提高濕地除磷率的關(guān)鍵。通過差異性分析發(fā)現(xiàn)，濕地系統(tǒng)A、B、C三者之間的TP去除率均具有顯著性差異，這說明污泥生物炭的添加及其投加量對(duì)TP的去除效果影響顯著。
2.2 污泥生物炭對(duì)TP的吸附特性
基于污泥生物炭對(duì)人工濕地除磷的優(yōu)異性能，進(jìn)一步探究污泥生物炭對(duì)TP的吸附效果。
2.2.1 污泥生物炭吸附TP的最適投加量
污泥生物炭的投加量與TP去除率的關(guān)系如圖5所示，當(dāng)投加量在2~10g∙L-1時(shí)，TP的去除率隨投加量的增加而迅速上升。當(dāng)投加量為10g∙L-1時(shí)，TP的去除率為73.6%。投加量增加到20g∙L-1時(shí)，TP去除率僅增加到84.35%。而生物炭對(duì)TP的吸附量隨投加量增加卻逐漸下降，當(dāng)投加量從2g∙L-1增加到20g∙L-1，吸附量從0.38mg/g下降至0.13mg/g。這是由于在生物炭投加量少時(shí)，其表面的吸附位點(diǎn)能被TP充分利用，從而單位質(zhì)量的生物炭對(duì)TP的吸附量就較高，而隨著投加量增加，溶液中TP總量保持不變，導(dǎo)致生物炭上吸附位點(diǎn)空余，從而單位質(zhì)量的吸附量就會(huì)降低。因此，從經(jīng)濟(jì)和效率角度考慮，認(rèn)為10g∙L-1為污泥生物炭除磷的最佳投加量。
2.2.2 污泥生物炭對(duì)TP的吸附動(dòng)力學(xué)特性
如圖6所示，污泥生物炭在前6h對(duì)TP的吸附速率較大，吸附量達(dá)飽和吸附量的90%以上。隨時(shí)間推移，吸附量仍在增加，但增幅減小，12h時(shí)基本達(dá)到吸附平衡。這是由于初始階段，生物炭的表面吸附位點(diǎn)較多，以表面吸附為主，吸附速率大。隨時(shí)間推移，表面吸附位點(diǎn)逐漸飽和，吸附速率取決于TP進(jìn)入生物炭內(nèi)部吸附位點(diǎn)的速度，吸附速率下降。對(duì)比4種動(dòng)力學(xué)模型擬合的R2值可知，準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合的R2值最大，擬合效果最好，說明污泥生物炭對(duì)TP的吸附速率主要受化學(xué)吸附機(jī)制的影響。而準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和Elovich方程的擬合系數(shù)R2均在0.9以上，擬合效果較好，這說明污泥生物炭對(duì)TP的吸附包括了液膜擴(kuò)散、表面吸附和顆粒內(nèi)擴(kuò)散三個(gè)過程。
2.2.3 污泥生物炭對(duì)TP的等溫吸附特性
由圖7可知，當(dāng)初始濃度為2.5mg∙L-1時(shí)，平衡吸附量最小，僅為0.18mg∙g-1，隨初始濃度增加，平衡吸附量呈現(xiàn)先增大后平緩的趨勢。這主要是由于低濃度時(shí)，生物炭表面可提供足夠多的吸附位點(diǎn)，隨著濃度增加，吸附位點(diǎn)飽和，吸附量增幅減小。根據(jù)圖7中擬合參數(shù)可知，Langmuir模型的擬合系數(shù)R2更大，擬合效果較好。這表明污泥生物炭對(duì)TP的吸附主要是單層吸附，吸附以靜電引力和氫鍵作用為主，生物炭表面的各個(gè)吸附位點(diǎn)之間不存在相互作用。根據(jù)參數(shù)Qm可知，污泥生物炭對(duì)TP的最大吸附量為1.42mg∙g-1。萬正芬等研究了29種常用濕地填料對(duì)TP的吸附特性，發(fā)現(xiàn)29種填料中鋼渣對(duì)TP的吸附效果最好，吸附量為1.052mg∙g-1，而石灰石、沸石等天然填料的最大吸附量僅在0.3mg∙g-1左右。與這些常用濕地填料的吸附量相比，污泥生物炭對(duì)TP的吸附量較大、成本低，且能有效緩解污泥處理處置問題，具有一定的市場競爭優(yōu)勢。
2.2.4 污泥生物炭對(duì)TP的吸附機(jī)理
FTIR表征了吸附前后污泥生物炭表面官能團(tuán)的變化。如圖8（a）所示，吸附前生物炭在3450cm-1處吸收峰來自于醇和酚類-OH分子間氫鍵產(chǎn)生的締合峰，在2932cm-1處為飽和烷烴C-H鍵的伸縮振動(dòng)峰，在2534cm-1處表現(xiàn)為羧酸的O-H締合峰，在1635cm-1處吸收峰是由烯烴的C=C的伸縮振動(dòng)引起，在1447cm-1處為甲基的面內(nèi)彎曲振動(dòng)峰，在1033、692cm-1處分別為醇、酚類C-O伸縮振動(dòng)峰和O-H面外彎曲振動(dòng)峰，在784cm-1處對(duì)應(yīng)的是芳香烴的γ-CH面外彎曲振動(dòng)峰，在471cm-1處的特征峰為Si-O-Si的振動(dòng)吸收峰。吸附后，污泥生物炭中醇和酚類的-OH、C-O伸縮振動(dòng)峰和O-H面外彎曲振動(dòng)峰分別移至移至3448、1035、695cm-1，飽和烷烴C-H鍵的伸縮振動(dòng)峰消失，甲基的面內(nèi)彎曲振動(dòng)峰移至1402cm-1，芳香烴的γ-CH面外彎曲振動(dòng)峰移至783cm-1，這可能是由于吸附過程中磷酸鹽與污泥生物炭的官能團(tuán)及Ca、Al等陽離子發(fā)生配位絡(luò)合作用。羧酸的O-H締合峰消失，這主要與羧酸中O原子與磷酸鹽發(fā)生了氫鍵鍵合作用有關(guān)。因此，污泥生物炭表面有大量的羥基、羧基、烴基等官能團(tuán)，污泥生物炭對(duì)TP的吸附過程存在官能團(tuán)絡(luò)合作用。
吸附前后污泥生物炭的XRD圖如圖8（b）所示，吸附前污泥生物炭在多處出現(xiàn)石英（SiO2）衍射峰。此外，在2θ=25.64°、28.15°、42.61°、61.45°和64.15°處出現(xiàn)的衍射峰，對(duì)應(yīng)是剛玉（Al2O3）、氟石（CaF2）、石榴石（Fe3Al2(SiO4)）、方解石（CaCO3）和石灰石（CaO），這些物質(zhì)均與污泥生物炭吸附磷有關(guān)。其中Al2O3和CaF2可與磷酸根反應(yīng)生產(chǎn)沉淀，CaO可在水中解離出羥基離子與磷酸鹽結(jié)合形成沉淀。吸附后，生物炭在2θ=25.64°、61.45°、64.15°處的Al2O3、CaCO3、CaO峰值消失，28.15°處CaF2的峰值有明顯減弱，而且吸附后的衍射峰出現(xiàn)Ca5(PO4)3F、AlPO4等沉淀物質(zhì)。因此，礦物質(zhì)沉淀作用存在于污泥生物炭對(duì)磷的吸附過程中。
根據(jù)圖9中SEM圖，可以看出吸附前污泥生物炭表面呈現(xiàn)不規(guī)則褶皺和大量不均勻、大小不一的裂紋與空隙，具有多孔性結(jié)構(gòu)且孔結(jié)構(gòu)疏松粗糙，這與污泥本身結(jié)構(gòu)松散不均勻有關(guān)。而吸附磷后的污泥生物炭表面有明顯的白色附著物，部分空隙和孔結(jié)構(gòu)被覆蓋，說明污泥生物炭對(duì)磷的吸附存在表面物理吸附作用。結(jié)合XRD分析可知，白色附著物與吸附過程中產(chǎn)生的Ca5(PO4)3F、AlPO4等沉淀物質(zhì)有關(guān)。通過EDS分析發(fā)現(xiàn)吸附后的生物炭表面P、O元素含量明顯增多，進(jìn)一步證明磷被吸附在污泥生物炭表面。
2.3 污泥生物炭的安全性和再生性
2.3.1 使用安全性評(píng)價(jià)
污泥中重金屬在熱解過程中會(huì)以氧化態(tài)或殘?jiān)鼞B(tài)的形式存在于生物炭中。為評(píng)估污泥生物炭的使用是否會(huì)對(duì)環(huán)境造成二次污染，對(duì)生物炭中重金屬的浸出毒性進(jìn)行測定。結(jié)果如表3所示，不同pH條件下Ni和Cr的浸出量均為0。Zn、Cu、As、Cd的浸出量隨pH的減小而增加，在中性水環(huán)境中浸出量為0，在酸性條件下浸出濃度最大，分別為0.705、0.019、0.008、0.002mg∙L-1。因此，污泥生物炭中重金屬的浸出量較低，未超過城鎮(zhèn)污水廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)，將其用于廢水處理并不會(huì)對(duì)環(huán)境造成二次污染。
2.3.2 污泥生物炭的解吸再生
為實(shí)現(xiàn)污泥生物炭的再生，對(duì)吸附后生物炭的解吸方法進(jìn)行研究。如圖10（a）所示，對(duì)比5種溶液連續(xù)4次的解吸效果，結(jié)果發(fā)現(xiàn)NaCl、KCl、CaCl2、純水、NaHCO3等鹽溶液的總解吸率分別為50.46%、30.22%、8.08%、27.26%和95.58%，NaHCO3的解吸效果最好，說明NaHCO3比其它溶液對(duì)TP的置換能力更好。NaHCO3的用量對(duì)TP單次解吸率的關(guān)系如圖10（b）所示，0.5mg∙L-1NaHCO3對(duì)TP的單次解吸率可達(dá)到97.41%。因此，在實(shí)際應(yīng)用時(shí)，可考慮采用0.5mg∙L-1NaHCO3對(duì)吸附TP的污泥生物炭進(jìn)行解吸。
3、結(jié)論
（1）污泥生物炭可顯著提高人工濕地對(duì)生活污水中TP、TN、NH4+-N和COD的去除效果，其中對(duì)TP的強(qiáng)化效果最好，去除率提高近1倍。高比例的生物炭投加量能實(shí)現(xiàn)更高的脫氮除磷效果。
（2）在HRT=3d條件下，以沸石和污泥生物炭為基質(zhì)構(gòu)建的上行垂直流人工濕地系統(tǒng)對(duì)實(shí)際生活污水中污染物的去除效果最好。隨HRT減小，三組濕地對(duì)TP、TN、NH4+-N和COD的去除效果均有明顯降低，而添加污泥生物炭濕地系統(tǒng)的出水水質(zhì)可更快恢復(fù)穩(wěn)定。
（3）污泥生物炭對(duì)TP的吸附動(dòng)力學(xué)符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，吸附過程主要包括液膜擴(kuò)散、表面吸附和顆粒內(nèi)擴(kuò)散。吸附等溫線符合Langmuir模型，最大吸附量為1.42mg∙g-1。采用0.5mg∙L-1NaHCO3可對(duì)飽和吸附的污泥生物炭進(jìn)行解吸再生。
（4）污泥生物炭對(duì)TP的吸附機(jī)理主要包括官能團(tuán)絡(luò)合作用、礦物質(zhì)沉淀作用及物理吸附作用。
（5）與常用濕地基質(zhì)相比，污泥生物炭的吸附量大、成本低、可再生，具有一定的市場競爭優(yōu)勢。將其作為一種新型濕地基質(zhì)，在污水處理行業(yè)具有廣泛的應(yīng)用前景。（來源：安徽省通源環(huán)境節(jié)能股份有限公司，百色學(xué)院）
