馬潔晨,楊鄭州,陳 建,龔明杰,楊 明,汪 軍,①

(1.安徽省通源環(huán)境節(jié)能股份有限公司，安徽 合肥 230009；2.百色學(xué)院農(nóng)業(yè)與食品工程學(xué)院，廣西 百色 533000)

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、食品加工和機械制造等人類活動使大量氮、磷進(jìn)入水體環(huán)境[1-2]。當(dāng)水中氮、磷質(zhì)量濃度分別超過1.2和0.1 mg·L-1時，就會出現(xiàn)富營養(yǎng)化現(xiàn)象[3]。而水中積累的氮和磷會使水質(zhì)惡化、水生生物受威脅和整個生態(tài)系統(tǒng)退化。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)器和人工濕地等。其中，人工濕地因具有操作簡單、成本低和維護(hù)便捷等優(yōu)勢而受到廣泛關(guān)注[4]。人工濕地對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[5]。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)成本高，工程應(yīng)用較少[6]。萬正芬[7]研究了29種常用基質(zhì)對水中氮、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，對氮、磷的最大吸附量分別為1.7和1.052 mg·g-1。因此，尋求廉價高效的新型填料十分重要。

生物炭是廢棄生物質(zhì)在限氧條件下熱解形成的富炭產(chǎn)物，因其具有原料環(huán)保、成本低和可再生等特點而備受關(guān)注[8]。生物炭對水中氮、磷的去除已有廣泛研究。CHINTALA等[9]研究了玉米秸稈、黃松木屑和柳枝稷3種原料生物炭對磷的吸附特性，發(fā)現(xiàn)玉米秸稈生物炭對磷的吸附效果最好，吸附量可達(dá)0.86 mg·g-1。孟依柯等[10]對木屑生物炭吸附雨水徑流中氮磷效果進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)其對PO43-和NH4+的最大吸附量分別為0.37和0.28 mg·g-1。但關(guān)于生物炭強化人工濕地脫氮除磷的研究較為鮮見，并且相關(guān)研究中進(jìn)水大多是實驗室配制的合成廢水，與實際污水處理廠廢水尚存在一定差異。

筆者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照，探究污泥生物炭對人工濕地處理實際生活污水的強化效果，討論水力停留時間(HRT)對生物炭基人工濕地脫氮除磷的影響，并通過靜態(tài)吸附試驗和表征數(shù)據(jù)確定污泥生物炭對TP的吸附效果、吸附機理及解吸再生性，以期為污泥廢棄物資源的再利用及生物炭強化人工濕地處理污水的實際運用提供數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1基質(zhì)來源

供試沸石購自于河南某廠，粒徑分別為3～5、8～16和16～32 mm，用自來水將其清洗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，經(jīng)研磨后將其置于自封袋中備用。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3 h，自然冷卻至室溫后取出，將研磨篩選得到的3～5 mm粒徑污泥生物炭置于自封袋中備用。

1.1.2進(jìn)水水質(zhì)

試驗用水取自安徽省合肥市某污水處理廠，取回的污水儲存在150 L的PE水箱中。進(jìn)水氨氮(NH4+-N)、總氮(TN)和總磷(TP)質(zhì)量濃度及化學(xué)需氧量(COD)分別為10～30、13～35、2～5和60～150 mg·L-1。

1.2 試驗裝置的構(gòu)建與運行

如圖1所示，試驗裝置由儲水裝置、供水裝置、蠕動泵和3組人工濕地填料柱組成。儲水裝置是一個容積為150 L的PE水箱。供水裝置是一個容積為8 L的水桶，水桶口處固定0.15 mm孔徑過濾網(wǎng)，用于截留懸浮物。3組填料柱均由亞克力材料制成，半徑和高分別為5和20 cm，記為濕地A、B和C。濕地A為對照組(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)。3組濕地底層均為承托層，填充5 cm高度沸石(粒徑Φ=16～32 mm)；中層均填充5 cm高度沸石(Φ=8～16 mm)；濕地A頂層僅填充5 cm高度沸石(Φ=3～5 mm)，而濕地系統(tǒng)B和C頂層為沸石(Φ=3～5 mm)與污泥生物炭(Φ=3～5 mm)混合填充5 cm高度，V(沸石)∶V(生物炭)分別為2∶1和1∶1。填料柱頂部5 cm處設(shè)有出水收集口。

生活污水通過潛水泵從儲水裝置轉(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泵自下而上引入濕地A、B和C，模擬上行垂直流人工濕地。3組填料柱并聯(lián)運行，蠕動泵采用三通道同時同量地間歇性進(jìn)水方式，每運行3 h停3 h，1 d運行4次。

圖1 人工濕地試驗裝置示意

1.3 生物炭基人工濕地對生活污水的處理效果

試驗期間平均氣溫約為22 ℃，濕地穩(wěn)定運行時間為75 d，前35 d設(shè)計HRT為3 d，進(jìn)水流量為0.28 mL·min-1，后40 d設(shè)計HRT為2 d，進(jìn)水流量為0.42 mL·min-1。每隔2～3 d在9:00—10:00之間采集進(jìn)出水樣品，測定COD以及TP、TN、NH4+-N和NO3--N濃度。對比3組人工濕地對生活污水的處理效果，分析污泥生物炭對濕地的強化作用。探究不同HRT對3組人工濕地處理生活污水的影響。TP濃度采用鉬酸銨分光光度法(GB/T 11893—89)測定，COD采用重鉻酸鉀法(GB/T 11914—89)測定，TN濃度采用堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法(HJ 636—2012)測定，NH4+-N濃度采用納氏試劑分光光度法(HJ 535—2009)測定，NO3--N濃度采用紫外分光光度法(HJ/T 346—2007)測定。

1.4 污泥生物炭對TP的靜態(tài)吸附試驗

1.4.1投加量試驗

稱取0.1～1.0 g生物炭加入100 mL、3 mg·L-1的TP溶液中，在25 ℃、180 r·min-1條件下恒溫振蕩24 h。取樣過0.45 μm孔徑濾膜后測定TP含量，并計算污泥生物炭對TP的吸附量。

(1)

式(1)中，Qe為平衡吸附量，mg·g-1；C0和Ce分別為初始和吸附平衡時TP質(zhì)量濃度，mg·L-1；V為溶液體積，L；m為污泥生物炭投加量，g。

1.4.2吸附動力學(xué)試驗

稱取0.5 g生物炭于100 mL離心管中，加入50 mL、2.5 mg·L-1TP溶液，以去離子水為背景溶液，于25 ℃、180 r·min-1條件下恒溫振蕩24 h。分別于20、40、60、90、120、180、240、360、480、660和1 440 min時取樣，過0.45 μm孔徑濾膜后測定TP濃度。同時設(shè)置空白和平行。

采用準(zhǔn)一級動力學(xué)[11]、準(zhǔn)二級動力學(xué)[12]、Elovich[13]和顆粒內(nèi)擴(kuò)散[14]模型進(jìn)行擬合，相關(guān)公式為

Qt=Qe(1-e-k1t)，

(2)

(3)

Qt=(lnab)/b+(lnt)/b，

(4)

Qt=kidt1/2+Ci。

(5)

式(2)～(5)中，Qe為平衡吸附量，mg·g-1；Qt為t時刻吸附量，mg·g-1；k1為準(zhǔn)一級動力學(xué)速率常數(shù)，min-1；k2為準(zhǔn)二級動力學(xué)速率常數(shù)，min-1；a為吸附速率常數(shù)，g·mg-1·min-1；b為解吸速率常數(shù)，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)，表示邊界層厚度；t為時間，min。

1.4.3等溫吸附試驗

配制初始質(zhì)量濃度為2.5～50.0 mg·L-1的TP溶液，將0.5 g生物炭置于50 mL TP溶液中，待吸附平衡后取樣過0.45 μm孔徑濾膜，測定TP濃度。

利用Langmuir和Freundlich等溫吸附模型[12]進(jìn)行擬合，方程為

Qe=QmCeKL/(1+KLCe)，

(6)

Qe=KFCe1/n。

(7)

式(6)～(7)中，Qm為飽和吸附量，mg·g-1；Ce為吸附平衡濃度，mg·g-1；KL為Langmuir等溫吸附模型的平衡常數(shù)；KF為Freundlich等溫吸附模型的特征常數(shù)；n為吸附強度。

1.4.4吸附機理試驗

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中礦物質(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HJ 557—2010《固體廢物 浸出毒性浸出方法 水平振蕩法》測定生物炭中重金屬浸出毒性。將1 g生物炭分別加入20 mL、pH為2～10(用HCl和NaOH調(diào)節(jié))的純水溶液中，置于25 ℃、110 r·min-1條件下恒溫振蕩8 h后，再靜置16 h后取樣過0.45 μm孔徑濾膜，測定重金屬濃度。

通過解吸試驗探究污泥生物炭的再生方法。取0.1 g吸附飽和的污泥生物炭，分別加入0.1 mol·L-1NaCl、KCl、CaCl2、純水和NaHCO3溶液中連續(xù)解吸4次，每次解吸2 h，測定TP濃度。再取0.1 g吸附飽和的污泥生物炭，加入50 mL、0.05～0.5 mol·L-1NaHCO3溶液中單次解吸6 h，測定TP濃度，確定最適解吸方法。

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥生物炭對人工濕地處理生活污水的強化效果

2.1.1污泥生物炭對COD去除效果的影響

濕地A、B和C對COD的去除效果見圖2，由于COD進(jìn)水濃度波動較大，3組濕地出水COD濃度均不穩(wěn)定，但在整個運行期間，3組濕地對COD的去除效果較好，出水COD均低于40 mg·L-1，達(dá)到GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級A標(biāo)準(zhǔn)[15]。當(dāng)HRT為3 d時，濕地A、B和C出水COD最低分別為11.4、7.1和6.2 mg·L-1，而當(dāng)HRT減小為2 d時，3組濕地出水COD明顯增加。這主要是因為HRT降低后，污水與濕地的接觸時間縮短，有機物不能得到充分的吸附和降解[16]。這也說明較長的HRT更有利于濕地去除有機污染物。因此，實際應(yīng)用中可以HRT為3 d作為運行參考。

圖2 人工濕地對COD的去除效果

由表1可知，濕地A、B和C對COD的平均去除率為75.19%、79.89%和82.75%。與濕地A相比，污泥生物炭基濕地系統(tǒng)B、C對COD的去除率分別提升4.70和7.56個百分點，說明污泥生物炭可有效提高濕地對COD的去除率，添加量越大，對COD的去除效果就越好。這是因為濕地B和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[17]。此外，通過差異性分析發(fā)現(xiàn)，添加生物炭的濕地B和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COD的去除具有顯著影響，但其投加量對COD的去除效果影響不顯著。

表1 人工濕地對COD、TN、NH4+-N和TP的平均去除率

2.1.2污泥生物炭對氮去除效果的影響

濕地A、B和C對氮的去除和轉(zhuǎn)化情況見圖3。由圖3可知，運行初期，3組濕地中NH4+-N和TN去除效果較差，由NH4+-N轉(zhuǎn)化而來的NO3--N量也較少。這是因為在初始階段，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，此時氮的去除主要依賴于基質(zhì)的吸附。隨著運行時間的增加，3組濕地對NH4+-N的去除效果逐漸提高，NO3--N積累明顯。

圖3 人工濕地對TN和氨氮的去除效果

對比不同HRT條件下的運行情況，當(dāng)HRT為3 d時，濕地A、B和C的NH4+-N平均出水濃度為7.09、5.56和4.95 mg·L-1，TN平均出水濃度為13.19、11.54和10.14 mg·L-1，僅濕地C的出水指標(biāo)達(dá)到GB 18918—2022一級A標(biāo)準(zhǔn)。當(dāng)HRT為2 d時，濕地A、B和C平均NH4+-N出水濃度上升到10.28、7.83和7.08 mg·L-1，TN平均出水濃度分別升高到19.51、16.03和14.53 mg·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NH4+-N和TN的去除效果。

由表1可知，濕地A、B和C對NH4+-N的平均去除率為57.53%、66.33%和69.50%，對TN的平均去除率為32.23%、42.09%和48.22%。對比濕地A，濕地B和C對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NH4+-N和TN的去除有明顯的強化作用。這主要有兩個原因：(1)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)NH4+-N的去除[18]；(2)生物炭含碳量較高，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[19-20]。此外，通過差異性分析發(fā)現(xiàn)，污泥生物炭的投加對濕地去除NH4+-N和TN的效果影響顯著，而投加量對濕地脫氮效果并沒有顯著影響。

2.1.3污泥生物炭對TP去除效果的影響

由圖4可知，隨著運行時間的增加，濕地A對TP的去除率逐漸降低，而污泥生物炭基濕地B和C對TP的去除率較穩(wěn)定。這可能與沸石對TP的吸附能力有限而污泥生物炭對TP的吸附能力更好有關(guān)。當(dāng)HRT為3 d時，濕地A、B和C出水TP平均質(zhì)量濃度分別為1.58、0.82和0.49 mg·L-1。濕地C的TP出水濃度遠(yuǎn)低于其他濕地，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為2 d時，3組濕地出水TP濃度均明顯升高，但添加生物炭的濕地系統(tǒng)B和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，添加污泥生物炭濕地的出水TP可更快恢復(fù)穩(wěn)定。

如表1所示，濕地A、B和C對TP的平均去除率分別為41.24%、73.40%和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的去除率提高近1倍。這表明污泥生物炭對去除TP發(fā)揮了重大作用。TP的去除主要通過基質(zhì)吸附和微生物同化作用，而VYMAZAL[21]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，這也說明污泥生物炭對磷的吸附是提高濕地磷去除率的關(guān)鍵。通過差異性分析發(fā)現(xiàn)，濕地系統(tǒng)A、B和C 3者之間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TP的去除效果影響顯著。

圖4 人工濕地對TP的去除效果

2.2 污泥生物炭對TP的吸附特性

基于污泥生物炭對人工濕地除磷的優(yōu)異性能，進(jìn)一步探究污泥生物炭對TP的吸附效果。

2.2.1污泥生物炭吸附TP的最適投加量

污泥生物炭投加量與TP去除率關(guān)系見圖5，當(dāng)投加量為2～10 g·L-1時，TP去除率隨投加量增加而迅速上升。當(dāng)投加量為10 g·L-1時，TP去除率為73.6%；投加量增至20 g·L-1時，TP去除率僅增至84.35%。

圖5 投加量對污泥生物炭吸附TP的影響

生物炭對TP的吸附量隨投加量增加而逐漸下降，當(dāng)投加量由2 g·L-1增至20 g·L-1時，吸附量由0.38 mg·g-1下降至0.13 mg·g-1。這是由于當(dāng)生物炭投加量少時，其表面的吸附位點能被TP充分利用，致使單位質(zhì)量生物炭對TP的吸附量較高，而隨著投加量的增加，溶液中TP量保持不變，導(dǎo)致生物炭上吸附位點空余，使得單位質(zhì)量吸附量降低。因此，從經(jīng)濟(jì)和效率角度考慮，認(rèn)為10 g·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TP的吸附動力學(xué)特性

如圖6所示，在前6 h內(nèi)污泥生物炭對TP的吸附速率較大，吸附量達(dá)飽和吸附量的90%以上。隨著時間的推移，吸附量仍在增加，但增幅減小，12 h時基本達(dá)到吸附平衡。這是由于在初始階段，生物炭表面吸附位點較多，以表面吸附為主，吸附速率大。隨著時間的推移，表面吸附位點逐漸飽和，吸附速率取決于TP進(jìn)入生物炭內(nèi)部吸附位點的速度，吸附速率下降。對比4種動力學(xué)模型擬合的R2值可知，準(zhǔn)二級動力學(xué)方程擬合的R2值最大，擬合效果最好，說明污泥生物炭對TP的吸附速率主要受化學(xué)吸附機制的影響[22]。而準(zhǔn)一級動力學(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TP的吸附包括液膜擴(kuò)散、表面吸附和顆粒內(nèi)擴(kuò)散3個過程[23]。

圖6 污泥生物炭對TP的吸附動力學(xué)曲線

2.2.3污泥生物炭對TP的等溫吸附特性

由圖7可知，當(dāng)TP初始質(zhì)量濃度為2.5 mg·L-1時，平衡吸附量最小，僅為0.18 mg·g-1，隨著初始濃度的增加，平衡吸附量呈現(xiàn)先增大后平緩增加的趨勢。這主要是由于當(dāng)TP濃度低時，生物炭表面可提供足夠多的吸附位點，隨著濃度的增加，吸附位點飽和，吸附量增幅減小。由圖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，生物炭表面各個吸附位點之間不存在相互作用[24]。由參數(shù)Qm可知，污泥生物炭對TP的最大吸附量為1.42 mg·g-1。萬正芬[7]研究了29種常用濕地填料對TP的吸附特性，發(fā)現(xiàn)29種填料中鋼渣對TP的吸附效果最好，吸附量為1.052 mg·g-1，而石灰石、沸石等天然填料的最大吸附量僅約為0.3 mg·g-1。與這些常用濕地填料的吸附量相比，污泥生物炭對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。

圖7 污泥生物炭對TP的吸附等溫線

2.2.4污泥生物炭對TP的吸附機理

吸附前后污泥生物炭的XRD圖見圖8(b)，吸附前污泥生物炭在多處出現(xiàn)石英(SiO2)衍射峰。此外，在衍射角2θ=25.64°、28.15°、42.61°、61.45°和64.15°處出現(xiàn)的衍射峰，對應(yīng)的是剛玉(Al2O3)、氟石(CaF2)、石榴石〔Fe3Al2(SiO4)3〕、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)產(chǎn)生沉淀，CaO在水中解離出的氫氧根離子和鈣離子與磷酸鹽結(jié)合形成沉淀[27]。吸附后，生物炭在2θ=25.64°、61.45°和64.15°處的Al2O3、CaCO3和CaO峰值消失，28.15°處CaF2峰值有明顯減弱，而且吸附后的衍射峰出現(xiàn)Ca5(PO4)3F和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磷的吸附過程中。

圖8 污泥生物炭吸附磷前后傅里葉紅外光譜(FTIR)圖和XRD圖

圖9中SEM圖顯示，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、大小不一的裂紋和空隙，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)[28-29]。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，說明污泥生物炭對磷的吸附存在表面物理吸附作用[30]。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使用安全性評價

污泥中重金屬在熱解過程中會以氧化態(tài)或殘渣態(tài)形式存在于生物炭中[31]。為評估污泥生物炭的使用是否會對環(huán)境造成二次污染，對生物炭中重金屬的浸出毒性進(jìn)行測定，結(jié)果見表2。表2顯示，不同pH條件下Ni和Cr浸出量均為0。Zn、Cu、As和Cd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和0.002 mg·L-1。因此，污泥生物炭中重金屬的浸出量較低，未超過GB 18918—2002中一級A標(biāo)準(zhǔn)，將其用于廢水處理并不會對環(huán)境造成二次污染。

表2 不同pH條件下污泥生物炭中重金屬浸出量

2.3.2污泥生物炭的解吸再生

為實現(xiàn)污泥生物炭的再生，對吸附后生物炭解吸效果進(jìn)行研究。圖10顯示，對比5種溶液連續(xù)4次的解吸效果，發(fā)現(xiàn)NaCl、KCl、CaCl2、純水和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對TP的置換能力比其他溶液更好。NaHCO3用量與其對TP單次解吸率的關(guān)系見圖10，0.5 mol·L-1NaHCO3對TP的單次解吸率可達(dá)97.41%。因此，在實際應(yīng)用時，可考慮采用0.5 mol·L-1NaHCO3對吸附TP的污泥生物炭進(jìn)行解吸。

圖10 不同溶液對污泥生物炭的解吸效果

3 結(jié)論

(1)污泥生物炭可顯著提高人工濕地對生活污水中TP、TN、NH4+-N和COD的去除效果，其中對TP的強化效果最好，去除率提高近1倍。高比例生物炭投加量能實現(xiàn)更好的脫氮除磷效果。

(2)在HRT為3 d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)對實際生活污水中污染物的去除效果最好。隨HRT的減小，3組濕地對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TP的吸附動力學(xué)符合準(zhǔn)二級動力學(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1.42 mg·g-1。采用0.5 mol·L-1NaHCO3可對飽和吸附的污泥生物炭進(jìn)行解吸再生。

(4)污泥生物炭對TP的吸附機理主要包括官能團(tuán)絡(luò)合作用、礦物質(zhì)沉淀作用及表面物理吸附作用。

(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。將污泥生物炭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。