饮用水处理残留物固有特性对其磷吸附性能的影响外文翻译资料

 2022-11-04 16:54:29

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饮用水处理残留物固有特性对其磷吸附性能的影响

Leilei Bai,Changhui Wang, Liansheng He, Yuansheng Pei

摘要

采用批量试验研究了我国不同地区的5种饮用水处理残留物( wtrs)的磷吸附和解吸。测定了5种饮用水残留物的理化性质。结合旋转主成分分析,采用多元回归分析,分析了饮用水残留物的固有特性与其磷吸附能力的关系。结果表明,利用Langmuir等温吸附等温线计算的5种饮用水残留物的最大吸附容量为4.17 ~ 8.20mg/g ,在ph为7时，最大吸附容量随p h的增加而增加,统计分析表明,与al和200 mmol/l草酸提取铝有关的因子占磷吸附的36.5%。类似的部分( 28.5% )被归因于与饮用水残留物、铁、200毫摩尔草酸可提取铁( 4价铁)、表面积和有机物( om)有关的综合因子。然而,与其他性能有关的因素( 钙、磷和5mmol草酸萃取的铁和铝)被拒绝。此外, 磷吸附量有限,与饮用水残留物( 4价铁)呈显著负相关( p lt; 0.05)。总之,提出高含量的铝、4价铁和表面积有机物以及大表面积是磷吸附在实际应用中的最佳选择。

2014年中国科学院生态环境科学研究中心

正文

水体中的过量磷( p)是富营养化的主要原因之一((Edwards 和 Withers, 2007年)。化学吸附能有效地去除磷。常用吸附剂包括天然矿物、工程材料和工业材料(Pant等人,2001年;liu等人，2007年)。饮用水处理残留物是饮用水处理厂的必然产物,近年来由于其高磷吸附能力而引起了人们的关注。饮用水残留物的再利用以消除磷是一种双赢的废物管理和水环境污染的技术。开发了几种饮用水残留物的应用(agyin等，2007年;guo zhao等人，2009年;wang等人，2012年)。因此,全面了解饮用水处理残留物的磷吸附能力对其有效利用至关重要。影响饮用水处理残留物磷吸附性能的因素主要来自两种类型。一种是溶液化学,包括p h、温度、溶解有机碳、低分子量有机酸和磷物质(Razali等人,2007年; Wang等人, 2012年; Gao等人,2013年)。ph被认为是最重要的因素,与水处理残留物的吸附能力呈负相关。(Wang等人,2011年)。另一类是饮用水处理残留物的固有性质,如其表面积、颗粒大小和Fe、al、p、ca等元素的含量(Dayton和basta等人,2005年;makris等人2005年)。水处理残留物的理化性质与水源、用于治疗的化学品和手术策略有关。然而,关于固有性质对水处理残留物的磷吸附的影响的数据有限。从中国不同地区采集了5种水处理残留物。测定了它们的理化性质。通过批量实验研究了不同水处理残留物对磷的吸附和解吸性能。随后,利用统计分析,计算了固有的内在性质(元素含量和组分、p h和表面积)和p吸附特征。这一工作有利于了解水处理残留物对磷的吸附，促进他们的实际应用。

1 .材料和方法

1.1 .水处理残留物的制备及表征

bj1水处理残留物和bj2水处理残留物分别于2011年和2012年在北京9水厂采样。该厂采用4价铁和聚合氯化铝( PAC)为混凝剂,为北京地区提供了60%的需水量。活性炭作为吸附剂进行深度处理。从杭州玉溪水厂和兰州水处理厂采集了频率和降落区.两种植物都使用PAC作为混凝剂。从山东誉兴水厂采集的5 SD作为混凝剂, Ca(HCO)2为柔软剂。在分析前,风干和筛选( 小于2mm )建立均匀的样品.

采用电感耦合等离子体原子吸收光谱( icp-aes)测定了水处理残留物的总Fe、al、ca含量。在经HNO3、盐酸混合消解后,用ICP测定总磷。200 mmol/l草酸提取铁(4价铁)、al (1价al)和p ( 2价p ) ,以及5mmol、L的草酸提取铁(4价铁)、al (2价al)和p (2价p) ,是根据上一次研究( schoumans , 2000年)中描述的步骤提取后的ICP测定的。采用1价p (或者1价al和1价fe)测定了磷的指数( psi ) ,p、al和4铁的单位为摩尔(Elliott等人，2002年)。mehlich 3可萃取的ca (ca M)被用于文献 ( mehlich ,1984)。用仲马法和1500系列干燃烧分析仪测定了总碳含量( crilo, Erba,米兰,意大利)。用重铬酸钾氧化法( Nelson和Sommers,1982年)测定了有机物( om)。Ph由0.01mol/L的氯化钙溶液按1比2比例确定。电导率由水处理残留物中离子水溶液按1比2确定。对SEM、XRD和表面积进行了分析,确定了不同水处理残留物的结构。试验重复两次,记录下平均值。

1.2吸附特性

为了吸附实验,在0.01 mol/l的KCl溶液中,通过溶解磷酸二氢钾,制备了具有(5, 10, 15，20, 30, 40, 50 and 100 mg/L)浓度的p工作溶液。

通过对不同P0的p工作溶液中的水处理残留物和50米的灌注试验,对100米塑料瓶进行了批量实验。p工作溶液的ph值在0.01mol/L HCl和0.01 mol/L NaOH存在时分别为5.0、7.0和9.0 。混合样品以200 转每分钟的速度振荡,48小时达到平衡(wang等人，2012年)。然后,从摇床上除去样品,用0.45mu;m滤膜将固体从液体中分离。采用钼酸铵光谱法测定悬浮液中的p。

用公式（1）测定了吸附的量:

其中, Po (mg/l)和Pe (mg/l )分别为初始p和最后p浓度;v 为溶液体积, m (g)为水处理残留物的质量。在用乙醇三次洗涤的吸附试验中,把50 ml 0.1mol/L的KCl溶液加入0.5g已经用乙醇三次洗涤的带磷水处理残留溶液里。最初的ph保持在7 。随后,对悬浮液进行了48小时的200r/min震荡测定。Qd也是用公式（1）计算。

Langmuir吸附等温线用:

Pe（mg/g）是每单位质量水处理残留物中P的质量， b是与熵的经验常数有关的常数，字母Qmax(mg/g)是最大吸附容量，Pe（mg/L）是平均P浓度，很好的证明了水处理残留物对磷的吸附符和Langmuir等温线(Dayton和Basta, 2005年; Wang等人, 2011年)。Qmax按照实验数据由公式（2）计算。

1.3统计分析

用20版本的SPSS软件进行统计分析。(SPSS Inc., Chicago, Illinois, USA)物种水处理残留物的固有特性由旋转主成分分析测定。这一程序将12个个体所非生物变量的独立变量的数量转化为三个或四个主成分因子,它们是12个原始变量的独立线性组合。在多元回归分析中,以p工作溶液的因子得分和ph作为独立变量,以五个水处理残留物的p去除特性为相关变量。随后,得到了水处理残留物的固有特性与其P吸附能力的关系(Arias等人, 2001人)。

2.结果和讨论

2.1水处理残留物的特性

五个水处理残留物具有可变的理化性质(表1)。4价铁的重量百分比为2.5%-9.7% , al为4.2%-9.4%, ca为0.8%-13% , c为2.9%-10.8% , p为0.1%-0.3%,om为2.6%-6.8%。频率、降落区和SD的重量百分比高于Fe .ca的重量百分比较低,但LZ区和SD区的百分比分别为5%和13%。水处理中混凝剂的种类和用量取决于混凝剂的种类和用量。ca和c分别来自原水中的ca和悬浮固体。此外,当ca(HCO)2被用作柔软剂时,ca含量显著增加。(Gibbons和 Gagnon,2011)

5个水处理残留物的p含量范围与前一个研究结果相似,该研究涵盖了俄克拉荷马州的21个水处理残留物(0.2–4.0 mg/g) (Dayton等人，2003年)。在处理后的原水中, 水处理残留物的内在p含量高于普通土壤(Elliott等人，2002年)。五种水处理残留物中一价Fe、al和p分别占14%–84%、36%–94%和14%–80%。五个水处理残留物的PSIs相对较低(le; 2.69%)。此外,二价Fe、al和p的含量为有限:fe 0.01–0.11 mg/g , al0.03–0.33 mg/g，p0.01 mg/g。总ca约42%–92%的, SD区具有最高的价值。草酸提取的铁和铝与水处理残留物的结构密切相关. 水处理残留物的无定形结构被一价Fe和al的高含量证实。此外,2价铁和al与1价铁和al不相关。例如, bj2的一价Fe高于HZ区 ,而二价Fe较低。同样,LZ区的铝含量低于SD区 ,然而二价铝含量较高。缺乏相关性表明, 4价铁和al可能依赖于其他因素,如时效效应(Agyin Birikorang 和OConnor, 2009)。另外, 5个水处理残留物 ( lt; 1.64%)的平均PSI是表征p饱和度的有用工具,表明固p含量远离饱和吸附容量。结果表明,五种水处理残留物具有较大的p吸附潜力。

五种水处理残留物的ECS为0.50 ~1.25ms/cm。它们远低于与盐敏感植物土壤盐分有关的4.00ms/cm (Brady和Weil, 1996年)。此外,进行了浸出试验,结果表明,五种水处理残留物是非危险的(表1)。五种wtrs的ph值为温和的7.23~7.90。bj1的表面积( 74 平方米 / g )和bj2 ( 61平方米/g )大于其他( 21-52平方米/g ),因为活性碳残留物具有扩大的表面积。此外, XRD和SEM分析表明,五种水处理残留物是无定形的和粗糙的表面(附录a图1),使p易于运输到微孔。因此, 水处理残留物的物理性质有利于吸附p

2.2.吸附特性

当p 0低于50 mg/l时,悬浮溶液中的残余磷浓度过低(附录a表2 ) ;因此,仅显示了50和100mg/l的P0的吸附容量(附图1)。结果表明, 5种wtrs对p的去除效果不同, bj2的去除效率最高:将近100% ,HZ区( 88% ) , SD区 ( 77% )和LZ区( 74%)。p 的去除效率早ph为9时分别降低到97%、95%、70%、58%和54% .此外,五种水处理残留物的吸附能力对100mg/L（Q2）超过50 mg/L( Q1)的吸附。在ph为5时（Q2-Q1）的值分别为4.76、4.06、2.94、1.85和1.77mg/g对于bj2、HZ、bj1、SD和LZ区.利用Langmuir吸附等温线拟合实验数据。5种水处理残留物在ph为5时的最大吸附容量为5.01 ~ 9.14 ,最大值出现的变化趋势与Q1和Q2相似,当ph从5增加到9时,平均吸附容量降低30%。总体来说,五个水处理残留物的Q1、Q2表现出一致的趋势( bj2 gt;HZgt;bj1gt;LZgt; SD)。

表一：五种饮用水处理残留物的一般理化性质

图1：五种水处理残留物在不同ph下的P吸附

水处理残留物对磷的吸附机理复杂,包括闲置和交换、氢氧化物交换、表面络合、共沉淀等。其中,溶液中p与活性官能团( OH, SO4和腐殖质)之间的配体交换被报道为主导( yang等人，2006年)。因此,随着溶液ph的增加,p和oh-的表面电位和竞争吸附的变化降低了p吸附容量(Guan等，2007年)。此外,较高的吸附容量为P0，可以归因于浓度梯度的增加。在水溶液和固相之间,产生更多的接触和扩散。总体而言,在酸性条件下,水处理残留物的p吸附过程更有利。

三种ph下的五种负磷水处理残留物水平遵循类似的吸附模式，p解吸为p lt; 50 mg/L，也低于bj1、bj2和HZ检测水平(表3 ) ;因此仅显示了50和100 mg/l的P0的数据( 图2)。Ph为5时吸附p的最高比例为50 mg/L ,其次为SD ( 0.13% )、bj1 ( 0.13% )、HZ( 0.10 %)和bj2 ( 0.10%)。在五种水处理残留物对p的吸附和解吸过程中发现了一个反趋势。吸附最少量p的同时, LZ解吸最大的数量。P随ph的增加而增大。例如, 50毫克/升的P0 ,ph从5增加到9，增加了从0.7*10-3增加到4.8*10-3mg/L,在P0为100mg/L时，p解吸进一步增加到0.11mg/L。

图2：不同ph下的五种水处理残留物的解吸：p的初始浓度

结果与先前报道的研究结果相似。甚至p ( lt; 0.20% ) ,即使在长期解吸超过211天(ippolito等人，2003年)。原因可能是wtrs中的p主要以4价铁的形式存在,而松散的p只占一小部分( babatunde和zhaoguo, 2009)。此外较高的p质量在较高ph值下有价值，,因为4价在铁在碱性条件下易于析出(Christophoridis和fytianos , 2006 ) 。此外, p 从饱和水处理残留物的释放可以分为三个阶段:初始快速释放阶段,其次是p重吸附阶段和2p平衡阶段(Wang等，2012年)。总的来说,有限的解吸表明饱和水处理残留物释放p的风险较低,有利于水处理残留物的实际应用,例如湖泊沉积物和土壤改良剂的恢复。

2.3 .关系分析

2.3.1水处理残留物性质与水处理残留物p吸附的关系

识别水处理残留物的固有特征中的哪些与p吸附量最相关。对五种水处理残留物的特征进行了成分分析。这些因素可以分为三个(表2 ) : ( 1 ) pc1与ph、Fe、表面积、c和om ( p h、Fe、Fe ox1、表面积、c和om 高负荷)有关,占总方差的48.80% ;( 2 ) pc2与al ( al和al ox1的高负荷)相关,占总方差的9.92% , ( 3 ) pc3与其它性质( ca、ca m、p、ox1、p ox2、Fe ox2和al ox2的高负载量),占总方差的35.28%。总体而言,pc1、pc2和pc3占总方差的94

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