植物/活性炭系统组合吸附处理模拟废水以及卤蕨植物的促进作用外文翻译资料

 2023-01-07 15:46:08

植物/活性炭系统组合吸附处理模拟废水以及卤蕨植物的促进作用

LinhThi Truc Nguyena , NhuThi Quynh Lea , VuBa Duonga , ChienMinh Trana , Seungbum Hongb , Kwangsoo Nob , and Sunghwan Leec

INTERNATIONAL JOURNAL OF PHYTOREMEDIATION

摘要：在这项研究中，通过活性炭的物理吸附并利用卤蕨类植物进行植物积累对含Zn、Fe、Cu等离子的模拟废水进行进化。活性炭对与Fe、Cu和Zn离子的吸附能力在饱和时分别为3.05、3.72、2.85mg/g。通过分析高达1000℃的植物的叶、茎和根热解后收集的各个残留灰分，证明了植物的积累性能。热重数据的热分析表明，经植物修复的植物叶片、茎和根的残灰质量分别为37.0wt%、19.0wt%、65.7wt%，能量色散X射线光谱法测定植物修复残灰中铁元素含量为7.05wt%，初始残灰中铁元素含量为1.18wt%。由此证明，物理与生物相结合的工艺处理含金属离子废水是可行的。

关键词：植物促进； 活性炭； 废水； 卤蕨类植物； 吸附

一、概况

重金属通过一般的工业和农业活动过度释放到环境中（Kadirvelu et al. 2001），是水和土壤污染的原因之一（Baker et al. 1994）。当重金属的暴露量超过人类允许极限时，会危害人体健康。铜离子过多可能会破坏体内平衡，并导致与肝病和神经退行性疾病有关的疾病（Gaetke et al. 2014）。游离铁离子可以捐赠或接近邻近分子的电子，形成对细胞有毒的细胞成分，来破坏细胞（Rawan et al. 2017）。与铜、铁离子相比，锌相对无害，高剂量的游离锌的积累导致局部缺血或外伤（Frederickson et al. 2005）。到目前为止的几种技术，如降水（Madeline and Andrea. 2018）、膜过滤（He et al. 2018; Laura et al. 2018; Rezakazemi et al. 2018; Isik et al. 2019; Rizwan et al. 2018; Sarah et al. 2018; Song et al. 2018）、离子交换（Ahsan et al. 2019; Farshad et al. 2019; Ian et al. 2019; Ma et al. 2019）、其他媒介的吸附（Babel and Kurniawan 2003; Alexander et al. 2018; Hua et al. 2018; Liu et al. 2018）和共同沉淀/吸附（ Hala 2013）均已用于废水处理。在这些方法中，活性炭（AC）的吸附已被认为是从废水中去除重金属的高效技术（Chand et al. 1994）。然而，要使AC的使用寿命延长是一项挑战，因为AC会随着时间的流逝而饱和。因此，确保AC有足够长的循环使用寿命，是离子吸附法在净化含重金属废水中潜在应用的关键瓶颈。将AC介质与植物的结合系统可以解决当前延长AC材料的循环使用寿命这一挑战性问题。该系统被认为是植物修复和吸附相结合以去除（或减少）废水中的重金属的一种方法。

在越南，作为一个热带地区的国家，红树林占地面积大。红树林的根系统（如卤蕨类、印楝树、菩提树、玉米、榆树、澳洲杉）不受任何临界限制，发展成了一个垂直生长的强且占优势的单根主根。树木在各种基质（包括土壤、沉积物或炭）上生长良好（Hossain and Nuruddin 2016）。此外，红树林还具有摄取金属离子的能力，通过其根系将离子存储在各种植物隔间的络合物里（Kaewtubtim et al. 2016）。在这些植物中，卤蕨类植物（AAL）是一种生长在越南沿海地带的热带红树林沼泽微咸部分的蕨类植物（Baba et al. 2013），在一些出版物中，已经被考虑用于越南的植物修复。Dipu Sukumaran（Dipu et al. 2019）等人评价了AAL处理虾场废水的植物修复能力，在实验30天内，生化需氧量（BOD）、化学需氧量（COD）和硝酸盐（NO3-）等参数显著降低。另一份出版物Hoang（Hoang et al. 2013）等人的实验证明，AAL可用于抗生素污染沉积物的植物修复。特别是在Kaewtubtim（Kaewtubtim et al. 2016）等人研究了在泰国北大年湾生长的AAL植物的各个部位（叶、茎、根）中的重金属储存量中，Cu、Zn、Ni、Mn、Cr、Pb金属在AAL茎中的含量（mg/kg）分别为23.4mg/kg、25.1mg/kg、21.6mg/kg、3.7mg/kg、19.1mg/kg、6.3mg/kg，而它们在AAL根中的含量更高，分别为41.5mg/kg、28.4mg/kg、24.3mg/kg、23.5mg/kg、29.3mg/kg、22.1mg/kg，在AAL叶片中未检测到这些金属。这些实验证实了金属离子在AAL植物中的积累和存储，这表明了AAL植物在重金属污染废水的植物修复中的潜在用途。

在这项研究中，设计了一个在活性炭（AC）中生长的AAL植物系统，评估了AAL/AC系统在清楚含有特定浓度的Fe、Cu、Zn离子的模拟废水中的性能。该研究的目的是为了证明物理和生物修复过程结合的潜在处理能力能力，AC扮演着生长中重金属离子吸附剂的角色，AAL植物在整个植物提取过程中对重金属离子选择性积累。

二、材料和方法

（一）、确定AC的吸附容量

如图1所示，AC是越南制造的商业产品，制成直径为0.5厘米，平均长度为1.5厘米的圆柱形颗粒。AC的主要特征为：化学组成为C占32.3wt%、O占44.7wt%、Al占5.8wt%、Si占13.1wt%和其他微量元素；零电荷点在8.4-8.7范围内；表面积为54.4m2/g。

通过溶解（NH4)2Fe（SO4）2·6H2O，Zn（CH3COO）2·2H2O和CuSO4·5H2O盐形成模拟废水。在蒸馏水中，测定铁、铜和锌离子的模拟废水在初始浓度为4.65mg/L、420mg/L、309mg/L分别使用光度计7100进行测量。使用含有碱性巯基乙酸盐的试剂会将三价铁还原为二价铁，因此溶液中的铁离子称为Fe2 。

将40gAC放入到400ml模拟废水中，连续搅拌并稳定保持早30℃。一小时后，取出2ml溶液，通过聚四氟乙烯（PTFE）注射器式过滤器（孔径为0.45mu;m）过滤。然后，将1ml的该过滤溶液用99ml蒸馏水稀释（总计100ml溶液），并通过光度计7100仪器依次测量Fe、Cu、Zn的浓度。

吸附到AC上的Fe、Cu、Zn离子的浓度计算公式如下：

①

C0是山梨酸盐的初始浓度（mg/g）；

Ct是在任何时间t时溶液中山梨酸盐的残留浓度（mg/L）；

qt是t时间内山梨酸盐被每克AC吸附吸附的量（mg/g）；

V是溶液的初始体积（本研究中为0.4L）；

D是40g的AC剂量。

每个样品重复两次，相对标准误差等于或小于3%。

AC既用作提供营养的培养基，也提供生长的培养基，又用作金属离子的吸附剂。通过监测重金属离子质量的变化来确定AC的吸附容量，定义为每单位质量（g）的AC离子存储的离子的量（mg）。

（二）、设计一个AAL植物在AC里的系统（称为AAL/AC系统）

AAL植物采用越南胡志明市Can Gio红树林，平均长度为50cm，叶片平均大小为2x15cm2。

直径为13厘米，高度为40厘米的塑料圆筒花瓶用于容纳AAL/AC系统。溶液体积为2000,mL，AC的初始重量为1600g。这些花瓶与小的塑料半透明管相连，以轻松观察花屏内的液位（图2）。我们再相同条件下对十个相同的花瓶进行了实验，并随机选择了三个花瓶进行独立测量。

（三）、评估AAL/AC系统的适用性

每天观察在AC中生长的AAL植物。每三天，适当的溶液（含有50mg/L的NH4 和50mg/L的NO3-）被引入系统，以供应植物所需的水和营养物质，其模拟天然的环境并保持花瓶内的液位。两个月后，实验结果表明该食物生长良好，且叶子均为绿色，植物健康，平均长度在25~30厘米之间，这表明该植物可以在试验条件下稳定生长。

将植物从花瓶中取出来，然后将AAL和AC均用蒸馏水洗涤，以排除最初两个月的生长过程中产生的废物。AAL根的一部分被切开并保存起来，作为初始根，将其与模拟废水中生长的植物修复根进行比较。然后将AAL植物再次置于AC中生长。

（四）、评估AAL/AC系统对模拟废水植物修复的效率

将模拟废水引入AAL/AC系统。使用光度计连续监测系统中金属离子的浓度。必须注意的是，废水中的NH4 和NO3-不影响Fe2 、Cu2 和Zn2 等重金属阳离子的测量。

一个月后，所有离子浓度都完全降至零。然后将植物从AC中取出，以精确确定存储在植物各个部分中的元素的类型和数量。将植物分为根、枝（茎）和叶三个独立部分。这些部分在干燥箱中于100℃干燥一天，然后研磨成粉末。对根、茎和叶的部分进行TGA/DSC分析，以研究植物中含碳化合物的热行为。将样品置于铂制圆柱形坩埚中，并使用N2流以10K/min的升温速率从30℃加热至1000℃（99.99%）。用于测量的每个样品的量恒定为28mg。使用EDX测定TGA/DSC后残留灰分的组成。

三、结果与讨论

为了客观地评估AC（不是AAL/AC系统）的吸附性能，检测了模拟废水中的金属离子浓度，结果如图2所示。

图2a显示了溶液中每个离子的浓度变化：浓度缓慢降低并在大约7小时后达到恒定值（即饱和度）。总体而言，相对于其初始浓度，分别有65.6%的Fe2 、88.1%的Cu2 和92.2%的Zn2 被吸附到AC中。图2a和等式①中的这些结果用于确定AC的吸附容量，AC的吸附容量定义为单位质量（g）吸附剂（即本研究中的AC）的离子存储质量（mg）。在图2b中，确定了AC对Fe2 、Cu2 和Zn2 在饱和时（约7小时）的存储容量分别为3.05mg/g、3.72mg/g、2.85mg/g。实验结果有两个方面的意义：

（1）AC对Fe2 、Cu2 和Zn2 的总体吸附性能有望潜在地用于植物修复；

（2）根据初始AC质量1600g确定的重金属存储量（Fe2 为3.05mg/g，Cu2 为3.72mg/g，Zn2 为2.85mg/g），可知AC具有较大的能力来存储重金属Fe2 1880mg、Cu2 5952mg和Zn2 4560mg。

AAL/AC系统的植物修复性能进行了对模拟废水实验上的评估（包括Fe2 、Cu2 和Zn2 初始浓度分别为465mg/L、420mg/L和309mg/L）。为了研究AAL植物每个组别（即根、茎、叶）对重金属离子和其他无机元素的储存能力，进行了TGA/DSC测量，结果如图3所示。为了排除由于O2的存在而对植物存在氧化作用，故在惰性气体条件下用N2进行测量。

图3a中的TGA曲线显示了相对与初始重量的重量变化（%），图3b中的DSC曲线显示了温度从25℃至1000℃时N2在AAL植物的根、茎、叶的热解过程中的吸热、放热过程。中三个样品的首次失重开始与80℃左右，结束于约130℃（图3a），相应地，吸热峰如图3b所示，这是由于木质纤维素纤维中水的蒸发（Daniel et al. 2016）。在200℃时，AAL植物的根、茎、叶的重量减少是相似的——所有组的重量减少约为10wt%。但是，三组的热行为在200℃到600℃温度下变得明显不同。在600℃下，AAL叶、茎、根的总重量损失（初始为100%——在600℃下残留的残余灰分wt%）分别为52.4wt%、64.7wt%和34.3wt%（图3a）。相应地，图3b显示了根样品的DSC曲线，其放热峰重叠很大，这是由于含碳化合物（如纤维素、半纤维素、木质素和其他化合物）的完全热解（Ball et al. 2004;Moran et al. 2008），而叶和茎标本的DSC曲线由于有机热解不完全而显示出较小的放热峰。在高于600℃的温度下，根的TGA曲线未观察到明显的重量损失，这与图3b中的DSC结果一致，没有看到吸热或放热峰。然而，叶和茎样品的TGA曲线显示，温度高于600℃时，重量单调下降，结果，在1000℃下，AAL植物的叶、茎、

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