Processing math: 100%

载铁牡蛎壳粉对水中磷的吸附性能及机理

蒙浩焱, 杨名帆, 罗国芝, 谭洪新. 载铁牡蛎壳粉对水中磷的吸附性能及机理[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 446-456. doi: 10.12030/j.cjee.202004076
引用本文: 蒙浩焱, 杨名帆, 罗国芝, 谭洪新. 载铁牡蛎壳粉对水中磷的吸附性能及机理[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 446-456. doi: 10.12030/j.cjee.202004076
MENG Haoyan, YANG Mingfan, LUO Guozhi, TAN Hongxin. Adsorption performance and mechanism of magnetic modified oyster shell powder on phosphorus in water[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 446-456. doi: 10.12030/j.cjee.202004076
Citation: MENG Haoyan, YANG Mingfan, LUO Guozhi, TAN Hongxin. Adsorption performance and mechanism of magnetic modified oyster shell powder on phosphorus in water[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 446-456. doi: 10.12030/j.cjee.202004076

载铁牡蛎壳粉对水中磷的吸附性能及机理

    作者简介: 蒙浩焱(1993—),男,硕士研究生。研究方向:养殖水处理。E-mail:menghy0103@163.com
    通讯作者: 罗国芝(1974—),女,博士,教授。研究方向:水产养殖用水重复利用等。Email:gzhluo@shou.edu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目(31202033)
  • 中图分类号: X703

Adsorption performance and mechanism of magnetic modified oyster shell powder on phosphorus in water

    Corresponding author: LUO Guozhi, gzhluo@shou.edu.cn
  • 摘要: 为解决生物絮凝养殖水体含磷物质积累,初步研究了载铁牡蛎壳粉吸附除磷性能及相关机理。结果表明,8 g·L−1载铁牡蛎壳粉在初始TP浓度为20.00~50.00 mg·L−1吸附效果最佳,TP去除率由(84.94±0.94)%增至(87.35±1.06)%,吸附量由(2.37±0.03) mg·g−1增至(5.45±0.22) mg·g−1;当pH为2.00~6.00时,TP去除率大于(80.13±3.27)%,吸附量大于(2.04±0.02) mg·g−1;碳酸氢根的存在对载铁牡蛎壳粉吸附除磷有明显的抑制作用。X射线衍射结果表明,载铁牡蛎壳粉表面覆盖成分为Fe2(PO)5和Fe4(PO4)2O。载铁牡蛎壳粉吸附过程符合Freundlich模型和准二级动力学模型,最大吸附量为9.81 mg·g−1,吸附过程存在物理吸附和化学吸附,主要由化学吸附决定,膜扩散和颗粒内扩散为主要限速步骤,配位交换和静电吸附为主要吸附机理。以上研究结果可为实际养殖废水除磷方法提供参考。
  • 铁是一种生物必须的营养元素,直接影响浮游植物的光合作用和碳水化合物形成,由于高含氧量和无机态铁的低溶解性,铁通常是制约HNLC海区(High nutrition low chlorophyll)初级生产力的关键微量元素[1-2]。大规模海洋施铁实验表明,水生态系统中生物可利用铁的增加可以显著提高浮游植物的生物量和光合作用率,从而提高初级生产力,并促使浮游植物的群落结构发生变化[3-7]。以往研究表明,光自养微生物对碳循环和全球气候起关键作用[8-9]。初级生产力的提高,深刻地影响着全球尺度的二氧化碳固定,对温室气体的控制具有重要意义。

    水生态系统中,99%溶解性铁(dissolved iron,DFe)与有机配体结合。尽管大部分有机络合态铁不能直接被藻类利用,但通过一些地球化学转化过程,可转变为生物可利用铁[10-11]。Blazevic等[12]研究发现,海洋中腐殖酸结合态铁可以发生光还原反应,进而提高铁的生物可利用性。沼泽性河流是海洋DFe的重要来源[13]。沼泽性河流中大量存在的溶解性有机碳(DOC, dissolved organic carbon)与铁离子形成有机络合物,使水中保持较高浓度DFe。有机质中羧基和酚羟基是与铁络合的主要官能团。泥炭源中的酚酸类物质,含有稳定的芳香环结构。部分酚酸与铁有较高的配合能力,这类物质的存在保护了长距离迁移的DFe,保证了陆源DFe向水生态系统的有效输出[14]

    泥炭沼泽中存在多种类型酚酸,前人在金川泥炭中检测出了9种酚酸,包括对-羟基苯甲酸、丁香酸、香草酸、阿魏酸、对-香豆酸、没食子酸、原儿茶酸和咖啡酸,许多泥炭沼泽中都有这些酚酸的存在[14]。研究证实,酚酸等有机质可以和铁形成较为稳定的配合物,使其可以在淡水运输过程中迁移更长的距离[15]。其中,具有儿茶酚或者没食子酰基结构的原儿茶酸、没食子酸以及咖啡酸可以和Fe(Ⅱ)形成较为稳定的络合物,使得Fe(Ⅱ)在极易被氧化的碱性条件下也可以保存较长时间。而咖啡酸、没食子酸、原儿茶酸以及龙胆酸还对Fe(Ⅲ)有着明显的还原作用,同样有助于这两种铁形态之间的平衡[16]

    植物或微生物分泌代谢物质对环境中其他植物或微生物体产生不利或有利的影响,这种作用称为化感作用。在化感作用过程中分泌的物质即被称为化感物质,自然界的化感物质种类非常丰富,主要包括酚酸类、苯醌类、倍半萜类、黄酮类等几大类物质[17]。迄今发现的化感物质几乎都是植物的次生代谢物质,分子量较小,结构简单,其中酚酸类物质是一类重要的次生代谢产物,也是研究较多,被证实是化感活性较强的一类物质[18]。酚酸具有一定生物毒性。目前对于酚酸抑藻的机制还不十分清楚,其抑制作用可能通过多种方式实现。研究表明,酚酸与蛋白质分子易遵循疏水键-氢键多点键合理论结合。在酚酸存在的情况下,藻细胞的胞外磷酸酶活性受到抑制,碱性磷酸酶活性的抑制使藻利用磷的能力下降。酚酸与细胞膜蛋白的结合,会破坏生物体细胞膜结构,使植物多酚物质进一步穿过细胞膜,进入细胞体内,从而改变微生物细胞酶活性,减少藻类对外源性蛋白质的利用,并通过对细胞外酶的抑制达到抑藻的目的[19]。另外,如果酚酸进入细胞体后,通过与金属离子发生络合反应,形成沉淀而破坏微生物的正常新陈代谢也是植物多酚抑藻的原因所在[20]。尽管酚酸存在生物毒性,但适量前提下,对藻类生长有积极作用[21]。泥炭源典型酚酸与铁的络合物是否对藻类利用铁有显著影响尚待进一步研究。因此,探究酚-铁配合物络合稳定性及其生物可利用性有助于进一步了解生物对铁的吸收,更好地理解全球铁碳耦合循环。

    铜绿微囊藻(microcystic aeruginosa) 是中国湖泊、水库及其他水域生态系统水体富营养化蓝藻水华的代表性藻类。本文铜绿微囊藻为培养对象,利用泥炭源典型酚酸及泥炭溶解有机质(DOM)开展了一系列培养试验,以期了解泥炭沼泽源酚酸以及酚-铁络合物对铜绿微囊藻生长的影响。

    试验所用铜绿微囊藻藻源,由中国科学院水生生物研究所提供,采用BG-11培养基培养。

    4种酚酸的配制:以1.7 g·L−1的浓度配制BG-11培养基,然后将对羟基苯甲酸、对香豆酸、水杨酸、咖啡酸加入,分别配制4份浓度为0.24 g·L−1的酚酸溶液。用0.22 μm滤膜在超净台中过滤,并用紫外光照射30 min,消除微生物的影响,现配现用。

    藻种培养条件:实验前5天,将铜绿微囊藻进行扩大培养。光照强度4000 lx;光暗比24 h∶0 h;温度(25±1)°C;每天摇动培养瓶5次,使藻类生长进入对数生长期。进入对数增长期后,取铜绿微囊藻各300 mL加入到1 L锥形瓶,再加入BG-11培养基100 mL进行驯化培养。

    由于对羟基苯甲酸和对香豆酸在泥炭中含量相对较高,水杨酸和咖啡酸和铁离子可以络合,实验选择这4种酚酸进行实验。

    使用细胞计数仪确定当前藻液浓度,并根据藻液浓度取一定量的处于对数生长期的藻液加入250 mL锥形瓶内,其中分别添加稀释了不同倍数的酚酸溶液,最后用培养基补足,使得锥形瓶内的液体总体积达到150 mL。每个锥形瓶内藻的初始密度为105 cell·mL−1,酚酸的最终浓度梯度分别为0、10、20、40、60、80 mg·L−1,每组3个平行,置于光照培养箱内。培养温度为(20±1)℃,光照强度为4000 lx,24 h光照,每天震荡3—5次。

    选用水杨酸和咖啡酸与铁形成络合物,探究酚铁对藻类生长的影响。实验选择的酚酸浓度为5×10−5 mol·L−1,铁浓度为1×10−6 mol·L−1,在此条件下酚酸浓度为铁浓度的50倍,可以有效保护体系中的二价铁。此外,由于泥炭沼泽中也普遍存在草酸、柠檬酸、酒石酸、乙酸等无苯环的小分子有机酸,所以实验选择草酸、柠檬酸、乙酸作为干扰物质加入到酚铁体系中进行藻类的培养实验。

    藻类的培养实验分为10组,每组添加的物质如下:A.水杨酸+硫酸亚铁;B.咖啡酸+硫酸亚铁;C.水杨酸+草酸+硫酸亚铁;D.水杨酸+乙酸+硫酸亚铁;E.咖啡酸+草酸+硫酸亚铁;F.咖啡酸+乙酸+硫酸亚铁;G.水杨酸+柠檬酸+硫酸亚铁;H.咖啡酸+柠檬酸+硫酸亚铁;I.不添加酸和铁的对照组;J.只添加铁的对照组。

    以上试验均为期15 d,每隔48 h取样1次,记录藻细胞数量的变化,以及藻存活情况的变化和pH值的变化。培养周期结束后分别取10 mL和5 mL样品,测量样品中叶绿素a的含量和叶绿素荧光参数Fv/Fm(最大光能转化效率)。其中Fv/Fm常用来表征叶绿素PsⅡ(低铁环境藻类光系统Ⅱ)反应中心内禀光能转换效率,反映当时所有的PsⅡ反应中心均处于开放态时最大光量子产量。

    为测藻细胞存活率及藻细胞数量,使用5-CFDA染色,具体操作方法如下:

    (1)用DMSO(二甲基亚砜)5-CFDA稀释至10 mmol·L−1。将99 μL已经配制好的BG-11培养基与1 μL的5-CFDA混合作为A液,摇晃10 s混匀;

    (2)将50 μL样品与50 μL A液混匀,用移液枪至少吹打10次;

    (3)在25℃条件下将上一步准备好的样品避光放置30 min;

    (4)用移液枪将待测样品吹打10次或摇晃,使藻细胞分散,然后用移液枪取20 μL加入计数板内。在计数板插入仪器之前,稳定1 min,使样品在其中稳定下来。

    将细胞染色后,使用细胞计数仪计数,并观察细胞的存活状态。

    测量样品叶绿素a的含量:

    (1)取藻液10 mL,4500 r·min-1离心15 min,去掉上层清液,将样品在4℃冰箱中放置1 d;

    (2)取出后迅速加入5 mL的90%热乙醇(80℃)于80℃的热水浴萃取2 min,再用超声处理10 min,放在暗处萃取4 h后,用0.22 μm的滤头过滤。用酶标仪于波长665 nm和750 nm处测吸光值,然后滴加1滴1 mol·L−1的盐酸酸化,于波长665 nm和750 nm处再测吸光值。计算公式为:

    Chla=27.9×[(E665E750)A665+A750)]×V/V

    其中,Chla乙醇为热乙醇法测定的叶绿素a含量(μg·L−1);E665是乙醇萃取液于波长665 nm的吸光值;E750是乙醇萃取液于波长750 nm的吸光值;A665为乙醇萃取液酸化后在665 nm处的吸光值;A750为乙醇萃取液在750 nm处的吸光值;V乙醇为乙醇萃取液的体积(mL),V样品为所取样品的体积(mL)。

    抑制率计算公式:IR=(1-N/N0×100%)抑制率为负值则有促进效果,抑制率为正则抑制。

    培养前准备:

    (1)提取泥炭中的DOM;

    (2)将样品通过H型阳离子柱交换柱,去除样品中存在的金属离子;然后将DOM样品按照<1 KDa,1—3 KDa,>3 KDa分成3份;

    (3)将3份样品中加入FeSO4,待稳定一段时间后,取10 mL加入培养基中,加入后Fe的浓度为5×10−6 mol·L−1

    铜绿微囊藻培养实验分为5组,每组3份平行,每组添加的物质如下:A.无添加;B.Fe,浓度为5×10−6 mol·L−1;C.DOM-Fe(<1 KDa),Fe浓度为5×10−6 mol·L−1;D.DOM-Fe(1—3 KDa),Fe浓度为5×10−6 mol·L−1;E.DOM-Fe(>3 KDa),Fe浓度为5×10−6 mol·L−1

    实验均为期15 d,每隔48 h取样1次,记录藻细胞数量的变化,以及藻存活情况的变化。

    在微囊藻培养体系中分别加入不同浓度四种酚酸溶液,经过14 d培养和检测,得到微囊藻-酚酸的生长曲线如图1所示。图1中A、B为不同浓度的对羟基苯甲酸和对香豆酸对微囊藻生长情况的影响。可以看出,当酚酸浓度为10 mg·L−1和20 mg·L−1时,微囊藻的生长速率和最终达到的终点浓度明显高于控制组(0)抑制率为-23.5%—18%。从微囊藻浓度上来看,当酚酸浓度为10 mg·L−1和20 mg·L−1时,生长情况比较接近,说明在此浓度下,这两种酚酸对微囊藻的生长有一定的刺激作用。在A、B组中当酚酸浓度超过20 mg·L−1时,藻液浓度和藻的生长速率明显低于控制组;当浓度增加到40 mg·L−1时,这两种酚酸对微囊藻的生长起到了明显的抑制作用,而对羟基苯甲酸的对微囊藻生长的抑制作用更加明显;浓度继续增加到60—80 mg·L−1时,微囊藻前4—5天略有增长,然后基本停止了增长,保持在3×106 cell·mL−1左右。对香豆酸60 mg·L−1组的藻数量略高于80 mg·L−1组。

    在C组水杨酸-微囊藻的实验中,水杨酸浓度为10 mg·L−1时,增长的速度与控制组接近,在8—10 d快速增长后,藻数量和控制组趋于一致。而当浓度大于10 mg·L−1时,都出现了明显的抑藻效果,抑制率约为80%。

    结合图2中存活率来看(从培养的第4天开始测微囊藻的存活率)当浓度为10 mg·L−1时,微囊藻的存活率都略低于控制组,差值在10%左右浮动,当浓度为20—40 mg·L−1,在开始计数时,藻类的存活率就已不同程度地低于控制组,并且A、C、D存活率在4—14 d整体处于下降的趋势,可以看出,水杨酸对微囊藻的抑制作用最强。

    表1是各组样品的Fv/Fm,最大光能转化效率Fv/Fm常用来表征叶绿素PsII反应中心内禀光能转换效率,反映当时所有的PsII反应中心均处于开放态时最大光量子产量。

    在非胁迫环境下,植物叶片叶绿素荧光参数Fv/Fm变化极小,表现出稳定的特点,但在胁迫条件下,该参数明显下降[22]。Fv/Fm可作为植物受环境胁迫的响应指标[23]。控制组的Fv/Fm为0.308。一般情况下,微囊藻的Fv/Fm在0.3左右,当Fv/Fm过低表明藻类受到环境胁迫,PSII中心受到损伤进而降低光合作用效率。由表1可以看出,当水杨酸浓度大于20 mg·L−1时会对微囊藻的光合作用产生明显抑制,当各组酚酸浓度超过60 mg·L−1时,藻类基本停止了光合作用,这和前文中藻类的生物量变化和存活率相吻合。表2是各个组叶绿素含量的均值,数据表明:各组中相对低浓度的酚酸,不仅对藻类数量的增长有促进作用,也促进了叶绿素含量的增加。

    图 1  铜绿微囊藻生长曲线
    Figure 1.  Microcystis aeruginosa growth curve
    图 2  铜绿微囊藻存活率变化
    Figure 2.  Changes in survival rate of Microcystis aeruginosa
    表 1  铜绿微囊藻的Fv/Fm
    Table 1.  Fv/Fm of Microcystis aeruginosa
    对羟基苯甲酸P-hydroxybenzoic acid对香豆酸P-coumaric acid水杨酸Salicylic acid咖啡酸Caffeic acid
    010×10−620×10−640×10−660×10−680×10−60.3080.3100.2920.3020.0390.0000.3080.3100.3140.3240.0490.0000.3080.3090.0230.0140.0000.0000.3080.3310.2760.3600.0380.000
      注:0—80×10−6分别对应添加的4种酚酸浓度,表中数据是在微囊藻培养期结束时测得的Fv/Fm。
      Note: 0—80×10−6 respectively correspond to the four added phenolic acid concentrations. The data in the table are the Fv/Fm measured at the end of the Microcystis culture period.
     | Show Table
    DownLoad: CSV
    表 2  铜绿微囊藻叶绿素含量(g·L-1
    Table 2.  Chlorophyll content of Microcystis aeruginosa
    对羟基苯甲酸P-hydroxybenzoic acid对香豆酸P-coumaric acid水杨酸Salicylic acid咖啡酸Caffeic acid
    010×10−620×10−640×10−660×10−680×10−60.5681.0141.1380.7750.0000.0000.5680.7370.8620.5680.0000.0000.5680.7960.0090.0000.0000.0000.5682.0932.2011.3590.0000.000
      注:0—80×10−6分别对应添加的4种酚酸浓度,表中数据是微囊藻培养期结束时测得的叶绿素含量。
      Note: 0—80×10−6 respectively correspond to the four phenolic acid concentrations added. The data in the table is the chlorophyll content measured at the end of the Microcystis culture period.
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    根据上述试验结果可以得出,当这4种典型泥炭源酚酸的浓度达10 mg·L−1时,从生物量、存活率以及光合作用强度来说对微囊藻的生长没有明显抑制作用。普遍认为,藻类吸收Fe主要是离子形态,而不是有机络合态Fe[24]。目前,仅观察到在产生铁载体的微生物中存在铁载体复合物的吸收及其在细胞中的还原[25]。已有研究发现,有机络合态铁中铁的释放途径不同。其中包括简单的配体-金属平衡(Ligand-Metal balance),平衡在初级生产者消耗铁后发生变化,促进铁从络合物中分离。另一个途径是基于配体的降解,这也导致了Fe和配体的分离。第三种可能是通过有机态铁的还原,降低配体对铁的亲和力,并导致Fe的释放。这个过程可能是由于络合物的自还原/氧化而发生的,这意味着配体氧化同时也释放产生Fe[26]。尤其是光还原分解对铁的生物利用度有很大影响,这一释放铁途径被称为AHS(aquatic humic substances)机制[12]

    图3是加入不同酸和Fe2+的微囊藻生长曲线。施加和不加Fe2+的对照试验表明,在培养1—9 d,两组生长速度以及生物量大致相同。在第9天后,施加Fe2+组的生长速度放缓,最终的藻密度低于对照组。图3表明在没有配体存在的情况下,加入一定量的铁对微囊藻生长促进作用不明显。同时,观察发现,在藻类指数生长阶段出现了较高的pH值(高达10.5),这与二氧化碳生物需求增加有关。在指数生长结束和平台期开始后,pH值略下降。在藻类生长平缓或生长不良的样品中,pH值无显著变化,pH值大多保持在6—8。

    能促进藻类生长的酚酸应当与三价铁有较高的亲和力,与二价铁有较低的亲和力[27]。试验表明,相对其他3种酚酸铁配合物体系,水杨酸铁不能有效地为微囊藻提供生物可利用性铁,这可能与水杨酸的稳定性较强有关[27]。对照表明,用咖啡酸处理的微囊藻生长良好,最高浓度达到2.19×107 cell·mL−1。这可能是咖啡酸中的儿茶酚基结构所引起的,并且有更高的氧化还原潜力,更容易将Fe从配合物中释放。Santana等 [28]的研究也证实了在生物条件下还原络合物的可能性。总体上,酚酸的加入提高了藻类对Fe的生物可利用率。

    图2显示藻类存活率从第10天开始明显下降,藻类计数可能包括了死藻,因此选择第11天数据进行显著性分析。结果表明(表3),在0.05的置信水平下,咖啡酸的加入对微囊藻生长有显著促进作用,而水杨酸在0.05的置信水平下,对微囊藻生长无显著促进作用。

    图 3  微囊藻生长曲线
    Figure 3.  Microcystis growth curve
    A.水杨酸+硫酸亚铁 B.咖啡酸+硫酸亚铁 C.水杨酸+草酸+硫酸亚铁 D.水杨酸+乙酸+硫酸亚铁 E.咖啡酸+草酸+硫酸亚铁 F.咖啡酸+乙酸+硫酸亚铁 G.水杨酸+柠檬酸+硫酸亚铁 H.咖啡酸+柠檬酸+硫酸亚铁 1_3.不添加酸和铁的对照组 Fe1_3硫酸亚铁
    A. Salicylic acid+Ferrous sulfate B. Caffeic acid+Ferrous sulfate C. Salicylic acid+Oxalic acid+Ferrous sulfate D. Salicylic acid+Acetic acid+Ferrous sulfate E. Caffeic acid+Oxalic acid+Ferrous sulfate F. Caffeic acid+Acetic acid+Ferrous sulfate G. Salicylic acid+Citric acid+Ferrous sulfate H. Caffeic acid+Citric acid+Ferrous sulfate 1_3. Control group without acid and iron Fe1_3. Ferrous sulfate
    表 3  第11天不同试验组微囊藻浓度变化的相关性矩阵
    Table 3.  Correlation matrix of changes in the concentration of Microcystis in different test groups on the 11th day
    1_3Fe1_3ABCDEFGH
    1_310.9630.971−0.3580.4740.6570.2460.4610.9830.491
    Fe1_30.9631.001.000*−0.0950.2210.835−0.0220.6820.9960.707
    A0.9711.000*1.00−0.1260.2510.8180.0080.6590.999*0.685
    B−0.358−0.095−0.1261.00−0.9920.468−0.9930.663−0.1790.637
    C0.4740.2210.251−0.9921.00−0.3520.970−0.5630.302−0.534
    D0.6570.8350.8180.468−0.3521.00−0.5690.9720.7850.979
    E0.246−0.0220.008−0.9930.970−0.5691.00−0.7460.062−0.723
    F0.4610.6820.6590.6630.6630.972−0.7461.000.6180.999*
    G0.9830.9960.999*−0.1790.3020.7850.0620.6181.000.645
    H0.4910.7070.6850.637−0.5340.979−0.7230.999*0.6451.00
      注:*. 在 0.05 水平(双侧)上显著相关。Notes:*. Significant correlation at 0.05(bilateral) level.
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    许多泥炭源有机质同时含有酚羟基和羧基,具有酚酸性质。但由于泥炭有机质组成复杂多样,现有技术尚不能有效分离不同性质有机化合物。因此,利用不同分子量段有机质与铁的络合物,开展藻类培养试验有助于客观评估泥炭源DOM-Fe的藻类可利用性。利用不同分子量段DOM-Fe,进行培养试验,铜绿微囊藻的生长情况如图4表4 结果表明,在0.05 的置信水平下,不同组之间差异不具统计显著性,但图4 还是反映出有机态铁对藻类生长的促进趋势.

    结果显示(图3图4),不同分子量结合态Fe均促进了铜绿微囊藻的生长,但影响程度不同。添加Fe后,铜绿微囊藻的生物量和控制组相比均有增加,微囊藻生长得到促进,最终达到107 cell·mL−1。其中,微囊藻在7—11 d增长最快;其次,对比生长终点可以发现不同DOM-Fe促进效果存在差异:E组>D组>C组>B组>A组>无Fe组;第三,添加DOM显著促进了藻的生长。研究表明,相对于Fe3+,藻类更倾向于利用Fe2+[29]。这是由于具有一定还原能力的DOM可以减缓二价铁的氧化[30],从而提高了藻类对铁的利用率。此外,不同分子量段DOM与Fe的络合稳定常数略有不同,较高分子量的DOM(>3 kD)与Fe的络合稳定常数较小[30],在光照或者其他条件下容易发生解离,产生易被藻类利用的Fe。而泥炭源低分子量DOM(<1 KD)络合态铁,由于其络合稳定的常数相对较高,在培养体系中更加稳定,相对不易被藻类利用。

    图 4  铜绿微囊藻生长曲线A.无添加 B.硫酸亚铁 C.DOM-Fe(<1KD ) D.DOM-Fe(1-3 KD) E.DOM-Fe(> 3KD)
    Figure 4.  Microcystis aeruginosa growth curve
    A. No addition B. Ferrous sulfate C.DOM-Fe(<1KD) D.DOM-Fe(1-3KD) E.DOM-Fe(>3KD)
    表 4  第11天不同试验组铜绿微囊藻生长浓度变化的相关性矩阵
    Table 4.  Correlation matrix of growth concentration changes of Microcystis aeruginosa in different test groups on the 11th day
    ABCDE
    A1−.751.350−.167.770
    B−.7511−.881.776−.158
    C.350−.8811−.982−.327
    D−.167.776−.9821.500
    E.770−.158−.327.5001
      注:*. 在 0.05 水平(双侧)上显著相关. Notes:*. Significant correlation at 0.05(bilateral) level.
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    (1)4种酚酸对藻类生长的影响均呈现“低促高抑”的规律。从藻类生物量和叶绿素含量来看,抑藻效果从高到低:水杨酸>对羟基苯甲酸>对香豆酸>咖啡酸;结合藻类的存活率,虽然低浓度酚酸刺激了藻类生物量的增长,但是也对藻类的生存产生了一定的负面影响:在添加10 mg·L−1酚酸的几组样品中,微囊藻的存活率都略低于控制组。

    (2)添加酚酸的藻类样品中,当水杨酸浓度达到20 mg·L−1时,Fv/Fm明显降低(0.3降低到0.02左右),而其它3种酚酸浓度达到60 mg·L−1才出现抑制,说明水杨酸抑制作用最强。

    (3)不同酚铁络合物的生物可利用性存在差异:相对咖啡酸和水杨酸,水杨酸络合态铁更难被藻类利用,除酚毒性效应外,还与其较高的络合稳定性有关。

    (4)泥炭源不同分子段DOM-Fe对藻类生长的促进作用从高到低依次为:>3 KD,1—3 KD,<1 KD。高分子段DOM(>3 kD)与Fe的络合稳定常数最小,在光照或者其他条件下容易发生解离,更易释放Fe而被藻类利用;泥炭源低分子量DOM(<1 KD)络合态铁,因其络合稳定常数相对较高,相对不易被藻类利用。

    致谢:感谢中国科学院水生生物研究所的大力支持。

  • 图 1  吸附剂添加量、初始TP浓度和pH对除磷效果的影响

    Figure 1.  Effects of adsorbent amount, initial TP concentration and pH on phosphorus removal

    图 2  碳酸氢根和硝态氮对除磷效果的影响

    Figure 2.  Effects of HCO3 and NO3-N on phosphorus removal

    图 3  不同氢氧化钠浓度对载铁牡蛎壳粉解吸率的影响

    Figure 3.  Effects of different NaOH concentrations on desorption rate of magnetic modified OSP

    图 4  天然牡蛎壳粉和已吸附的载铁牡蛎壳粉的扫描电子显微镜图

    Figure 4.  SEM images of natural OSP and P-adsorbed magnetic modified OSP

    图 5  不同牡蛎壳粉的XRD图谱

    Figure 5.  XRD patterns of different OSP

    图 6  不同温度下载铁牡蛎壳粉的Langmuir模型和Freundlich模型

    Figure 6.  Langmuir isotherm and Freundlich isotherm of magnetic modified OSP at different temperatures

    图 7  载铁牡蛎壳粉吸附除磷的热力学常数图解

    Figure 7.  Thermodynamics for phosphorus adsorption on magnetic modified OSP

    图 8  载铁牡蛎壳粉除磷的颗粒内扩散过程

    Figure 8.  Intra-particle diffusion process for phosphorus removal on magnetic modified OSP

    表 1  不同牡蛎壳粉表面结构特征参数

    Table 1.  Surface structure characteristic parameters of different OSP

    样品比表面积/(m2·g−1)孔容/(cm3·g−1)平均孔径/nm
    天然牡蛎壳粉1.180.00516.52
    载铁牡蛎壳粉0.680.06135.60
    样品比表面积/(m2·g−1)孔容/(cm3·g−1)平均孔径/nm
    天然牡蛎壳粉1.180.00516.52
    载铁牡蛎壳粉0.680.06135.60
    下载: 导出CSV

    表 2  不同温度下载铁牡蛎壳粉等温线拟合结果

    Table 2.  Isotherm constants of magnetic modified OSP at different temperatures

    温度/℃LangmuirFreundlich
    qm/(mg·g−1)KR2Kf1/nR2
    1524.490.280.8800.590.910.910
    2522.811.110.8211.090.800.973
    359.816.110.9801.790.420.987
    温度/℃LangmuirFreundlich
    qm/(mg·g−1)KR2Kf1/nR2
    1524.490.280.8800.590.910.910
    2522.811.110.8211.090.800.973
    359.816.110.9801.790.420.987
    下载: 导出CSV

    表 3  不同初始TP浓度下载铁牡蛎壳粉吸附除磷的热力学参数

    Table 3.  Thermodynamic parameters for phosphorus adsorption on magnetic modified OSP at different initial TP concentrations

    C0/(mg·L−1)H0/(kJ·mol−1)S0/(kJ·(mol·K)−1)G0/(kJ·mol−1)
    15 ℃25 ℃35 ℃
    26.41118.080.46−10.19−14.48−17.85
    36.95102.180.40−11.27−14.95−17.90
    47.42101.980.40−12.13−15.23−18.76
    61.1753.190.24−12.65−15.93−16.07
    71.0863.040.27−13.00−15.88−17.08
    C0/(mg·L−1)H0/(kJ·mol−1)S0/(kJ·(mol·K)−1)G0/(kJ·mol−1)
    15 ℃25 ℃35 ℃
    26.41118.080.46−10.19−14.48−17.85
    36.95102.180.40−11.27−14.95−17.90
    47.42101.980.40−12.13−15.23−18.76
    61.1753.190.24−12.65−15.93−16.07
    71.0863.040.27−13.00−15.88−17.08
    下载: 导出CSV

    表 4  载铁牡蛎壳粉吸附动力学拟合参数

    Table 4.  Adsorption kinetic parameters of magnetic modified OSP

    温度/℃qe,exp/(mg·g−1)准一级动力学准二级动力学
    qe,cal/(mg·g−1)k1/(g·(min·mg)−1)R2qe,cal/(mg·g−1)k2/(g·(min·mg)−1)R2
    154.014.480.001 70.8322.250.001 10.185
    255.555.290.002 80.9796.640.000 60.988
    356.065.850.003 30.9887.190.000 61.000
    温度/℃qe,exp/(mg·g−1)准一级动力学准二级动力学
    qe,cal/(mg·g−1)k1/(g·(min·mg)−1)R2qe,cal/(mg·g−1)k2/(g·(min·mg)−1)R2
    154.014.480.001 70.8322.250.001 10.185
    255.555.290.002 80.9796.640.000 60.988
    356.065.850.003 30.9887.190.000 61.000
    下载: 导出CSV

    表 5  载铁牡蛎壳粉颗粒内模型拟合参数

    Table 5.  Fitting parameters of intra-particle diffusion model of magnetic modified OSP

    温度/℃第1阶段第2阶段第3阶段
    KpCR2KpCR2KpCR2
    150.04−0.140.2450.08−0.570.4490.16−2.020.885
    250.16−0.070.9720.24−0.680.9990.073.130.524
    350.24−0.480.9990.220.060.9570.054.180.705
      注:Kp的单位为g·(min·mg1/2)−1C的单位为mg·g−1
    温度/℃第1阶段第2阶段第3阶段
    KpCR2KpCR2KpCR2
    150.04−0.140.2450.08−0.570.4490.16−2.020.885
    250.16−0.070.9720.24−0.680.9990.073.130.524
    350.24−0.480.9990.220.060.9570.054.180.705
      注:Kp的单位为g·(min·mg1/2)−1C的单位为mg·g−1
    下载: 导出CSV
  • [1] 农业农村部渔业渔政管理局. 2019中国渔业统计年鉴[M]. 北京: 中国农业出版社, 2019.
    [2] 陈伟. 功能性生物絮团和BFT系统的构建及其在对虾养殖中的应用效果研究[D]. 上海: 上海海洋大学, 2018.
    [3] 庞云. 硝化型生物絮体养殖凡纳滨对虾(Litopenaeus vannmei)的应用效果研究[D]. 上海: 上海海洋大学, 2017.
    [4] 刘文畅. 酿酒废水添加、SRT和HRT对生物絮凝反应器处理RAS养殖污染物的影响[D]. 上海: 上海海洋大学, 2015.
    [5] 赵培. 生物絮团技术在海水养殖中的研究与应用[D]. 上海: 上海海洋大学, 2011.
    [6] 陈伟, 谭洪新, 罗国芝, 等. 碳氮比对生物絮凝反应器处理水质效果的影响[J]. 上海海洋大学学报, 2018, 27(6): 907-915.
    [7] 杨树润, 张世熔, 冯灿, 等. 4种镧改性海藻粉末对养殖废水中磷的去除[J]. 环境工程学报, 2019, 13(10): 2357-2368. doi: 10.12030/j.cjee.201903042
    [8] 刘兴国, 刘兆普, 徐皓, 等. 生态工程化循环水池塘养殖系统[J]. 农业工程学报, 2010, 26(11): 237-244. doi: 10.3969/j.issn.1002-6819.2010.11.041
    [9] 杨丽芳, 朱树文, 高红武, 等. ABR厌氧/CASS好氧工艺处理养殖废水[J]. 中国给水排水, 2007, 23(8): 62-66. doi: 10.3321/j.issn:1000-4602.2007.08.017
    [10] BRAUN J C A, BORBA E C, GODINHO M, et al. Phosphorus adsorption in Fe-loaded activated carbon: Two-site monolayer equilibrium model and phenomenological kinetic description[J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 361: 751-763. doi: 10.1016/j.cej.2018.12.073
    [11] LIU T, CHEN X, WANG X, et al. Highly effective wastewater phosphorus removal by phosphorus accumulating organism combined with magnetic sorbent MFC@La(OH)3[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 335: 443-449. doi: 10.1016/j.cej.2017.10.117
    [12] 陈玉枝, 林舒. 牡蛎壳与龙骨成分的分析[J]. 福建医科大学学报, 1999, 33(4): 432-434. doi: 10.3969/j.issn.1672-4194.1999.04.021
    [13] 李林锋, 吴小凤. 天然牡蛎壳对磷吸附特性试验研究[J]. 三峡环境与生态, 2011, 33(6): 1-4.
    [14] 浦晨霞, 曹玉成, 钱璨, 等. 改性牡蛎壳对低磷浓度水体的净化性能研究[J]. 环境污染与防治, 2019, 41(3): 59-63.
    [15] ZHANG B A Q, CHEN N, FENG C, et al. Adsorption for phosphate by crosslinked/non-crosslinked-chitosan -Fe(Ⅲ) complex sorbents: characteristic and mechanism[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 353: 361-372. doi: 10.1016/j.cej.2018.07.092
    [16] IFTHIKAR J, WANG J, WANG Q, et al. Highly efficient lead distribution by magnetic sewage sludge biochar: Sorption mechanisms and bench applications[J]. Bioresource Technology, 2017, 238: 399-406. doi: 10.1016/j.biortech.2017.03.133
    [17] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.
    [18] 梁越敢, 方涛, 李伟, 等. 磁性龙虾壳吸附去除水中磷的特性[J]. 中国环境科学, 2019, 39(5): 138-143.
    [19] MONDAL P, MAJUMDER C B, MOHANTY B. Effects of adsorbent dose, its particle size and initial arsenic concentration on the removal of arsenic, iron and manganese from simulated ground water by Fe3+ impregnated activated carbon[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 150(3): 695-702. doi: 10.1016/j.jhazmat.2007.05.040
    [20] O’NEIL J R, VENNEMANN T W, MCKENZIE W F. Effects of speciation on equilibrium fractionations and rates of oxygen isotope exchange between (PO4)aq and H2O[J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 2003, 67(17): 3135-3144. doi: 10.1016/S0016-7037(02)00970-5
    [21] 王正芳. 载铁活性炭的制备及对P(V)的吸附性能研究[D]. 南京: 南京大学, 2011.
    [22] 姚淑华, 贾永锋, 汪国庆, 等. 活性炭负载Fe(Ⅲ)吸附剂去除饮用水中的As(Ⅴ)[J]. 过程工程学报, 2009, 9(2): 250-256. doi: 10.3321/j.issn:1009-606X.2009.02.008
    [23] GU Z, FANG J, DENG B. Preparation and evaluation of GAC-based iron-containing adsorbents for arsenic removal[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(10): 3833-3843.
    [24] REY A, FARALDOS M, CASAS J A, et al. Catalytic wet peroxide oxidation of phenol over Fe/AC catalysts: Influence of iron precursor and activated carbon surface[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2009, 86(1/2): 69-77.
    [25] 李炳. 颗粒活性炭负载氧化铁(IOCGAC)吸附除Cr(Ⅵ)研究[D]. 长沙: 湖南大学, 2007.
    [26] 熊慧欣. 不同晶型羟基氧化铁(FeOOH)的形成及其吸附去除Cr(Ⅵ)的作用[D]. 南京: 南京农业大学, 2008.
    [27] HE Y, LIN H, DONG Y, et al. Preferable adsorption of phosphate using lanthanum-incorporated porous zeolite: Characteristics and mechanism[J]. Applied Surface Science, 2017, 426(31): 995-1004.
    [28] LIU H, SUN X, YIN C, et al. Removal of phosphate by mesoporous ZrO2[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 151(2/3): 616-622.
    [29] KIM D S. Adsorption characteristics of Fe(III) and Fe(III)-NTA complex on granular activated carbon[J]. Journal of Hazardous Materials, 2004, 106(1): 67-84. doi: 10.1016/j.jhazmat.2003.09.005
    [30] 周强, 冒咏秋, 段钰锋, 等. 溴素改性活性炭汞吸附特性研究[J]. 工程热物理学报, 2014, 35(12): 211-214.
    [31] SMITH J M. Chemical Engineering Kinetics[M]. New York: McGraw Hill, 1981.
    [32] ACELAS N Y, MARTIN B D, LÓPEZ D, et al. Selective removal of phosphate from wastewater using hydrated metal oxides dispersed within anionic exchange media[J]. Chemosphere, 2014, 119: 1353-1360.
    [33] AKSU Z, KARABAYIR G. Comparison of biosorption properties of different kinds of fungi for the removal of Gryfalan Black RL metal-complex dye[J]. Bioresource Technology, 2008, 99(16): 7730-7741. doi: 10.1016/j.biortech.2008.01.056
    [34] HAN R, ZHANG L, SONG C, et al. Characterization of modified wheat straw, kinetic and equilibrium study about copper ion and methylene blue adsorption in batch mode[J]. Carbohydrate Polymers, 2010, 79(4): 1140-1149. doi: 10.1016/j.carbpol.2009.10.054
  • 加载中
图( 8) 表( 5)
计量
  • 文章访问数:  5951
  • HTML全文浏览数:  5951
  • PDF下载数:  108
  • 施引文献:  0
出版历程
  • 收稿日期:  2020-04-15
  • 录用日期:  2020-07-21
  • 刊出日期:  2021-02-10
蒙浩焱, 杨名帆, 罗国芝, 谭洪新. 载铁牡蛎壳粉对水中磷的吸附性能及机理[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 446-456. doi: 10.12030/j.cjee.202004076
引用本文: 蒙浩焱, 杨名帆, 罗国芝, 谭洪新. 载铁牡蛎壳粉对水中磷的吸附性能及机理[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 446-456. doi: 10.12030/j.cjee.202004076
MENG Haoyan, YANG Mingfan, LUO Guozhi, TAN Hongxin. Adsorption performance and mechanism of magnetic modified oyster shell powder on phosphorus in water[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 446-456. doi: 10.12030/j.cjee.202004076
Citation: MENG Haoyan, YANG Mingfan, LUO Guozhi, TAN Hongxin. Adsorption performance and mechanism of magnetic modified oyster shell powder on phosphorus in water[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 446-456. doi: 10.12030/j.cjee.202004076

载铁牡蛎壳粉对水中磷的吸附性能及机理

    通讯作者: 罗国芝(1974—),女,博士,教授。研究方向:水产养殖用水重复利用等。Email:gzhluo@shou.edu.cn
    作者简介: 蒙浩焱(1993—),男,硕士研究生。研究方向:养殖水处理。E-mail:menghy0103@163.com
  • 1. 上海海洋大学,上海水产养殖工程技术研究中心,上海 201306
  • 2. 上海海洋大学,农业农村部淡水水产种质资源重点实验室,上海 201306
  • 3. 上海海洋大学,水产科学国际级实验教学示范中心,上海 201306
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(31202033)

摘要: 为解决生物絮凝养殖水体含磷物质积累,初步研究了载铁牡蛎壳粉吸附除磷性能及相关机理。结果表明,8 g·L−1载铁牡蛎壳粉在初始TP浓度为20.00~50.00 mg·L−1吸附效果最佳,TP去除率由(84.94±0.94)%增至(87.35±1.06)%,吸附量由(2.37±0.03) mg·g−1增至(5.45±0.22) mg·g−1;当pH为2.00~6.00时,TP去除率大于(80.13±3.27)%,吸附量大于(2.04±0.02) mg·g−1;碳酸氢根的存在对载铁牡蛎壳粉吸附除磷有明显的抑制作用。X射线衍射结果表明,载铁牡蛎壳粉表面覆盖成分为Fe2(PO)5和Fe4(PO4)2O。载铁牡蛎壳粉吸附过程符合Freundlich模型和准二级动力学模型,最大吸附量为9.81 mg·g−1,吸附过程存在物理吸附和化学吸附,主要由化学吸附决定,膜扩散和颗粒内扩散为主要限速步骤,配位交换和静电吸附为主要吸附机理。以上研究结果可为实际养殖废水除磷方法提供参考。

English Abstract

  • 近年来我国水产事业快速发展,养殖品种产量日益增加[1]。在养殖水体中培养微生物絮团的生物絮凝已成为集约化水产养殖的热点[2-3],生物絮凝是利用养殖环境系统中微生物絮团吸收转化水中有害含氮无机物,减少水环境对养殖鱼类的毒害[4-5]。但生物絮凝系统的养殖水磷酸盐高于20 mg·L−1[6],且碳酸氢根(HCO3)、硝氮(NO3-N)浓度普遍较高[2-3]。直接排放养殖水易造成湖泊富营养化,环境污染[7]。因此,对养殖水进行除磷是必要的。目前,养殖水除磷技术主要有人工湿地除磷[8]、生物除磷[9]、吸附法[10],吸附法因具有高效快速、易操作、成本廉价、无二次污染等特点而成为研究热点[11]

    废弃牡蛎壳因其获取便利,独特的多孔结构[12],被视为一种天然的除磷吸附剂。李林锋等[13]发现天然牡蛎壳吸附除磷的最大吸附量为0.88 mg·g−1。浦晨霞等[14]将牡蛎壳进行高温改性,对总磷的去除率可达90%,吸附量为1.10 mg·g−1。改性有助于提高牡蛎壳吸附效率,通常含铁氧化物改性制备的吸附剂吸附除磷效果更佳[15],目前,含铁化合物改性牡蛎壳吸附除磷鲜有报道。因此,本文选择牡蛎壳粉进行载铁改性,制成载铁牡蛎壳粉(magnetic modified oyster shell powder, magnetic modified OSP),探究了吸附剂添加量、初始总磷(total phosphorus, TP)浓度、pH对载铁牡蛎壳粉在模拟含磷水中吸附除磷的影响,并对其进行了表征,同时选择生物絮凝系统水中含量较多的HCO3NO3-N作为共存离子,考察了共存离子对吸附除磷的影响。通过吸附热动力学探讨了其除磷的吸附机理,以期为实际生物絮凝养殖废水除磷提供参考。

  • 载铁牡蛎壳粉制备:取自中国辽宁省某海域海滩上直径7~8 cm废弃天然牡蛎壳,多次清洗,表面洗净后晾干;用中药粉碎机粉碎过100 μm备用。分别取20.00 g牡蛎壳粉,20.00 g FeCl3·6H2O,11.10 g FeSO4·7H2O溶解于800 mL超纯水,充分搅拌均匀,并逐滴加入10.00 mol·L−1 NaOH至混合液pH为10.00,随后在350 r·min−1条件下搅拌1 h,静置1 d后移去上清液,水洗沉淀物至中性,70 ℃干燥24 h,备用[16]。使用分析纯级别的磷酸二氢钾(KH2PO4)、碳酸氢钠(NaHCO3)、硝酸钾(KNO3),分别和超纯水配制溶液。

  • 1)吸附剂添加量对除磷效果的影响。于若干250 mL锥形瓶分别加入50 mL,初始TP浓度为20.00 mg·L−1的模拟含磷水,调节初始pH为4.00~6.00,将不同添加量2.00、4.00、6.00、8.00、10.00、12.00、14.00、16.00、18.00、20.00 g·L−1载铁牡蛎壳粉分别装入锥形瓶。混合后在25 ℃,180 r·min−1下振荡24 h,待吸附平衡后,取上清液测定TP,计算TP去除率(η)、吸附量(qe),每个添加量3个平行。

    2)初始TP浓度对载铁牡蛎壳粉吸附除磷效果的影响。于若干250 mL锥形瓶分别加入50 mL,初始TP浓度为10.00、20.00、30.00、40.00、50.00、60.00、70.00、80.00、90.00、100.00 mg·L−1的模拟含磷水,调节初始pH为4.00~6.00,准确称取8.00 g·L−1载铁牡蛎壳粉分别装入锥形瓶。混合后在25 ℃,180 r·min−1下振荡24 h,待吸附平衡后,取上清液测定TP,计算TP去除率、吸附量,每个初始TP浓度3个平行。

    3) pH对载铁牡蛎壳粉吸附除磷效果的影响。于若干250 mL锥形瓶分别加入50 mL,初始TP浓度为50.00 mg·L−1的模拟含磷水,0.01 mol·L−1 HCl和0.01 mol·L−1 NaOH调节溶液pH初始为2.00、4.00、6.00、8.00、10.00、12.00,准确称取8.00 g·L−1载铁牡蛎壳粉分别装入锥形瓶。混合后在25 ℃,180 r·min−1下振荡24 h,待吸附平衡后,取上清液测定TP,计算TP去除率、吸附量,每个pH 3个平行。

    4)共存离子对载铁牡蛎壳粉吸附除磷效果的影响。于若干250 mL锥形瓶分别加入50 mL,初始HCO3NO3-N分别为50.00、100.00、150.00、200.00 mg·L−1,初始TP浓度为50.00 mg·L−1的模拟含磷水,调节初始pH为4.00~6.00,准确称取8.00 g·L−1载铁牡蛎壳粉分别装入锥形瓶。混合后在25 ℃,180 r·min−1下振荡24 h,待吸附平衡后,取上清液测定TP,计算TP去除率、吸附量,每个浓度3个平行。TP去除率和吸附量根据式(1)和式(2)计算。

    式中:η为TP去除率;C0Ce分别为TP的初始浓度和吸附平衡浓度,mg·L−1qe为平衡吸附剂量,mg·g−1V为水样体积,mL;m为吸附剂质量,g。

    5)载铁牡蛎壳粉的解吸。于250 mL锥形瓶中加入50 mL初始TP浓度为50.00 mg·L−1的模拟含磷水,调节初始pH为4.00~6.00,准确称取8.00 g·L−1载铁牡蛎壳粉装入锥形瓶。混合后在25 ℃、180 r·min−1条件下振荡24 h,待吸附平衡后,取上清液测定溶液中TP,计算吸附量;将经吸附的载铁牡蛎壳粉105 ℃烘干数小时,再分别加入0.01、0.10、1.00 mol·L−1 NaOH溶液,混合后于25 ℃,180 r·min−1条件下振荡24 h,待吸附平衡后,取上清液测定溶液中TP浓度Cd、解吸量,解吸率(qd/qe),每个浓度3个平行。

    6)吸附热力学实验。于若干250 mL锥形瓶中分别加入50 mL,初始TP浓度为26.40、36.95、47.42、61.17、71.08 mg·L−1的模拟含磷水,调节初始pH为4.00~6.00,分别准确装入8.00 g·L−1载铁牡蛎粉,以180 r·min−1分别在15、25、35 ℃下恒温振荡24 h,待吸附平衡后,取上清液测定TP、吸附量、热力学参数。每个初始TP浓度3个平行。采用Langmuir(式(3))、Freundlich(式(4))方程进行线性拟合,通过式(5)、式(6)、式(7)分别计算出固液分配系数、吉布斯自由能、标准反应焓变、标准反应熵。

    式中:K为Langmuir吸附平衡常数;qm为最大吸附量,mg·g−1Kf为Freundlich吸附平衡常数;KD为固液分配系数,mL·g−1C0为溶液初始浓度,mg·L−1V为溶液体积,mL;m为吸附剂质量,m;G0为吉布斯自由能,kJ·mol−1H0为标准反应焓变,kJ·mol−1S0为标准反应熵,kJ·(mol·K)−1R为理想气体常数,kJ·(mol·K)−1T为热力学温度,K。

    7)吸附动力学实验。于若干250 mL锥形瓶中分别加入50 mL初始TP浓度为50.00 mg·L−1的模拟含磷水,调节初始pH为4.00~6.00,分别准确装入8.00 g·L−1载铁牡蛎壳粉。在15、25、35 ℃下以180 r·min−1振荡,于0、10、30、60、120、240、480、720、1 080、1 440 min取样,取上清液测定TP,计算载铁牡蛎壳粉的即时吸附量、吸附活化能,每个温度梯度3个平行。采用准一级动力学方程(式(8))、准二级动力学方程(式(9))以及颗粒内扩散动力学方程(式(10))进行线性模型拟合,并通过式(11)计算吸附活化能。

    式中:qtt时刻吸附量,mg·g−1k1为准一级动力学速率常数,g·(min·mg)−1k2为准二级动力学速率常数,g·(min·mg)−1kp为颗粒内扩散速率常数,g·(min·mg1/2)−1R为摩尔气体常数,kJ·(mol·K)−1C为界面层厚度相关系数,mg·g−1k0为表现频率因子,g·(min·mg)−1Ea为吸附活化能,kJ·mol−1

  • pH通过WTW(Multi 3430,德国)测定;NO3-N采用紫外分光光度法;TP采用钼锑抗分光光度法,HCO3采用酸碱滴定指示法[17];使用比表面积及孔径分析仪(ASAP,Micromeritics,美国)分析测定壳粉比表面积;使用扫描电子显微镜(SEM,赛默飞FEG-250,美国)分析壳粉形貌;使用X射线衍射(XRD,smartlab ragiku 2019,理学电机公司,日本)分析壳粉晶体结构。

  • 实验数据采用Excel进行结果统计,用Origin 9和Adobe Illustrator CC 2019 进行图表绘制。采用SPSS 22.0统计软件对数据进行ANOVA 单因素方差分析,P<0.05为差异性显著,实验数值用平均值±标准差形式表示。

  • 图1反映了吸附剂添加量、初始TP浓度及pH对载铁牡蛎壳粉吸附除磷的影响。由图1(a)可知,随着载铁牡蛎壳粉添加量的增加,TP去除率上升,吸附量持续下降。当添加量从2.00 g·L−1增至10.00 g·L−1时,TP去除率由(33.05±5.71)%升至(84.61±1.47)%,这是由于壳粉和模拟水的接触面积增加,导致TP去除率迅速升高。但当添加量从10.00 g·L−1增至20.00 g·L−1时,TP去除率变化趋于稳定,为(81.74±1.47)%~(85.61±6.23)%,吸附量由(3.45±0.60) mg·g−1持续降至(0.89±0.01) mg·g−1。虽然高添加量提高了TP去除率,但过多的吸附剂相互掩饰吸附位点,影响吸附位点与磷分子的结合,从而造成吸附量下降,这和梁越敢等[18]的研究结果相似。结果表明,初始TP浓度为 20 mg·L−1时,载铁牡蛎壳粉的最佳添加量为8.00 g·L−1

  • 图1(b)可知,随着初始TP浓度增大,TP去除率先上升后下降。当初始TP浓度从5.00 mg·L−1增至20.00 mg·L−1时,TP去除率由(44.90±4.16)%迅速升至(84.91±0.94)%;初始TP浓度由20.00 mg·L−1增至50.00 mg·L−1时,TP去除率由(84.91±0.94)%升至(87.35±1.06)%;当初始TP浓度从50.00 mg·L−1增至100.00 mg·L−1时,TP去除率由(87.35±1.06)%降至(74.65±1.38)%。以上结果表明,当溶液中初始TP浓度低于20.00 mg·L−1时,8.00 g·L−1添加量的载铁牡蛎壳粉上吸附位点多,去除率上升迅速,随着吸附的进行,载铁牡蛎壳粉上吸附位点被占据,活性吸附位点减少,吸附接近饱和[19],表现为TP去除率上升逐渐缓慢。随着初始TP浓度增大,吸附位点相对减少,当初始TP浓度为100.00 mg·L−1中,过多的磷分子互相竞争吸附位点,导致TP去除率下降,因此,载铁牡蛎壳粉吸附效率降低。

    随着初始TP浓度从5.00 mg·L−1增至100.00 mg·L−1,载铁牡蛎壳粉的吸附量由(0.38±0.04) mg·g−1持续升至(9.87±0.06) mg·g−1。这可能是吸附位点结合了大量的磷分子后,壳粉上活性吸附位点减少,TP去除率下降,但由于溶液中TP浓度过高,吸附去除的TP浓度之差相对较大。因此,吸附量相对上升。结果表明,8.00 g·L−1载铁牡蛎壳粉在初始TP浓度为20.00~50.00 mg·L−1的模拟水中除磷效果最佳。

  • 当初始TP浓度为50.00 mg·L−1时,添加量为8.00 g·L−1的载体牡蛎壳粉在酸性条件下载铁牡蛎壳粉的TP去除率、吸附量均高于碱性条件下,由图1(c)可知,当pH在2.00~6.00时,载铁牡蛎壳粉的TP去除率均高于80%。由式(12)~式(14)可知,在酸性条件下,溶液中磷主要以H2PO4HPO24形式存在[20]。载铁牡蛎壳粉表面具有氧化铁层,氧化铁层在水溶液中容易发生羟基化,这使得吸附位点更具活性,溶液中H2PO4HPO24与吸附位点上的羟基氧化物配位交换[21],表现为TP去除率、吸附量升高。同时,载铁牡蛎壳粉通过静电作用吸附H2PO4HPO24;当pH为2.00时,TP去除率则高达(95.00±2.02)%,pH为2.00~12.00时,TP去除率下降明显,由(95.00±2.02)%降至(14.67±5.87)%。pH从2.00升至4.00时,吸附量由(2.04±0.02) mg·g−1升至(2.49±0.36) mg·g−1。但随着pH从4.00升至12.00时,吸附量持续降至(0.43±0.24) mg·g−1。随着pH升高,溶液中OH浓度越来越高,OHH2PO4HPO24的相互竞争吸附使得载铁牡蛎壳粉除磷效率降低、吸附量下降。碱性条件使得载铁牡蛎壳粉的等电点为负,静电作用吸附能力下降,TP去除率、吸附量降低[21]

  • HCO3的存在对载铁牡蛎壳粉吸附除磷有明显的抑制作用,由图2(a)可知,当HCO3存在时,TP去除率和吸附量均低于(76.54±3.75)%和(4.94±0.24) mg·g−1。当HCO3为50.00~200.00 mg·L−1时,TP去除率和吸附量均随着HCO3的升高而下降,TP去除率从(76.54±3.75)%下降至(27.11±5.28)%,吸附量从(4.94±0.24) mg·g−1降至(1.70±0.33) mg·g−1。这可能是HCO3与壳粉上Fe配位的阴离子发生了交换反应,影响了H2PO4HPO24与壳粉上Fe配位的阴离子发生的交换反应[22]HCO3H2PO4HPO24相互竞争吸附位点。有研究[22]表明,HCO3与吸附剂之间的结合力强于H2PO4HPO24与吸附剂之间的结合力,吸附剂上的活性吸附位点优先与HCO3结合。因此,当共存离子为HCO3时,载铁牡蛎壳粉的TP去除率、吸附量降低,这和梁越敢等[18]和王正芳[21]的研究结果相似。NO3-N的存在对载铁牡蛎壳粉吸附除磷的影响较小,由图2(b)可知,当NO3-N存在时,TP去除率、吸附量均高于(82.62±0.87)%和(5.18±0.05) mg·g−1。实际生物絮凝系统的养殖废水HCO3在100~150 mg·L−1HCO3竞争吸附位点,载铁牡蛎壳粉吸附除磷效率降低。因此未来探究载铁牡蛎壳粉在实际生物絮凝养殖废水中吸附除磷的效果,需先进行养殖废水硝化前处理,降低HCO3

  • 图3可知,0.10 mol·L−1 NaOH的解吸率为(22.97±1.77)%,显著均高于0.01、1.00 mol·L−1 NaOH的解吸率(P<0.05),表明0.10 mol·L−1 NaOH对载铁牡蛎壳粉的解吸效果较好。但由于牡蛎壳粉的解吸率低于生物炭(42.3%)[21],解吸率过低会影响牡蛎壳粉的广泛应用,因此,对牡蛎壳粉的解吸效果有待进一步研究。

  • 天然未处理的牡蛎壳粉和载铁牡蛎壳粉表面结构特征参数由表1可知,天然牡蛎壳粉和载铁牡蛎壳粉比表面积分别为1.18 m2·g−1和0.68 m2·g−1。经处理后,载铁牡蛎壳粉的孔容和平均孔径均增大,分别从0.005 cm3·g−1和16.52 nm增至0.061 cm3·g−1和35.60 nm。这可能是由于物质的比表面积是根据物质内部孔隙计算得出。在经载铁壳粉处理后,表面覆盖上一层含铁物质[23],堵塞了表面部分的孔隙[24]。测量比表面积的N2和壳粉表面的孔隙接触减少,继而导致计算结果降低。壳粉孔径的增大,也表明壳粉表明覆盖一层物质。

    将牡蛎壳粉进行SEM分析,样品放大10 000倍,由图4(a)可知,天然牡蛎壳粉表面凹凸不平,存在较多完整、光滑的大片状结构,片状结构之间形成了较多的缺陷位,这和壳粉的比表面积下降结果相一致。由图4(b)可知,吸附后的载铁牡蛎壳粉表面主要为微小颗粒,颗粒细小,分布均匀,原先的大片状结构破碎成小片状结构,片状结构表面粗糙。牡蛎壳粉经载铁处理后,壳粉表面结构发生变化,比表面积下降。有研究[25-26]表明,表面覆盖有氧化铁的吸附剂在电镜照片中呈现亮灰色,形状以团聚或松散的微小颗粒为主,颗粒无规则,分布均匀。载铁牡蛎壳粉的颜色较亮,表面颗粒细小,均匀分散。因此载铁牡蛎壳粉表面含有氧化铁等物质。

    将天然牡蛎壳粉和已吸附的载铁牡蛎壳粉进行X射线衍射分析,由图5可知,天然牡蛎壳粉和已吸附的载铁牡蛎壳粉的衍射图谱上均在23°、29.34°、35.92°、39.36°、43.12°、47.44°、48.46°、58°、63.02°、65.50°出现碳酸钙峰值。已吸附的载铁牡蛎壳粉在27.34°、31.06°出现峰形弥散的峰值。这与Fe2(PO)5和Fe4(PO4)2O标准卡片相吻合。由图5可知,牡蛎壳粉表面结合的铁组分主要为Fe2(PO)5和Fe4(PO4)2O。

  • 图6可知,随着温度的升高,2种方程的斜率均上升。由表2可知,在Freundlich方程中,15、25和35 ℃下的R2均大于Langmuir方程中对应的R2,这表明相比Langmuir方程,Freundlich方程更好地描述载铁牡蛎壳粉的吸附除磷行为,载铁牡蛎壳粉表面上的吸附位点的能量分布为指数型。随着温度从15 ℃升至35 ℃,Freundlich方程的吸附常数Kf、拟合相关系数R2也随之升高,1/n随之下降;Langmuir方程的吸附常数K、拟合相关系数R2升高,最大吸附量下降。当1/n为0.1~0.5时,则认为吸附过程容易发生;当1/n>2,吸附过程难发生。Kf越大,表明吸附效果越好。在本研究中,25 ℃和35 ℃下1/n分别为0.80和0.42,这表明载铁牡蛎壳粉在25 ℃和35 ℃条件下更容易吸附除磷。载铁牡蛎壳粉对TP最大吸附量为9.81 mg·g−1,高于天然牡蛎壳除磷(0.88 mg·g−1)[13]和高温改性牡蛎壳除磷(1.10 mg·g−1)[14],但低于镧-多孔沸石(17.2 mg·g−1)和ZrO2(29.71 mg·g−1)。这可能是牡蛎壳粉的比表面积较小,牡蛎壳粉的比表面积(1.18 m2·g−1)低于沸石(64.52 m2·g−1)[27]和ZrO2 (8.83 m2·g−1)[28],由此可见,比表面积小的吸附剂吸附效果较差。

    以1 000/T对ln(KD)作图得图7。由式(7)可知,1 000/T对ln(KD)直线斜率和截距可分别求得S0H0。在不同初始TP浓度、温度条件下,载铁牡蛎壳粉吸附除磷的G0均小于0,说明吸附过程是自发进行,由表3可知。随着温度由15 ℃升至35 ℃,同一TP初始浓度的G0均降低,但其绝对值增大,表明吸附过程的动力较大。在25 ℃和35 ℃下,G0分别先降至−15.93 kJ·mol−1和−18.76 kJ·mol−1,后升至−15.88 kJ·mol−1和−17.08 kJ·mol−1,这表明牡蛎壳粉吸附是一个动态过程。同时,在较大的初始TP浓度条件下,易发生吸附的逆过程[21]。实验中H0S0均大于0,进一步印证了载铁牡蛎壳粉吸附除磷为吸热反应,高温有助于除磷的效果。同时,牡蛎壳粉表面上磷分子解吸的自由度大于牡蛎壳粉吸附溶液磷分子的自由度[29]。这也可能是由于本实验中振荡强度较大导致的。

  • 根据式(8)和式(9),由表4可知,准二级动力学25 ℃和35 ℃的R2均大于准一级动力学对应的R2,且25 ℃和35 ℃下实验检测的吸附量均大于准一级动力学理论计算的吸附量,表明准二级动力学更适合描述载铁牡蛎壳粉吸附除磷的机理。由式(11)可得,载铁牡蛎壳粉吸附除磷的活化能为22.09 kJ·mol−1,说明吸附过程存在物理吸附和化学吸附[30-31],同时由表3可知,H0均大于40 kJ·mol−1,表明载体牡蛎壳粉吸附除磷的过程主要由化学吸附决定[27, 32-34]。为进一步研究载铁牡蛎壳粉对磷吸附的机理和限速因素,采用颗粒内扩散模型拟合得到3段斜率各不相同的直线,且直线均不过原点,结果如图8所示。由表5可知,牡蛎壳粉吸附过程可分为3个阶段:第1阶段在前60 min内,直线斜率随着温度升高而增大,说明高温有助于磷分子穿过水膜面达到牡蛎壳粉表面,该过程为膜扩散主导的吸附过程[27];第2阶段在120~480 min,35 ℃的直线斜率下降,表明牡蛎壳粉表面上的磷分子达到壳粉内部,为颗粒内扩散过程[21];第3阶段为720~1440 min,25 ℃和35 ℃对应的直线斜率最小,这表明磷分子在颗粒内的扩散减弱,吸附接近平衡,吸附过程转变为主导。在15 ℃下,载体牡蛎壳粉的准二级动力学、颗粒内扩散模型拟合参数结果差异较大,这可能是低温抑制了磷分子的运动以及固液相之间扩散,这也说明载铁牡蛎壳粉可适用的温度范围较窄(25~35 ℃)。

  • 1)当初始TP为20 mg·L−1时,载铁牡蛎壳粉最佳添加量为8.00 g·L−1,在此条件下,载铁牡蛎壳粉对初始TP浓度为20.00~50.00 mg·L−1的模拟水除磷效果最佳,TP去除率由(84.94±0.94)%升至(87.35±1.06)%,吸附量由(2.37±0.03) mg·g−1升至(5.45±0.22) mg·g−1;当pH为2.00~6.00时,载铁牡蛎壳粉TP去除率高于(80.13±3.27)%,吸附量高于(2.04±0.02) mg·g−1HCO3的存在对载铁牡蛎壳粉吸附除磷有明显的抑制作用;0.10 mol·L−1 NaOH对牡蛎壳粉解吸效果最优,解吸率为(22.97±1.77)%。

    2)经改性吸附后,牡蛎壳粉比表面积下降、孔径增大。壳粉表面以细小颗粒为主,分布均匀。XRD衍射结果表明,载铁牡蛎壳粉表面覆盖成分主要为Fe2(PO)5和Fe4(PO4)2O。

    3)当初始TP浓度为26.40~71.08 mg·L−1和温度为15~35 ℃时,Freundlich吸附模型更好地描述载铁牡蛎壳粉吸附除磷反应,载铁牡蛎壳粉对TP最大吸附量为9.81 mg·g−1。当初始TP浓度为50.00 mg·L−1和温度为15~35 ℃时,准二级动力学方程更好地描述载铁牡蛎壳粉吸附除磷过程,吸附过程存在物理吸附与化学吸附,主要由化学吸附决定。膜扩散和颗粒内扩散为主要限速步骤,配位交换和静电吸附为主要吸附机理。

参考文献 (34)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回