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典型重金属离子对羟基磷酸钙结晶法回收污水中磷的影响

徐玉叶, 李想, 董怡然, 吕锡武. 典型重金属离子对羟基磷酸钙结晶法回收污水中磷的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(3): 921-928. doi: 10.12030/j.cjee.202007115
引用本文: 徐玉叶, 李想, 董怡然, 吕锡武. 典型重金属离子对羟基磷酸钙结晶法回收污水中磷的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(3): 921-928. doi: 10.12030/j.cjee.202007115
XU Yuye, LI Xiang, DONG Yiran, LYU Xiwu. Effect of typical heavy metal ions on phosphorus recovery from wastewater by crystallization of hydroxyapatite[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(3): 921-928. doi: 10.12030/j.cjee.202007115
Citation: XU Yuye, LI Xiang, DONG Yiran, LYU Xiwu. Effect of typical heavy metal ions on phosphorus recovery from wastewater by crystallization of hydroxyapatite[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(3): 921-928. doi: 10.12030/j.cjee.202007115

典型重金属离子对羟基磷酸钙结晶法回收污水中磷的影响

    作者简介: 徐玉叶(1996—),女,硕士研究生。研究方向:水污染控制。E-mail:925455668@qq.com
    通讯作者: 吕锡武(1954—),男,博士,教授。研究方向:水污染控制。E-mail:xiwulu@seu.edu.cn
  • 基金项目:
    国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07202004-002)
  • 中图分类号: X703.1

Effect of typical heavy metal ions on phosphorus recovery from wastewater by crystallization of hydroxyapatite

    Corresponding author: LYU Xiwu, xiwulu@seu.edu.cn
  • 摘要: 采用羟基磷酸钙(HAP)结晶法回收模拟城镇污水处理厂富磷上清液中的磷,探究了3种典型重金属离子(Cu2+、Cd2+、Zn2+)对HAP结晶体系的单独及联合影响,并结合Visual MINTEQ (Ver3.2)模拟软件进行了分析。结果表明,单一投加Cu2+/Cd2+/Zn2+均会抑制磷的去除,其中Zn2+对磷去除率的抑制最强,符合Monod抑制模型方程,抑制常数为178.0 mg·L−1;HAP结晶体系可协同去除重金属,去除率排序为Cu2+>Cd2+>Zn2+;联合投加Cu2+、Cd2+、Zn2+会增强对磷去除率的抑制作用,削弱单一重金属的去除效果。SEM结果显示,Cu2+、Cd2+、Zn2+的引入使产物表面变得疏松,但3种重金属对产物形貌的影响程度相当。Visual MINTEQ模拟结果证实Cu2+、Cd2+、Zn2+会争夺HAP的构晶离子,从而抑制磷的去除,并形成重金属杂质沉淀,杂质含量排序为Cu2+>Cd2+>Zn2+。以上研究结果可为HAP结晶法在城镇污水磷回收中的实际应用提供参考。
  • 精神活性物质是指对人类中枢神经系统具有强烈兴奋或抑制作用的成瘾性物质,主要包括:阿片类,可卡因、海洛因和美沙酮等;安非他命类,苯丙胺、甲基苯丙胺和摇头丸等;大麻类,大麻酚和四氢大麻酚等[1]。《2021年世界毒品形势报告》显示,全球超过约2.75亿(15—64岁)人口,在过去一年中至少使用过一次精神活性物质,比2010年增加22%,每年约50万人直接死于精神活性物质的滥用[2],精神活性物质的滥用已经成为全球关注的问题。精神活性物质进入人体后,经过肌体的新陈代谢,以药物母体及其代谢产物的形式排出体外,经由下水道进入污水处理系统。Christian[3]在2001年首次提出,通过检测市政污水中目标物质的浓度与人体药物代谢动力学相结合,可以反推评估该地区精神活性物质的滥用情况及流行率。目前对市政污水中低浓度精神活性物质定性定量检测的主流方法为液相色谱质谱联用法[4]及气相色谱质谱联用法[5]。美国[6-7]、意大利[8]、西班牙[9]、澳大利亚[10]等多个国家已经利用Christian提出的方法开展了多种精神活性物质滥用情况的调查研究。

    目标覆盖区域的服务人口数是利用精神活性物质滥用情况反推其滥用量及流行率过程中一个非常重要的参数,其数值的合理性和准确程度极大影响着推算结果的准确度。目前,目标覆盖区域服务人口数的推算方法主要有静态法和动态法,静态法有设计容量法和人口普查法等;动态法有水质参数法,常用的水质参数包括氨氮(NH4-N)、化学需氧量(COD)和总氮(TN)等[11],生物标志物法,常用的生物标志物包括可替宁、肌酸酐和咖啡因等[12]。其中设计容量法更偏向污水处理厂初建时设计的服务人口数,水质参数法和人均用水量法受工业污水占比影响较大,生物标志物法会受到年龄和身体状况等参数的影响,造成吸收和代谢的比例不一致。每种推算方法都有自身的特点和局限性,会给调查结果带来不确定性。因此,服务人口数的估算直接影响目标物滥用量和流行率的反演推算结果。

    本研究使用层次分析法,综合多种目标覆盖区域服务人口数的估算方法,建立多参数人口模型,以此获得更为准确的服务人口数,并应用于精神活性物质滥用量和流行率的评估。

    实验试剂与耗材:甲基苯丙胺(METH)、苯丙胺(AMP)、吗啡(MOR)、O6乙酰吗啡(6MAM)、可替宁(CTN)(1 mg·mL−1,美国Cerilliant公司);甲基苯丙胺-d8(METH-d8)、苯丙胺-d8(AMP-d8)、吗啡-d3(MOR-d3)、O6乙酰吗啡-d3(6MAM-d3)、可替宁-d3(CTN-d3)(100 μg·mL−1,美国Cerilliant公司);甲醇、二氯甲烷、氨水(色谱纯,上海安谱实验科技股份有限公司);盐酸(分析纯,国药集团化学试剂有限公司)、MCX固相萃取柱(3mL, 60 mg,美国Waters公司),玻璃纤维滤膜(0.45 μm,Whatman GF/F);

    实验设备:Thermo Scientific TSQ Endura型高效液相色谱质谱仪(美国Thermo Scientific公司),WD-12型氮吹仪(杭州奥盛仪器有限公司),12孔配真空抽干装置固相萃取仪(美国Supelco公司),XW-80A型旋涡混合器(上海精科实业有限公司)。

    样品采集于我国西北部某城市主城区污水处理厂(S1、S2、S3、S4)和县(市、区)污水处理厂(X1、X2、X3、X4),以上8个污水处理厂基本覆盖该市所有行政区,覆盖人口数约占全市人口总数的89%。使用自动取样器于2019年冬季和2020年夏季,在污水处理厂进水口采集24 h混合水样约400 mL,样品连续采集一周。精神活性物质的吸食频率存在一定的周期性,连续采集样品一周基本能反映一个地区精神活性物质的滥用情况。样品采集后存放于聚酯(PET)瓶内,加盐酸调节pH≤2,冷冻运输至实验室,待后续分析。

    样品在常温下解冻,经0.45 μm的玻璃纤维滤膜过滤,振荡混合均匀,量取50 mL滤液并添加氘代内标为待测样,固相萃取富集目标物:分别用甲醇、超纯水和pH 2的盐酸水溶液充分活化并平衡固相萃取柱,固相萃取待测样,样品流速控制在每滴1—2 s。富集完成后真空干燥固相萃取柱,依次用甲醇和5%氨水/甲醇溶液(M/M)淋洗洗脱并收集洗脱液。洗脱液在柔和氮气吹至近干后用20%(V/V)甲醇水复溶,转移至色谱瓶进行二次氮吹,最后用200 μL 20%(V/V)甲醇水溶液定容。

    使用Thermo Scientific TSQ Endura型高效液相色谱-质谱联用仪进行分析。色谱条件为:Waters XTerra MS C18反相色谱柱(100 mm×2.1 mm, 3.5 μm),流动相A为0.12%甲酸和30 mmol·L−1甲酸铵水溶液,B相为甲醇,流速0.3 mL·min−1,柱温30℃,进样量5 μL。质谱选用电喷雾离子源(ESI),采用ESI(+)模式。目标物特征选择离子、质谱条件及回收率如表1所示。

    表 1  目标物特征选择离子、质谱条件及回收率
    Table 1.  Target feature selection ions, mass spectrometry conditions and recovery rate
    物质Compound母离子Parent ionm/z定量离子Quantitative ion定性离子Qualitative ion保留时间/minRetention time回收率/%Recovery rate
    m/zDP/VCE/Vm/zDP/VCE/V
    MOR286.0152.182.055.0165.082.032.02.7388.45±5.22
    MOR-d3289.2152.180.055.0165.080.041.02.72
    6MAM328.1165.390.036.0211.390.036.04.3584.61±3.40
    6MAM-d3331.1165.190.038.3211.290.025.04.36
    METH150.191.130.016.0119.130.016.04.62101.65±4.95
    METH-d8158.293.240.019.0124.240.010.34.59
    AMP136.191.140.021.0119.140.021.04.5199.00±4.90
    AMP-d8144.2127.240.010.397.240.016.04.44
    CTN177.280.230.024.0101.230.011.03.0998.31±4.78
    CTN-d3180.180.230.025.0101.230.022.43.08
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    配制浓度分别为:1.56、3.13、6.25、12.50、25.00、50.00、100.00、150.00、200.00、250.00、300.00 μg·L−1的混合标准溶液,绘制标准曲线,线性良好(R2≥0.999)。

    为确定目标物回收率在合理范围内,每12个样品添加一组浓度为100.00 μg·L−1的混合标准溶液为质控样品,结果显示目标物的回收率均在85%—105%之间。同时每12个样品添一组空白实验。

    利用水质参数法、生物标志物法和人均用水量法计算服务人口数,具体计算方法如式所示:

    PT=CT×FmT (1)

    式(1)中,PT是通过水质参数T计算后得到的服务人口数(万人);CT为水质参数T的浓度(mg·L−1);mT是水质参数T的人均产生量(g·d−1);F为污水处理厂日均处理量(104 m3·d−1)。

    本文选用的水质参数T为氨氮(NH4-N),由于地区、生活习惯、年龄和性别比例的不同,人均排放量的比例亦不相同,结合文献调查结果[13-14]和该市具体情况,人均排放量mT取值为10 g·d−1

    PS=CS×FmS (2)

    式(2)中,PS是通过生物标志物S计算后得到的服务人口数(万人);CS为生物标志物S的浓度(mg·L−1);mS是生物标志物的日产生量(g·d−1);F为污水处理厂日均处理量(104 m3·d−1)。

    本文选用的生物标志物为可替宁,根据该市的烟草消耗、尼古丁含量及其在人体内代谢比例,运用水晶球软件模拟得到该市人均可替宁日产生量为1.47 mg·d−1

    PQ=Q103¯Q (3)

    式(3)中,PQ是通过人均用水量法计算得到的服务人口数(万人);Q为污水处理厂日均处理污水量(104 m3·d−1);¯Q为该市人均用水量(L·d−1)。

    该市2019年水资源利用公报显示,城镇居民和农村居民人均用水量分别为123 L·d−1和52.9 L·d−1

    检验层次分析法建立模型的合理性与可靠性,需要对判断矩阵一致性进行检验,公式为:

    C.I.=λmaxnn1 (4)
    C.R.=C.I.R.I. (5)

    式(4)和(5)中,C.I.为计算一致性指标;λmax为判断矩阵的最大特征值;n为矩阵阶数;R.I.是判断矩阵特征值的算术平均数,当n=4时取值0.90;C.R.为计算一致性比例。

    精神活性物质滥用量及流行率的具体计算公式如下:

    Ci,1=Ci,2×Mi,1E×Mi,2 (6)

    式(6)中,Ci,1是精神活性物的浓度(μg·L−1);Ci,2是精神活性物质标志物的浓度(μg·L−1);Mi,1Mi,2分别是精神活性物及其标志物的分子质量;E是精神活性物质标志物的代谢率,甲基苯丙胺的生物标志物为母体,代谢率为42%,海洛因的生物标志物为吗啡,代谢率为77%[15]

    mi=Ci,1×F'P (7)

    式(7)中,mi是精神活性物质的人均滥用量(μg·d−1);Ci,1是精神活性物的浓度(10−3 μg·L−1);F'是污水处理厂进水流量(104 m3·d−1);P是服务人口数(万人)。

    PR(%)=miR1860×D×n×100\% (8)

    式(8)中,PR为特定时间内,使用某种精神活性物质的人群数量占18——60岁总人数数量的比例;R18—60是该市居民中18—60岁的成年人口比例,经调查该市居民18—60岁成年人口的比例为62.4%;D是精神活性物质使用的典型剂量大小(mg·次−1),n是每天的平均使用频率(次·d−1)。

    Bao等[16]研究发现,甲基苯丙胺的典型剂量为(135±80)mg·次−1,平均使用频率为0.31 次·d−1;陈小波,乔静等[17-18]研究发现,海洛因的典型剂量为44 mg·次−1,平均使用频率为2.40 次·d−1

    计算所需相关参数大小如表2所示。通过各方法获得的污水处理厂服务人口数,相关数据如表3所示。

    表 2  各方法相关参数
    Table 2.  Correlation parameters of each method
    污水处理厂Sewage treatment plant日处理污水量/万tDaily amount of sewage treatedNH4-N/(mg·L−1可替宁/(μg·L−1)Cotinine concentration
    S17.5067.505.88
    S215.0060.725.29
    S37.5049.986.21
    S45.5049.576.07
    X11.00107.938.05
    X20.5030.974.46
    X30.3050.456.34
    X42.0028.394.14
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    表 3  污水处理厂服务人口数(万人)
    Table 3.  Population served by sewage treatment plant (ten thousand people)
    污水处理厂Sewagetreatment plant专家估算人口Expert estimates of population设计容量法Design capacity method水质参数法Water quality parameter method生物标志物法Biomarker method人均用水量法Per capita water consumption多参数模型法Multi-parameter model method
    S141.130.050.63048.837.2
    S252.170.091.15485.468.1
    S340.750.037.53242.736.3
    S422.027.027.32344.727.2
    X14.706.0011.05.515.38.08
    X22.002.301.501.54.802.00
    X31.543.001.501.34.001.85
    X45.728.005.705.630.79.10
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    专家估算人口是以该市统计年鉴人口数为基础,结合污水处理厂日内污水流量波动、日间污水处理量波动和污水来源组成等因素综合推算得到的污水处理厂服务人口数。Castiglioni等[19]认为专家估算人口是最可靠的服务人口数的估算方法,因此以专家估算人口数为标准判断各方法推算服务人口数的准确度。但是该方法耗时耗力且经济成本较高。设计容量法是一种较为方便和简单获得服务人口数的方法,但是设计容量法获得的人口数更偏向污水处理厂初建设计的服务人口数,获得的服务人口数往往高于实际人口数。但也存在一些污水处理厂满负荷运行,甚至高于污水处理厂初建设计的服务人口数,如S1。而通过水质参数法推算的服务人口数,会受到工业污水的影响,导致主城区服务人口数偏高。主要是因为主城区4个污水处理厂的工业污水业占比较高,导致氨氮数据偏高,从而影响服务人口数的估算。生物标志物法推算的服务人口数也会与真实服务人口数有所差异,这是因为可替宁是尼古丁通过细胞色素P450(CYP)亚型2A6介导产生的代谢物[20],年龄和身体状况的差异,会导致尼古丁代谢为可替宁的比例不同。人均用水量法推算得到的服务人口数明显偏高,主要原因有两个方面,一是污水处理厂的人均用水量数据比实际值高;二是污水处理厂的工业污水占比比登记值高,从而导致推算结果的偏高。

    由此可见,使用不同方法推算污水处理厂的服务人口数会得到不同的数据,每种方法都有其自身的特点和局限性,为减小单个计算方法带来的不确定性,本文使用层次分析法对不同参数所占的权重进行计算,建立污水处理厂服务人口数多参数计算模型。

    在层次分析中,以可替宁计算得到的服务人口数为基础,其他方法推算的服务人口数与可替宁推算人口的相关系数矩阵(表4)作为依据,使用1—9标度法对重要性进行对比打分,将服务人口数相关系数矩阵转为服务人口数判断矩阵(表5),对不同方法的权重进行赋值。

    表 4  服务人口数相关系数矩阵
    Table 4.  Correlation coefficient matrix of service population
    设计容量人口Design capacity population水质参数法Water quality parameter method生物标志物法Biomarker method人均用水量法Per capita water consumption
    设计容量人口10.550.430.83
    水质参数法10.530.77
    生物标志物法10.57
    人均用水量法1
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    表 5  服务人口数判断矩阵
    Table 5.  Judgment matrix of service population
    设计容量人口Design capacity population水质参数法Water quality parameter method生物标志物法Biomarker method人均用水量法Per capita water consumption
    设计容量人口11/41/51
    水质参数法411/42
    生物标志物法5413
    人均用水量法11/21/31
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    计算得到的多参数人口模型公式为:

    P=0.09×P+0.23×P+0.55×P+0.13×P (9)

    对矩阵的一致性进行检验,得到C.R.为0.078<0.1,认为矩阵的一致性是可以接受的。

    各方法计算得到的服务人口数与专家估算服务人口数相关性分析如图1所示。相关性分析中,设计容量法的R2=0.9037,水质参数法的R2=0.8850,生物标志物法的R2=0.9238,人均用水量法的R2=0.8238,多参数模型法的R2=0.9472,其中多参数模型法得到的服务人口数与专家估算的服务人口数相关性最强,更能够准确反映服务人口数。

    图 1  各方法相关性分析
    Figure 1.  Correlation analysis of different methods

    该市2019和2020年甲基苯丙胺和海洛因人均滥用量如图2所示。在2019年和2020年两次精神活性物质滥用调查中,每个样品均检出甲基苯丙胺和吗啡,甲基苯丙胺的人均滥用量分别为(112.60±25.20)μg·d−1和(92.81±28.41)μg·d−1;海洛因的人均滥用量分别为(31.70±10.93)μg·d−1和(25.65±11.42)μg·d−1。以《2019年中国毒品形势报告》、《2020年中国毒情形势报告》和该市公安部门提供的吸食精神活性物质信息为基础,从图2可以看出,该市主要吸食的传统精神活性物质为甲基苯丙胺,这也与《2020年中国毒情形势报告》相一致,同时该地区海洛因滥用量水平低于全国滥用量水平[21-22]。与2019年相比,2020年精神活性物质滥用量有所减小。我国传统精神活性物质以甲基苯丙胺和海洛因为主,因此精神活性物质总滥用量多采用两种物质加和的形式[21-22],该市精神活性物质总滥用情况为2019年(144.30±30.56)μg·d−1和2020年(118.46±37.34)μg·d−1。这与该市公安部门自2019年起加强对精神活性物质制造、贩售和吸食等行为的打击力度有着密不可分的关系。同时考虑到我国有近85%的毒品来源于金三角、金新月和北美等境外地区,2020年新冠疫情致使国内涉毒行为和境外流动受限也是导致精神活性物质滥用量下降的一个原因。对该市八个主城区及县(市、区)的精神活性物质滥用调查发现该市S2和S3的AMP/METH比值高于苯丙胺全部由甲基苯丙胺代谢的理论比值0.05—0.24[23](S2比值为0.99±0.17,S3比值为0.83±0.19),说明这两个地区苯丙胺存在其他来源。我国临床禁止使用苯丙胺类药物,因此可以推断这两个地区存在苯丙胺的滥用。同时该市的滥用量均小于北京、广州和大连等地[24-26],主城区高于县(市、区),说明精神活性物质的滥用情况与经济发展程度有关。这也与Bishop等[27]对小城市和农村精神活性物质的滥用量调查结果相一致,城市化水平和经济发展程度更高以及富裕人口更多的小城市,精神活性物质的滥用量高于农村精神活性物质的滥用量。经济的迅速发展导致人们生活节奏变快,在心理上,人们往往会选择吸食精神活性物质来释放压力,从而使得经济条件发达的地区精神活性物质的滥用情况更严重。

    图 2  目标区域甲基苯丙胺(a)和海洛因(b)人均滥用量
    Figure 2.  Methamphetamine (a) and heroin (b) abuse per capita in target areas

    该市2019和2020年精神活性物质流行率,如表6所示。该市2019和2020年甲基苯丙胺的流行率分别为0.49%±0.17%和0.34%±0.11%,2019和2020年海洛因的流行率分别为0.48‰±0.17‰和0.39‰±0.18‰。该市18—60岁成年人甲基苯丙胺的流行率在Shao等[28]调查的全国15—65岁成年人甲基苯丙胺流行率0.08%—1.25%范围内,低于Pei等[29]对北京甲基苯丙胺流行率的估算。海洛因流行率低于Du等[26]调查的全国主要城市海洛因的平均流行率1.01‰。甲基苯丙胺的流行率与海洛因的流行率相比处于较高水平,这也与近年来甲基苯丙胺缉获量远高于海洛因缉获量这一事实相符合。造成以上现象的主要原因是甲基苯丙胺在中国更容易获得,其合成几乎不受地理位置的限制,从而导致甲基苯丙胺的流行率在某种程度上远高于海洛因的流行率。

    表 6  精神活性物质流行率
    Table 6.  Epidemic rate of psychoactive substances
    污水处理厂Sewage treatment plant2019年2020年
    METH流行率/%Prevalence rateMOR流行率/‰Prevalence rateMETH流行率/%Prevalence rateMOR流行率/‰ Prevalence rate
    S10.460.480.570.56
    S20.600.480.410.55
    S30.490.390.370.23
    S40.450.430.280.35
    X10.300.540.240.44
    X20.260.190.190.05
    X30.500.520.320.60
    X40.830.830.350.35
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    利用设计容量法、水质参数法、生物标志物法和人均用水量法对污水处理厂的服务人口数进行推算,使用层次分析法对权重进行赋值,建立了更合理的污水处理厂服务人口数估算模型,同时评估了2019和2020年该市精神活性物质的滥用量和流行率。结果显示,该市2019和2020年甲基苯丙胺的人均滥用量为(112.60±25.20)μg·d−1和(92.81±28.41)μg·d−1,流行率为0.49%±0.17%和0.34%±0.11%;海洛因的人均滥用量(31.70±10.93)μg·d−1和(25.65±11.42)μg·d−1,流行率为0.43‰±0.10‰和0.41‰±0.18‰。该市2020年较2019年精神活性物质的滥用量有所下降,不仅是因为公安机关加大了对毒品制造、贩卖、吸食的打击力度,也是新冠疫情防疫措施导致毒品的流通受阻所带来的结果,同时经济发展水平在一定程度上也影响了精神活性物质的滥用程度。

  • 图 1  单一存在Cu2+/Cd2+/Zn2+时的磷去除率及重金属对除磷的抑制率

    Figure 1.  Phosphorus removal rate in the presence of Cu2+/Cd2+/Zn2+ and their inhibition rate to phosphorus removal

    图 2  Cu2+、Cd2+、Zn2+的拟合曲线和浓度削减量变化曲线

    Figure 2.  Fitting curve and concentration reduction change curve of Cu2+,Cd2+,Zn2+

    图 3  联合投加Cu2+、Cd2+、Zn2+时的磷去除率和重金属对除磷的抑制率

    Figure 3.  Phosphorus removal rate and inhibition rate to phosphorus removal in the presence of mixed Cu2+, Cd2+, Zn2+

    图 4  单独投加和联合投加时的Cu2+,Cd2+,Zn2+的去除率

    Figure 4.  Removal rate of heavy metals with addition of Cu2+, Cd2+, Zn2+ alone or together

    图 5  Cu-HAP、Cd-HAP、Zn-HAP和纯HAP晶体的SEM图像

    Figure 5.  SEM images of Cu-HAP, Cd-HAP, Zn-HAP, and pure HAP crystals

    表 1  结晶体系含Cu2+时主要的过饱和物质及相应的Is

    Table 1.  Major supersaturated substances and their saturation indexes in the crystal system containing Cu2+

    过饱和物质不同Cu2+初始浓度下的Is
    05 mg·L−110 mg·L−115 mg·L−120 mg·L−125 mg·L−1
    HAP16.87416.86816.85916.84916.83916.829
    Ca3(PO4)2(beta)*5.7695.7645.7585.7525.7465.739
    Ca4H(PO4)3·3H2O5.1585.1495.1415.1325.1235.114
    Cu(OH)22.0252.1412.2052.2502.284
    Cu2(OH)3NO30.5621.0931.3971.6111.775
    Cu3(PO4)22.8893.2303.4213.5523.653
    Cu2(OH)3Cl3.5753.8053.9344.0224.090
    CuO (c)*3.6403.7563.8203.8653.899
      注:*表示该物质为同质多晶体,括号内的内容代表同质多晶体的晶型;—表示该物质处于不饱和状态。
    过饱和物质不同Cu2+初始浓度下的Is
    05 mg·L−110 mg·L−115 mg·L−120 mg·L−125 mg·L−1
    HAP16.87416.86816.85916.84916.83916.829
    Ca3(PO4)2(beta)*5.7695.7645.7585.7525.7465.739
    Ca4H(PO4)3·3H2O5.1585.1495.1415.1325.1235.114
    Cu(OH)22.0252.1412.2052.2502.284
    Cu2(OH)3NO30.5621.0931.3971.6111.775
    Cu3(PO4)22.8893.2303.4213.5523.653
    Cu2(OH)3Cl3.5753.8053.9344.0224.090
    CuO (c)*3.6403.7563.8203.8653.899
      注:*表示该物质为同质多晶体,括号内的内容代表同质多晶体的晶型;—表示该物质处于不饱和状态。
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    表 2  结晶体系含Cd2+时主要的过饱和物质及相应的Is

    Table 2.  Major supersaturated substances and their saturation indexes in the crystal system containing Cd2+

    过饱和物质不同Cd2+初始浓度下的Is
    05 mg·L−110 mg·L−115 mg·L−120 mg·L−125 mg·L−1
    HAP16.87416.84416.81416.78416.51116.726
    Ca3(PO4)2(beta)*5.7695.7485.7285.7075.5735.667
    Ca4H(PO4)3·3H2O5.1585.1265.0945.0634.9345.000
    Cd3(PO4)24.2945.1845.6996.2086.339
    Cd(OH)20.153
      注:*表示该物质为同质多晶体,括号内的内容代表同质多晶体的晶型;—表示该物质处于不饱和状态。
    过饱和物质不同Cd2+初始浓度下的Is
    05 mg·L−110 mg·L−115 mg·L−120 mg·L−125 mg·L−1
    HAP16.87416.84416.81416.78416.51116.726
    Ca3(PO4)2(beta)*5.7695.7485.7285.7075.5735.667
    Ca4H(PO4)3·3H2O5.1585.1265.0945.0634.9345.000
    Cd3(PO4)24.2945.1845.6996.2086.339
    Cd(OH)20.153
      注:*表示该物质为同质多晶体,括号内的内容代表同质多晶体的晶型;—表示该物质处于不饱和状态。
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    表 3  结晶体系含Zn2+时主要的过饱和物质及相应的Is

    Table 3.  Major supersaturated substances and their saturation indexes in the crystal system containing Zn2+

    过饱和物质不同Zn2+初始浓度下的Is
    05 mg·L−110 mg·L−115 mg·L−120 mg·L−125 mg·L−1
    HAP16.87416.81416.77116.72216.70316.676
    Ca3(PO4)2 (beta) *5.7695.7415.7205.6975.6865.672
    Ca4H(PO4)3·3H2O5.1585.1345.1145.0935.0805.064
    ZnO1.2151.5131.6851.8091.905
    Zn(OH)2 (epsilon) *0.9431.2421.4141.5381.634
    Zn3(PO4)2·4H2O5.2676.2116.7857.1667.473
    Zn5(OH)8Cl21.7493.3094.2434.9105.438
      注:*表示该物质为同质多晶体,括号内的内容代表同质多晶体的晶型;—表示该物质处于不饱和状态。
    过饱和物质不同Zn2+初始浓度下的Is
    05 mg·L−110 mg·L−115 mg·L−120 mg·L−125 mg·L−1
    HAP16.87416.81416.77116.72216.70316.676
    Ca3(PO4)2 (beta) *5.7695.7415.7205.6975.6865.672
    Ca4H(PO4)3·3H2O5.1585.1345.1145.0935.0805.064
    ZnO1.2151.5131.6851.8091.905
    Zn(OH)2 (epsilon) *0.9431.2421.4141.5381.634
    Zn3(PO4)2·4H2O5.2676.2116.7857.1667.473
    Zn5(OH)8Cl21.7493.3094.2434.9105.438
      注:*表示该物质为同质多晶体,括号内的内容代表同质多晶体的晶型;—表示该物质处于不饱和状态。
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    表 4  联合投加Cu2+、Cd2+、Zn2+各25 mg·L−1时所有的过饱和物质及相应的Is

    Table 4.  All supersaturated substances and their saturation indexes with joint addition of 25 mg·L−1 Cu2+, Cd2+ and Zn2+

    过饱和物质Is过饱和物质Is
    Cu2(OH)3Cl4.168HAP16.478
    Ca3(PO4)2 (am1) *1.678CuO(am) *3.007
    Ca3(PO4)2 (am2) *4.449CuO(c) *3.857
    Ca3(PO4)2 (beta) *5.540ZnO1.905
    Ca4H(PO4)3·3H2O4.868Zn(OH)2 (am) *0.673
    CaHPO40.140Zn(OH)2 (beta) *1.400
    Cd3(PO4)26.177Zn(OH)2 (delta) *1.559
    Cd(OH)20.026Zn(OH)2 (epsilon) *1.634
    Cu(OH)22.242Zn(OH)2 (gamma) *1.424
    Cu2(OH)3NO31.939Zn2(OH)3Cl0.071
    Cu3(PO4)23.640Zn3(PO4)2·4H2O7.346
    Cu3(PO4)2·3H2O1.910Zn5(OH)8Cl25.427
      注:*表示该物质为同质多晶体,括号内的内容代表同质多晶体的晶型;—表示该物质处于不饱和状态。
    过饱和物质Is过饱和物质Is
    Cu2(OH)3Cl4.168HAP16.478
    Ca3(PO4)2 (am1) *1.678CuO(am) *3.007
    Ca3(PO4)2 (am2) *4.449CuO(c) *3.857
    Ca3(PO4)2 (beta) *5.540ZnO1.905
    Ca4H(PO4)3·3H2O4.868Zn(OH)2 (am) *0.673
    CaHPO40.140Zn(OH)2 (beta) *1.400
    Cd3(PO4)26.177Zn(OH)2 (delta) *1.559
    Cd(OH)20.026Zn(OH)2 (epsilon) *1.634
    Cu(OH)22.242Zn(OH)2 (gamma) *1.424
    Cu2(OH)3NO31.939Zn2(OH)3Cl0.071
    Cu3(PO4)23.640Zn3(PO4)2·4H2O7.346
    Cu3(PO4)2·3H2O1.910Zn5(OH)8Cl25.427
      注:*表示该物质为同质多晶体,括号内的内容代表同质多晶体的晶型;—表示该物质处于不饱和状态。
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    表 5  联合投加Cu2+、Cd2+、Zn2+各25 mg·L−1时主要元素在液相和固相中的分布

    Table 5.  Distribution of main elements in liquid and solid phases with joint addition of 25 mg·L−1 Cu2+, Cd2+ and Zn2+

    组分液相浓度/(mol·L-1)溶解态/%固相浓度/(mol·L-1)沉淀/%
    Ca2+6.659×10−451.5606.256×10−448.440
    PO346.869×10−510.6395.770×10−489.361
    Cu2+2.636×10−56.7003.670×10−493.300
    Cd2+2.224×10−4100.00000.000
    Zn2+7.979×10−420.8773.024×10−479.123
    组分液相浓度/(mol·L-1)溶解态/%固相浓度/(mol·L-1)沉淀/%
    Ca2+6.659×10−451.5606.256×10−448.440
    PO346.869×10−510.6395.770×10−489.361
    Cu2+2.636×10−56.7003.670×10−493.300
    Cd2+2.224×10−4100.00000.000
    Zn2+7.979×10−420.8773.024×10−479.123
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-07-18
  • 录用日期:  2020-11-27
  • 刊出日期:  2021-03-10
徐玉叶, 李想, 董怡然, 吕锡武. 典型重金属离子对羟基磷酸钙结晶法回收污水中磷的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(3): 921-928. doi: 10.12030/j.cjee.202007115
引用本文: 徐玉叶, 李想, 董怡然, 吕锡武. 典型重金属离子对羟基磷酸钙结晶法回收污水中磷的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(3): 921-928. doi: 10.12030/j.cjee.202007115
XU Yuye, LI Xiang, DONG Yiran, LYU Xiwu. Effect of typical heavy metal ions on phosphorus recovery from wastewater by crystallization of hydroxyapatite[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(3): 921-928. doi: 10.12030/j.cjee.202007115
Citation: XU Yuye, LI Xiang, DONG Yiran, LYU Xiwu. Effect of typical heavy metal ions on phosphorus recovery from wastewater by crystallization of hydroxyapatite[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(3): 921-928. doi: 10.12030/j.cjee.202007115

典型重金属离子对羟基磷酸钙结晶法回收污水中磷的影响

    通讯作者: 吕锡武(1954—),男,博士,教授。研究方向:水污染控制。E-mail:xiwulu@seu.edu.cn
    作者简介: 徐玉叶(1996—),女,硕士研究生。研究方向:水污染控制。E-mail:925455668@qq.com
  • 东南大学能源与环境学院,南京 210096
基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07202004-002)

摘要: 采用羟基磷酸钙(HAP)结晶法回收模拟城镇污水处理厂富磷上清液中的磷,探究了3种典型重金属离子(Cu2+、Cd2+、Zn2+)对HAP结晶体系的单独及联合影响,并结合Visual MINTEQ (Ver3.2)模拟软件进行了分析。结果表明,单一投加Cu2+/Cd2+/Zn2+均会抑制磷的去除,其中Zn2+对磷去除率的抑制最强,符合Monod抑制模型方程,抑制常数为178.0 mg·L−1;HAP结晶体系可协同去除重金属,去除率排序为Cu2+>Cd2+>Zn2+;联合投加Cu2+、Cd2+、Zn2+会增强对磷去除率的抑制作用,削弱单一重金属的去除效果。SEM结果显示,Cu2+、Cd2+、Zn2+的引入使产物表面变得疏松,但3种重金属对产物形貌的影响程度相当。Visual MINTEQ模拟结果证实Cu2+、Cd2+、Zn2+会争夺HAP的构晶离子,从而抑制磷的去除,并形成重金属杂质沉淀,杂质含量排序为Cu2+>Cd2+>Zn2+。以上研究结果可为HAP结晶法在城镇污水磷回收中的实际应用提供参考。

English Abstract

  • 磷回收是未来城镇污水处理厂提升经济和环境双重效益的重要途径。目前,从污水中进行磷回收的方法主要有磷酸铵镁结晶法(MAP)、羟基磷酸钙结晶法(HAP)、铝盐和铁盐沉淀以及以离子交换法为代表的新方法[1]。其中,HAP结晶法具有易分离、生成物溶度积小、对进水氮磷比要求低等优点,因而对城镇污水的磷回收有更强的适用性,尤其适用于从污泥浓缩池上清液(磷酸盐浓度12.98~160 mg·L−1)、强化生物除磷系统的厌氧上清液(磷酸盐浓度17.5~28.2 mg·L−1)等富磷溶液中回收磷[2-3]。以往研究大量集中在HAP结晶过程中操作参数的影响,例如结晶体系的pH、钙磷摩尔比(n(Ca)/n(P))、晶种投加量、曝气强度等[4-6],而对城镇污水中不容忽视的重金属离子的影响则鲜有探讨。

    城镇污水中的重金属杂质广泛来源于地表径流、工业废水和生活污水,包括Zn、Al、Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb等,其浓度在几微克每升到几千微克每升的范围内波动[7]。Cu、Cd、Zn是污水中常见的生态风险较大的重金属。杨妍妍等[8]研究发现,北京的8家污水厂在2011—2017年的Cu、Cd、Zn含量均值(每千克脱水污泥)分别高达115、1.21和677 mg,属于重污染级别。这些重金属离子易被活性污泥富集,又会于厌氧释磷过程中再次被释放,难以避免地随富磷上清液进入结晶工艺[9]。众所周知,重金属对生物体具有持久危害性、毒性与累积放大性,即使是微量的重金属进入结晶产品也可能对环境造成二次污染。因此,重金属对HAP结晶过程和产品的影响是关乎生产效益与产品安全的现实问题。

    根据现有研究结果[10-11],在磷酸铵镁和透钙磷石结晶体系中,重金属离子不能稳定存在于液相,极有可能参与晶核形成,进而会影响产品的纯度。但在HAP结晶体系中,围绕重金属展开的研究仍然较少。因此,本研究着重研究了在适宜的操作参数下,单独和联合投加Cu2+、Cd2+、Zn2+对HAP结晶法回收磷的影响特征,同时考察了重金属离子自身的浓度变化情况,并结合Visual MINTEQ模型验证相关规律。

  • 实验仪器:紫外分光光度计(UV 9100 B)、pH测定仪(YSI pH 100,美国)、等离子体发射光谱仪(Optima 8000,美国)、场发射扫描电子显微镜(Quanta 2000 FEI,美国)等。

    实验试剂:KH2PO4、CaCl2、Cd(NO3)2·4H2O、Cu(NO3)2·3H2O、ZnCl2、NaOH均为分析纯,所有溶液均使用去离子水配制。

  • 采用批量实验研究3种重金属离子在单独投加和联合投加2种形式下对磷去除效果的影响,重金属离子投加量分6个梯度(0、5、10、15、20、25 mg·L−1)。所有反应于500 mL锥形瓶中进行,设定初始pH=9.0、TP=20 mg·L−1n(Ca)/n(P)=2.0、水温20 ℃、反应时间10 min,以恒温磁力搅拌器维持结晶体系内部流态化。分别在反应前和反应10 min时利用0.22 µm的针孔过滤器取10 mL溶液检测剩余磷浓度和重金属含量。结晶沉淀经抽滤、烘干处理后进行电镜扫描。

  • 采用抑制模型[12](式(1))分析重金属离子在单独投加时对结晶体系磷去除率的影响。

    式中:Y为重金属离子对除磷的抑制率;E0为空白组的磷去除率;E为投加重金属离子时的磷去除率。重金属离子初始浓度与磷去除率的关系采用修正的Monod方程(式(2))进行拟合。

    式中:Ci为重金属离子的初始浓度,mg·L−1Ki对应重金属离子的抑制常数,mg·L−1

  • 利用Visual MINTEQ模型进行结晶体系的化学平衡计算,以验证和解释重金属对HAP结晶的影响。构建模型所需的反应条件和物料浓度与批量实验保持一致;所有未设定输入数据均采用缺省值;同时考虑“允许”和“不允许”过饱和物质析出的情形,以关注饱和指数(Is)和析出产物的变化。Is用来描述HAP反应体系的饱和状态[13],可根据式(3)进行计算。

    式中:Is为某化合物的饱和指数;KiapKsp分别指某化合物离子活度积和溶度积常数。Is>0时,溶液过饱和;Is =0时,沉淀溶解平衡;Is<0时,溶液不饱和。

  • 1)单一重金属离子的影响。由图1可知,向HAP结晶体系单独投加Cu2+/Cd2+/Zn2+时,随着重金属投加量的增加,3组反应的磷去除率均发生显著改变。为了进一步分析该影响的特征,利用式(2)计算每种重金属对除磷的抑制率,结果如图1所示。由图1可知,随着重金属浓度的增加,Cu2+和Cd2+对除磷的抑制率呈现波动变化,而Zn2+对除磷的抑制率稳步上升。这说明Zn2+对HAP结晶法除磷的抑制作用比Cu2+和Cd2+的抑制作用更稳定,这一结果与MURYANTO等[14]在研究Zn2+、Cu2+对磷酸铵镁结晶生长的影响时得出的结论相似。此外,Cu2+和Cd2+对除磷的影响以抑制作用为主,仅当Cu2+和Cd2+的浓度分别为15 mg·L−1和10 mg·L−1时,抑制率为负值,呈现反向促进作用。导致这种现象的主要原因是:当Cu2+和Cd2+的浓度分别达到15 mg·L−1和10 mg·L−1附近时,Cu2+、Cd2+开始与PO34结合生成沉淀,反而促进了液相中磷的去除;而随着Cu2+和Cd2+的浓度进一步加大,Cu2+、Cd2+共沉淀消耗大量OH,导致HAP结晶量大大下降,随之而来的除磷量的下降无法由铜或镉的磷酸盐沉淀完全弥补。DAI等[15]在研究Fe3+、Cu2+对HAP结晶的影响时也发现有类似的现象。

    3种重金属离子的抑制模型拟合结果如图2(a)~图2(c)所示,Zn2+的投加浓度与磷去除率的倒数(E−1)存在显著的线性关系 (R2=0.995 5),符合修正的Monod方程。根据式(3)求得 Zn2+的抑制常数为178.0 mg·L−1,即Zn2+对磷去除率的半最大抑制浓度。Cu2+和Cd2+的抑制模型拟合效果不佳(R2远远小于0.9)。此外,图2(a)~图2(c)也表明3种重金属离子的浓度在反应过程中会不断削减,削减量随初始浓度的增加而增加。其中,仅Zn2+的削减浓度与E−1存在较显著的正相关关系,R2为0.996 5(P<0.05),Cu2+和Cd2+不存在类似规律。

    2)重金属离子的联合影响。由图3可见,联合投加Cu2+、Cd2+、Zn2+时,随着重金属浓度的增加,结晶体系中磷的去除率呈现不同程度的下降。当3种重金属的浓度均达到20 mg·L−1时,他们对磷去除率的联合抑制率达到最大,为22.19%,远远超过Cu2+、Cd2+、Zn2+各自在单独投加时的最大抑制率12.57%、9.49%和12.20%,同时也超过单独投加Cu2+、Cd2+、Zn2+各20 mg·L−1时的抑制率总和(15.51%)。由此可见,相比于单独投加,联合投加Cu2+、Cd2+、Zn2+对结晶体系磷去除率的抑制作用更强。

  • 本研究结果表明,HAP结晶体系可以协同去除磷和重金属。如图4(a)所示,在单独投加重金属离子的形式下,随着重金属初始浓度的增加,Cu2+、Cd2+、Zn2+的去除率均呈上升趋势,Cu2+的去除率最大,Zn2+次之,Cd2+最小。对比图4(a)图4(b)可以发现,3种重金属在联合投加时的去除率均比单独投加时对应的去除率要低。这说明当Cu2+、Cd2+、Zn2+共存于结晶体系时,单个重金属的去除会受到另两者的拮抗。产生以上现象的主要原因是:Cu2+、Cd2+、Zn2+会在碱性条件下竞争OH,发生如式(4)~式(6)所示的化学反应。

    由于Ksp[Cu(OH)2]<Ksp[Zn(OH)2]<Ksp[Cd(OH)2],故Cu2+比 Zn2+、Cd2+更易形成共沉淀,使得液相中Cu2+的去除率最高,Cd2+的去除率最低。此外,重金属离子会取代部分Ca2+[16],或与HAP的表面基团络合,从而发生单分子层化学吸附[17],因此,3种重金属离子也可能竞争结晶体系中HAP前驱物表面的可吸附点位,从而强化相互拮抗作用。

  • 图5为Cu-HAP、Cd-HAP、Zn-HAP和纯HAP晶体的SEM图像。Cu-HAP、Cd-HAP、Zn-HAP分别表示Cu2+、Cd2+、Zn2+的初始浓度为25 mg·L−1时的HAP结晶体系产物。由图5可知,Cu-HAP、Cd-HAP、Zn-HAP和纯HAP晶体均具有疏松多孔的表面特征,但Cu-HAP、Cd-HAP、Zn-HAP的晶体表面比纯HAP晶体更为松散,这一改变可能是金属离子进入晶格和/或这些离子吸附在晶体表面所引起的应力造成的。同时,Cu-HAP、Cd-HAP和Zn-HAP三者的表面形貌无显著差异,这说明3种重金属对晶体表面形貌的影响程度相当。

  • 1)模拟单一投加Cu2+/Cd2+/Zn2+。结晶体系中主要的过饱和物质及其Is值如表1表2表3所示。可以看出,3种重金属在HAP结晶体系中均可能与OHPO34生成多种过饱和物质。随着重金属初始浓度的增加,HAP的Is值减小,结晶速率降低,表明HAP的Kiap值下降,构成化合物的离子有效浓度降低;而含铜/镉/锌化合物的Is值增大,结晶动力增强,说明含铜/镉/锌化合物的Kiap值上升,构成化合物的离子有效浓度升高。这证实了3种重金属离子进入结晶体系后会通过争夺HAP的构晶离子(OHPO34)的方式来抑制HAP结晶。

    2)模拟联合投加Cu2+、Cd2+、Zn2+各25 mg·L−1。由表4可知,可能形成的沉淀种类复杂:除HAP、Ca3(PO4)2、CaHPO4外,Cu2+主要形成Cu(OH)2及相关的盐、Cu3(PO4)2和CuO,其中的CuO极易由亚稳态的Cu(OH)2脱水转化而来[18];Cd2+主要形成Cd3(PO4)2;Zn2+主要形成Zn(OH)2及相关的盐、Zn3(PO4)2·4H2O和ZnO,其中的ZnO在碱性环境下可由Zn(OH)2转化而来[19]。比较不同化合物的Is值可以看出,与OH结合的重金属化合物中,Cu(OH)2Is值最大,Zn(OH)2Is值次之,Cd(OH)2Is值接近于0,说明OH更易与Cu2+结合,其次是Zn2+,与Cd2+几乎不会结合产生沉淀;与PO34结合的重金属化合物中,Zn3(PO4)2·4H2O的Is值最大,Cd3(PO4)2次之,Cu3(PO4)2最小,说明PO34更易与Zn2+结合,其次是Cd2+和Cu2+。因此,Cd2+主要通过结合PO34来抑制HAP的结晶,而Cu2+和Zn2+通过与PO34或OH结合来抑制HAP的结晶。

    表5可知,模拟联合投加时,PO34-P的去除率高达89.361%,而固相中的n(Ca)/n(P)为1.08,低于纯HAP的n(Ca)/n(P)(1.67)。这说明PO34-P并未完全以HAP的形式进入固相,重金属的引入降低了结晶体系的产物纯度。模拟反应体系中Cu2+、Cd2+、Zn2+的沉淀率分别为93.300%、0和79.123%,这表明液相中重金属去除率的排序为Cu2+>Zn2+>Cd2+,这与3.3节的实验结果是一致的。在本研究中,Visual MINTEQ模拟计算仅考虑化学反应,关于重金属与HAP前驱物的吸附特性有待进一步研究。

  • 1) 3种重金属(Cu2+、Cd2+、Zn2+)对HAP结晶法除磷均会产生抑制,其中Zn2+的抑制作用最稳定且符合抑制模型,抑制常数为178.0 mg·L−1,Zn2+的削减浓度与E−1正相关。联合投加3种重金属会增强对磷去除率的抑制。

    2) HAP结晶法可协同去除重金属,去除率的顺序为Cu2+>Zn2+>Cd2+。重金属的初始浓度越大,去除率越大。联合投加时,Cu2+、Cd2+、Zn2+三者相互拮抗,去除率均有所降低,降幅排序为Cd2+>Zn2+>Cu2+

    3) Cu2+、Cd2+、Zn2+的引入使得结晶产物变得更为松散,但3种重金属对晶体表面形貌的影响程度相当。

    4) Visual MINTEQ的模拟计算结果证实,Cu2+、Cd2+、Zn2+主要通过争夺HAP的构晶离子来抑制磷去除率,并通过共沉淀降低产物纯度。HAP的构晶离子中,OH易与Cu2+结合,PO34易与Zn2+结合。3种重金属进入结晶产物的含量大小为Cu2+>Zn2+>Cd2+

参考文献 (19)

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