改性蒙脱石对正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系的吸附特性

仇爽; 彭锦玉; 王全勇; 张玉生

doi:10.12030/j.cjee.201908126

改性蒙脱石对正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系的吸附特性

1.
中国城市建设研究院有限公司，北京 100120
2.
清华大学环境学院，环境模拟与污染控制国家重点联合实验室，北京 100084

作者简介: 仇爽(1992—)，女，硕士，助理工程师。研究方向：水污染控制。E-mail：qiushuang2523@126.com

通讯作者: 王全勇(1969—)，男，博士，教授级高级工程师。研究方向：水污染控制。E-mail：hkyys@vip.sina.com;

基金项目:
中国建设科技集团有限公司青年科技基金资助项目(Z2018Q27)
中图分类号: X52

Adsorption behavior of mixture of orthophosphate and unortho phosphate by modified smectite

1.
China Urban Construction Design & Research Institute Co. Ltd., Beijing 100120, China
2.
State Key Joint Laboratory of Environmental Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China

Corresponding author: WANG Quanyong, hkyys@vip.sina.com ;

摘要: 为研究吸附剂对正态磷酸盐、非正态磷酸盐的吸附特征，以及正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系下的竞争吸附行为，制备出3种改性蒙脱石SWy-焙烧、SWy-Al、SWy-Fe，将其分别用于对不同形态的磷酸盐吸附实验中。结果表明，制备的3种改性蒙脱石对磷的吸附效果均有所提升。SWy-Fe的吸附效果最佳，对正态磷酸盐和非正态磷酸盐4 h吸附去除率分别提高了56.1%和55.3%，实验结果符合Ho拟二级吸附动力学方程。根据Langmuir吸附热力学方程，对正态磷酸盐和非正态磷酸盐的饱和吸附量分别为21.9 mg·g⁻¹和18.8 mg·g⁻¹。此外，在初始总磷浓度高于3.0 mg·L⁻¹的条件下，正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系中的非正态磷酸盐吸附量显著高于正态磷酸盐，二者单位平衡吸附量之比为2.9∶1.0。改性蒙脱石对正态磷酸盐和非正态磷酸盐的吸附结果均表现为吸附外部液膜扩散、表面吸附、颗粒内扩散等多种过程的综合作用，可交换阳离子Ca²⁺/Fe³⁺/Al³⁺的引入通过吸附络合作用提高了蒙脱石对磷酸盐的吸附能力。在初始总磷浓度高于3.0 mg·L⁻¹的条件下，正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系存在吸附竞争现象，这为实际处理含磷废水吸附技术的发展和应用提供了理论依据。
- 改性蒙脱石 /
- 正态磷酸盐 /
- 非正态磷酸盐 /
- 吸附除磷
Abstract: In order to study the adsorption characteristics of orthophosphate and unortho phosphate, and the competitive adsorption behavior under the mixture of orthophosphate and unortho phosphate, three kinds of modified smectite SWy-roasted, SWy-Al and SWy-Fe were prepared and were used to adsorb the different morphological phosphates. The experimental results showed that the phosphorus adsorption was improved by all the three kinds of modified smectite. SWy-Fe had the best performance on phosphorus adsorption, the removal rates of orthophosphate and unortho phosphate increased by 56.1% and 55.3% within 4 hours adsorption, respectively, which accords with the pseudo-second-order kinetic model. According to Langmuir adsorption thermodynamic equation, the saturated adsorption capacities toward orthophosphate and unorthophosphate by SWy-Fe were 21.9 mg·g⁻¹ and 18.8 mg·g⁻¹, respectively. In addition, when the initial total phosphorus concentration was higher than 3.0 mg·L⁻¹ in the hybrid system of orthophosphate and unorthophosphate, the adsorption amount of unorthophosphate was significantly higher than that of orthophosphate, the ratio of their equilibrium adsorption amounts was 2.9∶1.0. The adsorption process of modified smectite on orthophosphate and unorthophosphate was determined as the comphrehesive functions of external liquid membrane diffusion, surface adsorption, and intraparticle diffusion. The introduction of adsorption and complexation by exchangeable cation Ca²⁺/Fe³⁺/Al³⁺ improved the adsorption capacity of smectite on phosphate. Under the condition of high initial total phosphorus concentration, the adsorption competition phenomenon existed in the hybrid system of orthophosphate and unorthophosphate, which can provide a theoretical basis for the development and application of adsorption technology treating the actual phosphorus-containing wastewater.
- modified smectite /
- orthophosphate /
- unortho phosphate /
- adsorption phosphorus

硝酸盐和高氯酸盐是地下水中常见的共存污染物。农业氮肥的大量施用是地下水硝酸盐污染的最大来源^[1]。在美国，约有22%的农业地下水硝酸盐浓度超过饮用水标准^[2]；在欧洲，有1/3的地下水硝酸盐超过了饮用水标准，硝酸盐达到了100~150 mg·L⁻¹^[3]；在中国，有61.2%的地下水井存在着硝酸盐严重超标的问题^[4]。当长期饮用硝酸盐超标的地下水时，人体患高铁血红蛋白症和癌症的几率会增加^[5]。地下水中高氯酸盐主要来源于火箭助推剂、烟花、染料和油漆等工业产品的生产和加工过程^[6-7]。有研究表明，智利阿塔卡马沙漠中地表水中的高氯酸盐质量浓度为744~1 480 μg·L⁻¹^[8]。有研究^[9]表明，由于将含有高氯酸盐的制造业废水排到地下水中，导致位于美国加利福尼亚州东部的萨克拉门地下水高氯酸盐含量达到了8 mg·L⁻¹。KOSAKA等^[10]在2007年对日本Usui河和Tone河调研发现，受污域河水中高氯酸盐质量浓度为0.34~2.38 mg·L⁻¹。据调查，我国部分水体存在高浓度高氯酸盐污染状况，如湖南省衡阳市某地表水高氯酸盐含量高达6.8~54.4 mg·L⁻¹^[11]。由于高氯酸根离子在电荷和离子半径上都与碘相似，因此，可能会破坏甲状腺中碘的吸收，从而可能影响甲状腺功能，引起甲状腺疾病^[12-14]，严重威胁着人类的健康。

目前处理水体硝酸盐和高氯酸盐复合污染的方法主要包括离子交换、膜分离、化学还原和生物法^[15-16]。离子交换和膜分离工艺虽然能够去除水中的硝酸盐和高氯酸盐，但只是将污染物浓缩转移，并没有将污染物无害转化，且操作成本较高；对于化学还原法，多采用贵金属催化剂，价格昂贵且催化剂易失活；生物还原工艺能够实现硝酸盐和高氯酸盐的高效去除，易于推广应用，故逐渐成为本领域的研究热点^[17-18]。根据所需电子供体的不同，生物还原法分为异养还原和自养还原法，对于异养还原过程，常用的有机碳源包括葡萄糖、甲醇、乙酸盐等^[19-20]。采用乙酸盐作为电子供体，还原去除硝酸盐和高氯酸盐的反应分别如式(1)和式(2)所示。

${\rm{7NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}{\rm{ + 13C}}{{\rm{H}}_{\rm{3}}}{\rm{CO}}{{\rm{O}}^{\rm{ - }}}{\rm{ + }}{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} \to {\rm{3}}{{\rm{C}}_{\rm{5}}}{{\rm{H}}_{\rm{7}}}{{\rm{O}}_{\rm{2}}}{\rm{N + 2}}{{\rm{N}}_{\rm{2}}}{\rm{ + 11C}}{{\rm{O}}_{\rm{2}}}{\rm{ + 20O}}{{\rm{H}}^{\rm{ - }}}$

$(1)$

${\rm{}}3{\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }} + 2{\rm{C}}{{\rm{H}}_{\rm{3}}}{\rm{CO}}{{\rm{O}}^{\rm{ - }}} + 2{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} \to {\rm{C}}{{\rm{l}}^ - }{\rm{ + 4C}}{{\rm{O}}_{\rm{2}}}{\rm{ + 10O}}{{\rm{H}}^{\rm{ - }}}$

$(2)$

需要指出的是，虽然异养生物还原反应速率快，但其反应过程会产生碱度，造成出水pH的升高。此外，碳源投加不易控制，投加过少则处理不彻底，投加过多则残余水中容易造成二次污染。生物自养过程利用无机碳作为电子供体，避免了有机源的投加，近年来受到研究人员的关注。其中，微生物利用单质硫作为电子供体，还原硝酸盐和高氯酸盐的反应如式(3)和式(4)所示。对于硫自养生物还原过程来说，虽然避免了有机碳源投加带来的隐患，但反应过程中产生副产物硫酸盐，同时消耗水体碱度，造成出水pH降低。

$1.06{\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3} + 1.11{\rm{S}} + 0.3{\rm{C}}{{\rm{O}}_2} + 0.785{{\rm{H}}_2}{\rm{O}} \to 0.06{{\rm{C}}_5}{{\rm{H}}_7}{{\rm{O}}_2}{\rm{N}} + 0.5{{\rm{N}}_2} + 1.11{\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4} + 1.16{{\rm{H}}^ + }$

$(3)$

${\rm{3ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}{\rm{ + 4}}{{\rm{S}}^{\rm{0}}}{\rm{ + 4}}{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} \to {\rm{3C}}{{\rm{l}}^{\rm{ - }}}{\rm{ + 4SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}{\rm{ + 8}}{{\rm{H}}^ + }$

$(4)$

基于上述研究背景，为了克服异养和自养还原各自的缺点，本研究建立了异养和硫自养协同作用的一体式生物反应器，其中有机碳源投加量低于理论值，这可有效避免水中有机物的二次污染；硫自养仅承担部分负荷，从而削弱硫酸盐的产生；同时平衡了2种反应过程碱度产生与消耗，稳定出水pH；考察了在不同HRT和不同碳源投加量条件下，混合营养生物工艺对废水中硝酸盐和高氯酸盐的去除效果，以期为该工艺在实际水处理工程中的应用提供参考。

1. 材料与方法

1.1 实验装置

建立了混合营养一体式微生物反应器(图1)。反应器采用有机玻璃柱制成，柱内径为5 cm，柱内填充硫磺颗粒(10目筛子筛分，燕山石化)，填充高度42 cm，反应器有效体积310 mL，外部有水浴保温夹层，温度为(30±2) ℃。反应器顶部采用溢流的方式出水，底部通过蠕动泵(YZ1513，保定兰格)均匀的将进水送进反应器。

图 1 生物反应器实验装置图

Figure 1. Diagram of the experimental bioreactor

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1.2 进水组成

反应器进水采用去离子水和自来水(1∶4)配制而成，加入优级纯高氯酸钠和硝酸钠作为目标污染物。进水组成： ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度(20.12±0.12) mg·L⁻¹， ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N质量浓度(20.21±0.23) mg·L⁻¹，CH₃COO⁻质量浓度60 mg·L⁻¹(第I~IV阶段添加，第Ⅴ阶段无添加)，KH₂PO₄ 0.5 mg·L⁻¹(以磷计)，缓冲物质NaHCO₃ 300 mg·L⁻¹。另外，为了给微生物提供足够的营养成分，进水加入1 mL·L⁻¹的微量元素溶液，溶液成分为0.05 g·L⁻¹ ZnCl₂·H₂O、0.11 g·L⁻¹ NiCl₂·6H₂O、0.49 g·L⁻¹ MnCl₂·4H₂O、0.05 g·L⁻¹ H₃BO₃、2.00 g·L⁻¹ CoCl₂·6H₂O、0.11 g·L⁻¹ CuCl₂·2H₂O。其余进水水质参数为 72.26~138.52 mg·L⁻¹ ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 、380.23~497.26 mg·L⁻¹碱度、pH为8.23~8.76。

1.3 反应器接种和驯化启动

取郑州市五龙口污水处理厂厌氧段污泥，将污泥与硫磺颗粒均匀的填充到反应器中，污泥接种量为6.5 g·L⁻¹。驯化启动阶段进水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度为40 mg·L⁻¹， ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N质量浓度为40 mg·L⁻¹，CH₃COO⁻质量浓度为180 mg·L⁻¹，磷源KH₂PO₄ 为0.5 mg·L⁻¹(以磷计)，缓冲物质NaHCO₃ 500 mg·L⁻¹。反应器在HRT为8 h的情况下连续运行14 d后完成驯化。

1.4 实验方案

反应器驯化启动完成后，开始正式运行，运行方案如表1所示。实验分为5个阶段，前4个阶段为混合营养工况，调整HRT分别为4、2、1和0.5 h，每个阶段运行10 d。根据反应式(1)和式(2)，理论上还原20 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N和 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 需要164 mg·L⁻¹的CH₃COO⁻。在前4个阶段，进水投加CH₃COO⁻的质量浓度为60 mg·L⁻¹，以营造低碳源投加的混合营养条件。第Ⅴ阶段，保持HRT为0.5 h，取消有机碳源投加，为单独硫自养工艺，研究反应器的处理效能，并与混合营养工艺作对比。

表 1 反应器实验运行方案

Table 1. Experimental operation scheme of reactor

运行阶段	运行时段/d	工艺条件	HRT/h	进水CH₃COO⁻/(mg·L⁻¹)
Ⅰ	1~10	混合营养	4	60
Ⅱ	11~20	混合营养	2	60
Ⅲ	21~30	混合营养	1	60
Ⅳ	31~41	混合营养	0.5	60
Ⅴ	42~51	单独硫自养	0.5	0

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1.5 分析方法

所有出水水样均经过0.22 μm滤膜过滤，并在4 ℃条件下保存，采用离子色谱仪(ICS-2100，美国赛默飞)测定水样中的 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ (最低检测限为0.2 mg·L⁻¹)和 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ (最低检测限为0.4 mg·L⁻¹)。用紫外可见分光光度法测 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ ，N-(1-萘基)-乙二胺光度法测 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_2}$ ，利用TOC分析仪(TOCL-CPN CN200，日本岛津)来测定进出水NPOC，使用pH计(PHS-3C，雷磁，中国)测定进出水pH，采用酸碱滴定法测定进出水的碱度。

2. 结果与讨论

2.1 反应器的启动

混合营养生物反应器启动期运行效果如图2所示。在HRT为8 h的条件下，反应器只需要2 d的适应期就可以将40 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ - _3}$ -N还原，出水 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N质量浓度为(0.25±0.06) mg·L⁻¹，并且驯化期间没有出现 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_2}$ 的积累，出水浓度始终低于检出限；而对于 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ ，生物反应器则需要8 d的适应期才能够逐渐将40 mg·L⁻¹的 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 还原，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 浓度低于检出限。产生这种现象的原因可能是，接种污泥取自郑州市五龙口污水处理厂的厌氧段污泥，污泥本身就具有反硝化功能，因此，对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 具有较强的适应能力，而对于 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ ，需要一定的适应时间。至第5天，反应器出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量由116.8 mg·L⁻¹升高至326.7 mg·L⁻¹，这表明硫自养菌正在逐渐驯化成熟，至驯化末期，反应器出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量稳定在(292.4±6.3) mg·L⁻¹。

图 2 驯化阶段

${\bf{Cl}}{{\bf{O}}^ -_4}$

、

${\bf{N}}{{\bf{O}}^ -_3}$

-N、

${\bf{N}}{{\bf{O}}^ -_2}$

-N 和

${\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}$

质量浓度变化

Figure 2. Variations of

${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$

${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$

-N,

${\rm{N}}{{\rm{O}}^ - _2}$

-N and

${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$

concentrations during acclimation process

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2.2 反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除效果

各运行阶段，反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除效果如图3所示，在整个运行期间，反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 均表现出较好的去除效果。对于 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 来说，当HRT从4 h缩短至2 h时，经过3 d的适应期，出水去除率趋于稳定，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度低于检出限，当HRT降低到1.0 h和0.5 h时，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度分别降低到(0.34±0.06) mg·L⁻¹和(0.35±0.09) mg·L⁻¹。第Ⅴ阶段，单独硫自养工艺下，反应器出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度升高至(0.58±0.12) mg·L⁻¹，对应去除率为96.2%，相较于混合营养工艺， ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 去除率降低了2%，表明混合营养工艺对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 的去除效果优于单独硫自养。LV等^[21]用甲烷膜生物反应器还原 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 时发现：当进水中只有 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 时， ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 还原速率为1.7 mmol·(m²·d)⁻¹；而当 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 存在时， ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 还原速率降为0.64 mmol·(m²·d)⁻¹，当 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 被完全去除后， ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 还原速率又恢复到1.6 mmol·(m²·d)⁻¹。DENIZ等^[22]用自养-异养组合工艺去除 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N时发现： ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N在被完全还原之后 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 才能被完全还原。在本研究中，混合营养工艺条件下，反应器实现了对2种污染物的高效去除，加入60 mg·L⁻¹ CH₃COO⁻首先促进了 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的还原效率，而后提高了 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 的去除率，使得混合营养生物反应器在0.5 h时对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 的去除效果优于硫自养生物反应器。

图 3 不同操作条件下进出水

${\bf{Cl}}{{\bf{O}}^ -_4}$

、

${\bf{N}}{{\bf{O}}^ -_3}$

-N和

${\bf{N}}{{\bf{O}}^ -_2}$

-N质量浓度变化

Figure 3. Variations of

${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$

${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$

-N and

${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_2}$

-N concentrations in influent and effluent under different operate conditions

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反应器运行期间始终保持对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 较高的去除效率，几乎不受HRT的影响，出水 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N质量浓度小于0.62 mg·L⁻¹，去除率大于96.9%，实验期间不存在 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ - _2}$ -N的积累，出水 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_2}$ -N度低于检出限。停止添加碳源，反应器对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N的去除几乎没有受到影响。

围绕2种污染物异养和硫自养过程，本课题组已经开展了部分研究。2017年，本课题组^[23]在硫自养固定床生物反应器还原 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 复合污染过程的研究中发现，2种污染物的还原同时发生，且硝酸盐的还原速率快于高氯酸盐，硫歧化反应伴随着高氯酸盐的还原，共存的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 对硫歧化反应有抑制作用。2018年，本课题组^[24]采用乙酸钠为碳源还原水中的高氯酸盐，发现以高氯酸盐为电子受体，长期驯化得到的混合菌群，对水中的硝酸盐依然有着较好的反硝化效果，在碳源有限的条件下，2种污染物的还原同时发生，且硝酸盐的还原率高于高氯酸盐。一般来说，生物过程对硝酸盐的去除优先于高氯酸盐。在本研究中，在混合营养条件下(HRT为4、2、1和0.5 h)，反应器稳态运行时对硝酸盐的去除率高于对高氯酸盐的去除率。当停止碳源投加时，对高氯酸盐的去除受到一定程度的影响，去除率降低了2%，而对硝酸盐的去除没有受到影响，与DENIZ等报道的硝酸盐的去除优先于高氯酸盐的结果相一致^[22]。

需要指出的是，第Ⅳ阶段，HRT仅为0.5 h，本反应器对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N去除负荷达到930.24 g·(m³·d)⁻¹，对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 的去除负荷达到了943.20 g·(m³·d)⁻¹。WAN等^[25]建立了硫自养填充床生物反应器，其对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的最大去除负荷分别为705.92 g·(m³·d)⁻¹和721.60 g·(m³·d)⁻¹，去除负荷低于本实验。ZHU等^[26]用生物活性炭填充床生物反应器，发现实验期间反应器出水高氯酸盐质量浓度为1.82~2.16 mg·L⁻¹，出水高氯酸盐质量浓度远高于混合营养生物反应器。因此，本研究建立的混合营养生物反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 具有较好的去除效果。

2.3 反应器进出水 ${\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度的变化

反应器进出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度变化如图4所示。在第Ⅰ~Ⅳ阶段，混合营养工艺条件下，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度随着HRT的缩短而减少。当HRT为4 h时，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量为(273±10) mg·L⁻¹，随着HRT降低到2、1和0.5 h，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量分别为(217±11)、(147±20)和(129±3) mg·L⁻¹。第Ⅴ阶段，单独硫自养工艺条件下，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量为(192±4) mg·L⁻¹，同有混合营养工艺相比， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产量增加63 mg·L⁻¹。

图 4 不同操作条件下进出水

${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$

浓度变化和

${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$

浓度增加量

Figure 4. Variations of

${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$

concentration in influent and effluent and its increase amount under different operate conditions

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WAN等^[27]利用氢自养还原水中高氯酸盐，探究了共存的硝酸盐和硫酸盐对高氯酸盐去除的影响。实验结果表明，还原菌群对3种电子受体的还原速率顺序为 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ > ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ > ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 。此外，有研究^[28]表明，无论从热力学或动力学方面分析，硝酸盐还原均优先于硫酸盐。理论上，还原20 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N，需要156 mg·L⁻¹的CH₃COO⁻。在本研究中，进水投加CH₃COO⁻的质量浓度仅为60 mg·L⁻¹，投加碳源不足，硝酸盐将优先于硫酸盐还原，故可推测，硫酸盐直接被有机碳源还原的可能性较低。

根据式(3)和式(4)，硫自养还原20 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N和 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 共计产生169 mg·L⁻¹的 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 。因此，当HRT为1 h和0.5 h时，投加60 mg·L⁻¹ CH₃COO⁻能够有效地减少 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 产生， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产量分别减少了22 mg·L⁻¹和40 mg·L⁻¹，HRT越短， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的生成受到的抑制越显著。当HRT为4 h和2 h时，虽然投加了60 mg·L⁻¹ CH₃COO⁻，但 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 产生量依然大于硫自养的理论值，由此可推测，在较长的HRT下，发生了硫歧化反应。

JU等^[29]报道，在硫自养还原 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 过程中，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度远大于理论值，据此推测出有硫歧化反应发生。WAN等^[30]发现，在硫自养还原 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ - _3}$ 复合污染过程中，硝酸盐的还原速率快于高氯酸盐，硫歧化反应伴随着高氯酸盐的还原，共存的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 对该反应有抑制作用，HRT越长，该反应进行越剧烈，反应如式(5)所示。

$4{{\rm{S}}^0} + 4{{\rm{H}}_2}{\rm{O}} \to 3{{\rm{H}}_2}{\rm{S}} + {\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4} + 2{{\rm{H}}^ + }$

$(5)$

在混合营养条件下，当HRT为4 h和2 h时， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量高于硫自养理论值(104±10) mg·L⁻¹ 和(48±10) mg·L⁻¹，证实有硫歧化反应发生。因此，为削弱副产物 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产生，在保证 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 和 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 去除率的同时，工程上应当尽可能地采用较短的HRT。

2.4 反应器进出水pH和碱度的变化

反应器进出水pH和碱度的变化如图5所示。在运行期间，进水pH为8.51~8.72，出水pH稳定在7.18~7.68。实验结果表明，出水碱度消耗量随着HRT的降低呈现降低的趋势。在混合营养工艺下，当HRT为4 h时，碱度消耗量为(213±13) mg·L⁻¹(以CaCO₃计)；当HRT缩短至0.5 h时，碱度消耗量降为(105±7) mg·L⁻¹，碱度消耗削减了49%。结合式(3)和式(4)，理论上硫自养还原20 mg·L⁻¹的 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N的碱度消耗为105 mg·L⁻¹(以CaCO₃计)。对比第IV和第Ⅴ阶段，单独硫自养出水pH低于混合营养工艺，碱度消耗量为(150±2) mg·L⁻¹，比混合营养工艺的碱度消耗量增加了45 mg·L⁻¹。这是因为硫自养承担所有负荷，导致碱度消耗增加。在混合营养条件下，异养还原硝酸盐和高氯酸过程产生碱度，硫自养还原硝酸盐和高氯酸盐过程消耗碱度，此外，硫歧化反应也消耗碱度。整个实验运行期间，异养产生的碱度能够抵消一部分自养消耗的碱度，自养-异养在加快去除效率的同时，还能够降低反应物的碱度消耗和硫酸根浓度的产生。在HRT为4 h的条件下，混合营养工艺碱度消耗高于硫自养理论值(108±6) mg·L⁻¹，表明即使在混合营养条件下，较长的HRT也会发生较为剧烈的硫歧化反应，导致碱度消耗较高。

图 5 不同操作条件下进出水pH和碱度消耗

Figure 5. pH and alkalinity consumption under different operate conditions

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2.5 反应器中进出水NPOC和COD的变化

有机碳源是否有残余是影响反应器出水水质的关键所在。本反应器在运行期间，进出水NPOC质量浓度变化如图6所示。在混合营养条件下，反应器出水的NPOC始终维持在较低的水平，出水NPOC小于(2.68±0.13) mg·L⁻¹，且不受HRT的影响。完全去除20 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N和 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 需要164 mg·L⁻¹的CH₃COO⁻。本研究中，进水仅加入60 mg·L⁻¹CH₃COO⁻，有机碳源的投加远低于理论值，因此，反应器出水中无有机碳源残余。整个实验运行期间，进水COD为(60.56±0.23) mg·L⁻¹，出水COD小于5.68 mg·L⁻¹。

图 6 不同操作条件下进出水NPOC质量浓度变化

Figure 6. Variations of NPOC in influent and effluent under different operate conditions

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3. 结论

1)混合营养一体式生物反应器能够同步高效的去除 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N。对于20 mg·L⁻¹的进水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N，在HRT分别为4 h和2 h时，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度均低于检出限，当HRT为1 h和0.5 h时，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ <0.34 mg·L⁻¹；HRT对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N的去除影响较小，出水 ${\rm{N}}{{\rm{O}}_3}^ -$ -N<0.62 mg·L⁻¹。

2)在混合营养条件下，当HRT为0.5 h、温度为(30±2) ℃ 时，反应器中 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除负荷达到最大，分别为943.20 g·(m³·d)⁻¹和930.24 g·(m³·d)⁻¹。

3)混合营养工艺能够有效降低 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产生量和碱度消耗量。当HRT为0.5 h时，与单独硫自养相比， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产生减少了63 mg·L⁻¹，碱度消耗减少了45 mg·L⁻¹。

4)由于异养施加不足量碳源，混合营养工艺能有效避免有机碳源残余水中造成二次污染的问题，出水NPOC低于(2.68±0.13) mg·L⁻¹。

图 1 不同改性蒙脱石对正态磷酸盐和非正态磷酸盐吸附的影响

Figure 1. Effect of different modified smectite on adsorption of orthophosphate and unortho phosphate

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图 2 不同SWy-Fe含量对正磷酸盐和非正态磷酸盐吸附的影响

Figure 2. Effect of different SWy-Fe concentrations on adsorption of orthophosphate and unortho phosphateon

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图 3 SWy-Fe TEM及元素像分析图

Figure 3. TEM images and element mapping of SWy-Fe

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图 4 SWy-Fe吸附正态磷酸盐和非正态磷酸盐的Langmuir吸附等温线模型

Figure 4. Langmuir isotherm model for orthophosphate and unortho phosphate adsorption by SWy-Fe

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图 5 初始总磷浓度对SWy-Fe同步吸附正态磷酸盐和非正态磷磷酸盐的影响

Figure 5. Effect of initial phosphorus concentrations on synchrounous adsorption of orthophosphate and unorthophosphate by SWy-Fe

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表 1 不同改性蒙脱石对磷的吸附动力学的动力学参数

Table 1. Kinetic parameters for phosphorus adsorption by different modified smectite

磷酸盐形态	吸附剂	q_{e, Exp}/(mg·g⁻¹)	拟一级动力学模型			拟二级动力学模型
磷酸盐形态	吸附剂	q_{e, Exp}/(mg·g⁻¹)	k₁/min⁻¹	q_eq/(mg·g⁻¹)	R²	k₂/(g·(mg·min)⁻¹)	q_eq/(mg·g⁻¹)	R²
正态磷酸盐	SWy	3.44	0.023 3	2.43	0.98	0.049 0	3.55	0.99
	SWy-离子饱和	4.90	0.017 4	3.99	0.97	0.012 0	5.12	0.99
	SWy-焙烧	7.40	0.012 6	3.69	0.73	0.016 5	7.41	0.99
	SWy-Al	8.84	0.022 4	6.21	0.87	0.010 7	9.20	0.99
	SWy-Fe	9.39	0.015 3	7.31	0.97	0.005 6	9.83	0.99
非正态磷酸盐	SWy	4.14	0.011 2	1.98	0.67	0.020	4.20	0.99
	SWy-离子饱和	3.95	0.020 2	1.79	0.74	0.037 2	4.06	0.99
	SWy-焙烧	4.01	0.014 7	1.65	0.76	0.364 0	4.06	0.99
	SWy-Al	6.14	0.016 2	2.80	0.78	0.029 5	6.21	0.99
	SWy-Fe	9.40	0.047 0	9.50	0.89	0.068 0	10.30	0.99

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图( 5) 表( 1)

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1. 材料与方法
1.1 实验装置
1.2 进水组成
1.3 反应器接种和驯化启动
1.4 实验方案
1.5 分析方法
2. 结果与讨论
2.1 反应器的启动
2.2 反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除效果
2.3 反应器进出水 ${\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度的变化
2.4 反应器进出水pH和碱度的变化
2.5 反应器中进出水NPOC和COD的变化
3. 结论

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自然界中过量的磷极易引发赤潮、水华等水体富营养化现象，给整个水生态系统带来安全隐患，如何高效降低水体磷浓度已经成为水污染防治的主要问题之一。吸附法除磷工艺由于其高效清洁、可回收磷、可重复利用、工艺简单等优点，具有广泛的应用前景^[1]。黏土矿物(clay minerals)作为常见吸附剂，其独特的层间结构及离子附着现象使其通过离子交换、静电引力和配位作用拥有良好的吸附潜力^[2-3]，且具有无臭、无毒、比表面积大、化学稳定性高等优点^[4-5]。中性条件下天然黏土矿物对离子的吸附能力由大到小分别为蒙脱石>伊利石>高岭石^[6]。天然黏土矿物对磷的吸附容量不高，通常采用离子饱和、焙烧、铝铁等高价态阳离子负载方式进行预处理或改性，提高吸附剂的配位结合能力或扩大矿物层间距，更有利于离子吸附^[6-7]。

目前，国内外大部分吸附除磷研究主要集中于正态磷酸盐( ${{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{PO}}_4^ - {\rm{, HPO}}_4^{2 - }{\rm{, PO}}_4^{3 - }$ )这一形态展开。但是，现实水体中水溶性磷酸盐包括正态磷酸盐和非正态磷酸盐( ${{\rm{P}}_{\rm{2}}}{\rm{O}}_7^{{\rm{4 - }}}{\rm{, }}{{\rm{P}}_{\rm{3}}}{\rm{O}}_{10}^{{\rm{5 - }}}{\rm{, }}\left( {{\rm{P}}{{\rm{O}}_{\rm{3}}}} \right)_n^{n - }$ 等)。非正态磷酸盐由于较难水解或难以被传统方法测定等原因，虽广泛应用于肥料、水处理、食品、采矿、印染等行业，但在磷循环中的重要性往往被人们所忽略^[8]。SUNDARESHWAR等^[9]发现以焦磷酸盐为主的非正态磷酸盐在海岸湿地沉积物中含量已超过正态磷酸盐沉积物。因此，有效处理水体中的非正态磷酸盐同样是吸附除磷研究的重要内容之一。

本研究以蒙脱石型黏土矿物为研究对象，利用焙烧、铝基改性、铁基改性等方式进行定向改性并开展了吸附除磷实验研究，采用吸附模型对批次动力学吸附实验、热力学吸附磷实验结果进行了拟合，分析了不同改性蒙脱石的除磷效果，探究了改性蒙脱石对正态磷酸盐和非正态磷酸盐单独存在及其混合体系下的吸附特性，以期为含磷废水吸附处理技术应用提供参考。

1. 材料与方法

1.1. 材料制备

为提高蒙脱石吸附容量，强化吸附除磷性能，对蒙脱石样品(SWy，购自美国黏土矿物协会)进行预处理及改性。

在进行预处理(SWy-离子饱和)时，蒙脱石经研钵研磨，200目筛网过筛后，加入0.01 mol·L⁻¹ CaCl₂溶液中，搅拌悬浮24 h。将蒙脱石悬液离心(10 000 r·min⁻¹, 20 min)，用去离子水洗涤3次以上，直至用2.0 mol·L⁻¹ AgNO₃溶液检测，确定上清液中无残余Cl⁻。将处理后的蒙脱石进行冷冻干燥、研磨过筛后于室温下储存备用^[10]。

在制备改性1^#蒙脱石(SWy-焙烧)时，称取经预处理的SWy-离子饱和按一定的配合比加入6.0 mg·L⁻¹的NaOH溶液，在85 °C恒温下搅拌12 h，用去离子水洗涤至中性。将处理后的蒙脱石冷冻干燥，在450 °C马弗炉中焙烧4 h，冷却备用，制得改性SWy-焙烧。

在制备改性2^#蒙脱石(SWy-Al)时，称取SWy-离子饱和适量，向其中加入0.1 mg·L⁻¹ AlCl₃溶液，并在搅拌过程中逐滴加入NaOH溶液，调节至一定pH，置于40 °C恒温水浴磁力搅拌器中搅拌60 h，后用去离子水洗涤3次以上。将以上材料进行冷冻干燥，制得SWy-Al。

在制备改性3^#蒙脱石(SWy-Fe)时，称取SWy-离子饱和适量，加入1.0 mg·L⁻¹ Fe(NO₃)₃·9H₂O溶液及5.0 mg·L⁻¹ KOH溶液，后续操作同上段，制得SWy-Fe。

1.2. 吸附实验

分别进行吸附动力学和吸附热力学实验，以考察不同的改性蒙脱石对正态磷酸盐、非正态磷酸盐及其混合体系的吸附特性。

在进行吸附动力学实验时，向250 mL血清瓶中分别加入5.0 mg·L⁻¹的K₂HPO₄(正态磷酸盐)或HPO₃(非正态磷酸盐)、0.3~1.0 g·L⁻¹改性蒙脱石，并以0.1 mol·L⁻¹ KCl作为反应体系电解质。将血清瓶置于27 °C、150 r·min⁻¹摇床中振荡。反应进行至10、30、60、120、180、240 min，用无菌注射器取样，使用紫外分光光度计(SHIMADZU UV-1780)测定上清液总磷(TP)、正态磷酸盐(P)、非正态磷酸盐(PP, PP=TP-P)浓度。

在进行吸附热力学实验时，分别加入0~10.0 mg·L⁻¹的K₂HPO₄(正态磷酸盐)或HPO₃(非正态磷酸盐)、1.0 g·L⁻¹改性蒙脱石，其他实验条件同上。待吸附反应平衡后，测定总磷(TP)、正态磷酸盐(P)、非正态磷酸盐(PP, PP=TP-P)的浓度。

1.3. 数据处理方法

Lagergren拟一级动力学拟合方程如式(1)所示。

Ho拟二级动力学拟合方程如式(2)所示。

式中：k₁为拟一级方程速率常数，min⁻¹; k₂为拟二级方程速率常数，g·(mg·min)⁻¹; q_e和q_t分别为吸附容量和t时刻的吸附量，mg·g⁻¹。

Langmuir吸附等温线模型方程如式(3)和式(4)所示。

Freundlich吸附等温线模型方程如式(5)所示。

式中：C₀为含磷溶液的初始浓度，mg·L⁻¹；C_e为达到吸附平衡时总磷浓度，mg·L⁻¹；q_e为蒙脱石平衡吸附量，mg·g⁻¹；q_max为蒙脱石最大吸附量，mg·g⁻¹；K_L为Langmuir等温线系数，L·mg⁻¹；K_F为Freundlich等温线系数；1/n为吸附常数。

1.4. 材料性能表征

透射电镜采用美国FEI公司Tecnai G2 Spirit，并应用仪器配置的一体化X射线能谱器EDAX Analyzer(DPP-II)观察样品微观形貌，同时进行成分及元素像分析(element mapping)。

3. 结论

1)蒙脱石3种改性方式(SWy-焙烧、SWy-Al、SWy-Fe)均可提高蒙脱石对正态磷酸盐和非正态磷酸盐的吸附效果，正态磷酸盐的吸附去除率分别提高37.3%、50.9%和56.1%，非正态磷酸盐吸附去除率分别提高1.3%、20.0%和55.3%，其中SWy-Fe拥有最佳吸附效果。吸附过程符合Ho拟二级动力学方程(R²均大于0.98)，为吸附外部液膜扩散、表面吸附、颗粒内扩散等多种吸附过程综合作用的结果。

2) SWy-Fe对正态磷酸盐和非正态磷酸盐的吸附均符合Langmuir吸附热力学模型(R²均大于0.97)，饱和吸附量分别为21.9 mg·g⁻¹和18.8 mg·g⁻¹。可交换阳离子Ca²⁺/Fe³⁺的引入平衡了蒙脱石样品内类质同象置换引起的不饱和电荷，通过吸附络合作用提高了蒙脱石对磷酸盐的吸附能力。

3) SWy-Fe对正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系的吸附结果表明，正态磷酸盐和非正态磷酸盐的吸附竞争作用发生在初始总磷浓度高于3.0 mg·L⁻¹的体系中，非正态磷酸盐吸附效果显著优于正态磷酸盐，单位平衡吸附量之比达到2.9∶1.0。这为实际含磷废水吸附处理技术应用提供理论依据。

参考文献 (17)

改性蒙脱石对正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系的吸附特性

作者简介: 仇爽(1992—)，女，硕士，助理工程师。研究方向：水污染控制。E-mail：qiushuang2523@126.com

通讯作者: 王全勇(1969—)，男，博士，教授级高级工程师。研究方向：水污染控制。E-mail：hkyys@vip.sina.com;

Adsorption behavior of mixture of orthophosphate and unortho phosphate by modified smectite

Corresponding author: WANG Quanyong, hkyys@vip.sina.com ;

1. 材料与方法

1.1 实验装置

1.2 进水组成

1.3 反应器接种和驯化启动

1.4 实验方案

1.5 分析方法

2. 结果与讨论

2.1 反应器的启动

2.2 反应器对ClO−4 {\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4} 和NO−3 {\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3} 的去除效果

2.3 反应器进出水SO2−4 {\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}质量浓度的变化

2.4 反应器进出水pH和碱度的变化

2.5 反应器中进出水NPOC和COD的变化

3. 结论

计量

出版历程

改性蒙脱石对正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系的吸附特性

通讯作者: 王全勇(1969—)，男，博士，教授级高级工程师。研究方向：水污染控制。E-mail：hkyys@vip.sina.com;

作者简介: 仇爽(1992—)，女，硕士，助理工程师。研究方向：水污染控制。E-mail：qiushuang2523@126.com 1. 中国城市建设研究院有限公司，北京 100120 2. 清华大学环境学院，环境模拟与污染控制国家重点联合实验室，北京 100084

English Abstract

Adsorption behavior of mixture of orthophosphate and unortho phosphate by modified smectite

Corresponding author: WANG Quanyong, hkyys@vip.sina.com ;

全文HTML

1.1. 材料制备

1.2. 吸附实验

1.3. 数据处理方法

1.4. 材料性能表征

2.1. 改性蒙脱石对正态磷酸盐/非正态磷酸盐的吸附动力学特征

2.2. 改性蒙脱石SWy-Fe对正态磷酸盐/非正态磷酸盐的吸附热力学特征

2.3. 改性蒙脱石SWy-Fe对正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系的吸附热力学特征

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全文HTML

1.1. 材料制备

1.2. 吸附实验

1.3. 数据处理方法

1.4. 材料性能表征

2.1. 改性蒙脱石对正态磷酸盐/非正态磷酸盐的吸附动力学特征

2.2. 改性蒙脱石SWy-Fe对正态磷酸盐/非正态磷酸盐的吸附热力学特征

2.3. 改性蒙脱石SWy-Fe对正态磷酸盐和非正态磷酸盐混合体系的吸附热力学特征

2.2 反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除效果

2.3 反应器进出水 ${\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度的变化

作者简介: 仇爽(1992—)，女，硕士，助理工程师。研究方向：水污染控制。E-mail：qiushuang2523@126.com
1. 中国城市建设研究院有限公司，北京 100120

2. 清华大学环境学院，环境模拟与污染控制国家重点联合实验室，北京 100084