韩梅香,尹洪斌,唐婉莹(.南京理工大学化工学院,江苏 南京 20094；2.中国科学院南京地理与湖泊研究所,湖泊与环境国家重点实验室,江苏 南京 20008)



热改性凹土钝化底泥对水体磷的吸附特征研究

韩梅香1,2,尹洪斌2*,唐婉莹1(1.南京理工大学化工学院,江苏 南京 210094；2.中国科学院南京地理与湖泊研究所,湖泊与环境国家重点实验室,江苏 南京 210008)

摘要：基于前期选择的廉价热处理富钙凹土为依据,通过向底泥中添加不同比例的热处理富钙凹土,研究材料添加后底泥对磷的吸附及对底泥磷的转化特征.结果表明,添加材料后会显著增强底泥对磷的固持能力和吸附速率,其中5%～20%的材料添加会增加底泥的磷最大吸附量1.5～2.0倍,吸附速率增加1.7～3.7倍.材料添加后的底泥具有较强的抗干扰能力,其中pH值、N O3-以及HCO3-对磷吸附的干扰作用明显减弱,而SO42-和SiO32-依然会对添加材料底泥产生较大的影响.磷形态分析表明,材料添加可以将可移动磷转化为Al-P和Ca-P,增加了底泥中惰性磷的比例,由此会显著降低底泥磷向上覆水体的释放.以上研究结果表明,热处理富钙凹土是湖泊富营养化控制的一种有效材料,可以用于底泥磷释放的控制.

关键词：凹土；底泥；磷；湖泊富营养化

* 责任作者, 副研究员, hbyin@niglas.ac.cn

湖泊富营养化已成为全球性的水环境问题之一[1].磷被认为是导致淡水湖泊富营养化的主要因素之一,也是浮游植物生长的最重要限制性营养元素[2-3].底泥是湖泊水体中磷最重要的“汇”,由外源输入水体中的磷经过一系列物理、化学和生物过程后最终将会沉积于底泥中.当底泥中磷的累积达到一定程度或外界环境条件发生改变时,原先沉积于底泥中的磷可能重新释放出来,致使受污染底泥成为水体磷污染的“源”[4].在许多湖泊中,外源磷的削减有时并不能迅速控制其富营养化状况.内源磷的存在将会在外源磷削减后的相当长时间内持续威胁湖泊水生态安全[5].因此,底泥中内源磷释放的控制对水体富营养化防治具有至关重要的作用.

底泥磷的控制技术主要有底泥疏浚、底泥钝化、底泥覆盖以及水生植物修复.其中,底泥疏浚和底泥覆盖是目前国内外应用较多的两种底泥磷释放控制技术.底泥疏浚技术是控制底泥中磷释放最直接有效的方法之一,但是疏浚工程实施成本较高[6],疏浚过程的底泥再悬浮会对上覆水体造成污染[7],且疏浚对表层底泥的去除也会对底栖生物造成严重的影响[8].此外,疏浚后的受污染底泥在运输与处置的过程中可能会形成二次污染.与其他内源控制技术相比,底泥覆盖具有工程实施成本较低,操作简单,对底泥环境扰动小等优点[9-11].但是覆盖后会增加底泥的量,从而在一定程度上降低湖泊或水库容量并对通航产生影响,同时长期的覆盖也会对底栖生态系统造成一定的破坏[12].因此,亟需开发新的磷释放控制技术.

底泥原位钝化技术是近年来新出现的一种底泥污染物释放原位控制技术.通过向底泥中添加吸附剂来增强底泥对污染物的固定能力,从而降低底泥中污染物向水体迁移的风险.与底泥疏浚和底泥覆盖技术相比,该技术对现存底栖生态系统的破坏性更小[12].目前应用于底泥原位钝化的吸附剂主要有Phoslock[13]、镧钝化沸石[14]和给水处理厂废弃铁铝泥(WTRs)[15]等.Phoslock在应用于净化富营养化水体过程中,抗外界干扰能力强,能在较大的酸碱度范围的水体中应用[16].但是Phoslock与其他改性粘土相比成本较高,每吨售价约2～5万人民币[17],此外,Phoslock和镧钝化沸石均含有稀土元素镧,如果使用用量不当,可能对人体以及其他生物健康产生负面影响[18].热改性凹凸棒(又称凹土)作为一种廉价、简单易行的吸附剂曾被用于水中磷酸盐的固定且达到了较好的效果[19],而将热改性后的凹土应用于底泥钝化的研究还较少.因此,本研究拟使用热改性凹土对太湖底泥-水系统中的磷进行固定,以期使用该技术降低底泥内源磷向上覆水体迁移的风险,为太湖底泥修复提供更多的技术支持.

1 材料与方法

1.1 材料制备及分析

凹土取自江苏盱眙,将该材料在105℃下烘干2h,然后机械粉碎过100目筛贮存备用.将制备好的粒径小于0.125mm的凹凸棒材料置于箱式马弗炉中,在700℃下烧制2h,然后取出自然冷却至室温,在干燥器中贮存备用.热处理富钙凹土的化学组分由X-射线荧光光谱分析仪(ARL9800XP+型)分析,矿物组分由X-射线衍射(日本理学UItima IV 型XRD仪,Cu靶,40kV, 40mA,扫描速度2/min)分析.本研究中所用的底泥采集于太湖,月亮湾水域(120.051462N; 31.383732E).将采集的底泥自然风干,研磨,过100目筛贮存备用.对底泥的理化性质如总磷、总氮、pH、有机质和烧失量等基本理化性质进行测定,分析方法见文献[20-21].

1.2 热改性富钙凹土钝化太湖底泥的制备

将前述700℃热改性富钙凹土与太湖底泥以不同比例置于三角锥形瓶中,加去离子水将二者混合.在25℃条件下,将两者的混合物置于转速为200r/min的摇床中培养10d.将培养好的混合物自然风干,研磨过100目筛,贮存备用.其中,热改性凹土占混合物的干重比例分别为5%, 10%,15%和20%,并设置一组未添加热改性凹土的原状底泥作为对照.

1.3 热处理富钙凹土添加底泥对磷的吸附特征研究

1.3.1 吸附等温线和动力学 吸附等温线:分别准确称取制备好的5种底泥0.2g于50mL离心管中,加入25mL不同浓度的磷溶液(0～12mg/L),溶液pH调至7.在25℃条件下,置于恒温振荡器(QHZ-98A)中,以180r/min振荡24h后,7500r/min离心10min.上清液经0.45µm滤膜过滤后于700nm(UV-2550)下,用钼蓝比色法测定磷的含量.本实验每个处理均设定一组平行试验,实验结果为两组试验的平均值.

吸附动力学:分别准确称取上述五种底泥0.2g于50mL离心管中,加入25mL浓度为2mg/L的磷溶液,pH调至7.在25℃条件下,置于180r/min的恒温振荡器中,每隔一定时间取出离心管,在7500r/min下离心10min,上清液经0.45µm滤膜过滤,分析方法和实验处理同上.

1.3.2 pH值和竞争离子对磷吸附特征的影响分别准确称取5种底泥0.2g于50mL离心管中,加入25mL浓度为2mg/L的磷溶液,用0.1mol/L NaOH或0.5mol/L HCl将pH值分别调至为6、7、8、9、10、11.在25℃条件下,置于180r/min的恒温振荡器中,振荡24h后,实验样品处理和分析方法同上.同样,分别准确称取以上制备好的五种底泥0.2g于50mL离心管中,加入25mL含有不同浓度竞争离子(HCO3-、NO3-、SO42-、SiO32-)的2mg/L磷溶液,pH值调至7.在25℃条件下,置于180r/min的恒温振荡器中,振荡24h后,实验样品处理和分析方法同上.

1.4 热处理富钙凹土对底泥的磷形态转化特征研究

原状底泥和热改性凹土底泥所含的磷形态用化学连续提取法[22]进行提取.准确称取0.5g底泥样品于50mL离心管中,按照以下几个步骤对底泥中的磷形态进行连续提取:(1)加入25mL 1mol/L NH4Cl于50mL离心管中,在pH=7下振荡2h;(2)加入25mL 0.11mol/L NaHCO3和0.11mol/L Na2S2O4于第一步弃去上清液的离心管中,振荡2h;(3)加入25mL 1mol/L NaOH于第二步弃去上清液离心管中振荡16h;(4)加入25mL 0.5mol/L HCl第三步弃去上清液离心管中振荡24h.

2 结果与讨论

2.1 供试材料的基本性质

由X-射线荧光光谱分析结果知,700℃热处理后的富钙凹土的化学组分为:SiO228.5%、CaO 26.6%、MgO 24.8%、Al2O34.74%、烧失量11.0%.由X-射线衍射分析结果表明,该热处理富钙凹土的矿物主要组分为凹凸棒石、蒙脱石、石英和白云石.对试验中底泥样品的理化性质分析结果表明:总磷含量为372mg/kg,总氮含量为2137mg/kg, pH值为7.46,烧失量为5.39%,有机质含量为1.83%.

2.2 底泥添加热改性凹土对磷的吸附特征研究

2.2.1 吸附等温线 磷初始浓度对原状底泥和热处理富钙凹土钝化后的底泥吸附磷的影响如图1所示.由图1可知,当磷初始浓度低于某一定值(原状底泥的值在0.3和0.4mg P/L之间,材料钝化后的底泥在0和0.3mg P/L之间)时,原状底泥和材料钝化后的底泥会向上覆水中释放一部分磷.然而当磷初始浓度高于这一定值时,原状底泥和材料钝化后的底泥会从上覆水中吸收一部分磷.由图1可知,磷的吸附量随着磷初始浓度的升高而逐渐增加.研究表明[23],湖泊底泥中Fe和Al的含量对磷吸附量的大小起着重要作用.它吸附水中磷酸盐的过程不属于物理吸附过程或者离子交换过程,而是一个以化学吸附作用为主的过程,其主要机制是阴离子的配位体交换.

图1 初始磷浓度对底泥吸附磷的影响Fig.1 Effect of initial phosphate concentration on the adsorption of phosphorus on the sediments

由图1还可以发现,材料钝化后的底泥向上覆水中释放磷的量要比原状底泥的少,并且随磷初始浓度的增大,材料钝化后的底泥对溶液中磷的吸附量始终要比原状底泥大.由此可知,添加热处理富钙凹土于湖泊底泥中,不仅可以抑制底泥中磷向上覆水中释放,而且还可以显著增加底泥的磷吸附量.同时,随着热处理凹凸棒材料投加量的增加,底泥的磷吸附量也随之增大.由此可见,在材料钝化后的底泥中,材料对磷的吸附起着很好的促进作用.

在吸附实验中,为描述不同磷平衡浓度下的磷吸附量常采用一些等温吸附模型.本研究分别采用Linear、Langmuir和Freundlich三种等温吸附模型对实验数据进行拟合[24].

图2 底泥等温吸附模型拟合曲线Fig.2 Adsorption isothermal model fitting curve of sediments原状底泥5%材料+底泥10%材料+底泥15%材料+底泥20%材料+底泥

式中:Ce为溶液中磷平衡浓度,mg/L;qe为平衡磷吸附量,mg P/kg;m为线性模型的斜率,其值代表了底泥对磷的吸附效率,L/kg; NAP是自然条件下磷的吸附参数,mg P/kg; qm为磷最大吸附量,mg P/kg; KL、KF和n分别为各吸附等温模型的吸附参数.线性模型常用来描述低浓度条件下的磷吸附平衡,并且可以用来计算上覆水和底泥之间的磷吸附-解吸平衡浓度(EPC0).当Ce=EPC0时,qe=0,在这种情况下上覆水和底泥之间磷的吸附和解吸达到动态平衡.

由图2(a)和表1可知,在磷初始浓度较低时(0～0.5mg/L),Linear等温吸附模型可以很好地描述底泥对水中磷的吸附.由表1可知,原状底泥的EPC0值为0.306mg/L,而热处理凹凸棒钝化后的底泥的EPC0值在0.004～0.239mg/L之间.由此可见,材料钝化后的底泥EPC0值要明显低于原状底泥.研究发现[25-27],当水中磷酸盐的浓度低于EPC0时,底泥将会向水中释放一部分磷;当水中磷酸盐的浓度高于EPC0时,底泥将会吸附水中的一部分磷.EPC0值越高,则底泥越容易向水中释放磷,也就意味着底泥成为磷释放源的可能性越大.因此,在原状底泥中添加热处理凹凸棒可以显著降低底泥向上覆水中释放磷的风险.

表1 在较低磷初始浓度下钝化底泥磷吸附的线性模型拟合参数Table 1 Linear model parameters for the adsorption of phosphate on the passivation sediments in low initial phosphorus concentration

由图2(b)和(c)可知,在磷初始浓度较高时(1～12mg/L),Langmuir和Freundlich等温吸附模型均可以很好地描述底泥对水中磷酸盐的吸附.但相比较而言,Langmuir等温吸附模型可以更好地描述其对水中磷酸盐的吸附.这说明了底泥对水中磷酸盐的吸附属于单分子层吸附.由表2可知,5%～20%的材料添加会增加底泥的磷最大吸附量1.5～2.0倍,并且随着材料投加量的增加,底泥的吸附能力也随之增强.由表2可以发现,Freundlich等温吸附模型的拟合参数1/n的值均在0.1～1之间,表明了原状底泥和材料钝化后的底泥对水中磷酸盐的吸附均属于优惠吸附[28].由表2还可以发现,材料钝化后的底泥的KF值要高于原状底泥,并且随着材料都投加量的增加,底泥的KF值也随之增大.进一步证明添加热处理富钙凹土不仅可以提高底泥的磷吸附能力,而且与其投加量呈正相关关系.

表2 在较高磷初始浓度下钝化太湖底泥磷吸附的等温吸附模型参数Table 2 Langmuir and Freundlich isotherm model parameters for the adsorption of phosphorus on the passivation sediments in high initial phosphorus concentration

2.2.2 吸附动力学 热处理富钙凹土钝化后的底泥对溶液中磷的吸附动力学曲线如图3所示.由图3可知,底泥对水中磷的动力学吸附过程可以显著地分为两个阶段,即初始阶段快速吸附,后期缓慢稳定.吸附剂的磷吸附量随反应时间的增加而增加,直至达到吸附平衡.为进一步了解底泥対磷的吸附机制,采用准一级和准二级动力学模型对实验数据进行拟合.

式中:qt和qe分别代表着吸附剂在任意时刻t(min)和平衡时刻的磷吸附量,mg/kg;k1为准一级吸附速率常数,1/min;k2为准二级吸附速率常数,kg/(mg⋅min).其中,常数k2常用来计算在t→0时吸附的初始速率h[mg/(kg⋅min)][29].

吸附时间t0.5是指当磷吸附量达到平衡吸附量的一半时所需的时间(min),从另一个角度反映出吸附过程的快慢.

用准一级和准二级动力学方程对实验数据进行拟合的结果见表3.由表3可知,准二级动力学模型能够较好的描述底泥对磷的动力学吸附过程,但准一级动力学模型拟合效果不佳.由此可以推测,添加热处理凹凸棒材料的底泥对磷的吸附主要以化学吸附作用为主,这种吸附作用可能主要是由于磷和底泥之间发生电子对的共用或交换,从而在吸附剂和被吸附物之间产生了化学键力而导致的.从表3可以发现,热处理凹凸棒材料钝化后的底泥的h值要明显高于原状底泥,同时其t0.5的值要显著低于原状底泥的值.由此可以看出,在底泥中加入热处理凹凸棒可以使吸附速率增加1.7～3.7倍.从表3还可以发现,随着材料投加量的增加,底泥対磷的平衡吸附量也显著增加.

图3 底泥对磷的动力学吸附曲线Fig.3 Adsorption kinetics of phosphate on the sediments

表3 钝化底泥动力学吸附模型拟合参数Table 3 Kinetic model parameters for the adsorption of phosphorus on the passivation sediments.

2.2.3 pH值对钝化底泥磷吸附效果的影响 溶液的pH值是影响吸附剂表面特点的重要因素,从而间接地影响了吸附剂的吸附容量[30].如图4所示,溶液pH值的增加会降低原状底泥和热处理凹凸棒钝化底泥对磷的吸附量,但是当溶液pH值达到11时,热改性凹凸棒的添加仍可使底泥对磷有较高的吸附量.当溶液pH值由6增加到8时,原状底泥的磷吸附量略微减小.当溶液pH值大于8时,原状底泥的磷吸附量从正值减为负值.这也就意味着在碱性比较强的条件下,底泥不但对水中的磷没有吸附作用,反而会向水中释放一部分磷.研究表明[23],原状底泥中Fe和Al的含量是决定其磷吸附量的重要因素.pH值对底泥磷吸附的影响可以归因于铁铝金属氧化物的羟基酸碱性的强弱,即pHpzc的大小.铁氧化物的pHpzc值在5.7 和6.2之间[31].铝氧化物的pHpzc值要高于8.0[32].当溶液pH值低于金属氧化物的pHpzc时,金属氧化物的表面被质子化,带正电荷,利用静电引力可以吸附带负电荷的磷酸根离子.当溶液pH值由6增加到8时,底泥表面的正电荷减少,减弱了对磷酸根离子的吸引力,从而降低了底泥对磷的吸附量.当溶液pH值大于pHpzc时,金属氧化物表面被去质子化,带负电荷.当溶液pH值由8增至10时,底泥表面的负电荷显著增加,增大了底泥表面与磷酸根离子之间的静电斥力,从而大大降低了底泥的磷吸附量.热处理凹凸棒钝化后的底泥受溶液pH值影响不大的特性,可能与其pHpzc(可达到9～10之间)大幅度升高有关[33].从图4还可以发现,在不同pH值条件下,随着热处理凹凸棒投加量的增加,底泥的磷吸附量也明显增加,从而间接地证明了添加热处理凹凸棒可以显著提高底泥的磷吸附量.这可能也与热处理后的富钙黏土矿物含有较多的CaO,遇水则转化成大量的Ca2+,与PO43-迅速发生沉淀反应有关.

图4 pH值对底泥磷吸附效果的影响Fig.4 Effect of pH on the adsorption of phosphorus on the sediments

2.2.4 竞争阴离子对钝化底泥吸附磷的影响在自然水域体系及废水中,通常都含有一些与磷酸根共存的阴离子,比如NO3-、SO42-、SiO32-和HCO3-等.这些阴离子往往会和磷酸盐在吸附剂表面竞争反应点位,从而间接地降低了吸附剂対磷的去除率.共存阴离子对原状底泥和热处理凹凸棒材料钝化后底泥的磷吸附量的影响如图5所示.由图5可知,随着NO3-和HCO3-离子浓度的升高,两种吸附剂对磷的吸附作用影响较小.但是当SO42-和SiO32-离子浓度升高时,两种吸附剂对磷的吸附容量明显降低,并且SiO32-对磷吸附的影响要显著高于SO42-.这也说明4种阴离子的存在都会对2种吸附剂的磷吸附产生抑制作用,只是抑制作用的大小有所差异.这可能是由于在吸附剂表面,4种阴离子与磷酸根竞争吸附点位的作用大小不同造成的.有研究表明,当磷酸根在吸附剂表面形成外球体体系时,随着水中阴离子浓度的升高,吸附剂对磷酸盐的吸附作用减弱.反之,当磷酸根在吸附剂内部形成内球体体系时,随着水中阴离子强度的增大,吸附剂对磷酸盐的吸附作用会有所增强或者变化不明显[34-37].

实验结果表明,在pH值为7时,原状底泥和材料钝化后的底泥対磷酸盐的吸附符合外球体体系的机制.从图5还可以发现,在不同共存阴离子的条件下,热处理凹凸棒钝化后的底泥对磷酸盐的吸附容量要显著高于原状底泥的磷吸附容量.这说明了在底泥中添加热处理凹凸棒后可以明显增加底泥对磷酸盐的吸附容量.

图5 竞争阴离子的浓度对底泥磷吸附效果的影响Fig.5 Effect of competing anion concentration on the adsorption of phosphorus on sediments

2.3 热处理富钙凹土对底泥中磷形态的转化研究

在底泥中添加高效的吸附剂已成为一种抑制底泥中磷释放的有效方法,进而使湖泊的富营养化得到有效改善[38-39].在不同比例条件下,热处理富钙凹土对底泥中磷的固化效果如图6所示.

图6 热处理富钙凹土钝化底泥的磷形态提取Fig.6 P fractionation of the thermal treated calcium-rich attapulgite additive sediments

由图6可知,热处理凹凸棒不仅可以很好地改变底泥中磷的化学形态,而且随着其投加量的增加,对底泥中磷的固化效果也显著提高.活性磷(Mobile-P)是指底泥中化学形态不稳定、易活化的磷.当环境条件变化时,活性磷容易向上覆水中释放磷[40-41].在用连续化学提取法提取出的磷化学形态中, Mobile-P包括Labile-P、Fe-P和Organic-P.由图6可知,随着热处理凹凸棒投加量的增加,底泥中Mobile-P的含量逐渐降低,从而使底泥中磷的释放得到有效控制.从图6中还可以发现,随着材料投加量的增加,Al-P的含量也随之减少.底泥中Al-P一般不具有氧化还原性,因此在底泥中能够相对稳定的存在,也通常被称为不活泼磷[40-41].这可能是因为与底泥中的活泼性铝离子相比,热处理凹凸棒在水中转化成的钙离子对底泥中的磷沉淀作用更强,从而导致Al-P 向Ca-P的转化.由图6可见,底泥中Ca-P的含量随着材料投加量的增加而逐渐增加.该研究证明了热处理凹凸棒不仅可以使活性磷向Ca-P转化,而且还可以使惰性Al-P向更稳定的Ca-P转化.这是因为热处理的凹凸棒的组分发生了巨大的变化,新生材料中的氧化钙、钙硅化合物通过与磷生成磷酸二钙、磷酸八钙以及磷酸十钙结合来固定水体中的磷,此外材料中的铝质以及铁质成分也可以固定水体中的磷.材料加入底泥后,这些活性成分作为底泥的一部分继续可以通过上述机理来固定水体中的磷.研究结果表明, 700℃热处理凹凸棒在控制湖泊富营养化过程中可以作为一种高效地磷吸附剂.

3 结论

3.1 原状底泥和热处理富钙凹凸棒钝化后的底泥对水体中较高浓度磷酸盐的吸附平衡数据可用Langmuir等温吸附模型进行更好地描述.结果表明,5%～20%热改性(700℃)凹凸棒的添加不仅可以增强底泥对磷的固持能力,而且会增加底泥的磷最大吸附量1.5～2.0倍.钝化后太湖底泥对水中磷酸盐的动力学吸附过程符合准二级动力学模型,并且5%～20%的材料添加会使底泥的吸附速率增加1.7～3.7倍.

3.2 随着水溶液中pH值的增加,原状底泥和热处理凹凸棒钝化底泥对磷的吸附量会随之降低,然而当溶液pH值很高(达到11)时,热改性凹凸棒的添加仍可使底泥对磷有较大的吸附量.

3.3 NO3-和HCO3-离子的存在对原状底泥和700℃热处理凹凸棒钝化后底泥的磷吸附作用影响较小.然而,当SO42-和SiO32-离子存在时,会对吸附剂的磷吸附产生明显的抑制作用.

3.4 磷形态分析表明,材料添加可以将mobile-P转化为Al-P和Ca-P,增加了底泥中惰性磷的比例,由此会显著降低底泥磷向上覆水体的释放.

参考文献：

[1] Meis S, Spears B M, Maberly S C, et al.Assessing the mode of action of Phoslock® in the control of phosphorus release from the bed sediments in a shallow lake (Loch Flemington, UK)[J].Water Research, 2013,47(13):4460-4473.

[2] Havens K E.Phosphorus-algal bloom relationships in large lakes of South Florida: implications for establishing nutrient criteria [J].Lake and Reservoir Management, 2003,19(3):222-228.

[3] Lau S, Lane S N.Biological and chemical factors influencing shallow lake eutrophication: a long-term study[J].Science of the Total Environment, 2002,288(3):167-181.

[4] 何 芳,李富生,王立国.浅水型水库活性区沉积物氮磷释放特征 [J].中南大学学报 (自然科学版), 2012,43(2):784.

[5] 张 博,李永峰,姜 霞,等.环境治理工程对蠡湖水体中磷空间分布的影响 [J].中国环境科学, 2013,33(7):1271-1279.

[6] Lürling M, Faassen E J.Controlling toxic cyanobacteria: Effects of dredging and phosphorus-binding clay on cyanobacteria and microcystins [J].water research, 2012,46(5):1447-1459.

[7] Ravikrishna R, Valsaraj K T, Thibodeaux L J, et al.Volatilization of contaminants from suspended sediment in a water column during dredging [J].Journal of the Air & Waste Management Association, 2002,52(10):1214-1229.

[8] Licursi M, Gómez N.Effects of dredging on benthic diatom assemblages in a lowland stream [J].Journal of environmental management, 2009,90(2):973-982.

[9] 宁寻安,陈文松,李 萍,等.污染底泥修复治理技术研究进展[J].环境科学与技术, 2006(9):100-102.

[10] 胡赐明,夏晗婷,曹 静,等.富营养水体底泥原位控磷技术研究进展 [J].杭州师范大学学报(自然科学版), 2011,10(1):71-76.

[11] 孙士权,邱 嫒,蒋昌波,等.原位技术控制湖泊沉积物中磷释放的研究 [J].中国环境科学, 2011,31(5):845-851.

[12] Ghosh U, Luthy R G, Cornelissen G, et al.In-situ Sorbent Amendments: A New Direction in Contaminated Sediment Management [J].Environmental Science & Technology, 2011,45(4):1163-1168.

[13] Meis S, Spears B M, Maberly S C, et al.Sediment amendment with Phoslock in Clatto Reservoir (Dundee, UK): Investigating changes in sediment elemental composition and phosphorus fractionation [J].Journal of Environmental Management, 2012, 93(1):185-193.

[14] 李 佳,詹艳慧,林建伟,等.镧改性沸石对太湖底泥-水系统中磷的固定作用 [J].中国环境科学, 2014,34(1):161-169.

[15] Wang C, Bai L, Pei Y.Assessing the stability of phosphorus in lake sediments amended with water treatment residuals [J].Journal of Environmental Management, 2013,122:31-36.

[16] Reitzel K, Lotter S, Dubke M, et al.Effects of Phoslock® treatment and chironomids on the exchange of nutrients between sediment and water [J].Hydrobiologia, 2013,703(1):189-202.

[17] Vinten A, Martin-Ortega J, Glenk K, et al.Application of the WFD cost proportionality principle to diffuse pollution mitigation: a case study for Scottish Lochs [J].Journal of environmental management, 2012,97:28-37.

[18] Afsar A, Groves S.Toxicity assessment of Phoslock® & lanthanum to human health [J].PWS Report Number: TR, 2009, 23(9).

[19] Gan F, Zhou J, Wang H, et al.Removal of phosphate fromaqueous solution by thermally treated natural palygorskite [J].Water Research, 2009,43(11):2907-2915.

[20] 金相灿.中国湖泊富营养化,中国湖泊环境 [M].北京:海洋出版社, 1995.

[21] 魏复盛,齐文启,毕 彤,等.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.

[22] Rydin E.Potentially mobile phosphorus in Lake Erken sediment [J].Water Research, 2000,34(7):2037-2042.

[23] Zhou A, Tang H, Wang D.Phosphorus adsorption on natural sediments: Modeling and effects of pH and sediment composition [J].Water Research, 2005,39(7):1245-1254.

[24] Wang S, Yi W, Yang S, et al.Effects of light fraction organic matter removal on phosphate adsorption by lake sediments [J].Applied Geochemistry, 2011,26(3):286-292.

[25] An W C, Li X M.Phosphate adsorption characteristics at the sediment-water interface and phosphorus fractions in Nansi Lake, China, and its main inflow rivers [J].Environmental Monitoring and Assessment, 2009,148(1-4):173-184.

[26] Cyr H, McCabe S K, Nuernberg G K.Phosphorus sorption experiments and the potential for internal phosphorus loading in littoral areas of a stratified lake [J].Water Research, 2009,43(6): 1654-1666.

[27] Sugiyama S, Hama T.Effects of water temperature on phosphate adsorption onto sediments in an agricultural drainage canal in a paddy-field district [J].ECOLOGICAL ENGINEERING, 2013, 61:94.

[28] Muhanned A.Hararah K A I A.Removal of phenol from aqueous solutions by adsorption onto polymeric adsorbents [J].Journal of Applied Polymer Science, 2010,117(4):1908-1913.

[29] Pan X, Wang J, Zhang D.Sorption of cobalt to bone char: Kinetics, competitive sorption and mechanism [J].Desalination, 2009,249(2):609-614.

[30] Wei X, Viadero R C, Bhojappa S.Phosphorus removal by acid mine drainage sludge from secondary effluents of municipal wastewater treatment plants [J].Water Research, 2008,42(13): 3275-3284.

[31] Mustafa S, Tasleem S, Naeem A.Surface charge properties of Fe2O3in aqueous and alcoholic mixed solvents [J].Journal of Colloid and Interface Science, 2004,275(2):523-529.

[32] Lǚ J, Liu H, Liu R, et al.Adsorptive removal of phosphate by a nanostructured Fe-Al-Mn trimetal oxide adsorbent [J].Powder Technology, 2013,233(0):146-154.

[33] 孔 明,尹洪斌,吴雨琛,等.热处理对天然富钙粘土矿物除磷能力的影响 [J].环境科学学报, 2013(12):3211-3218.

[34] Liu T, Wu K, Zeng L.Removal of phosphorus by a composite metal oxide adsorbent derived from manganese ore tailings [J].Journal of Hazardous Materials, 2012,217-218(0):29-35.

[35] Su Y, Cui H, Li Q, et al.Strong adsorption of phosphate by amorphous zirconium oxide nanoparticles [J].Water Research, 2013,47(14):5018-5026.

[36] Zhang G, Liu H, Liu R, et al.Removal of phosphate from water by a Fe-Mn binary oxide adsorbent [J].Journal of Colloid and Interface Science, 2009,335(2):168-174.

[37] Zong E, Wei D, Wan H, et al.Adsorptive removal of phosphate ions from aqueous solution using zirconia-functionalized graphite oxide [J].Chemical Engineering Journal, 2013,221(0):193-203.

[38] Yin H, Kong M, Fan C.Batch investigations on P immobilization from wastewaters and sediment using natural calcium rich sepiolite as a reactive material [J].Water Research, 2013,47(13): 4247-4258.

[39] 孔 明,尹洪斌,晁建颖,等.凹凸棒黏土覆盖对沉积物磷赋存形态的影响 [J].中国环境科学, 2015,35(7):2192-2199.

[40] Xiong W, Peng J.Development and characterization of ferrihydrite-modified diatomite as a phosphorus adsorbent [J].Water Research, 2008,42(19):4869-4877.

[41] Rydin E, Welch E B.Aluminum dose required to inactivate phosphate in lake sediments [J].Water Research, 1998,32(10): 2969-2976.

Phosphorus sorption from aqueous solution by the thermally-treated attapulgite amended sediment.

HAN Mei-xiang1,2, YIN Hong-bin2*, TANG Wan-ying1(1.School of Chemical Engineering, Nanjing University of Science and Technology, Nanjing 210094, China；2.State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China).China Environmental Science, 2016,36(1)：100～108

Abstract：In this study, the thermally-treated calcium-rich attapulgite was used as low-cost P sorbent amendments and which was added into lake sediment with different percentage.The P sorption on the material amended sediment and the sediment P fractionation were studied.The results indicated that the P sorption capacity and sorption rate were greatly enhanced with addition of the material.Specifically, the maximum P sorption capacity and sorption rate have been increased 1.5 to 2.0 times and 1.7 to 3.7times respectively with addition of 5% to 20% of material.In addition, material addition can increase the capacity of resisting disturbance of lake sediment.The interference of pH, NO3-and HCO3-on P sorption on the amended sediment has been attenuated.However, SO42-and SiO32-still exert great influence on P sorption on amended sediment.The results of P fractionation indicated that material addition can transform Al-P to Ca-P in sediment, increase the percentage of inert P and therefore low the P release into overlying from the sediment.All of the results suggested that the thermally-treated calcium-rich can be used as an effective material for lake eutrophication control.

Key words：attapulgite；sediment；phosphorus；lake eutrophication

中图分类号：X524

文献标识码：A

文章编号：1000-6923(2016)01-0100-09

收稿日期：2015-05-27

基金项目：国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07103-005);国家自然科学基金面上项目(51579233)

作者简介：韩梅香(1988-),女,安徽宿州人,硕士,主要从事底泥污染控制与修复研究.