镧改性沸石对太湖底泥-水系统中磷的固定作用
2014-12-14詹艳慧林建伟杨孟娟郑雯婧上海海洋大学海洋科学学院上海201306
李 佳,詹艳慧,林建伟,杨孟娟,方 巧,郑雯婧 (上海海洋大学海洋科学学院,上海 201306)
镧改性沸石对太湖底泥-水系统中磷的固定作用
李 佳,詹艳慧,林建伟*,杨孟娟,方 巧,郑雯婧 (上海海洋大学海洋科学学院,上海 201306)
考察了不同反应时间、pH值、硅酸根离子浓度、DO浓度、老化时间以及初始磷浓度等条件下一种新型底泥改良剂-镧改性沸石对太湖底泥-水系统中磷的固定作用.当水中磷浓度很低时,太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥均释放出磷.镧改性沸石改良太湖底泥的释磷量少于太湖底泥.镧改性沸石改良太湖底泥中金属氧化物结合态磷(NaOH-P)和钙结合态磷(HCl-P)等较为稳定形态磷含量多于太湖底泥,而镧改性沸石改良太湖底泥中氧化还原敏感态磷(BD-P)这种不稳定形态磷含量少于太湖底泥.太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥对水中较高浓度磷酸盐的吸附平衡数据均可以采用 Langmuir等温吸附模型加以描述.镧改性沸石改良太湖底泥对水中磷酸盐的吸附能力明显高于太湖底泥,且吸附能力随老化时间的增加而降低.被镧改性沸石所吸附的磷酸盐主要以NaOH-P和HCl-P等较为稳定形态磷存在,不容易被重新释放出来.上述结果表明,采用镧改性沸石对太湖底泥进行原位改良可以增强太湖底泥对磷的固定能力,减少太湖底泥磷的释放.
镧改性沸石；改良；磷；释放；吸附
磷是引起湖泊富营养化的关键营养元素之一[1-3].湖泊水体中磷的来源包括外源输入和内源释放.底泥是湖泊的重要组成部分,输入湖泊的外源磷经过一系列的物理、化学和生物作用会蓄积于底泥中.当外界环境条件发生变化时,蓄积于底泥中的磷会重新释放进入上覆水,成为湖泊磷污染的内源[4-6].
目前,底泥磷释放控制技术主要包括异位控制技术和原位控制技术两大类[7-10].底泥疏浚和原位覆盖是目前国内外应用较多的两种底泥磷释放控制技术.底泥疏浚技术存在的主要缺陷包括费用高、底泥疏浚过程中底泥再悬浮会对水体产生污染、需要额外的处理处置场地以及会破坏现存底栖生态系统等[11].底泥原位覆盖技术存在的主要缺陷是对现存底栖生态系统破坏严重[12].因此,研究开发新的底泥磷释放控制技术非常必要.
底泥原位改良技术,即通过向底泥添加吸附剂以降低底泥中的污染物向水体迁移的风险,是近年来新出现的一种底泥污染物释放原位控制技术[12].与底泥疏浚和原位覆盖技术相比,底泥原位改良技术对现存底栖生态系统的破坏性更小[12].此外,底泥原位改良技术还可以与底泥疏浚技术联合使用,即底泥疏浚后向残留底泥中添加吸附剂以降低底泥再悬浮对水体的二次污染[12].
目前,研究人员已经考察了向底泥添加镧改性黏土(Phoslock®)[13]、给水处理厂废弃铁铝泥(WTRs)[14-17]等吸附剂对底泥磷的固定效果.以往研究表明,镧改性沸石对水中的磷酸盐具备较强的固定能力[18-20].因此,向底泥添加镧改性沸石预计可以增强底泥对磷的固定能力,降低底泥中磷向上覆水体迁移的风险.目前,国内外关于利用镧改性沸石作为改良剂控制底泥磷释放的研究鲜见报道.为此,本文通过实验考察了向太湖底泥添加镧改性沸石对太湖底泥-水系统中磷的固定效果,以期为应用镧改性沸石控制太湖底泥磷释放提供帮助.
1 材料与方法
1.1 实验材料
实验所用天然沸石购自浙江省缙云县,粒径小于0.075mm,化学成分为:SiO269.58%、Al2O312.20%、Na2O 2.59%、CaO 2.59%、MgO 0.13%、K2O 1.13%、Fe2O30.87%、灼失量 10.91%(质量含量).X射线衍射分析结果表明该沸石含66%的斜发沸石、19%的丝光沸石和 15%的二氧化硅(质量含量).底泥样品于2011年10月采自江苏太湖(31°31′56″ N,120°12′17″ E),运回实验室后自然风干,破碎,过 0.075mm 孔径筛,备用.底泥有机质含量分析方法参见文献[21],pH值分析方法参见文献[22],总磷含量分析方法参见文献[23].分析结果显示太湖底泥有机质含量为 2.3%,pH值为7.20,总磷含量为391mg/kg.实验所用化学试剂均为分析纯,均购自中国国药集团化学试剂有限公司.实验用水为去离子水.镧改性沸石通过以下步骤制备得到:准确称取 10g天然沸石置于100mL水中,形成悬浊液,再加入5g氯化镧,通过磁力搅拌使氯化镧溶解并使天然沸石处于悬浮状态,再用 2mol/L NaOH溶液调节混合液的 pH值为 10;反应完成后进行固液分离,再采用去离子水清洗固体直至上清液pH值为7左右,最后将固体置于 105℃烘箱内烘干,破碎后即得到镧改性沸石.
1.2 实验方法
1.2.1 不同反应时间条件下镧改性沸石固定底泥-水系统中磷研究 配制浓度为 0.02mol/L的KCl溶液,并将它的 pH值调节至7.移取100mL的上述溶液置于锥形瓶中,并加入0.5g太湖底泥或0.5g太湖底泥和0.025g镧改性沸石的混合物,再将锥形瓶置于 25℃的恒温振荡器中以200r/min进行振荡.反应一段时间后对锥形瓶中混合液采用过滤的方式进行固液分离.采用钼锑抗分光光度法测定滤液中溶解性磷酸盐磷(DIP)浓度,并采用过硫酸钾消解后钼锑抗分光光度法测定滤液中溶解性总磷(DTP)浓度.
1.2.2 不同pH值条件下镧改性沸石固定底泥-水系统中磷研究 配制浓度为0.02mol/L的KCl溶液,并将它们的pH值分别调节至4,5,6,7,8,9,10,11,12.分别移取 100mL上述溶液置于一系列的锥形瓶中,再向锥形瓶中加入 0.5g太湖底泥或0.5g太湖底泥和0.025g镧改性沸石的混合物,再将锥形瓶置于 25℃的恒温振荡器中以 200r/min进行振荡.反应 24h后对锥形瓶中混合液进行固液分离,再测定滤液中DIP和DTP浓度.
反应结束后收集锥形瓶中的固体样品.采用文献[24]的方法分析所收集的固体样品中各种形态无机磷含量,该方法将底泥中的无机磷分为弱吸附态磷(NH4Cl-P)、氧化还原敏感态磷(BD-P)、金属氧化物结合态磷(NaOH-P)和钙结合态磷(HCl-P).采用欧洲标准测试委员会制定的SMT连续提取法分析所收集的固体样品中有机磷(Org-P)含量[23].
1.2.3 不同硅酸根离子浓度条件下镧改性沸石固定底泥-水系统中磷研究 配制含 KCl(浓度为0.02mol/L)和硅酸钠(浓度为0～2mmol/L)的溶液,并将它们的pH值调节至7.分别移取 100mL上述溶液置于一系列锥形瓶中,再向锥形瓶中加入0.5g太湖底泥或0.5g太湖底泥和0.025g镧改性沸石的混合物,再将锥形瓶置于25℃的恒温振荡器中以200r/min进行振荡.反应24h后对锥形瓶中混合液进行固液分离,再测定滤液中DIP和DTP浓度.
1.2.4 低溶解氧条件下镧改性沸石固定底泥-水系统中磷研究 配制浓度为0.02mol/L的KCl溶液,通过添加亚硫酸钠的方式去除溶液中的溶解氧(DO),使溶液中 DO浓度小于0.5mg/L,再将它的pH值调节至7.称取25g太湖底泥或25g太湖底泥和1.25g镧改性沸石的混合物置于1L的棕色试剂瓶中,再向试剂瓶中注满上述的KCl溶液,再将试剂瓶置于25℃恒温培养箱中.培养23d后取出试剂瓶中的水样.采用 pH计测定水样的pH 值,并采用溶氧仪测定水中的溶解氧浓度.过滤后测定滤液中DIP和DTP浓度.
1.2.5 不同老化时间条件下镧改性沸石固定底泥-水系统中磷研究 配制浓度为 0.02mol/L的KCl溶液,并将它的pH值调节至7.通过以下步骤制备了老化时间为 1,15,30d的镧改性沸石改良太湖底泥:称取10g太湖底泥和0.5g镧改性沸石一并置于锥形瓶中,再向锥形瓶中加入100mL浓度为0.02mol/L的KCl溶液;将锥形瓶置于25℃的恒温振荡器中以 200r/min进行振荡;反应1,15,30d后收集锥形瓶中的固体材料,风干,破碎,过0.075mm孔径筛后即得到用于后续研究的固体样品.
移取 20mL去离子水置于一系列锥形瓶中,再向锥形瓶中加入0.1g太湖底泥或0.1g镧改性沸石改良太湖底泥,再将锥形瓶置于25℃的恒温振荡器中以200r/min进行振荡.反应24h后对锥形瓶中的混合液进行固液分离,再对滤液中 DIP浓度进行测定.
1.2.6 不同初始磷浓度条件下镧改性沸石固定底泥-水系统中磷研究 采用 KH2PO4和去离子水配制不同初始磷浓度(0.5～15mg/L)的磷酸盐溶液.分别移取 20mL上述磷酸盐溶液置于一系列的锥形瓶中,再向锥形瓶中加入0.1g太湖底泥或0.1g镧改性沸石改良太湖底泥,再将锥形瓶置于25℃的恒温振荡器中以200r/min进行振荡.反应 24h后对锥形瓶中的混合液进行固液分离,对滤液中DIP浓度进行测定,采用文献[23-24]所报道的方法对锥形瓶中固体材料的各种形态磷含量进行分析.
2 结果与讨论
2.1 不同反应时间条件下镧改性沸石对底泥磷释放的控制效果
底泥吸附磷还是释放磷主要是由磷吸附-解吸平衡浓度(EPC0)和水中磷初始浓度(C0)之间的关系决定[25].EPC0是指当吸附量为零时水中磷的平衡浓度,它可以一定程度上反映底泥对水中磷浓度变化的补偿能力[25].当C0
由图1可见,当水中C0为零时,强扰动情况下太湖底泥释放出磷,并且太湖底泥的释磷量随反应时间的增加而增加直至达到平衡.强烈扰动条件下,底泥大量悬浮,底泥-水接触物理界面较大,底泥与水之间的磷交换较为频繁,从而导致底泥磷的较多释放[27].由图 1还可见,当水中 C0为零时,强扰动情况下镧改性沸石改良太湖底泥亦释放出磷,并且镧改性沸石改良太湖底泥的释磷量亦随反应时间的增加而增加直至达到平衡.此外,不同反应时间条件下镧改性沸石改良太湖底泥的释磷量明显少于太湖底泥.说明采用镧改性沸石对太湖底泥进行改良明显减少了强扰动情况下太湖底泥磷的释放.向太湖底泥添加镧改性沸石后,强扰动情况下从太湖底泥中释放出来的部分磷会重新被镧改性沸石所固定,从而降低了水中磷的浓度.
图1 反应时间对太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥磷释放的影响Fig.1 Effect of reaction time on P release from unamended and lanthanum-modified zeolite(LaMZ)-amended Taihu Lake sediments
2.2 不同pH值条件下镧改性沸石对底泥磷释放的控制效果
上覆水的pH值是影响太湖底泥磷释放的重要因素[28-29].由图 2可见,实验条件下,当 pH 值4～10时从太湖底泥中释放出来的磷较少,而当pH值11～12时从太湖底泥中释放出来的磷则较多.这说明高 pH值促进了太湖底泥磷的释放.这个研究结果与前人的研究结果是一致的[28-29].高pH值条件下,水中的OH-离子会与磷酸盐强烈竞争底泥中铁、铝等氧化物以及氢氧化物上的吸附位,从而导致底泥中磷的大量释放[29].不同pH值条件下镧改性沸石改良太湖底泥的释磷量少于太湖底泥,特别是高pH值(pH 11～12)条件下镧改性沸石改良太湖底泥的释磷量明显少于太湖底泥.这说明采用镧改性沸石对太湖底泥进行改良减少了不同pH值条件下太湖底泥磷的释放.
图2 pH值对太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥磷释放的影响Fig.2 Effect of pH on P release from unamended and lanthanum-modified zeolite (LaMZ)-amended Taihu Lake sediments
图3为pH4、7和11条件下释放磷后太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥的磷形态分布特征.由图3可见,太湖底泥中各种形态磷含量从大到小依次为 HCl-P>NaOH-P>BD-P>Org-P>NH4Cl-P.镧改性沸石改良太湖底泥中各种形态磷含量从大到小依次为 HCl-P>NaOH-P>Org-P≈BD-P>NH4Cl-P.镧改性沸石改良太湖底泥的BD-P含量明显少于太湖底泥,而 NaOH-P和HCl-P含量多于太湖底泥.对于 NH4Cl-P和Org-P含量,2种底泥差异不大.NH4Cl-P即弱吸附态磷,主要指很松散地被吸附到固体表面的磷[14].BD-P即对氧化还原敏感的磷,主要指被固定到铁锰氧化物和氢氧化物表面的磷[14].NaOH-P即金属氧化物结合态磷,主要是指被固定到铝氧化物表面和铁氧化物内部等的磷[14].HCl-P即钙结合态磷,主要指被钙和镁等物质所固定的磷[14].底泥的NH4Cl-P和BD-P很容易被重新释放出来,而NaOH-P和HCl-P则相对稳定,不易被重新释放出来[14].因此,采用镧改性沸石对太湖底泥进行改良增加了太湖底泥中较为稳定形态磷的含量而降低了不稳定形态磷的含量,增强了太湖底泥中磷的稳定性,降低了太湖底泥磷发生释放的风险.Wang等[14]发现,采用给水处理厂废弃铁铝泥(WTRs)对太湖底泥进行改良增加了底泥中 NaOH-P这种较为稳定形态磷含量而降低了底泥中NH4Cl-P和BD-P等不稳定形态磷含量.与WTRs相比,采用镧改性沸石对太湖底泥进行改良导致底泥中增加的 HCl-P含量更多.底泥中HCl-P与NaOH-P相比更难以释放[13].因此,应用镧改性沸石控制太湖底泥磷释放与WTRs相比存在一定的优越性.
图3 太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥的磷形态分布特征Fig.3 Pfractionation of unamended and lanthanummodified zeolite (LaMZ)-amended Taihu Lake sediments
2.3 不同硅酸根离子浓度条件下镧改性沸石对底泥磷释放的控制效果
实际水体中可能存在一定数量的硅酸根离子.水中存在的硅酸根离子可能会影响底泥中磷的释放.由图4可见,水中存在的硅酸根离子促进了太湖底泥磷的释放,并且太湖底泥的磷释放量随水中硅酸根离子浓度的增加而增加.底泥对磷和硅的吸附存在共同的吸附位[15].水中存在的硅酸根离子会与磷竞争底泥中的吸附位,从而导致底泥磷的释放[15].此外,不同硅酸根离子浓度条件下镧改性沸石改良太湖底泥的释磷量均明显低于太湖底泥,这说明采用镧改性沸石对太湖底泥进行改良明显减少了太湖底泥磷的释放.
图4 硅酸根离子对太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥磷释放的影响Fig.4 Effect of silicate on P release from unamended and lanthanum-modified zeolite (LaMZ)-amended Taihu Lake sediments
2.4 低溶解氧条件下镧改性沸石对底泥磷释放的控制效果
研究表明,厌氧状态有利于底泥磷的释放[30].由表 1可见,低溶解氧条件下太湖底泥释放出大量的磷.对于太湖底泥-水系统,当培养时间为23d时,上覆水的DIP和DTP浓度由初始时刻的0mg/L分别增加到了0.249和0.271mg/L.低溶解氧情况下,底泥中胶体状的氢氧化铁容易变为可溶性的氢氧化亚铁,使得底泥中与铁结合的磷脱离底泥进入孔隙水中,进而向上覆水扩散,从而导致上覆水中磷浓度的增加[30].镧改性沸石改良太湖底泥-水系统中上覆水的DIP和DTP浓度明显低于太湖底泥-水系统.这说明采用镧改性沸石对太湖底泥进行改良明显减少了低溶解氧条件下太湖底泥磷的释放.
表1 低溶解氧条件下太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥磷释放情况Table 1 Release of P from unamended and lanthanummodified zeolite (LaMZ)-amended Taihu Lake sediments under low DO conditions
2.5 不同老化时间条件下镧改性沸石对底泥磷释放的控制效果
镧改性沸石与底泥接触后,底泥中部分组分可能会与镧改性沸石发生相互作用,从而可能改变了镧改性沸石表面的性质,从而影响到了镧改性沸石对磷的固定能力.镧改性沸石与底泥的接触时间(即“老化时间”)可能是影响镧改性沸石固定底泥-水系统中磷的重要因素.当太湖底泥以及老化时间为 1,15,30d镧改性沸石改良太湖底泥与水接触后,水中的DIP浓度依次为(0.069±0.006),(0.032±0.003),(0.035±0.006),(0.050±0.003)mg/L.这说明采用镧改性沸石对太湖底泥进行改良减少了太湖底泥磷的释放,并且随着老化时间的增加,镧改性沸石固定太湖底泥-水系统中磷的效率随之下降.推测原因可能是:太湖底泥中的天然性有机物可能会被吸附到镧改性沸石的表面,使得镧改性沸石表面的磷吸附位减少,从而降低了镧改性沸石对太湖底泥-水系统中磷的固定能力[31].
2.6 不同初始磷浓度条件下镧改性沸石对底泥-水系统中磷的吸附效果
由图 5可见,当水中磷浓度较高时(0.5～15mg/L),太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥对磷的吸附量均为正值,并且均随初始磷浓度的增加而增加.镧改性沸石改良太湖底泥对水中磷的吸附能力明显强于太湖底泥.这说明采用镧改性沸石对太湖底泥进行改良明显增强了太湖底泥对磷的吸附能力.底泥对水中磷酸盐的吸附能力主要取决于铝和铁含量[32].铁、铝氧化物或氢氧化物表面的羟基可以被水中的磷酸根阴离子交换,吸附到底泥表面上的磷酸根阴离子会与铁、铝活性位点之间形成配合物[32].镧改性沸石吸附水中磷酸盐的主要机制是配位体交换[18].因此,推测太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥吸附水中磷酸盐的主要机制是配位体交换.镧改性沸石改良太湖底泥对水中磷的吸附能力随老化时间的增加而降低.推测原因可能是:太湖底泥中的天然性有机物可能会被吸附到镧改性沸石的表面,使得镧改性沸石表面的磷吸附位减少,从而降低了镧改性沸石对太湖底泥-水系统中磷的固定能力[31].
图5 初始磷浓度对太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥吸附水中磷的影响Fig.5 Effect of initial P concentration on P sorption onto unamended and lanthanum-modified zeolite(LaMZ)-amended Taihu Lake sediments
采用 Langmuir和 Freundlich等温吸附模型[33]对图5实验数据进行拟合,结果见表2.
表2 太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥对磷的等温吸附模型参数值Table 2 Isotherm parameters for P adsorption onto unamended and lanthanum-modified zeolite (LaMZ)-amended Taihu Lake sediments
由表2可见,与Freundlich等温吸附模型相比,Langmuir等温吸附模型可以更好地用于描述太湖底泥和不同老化时间镧改性沸石改良太湖底泥对水中较高浓度磷的等温吸附行为.根据Langmuir等温吸附模型,太湖底泥对水中磷的最大单位吸附量为405mg/kg,老化时间为1,15,30d的镧改性沸石改良太湖底泥对水中磷的最大单位吸附量分别为 806,763,709mg/kg.显然,镧改性沸石改良太湖底泥对水中磷的最大单位吸附量明显高于太湖底泥,并且镧改性沸石改良太湖底泥对磷的最大单位吸附量随着老化时间的增加而下降.
由图 6可见,吸附磷酸盐后太湖底泥中各种形态磷含量从大到小依次为 NaOH-P>BD-P>HCl-P>Org-P>NH4Cl-P.吸附磷酸盐后镧改性沸石改良太湖底泥中各种形态磷含量从大到小依次为HCl-P>NaOH-P>BD-P>Org-P>NH4Cl-P.吸附磷酸盐后老化时间为1d的镧改性沸石改良太湖底泥中HCl-P和NaOH-P含量多于吸附磷酸盐后太湖底泥,而二者的 BD-P、Org-P和NH4Cl含量则差别不是太明显.这说明被改良太湖底泥中镧改性沸石所吸附的磷酸盐主要以HCl-P和NaOH-P等较为稳定形态磷形式存在,不容易被重新释放出来.Meis等[13]研究发现,被镧改性黏土(Phoslock®)所固定的磷酸盐中 21%的磷以 NH4Cl-P、BD-P等不稳定形态磷存在,79%的磷以NaOH-P、HCl-P等较稳定形态磷存在[13].与镧改性沸石相比,被 Phoslock®所固定的磷酸盐中容易发生释放磷的含量更多.这说明应用镧改性沸石控制太湖底泥磷释放与Phoslock®相比存在一定的优越性.
图6 吸附磷酸盐后太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥磷形态分布特征Fig.6 P fractionation of unamended and lanthanummodified zeolite (LaMZ)-amended Taihu Lake sediments after phosphate sorption
2.7 实验结果对太湖富营养化防治的启示
应用镧改性沸石原位改良技术控制底泥磷释放的一个关键技术问题是要确定镧改性沸石的添加量.理想情况下,镧改性沸石的添加量可以根据镧改性沸石的最大磷单位吸附量、底泥的潜在释放磷含量、以及需要控制的底泥总量等数据加以确定.供试的太湖底泥和镧改性沸石添加量为50g/(kg底泥)的改良太湖底泥(老化时间为 1d)对水中磷的最大单位吸附量分别为405, 806mg/kg,从而计算得到镧改性沸石对水中磷的最大单位吸附量为 8421mg/kg.供试底泥的总磷含量为 391mg/kg.假定供试底泥中磷会全部被释放出来,为了有效控制底泥磷的释放,理想情况下计算得到的1kg供试底泥至少需要添加46g镧改性沸石.底泥与水体之间的磷交换过程是非常复杂的,它不仅包括磷的物理循环和化学循环,而且包括更为复杂的生物循环[34].因此,底泥磷的释放预计是一个缓慢的过程.将镧改性沸石添加进供试底泥后,镧改性沸石对水中磷的最大单位吸附量会随老化时间的增加而降低.因此,为了有效控制供试底泥磷的释放,实际应用所需的镧改性沸石添加量应大于理想情况下计算得到的镧改性沸石添加量.考虑到太湖不同湖区底泥的潜在释放磷含量、有机质含量等理化性质存在差异,应用镧改性沸石原位改良技术控制太湖底泥磷释放之前需要全面评估添加镧改性沸石对不同湖区底泥磷释放的控制效果.
镧是一种对人体健康、生态系统有害的金属[35].镧改性沸石应用到太湖底泥中后可能会释放出一定数量的镧进入水体,进而可能会对太湖水生生物产生一定的毒性作用.因此,探讨镧改性沸石改良底泥是否会对水生生物产生毒性作用对于镧改性沸石的现场应用是非常必要的,这有待于进一步研究.
3 结论
3.1 当水中磷浓度很低时,太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥均释放出磷.镧改性沸石改良太湖底泥的释磷量少于太湖底泥.镧改性沸石改良太湖底泥中NaOH-P和HCl-P等较为稳定形态磷含量多于太湖底泥,而镧改性沸石改良太湖底泥中 BD-P这种不稳定形态磷含量少于太湖底泥.
3.2 太湖底泥和镧改性沸石改良太湖底泥对水中较高浓度磷酸盐的吸附平衡数据可以采用Langmuir等温吸附模型加以描述.镧改性沸石改良太湖底泥对水中磷酸盐的吸附能力明显高于太湖底泥.镧改性沸石改良太湖底泥对水中磷酸盐的吸附能力随老化时间的增加而降低.被镧改性沸石所吸附的磷酸盐主要以 NaOH-P和HCl-P等较为稳定形态磷存在,不容易被重新释放出来.
[1]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.
[2]袁 探,华玉妹,朱端卫,等.外源硫酸盐对武汉南湖表层沉积物磷形态的作用 [J]. 中国环境科学, 2012,32(4):666-673.
[3]余居华,钟继承,张银龙,等.湖泊疏浚对沉积物再悬浮及磷迁移影响的模拟研究 [J]. 环境科学, 2012,33(10):3368-3375.
[4]刘静静,董春颖,宋英琦,等.杭州西湖北里湖沉积物氮磷内源静态释放的季节变化及通量估算 [J]. 生态学报, 2012,32(24):7932-7939.
[5]Jiang X, Jin X C, Yao Y, et al. Effects of biological activity, light,temperature and oxygen on phosphorus release processes at the sediment and water interface of Taihu Lake, China [J]. Water Research, 2008,42(8/9):2251-2259.
[6]Wang S R, Jin X C, Bu Q Y, et al. Effects of dissolved oxygen supply level on phosphorus release from lake sediments [J].Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2008,316(1-3):245-252.
[7]寇丹丹,张 义,黄发明,等.水体沉积物磷控制技术 [J]. 环境科学与技术, 2012,35(10):81-85.
[8]孙士权,邱 媛,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.
[9]孙 傅,曾思育,陈吉宁.富营养化湖泊底泥污染控制技术评估[J]. 环境污染治理技术与设备, 2003,4(8):61-64.
[10]Ding Y Q, Qin B Q, Xu H, et al. Comparison of efficacy of two P-inactivation agents on sediments from different regions of Lake Taihu: sediment core incubations [J]. Fundamental and Applied Limnology, 2012,181(4):271-281.
[11]孙远军,李小平,黄廷林,等.受污染沉积物原位修复技术研究进展 [J]. 水处理技术, 2008,34(1):14-18.
[12]Ghosh U, Luthy R G, Cornelissen G, et al. In-situ sorbent amendments: A new direction in contaminated sediment management [J]. Environmental Science and 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]Wang C H, Qi Y, Pei Y S. Laboratory investigation of phosphorus immobilization in lake sediments using water treatment residuals[J]. Chemical Engineering Journal, 2012,209:379-385.
[15]Wang C H, Bai L L, Pei Y S. Assessing the stability of phosphorus in lake sediments amended with water treatment residuals [J]. Journal of Environmental Management, 2013,122:31-36.
[16]Wang C H, Liu J F, Pei Y S. Effect of hydrogen sulfide on phosphorus lability in lake sediments amended with drinking water treatment residuals [J]. Chemosphere, 2013,91(9):1344-1348.
[17]Wang C H, Pei Y S. A comparison of the phosphorus immobilization capabilities of water treatment residuals before and after settling from lake water [J]. Separation and Purification Technology, 2013,117:83-88.
[18]李 佳,林建伟,詹艳慧,等.镧改性沸石对水中磷酸盐和铵的去除性能 [J]. 上海海洋大学学报, 2012,21(5):800-808.
[19]王 宇,谌建宇,李小明,等.镧改性粉煤灰合成沸石的同步脱氨除磷研究 [J]. 中国环境科学, 2011,31(7):1152-1158.
[20]李 彬,宁 平,陈玉保,等.氧化镧改性沸石除磷脱氮研究 [J].武汉理工大学学报, 2005,27(9):56-59.
[21]Huang L D, Fu L L, Jin C W, et al. Effect of temperature on phosphorus sorption to sediments from shallow eutrophic lakes[J]. Ecological Engineering, 2011,37(10):1515-1522.
[22]中国科学院南京土壤研究所.土壤理化分析 [M]. 上海:上海科学技术出版社, 1978:146-148.
[23]杨长明,徐 琛,尹大强,等.巢湖城市内河沉积物不同形态磷空间分布特征 [J]. 同济大学学报(自然科学版), 2011,39(12):1832-1837.
[24]Rydin E. Potentially mobile phosphorus in Lake Erken sediment[J]. Water Research, 2000,34(7):2037-2042.
[25]黄利东,柴如山,宗晓波,等.不同初始磷浓度下湖泊沉积物对磷吸附的动力学特征 [J]. 浙江大学学报(农业与生命科学版),2012,38(1):81-90.
[26]张 路,范成新,秦伯强,等.模拟扰动条件下太湖表层沉积物磷行为的研究 [J]. 湖泊科学, 2001,13(1):35-42.
[27]范成新,王春霞.长江中下游湖泊环境地球化学与富营养化[M]. 北京:科学出版社, 2007:412.
[28]金相灿,王圣瑞,庞 燕.太湖沉积物磷形态及pH值对磷释放的影响 [J]. 中国环境科学, 2004,24(6):707-711.
[29]袁和忠,沈 吉,刘恩峰,等.模拟水体pH控制条件下太湖梅梁湾沉积物中磷的释放特征 [J]. 湖泊科学, 2009,21(5):663-668.
[30]黄廷林,延 霜,柴蓓蓓,等.水源水库沉积物磷形态分布及其释放特征 [J]. 天津大学学报, 2011,44(7):607-612.
[31]Reitzel K, Andersen F Ø, Egemose S, et al. Phosphate adsorption by lanthanum modified bentonite clay in fresh and brackish water[J]. Water Research, 2013,47(8):2787-2796.
[32]Zhou A M, Tang H X, Wang D S. Phosphorus adsorption on natural sediments: Modeling and effects of pH and sediment composition [J]. Water Research, 2005,39(7):1245-1254.
[33]王而力,王嗣淇.西辽河不同粒级沉积物对磷的吸附特征 [J].中国环境科学, 2012,32(6):1054-1061.
[34]任万平,李晓秀,张汪寿.沉积物中磷形态及影响其释放的环境因素研究进展 [J]. 环境污染与防治, 2012,34(9):53-60,66.
[35]Barry M J, Meehan B J. The acute and chronic toxicity of lanthanum to Daphnia carinata [J]. Chemosphere, 2000,41(10):1669-1674.
Immobilization of phosphorus in Taihu Lake sediment-water systems by lanthanum-modified zeolite.
LI Jia, ZHAN Yan-hui, LIN Jian-wei*, YANG Meng-juan, FANG Qiao, ZHENG Wen-jing (College of Marine Science, Shanghai Ocean University, Shanghai 201306, China). China Environmental Science, 2014,34(1)：161～169
In-situ sorbent amendment is a promising contaminated sediment remediation technology. The immobilization of phosphorus (P) in Taihu Lake sediment-water systems using lanthanum-modified zeolite (LaMZ) as a novel amendment was investigated by conducting a series of experiments. P could be released from unamended and LaMZ-amended Taihu Lake sediments at a very low initial concentration of P in water. The amount of P released from LaMZ-amended Taihu Lake sediment was less than that from Taihu Lake sediment. The content of NaOH-P (P extracted with NaOH) or HCl-P (P extracted with HCl)in LaMZ-amended Taihu Lake sediment was higher than that in Taihu Lake sediment. The content of BD-P (P extracted with bicarbonate dithionite)in LaMZ-amended Taihu Lake sediment was less than that in Taihu Lake sediment. The equilibrium sorption of phosphate from aqueous solution at a high initial concentration of P (0.5～15mg/L)could be described by the Langmuir isotherm model. The phosphate sorption capacity for LaMZ-amended Taihu Lake sediment was much higher than that for Taihu Lake sediment. The phosphate sorption capacity for LaMZ-amended Taihu Lake sediment decreased with increasing aging time. Sequential extraction of P from phosphate-sorbed Taihu Lake sediment and LaMZ-amended Taihu Lake sediment indicated that most of sorbed phosphate onto LaMZ existed in NaOH-P and HCl-P forms, and was relatively stable and unlikely to be released under anaerobic condition. Results of this work indicate that in-situ LaMZ amendment is a promising method for controlling P release from Taihu Lake sediment.
lanthanum-modified zeolite；amendment；phosphorus；release；sorption
X524
A
1000-6923(2014)01-0161-09
2013-05-03
国家自然科学基金项目(50908142);上海市科学技术委员会科研项目(10230502900);上海高校青年教师培养资助计划项目(ZZhy12012);上海市教委重点学科建设项目(J50702);长江水环境教育部重点实验室开放基金项目(YRWEF201107)
* 责任作者, 副教授, jwlin@shou.edu.cn
李 佳(1988-),女,辽宁朝阳人,上海海洋大学硕士研究生,主要从事水污染控制原理与技术方面的研究.发表论文5篇.
