人工湿地沸石基质除磷机制
人工湿地对污水中氮磷的去除机制研究进展
人工湿地对污水中氮磷的去除机制研究进展人工湿地对污水中氮磷的去除机制研究进展摘要：随着城市化进程的加快和人口数量的增加，废水排放量不断增加，其中包含大量的氮和磷。
而氮和磷作为废水中的主要污染物，对水体环境造成严重影响，因此人工湿地作为一种有效的废水处理技术备受研究关注。
本文综述了人工湿地对污水中氮和磷的去除机制的研究进展。
1. 引言人工湿地是利用湿地的吸附、沉淀、微生物代谢等自然过程来净化水体的一种现代化废水处理技术。
在人工湿地中，氮和磷的去除机制主要包括物理吸附、沉降、植物吸收和微生物代谢等。
本文将从这些方面对人工湿地去除氮和磷的机制进行探讨。
2. 氮的去除机制2.1 物理吸附物理吸附是指氮通过与湿地介质中的颗粒接触，以静电作用、作用力等方式将废水中的氮物质吸附到固体表面。
颗粒的大小、比表面积以及载体孔隙结构等因素会影响物理吸附的效果。
通过物理吸附，人工湿地可以有效去除废水中的氨氮、硝态氮等有机氮物质。
2.2 沉降沉降是指氮以颗粒物质的形式沉降到湿地底部，在此过程中将废水中的氮物质随颗粒物质一同去除。
沉降过程主要受颗粒物质的沉降速度、废水流速以及水体中悬浮颗粒的浓度等因素的影响。
适当的湿地设计和流速控制可以提高沉降效果，进而实现氮的有效去除。
2.3 植物吸收植物吸收是指湿地植物通过根系吸收废水中的氮物质。
植物的吸收主要包括根系吸收和叶片吸收两个过程。
根系吸收主要通过与底泥中的微生物共生作用来转化氮物质为植物可吸收的形式。
叶片吸收则通过植物的叶片表面特殊结构吸附废水中的氮物质。
湿地植物种类和密度、湿地水质以及水分状况等因素会影响植物吸收氮的效果。
2.4 微生物代谢微生物代谢是指湿地中的微生物通过代谢作用将废水中的氮物质转化为无害物质的过程。
在湿地中，一些特定的微生物通过硝化反应将废水中的氨氮转化为氮酸根，并通过反硝化反应将氮酸根还原为氮气释放到大气中。
微生物的种类和数量、湿地温度、氧气状况等因素会影响微生物代谢的效果。
《2024年人工湿地除磷基质筛选及其吸附机理研究》范文
《人工湿地除磷基质筛选及其吸附机理研究》篇一一、引言人工湿地作为一种高效的污水处理系统，已经在水质处理中扮演了重要角色。
该技术系统不仅能够提高水体中的生态价值和审美功能，同时也能够有效处理含磷废水和废水中的营养物质，进一步减缓对环境带来的不良影响。
而在这个系统中，基质的选择对于除磷效果至关重要。
因此，本篇论文将主要研究人工湿地除磷基质的筛选及其吸附机理。
二、人工湿地除磷基质筛选的重要性在人工湿地系统中，基质对除磷的效果有着直接的影响。
通过合理选择和优化基质，可以提高人工湿地的除磷效果和长期运行效率。
在众多的除磷基质中，需要进行有效的筛选，寻找那些对磷的吸附性能高、生物降解性良好、且对环境无害的基质。
三、除磷基质的筛选方法1. 初步筛选：基于现有研究和文献，初步确定一系列可能的除磷基质。
这些基质包括但不限于活性炭、矿石、黏土、石灰石等。
2. 实验室实验：通过在实验室环境中进行实验，观察不同基质对磷的吸附性能。
例如，可以在不同的温度、湿度和流速下，观察基质对含磷废水的处理效果。
3. 现场试验：将筛选出的基质在人工湿地中进行现场试验，观察其长期运行效果和稳定性。
四、除磷基质的吸附机理研究对于筛选出的除磷基质，需要进一步研究其吸附机理。
一般而言，除磷基质的吸附机理包括物理吸附和化学吸附。
1. 物理吸附：主要通过基质表面的分子或离子的物理力（如范德华力）与磷酸根离子产生吸附作用。
这种吸附作用通常比较弱，但可以有效地增加磷酸根离子在基质表面的停留时间，从而提高除磷效果。
2. 化学吸附：通过基质中的离子交换、络合反应等化学过程与磷酸根离子产生化学反应，从而实现对磷的去除。
这种吸附作用比较强，能够有效地去除水中的磷。
五、结论通过人工湿地的实践和实验室的研究，我们发现特定的除磷基质能够显著提高人工湿地的除磷效果。
其中，活性炭因其对磷的高效吸附能力和生物降解性成为了最受关注的基质之一。
其吸附机理主要包括物理吸附和化学吸附两个方面，这两种机理共同作用，使得活性炭在人工湿地中能够有效地去除水中的磷。
《2024年人工湿地除磷基质筛选及其吸附机理研究》范文
《人工湿地除磷基质筛选及其吸附机理研究》篇一一、引言随着工业化、城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，尤其是磷污染已成为当前环境治理的重点之一。
人工湿地作为一种自然与工程相结合的生态处理技术，在污水处理和除磷方面具有显著效果。
本文旨在研究人工湿地中除磷基质的筛选及其吸附机理，以期为人工湿地的优化设计和运行提供理论支持。
二、人工湿地除磷基质筛选1. 基质种类与来源人工湿地除磷基质的种类繁多，主要包括天然基质和人工合成基质。
天然基质如砂、石、土壤等，具有成本低、易获取等优点。
人工合成基质如活性炭、陶瓷颗粒等，具有较高的吸附能力和化学稳定性。
本研究从成本、吸附性能、可持续性等方面综合考虑，选择了砂、活性炭和生物炭作为研究对象。
2. 筛选方法通过实验室模拟实验，以磷的去除效果为评价指标，对不同基质进行筛选。
实验过程中，设置不同流速、水力停留时间、温度等条件，观察各基质对磷的吸附情况。
同时，结合基质的物理化学性质，如比表面积、孔隙度、表面电荷等，综合评估各基质的除磷性能。
三、吸附机理研究1. 物理吸附物理吸附主要依赖于基质的物理性质，如比表面积、孔隙度等。
基质表面具有较大的比表面积和丰富的孔隙结构，能够为磷的吸附提供充足的场所。
此外，基质表面的电荷性质也会影响物理吸附的效果。
2. 化学吸附化学吸附主要涉及基质与磷之间的化学反应。
基质中的某些化学成分（如铁、铝等）能与磷发生化学反应，生成难溶的磷酸盐沉淀。
这种化学吸附过程受pH值、离子强度等因素的影响较大。
3. 生物吸附生物吸附是指基质中的微生物通过生物作用去除磷的过程。
微生物通过吸收、积累、沉淀等方式将磷固定在细胞内或细胞外聚合物中。
生物吸附过程受温度、营养物质、氧气等环境因素的影响。
四、研究结果与讨论经过实验室模拟实验，我们发现活性炭在各种条件下的除磷效果最为显著。
其高比表面积和丰富的孔隙结构使其具有优异的物理吸附性能。
同时，活性炭表面含有大量的官能团，能与磷发生化学反应，实现化学吸附。
人工湿地脱氮除磷机理及其研究进展
人工湿地脱氮除磷机理及其研究进展所属行业: 水处理关键词：人工湿地脱氮除磷污水处理人工湿地作为一种投资少、能耗低的水处理系统,被广泛应用于各种水处理之中,与传统的处理工艺相比有较好的稳定性和生态效果。
在人工湿地系统中,基质、水生植物和微生物对污染物的去除有着重要的影响。
综述了人工湿地脱氮除磷的机理,讨论了基质、水生植物、微生物及进水条件对系统处理效果的影响,提出了当前人工湿地研究中存在的问题和提高人工湿地脱氮除磷能力的措施。
人工湿地是20世纪70年代新兴的一种污水处理方式，其利用基质、水生植物和微生物之间的相互作用，通过过滤、吸附、共沉淀、离子交换、植物吸收和微生物分解等方式来实现对废水中有害物质的去除，同时通过营养物质和水分的循环，实现对水的净化。
近年来，人工湿地以其投资费用低，建设、运行成本低，处理过程能耗低，处理效果稳定，景观效应良好等优点多被用于改善景观水体水质之中。
人工湿地还具有强大的生态功能，包括生物多样性保护、水源净化及保护与供给、气候调节、野生资源开发以及生态环境科学研究等诸多方面。
1人工湿地脱氮的机理及其主要影响因素1.1脱氮机理人工湿地中的氮通过微生物的氨化、硝化与反硝化作用，植物的吸收，基质的吸附、过滤、沉淀等途径去除。
其中氨化、硝化与反硝化作用是去除氮的主要途径，其基本条件是湿地中存在大量的氨化菌、硝化菌、反硝化菌和适当的湿地土壤环境条件。
氨氮可被植物直接摄取，合成植物蛋白质与有机氮后，再通过植物的收割从湿地系统中除去。
湿地植物根毛的输氧及传递特性，使根系周围连续呈现好氧、缺氧及厌氧状态，相当于许多串联或并联的处理单元，使硝化和反硝化作用可以在湿地系统中同时进行。
基质是人工湿地不可缺少的组成部分，它为人工湿地中微生物的生长提供稳定的依附表面，为水生植物提供生长载体和营养物质，同时，基质本身对污水净化也有重要的作用。
1.2影响脱氮的主要因素1.2.1基质不同基质类型对脱氮效果的影响不同。
《2024年人工湿地除磷基质筛选及其吸附机理研究》范文
《人工湿地除磷基质筛选及其吸附机理研究》篇一一、引言随着现代工业和农业的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中磷的排放是导致水体污染的主要因素之一。
人工湿地作为一种有效的水处理技术，在污水处理和富营养化控制方面具有广泛的应用。
在人工湿地中，基质的选择对除磷效果具有决定性作用。
因此，本篇论文旨在探讨人工湿地除磷基质的筛选及其吸附机理，以期为实际工程应用提供理论支持。
二、人工湿地除磷基质筛选1. 基质选择依据在人工湿地中，基质的选择主要依据其物理化学性质，如比表面积、离子交换能力、吸附能力等。
此外，基质的来源、成本、环境友好性等因素也是考虑的重要因素。
2. 常见基质及其性能常见的人工湿地除磷基质包括砂、土壤、石灰石、活性炭等。
这些基质具有不同的物理化学性质，如砂的粒径较大，比表面积小；土壤具有较好的离子交换能力和吸附能力；活性炭具有极高的吸附性能等。
3. 筛选方法与实验设计本研究采用实验室模拟和现场试验相结合的方法，对不同基质的除磷效果进行评估。
实验设计包括设置不同浓度的磷溶液，分别投加不同种类的基质，测定其吸附磷的能力及吸附动力学。
三、吸附机理研究1. 物理吸附与化学吸附基质对磷的吸附主要包括物理吸附和化学吸附两种方式。
物理吸附主要依靠基质的比表面积和孔隙结构，通过范德华力等作用将磷吸附在基质表面；化学吸附则是通过基质中的离子交换、络合等化学反应将磷固定在基质中。
2. 影响因素分析基质的吸附性能受多种因素影响，如pH值、温度、共存离子等。
研究表明，在适当的pH值范围内，基质的吸附能力随pH 值的增加而增强；温度对吸附过程的影响较小；共存离子可能通过竞争吸附位点影响基质的吸附性能。
四、实验结果与讨论1. 实验结果通过实验室模拟和现场试验，我们发现活性炭、石灰石等基质具有较好的除磷效果。
其中，活性炭的吸附能力最强，但成本较高；石灰石成本较低，且具有一定的离子交换能力。
此外，我们还发现基质的除磷效果受pH值、温度等因素的影响。
人工湿地除磷综述
人工湿地除磷综述【摘要】人工湿地除磷是一种有效的水处理技术，可以有效地去除水体中的磷，减少水体富营养化。
本文从人工湿地除磷的原理、工程设计、影响因素、应用现状和发展趋势等方面进行综述。
人工湿地除磷的工作原理是通过湿地植物、微生物和土壤等共同作用，降解和去除水体中的磷。
在工程设计中，考虑湿地的面积、深度、植被种类等因素对磷的去除效果有着重要影响。
影响人工湿地除磷效果的因素包括水质变化、生物作用、气体转移等。
目前，人工湿地除磷技术在城市污水处理、农田水利和生态修复等方面得到广泛应用，并呈现出良好的发展前景。
结论部分总结了人工湿地除磷的启示、重要性和展望，强调了其在水环境治理中的重要作用和发展趋势。
【关键词】人工湿地、除磷、综述、原理、工程设计、影响因素、应用现状、发展趋势、启示、重要性、展望1. 引言1.1 人工湿地除磷综述的背景人工湿地除磷是指利用生物、化学和物理等多种手段，在人工构造的湿地中将水体中的磷去除的过程。
自20世纪70年代开始，人工湿地除磷技术逐渐成为治理水体富营养化和水质改善的重要手段之一。
随着城市化进程的加快和工业化水平的提高，水体磷污染问题日益突出，传统的污水处理方法已不能满足需求。
人工湿地除磷技术因其低成本、高效率以及对水体中多种污染物具有去除作用而备受关注。
人工湿地除磷技术的应用背景主要受以下几个方面的影响：一是国内外对水环境问题的重视程度愈发提高，人们对水质改善的需求不断增加；二是我国水体磷污染严重，需要寻找一种经济、有效的去除磷的技术；三是人工湿地除磷技术具有良好的生态环境效益，符合可持续发展理念。
随着科技的不断进步和对环境保护意识的提高，人工湿地除磷技术将在水体治理领域发挥越来越重要的作用。
1.2 人工湿地除磷综述的意义人工湿地是一种通过模拟自然湿地生态系统的方式来处理废水的技术，已被广泛应用于城市污水处理、农田灌溉和湖泊水质改善等领域。
人工湿地除磷作为其重要功能之一，对减少水体中的磷污染起着至关重要的作用。
《2024年人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展》范文
《人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展》篇一摘要：本文综述了人工湿地系统在脱氮除磷方面的效果与机理研究进展。
首先介绍了人工湿地的概念及其在环境保护中的应用，然后详细分析了人工湿地脱氮除磷的原理和影响因素，最后总结了当前研究进展及未来发展方向。
一、引言随着工业化和城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮、磷等营养物质的过量排放是主要原因之一。
人工湿地作为一种天然、低成本的水处理技术，具有脱氮除磷的显著效果，因此在环境保护领域得到了广泛应用。
二、人工湿地概述人工湿地是一种模拟自然湿地的生态系统，通过植物、基质和微生物的协同作用，实现对污水的净化。
其核心原理是利用物理吸附、化学沉淀和生物降解等过程去除水中的污染物。
三、人工湿地脱氮除磷的原理及影响因素（一）脱氮原理及影响因素人工湿地脱氮主要通过氨化细菌、硝化细菌和反硝化细菌等微生物的作用实现。
其中，反硝化过程是氮素去除的主要途径。
影响脱氮效果的因素包括水力负荷、基质类型及碳源等。
（二）除磷原理及影响因素人工湿地除磷主要通过基质的吸附、沉淀及植物吸收等作用实现。
其中，基质的吸附作用对除磷效果至关重要。
影响除磷效果的因素包括基质类型、植物种类及生长状况等。
四、人工湿地脱氮除磷的研究进展（一）基质改良研究通过对基质进行改良，如添加生物炭、沸石等材料，可以提高人工湿地的脱氮除磷效果。
这些材料具有良好的吸附性能，能有效地去除水中的氮、磷等污染物。
（二）复合型人工湿地研究复合型人工湿地通过将不同类型的人工湿地组合在一起，形成具有多种功能的生态系统。
这种系统可以更好地适应不同水质条件，提高脱氮除磷的效果。
（三）强化生物技术的研究与应用通过强化生物技术手段，如投加特定微生物、优化湿地植物配置等，可以进一步提高人工湿地的净化能力。
这些技术手段可以有效地促进氮、磷等污染物的去除。
五、结论与展望综上所述，人工湿地作为一种天然、低成本的污水处理技术，在脱氮除磷方面取得了显著的成果。
《2024年人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展》范文
《人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮、磷等营养物质的过量排放是主要诱因之一。
人工湿地作为一种自然与人工相结合的生态系统，具有成本低、维护简便、生态友好等优点，在污水处理特别是脱氮除磷方面表现出良好的应用前景。
本文旨在探讨人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展，为湿地生态系统的优化提供理论支持。
二、人工湿地的基本构成与工作原理人工湿地主要由基质、水生植物、填料及微生物等部分组成。
水体在流经湿地时，通过物理、化学及生物的三重作用，实现污染物的去除。
其中，脱氮除磷是人工湿地的主要功能之一。
三、人工湿地脱氮除磷的效果研究（一）脱氮效果研究人工湿地对氮的去除主要通过微生物的硝化-反硝化作用实现。
研究表明，人工湿地能有效去除水中的氨氮和亚硝酸盐氮，特别是通过合理设计湿地系统和优化植物种类后，脱氮效率可显著提高。
（二）除磷效果研究人工湿地通过吸附、沉淀及生物吸收等多种方式去除磷。
研究表明，湿地中的铁锰氧化物和氢氧化物等对磷有较强的吸附能力，同时植物对磷的吸收也是除磷的重要途径。
此外，湿地中的微生物活动也有助于磷的去除。
四、人工湿地脱氮除磷的机理研究（一）微生物作用微生物在人工湿地脱氮除磷过程中发挥着重要作用。
通过硝化-反硝化作用，微生物能将氨氮转化为氮气，从而从湿地系统中去除。
此外，一些微生物还能通过代谢活动吸收和转化磷。
（二）物理化学作用人工湿地中的基质如沙、石、土壤等，通过吸附、沉淀等物理化学作用，有助于去除水中的氮、磷等物质。
此外，湿地中的氧化还原反应也为脱氮除磷提供了有利条件。
五、研究进展与展望近年来，关于人工湿地脱氮除磷的研究取得了显著进展。
在湿地设计、植物种类选择、微生物群落研究等方面均取得了重要突破。
然而，仍存在一些亟待解决的问题，如湿地的长期运行效果、对不同污染负荷的适应性等。
未来研究需进一步优化湿地设计，提高脱氮除磷效率，同时加强湿地生态系统的综合管理和维护。
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人工湿地沸石基质除磷机制工业废水、农用化肥、生活污水及家畜禽类粪便排放导致的水体氮磷等营养物质过剩，是藻类等水生生物大量暴发生长繁殖产生水体富营养化的主要因素之一; 有研究表明，只有在磷含量充足的情况下，氮才有可能成为控制藻类生长的决定因素[1].人工湿地技术作为污水除磷廉价而有效的技术[2]，其基质在磷素污染物净化方面起着重要的作用.近十余年国内外学者开展了众多研究[3-12]以寻找高效净化磷素的天然基质，如沸石、无烟煤、陶粒、石灰石、废砖块、黄铁矿-石灰石、砾石、海蛎壳、火山岩、海沙、钢渣等.其中，沸石是一种具有硅铝酸盐骨架结构的物质，其内部含有可用于交换阳离子的通道以及空洞，因此沸石表现出良好的氨氮净化效果[13, 14]，但其除磷效果却难以得到进一步的提升.阴离子型层状双羟基氢氧化物(layered double hydroxides, LDHs)，是由带正电荷的金属氢氧化物层和层间填充可交换阴离子所构成的层柱状化合物，具有层间阴离子可交换性等特点[15-17]; 其较大的比表面积以及具有比阴离子交换树脂更高的离子交换能力，近年来已广泛应用于复合材料、催化、环境治理、污水处理等领域[18-24]，特别是针对主要以阴离子形态存在的水体污染物的净化.但由于LDHs单体粉末状的形态，将其应用于人工湿地吸附水体污染物，将面临颗粒小、比重低以及后期难以实现固液分离等问题，因此可考虑将其覆膜于沸石基质表面以发挥其功能，增强沸石基质对磷素的去除效果，提高沸石基质的除磷脱氮功能.在前期研究成果的基础上[25, 26]，本实验筛选了Zn系LDHs，采用3种3价金属化合物与ZnCl2合成3种Zn-LDHs，以沸石基质为基体进行覆膜改性，利用模拟垂直流人工湿地基质实验柱进行磷素去除的净化实验，并对改性前后基质进行等温吸附实验、解吸实验以及动力学吸附实验，揭示了改性基质增强除磷效果的作用机制，通过有针对性和选择性的LDHs 覆膜改性方式，以期为强化垂直流人工湿地除磷效果的目的提供理论依据.1 材料与方法1.1 改性实验方法1.1.1 原始沸石基质进行改性实验、吸附实验及除磷净化实验的沸石基质均为球形颗粒状，经粗筛后的原始沸石基质粒径为1.0~3.0 mm; 基质主要特性参数如表 1所示.表 1 原始沸石基质特性参数1.1.2 改性药剂氯化锌(AR)、六水合氯化钴(AR)、六水合氯化铁(AR)、六水合氯化铝(AR)和氢氧化钠(AR)采购自国药集团化学试剂有限公司.1.1.3 基质改性实验方法Zn-LDHs(FeZn-LDHs、CoZn-LDHs、AlZn-LDHs)改性沸石采用碱性条件下水热-共沉淀的方法制备.以制备FeZn-LDHs改性沸石为例，将按二价与三价金属元素量比为2∶1配置的ZnCl2溶液和FeCl3溶液同时加入到装有洗净沸石的1 L蒸馏水中，加热使水温恒定至80℃，并不断加入25% NaOH将溶液pH维持在11～12;持续均匀搅拌4 h后取出基质混合物以1 000～1 500 r ²min-1离心分离10 min; 而后用去离子水将基质洗净至清洗水呈中性; 最后置于100℃的烘箱烘干16 h后取出，即得FeZn-LDHs覆膜改性沸石基质.1.1.4 LDHs覆膜改性沸石的物化特性表征基质化学成分：X荧光光谱仪(XRFS, Axios, Panalytical.B.V, Holland); 基质表观特性：场发射扫描电子显微镜(FE-SEM, Zeiss Ultra Plus, Germany); 基质比表面积：全自动比表面积及孔隙度分析仪(ASAP-2020, Micromeritics, USA).1.2 净化实验方法1.2.1 净化实验装置模拟垂直流人工湿地小试系统采用4根内径为8 cm，高度为25 cm的PVC基质柱，分别装填20 cm的FeZn-LDHs、CoZn-LDHs和AlZn-LDHs改性沸石和原始沸石基质; 原水由管顶进入，管底排出.1.2.2 供试原水特性净化实验中所用原水为武汉市某污水处理厂中途提升泵站粗格栅后出水.供试原水水质检测结果如表 2所示.表 2 供试混合原水水质指标1.2.3 净化实验运行管理方式基质净化实验系统采用间歇运行方式，每个净化实验周期的水力负荷为65L ²(m2 ²d)-1，水力停留时间(HRT)为24 h; 共进行10个净化实验周期.基质实验装置运行时间从2015年3月至2015年10月止，历时8个月.1.2.4 净化实验分析指标及方法水样pH值采用pH计(Sartorius, PB-10, Germany)测得; 总磷及溶解性总磷采用过硫酸钾氧化-钼锑抗分光光度法; 磷酸盐采用钼锑抗分光光度法[27].1.3 沸石基质磷素吸附实验方法1.3.1 等温吸附实验分别对原始沸石及各种改性沸石基质进行基质磷素等温吸附实验：将采用KH2PO4标准溶液配置而成的不同质量浓度(0、1、2、4、8、16、32、64 mg ²L-1)磷溶液移取100 mL 于250 mL具塞锥形瓶中，并同时分别加入10 g基质，在温度为25℃±1℃，转速为120r ²min-1的条件下，将锥形瓶置于恒温振荡器中振荡24 h; 静置、过滤后测定上清液中磷的质量浓度.根据其质量浓度的变化计算基质吸附磷素的数量，并绘制基质磷素吸附等温曲线.1.3.2 解吸实验用蒸馏水将上述等温吸附实验后的沸石基质洗涤2～3次，置于250 mL具塞锥形瓶中，分别加入50 mL 0.1 mol ²L-1 NaOH和50 mL 5 mol ²L-1 NaCl溶液，在温度为25℃±1℃、转速为120 r ²min-1的条件下，置于恒温振荡器中振荡24 h.振荡后静置、过滤，测定上清液中磷的质量浓度.1.3.3 动力学吸附实验将10 g Zn-LDHs覆膜改性沸石和原始沸石基质分别与100 mL初始质量浓度(以P计)为4 mg ²L-1的KH2PO4标准溶液混合后，置于250 mL具塞锥形瓶中; 在设置的一系列时间点下，将其置于温度为25℃±1℃，转速为120 r ²min-1的恒温振荡器中振荡.振荡后静置、过滤，测定上清液中磷的质量浓度.2 结果与讨论2.1 Zn-LDHs改性沸石的覆膜表征分别利用Zeiss Ultra Plus场发射扫描电子显微镜和Axios advanced X射线荧光光谱仪对原始沸石及3种Zn-LDHs改性沸石进行基质表观特性观测及化学组成成分分析.图 1为3种改性基质及原始沸石基质的FE-SEM图谱; 改性前后各沸石基质的主要化学组成成分如表 3所示.图 1 原始及改性沸石基质FE-SEM图谱表 3 改性前后沸石基质主要化学成分的质量分数从图 1(d)可以发现，原始沸石表面较为光滑，大部分区域为菱形板片状物质，其端部近似120°角; 整体呈现杂乱无章堆叠众多块状物质的形态，与斜发沸石的表征极为相似.与之对应，FeZn-LDHs改性沸石表面[图 1(a)]增加了较多粗糙物质，其中部区域可明显观测到一层细小颗粒物质覆膜于块状物质表面; CoZn-LDHs改性沸石基质表面[图 1(b)]相对于原始沸石表面而言，积聚了很多细小的颗粒物，并以堆状形式存在于基质表面; AlZn-LDHs 改性沸石表面[图 1(c)]则主要以细小碎块状的物质呈现，相对于原始沸石而言，其表面呈现的廊道更为复杂.综合来看，覆膜改性改变了原始沸石表面的形貌.为进一步验证Zn-LDHs覆膜于原始沸石基质表面，采用X荧光光谱仪对Zn-LDHs改性前后沸石基质进行化学组成成分分析.从表 3可知，原始沸石化学成分主要为SiO2、Al2O3、Fe2O3、CaO、K2O，这一结论与某学者对斜发沸石的化学成分分析结果一致[28].结合原始沸石FE-SEM [图 1(d)]的表征可判断本次实验采用的沸石为斜发沸石.通过对比3种改性沸石与原始沸石主要化学成分的质量分数差异可以发现，FeZn-LDHs 改性沸石的Fe2O3质量分数增加了0.300%，ZnO和Cl的质量分数由原始沸石的未检出变为0.510%和0.540%;CoZn-LDHs和AlZn-LDHs改性沸石的组成成分变化规律也与此类似，ZnO 和Cl均由原始沸石的未检出变化为具有一定质量分数，说明采用氯化物进行的Zn-LDHs覆膜改性原始沸石，相对应地增加了改性所用某些特定化学元素的质量分数，结合FE-SEM表征覆膜改性后原始沸石基质表面发生的变化结果可判定，Zn-LDHs覆膜于原始沸石表面.2.2 沸石基质对各种形态磷的净化效果2.2.1 原始及改性沸石对总磷净化效果原始及Zn-LDHs改性沸石对TP的平均去除率如图 2所示.FeZn-LDHs、CoZn-LDHs、AlZn-LDHs改性沸石和原始沸石对TP的平均去除率分别为75.03%、58.94%、61.33%和33.42%.相对于原始沸石对TP的去除率，Zn-LDHs改性沸石对TP平均去除率增幅分别达到41.61%(FeZn-LDHs)，25.52%(CoZn-LDHs)和27.91%(AlZn-LDHs); 其中FeZn-LDHs改性沸石对TP去除的提升效果最为明显.将TP净化实验数据进行单因素方差分析可以发现差异显著(P < 0.05).图 2 改性前后基质对各种形态磷的平均去除率与原始沸石相比，Zn-LDHs改性沸石基质对TP去除均有较大的增幅，这主要是因为原始沸石基质内部孔道多用于阳离子的交换，其硅铝结构的构造本身使得其表面带有负电[29]，因此对于类似磷素这样的含氧阴离子污染物，其除磷能力较低; 而经Zn-LDHs覆膜的沸石基质，一方面增加了某些化学元素的质量分数，从而促进了溶解性磷的沉淀; 另一方面，改性还可能改变了沸石内部孔道、表面基团等特性，进而促进了磷的吸附.同时，Zn-LDHs(FeZn-LDHs、CoZn-LDHs、AlZn-LDHs)覆膜后的改性沸石中，SiO2的质量分数相对于原始沸石分别减少了2.22%、1.09%和1.10%;有研究表明，除磷系统中基质所含SiO2较高，反而容易使得基质除磷能力低下[30].此外，覆膜Zn-LDHs后的改性沸石，其表面负载的LDHs 具有较强的层间阴离子交换能力，且表面呈现出一定的正电性，从而使得Zn-LDHs改性后的沸石基质对TP去除效果的大幅度提升成为可能.2.2.2 原始及改性沸石对溶解性总磷净化效果4种基质对溶解性总磷(TDP)的平均去除率如图 2所示.从中可知，原始沸石对TDP的平均去除率仅有26.80%，而Zn-LDHs改性沸石对TDP平均去除率分别达到77.50%(FeZn-LDHs)、56.81%(CoZn-LDHs)和59.83%(AlZn-LDHs).与Zn-LDHs改性沸石对TP净化效果提升幅度的规律相类似，本实验中不同改性沸石对TDP的去除能力强弱排序亦为：FeZn-LDHs>AlZn-LDHs>CoZn-LDHs.沸石对TDP的去除主要依靠吸附和沉淀作用，而沸石属于阴离子型碱土，因此其对以磷酸盐为主要存在形式的TDP的吸附作用会受到一定影响.相对于原始沸石基质FE-SEM图谱[图 1(d)]而言，Zn-LDHs改性后的沸石基质表面[图 1(a)～1(c)]发生了变化，由原来较为光滑的表面变成颗粒物杂乱无章堆叠的形貌，更为粗糙的表面也为磷的进一步沉积和有效吸附提供了有利的空间; 另外，原始沸石经过覆膜改性后，改性基质中不同种类的LDHs相对应地增加了某些二价和三价前驱金属的氧化物，因而使得可溶性的磷素有条件转化为不溶性磷而得以去除.2.2.3 原始及改性沸石对可溶性反应磷的净化效果从图 2中可以发现，FeZn-LDHs、CoZn-LDHs、AlZn-LDHs改性沸石对可溶性反应磷(SRP)的平均去除率分别为79.84%、54.84%和59.64%，而原始沸石对SRP的平均去除率仅为18.42%;改性基质对磷酸盐去除的相对增幅分别为：61.42%(FeZn-LDHs)、36.42%(CoZn-LDHs)、41.22%(AlZn-LDHs); SRP的平均去除率增幅也是3种进行检测的磷指标中最大的，说明Zn-LDHs改性沸石除磷效果的提升主要来源于其对SRP的高效去除.对实验数据分析可以发现，改性和未改性基质净化效果之间存在显著性差异(P < 0.05).另从图 2中可以发现，除FeZn-LDHs改性沸石外，其它两种改性沸石和原始沸石对SRP 的去除均波动较大.有学者指出[31]，当基质中含有较多的游离态氧化铁(氧化铝)或者胶体氧化铁(氧化铝)，其所能固定的Fe-P(Al-P)也越多，因此基质对磷素的去除也得以提升.本实验中对原始沸石基质采用FeZn-LDHs改性后，原始沸石Fe2O3质量分数增加，使得FeZn-LDHs改性沸石对磷酸盐去除的提升幅度最大.因此，相对于其它两种改性方式而言，采用FeZn-LDHs覆膜改性的方式对磷酸盐去除的提升幅度更大，改性作用也更为明显，且处理效果稳定.2.3 沸石基质磷素等温吸附-解吸实验 2.3.1 沸石基质磷素等温吸附曲线方程拟合为研究原始及Zn-LDHs改性沸石基质对磷酸盐的等温吸附特性，对等温吸附实验结果采用常用的Langmuir模型[式(1)]和Freundlich模型[(式(2)]吸附方程进行拟合，表达式如下所示：(1)(2)式中，ce为平衡时溶液中磷酸盐的质量浓度(mg ²L-1); qe为磷酸盐平衡吸附量(mg ²kg-1); qm为吸附剂理论最大吸附量(mg ²kg-1); KL为Langmuir吸附常数; Kf为Freundlich等温吸附常数; n为非线性系数.根据等温吸附实验结果，绘制等温吸附曲线如图 3所示; 其吸附等温线符合Freundlich吸附等温方程和Langmuir吸附等温方程.原始及不同改性沸石基质磷素吸附等温曲线方程的相关参数如表 4所示.图 3Fig. 3图 3 Zn-LDHs改性沸石和原始沸石对磷酸盐的等温吸附曲线表 4 Zn-LDHs改性沸石和原始沸石等温吸附方程参数2.3.2 原始及改性沸石基质磷素吸附特性分析Zn-LDHs改性沸石和原始沸石对磷酸盐的等温吸附曲线如图 3所示.随着平衡溶液中出水质量浓度ce的增大，吸附剂对磷酸盐的吸附量也相对应地增加，其中FeZn-LDHs改性沸石基质的斜率最大，而原始沸石基质的斜率最小.由表 4可知，相对于Langmuir方程曲线拟合方程，Freundlich方程对原始及Zn-LDHs 改性沸石基质磷酸盐等温吸附数据的拟合更为精确，相关系数均大于0.960 0.在Freundlich 方程中，n可以粗略表示基质对磷的吸附强度，Kf值代表吸附能力的大小，其值越大，表明基质对磷的吸附容量越大; 从表 4中可以发现，FeZn-LDHs和AlZn-LDHs改性基质对应Kf 值达到了原始基质的5～6倍，其吸附能力强弱排序依次为：FeZn-LDHs>AlZn-LDHs>CoZn-LDHs>原始沸石.同时，通过对Freundlich中n值的分析可知，改性前后沸石基质所对应的1/n值分别为：0.384 6(FeZn-LDHs)、0.571 7(CoZn-LDHs)、0.296 9(AlZn-LDHs)和0.432 6(原始沸石)，说明FeZn-LDHs和AlZn-LDHs改性沸石对磷酸盐的吸附较为容易(1/n为0.1～0.5);另外，结合表 4中Freundlich方程的Kf值可以发现，虽然原始沸石的1/n小于0.5，但其Kf值较小，说明原始沸石的吸附能力较强，但其吸附容量较小.由此可见，Zn-LDHs改性主要提高了原始沸石的吸附容量; 其中FeZn-LDHs和AlZn-LDHs改性沸石在大幅增加吸附容量的同时，也增强了沸石基质的吸附能力.进一步对Langmuir拟合方程中qm值的分析发现，Zn-LDHs改性沸石(FeZn-LDHs、AlZn-LDHs、CoZn-LDHs)和原始沸石对磷酸盐的理论最大吸附量分别为：217.391 3、138.888 9、105.263 2和55.865 9 mg ²kg-1，这一顺序与Freundlich方程中关于Kf的分析结论相吻合，也与净化实验中Zn-LDHs改性沸石和原始沸石对磷素的去除效果排序一致.沸石因其比表面积较大，基质表面孔隙发达等特性，对磷酸盐应具有一定的理论吸附量; 但不同种类沸石之间的理论吸附量差异较大.如有关学者研究发现，沸石对磷酸盐的最大理论吸附量分别为：717.15 mg ²kg-1[32]和813.700 0 mg ²kg-1 [33], 本课题组在前一阶段实验中也发现所用原始沸石的最大理论吸附量达到1 000 mg ²kg-1以上[25]; 而本实验原始沸石对磷酸盐的吸附量仅为55.865 9 mg ²kg-1，究其原因应与沸石的种类有关.本实验采用的原始沸石经SEM和XRFS表征后判定为斜发沸石，对比其他学者采用斜发沸石对磷酸盐的吸附可知，其qm值均在50~60 mg ²kg-1之间[8, 34, 35]，这也验证了上述对供试原始沸石基质种类的判断，说明沸石基质对磷素的吸附容量与其类型密切相关.除此之外，沸石的吸附性能还与实验所用沸石的粒径有关，基质粒径越大，所具有的比表面积越小，因而对磷酸盐的吸附性能下降，这也得到本实验中原始沸石的BET比表面积仅为7.120m2 ²g-1(表 1)相印证.2.3.3 原始及改性沸石基质磷素解吸实验解吸实验采用等温吸附实验结束后的基质，即等温吸附实验后吸附于基质上的磷酸盐为解吸实验的初始质量浓度，由此得到不同初始质量浓度下各基质对磷酸盐的解吸数据，结果如图 4所示.另外为评估各基质在同一个初始质量浓度条件下对磷酸盐的解吸性能，对实验数据进行二次方程曲线拟合，计算原始和改性基质在初始质量浓度(以P计)c0为4 mg ²L-1时对磷酸盐的解吸率.图 4 Zn-LDHs改性沸石和原始沸石对磷酸盐的解吸实验曲线从图 4中可以发现，除AlZn-LDHs基质解吸实验拟合曲线的相关系数只有0.9741外，其他基质的相关系数R2均大于0.99，拟合结果非常好.通过进一步计算后可知，Zn-LDHs改性沸石(FeZn-LDHs、CoZn-LDHs、AlZn-LDHs)和原始沸石对磷酸盐的解吸率分别为：29.25%、20.97%、35.59%、17.32%.由此可见，相对于原始沸石基质而言，经过Zn-LDHs改性后，其对磷酸盐的解吸性能得以提升，覆膜改性沸石基质在吸附磷酸盐后更有利于再生，这也为后期进一步地重复使用提供了可能.2.4 沸石基质磷素吸附动力学研究 2.4.1 沸石基质磷素吸附动力学方程拟合原始沸石及Zn-LDHs改性沸石对磷酸盐的吸附动力学模型可用常规的准一级动力学模型[式(3)]和准二级动力学模型[式(4)]进行模拟，两者表达式如下所示：(3)(4)式中，qe为磷酸盐平衡吸附量(mg ²g-1); qt为t时刻磷酸盐的吸附量(mg ²g-1); k1为准一级吸附动力学常数(h-1); k2为准二级吸附动力学常数[g ²(mg ²h)-1].原始及Zn-LDHs改性沸石基质对磷酸盐的准一级和准二级吸附动力学方程模拟曲线如图 5所示，对应的吸附动力学参数如表 5所示.图 5Fig. 5图 5 原始和Zn-LDHs改性沸石对磷酸盐的准一级和准二级吸附动力学曲线表 5 原始和Zn-LDHs改性沸石对磷酸盐的动力学吸附模型2.4.2 原始及改性沸石基质磷素吸附动力学特性分析由图 5可知，经Zn-LDHs覆膜改性后的沸石基质对磷酸盐的动力学吸附趋于准二级吸附动力学模型，而原始沸石基质对磷酸盐的动力学吸附模型则更符合准一级吸附动力学模型; 这一结论也与对实验数据采用两种动力学模型拟合后相关系数R2的结论相吻合(表 5).另从表 5中还可发现，FeZn-LDHs和AlZn-LDHs改性沸石基质对磷酸盐的吸附平衡值qe与准二级吸附动力学所计算的qe, cal较接近，进一步说明改性沸石基质的吸附特性符合准二级吸附动力学模型，即经Zn-LDHs改性后的沸石基质对磷酸盐的吸附类型更趋向于化学吸附.由此可见，通过水热-共沉淀法生成Zn-LDHs并将其即时覆膜于原始沸石表面，改变了沸石基质对磷酸盐的动力学吸附特性，增强了其化学吸附的性能.这也应是Zn-LDHs改性沸石基质除磷效果增强的主要原因之一.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。