2018, Vol. 39
2014~2016年《环境公报》显示[1], 磷、铁或锰离子是我国地表饮用水源中常见的超标污染物.随着社会经济的发展, 水源污染已由浊度和色度等传统的指标逐渐呈现出复杂污染特性.尤其是磷元素作为配水系统微生物指标的限制因子之一, 应引起关注并加以去除, 这也相应地对净水技术提出了更高的要求.
“混凝-沉淀-过滤-消毒”是给水处理的传统净水工艺.在“混凝”阶段投加混凝剂能去除磷, 投加高锰酸钾可实现对铁或锰离子的氧化去除.但多种药剂的混合投加会增加运行管理难度, 如高锰酸钾的投加量需要根据水中铁或锰浓度进行精确投加, 否则容易引起总锰浓度升高, 加剧锰离子污染; 其次, 药剂的使用也会显著增加制水成本.鉴于水源呈现复杂污染特性并考虑净水流程的可行性, 在传统净水工艺基础之上, 增加生物预处理单元是目前流行的工艺设计.生物滤池内功能微生物, 不需要任何化学药剂便可实现多种污染物质的去除, 如硝化菌能对去除水中的氨氮, 铁锰氧化菌能去除铁锰离子[2, 3], 一些其他类型的微生物能降低UV254和高锰酸盐指数等指标.甚至有报道显示, 这些功能微生物能在滤池系统内共存, 对氨氮、铁或锰、高锰酸盐指数同步去除[4].由此可知, 生物滤池能氧化去除铁或锰, 但穆丹琳等的研究表明[5], 水处理常规使用的滤料对痕量物质的吸附效果有限.
吸附是对磷最为有效的方法之一, 开发新型高效低廉的吸附材料是研究者关注的重点[6].金晓丹等的研究表明[7], 铁锰复合物能与磷相结合; Mustafa等[8]考察了锰氧化吸附除磷特性, 发现磷浓度0.53~2.11 mmol·L-1范围具有较高的吸附效果; 此外, Zhang等[9]采用化学合成方法制备了铁-锰复合氧化物材料, 在烧杯实验规模下得到磷吸附饱和能力达36 mg·g-1.此外, 一些改性锰氧化物和铁氧化物也被用于吸附除磷研究[10, 11].然而, 这些研究中, 吸附材料以粉末态形式使用, 后续仍需要采用“沉淀-过滤”单元加以去除, 反而增加了管理难度.因此, 有研究者将这些氧化物材料披覆包埋于滤料表面进行滤料改性[12], 这种功能性滤料不但能吸附除磷, 还能为铁锰氧化微生物提供增殖空间.
特别是当水源中含有磷、铁或锰时, 铁或锰在生物滤池内被原位氧化, 形成吸附剂.与披覆包埋制备功能性滤料相比, 原位氧化铁或锰节省了材料制备费用.更为重要的是, 随着铁或锰离子的不断被氧化, 其对磷的吸附是连续的, 并且在生物滤池定期反冲洗作用下, 被磷吸附的铁或锰氧化物将被冲洗出滤层, 从而保证了吸附过程的顺利进行, 无需再生处理或延缓了滤池换砂周期.
因此, 本研究采用小试生物滤池, 考察了铁和锰离子原位氧化对磷的同步去除作用, 明确铁和锰氧化去除与磷去除的内在关联, 解析其吸附机制, 拓宽生物过滤预处理技术在给水处理工艺中的应用.
1 材料与方法 1.1 生物滤池反应器图 1为本研究所采用的小试生物滤池反应器示意.
|
图 1 小试生物滤池反应器装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the lab-scale biofilter used in this study |
生物滤池反应器由圆柱体有机玻璃制成, 总高度50 cm、内径60 mm.生物滤池采用重力流过滤形式, 过滤层为天然锰砂滤料, 粒径0.6~1.2 mm、滤层厚度为35 cm、孔隙率35%.运行过程中, 滤层液上水头保持5 cm.滤池运行过程中, 设定初始流量为0.5 L·h-1, 反冲洗流量为0.5 L·min-1, 反冲洗持续时间3 min.生物滤池运行过程中, 所取水样每周检测1次.
1.2 水质与分析方法生物滤池进水采用人工模拟配水, 根据实验需求, 分别以硫酸锰、硫酸亚铁、磷酸二氢钾模拟锰离子、铁离子和磷酸盐.本实验期间, 水温18~25℃、pH=6.8.同时, 考察硫酸根、硝酸根、氯离子和磷酸根在氧化物表面的竞争吸附关系.
水中铁和锰采用火焰分光光度计方法检测(TAS-990, 北京普析); 采用离子色谱检测阴离子浓度(PIC-20, 青岛普仁).铁、锰、磷的去除量以滤池进出水浓度差值表示. pH采用多参数水质分析仪测定(哈希HQ30d).一般水样以0.45 μm滤膜过滤后存放于4℃冷藏冰箱, 但总铁和总锰的检测无需过膜, 测定时需充分摇匀.
1.3 氧化物特性表征采用扫描电镜SEM(JSM-7500F, JEOL)和能谱EDS(X-Max, Oxford)分析方法对样品特性进行表征, 并结合Zeta电位分析仪(90 Plus Nano, Brook)和比表面积仪(3H-2000PS1, 贝士德)进一步解析氧化物对磷的吸附机制.其中SEM/EDS由商业服务公司完成, BET比表面积及Zeta零点电位分析在实验室完成分析.
2 结果与讨论 2.1 锰砂滤池吸附除磷效果为考察铁锰原位氧化过程对磷的去除特征, 在滤池接种运行之初, 首先需明确新锰砂滤料对磷的去除影响.图 2为新锰砂对磷的去除效果.
|
图 2 锰砂滤料对磷的吸附去除效果 Fig. 2 Performance of phosphorus adsorption on the surface of manganese sand |
滤池开始运行时, 新锰砂对磷具有吸附作用, 进水磷浓度在200 μg·L-1时, 去除率可达90%以上, 表明锰砂可以作为吸附除磷的过滤材料使用.但运行10 d后, 锰砂吸附能力逐渐饱和, 出水磷浓度逐渐升高、去除率相应地下降; 运行至35 d左右时, 锰砂吸附饱和, 几乎对磷没有去除效果.作为吸附材料, 当其吸附容量饱和时, 需要进行更换或再生处理[13].图 2中, 新锰砂除磷的使用周期约为1个月左右, 无论是锰砂进行更换或常规的再生处理都将极大地增加运行管理难度.因此, 通过铁或锰离子的原位氧化对锰砂进行功能性恢复是一种便捷的处理方式[14].
2.2 锰氧化过程原位吸附除磷特性为考察锰原位氧化过程对水中磷的吸附去除特性, 当锰砂吸附容量饱和时, 在进水中模拟配制含磷和锰的水质条件并接种活性污泥, 锰浓度约为0.5 mg·L-1、磷浓度约为200 μg·L-1.通常在中性pH条件下, 锰的去除由生物氧化作用完成, 因而生物滤池经过约为20 d的培养启动期, 在第60 d左右时, 出水锰浓度小于0.005 mg·L-1[图 3(a)], 表明生物滤池除锰能力培养成熟.在启动期内, 随着出水锰浓度逐渐降低, 磷的去除量也相应地增加.图 2已经表明, 锰砂对磷的吸附容量达到饱和, 因此, 此时磷的去除与锰氧化产物的吸附作用有关[15].为了进一步验证锰氧化产物对磷的吸附作用, 从第60 d开始, 将进水锰浓度均值设置为3个浓度梯度: 0.503、0.994和1.498 mg·L-1, 并考察此时磷的去除情况.图 3(a)中, 随着进水锰浓度梯度提高, 由出水锰浓度变化可知, 生物滤池的除锰量增加, 而磷的去除量也增加, 此时, 磷的去除是由锰氧化产物吸附引起的.如图 3(b)所示, 在42 d至92 d的运行期内, 分析除锰量和除磷量之间的内在关联发现, 二者呈良好的线性关系(R2=0.92), 斜率系数为k1=77.98.图 3(a)中, 尽管当进水锰浓度提高时, 出水锰浓度值有所波动, 但数天后便降低至0.005 mg·L-1以下, 可以认为除锰量与进水锰浓度相等, 继而, 可以得到除磷量与进水锰浓度关系为77.98 μg·mg-1.
|
图 3 锰氧化过程与吸附除磷的关系 Fig. 3 Manganese oxidation combined with phosphorus adsorption during the biofiltration process |
此外, 实际生物滤池运行过程中, 难以估算锰氧化物具体产量, 采用锰氧化物产量和除磷量来表征这种吸附关系存在一定难度, 因而以进水锰浓度代替其氧化产物更具实际意义.
2.3 铁氧化过程原位吸附除磷特性如图 4(a)所示, 运行至95 d时, 模拟配制含磷和铁的水质条件, 总铁浓度约为0.5 mg·L-1、磷浓度约为200 μg·L-1.生物滤池对铁的去除以化学接触氧化为主[16], 因此, 总铁去除经历的启动期较短, 出水总铁浓度在一周内便降至0.05 mg·L-1以下.
|
图 4 铁氧化过程与吸附除磷的关系 Fig. 4 Iron oxidation combined with phosphorus adsorption during the biofiltration process |
在启动期内, 随着出水总铁浓度降低, 生物滤池对磷表现出去除能力, 并且在第105~120 d期间对铁和磷的去除保持稳定, 证明了原位铁氧化物同样对磷具有吸附作用, 与齐晓璐等[17]的研究结果一致.在第120 d和133 d, 当进水总铁浓度提高至1.039 mg·L-1和1.496 mg·L-1时, 磷的去除量也相应地提高.与锰和磷的去除情况表现一致[图 3(b)], 图 4(b)中总铁去除量与磷去除量呈线性关系(R2=0.92), 斜率系数为k2=106.28;同理, 进水总铁浓度与除磷量关系106.28 μg·mg-1.显然, 铁氧化过程对磷的去除作用要大于锰氧化过程, 这可能与铁氧化物和锰氧化物比表面积所能提供的吸附位点, 以及表面特性有关系.因此, 后续结合铁和锰氧化形态特征对其吸附特性进一步对比分析.
2.4 反冲洗作用对磷去除效果的影响由上结果可知, 铁和锰离子原位氧化产物能吸附除磷, 并与磷的吸附量成正相关关系.然而, 为了保障生物滤池正常运行, 必须对滤层进行定期反冲洗, 相应地铁或锰氧化物也会被洗出滤层, 由此可能对磷的吸附效果产生影响.因此, 分别在锰氧化过程和铁氧化过程, 考察了反冲洗对磷的去除效果影响.
分别在进水锰浓度为1.502 mg·L-1和进水铁浓度1.489 mg·L-1时, 选取两个反冲洗周期, 考察反冲洗后出水磷浓度的变化情况, 如图 5所示.铁氧化过程时, 第一个反冲洗后, 出水磷浓度呈略微升高趋势; 而在经历第二个反冲洗过程后, 数个小时内的出水磷浓度低于第一个反冲洗末期的出水磷浓度, 但随后出水磷浓度继续呈逐渐升高趋势.与铁氧化过程相比, 锰氧化过程的出水磷浓度却一直保持平稳状态.尽管磷浓度的升高范围变化较小, 仅为5 μg·L-1左右, 但仍有必要分析产生这种现象的原因, 以便深入解析生物滤池对磷的吸附机制.
理论上, 随着生物滤池运行时间延长, 磷的吸附过程将达到稳定, 出水磷浓度维持稳定的状态, 如图 5中的锰氧化过程时出水磷浓度变化情况. Ikhlef等的研究表明[18], 滤层内部截留物的过度积累, 能导致短流现象产生, 从而影响生物过滤性能, 因而反冲洗对维持生物滤池的去除效果具有重要作用.图 5中铁氧化过程的出水磷浓度变化情况可能是由于铁氧化积累问题造成的, 但锰氧化过程似乎不存在这种问题.
|
图 5 反冲洗后出水磷浓度变化 Fig. 5 Profiles of effluent phosphorus after backwashing |
分别取新锰砂、除铁过程之后的成熟锰砂(140 d左右), 以及锰氧化和铁氧化时的反冲洗固体物进行能谱EDS分析.由表 1可知, 新锰砂表面分别含有7.63%的铁和17.57%的锰元素, 因而新锰砂具有吸附磷的能力[图(2)].当生物滤池运行经历除铁过程(95~140 d)后, 锰砂表面铁锰元素相对质量比发生变化, 铁的质量分数反而降至3.96%, 而锰的则显著提高至48.45%.
|
表 1 锰砂及反冲洗固体物表面能谱EDS分析 Table 1 Specific elemental distribution on the surface of sand and backwashing solid by EDS analysis |
锰元素质量分数提高说明生物滤池经历锰氧化过程时, 锰氧化产物原位披覆于锰砂表面, 而铁氧化产物却并未披覆于滤料表面, 更倾向于积累在滤层空隙间并且更容易被冲洗出滤层.这一点由反冲洗固体物元素组分分布同样可以得以说明.铁氧化过程时, 其反冲固体物中铁锰元素质量分数分别为40.91%和0.75%, 说明大部分铁氧化物被反冲洗作用排除滤层.锰氧化过程时, 若锰氧化物在滤层内的存在状态与铁氧化物相似, 则其反冲洗固体物中主要以锰元素为主; 而实际上, 此时二者质量分数分别为17.33%和1.71%, 锰氧化物仅有少部分被冲刷出滤层, 其中铁元素主要来源于锰砂本身.由此可知, 铁离子被氧化后主要在滤料孔隙间积累存在, 而锰离子被氧化后更倾向于披覆于滤料表面.
铁氧化在滤层空隙间积累时, 减小了滤池过水面积和接触反应面积, 甚至容易形成短流[18], 对磷吸附产生负影响.而锰氧化物主要以披覆包埋的形式在滤料表面存在, 长时间运行时, 可能会使粒径有所增大, 但却不容易堵塞滤料孔隙.因此, 如图 5中所示, 出水磷浓度变化与铁和锰氧化物在过滤层内的存在形态是相关的.
2.5 铁锰氧化物对磷的吸附特性磷在铁或锰氧化物表面的吸附行为可从3个方面进行解析:吸附材料比表面积大小、表面电荷特性以及反应模式.
实验过程中无法获得纯度高的铁或锰的氧化物, 而根据表 1能谱EDS数据可知, 成熟锰砂表面成分以锰氧化为主、铁氧化时的反冲固体物以铁氧化物为主.因此, 在进水中不添加磷时, 分别以锰砂和铁氧化过程的反冲洗固体物代表富含锰和铁的吸附材料进行相关分析测试.通常生物氧化锰与酸性钠水锰矿或δ-MnO2形态相似, 呈层状结构[19]; 铁氧化物呈细小颗粒状且表面粗糙[20].由图 6 SEM图片分析可知, 富含锰氧化物的样品以层状或片状结构为主[图 6(a)], 符合生物氧化锰的形态特征; 其次, 富含铁氧化物样品则以细小颗粒形态为主[图 6(b)], 同样与已有报道的铁氧化产物的形态特征相似.因此, 所选取的样品可用于铁或锰氧化物的后续分析.
|
图 6 扫描电子显微镜SEM分析 Fig. 6 Scanning electron microscope analysis |
对比图 6, 表观形态上, 富含铁氧化物样品的比表面积大于富含锰氧化物的样品, 这与实际比表面积测试结果一致, 即富含铁氧化物样品为96 m2·g-1、富含锰氧化物为67 m2·g-1.较高的比表面积能提供相对充足的吸附位点, 因而铁氧化物对磷的吸附能力要高于锰氧化物, 这与反应器运行结果一致.需要注意的是, 本研究所获得的金属氧化物比表面积数据与文献报道的比表面积的数值存在较大差异, 如表 2统计所示.可以看出, 即使同类型的铁或锰金属氧化物, 如针铁矿和δ-MnO2, 在化学合成的实验不同条件时, 其获得的铁或锰氧化物的比表面积有所不同; 但生物氧化作用生成氧化物(P. putida strain MnB1)的比表面积明显高于化学合成的锰氧化物.与大多数化学合成的金属氧化物相比, 本研究中富铁氧化物和富锰氧化物的比表面积具有明显的可比性和比表面积优势.
|
|
表 2 铁锰氧化物比表面积 Table 2 Specific surface area of the iron and manganese oxides |
可见, 与采用化学合成方法制备吸附材料相比, 本研究采用原位铁锰氧化的方法能节省材料合成制备费用, 操作简便、具有成本优势, 具有广阔的应用前景.
根据上述, 比表面积高, 能提供较多的活性吸附位点, 对磷的吸附能力就高.在活性吸附位点上, 磷与固体表面的可能作用机制包括静电引力作用和表面配位反应.因此, 基于氧化物表面Zeta电位为零时的pH值变化情况, 对吸附机制进行深入解析.图 7(a)所示为富含铁和富含锰氧化物分别在磷吸附前后的表面零点Zeta电位pH值变化情况.
|
(a)富含铁锰氧化物吸附磷前后Zeta电势分析; (b)阴离子竞争分析 图 7 氧化物表面吸附特性 Fig. 7 Characteristics of the iron- and manganese-rich oxide surfaces |
富含铁和锰氧化物的零点电势pH值分别为7.6和5.8[图 7(a)].当水体pH值低于零点电势pH时, 固体表面易被质子化、表面带正电荷, 与带负电的磷酸根产生静电引力作用; 反之, 则固体表面带负电荷且发生静电斥力作用[29, 30].本实验进水pH为6.8左右, 因此, 富含铁氧化物和磷酸根之间有静电引力作用, 富含锰氧化物与磷之间则是斥力作用.由此可知, 富含锰氧化物对磷的吸附是由其他作用机制引起.同时由图 7(a)可知, 当铁和锰氧化物吸附磷之后, 其零点电势pH值分别减小至6.4和5.3.通常静电引力作用发生在固液界面外层, 形成外层复合物, 而配位体交换过程发生在内层并生成内层配合物; 外层配合物的形成不影响吸附材料的零点电势pH, 而内层配位吸附则能改变零点电势pH[8, 31].显然, 当富含铁或锰氧化物吸附了带负电的磷之后, 双电层内层负电荷增多, 造成零点电势pH均发生变化.由此可推断, 在中性pH=6.8条件下, 富含锰氧化物对磷的吸附以内层配合吸附反应为主, 而富含铁氧化物对磷的吸附过程包括静电引力和内层配合反应.
同时, 考察了氯离子、硫酸根、硝酸根共存时和磷的竞争吸附关系, 四者进水浓度均为200 μg·L-1, 如图 7(b)所示.对比发现, 在铁和锰氧化过程中, 氯离子、硫酸根和硝酸根进出水浓度仅有微弱变化, 而磷的吸附作用明显.在静电引力作用下, 同种电荷离子可发生竞争吸附, 影响富铁氧化物对磷的吸附效果, 但图 7(b)结果表明, 这种竞争吸附作用并不明显, 静电引力对磷的吸附贡献较弱, 因而富铁氧化物对磷的吸附以内层配合吸附作用为主.同理, 固体表面与磷之间的内层配合过程具有特异性, 阴离子竞争影响作用不明显, 与Zhang等[9]的研究结果一致.
3 结论(1) 生物过滤氧化去除铁或锰离子过程中, 其铁或锰氧化产物均可作为吸附剂原位吸附水中微量磷酸盐, 磷的去除与铁或锰的去除呈正相关关系, 可采用相应的函数关系表征.
(2) 铁氧化物产物以在滤料孔隙间积累的形式存在为主, 而锰氧化产物则更倾向于披覆于滤料表面.反冲洗过程有利于铁氧化产物对磷的吸附.
(3) 在中性条件下(pH=6.8), 富含铁氧化物对磷的吸附机制包括静电引力和内层配合作用, 但前者对吸附贡献作用较弱.内层配合吸附主导了富铁和富锰氧化物对磷的吸附过程, 该过程具有特异性, 受阴离子竞争影响作用较弱.
| [1] | 环境保护部. 2014~2016中国环境状况公报[R]. 北京: 中华人民共和国环境保护部, 2015-2017. |
| [2] | Cai Y A, Li D, Liang Y W, et al. Effective start-up biofiltration method for Fe, Mn, and ammonia removal and bacterial community analysis[J]. Bioresource Technology, 2015, 176: 149-155. DOI:10.1016/j.biortech.2014.11.025 |
| [3] |
李冬, 曹瑞华, 杨航, 等. 低温高铁锰氨氮地下水生物同池净化[J]. 环境科学, 2017, 38(12): 5097-5105. Li D, Cao R H, Yang H, et al. Removal of high concentration of iron, manganese and ammonia nitrogen from low temperature groundwater using single bio-filter[J]. Environmental Science, 2017, 38(12): 5097-5105. |
| [4] |
蔡言安, 李冬, 曾辉平, 等. 生物滤池净化含铁锰高氨氮地下水试验研究[J]. 中国环境科学, 2014, 34(8): 1993-1997. Cai Y A, Li D, Zeng H P, et al. Removal of iron, manganese and high ammonia from groundwater by biofilter[J]. China Environmental Science, 2014, 34(8): 1993-1997. |
| [5] |
穆丹琳, 徐慧, 耿欣, 等. 铁表面改性石英砂去除混凝出水中的Cu(Ⅵ)[J]. 环境工程学报, 2016, 10(4): 1674-1680. Mu D L, Xu H, Geng X, et al. Removal efficiency for Cu(Ⅵ) using Fe-surface modified quartz sands in filtration process[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2016, 10(4): 1674-1680. DOI:10.12030/j.cjee.20160415 |
| [6] |
付军, 范芳, 李海宁, 等. 铁锰复合氧化物/壳聚糖珠:一种环境友好型除磷吸附剂[J]. 环境科学, 2016, 37(12): 4882-4890. Fu J, Fang F, Li H N, et al. Fe-Mn binary oxide impregnated chitosan bead (FMCB):an environmental friendly sorbent for phosphate removal[J]. Environmental Science, 2016, 37(12): 4882-4890. |
| [7] |
金晓丹, 吴昊, 陈志明, 等. 长江河口水库沉积物磷形态、吸附和释放特性[J]. 环境科学, 2015, 36(2): 448-456. Jin X D, Wu H, Chen Z M, et al. Phosphorus fractions, sorption characteristics and its release in the sediments of Yangtze estuary reservoir, China[J]. Environmental Science, 2015, 36(2): 448-456. |
| [8] | Mustafa S, Zaman M I, Khan S. pH effect on phosphate sorption by crystalline MnO2[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2006, 301(2): 370-375. DOI:10.1016/j.jcis.2006.05.020 |
| [9] | Zhang G S, Liu H J, Liu R P, 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. DOI:10.1016/j.jcis.2009.03.019 |
| [10] | Remucal C K, Ginder-Vogel M. A critical review of the reactivity of manganese oxides with organic contaminants[J]. Environmental Science:Processes & Impacts, 2014, 16(6): 1247-1266. |
| [11] | Guaya D, Valderrama C, Farran A, et al. Modification of a natural zeolite with Fe(Ⅲ) for simultaneous phosphate and ammonium removal from aqueous solutions[J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology, 2016, 91(6): 1737-1746. |
| [12] | Lalley J, Han C, Li X, et al. Phosphate adsorption using modified iron oxide-based sorbents in lake water:Kinetics, equilibrium, and column tests[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 284: 1386-1396. DOI:10.1016/j.cej.2015.08.114 |
| [13] | Kunaschk M, Schmalz V, Dietrich N, et al. Novel regeneration method for phosphate loaded granular ferric (hydr)oxide-a contribution to phosphorus recycling[J]. Water Research, 2015, 71: 219-226. DOI:10.1016/j.watres.2015.01.001 |
| [14] | Zhang Y J, Zhu H, Szewzyk U, et al. Removal of pharmaceuticals in aerated biofilters with manganese feeding[J]. Water Research, 2015, 72: 218-226. DOI:10.1016/j.watres.2015.01.009 |
| [15] |
曾玉彬, 汪军林, 伍志明. 新生态二氧化锰对水中腐殖酸的强化混凝性能研究[J]. 环境科学与技术, 2015, 38(8): 27-31. Zeng Y B, Wang J L, Wu Z M. Enhancing coagulation performance of nascent state manganese dioxide to revove humic acid[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 38(8): 27-31. |
| [16] |
孙楠, 谌燕丽, 张颖, 等. 碳化稻壳-铁锰氧化菌耦合净化严寒村镇高铁锰地下水效能与机制[J]. 环境科学, 2017, 38(3): 1028-1037. Sun N, Chen Y L, Zhang Y, et al. Efficiency and mechanism of purifying high iron-manganese from ground water in the cold villages and towns based on the coupling of rice husk and iron-manganese oxidizing bacteria[J]. Environmental Science, 2017, 38(3): 1028-1037. |
| [17] |
齐晓璐, 孙丽华, 张雅君, 等. 原位水解生成的羟基氧化铁凝聚吸附除磷效能与机制[J]. 环境工程学报, 2014, 8(2): 505-512. Qi X L, Sun L H, Zhang Y J, et al. Effectiveness and mechanism of the in situ formed iron hydroxide (FeOxHy) towards the removal of phosphate by coagulation and adsorption[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014, 8(2): 505-512. |
| [18] | Ikhlef S, Basu O D. Influence of backwash regime on biofilter performance in drinking water treatment[J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2017, 92(7): 1777-1784. DOI:10.1002/jctb.5178 |
| [19] |
孟佑婷, 郑袁明, 张丽梅, 等. 环境中生物氧化锰的形成机制及其与重金属离子的相互作用[J]. 环境科学, 2009, 30(2): 574-582. Meng Y T, Zheng Y M, Zhang L M, et al. Formation and reactions of biogenic manganese oxides with heavy metals in environment[J]. Environmental Science, 2009, 30(2): 574-582. |
| [20] |
曾辉平, 赵运新, 吕育锋, 等. 水厂反冲洗铁锰泥热处理产物结构及除砷变化[J]. 中国环境科学, 2017, 37(8): 2986-2993. Zeng H P, Zhao Y X, Lü Y F, et al. Adsorption behaviors towards As and structural change of iron and manganese oxide sludge by thermal treatment[J]. China Environmental Science, 2017, 37(8): 2986-2993. |
| [21] | Talebi Atouei M, Rahnemaie R, Goli Kalanpa E, et al. Competitive adsorption of magnesium and calcium with phosphate at the goethite water interface:Kinetics, equilibrium and CD-MUSIC modeling[J]. Chemical Geology, 2016, 437: 19-29. DOI:10.1016/j.chemgeo.2016.05.004 |
| [22] | Fu Z Y, Wu F C, Song K, et al. Competitive interaction between soil-derived humic acid and phosphate on goethite[J]. Applied Geochemistry, 2013, 36: 125-131. DOI:10.1016/j.apgeochem.2013.05.015 |
| [23] | Zhang H S, Stanforth R. Competitive adsorption of phosphate and arsenate on goethite[J]. Environmental Science & Technology, 2001, 35(24): 4753-4757. |
| [24] | Shi Z L, Liu F M, Yao S H. Adsorptive removal of phosphate from aqueous solutions using activated carbon loaded with Fe (Ⅲ) oxide[J]. New Carbon Materials, 2011, 26(4): 299-306. DOI:10.1016/S1872-5805(11)60083-8 |
| [25] | Liu C S, Zhang L J, Feng C H, et al. Relationship between oxidative degradation of 2-mercaptobenzothiazole and physicochemical properties of manganese (hydro)oxides[J]. Environmental Chemistry, 2009, 6(1): 83-92. DOI:10.1071/EN08053 |
| [26] | Dong J, Zhang L J, Liu H, et al. The oxidative degradation of 2-mercaptobenzothialzole by different manganese dioxides[J]. Fresenius Environmental Bulletin, 2010, 19(8A): 1615-1622. |
| [27] |
张艳菲, 屠锦军, 胡春, 等. 新型针状二氧化锰的制备、表征及其对土壤中有机物氧化性能研究[J]. 环境科学学报, 2012, 32(11): 2845-2850. Zhang Y F, Tu J J, Hu C, et al. Preparation, characterization and oxidizing properties of needle-like manganese dioxide[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(11): 2845-2850. |
| [28] | Tebo B M, Bargar J R, Clement B G, et al. Biogenic manganese oxides:properties and mechanisms of formation[J]. Annual Review of Earth and Planetary Sciences, 2004, 32: 287-328. DOI:10.1146/annurev.earth.32.101802.120213 |
| [29] | Allard S, Gutierrez L, Fontaine C, et al. Organic matter interactions with natural manganese oxide and synthetic birnessite[J]. Science of the Total Environment, 2017, 583: 487-495. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.01.120 |
| [30] | Huang G X, Guo H Y, Zhao J, et al. Effect of co-existing kaolinite and goethite on the aggregation of graphene oxide in the aquatic environment[J]. Water Research, 2016, 102: 313-320. DOI:10.1016/j.watres.2016.06.050 |
| [31] | Ghorbel-Abid I, Vagner C, Denoyel R, et al. Effect of cadmium and chromium adsorption on the zeta potential of clays[J]. Desalination and Water Treatment, 2016, 57(36): 17128-17138. |