2018, Vol. 38
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2. 中国科学院大学, 北京 100049
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049
水体富营养化已成为全球性的水环境污染问题, 磷由于在水体生态系统中的营养限制作用而成为导致水体富营养化的关键(Schindler et al., 2008；Wang et al., 2009).在外源磷输入得到控制后, 沉积物内源磷在一定条件下会向上覆水体释放, 继续维持水生物的营养物质需求, 不利于水体生态修复(Dithmer et al., 2016；Jin et al., 2013).目前, 沉积物内源磷的控制技术主要有对其进行异位处理的底泥疏浚技术(Liu et al., 2016；Chen et al., 2016)和直接在原地对其进行污染治理的原位物理覆盖技术(Zhang et al., 2016；席银等, 2017)、原位化学处理技术(Dithmer et al., 2016；Liu et al., 2017)及原位生物修复技术(Huang et al., 2017；莫家勇等, 2016).其中底泥疏浚技术虽清污彻底, 处理技术较成熟, 但其易破坏湖泊生态系统多样性, 成本较高且易对环境造成二次污染(吴沛沛等, 2015；Liu et al., 2016；Pourabadehei et al., 2016).相比于异位处理技术, 原位控制技术可避免底泥再悬浮引起大量磷向水体释放, 减少二次污染, 且处理成本较低.采用方解石构造活性覆盖系统可以控制底泥磷的释放(Berg et al., 2004).铝业废渣赤泥也可作为覆盖物控制沉积物磷的释放.投加赤泥能促使沉积物中铁铝磷向钙磷转化, 降低沉积物中磷的释放风险(程雅靖等, 2012).对高岭土进行改性后可作为一种覆盖材料控制重污染河道底泥磷的释放(章喆等, 2016).虽然粘土矿物在控制和修复沉积物磷方面已取得阶段性研究成果, 但还未充分发挥粘土矿物材料在生态修复方面的优势和特性.
膨润土是一种以蒙脱石为主要成分的层状硅铝酸盐粘土矿物, 其层间易发生不等价阳离子置换而产生永久性电荷, 且其蒙脱石的表面积较大, 故膨润土具有较强的离子交换能力和较高的吸附性能(Gopalakannan et al., 2016；El-korashy et al., 2016).我国膨润土资源丰富, 且价格低廉, 应用广泛.但膨润土原土(raw bentonite, RB)颗粒的通道中含有许多杂质, 吸附能力及离子交换能力均较差.为提高其使用效果, 需对其进行改性处理(王抚抚等, 2017；Gao et al., 2016).本研究采用酸改性、盐改性、焙烧改性及复合改性等多种改性方法对RB颗粒进行改性处理, 研究一种无二次污染、可持续发展的膨润土改性方法, 以制备出一种新型膨润土类环境友好型吸附材料, 首次探讨改性膨润土(modified bentonite, MB)颗粒对沉积物各形态磷的吸附性能, 以期实现富营养化湖泊沉积物高效脱磷, 对有效控制富营养化湖泊内源磷污染问题具有重要的理论和实际意义.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究位点及样品采集杭州西湖(120°08′E, 30°15′N)是典型的城市浅水湖泊, 位于浙江省杭州市西面.2016年9月, G20峰会多项活动在杭州西湖举办.西湖湖泊水面积为6.5 km2, 平均水深为2.27 m.小南湖是西湖子湖, 其部分水域底泥污染较严重.用彼得森采泥器(HNM1-2型)采集小南湖湖心(30°23′16″N, 120°13′18″E)表层0~10 cm的底泥(采样点水深2.05~2.20 m, 泥深约0.5 m).底泥样品用封口袋封存置于冰盒运回实验室, 于55 ℃下低温烘干, 研磨过100目筛, 按四分法混匀后置于封口袋中干燥保存待用.采样点如图 1所示.
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| 图 1 沉积物采样点 Fig. 1 The geographic location of the sampling site |
膨润土原土(RB)颗粒(3~5 mm)采购于山东泗水恭发有限公司.为了提高膨润土的吸附性能, 对RB颗粒进行酸改性、盐改性、高温焙烧改性和复合改性处理, 通过对不同改性MB颗粒对沉积物各形态磷吸附性能的研究, 确定最佳改性方法.具体制备方法如表 1所示.
| 表 1 不同改性膨润土颗粒的制备 Table 1 Preparation of different MB particles samples |
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沉积物磷形态分析采用SMT(Standards measurements and testing)磷分级分离法(Ruban et al., 2001).该法具有操作简单, 各形态磷的提取相对独立, 准确性好等优点, 且各形态磷的测定值之间可以相互检验.SMT磷分级分离法将沉积物各形态磷分为5种, 即铁铝磷(Fe/Al-P, 主要是吸附在沉积物表面的弱吸附态磷, Al、Fe、Mn氧化物和水化物结合的磷)、钙磷(Ca-P, 主要是与Ca结合的磷)、无机磷(IP)、有机磷(OP)和总磷(TP).沉积物各形态磷的测定采用钼锑抗分光光度法(国家环境保护总局, 2002).沉积物磷的吸附量计算公式为：q＝q0－qe, 沉积物磷吸附率的计算公式为：a＝(q0－qe)/q0×100%.式中：q为沉积物磷的吸附量(mg·kg-1)；a为沉积物磷的吸附率；q0、qe分别为吸附前、后的沉积物磷含量(mg·kg-1).
改性前后膨润土颗粒的元素组成分析采用荷兰PANalytical. B. V公司Axios advanced X型射线光谱仪(X-ray fluorescence spectrometer, XRF)；内部微观结构采用日本理学公司RU-200B/D /MAX-RB RU-200B型转靶X射线衍射仪(X ray diffraction analysis, XRD)；比表面积及孔径分析采用美国麦克公司ASAP 2020M型全自动比表面积及孔隙度分析仪(Brunauer-Emmett-Teller, BET)；表面微观形貌的观察采用日本电子公司JSM-5610 LV扫描电子显微镜(scanning electron microscope, SEM).
2.4 吸附试验方法主要采用动态吸附试验和静态吸附试验相结合的方法, 分别探讨在动态吸附试验和静态吸附试验的条件下, 改性前后膨润土颗粒对沉积物各形态磷的吸附性能.
2.4.1 动态吸附试验在一系列500 mL锥形瓶中分别加入250 mL 0.02 mol·L-1 KCl溶液, 5 g沉积物样品和一定量的膨润土颗粒, 在一定温度下置于恒温振荡器中以200 r·min-1转速连续振荡一定时间, 试验结束后, 将上述混合液经60目不锈钢筛网筛滤, 去除膨润土颗粒(3~5 mm), 并将吸附处理后的沉积物样品置于恒温干燥箱内烘干(55 ℃).采用SMT法分级提取分离沉积物各形态磷, 测定其含量.其中, 加入RB颗粒的是对照组, 加入MB颗粒的是实验组, 未加入膨润土颗粒的是空白组.测定结果减去空白组值、再减去空白组释放量的值(张义等, 2017), 即为吸附后的沉积物磷含量.每组试验设计3个平行.
分别考虑了膨润土颗粒投加量、反应时间、上覆水初始pH及环境温度对膨润土颗粒吸附沉积物各形态磷的影响.
(1) 膨润土投加量的影响：在温度为(20 ± 2) ℃、上覆水体初始pH = 7.0 ± 0.2、吸附时间12 h条件下, 分别依次加入0.5、2、4、6、8、10、12 g膨润土颗粒, 通过测定沉积物各形态磷的吸附量分别确定RB和MB的最佳投加量.
(2) 吸附时间的影响：在温度为(20 ± 2) ℃、上覆水体初始pH=7.0 ± 0.2、一定质量的膨润土颗粒(RB投加量为M0, MB投加量M), 考察吸附时间分别为2、4、6、8、10、12、15 h时, 测定膨润土对沉积物各形态磷的吸附量, 分别确定RB和MB的最佳吸附时间.
(3) 上覆水初始pH的影响：为模拟上覆水体pH值的极端影响, 用1 mol·L-1 HCl溶液和1 mol·L-1 NaOH溶液调节上覆水体初始pH值分别为2.0、4.0、6.0、7.0、8.0、10.0和12.0 ± 0.2, 探究上覆水体pH值对膨润土颗粒吸附沉积物各形态磷的影响.
(4) 温度调节：为模拟上覆水体极端温度对膨润土颗粒吸附沉积物各形态磷的影响, 选择分别在10、20、30、40、50、60、70 ℃左右下进行吸附试验.
2.4.2 静态吸附试验在一系列500 mL锥形瓶分别加入250 mL 0.02 mol·L-1 KCl溶液, 5 g沉积物样品和4 g膨润土原土或2 g改性膨润土, 在温度为(20 ± 2) ℃、上覆水体pH = 7.0 ± 0.2条件下模拟自然静态湖泊水体静置2、4、6、8、10、12、14、16、18、20、22、24、26、28、30 d.实验结束后用SMT法测定沉积物各形态磷含量, 探讨静态吸附试验的吸附平衡时间.
2.5 数据处理每个样品测定时设置3个平行样, 取平均值作为结果.文中数据计算采用Excel2013完成, 方差分析采用SPSS18.0完成, 实验结果绘图采用origin8.0完成.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 小南湖沉积物磷的性质采用SMT法分级提取沉积物各形态磷并测定, 试验结果如表 2所示.由此可见西湖小南湖沉积物磷主要以IP形式存在, 占沉积物TP含量的80.5%, 由此可见小南湖沉积物磷活性较高, 释磷风险较大(Zhang et al., 2016).
| 表 2 沉积物中各形态磷含量 Table 2 Content of each form of P in sediment |
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在环境温度为(20±2) ℃、pH=7±0.2、反应时间为8 h的条件下, 不同改性膨润土颗粒对沉积物TP的吸附效果如图 2所示.由图 2可知, 不同改性膨润土颗粒对沉积物TP的吸附效果不同.其中, 10%碳酸钠改性+ 450 ℃高温焙烧复合改性膨润土对沉积物TP的吸附效果最好, 吸附率为29.76%, 是RB颗粒对沉积物TP吸附率(18.3%)的1.63倍.所以本研究选择10%碳酸钠改性+ 450 ℃高温焙烧复合改性为RB颗粒的最佳改性方法, 由该法制成的复合改性膨润土颗粒为试验中MB颗粒用土.
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| 图 2 改性膨润土对沉积物TP吸附的影响 Fig. 2 Effects of sediment TP of different modified bentonite particles |
经改性处理后, MB颗粒较RB颗粒的SiO2、Al2O3、CaO、MgO、TiO2、P2O5含量降低, Na2O含量急剧增加(表 3), 说明Na+通过离子交换作用进入到膨润土蒙脱石结构中.在改性过程中, Na+首先置换层间域中的Ca2+、Mg2+和Al3+等阳离子.改性后膨润土的基本矿物组成未发生变化, 主要矿物成分为蒙脱石、钠长石、方石英等(图 3).经改性处理后, 膨润土的孔径增大, 层间距也增大(表 4).Na+在与膨润土的相互作用中会导致部分Al3+、Mg2+、Fe2+等溶出, 使得MB的表面负电荷增加(梁启斌等, 2011；干方群等, 2013).而且经过离子交换等作用, 去除了膨润土中的杂质，减少了其中的无定性相, 造成了MB上的裂缝及孔隙, 变得更加粗糙多孔(图 4), 这与表 4的结果一致.
| 表 3 改性前后膨润土的化学组成(质量分数) Table 3 Chemical components of bentonite particles before and after modification |
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| 图 3 改性前后膨润土的XRD图 Fig. 3 XRD patterns of RB and MB |
| 表 4 改性前后膨润土的比表面积及孔径分布 Table 4 Chemical components of RB (a) and MB (b) |
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| 图 4 改性前后膨润土的SEM图(a.膨润土原土; b.改性膨润土) Fig. 4 SEM images of RB (a) and MB (b) |
膨润土投加量对沉积物各形态磷的吸附结果如图 5所示.由图 5可以看出, 膨润土对沉积物磷的吸附量随着投加量的增加呈先增大后减小最后趋于平稳的趋势.MB对沉积物TP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附效果显著高于对照组的RB(p＜0.05), RB和MB的投加量对沉积物各形态磷吸附量差异性均不显著(p>0.05).当RB的投加量为4 g时(图 5a), 其对沉积物磷的吸附效果最好, RB对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附量分别为314.1、262.6、48.8、174.9和59.1 mg·kg-1, 它们的吸附率分别为22.1%、22.9%、18.3%、31.3%和10.2%.投加量为2 g时(图 5b), MB对沉积物磷的吸附效果最好, 其对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附量分别为367.1、253、107、323.3和-99.9 mg·kg-1, 它们的吸附率分别为25.8%、22.1%、39.9%、57.9%和-17.2%.4 g和2 g分别为RB和MB的最佳投加量.在最佳投加量的条件下, MB对沉积物TP的吸附率是RB的1.17倍.由图 5b可知, IP和Fe/Al-P的变化趋势几乎与TP的变化趋势一致, 说明它们与TP呈正相关性.由于膨润土颗粒中的Fe、Al质量分数较高, 因此有可能带入了部分金属离子至沉积物中, 进一步抑制了Fe/Al-P在此条件下的释放作用(Zhang et al., 2012).MB对沉积物Ca-P的吸附量出现了负值, 推测在MB对沉积物磷的吸附过程中存在Ca-P向其他形态磷的转化, 说明MB投加量增加可促进Ca-P向其他磷的转化, 并在RB对沉积物磷的吸附结果中得到了进一步的验证.
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| 图 5 膨润土投加量对沉积物磷吸附的影响(a.膨润土原土, b.改性膨润土) Fig. 5 Effects of dosages of raw bentonite particles (a) and modified bentonite particles (b) on adsorption of sediment P in all fractions |
吸附时间对沉积物各形态磷吸附的影响如图 6所示.在吸附过程中, MB和RB对沉积物各形态磷的吸附效果差异性均不显著(p>0.05).当吸附时间为8 h时(图 6a), RB对沉积物磷的吸附效果最好, 其对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附率分别为24.2%、13.1%、52.2%、25.9%和2.1%.当吸附时间为10 h时(图 6b), MB对沉积物磷的吸附效果最好.其对沉积物磷的吸附效果最好, 其对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附率分别为25.9%、18.7%、54.0%、21.0%和14.1%.随着吸附时间的延长, 沉积物磷的吸附量呈先急剧增大后逐渐减小的趋势, 分析原因可能最开始阶段间隙水和沉积物表层磷被快速吸附, 之后可能有部分解吸现象, 直至平衡(Özkundakci et al., 2011).故8 h和10 h分别选为RB和MB的最佳吸附时间.
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| 图 6 吸附时间对沉积物磷吸附的影响(a.膨润土原土, b.改性膨润土) Fig. 6 Effects of adsorption time on adsorption of sediment P in all fractions by raw bentonite particles (a) and modified bentonite particles (b) |
上覆水体pH值是影响吸附的主要因素之一.上覆水体pH对沉积物Fe/Al-P和Ca-P的吸附效果均呈显著性差异(p＜0.05).上覆水体pH对沉积物各形态磷吸附的影响如图 7所示.由图 7a可得, 在pH为(2.0~6.0)±0.2时, RB对沉积物磷的吸附量呈逐渐增大趋势；pH为(6.0~8.0)±0.2时, 磷吸附量逐渐减小；pH大于8.0 ± 0.2时, 磷吸附量呈逐渐增大趋势.当pH为6.0 ± 0.2时, RB对沉积物磷的吸附量最大, 其对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附量分别为459.3、312.5、125.5、151.4和144.1 mg·kg-1, 它们的吸附率分别为32.3%、27.3%、47.0%、27.1%和24.8%.由图 7b可以看出, MB对沉积物磷吸附的影响与RB相似.当pH为10.0 ± 0.2时, MB对沉积物磷的吸附效果最好, 其对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附量分别为487.6、319.6、27.9、151.4和139.1 mg·kg-1, 它们的吸附率分别为34.2%、18.8%、58.2%、27.1%和23.9%.由图 7可知, 在pH逐渐增大时((2.0~12.0) ± 0.2), 沉积物TP、IP、OP和Ca-P的吸附量都有不同程度的减小, 但Fe/Al-P的吸附量呈逐渐增大趋势, 说明碱性条件下更易于对沉积物Fe/Al-P的吸附.分析原因为, 上覆水pH值的变化会影响无机磷中各形态磷的稳定性(Zhang et al., 2015).当在pH的影响下, 沉积物磷释放到间隙水中后迅速被膨润土颗粒吸收, 从而降低了间隙水中磷浓度, 浓度差增大, 促进沉积物磷释放(Zhang et al., 2015；Li et al., 2006).
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| 图 7 上覆水pH对沉积物磷吸附的影响(a.膨润土原土, b.改性膨润土) Fig. 7 Effects of pH of overlying water on adsorption of sediment P in all fractions by raw bentonite particles (a) and modified bentonite particles (b) |
环境温度对沉积物各形态磷吸附的影响如图 8所示.环境温度对沉积物OP的吸附效果显著(p＜0.05), 且MB对沉积物OP的吸附效果显著高于对照组RB(p＜0.05).当环境温度为5~20 ℃时, RB和MB对沉积物磷的吸附量均呈逐渐增大趋势.当温度为20 ℃时, RB对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附量分别为462.8、291.2、140.4、193.1和72.1 mg·kg-1, 它们的吸附率分别为32.5%、25.4%、52.6%、34.6%和12.4%(图 8a).在温度为20 ℃时, MB对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附量分别为505.4、333.8、145.4、248.7和62.1 mg·kg-1, 它们的吸附率分别为35.5%、29.1%、54.5%、44.6%和10.7%(图 8b).当温度大于20 ℃时, RB和MB对沉积物磷的吸附量均有不同的减小.由此可得, 在一定范围内升高温度有助于吸附反应的进行, 但温度过高会由于布朗运动的加剧而抑制吸附反应, 且会促使已吸附于RB颗粒和MB颗粒上的磷发生解吸反应(Huang et al., 2011).
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| 图 8 环境温度对沉积物磷吸附的影响(a.膨润土原土；b.改性膨润土) Fig. 8 Effects of environmental temperature on adsorption of sediment P in all fractions by raw bentonite particles (a) and modified bentonite particles (b) |
静态吸附条件下RB颗粒和MB颗粒对沉积物各形态磷的吸附影响如图 9所示.由图 9可图, 随着静置时间的增加, MB对沉积物TP、IP、OP和Ca-P的吸附量呈先急剧增大后增加缓慢最后达到吸附平衡的趋势, 与对照组相比呈显著性差异(p＜0.05).静态吸附时间对沉积物各形态磷的吸附效果均呈显著性差异(p＜0.05).当静置时间为28 d时, RB及MB对沉积物磷的吸附量最大, 故28 d为最佳静置吸附时间.28 d时(图 9a), RB颗粒对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附量分别为828.2、631.8、190.1、346.1和255.8 mg·kg-1, 它们的吸附率分别为58.2%、55.1%、71.2%、62.0%和44.0%.当静置时间为28 d时(图 9b), MB颗粒对沉积物TP、IP、OP、Fe/Al-P和Ca-P的吸附量分别为977.2、695.6、254.7、478.2和196.2 mg·kg-1, 它们的吸附率分别为68.6%、60.7%、95.4%、85.7%和33.8%.由图 9可知, MB对沉积物磷的吸附性能要优于RB.张义等(Zhang et al., 2014)模拟了自然静态湖泊水体中环保陶瓷滤球(PCFM)对沉积物各形态的吸附性能, 结果表明在静态时间24 d附近各形态磷的去除量接近或达到吸附平衡, 该结论与MB对沉积物各形态磷的吸附性能相似.
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| 图 9 静态吸附时间对沉积物磷吸附的影响(a.膨润土原土；b.改性膨润土) Fig. 9 Effects of static time on adsorption of sediment P in all fractions by raw bentonite particles (a) and modified bentonite particles (b) |
1) MB颗粒对沉积物磷的吸附性能优于RB颗粒, 说明对膨润土进行改性处理可以提高其吸附性能.
2) 动态吸附实验结果表明：RB颗粒的最佳吸附条件为投加量4 g、吸附时间8 h、上覆水体pH 6.0、环境温度20 ℃.MB颗粒的最佳吸附条件为投加量2 g、吸附时间10 h、上覆水体pH 10.0、环境温度20 ℃.
3) 静态吸附实验结果表明：RB颗粒和MB颗粒在静态吸附时间为28 d时, 对沉积物总磷的去除量分别为828.2和977.2 mg·kg-1, 相应的去除率分别为58.2%和68.6%.
4) MB颗粒具有较强的沉积物磷吸附能力, 可进一步推广MB在控制富营养化湖泊内源磷的应用.此外, 进一步研究粘土矿物与其他生物修复技术联合控制湖泊富营养化沉积物磷技术, 可能成为有效控制湖泊富营养化新的方向.
Berg U, Neumann T, Donnert D, et al. 2004. Sediment capping in eutrophic lakes-efficiency of undisturbed calcite barriers to immobilize phosphorus[J]. Applied Geochemistry, 19(11): 1759–1771.
DOI:10.1016/j.apgeochem.2004.05.004
|
Chen C, Zhong J C, Yu J H, et al. 2016. Optimum dredging time for inhibition and prevention of algae-induced black blooms in Lake Taihu, China[J]. Environmental Sciences Pollution Research, 23(14): 14636–14645.
DOI:10.1007/s11356-016-6627-z
|
程雅靖, 单保庆, 张洪, 等. 2012. 赤泥投加控制河道底泥磷释放的影响因素[J]. 环境工程学报, 2012, 6(3): 761–766.
|
Dithmer L, Nielsen U G, Lürling M, et al. 2016. Responses in sediment phosphorus and lanthanum concentrations and composition across 10 lakes following applications of lanthanum modified bentonite[J]. Water Research, 97: 101–110.
DOI:10.1016/j.watres.2016.02.011
|
El-korashy S A, Elwakeel K Z, El-hafeiz A A. 2016. Fabrication of bentonite/thiourea-formaldehyde composite material for Pb (Ⅱ), Mn (Ⅶ) and Cr (Ⅵ) sorption: a combined basic study and industrial application[J]. Journal of Cleaner Production, 137: 40–50.
DOI:10.1016/j.jclepro.2016.07.073
|
干方群, 杭小帅, 马毅杰, 等. 2013. 天然及改性膨润土在磷污染水体净化中的应用[J]. 中国矿业, 2013, 22(10): 76–79.
DOI:10.3969/j.issn.1004-4051.2013.10.019 |
Gao Y W, Guo Y Z, Zhang H. 2016. Iron modified bentonite: Enhanced adsorption performance for organic pollutant and its regeneration by heterogeneous visible light photo-Fenton process at circumneutral pH[J]. Journal of Hazardous Materials, 302: 105–113.
DOI:10.1016/j.jhazmat.2015.09.036
|
Gopalakannan V, Periyasamy S, Viswanathan N. 2016. Synthesis of assorted metal ions anchored alginate bentonite biocomposites for Cr (Ⅵ) sorption[J]. Carbohydrate Polymers, 151: 1100–1109.
DOI:10.1016/j.carbpol.2016.06.030
|
国家环境保护总局, 《水和废水检测分析方法》编委会. 2002. 水和废水检测分析方法(第四版)[M]. 北京: 中国环境科学出版社: 243–246.
|
Huang D L, Hu C J, Zeng G M, et al. 2017. Combination of Fenton process and biotreatment for wastewater treatment and soil remediation[J]. Science of the Total Environment, 574: 1599–1610.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.08.199
|
Huang L D, Fu L L, Jin C W, et al. 2011. Effect of temperature on phosphorus sorption to sediments from shallow eutrophic lakes[J]. Ecological Engineering, 37: 1515–1522.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2011.05.006
|
Jin X D, He Y L, Kirumba G, et al. 2013. Phosphorus fractions and phosphate sorption-release characteristics of the sediment in the Yangtze River estuary reservoir[J]. Ecological Engineering, 55: 62–66.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2013.02.001
|
Li Y Z, Liu C J, Luan Z K, et al. 2006. Phosphate removal from aqueous solutions using raw and activated red mud and fly ash[J]. Journal of Hazardous Materials, 137(1): 374–383.
DOI:10.1016/j.jhazmat.2006.02.011
|
梁启斌, 刘云根, 王伟, 等. 2011. 改性膨润土对校园生活污水中磷的去除研究[J]. 环境科学导刊, 2011, 30(1): 63–65.
|
Liu C, Shao S G, Shen Q S, et al. 2016. Effects of riverine suspended particulate matter on the post-dredging increase in internal phosphorus loading across the sediment-water interface[J]. Environmental Pollution, 211: 165–172.
DOI:10.1016/j.envpol.2015.12.045
|
Liu X N, Tao Y, Zhou K Y, et al. 2017. Effect of water quality improvement on the remediation of the river sediment due to the addition of calcium nitrate[J]. Science of the Total Environment, 575: 887–894.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.09.149
|
Özkundakci D, Hamiton D P, Gibbs M M. 2011. Hypolimnetic phosphorus and nitrogen dynamics in a small, eutrophic lake with a seasonally anoxic hypolimnion[J]. Hydrobiologia, 661(1): 5–20.
|
莫家勇, 钟萍, 刘正文. 2016. 生态修复对浅水湖泊沉积物磷形态特征及湖水磷浓度的影响[J]. 应用与环境生物学报, 2016, 22(2): 320–325.
|
Pourabadehei M, Mulligan C N. 2016. Resuspension of sediment, a new approach for remediation of contaminated sediment[J]. Environmental Pollution, 213: 63–75.
DOI:10.1016/j.envpol.2016.01.082
|
Ruban V, Lopez-Sanchez J F, Pardo P, et al. 2001. Harmonized protocol and certified reference material for the determination of extractable contents of phosphorus in freshwater sediments-A synthesise of recent works[J]. Fresenius, Journal of Analytical Chemistry, 307(2/3): 224–228.
|
Schindler D W, Hecky R E, Findlay D L, et al. 2008. Eutrophication of lakes cannot be controlled by reducing nitrogen input: Results of a 37-year whole-ecosystem experiment[J]. Proceeding of the National Academy of Sciences, 105(32): 11254–11258.
DOI:10.1073/pnas.0805108105
|
Wang S R, Jin X C, Zhao H C, et al. 2009. Phosphorus release characteristics of different trophic lake sediments under simulative disturbing conditions[J]. Journal of Hazardous Materials, 161(2/3): 1551–1559.
|
王抚抚, 陈泉水, 罗太安, 等. 2017. 膨润土的改性研究进展[J]. 应用化工, 2017, 46(4): 775–779.
|
吴沛沛, 刘劲松, 胡晓东, 等. 2015. 滆湖北部底泥疏浚的生态效应研究[J]. 水生态学杂质, 2015, 2: 32–38.
|
席银, 王圣瑞, 赵海超, 等. 2017. 覆盖不同材料对湖泊沉积物磷释放影响机制[J]. 环境化学, 2017, 36(3): 532–541.
DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2017.03.2016080901 |
Zhang B, Fang F, Guo J S, et al. 2012. Phosphorus fractions and phosphate sorption-release characteristics relevant to the soil composition of water-level-fluctuating zone of Three Gorges Reservoir[J]. Ecological Engineering, 40: 153–159.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2011.12.024
|
Zhang C, Zhu M Y, Zeng G M, et al. 2016. Active capping technology: a new environmental remediation of contaminated sediment[J]. Environmental Science and Pollution Research, 23(5): 4370–4386.
DOI:10.1007/s11356-016-6076-8
|
章喆, 林建伟, 詹艳慧, 等. 2016. 锆改性高岭土覆盖对底泥与上覆水之间磷迁移转化的影响[J]. 环境科学, 2016, 37(4): 1427–1436.
|
Zhang Y, He F, Liu Z S, et al. 2016. Release characteristics of sediment phosphorus in all fractions of West Lake, Hang Zhou, China[J]. Ecological Engineering, 95: 645–651.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.06.014
|
Zhang Y, He F, Xia S B, et al. 2014. Adsorption of sediment phosphorus by porous ceramic filter media coated with nano-titanium dioxide film[J]. Ecological Engineering, 64: 186–192.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2013.12.056
|
Zhang Y, He F, Xia S B, et al. 2015. Studies on the treatment efficiency of sediment phosphorus with a combined technology of PCFM and submerged macrophytes[J]. Environmental Pollution, 206: 705–711.
DOI:10.1016/j.envpol.2015.08.018
|
张义, 刘子森, 张垚磊, 等. 2017. 环境因子对杭州西湖沉积物各形态磷释放的影响[J]. 水生生物学报, 2017, 41(6): 1354–1361.
DOI:10.7541/2017.167 |