BÁO CÁO THỰC TẬP-Tái sử dụng chất thải mỏ phosphate để xử lý loại bỏ phốt pho từ dung dịch nước trong điều kiện động EX 23

Exercise 23
Tái sử dụng chất thải mỏ phosphate để xử lý loại bỏ phốt pho từ dung dịch nước
trong điều kiện động.
Tóm tắt
Bùn mỏ phosphate (PMS), một chất thải phong phú được tạo ra từ các mỏ phốt phát, đã
được sử dụng trong này nghiên cứu như là một vật liệu hấp phụ tiết kiệm chi phí để
nghiên cứu các giải pháp loại bỏ anion phosphate trong nước thải thứ cấp từ sinh hoạt và
đô thị. Thí nghiệm động, sử dụng các lò phản ứng trong phòng thí nghiệm đã được tiến
hành nghiên cứu tác động của nồng độ phosphate chảy đến, liều lượng PMS và tốc độ
dòng chảy nguồn cấp trên loại bỏ phosphate và một mô hình động học đã được sử dụng
để xác định hệ số chuyển khối lượng phosphate . Kết quả cho thấy việc loại bỏ
phosphate tăng với nồng độ phosphate và lượng PMS tăng . Tốc độ dòng chảy cấp
không có tác dụng đáng kể. Mặt khác, việc loại bỏ phosphate từ nước thải là kém hiệu
quả hơn so với các dung dịch tổng hợp do quá trình cạnh tranh anion. Việc đánh giá hệ
số chuyển khối lượng phốt khẳng định sự hiện diện của hiện tượng cạnh tranh anion và
sự cần thiết phải tăng liều lượng PMS để cung cấp nhiều điểm hấp thụ hơn. Khả năng
chi phí hiệu quả và hấp phụ cao của PMS làm cho nó trở thành vật liệu loại bỏ các anion
phosphate và phục hồi từ nước thải được xử lý thứ cấp với khả năng tái sử dụng làm
phân bón nông học.
1.Giới thiệu.
Phosphate thường có mặt trong nước thải chủ yếu là phosphate hữu cơ , phân lân vô
cơ , oligophosphates và polyphosphat [1] . Xâm nhập vào các nguồn nước có thể làm
xáo trộn sự cân bằng của sinh vật dưới nước và ảnh hưởng đến chất lượng nước do hiện
tượng phú dưỡng , hậu quả làm giảm khả năng oxy hòa tan và các loại tảo phát triển quá
mức [2] . Ở nhiều nước, các quy định nghiêm ngặt đã hạn chế thải ra lượng phốt pho
trong nước thải đô thị đến 0,05 mg/L và nhấn mạnh sự cần thiết của các kỹ thuật thích
ứng để loại bỏ nó [3] . Phương pháp sinh học , vật lý và hóa học khác nhau đã được phát
triển để loại bỏ phosphate từ nước thải. Các dây chuyền là rất khó khăn để hoạt động
trong các nhà máy xử lý nước thải vì họ yêu cầu nghiêm ngặt kỵ khí và hiếu khí và điều
kiện hoạt động có tay nghề cao về sự thích ứng của vi sinh vật [4] . Phương pháp vật lý ,
chẳng hạn như thẩm thấu ngược và điện thẩm tách , phát triển để đáp ứng các tiêu chuẩn

nghiêm ngặt về xử lý nước thải , lại có chi phí cao [5] . Quá trình kết tủa với vôi , nhôm
và sắt muối , là kỹ thuật hóa học được sử dụng rộng rãi nhất để loại bỏ phosphate . Tuy
nhiên , nó đòi hỏi một số lượng lớn các hóa chất và sản xuất một số lượng lớn bùn thải
[6] . Trao đổi anion là phương pháp hóa học khác thường được sử dụng nhưng chúng có
chọn lọc thấp trong sự hiện diện của các anion cạnh tranh [7]. Trong thập kỷ qua, sự chú
ý đáng kể đã được trả cho phát triển các chất hút bám hiệu quả và chi phí thấp từ các
nguyên liệu tự nhiên cho hấp phụ phosphate có tiềm năng tái sử dụng nông nghiệp [8,9].
Các vật liệu thử nghiệm bao gồm apatit [10,11], dolomite [12,13], đá vôi [14], zeolit
[15,16], axit than bùn thoát nước mỏ [17], hạt gỗ [18] và sợi cọ [9]. Bùn mỏ phosphate
(PMS) là chất thải phát sinh dồi dào bởi ngành công nghiệp khai thác mỏ phốt phát và
thải ra môi trường [19]. Mỗi tấn phosphate được sản xuất sản sinh ra khoảng 1 tấn PMS,
gây ra một vấn đề xử lý chất thải rất nghiêm trọng đối với nhiều quốc gia [19,20,21].
Cho đến nay, ở các nước Địa Trung Hải, rất ít công trình đã được thực hiện liên quan
đến việc tái sử dụng bùn mỏ trong hoạt động nông nghiệp [19,21]. Không có công trình
nghiên cứu đáng kể nào được báo cáo về tái sử dụng PMS xử lý nước thải cho công
nghiệp xử lý nói chung và loại bỏ phosphat nói riêng. Tuy nhiên, nó có thể đưa ra một
tiềm năng để loại bỏ phosphate sau hàng loạt các nghiên cứu báo cáo hiệu quả của môi
trường xốp tốt để xử lý nước thải đô thị [17,22]. Sự thành công của nghiên cứu như vậy
là có lợi cho môi trường bằng cách giảm hiện tượng phú dưỡng nguồn nước và các vật
liệu có thể tái sử dụng làm phân bón cho đất đai nếu trong PMS không có bất kỳ yếu tố
độc hại như kim loại nặng [8,17].
Mặt khác, chuyên gia phản biện khoa học chỉ ra rằng phần lớn các nghiên cứu loại bỏ
phosphate được thực hiện với một trong hai giải pháp tổng hợp hoặc các thiết bị quy mô
nhỏ ( phương thức hàng loạt), làm cho suy luận của họ để ứng dụng thực tế rất khó khăn.
Chỉ có rất ít thí nghiệm đã được thực hiện bằng cách sử dụng nước thải thực tế và / hoặc
cột phòng thí nghiệm [23,24]. Họ phải đối mặt với hiện tượng tắc nghẽn gây ra bởi chất
rắn lơ lửng lọc và sự gia tăng số lượng của vi sinh vật. Hiện tượng này gây ra sự sụt
giảm đáng kể hiệu quả điều trị và tốc độ dòng chảy đo tại các cột đầu ra [25-27]. Các lò
phản ứng trong phòng thí nghiệm những kỹ thuật khác được sử dụng để giải quyết
những vấn đề này bằng cách xử lý một số lượng quan trọng của nước thải và bảo đảm

đổi mới liên tục của cả hai dung dịch nước và các chất hấp phụ. Sự cần thiết của việc sử
dụng kỹ thuật này tại phòng thí nghiệm hoặc lĩnh vực quy mô đã được chỉ ra bởi nhiều
tác giả [17,28].
Công trình nghiên cứu này trình bày một quan tâm đặc biệt trong thực tế và công
nghiệp trong thực hiện bình ổn của một chất thải dồi dào cho xử lý nước thải. Nó có hai
khía cạnh gốc là tái sử dụng như một vật liệu hấp phụ PMS chi phí thấp và sự phục hồi
của các chất dinh dưỡng (phốt phát và nitơ) từ nước thải đô thị tương ứng. Hơn nữa nó
cung cấp một giải pháp môi trường đôi khi nó tránh hiện tượng phú dưỡng nước và làm
giảm PMS thải ra. Như vậy, công trình nghiên cứu này có thể được coi như là một đóng
góp rất thú vị để bảo tồn môi trường đặc biệt là đối với các nước giàu phốt phát.
Mục tiêu chính của việc này là nghiên cứu, trong điều kiện thử nghiệm khác nhau,
hiệu quả của PMS là một chất thải dồi dào và chi phí thấp để loại bỏ phosphate từ các
giải pháp tổng hợp và xử lý nước thải thứ cấp, sử dụng kỹ thuật lò phản ứng trong phòng
thí nghiệm. Việc so sánh các khả năng hấp phụ này với những trình bày trong tài liệu và
sử dụng tiềm năng của nó trong nông nghiệp cũng được thảo luận.
2. Vật liệu và phương pháp
2.1 Chế tạo và đặc tính của vật liệu hấp phụ.
Chất hấp phụ sử dụng được thu thập từ các cặn thải khai thác phosphate sản xuất ở
Metlaoui , nằm cách khoảng 350 km phía nam của Tunis , Tunisia. Trung bình hàng
năm thải ra khoảng 3,5 triệu m3 [29]. Những cặn thải gồm 86% nước và 14% của pha
rắn (PMS ) . Trong nghiên cứu này , PMS đã được tách ra khỏi nước sau khi lắng đọng
tự nhiên trong thời gian 5 ngày, và sau đó phơi khô trong một tuần. Sản phẩm tạo được
sàng lọc. Chỉ các hạt có đường kính thấp hơn 63 µm được sử dụng . Phần này đã được
lựa chọn để có một pha trộn tốt giữa các hạt PMS và pha nước khi lò phản ứng được
khuấy động với máy khuấy từ và do đó để đảm bảo liên lạc tốt giữa các loại phosphate
dịch nước và chất hấp phụ . Sự phân bố kích thước hạt của các phần sử dụng được xác
định bằng cách sử dụng tia laser granulometer Malvern Mastersizer STD06. Thành phần
khoáng vật của nó được thực hiện bằng cách phân tích X-ray với Philips PAN phân tích,
mô hình X Pert PRO-MPD. Các thành phần nguyên tố của PMS đã đạt được bằng năng
lượng quang phổ phân tán (EDS) bằng cách sử dụng một bộ máy Quanta-200-Fei. Cuối

cùng, khu vực cụ thể BET được xác định bằng cách sử dụng một Quantachrom Autosorb
1 sorptiometer.
2.2. Các phương pháp chuẩn bị và phân tích tổng hợp phosphate
Kali dihydrogen phosphate (KH2 PO4), mua từ Fisher Scientific, đã được sử dụng trong
các thử nghiệm hấp phụ là nguồn gốc của các ion phosphate. Một giải pháp chứng khoán
phosphate 1000 mg L-1 đã được chuẩn bị với nước cất và sử dụng trong suốt cuộc
nghiên cứu. Phân tích nội dung các loài phosphate được thực hiện thông số
trophotometrically tại 880 nm, theo phương pháp acid ascorbic [30].
2.3. Nghiên cứu hấp phụ động.
2.3.1 Chuẩn bị và tiến hành thí nghiệm.
Các thử nghiệm sử dụng thiết lập được cho bởi hình . 1. Liên lạc giữa các phosphate và
PMS được đảm bảo trong một lò phản ứng 1.2 L kính . Vào lúc bắt đầu của thí nghiệm,
sử dụng phản ứng tor được nhanh chóng lấp đầy với cả hai giải pháp phosphate dịch
nước mong muốn và liều PMS . Sau đó, sử dụng một dòng chảy biến bơm nhu động
( MASTERFLEX , công ty Cole- Parmer Instrument, Hoa Kỳ ) , các dung dịch chứa các
loài phosphate hòa tan được liên tục đưa vào lò phản ứng tại một tốc độ dòng chảy được
xác định trước , tương kèm tho với thời gian liên lạc bạn muốn (Hình 1) . Trong cùng
thời gian , một khối lượng chất hấp phụ chính xác, xác định trên cơ sở thí nghiệm sơ bộ,
cũng được cho ăn với lò phản ứng mỗi 10 phút để bù đắp tổn thất của mình thông qua
các tràn và do đó để giữ cố định liều lượng PMS . Lò phản ứng đã liên tục khuấy tại 300
rpm sử dụng một máy khuấy từ ( Agimafic - S , công ty IP Selecta ) trong một thời gian
sau khi cân bằng được đạt tới. Cân bằng tương ứng với nồng độ phosphate ổn định tại
các cửa hàng lò phản ứng.
Hiệu quả của hệ thống vào việc loại bỏ phosphate được tiếp thông qua nồng độ
phosphate biện pháp tiến bộ nước thải của phân tích 10 ml dung dịch nước lấy mẫu tại
thời sự khác nhau . Đối với mỗi mẫu nước, việc đình chỉ được lọc qua 45 µm giấy lọc và
dịch lọc được phân tích để xác định nồng độ phosphate hòa tan của nó . Tất cả các xét
nghiệm được trình bày sau đây được thực hiện tại nhiều lần tại các giá trị trung bình
được báo cáo.
2.3.2. Ảnh hưởng của nồng độ phosphate chảy đến

Dòng vào nồng độ phosphate ảnh hưởng đến sự hấp thụ của nó vào PMS được thực hiện
thông qua động học và các nghiên cứu trạng thái cân bằng. Ba nồng độ phosphate chảy
đến được sử dụng: 15, 30 và 50 mg/l và tiến bộ của họ trong thời gian được theo dõi cho
đến khi 70 phút. Liều lượng chất hấp phụ, độ pH và tốc độ dòng chảy dung dịch nước đã
được cố định tại 5g/l (số lượng khô), 7 và 20 ml/min tương ứng.
2.3.3. Ảnh hưởng của liều lượng vật liệu hấp phụ
Ảnh hưởng của liều lượng vật liệu hấp phụ được xác định để nồng độ không đổi của
dung dịch, pH và tỷ lệ 15 mg/l, 7 và 20 ml/min dòng tương ứng. Liều PMS sử dụng đã
được cố định 2, 5 và 10 g/l.
2.3.4. Ảnh hưởng của tốc độ dòng chảy cấp.
Ảnh hưởng của thời gian tiếp xúc giữa PMS và các giải pháp tổng phosphate được đánh
giá nồng độ không đổi chảy đến, pH và liều lượng vật liệu hấp phụ 15 mg/l, 7 và 5 g/l
tương ứng. Tỷ lệ lưu lượng kiểm tra đã được cố định 20 và 40 mL min-1 sử dụng bơm
nhu động. Các tỷ lệ này tương ứng với lưu lượng liên lạc với lần 1 và 0,5 h tương ứng.
2.3.5. Ảnh hưởng của cạnh tranh anion
Trong nghiên cứu này, hai loại giải pháp phosphate được sử dụng. Người đầu tiên,
tương ứng với các giải pháp tổng ở nồng độ 8 mg/l chuẩn bị, như trích dẫn ở trên, bằng
cách pha loãng dung dịch phosphate bằng nước cất. Loại thứ hai của giải pháp
phosphate với cũng một nồng độ trung bình của 8mgL -1 đến từ một nhà máy xử lý
nước thải bùn hoạt tính (WWTP) của thành phố Soliman (Đông Bắc của Tunisia). Chất
lượng của nó phụ thuộc vào tầm quan trọng của tỷ trọng công nghiệp trong nước thải thô
nhận được ở lối vào trạm xử lý. Tuy nhiên, các giá trị trung bình của một số thông số
hóa lý là: 73 mg/l của các chất rắn bền pended (SS), 90 mg/l của nhu cầu oxy sinh học
(BOD
5
), 32,5 mg/l của tổng cacbon hữu cơ (TOC), 7,3 pH, 1,6 g/l mặn và 8 mg/l của
loài phosphate. Nước thải này không phù hợp với các tiêu chuẩn thải Tunisia , trong đó
có 30 mg/l cho cả hai BOD
5
và SS và 0,05 mg/l cho phốt phát [ 27].

2.3.6. Các thông số tính toán loại bỏ phosphate
Số lượng của phosphate hấp phụ được tính từ khi giảm nồng độ phosphate trong dung
dịch nước. Tại một thời điểm cho, t, lượng phosphate hấp thụ vào PMS, Q
t
, (mg/g) thu
được như sau:

0
( ).
t
t
C C V
Q
M
−
=
ở đây C
0
và C
t
là nồng độ dung dịch nước chảy đến phosphate và nồng độ nước thải tại
thời điểm t, tương ứng, V tổng khối lượng của dung dịch nước (L) và M là khối lượng
của chất hấp phụ khô sử dụng (g). Hiệu suất khử hấp phụ (ARE), tại thời điểm t, được
tính từ mối quan hệ:

Việc xác định đặc điểm chuyển giao khối lượng phosphate từ dung dịch nước để chất
hấp phụ là một bước rất quan trọng đối với mở rộng quy mô phòng thí nghiệm thiết bị
thí nghiệm động được sử dụng như cột hoặc liên tục các lò phản ứng cấp hoặc cũng
để thực hiện các nghiên cứu số [17,28]. Đối với các lò phản ứng mà các giải pháp nguồn
cấp dữ liệu liên tục đổi mới và khối lượng vật liệu hấp phụ được giữ không đổi, tỷ lệ

chuyển giao khối lượng (R) theo thời gian được thể hiện như [28]:

trong đó C
w
là nồng độ phosphate trong dung dịch nước, V khối lượng dung dịch trong
lò phản ứng và t là thời gian tiếp xúc. Xem xét các gradient nồng độ trong lớp bên ngoài
xung quanh các hạt, tỷ lệ khối lượng chuyển nhượng qua ranh giới lớp bằng với tỷ lệ
hấp phụ:

ở đây, k là hệ số chuyển khối lượng (m/s), Cs phosphate tập trung vào PMS, S tổng diện
tích bề (m2) của hạt vật liệu hấp phụ và V là thể tích dung dịch làm việc trong lò phản
ứng. Tại thời gian ngắn, khi C là rất thấp hơn Cw, sau đó tỷ lệ khối lượng chuyển
nhượng có thể được thể hiện bởi:

Theo tích hợp của phương trình. (5), phương trình tuyến tính sau đây được lấy:

Ở đây C
0
và C
t
và nồng độ phosphate chảy đến dung dịch nước và nồng độ nước thải tại
thời điểm t, hệ số respectively. Các hệ số chuyển khối lượng cho tất cả các thí nghiệm
thực hiện trong nghiên cứu này đã được xác định từ độ dốc của lô Ln
0
)(
t
C
C
vs. t.
2.5. Lọc kiểm tra kim loại nặng.

Từ PMS Tunisian có thể chứa một số kim loại nặng [19], hai thí nghiệm lọc đã được tiến
hành để xác định xem một số kim loại có thể được hòa tan trong pha nước từ PMS trong
quá trình hấp thụ phosphate. Các bài kiểm tra được thực hiện bởi khuấy 100 mL nước
cất định lượng 0,5 g PMS để 120 phút ở pH 7. Sau khi khuấy, các mẫu được lọc qua
45µm màng lọc, và sau đó nồng độ của các kim loại hòa tan chính (Cd, Zn, Cr, Cu, Fe,
Mn và Ni) trong dịch lọc được xác định bằng cách sử dụng quang phổ nguyên tố Phân
tích quy nạp plasma (Jokin Ywon Ultimac).
3. Kết quả và thảo luận
3.1. Đặc tính hấp phụ
Các hóa lý PMS dạng ma trận mô tả đặc điểm cho thấy rằng chúng được hình thành với
một lớp xốp rất tốt vững chắc với một diện tích bề mặt tương đối cao (Bảng 1). Hơn
nữa, chúng chủ yếu tạo bởi dolomite (50%) và đất sét (39%) mà cần phải có một tác
động quan trọng vào việc loại bỏ phosphate dịch nước [12-13,17]. Phân tích thành phần
nguyên tố cho thấy oxy; canxi; silicon và sắt là những thành phần chính của PMS. Các
thành phần khác với tỷ lệ thấp hơn 5% cũng có mặt trong PMS bao gồm carbon, phốt
pho, nhôm; magiê; clorua; lưu huỳnh; kali và natri (Bảng 1). Mặt khác, phân tích kim
loại nặng trong PMS cho thấy nó tương đối phong phú về catmi và crom [19].
bảng 1
Đặc điểm lý hóa chính của bùn mỏ phosphate được sử dụng
(1) dx:đường kính lưới cho phép x% của lớp xốp đi qua,
(2) UC: hệ số đồng đều tỷ lệ d
60
/d
10
3.2. Kết quả thí nghiệm
3.2.1. Ảnh hưởng của nồng độ phosphate chảy đến
Theo các điều kiện thực nghiệm chi tiết tại mục 2.3.2, kết quả cho thấy rằng đối với một
PMS liều lượng không đổi 5 g/l, quá trình hấp thụ phosphate rõ ràng là thời gian phụ
thuộc (Hình 2). Nồng độ phosphate nước thải giảm nhanh và đạt đến một trạng thái gần
như cân bằng sau một thời gian tiếp xúc khoảng 10 phút.

Hình. 2. Ảnh hưởng của nồng độ dung dịch nước chy đến trên loại bỏ phosphate của
PMS (pH 7; liều lượng hấp phụ = 5g/l, nhiệt độ = 18 ± 2 ◦ C; tốc độ dòng chy = 20
ml/min).
Từ 10-70 phút, hấp thu được tăng thêm nhưng với tốc độ chậm hơn nhiều. Quá trình hấp
phụ động này được giải thích bởi thực tế là ngay từ đầu, các ion phosphate được hấp thụ
bởi các bề mặt bên ngoài của PMS , vì vậy tỷ lệ hấp thụ rất nhanh . Khi các vị trí bên
ngoài bề mặt đạt độ bão hòa , các ion phosphate xâm nhập vào các hạt PMS và được hấp
thụ bởi các bề mặt bên trong của các hạt [9] . Do đó, một thời gian tiếp xúc tối thiểu là
10 phút có vẻ là đủ để đạt được trạng thái cân bằng giữa chất hấp phụ và các loại
phosphatr chứa trong dung dịch nước. Thời gian tiếp xúc tương đối nhỏ này là do các
lực lượng khuấy cao trong lò phản ứng đó tạo điều kiện liên lạc giữa các hạt PMS và các
loại phosphate và tăng sự vận chuyển tốc độ của loài phosphate từ dung dịch nước để
giao diện rắn-lỏng . Ngoài ra, việc sử dụng các lớp xốp kích thước ( < 63 µm) làm tăng
diện tích bề mặt tiếp xúc nên hấp thụ tốt hơn . Điều quan trọng cần nhấn mạnh rằng thời
gian tiếp xúc này được so sánh với những người tìm thấy cho chất hấp phụ có thành
phần khoáng vật tương đối giống nhau ( dolomite và / hoặc đất sét ) . Ví dụ, Karaca et
al. [13] cho thấy trong chế độ hàng loạt , 10 phút là đủ để đạt được trạng thái cân bằng
giữa các loại phosphate và dolomite có nguồn gốc từ Thổ Nhĩ Kỳ . Hơn nữa, Boujelben
et al. [ 31 ] cho thấy thời gian cân bằng này được đánh giá đến 15 phút khi họ nghiên
cứu việc loại bỏ orthophosphates của oxit sắt Tunisia gạch nghiền nát.
Nước thải đo được nồng độ phosphate cuối cùng cho nồng độ dung dịch nước của 50,
30 và 15 mg/l được xác định là 21,8, 12,6 và 2,8 mg/l, tương ứng. Các nồng độ nước
thải tương đương với hiệu quả loại bỏ phosphate khoảng 56%, 58%, và hơn 81%, tương
ứng.
Mặt khác , có vẻ như sự hấp thu phosphate tăng lên cùng với tăng nồng độ chảy đến
phosphate . Trong thực tế, nâng cao nồng độ phosphate chảy đến 15-30 và 50 mg/l cho
phép PMS để tăng khả năng hấp phụ của nó 2,44-3,48 và 5,64 mg/g tương ứng . Phát
hiện này có thể được giải thích bởi thực tế là cao hơn nồng độ phosphate dịch nước ban
đầu, cao hơn là gradient nồng độ giữa dung dịch nước và chất rắn mà dẫn đến tỷ lệ phổ
biến quan trọng hơn. Hơn nữa, nồng độ dung dịch nước ban đầu cao, khả năng tiếp xúc

giữa phosphate có trong pha nước và chất hấp phụ có thể được ưu tiên hơn . Các quá
trình hấp phụ photphat vào PMS chưa được minh họa . Tuy nhiên, theo nhiều nghiên
cứu sử dụng các chất hút bám phosphate hấp thụ khoáng sản , quá trình này có thể là cơ
bản hóa học [ 10,11,31 ] . Các cơ chế liên quan có thể bao gồm cả ngoại phối tử ion
clorua, và các anion sulfat ( xem bảng 1) và phân chia giữa phosphate và một số nhóm
chức năng như các nhóm hydroxyl [ 31 ] .
3.2.2. Ảnh hưởng của lượng vật liệu hấp phụ
Tác động của lượng PMS trên việc loại bỏ phosphate theo các điều kiện thử nghiệm
được trích dẫn tại mục 2.3.3, cho thấy nồng độ phosphate nước thải giảm nhanh chóng
cho đến khi một thời gian tiếp xúc khoảng 10 phút (Hình 3), sau đó loại bỏ phosphate
được tăng thêm nhưng với tốc độ rất chậm. Hơn nữa, nó được quan sát thấy rằng theo sự
tăng lượng PMS, nồng độ phosphate nước thải thấp hơn và do đó hiệu quả loại bỏ tăng
lên. Nồng độ phosphate nước thải ở trạng thái cân bằng cho PMS 2, 5 và 10 g/l được
xác định là 7,5, 2,8 và 0,8 mg/l, tương ứng (Hình 3). Các nồng độ nước thải tương
đương với hiệu quả loại bỏ phosphate khoảng 50%, 81%, và hơn 94%, tương ứng. Vì
vậy, trong điều kiện thí nghiệm nghiên cứu, khả năng hấp phụ PMS tăng với tăng liều
của nó. Xu hướng này cũng đã được áp dụng cho việc hấp thụ phosphate vào dolomite
[13] và vào hệ thống thoát nước mỏ than bùn axit [17]. Điều này khẳng định rằng liều
tăng PMS gây ra sự gia tăng tổng diện tích bề mặt có sẵn của các hạt vật liệu hấp phụ.
Hiệu quả loại bỏ phosphate quan sát thấy ở PMS liều 10 g L-1 là cao đáng kể và chỉ ra
rằng họ có thể được sử dụng như vật liệu hấp phụ tiềm năng để loại bỏ phosphate từ
dung dịch nước.
Hình. 3. Ảnh hưởng của lượng PMS trên loại bỏ phosphate (pH 7, nồng độ phosphate
ban đầu = 15 mg/l, nhiệt độ = 18 ± 2 ◦ C; tốc độ dòng chảy = 20ml/min).
3.2.3. Ảnh hưởng của tốc độ dòng chảy cấp phosphate
Thời gian lưu nước (HRT) trong lò phản ứng nói chung được coi là một yếu tố quan
trọng điều việc loại bỏ chất gây ô nhiễm trong điều kiện năng động . Như trích dẫn tại
mục 2.3.4 , hai HRT lý thuyết là 1 và 0,5 h đã được nghiên cứu cho một PMS liên tục
liều lượng 5 g L -1 . Kết quả thí nghiệm (Hình 4) cho thấy rằng một trong hai hình dạng
đường cong hoặc nồng độ phosphate nước thải cuối cùng ở trạng thái cân bằng là gần

như giống nhau cho HRT thử nghiệm. Ở trạng thái cân bằng , các hiệu quả loại bỏ
phosphate được tính vào khoảng 81% cho hai lưu lượng kiểm tra. Do đó , HRT không
ảnh hưởng đáng kể hiệu suất loại bỏ phosphate của PMS cho phạm vi của lưu lượng
kiểm tra. Điều này là do thực tế là hai sử dụng HRT (1 và 0.5 h) cao hơn so với 10 phút ,
được xác định là đủ để đạt được trạng thái cân bằng giữa các loại phosphate trong pha
nước và PMS (xem Phần 3.2.1 ) . Phát hiện này là trong sự phù hợp với kết quả báo cáo
của Wei et al. [17] khi nghiên cứu việc loại bỏ phosphate từ nước mặt từ sông
Monongahela ( West Virginia , Mỹ) bằng axit bùn thoát nước mỏ được tạo ra bởi mỏ
than Do đó, loại bỏ các loại phosphate sử dụng hệ thống năng động quy mô lớn như vậy
nên nhiều chịu biến động tốc độ dòng chảy hơn nồng độ phosphate hoặc liều lượng hấp
phụ .
Hình. 4. Ảnh hưởng của tốc độ dòng chy trên loại bỏ phosphate của PMS (pH 7, nồng
độ phosphate ban đầu = 15mg/l, lượng vật liệu hấp phụ = 5g/l; nhiệt độ = 18 ± 2 ◦ C);.
Hình. 5. Ảnh hưởng của cạnh tranh trên anion loại bỏ phosphate của PMS (a) So sánh
giữa gii pháp tổng hợp và xử lý nước thi thứ cấp (pH 7, nồng độ phosphate ban đầu
= 8mg/l, nhiệt độ = 18 ± 2 ◦ C; tốc độ dòng chy = 20 ml/min); (b) tác động của anion
clorua trong chế độ hàng loạt (pH 7, nồng độ phosphate ban đầu = 15mg/l, nhiệt độ =
18 ± 2 ◦ C), (c) tác động của anion sunphat trong chế độ hàng loạt (pH 7, nồng độ
phosphate ban đầu = 15 mg/l, nhiệt độ = 18 ± 2 ◦ C).
3.2.4. Ảnh hưởng của cạnh tranh anion
Tác động của việc sử dụng nước thải được xử lý thứ cấp của thành phố Soliman thay
vì các giải pháp tổng hợp ở nồng độ phosphate tương tự, 8 mg/l, được trình bày trong
hình. 5a. Con số này cho thấy rằng PMS là hiệu quả hơn giải pháp tổng hợp để loại bỏ
phosphate từ nước thải đô thị của Soliman. Thật vậy, cho liều lượng PMS cùng (5g/l),
nồng độ nước thải ở trạng thái cân bằng được xác định là 0,8 và 4,2 mg/l cho các giải
pháp tổng hợp và xử lý nước thải tương ứng. Hiệu quả xử tương ứng được ước tính là
khoảng 90% và 48% . Tuy nhiên, khi liều lượng PMS được tăng lên 10g/l, nồng độ cân
bằng phosphate trong nước thải giảm đến 3,0 mg/l (Hình 5a) và hiệu quả loại bỏ vượt
quá 62%.
bảng 2

Xác định các hệ số chuyển khối lượng của phosphate cho các thí nghiệm động thực hiện
(*: PMS liều lượng = 5g/l, pH 7, tốc độ dòng chảy = 20 ml/min;: nồng độ phosphate
chảy đến = 15 mg/l, pH 7, tốc độ dòng chảy = 20 ml/min;: nồng độ phosphate chảy đến
= 15 mg/l, pH 7, PMS liều lượng = 5g/l).
Giảm năng lực hấp thụ phosphate của PMS chủ yếu là do sự có mặt với nồng độ tương
đối cao của các anion như sunphát và clorua có trong nước thải của Soliman. Hai anion
có mặt trong nước thải với nồng độ tương ứng 452,5 và 1190,9 mg/l.
Nhằm xác định ảnh hưởng của clorua và sulfat trên loại bỏ các loài phosphate của
PMS, tổng hợp hàng loạt các xét nghiệm hấp phụ có nội dung khác nhau của hai anion
này và nồng độ phốt pho không đổi 15 mg L-1 đã được tiến hành.
Clorua thử nghiệm và "sunphát" nồng độ được cố định 303; 910 và 1517 mg L-1 và
"150; 750; 1100 và 1500 mg L-1" tương ứng. Kết quả (Hình 5b và c) cho thấy tính đến
chất lượng nước thải Soliman, các anion clorua có hiệu quả cao hơn rất nhiều trong việc
giảm hấp phụ loài phosphate vào PMS. Thật vậy, cho clorua và nồng độ sunphát của
năm 1517 và 750 mg L-1 tương ứng, hiệu quả loại bỏ các loài phosphate giảm theo
tương ứng khoảng 34% và 7%. Phát hiện này khẳng định rằng việc giảm hiệu quả loại
bỏ phosphate thu được với nước thải thứ cấp được sử dụng chủ yếu là do quá trình cạnh
tranh giữa các loài phosphate và anion clorua.
Hiện tượng này cũng đã được báo cáo của Karthikeyan et al. [32] khi họ nghiên cứu sự
hấp thụ phosphate vào cation hoá dư lượng gỗ. Trong bối cảnh này, Jellali et al. [27] cho
thấy rằng việc sử dụng nước thải sản có chứa hàm lượng canxi và magiê cao ảnh hưởng
đến sự hấp thụ amoni lên đất cát.
3.3 Đánh giá các đặc điểm chuyển khối
Các hệ số chuyển khối lượng đã được xác định như trích dẫn trong mục 2.4 cho tất cả
các thí nghiệm thực hiện trong nghiên cứu này (Bảng 2) . Kết quả cho thấy hệ số chuyển
khối lượng tăng khoảng 3 lần khi nồng độ chảy đến phosphate tăng lên 15-50 mg/l .
Điều này chủ yếu do sự gia tăng của các ion phosphate trong các giải pháp trong trường
hợp nồng độ phosphate cao mà tăng cường giao thông của họ với giao diện rắn-lỏng .
Tương tự như vậy , gia tăng lượng hấp thụ từ 5 đến 10g/l tăng gấp đôi hệ số chuyển khối
lượng . Phát hiện này có thể được liên kết với các rease của các trang web hấp phụ hoạt

động . Liên quan đến ảnh hưởng của tốc độ dòng chảy , các giá trị của các hệ số chuyển
khối lượng chỉ tăng nhẹ vận chuyển tốc độ của loài phosphate từ số lượng lớn cho các
giao diện rắn-lỏng khi tốc độ dòng chảy tăng lên từ 20 đến 40ml/min . Quan sát này có
thể là do sự sụt giảm của quá trình chuyển khối khi tốc độ dòng chảy tăng lên.
Các hệ số chuyển khối lượng của các thí nghiệm phosphate vào PMS từ nước thải của
Soliman được so sánh với một trong những giải pháp nhân tạo và trình bày trong hình.
6. Các hệ số chuyển khối lượng của giải pháp nhân tạo và xử lý nước thải Soliman tại
PMS cùng liều lượng 5 g L-1 được tìm thấy là 3,15 × 10-4 ms-1 và 1,68 × 10-4 ms-1,
tương ứng. Kết quả này chỉ ra rằng việc vận chuyển tốc độ của các loài phosphate để
giao diện rắn-lỏng trong giải pháp tổng hợp là tương đối nhanh hơn trong trường hợp
của nước thải
3.4. Thí nghiệm lọc kim loại
Kết quả phân tích pha nước sau 120 phút thời gian tiếp xúc giữa PMS và nước cất ở
pH 7 cho thấy rằng tất cả các kim loại nặng Cd , Zn , Cr , Cu, Fe, Mn và Ni có nồng độ
thấp hơn so với giới hạn phát hiện của máy ICP / AES . Như vậy, có thể kết luận rằng
các kim loại nặng từ resolubilization PMS ( xem bảng 1) để pha nước là không có khả
năng là một mối quan tâm lớn khi loại bỏ phosphate của PMS được thực hiện ở một
phạm vi pH điển hình cho nước thải thành phố xử lý thứ cấp ( 6 < pH < 8). Phát hiện
này có thể được giải thích bởi thực tế là các kim loại nặng chủ yếu hiện diện trong dư ,
cacbonat và các thành phần oxy- hydroxit [19]. Các phần trao đổi đó có thể dễ dàng
resolubilzed không vượt quá 3 % [19]. Kết quả này là sự phù hợp trong với một trong
những trình bày của Wei et al. [17] khi họ nghiên cứu sự hấp thụ phosphate bởi hệ thống
thoát nước mỏ axit được tạo ra bởi mỏ than . Thật vậy, họ đã cho thấy rằng ngay cả đối
với trò chơi pH lớn ( từ 5 đến 9 ) , không resolubilization kim loại quan trọng từ vật liệu
hấp phụ của họ đã được quan sát .
3.5. So sánh với các chất hấp phụ khác và khách hàng tiềm năng sử dụng của PMS.
Để đặt vị trí hiệu quả PMS trong những vật liệu được sử dụng để loại bỏ phosphate
từ dung dịch nước, một sự so sánh dựa trên số lượng hấp phụ, đã được thực hiện với một
số vật liệu thông thường trong điều kiện năng động (Bảng 3). Kết quả cho thấy PMS có
thể được coi là nguyên như đầy hứa hẹn để loại bỏ phosphate. Thật vậy, đối với một

nồng độ phosphate dịch nước của 15 mg/l, một liều lượng vật liệu hấp phụ của 5g/l và ở
pH 7, khả năng hấp phụ của PMS là cao hơn so với skin split waste khoảng 34 lần [23],
4 lần so với polonite [34] và 2 lần so với alum sludge [24].
bảng 3
So sánh hấp thụ phosphate vào bùn mỏ phosphate với chất hấp phụ khác tự nhiên (: chế
độ hàng loạt;: chế độ năng động).
So sánh này đã được mở rộng với các hang loạt hệ thống chỉ có rất ít thí nghiệm được
trình bày trong các tài liệu hiện tại.Nói chung là một vật liệu hấp phụ nhất định,lượng
hấp phụ phosphate ở chế độ động là rất thấp hơn so với các loại thu được trong chế độ
hàng loạt.
Mặc dù đã chứng minh điều này, lượng hấp phụ của PMS ở chế độ động được tìm
thấy để được như vậy cao hơn nhiều hơn so với những báo cáo cho các vật liệu khác
trong chế độ hàng loạt (Bảng 3) .Thật vậy, khối lượng hấp thụ phosphate của PMS là
hơn 33 lần so với dolomite ,18 lần so với đá vôi, Hơn 5 lần apatit và có thể so sánh với
apatit và lignocellulose vật liệu như sợi gỗ và sợi cọ .Từ PMS trình bày một hấp phụ
phosphate tương đối cao năng lực sản xuất, sử dụng như một vật liệu hấp phụ chi phí
thấp có thể được coi như một phương pháp đầy hứa hẹn để loại bỏ phosphate từ nước
thải đô thị .
Quá trình hấp phụ phosphate với PMS có thể được bảo đảm bằng thiết lập riêng biệt
tại các trạm của các nhà máy xử lý nước thải thứ cấp Nước thải vamps sẽ liên tục được
đổi mới và khuấy động trong các thiết lập cho phép một thời gian tiếp xúc hợp lý giữa
các chất dinh dưỡng và chất hấp phụ .Sau khi các chất dinh dưỡng hấp thụ trong này
thiết lập, kết quả làm giàu PMS sau đó có thể được thu hồi từ nước thải bằng cách giải
quyết hoạt động trong một thiết bị riêng biệt hoặc bằng phương pháp tách rắn-lỏng
khác . cáckhông resolubilization kim loại nặng từ PMS làm giàu với chất dinhdưỡng
khuyến khích tái sử dụng của họ làm phân bón cho nông nghiệp [ 8,17 ] . Hoạt động này
sẽ hạn chế những tác động đến môi trường của xả không kiểm soát nước thải của đô thị
và cặn phosphat. Tuy nhiên , kiểm soát hơn nữa điều tra thử nghiệm quy mô lớn được
khuyến cáo để nghiên cứu tác động của lý hóa học và vi khuẩn đất nông nghiệp và cũng
là PMS liều lượng bổ sung vào có thể vận chuyển kim loại nặng trong các lớp dưới bề

mặt .
4 . kết luận
Nghiên cứu này chứng minh rằng chất thải mỏ phosphate có thể coi như là vật liệu
đầy hứa hẹn cho việc loại bỏ các loài phosphate và phục hồi từ nước thải. Thật vậy, ngay
cả trong chế độ năng động, đều thể hiện khả năng hấp thụ phosphate tương đối cao so
với các vật liệu khác nhau được thử nghiệm trong chế độ hàng loạt, chính tham số ảnh
hưởng đến khả năng hấp thụ phosphate của PMS là liều lượng hấp phụ .
Đối với pH trung tính và PMS liều cao hơn 10g/l , hiệu quả loại bỏ phosphate từ các
giải pháp tổng hợp đạt hơn 94%. Việc sử dụng một xử lý nước thải thứ cấp giảm
hiệu quả loại bỏ này do hiện tượng cạnh tranh với anion clorua và anion sulfat. Tuy
nhiên , tăng PMS liều lượng đã bổ sung đáng kể lượng giảm này . các không
resolubilization kim loại nặng từ PMS làm phong phú với phẩm dinh dưỡng ENT cho
phép tái sử dụng của họ làm phân bón cho các mục đích nông nghiệp. Lò phản ứng năng
động sử dụng cho thấy tiềm năng cao của PMS để được sử dụng như một phương pháp
xử lý của nước thải thứ cấp đô thị giấy phép trong thời phòng ngừa của các cơ quan
nước eutroph -ication và tái sử dụng một lượng lớn chất thải. Thí điểm quy mô lớn
nghiên cứu được đề nghị qua xác nhận các kết quả đầy hứa hẹn thu được ở quy mô
phòng thí nghiệm.
Lời cảm ơn
Công trình này được thực hiện trong khuôn khổ của ELMAA dự án ( FP7 ) . Các tác
giả xin cảm ơn các đơn vị - châu Âu cộng đồng của hỗ trợ tài chính và các đối tác và các
bên liên quancho các cuộc thảo luận có hiệu quả và hợp tác. Tác giả cũng xin cảm ơnvới
bà S. Kessay và Tiến sĩ A. Limam để kiểm tra tiếng Anh của bản thảo.
tài liệu tham kho
[1] W.J. Eilbeck, G. Mattock, Chemical Processing In Wastewater Treatment, Wiley,
NewYork, 1981, pp. 271–276.
[2] B. Nowack, A.T. Stone, Competitive adsorption of phosphate and phosphonates
onto goethite, Water Res. 40 (2006) 2201–2209.
[3] G. Deronzier, J.M. Choubert, Traitement du phosphore dans les petites stations
d’épuration de boues activées. Document technique, FNDAE 29, Paris, 2004.

[4] E. Yildiz, Phosphate removal from water by fly ash using cross flow microfil-
tration, Sep. Purif. Technol. 35 (2004) 241–252.
[5] S. Yeoman, T. Stephanson, J.N. Lester, R. Perry, The removal of phosphorus
during wastewater treatment: a review, Environ. Pollut. 49 (1988) 183–233.
[6] M. Ozacar, Adsorption of phosphate from aqueous solution onto alunite,
Chemosphere 51 (2003) 321–327.
[7] M. Tsuji, SeO3
2 − selective properties of inorganic materials synthesized by the
soft chemical process, Solid State Ionics 151 (2002) 385–392.
[8] L.E. De Bashan, Y. Bashana, Recent advances in removing phosphorus from
wastewater and its future use as fertilizer (1997–2003), Water Res. 38 (2004)
4222–4246.
[9] K. Riahi, B. Ben Thayer, K. Ben Mammou, A. Ben ammar, M.H. Jaafoura, Biosorp-
tion characteristics of phosphate from aqueous solution onto Phoenix dactylifera
L. date palm fibers, J. Hazard. Mater. 161 (2009) 608–613.
[10] N. Bellier, F. Chazarenc, Y. Comeau, Phosphorus removal from wastewater by
mineral apatite, Water Res. 40 (2006) 2965–2971.
[11] P. Molle, A. Lienard, A. Grasmick, A. Iwema, A. Kabbabi, Apatite as an interesting
seed to remove phosphorus from wastewater in constructed wetlands, Water
Sci. Technol. 51/9 (2005) 193–203.
[12] C.A. Prochaska, A.I. Zouboulis, Removal of phosphate by pilot vertical-flow con-
structed wetlands using a mixture of sand and dolomite as substrate, Ecol. Eng.
26 (2006) 293–303.
[13] S. Karaca, A. Gürses, M. Ejder, M. Ac¸ ikyıldız, Adsorptive removal of phosphate
from aqueous solutions using raw and calcinated dolomite, J. Hazard. Mater.
B128 (2006) 273–279.
[14] L. Johansson, Industrial by-products and natural substrata as phosphorus sor-
bents, Environ. Technol. 20 (1999) 309–316.
[15] K. Sakadevan, H.J. Bavor, Phosphate adsorption characteristics of soils, slags and
zeolite to be used as substrates in constructed wetland systems, Water Res. 32

(1998) 393–399.
[16] D. Wu, B. Zhang, C. Li, Z. Zhang, H. Kong, Simultaneous removal of ammo-
nium and phosphate by zeolite synthesized from fly ash as influenced by salt
treatment, J. Colloid Interface Sci. 304 (2006) 300–306.
[17] X. Wei, R.C. Viadero, S. Bhojappa, Phosphorus removal by acid mine drainage
sludge from secondary effluents of municipal wastewater treatment plants,
Water Res. 32 (2008) 3275–3284.
[18] T.L. Eberhardt, S.H. Min, J.S. Han, Phosphate removal by refined aspen wood
fiber treated with carboxymethyl cellulose and ferrous chloride, Bioresour.
Technol. 97 (2006) 2371–2376.
[19] A. Hatira, A. Chokri, N. Zerai, A. Saadi, A. Rada, M. El-Meray, Heavy metals con-
centrations of soil and plants near the phosphate treatment industry Tunisia,
Water, Waste Environ. Res. 5/2 (2005) 43–50.
[20] J. Morto, M.P.S. Krekeler, J. Lepp, Environmental aspects of phosphate mine
tailing in Florida: A review, in: 42nd Annual Meeting of the Geological Society
of America, 39/1, 2007, pp. 92.
[21] O. Rimawi, A. Jiries, Y. Zubi, A. El-Naqa, reuse of mining wastewater in agricul-
tural activities in Jordan, Environ. Dev. Sustain. 11 (2009) 695–703.
[22] N.A. Oladojaa, C.M.A. Ademoroti, The use of fortified soil-clay as on-
site system for domestic wastewater purification, Water Res. 40 (2006)
613–620.
[23] X. Huang, X. Liao, B. Shi, Adsorption removal of phosphate in industrial wastew-
ater by using metal-loaded skin split waste, J. Hazard. Mater. 66 (2009)
1261–1265.
[24] A.O. Babatunde, Y.Q. Zhao, Y. Yang, P. Kearney, Reuse of dewatered aluminium-
coagulated water treatment residual to immobilize phosphorus: batch and
column trials using a condensed phosphate, Chem. Eng. J. 136 (2008)
108–115.
[25] S. Van Cuyk, R.L. Siegrist, A. Logan, S. Masson, E. Fischer, L. Figueroa,
Hydraulic

and purification behaviors and their interactions during waste water treatment
in soil infiltration systems, Water Res. 35 (2001) 953–964.
[26] D.N.H. Beach, J.E. McCray, K.S. Lowe, R.L. Siegrist, Temporal changes in
hydraulic
conductivity of sand porous media biofilters during waste water infiltration due
to biomat formation, J. Hydrol. 311 (2005) 1–14.
[27] S. Jellali, E. Diamantopoulos, H. Kallali, S. Bennaceur, M. Anane, N. Jedidi,
Dynamic sorption of ammonium by sandy soil in fixed bed columns: evaluation
of equilibrium and non-equilibrium transport processes, J. Environ. Manage. 91
(2010) 897–905.
[28] H. Kasaini, R.K. Mbaya, Continuous adsorption of Pt ions in a batch reactor and
packed-bed column, Hydrometallurgy 97 (2009) 111–118.
[29] L. Bousselmi, S. Jellali, Technological options for sustainable water management
in Tunisian phosphate mining process. ELMAA workshop, COVAPHOS III, March
2009, Marrakech, Morrocco.
[30] APHA, Standard methods for the examination of water and wastewater, 18th
ed.; APHA/AWWA/WPCF, 1992, Washington, DC, USA.
[31] N. Boujelben, J. Bouzid, Z. Elouear, M. Feki, F. Jamoussi, A. Montiel, Phospho-
rus removal from aqueous solution using iron coated natural and engineered
sorbents, J. Hazard. Mater. 151 (2008) 103–110.
[32] K.G. Karthikeyan, M. Tshabalal, D. Wang, M. Kalbasi, Solution chemistry effects
on orthophosphate adsorption by cationized solid wood residues, Environ. Sci.
Technol. 38 (2004) 904–911.
[33] A. Drizo, C.A. Frost, J. Grace, K.A. Smith, Physico-chemical screening of
phosphate-removing substrates for use in constructed wetland systems, Water
Res. 33/17 (1999) 3595–3602.
[34] A. Renman, G. Renman, Long-term phosphate removal by the calcium-
silicate material polonite in wastewater filtration systems. Chemosphere,
doi:10.1016/j.chemosphere. 2010.02.035.
[35] S. Gray, J. Kinross, P. Read, A. Marland, The nutrient assimilative capacity of

maerl as a substrate in constructed wetland systems for waste treatment, Water
Res. 34 (2000) 2183–2190.
[36] A.K. Sovik, B. Klove, Phosphorus retention processes in shell sand filter systems
treating municipal wastewater, Ecol. Eng. 25/2 (2005) 168–182.
[37] S.H. Yeom, K.Y. Jung, Recycling wasted scallop shell as an adsorbent for the
removal of phosphate, J. Ind. Eng. Chem. 15 (2009) 40–44.