1. The constant parameters obtained

1. The constant parameters obtained from
Table 2 the fitting of the linear form of the Langmuir model to the batch
Major elemental chemical composition of the aluminium-based water treatment
residual compared to other water treatment residual and potential wetland media.
Element
(mg g1)
Water treatment residual Other potential media
a b c d e f
Al 42.67 38.3–125.4 15–300 297 nd 0.065–0.084
Fe 3.336 16.3–26.1 5–66 102 nd 21.9–45.8
Ca 0.820 4.5–54.6 3–50 29 nd 12.1–34
P 0.123 0.5–4.4 0.2–4.4 3.5 nd nd
As 0.034 0.007–0.04 nd nd 0.001–0.07 nd
Pb 0.005 0.005–0.032 nd 0.04 0.03–11.69 nd
Mg 0.237 0.054–0.142 nd 8.9 nd 6.5–27.1
Mn 0.270 0.036–2.688 nd nd nd 0.39–0.846
Ti 0.099 nd nd nd nd nd
Zn 0.03 0.05–0.0017 nd 0.03 0.07–7.89 nd
*Cl- 16.1 nd nd nd nd nd
*SO4 2 8.3 nd nd nd nd nd
*SiO4 2 11.2 nd nd nd nd nd
*TOC 97.5 nd 8.5–225** nd nd nd
a This study, b DeWolfe (2006), c Makris and O’Connor (2007), d Babatunde and Zhao
(2007), e EPA (2001), f Kvarnstrom et al. (2004), *mean values obtained from Yang
et al. (2006), nd no data, **total carbon. Determination was carried out on air-dried
aluminum-based water treatment residual with particle sizes

結果 (中文) 1:

1.常数参数获得从
表 2 的线性形式到批 Langmuir 模型的拟合
主要化学成分及其基于铝水处理
残余相比其他水处理残余和潜在湿地媒体。
元素
(mg g 1)
水处理残余其他潜在的媒体
b d 证 f
Al 42.67 38.3–125.4 15–300 297 nd 0.065–0.084
Fe 3.336 16.3–26.1 5–66 102 nd 21.9–45.8
Ca 0.820 4.5–54.6 3–50 29 nd 12.1–34
P 0.123 0.5–4.4 0.2–4.4 3.5 钕 nd
为 0.034 0.007–0.04 nd nd 0.001–0.07 nd
Pb 0.005 0.005–0.032 nd 0.04 0.03–11.69 nd
0.237 毫克 0.054–0.142 nd 8.9 nd 6.5–27.1
锰 0.270 0.036–2.688 nd 钕 nd 0.39–0.846
Ti 0.099 钕钕钕钕 nd
锌 0.03 0.05–0.0017 nd 0.03 0.07–7.89nd
* Cl-16.1 钕钕钕钕 nd
* 如此 4 2 8。3 钕钕钕钕 nd
* SiO4 2 11.2 钕钕钕钕 nd
* TOC 97.5 nd 8.5–225** nd 钕 nd
这研究 b · 德沃尔夫 （2006 年），c Makris 和奥康纳 （2007 年）、 d · 巴巴通德和 Zhao
(2007)，e EPA （2001 年），f 夸恩斯特伦 et al.（2004 年），* 意思是从杨获得的值
et al.(2006 年)、 钕没有数据，* * 总碳。测定进行了空气干燥
铝制水处理残余粒径 < 2 毫米.
60
65
70
75
80
85
90
95
100
0 24 48 72 96 120 144
时间 （小时）
P 去除 (%)
5g/l 10 g/l 15 g/l 20 g/l
图 3。作为一个函数的吸附剂用量 P 脱除动力学 (Al-WTR ¼ 5、 10、 15 和
20 g L 1） 使用 5 毫克 L 1 的初始 P 浓度 (误差线表示平均 S.D).
A.O。 · 巴巴通德 et al./ 环境污染 157 （2009 年） 2830–2836 2833年
数据被用来确定最大 P 吸附容量
Al WTR 和其他参数和提出在表 3。从
表 3 可以看出吸附能力下降与
在 ph 值从 4 到 9，表明吸附过程增加
更倾向在酸性条件下。减少了在 Al WTR
吸附千里马随着 ph 值的增加可以归因于要更改
表面的潜力和竞争吸附磷酸之间的
和氢氧离子。零收费 （pHpzc） 在 pH
吸附现象中也扮演一个重要角色。
Al-WTR 在此研究中使用了 pHpzc 的 8.5 (杨 et al，2006年)。在
ph 值低于 pHpzc，表面会被带正电荷.
所以，在低 ph 值 (与积极丰富网站），磷酸
静电和化学吸引力应有助于吸附
正电荷表面上，但作为 ph 值上升至
和上文 pHpzc，表面成为主要地消极
由于竞争吸附的哦和磷酸盐被控
吸附减小。的最大吸附容量
ph 值为 4，三倍的价值获得了 31.9 毫克 P g 1
获得的 ph 值为 9。几个工业副产品包括炉渣，
页岩、 飞灰和底灰已经过测试其 P 去除
的能力。从批处理研究评价其去除能力
从 0.31 毫克 P g 1 到 44.2 毫克 P g 1 （Westholm，2006年） 不等。

結果 (中文) 2:

1. The constant parameters obtained from
Table 2 the fitting of the linear form of the Langmuir model to the batch
Major elemental chemical composition of the aluminium-based water treatment
residual compared to other water treatment residual and potential wetland media.
Element
(mg g1)
Water treatment residual Other potential media
a b c d e f
Al 42.67 38.3–125.4 15–300 297 nd 0.065–0.084
Fe 3.336 16.3–26.1 5–66 102 nd 21.9–45.8
Ca 0.820 4.5–54.6 3–50 29 nd 12.1–34
P 0.123 0.5–4.4 0.2–4.4 3.5 nd nd
As 0.034 0.007–0.04 nd nd 0.001–0.07 nd
Pb 0.005 0.005–0.032 nd 0.04 0.03–11.69 nd
Mg 0.237 0.054–0.142 nd 8.9 nd 6.5–27.1
Mn 0.270 0.036–2.688 nd nd nd 0.39–0.846
Ti 0.099 nd nd nd nd nd
Zn 0.03 0.05–0.0017 nd 0.03 0.07–7.89 nd
*Cl- 16.1 nd nd nd nd nd
*SO4 2 8.3 nd nd nd nd nd
*SiO4 2 11.2 nd nd nd nd nd
*TOC 97.5 nd 8.5–225** nd nd nd
a This study, b DeWolfe (2006), c Makris and O’Connor (2007), d Babatunde and Zhao
(2007), e EPA (2001), f Kvarnstrom et al. (2004), *mean values obtained from Yang
et al. (2006), nd no data, **total carbon. Determination was carried out on air-dried
aluminum-based water treatment residual with particle sizes <2 mm.
60
65
70
75
80
85
90
95
100
0 24 48 72 96 120 144
Time (hours)
P removal (%)
5g/l 10g/l 15g/l 20g/l
Fig. 3. Kinetics of P removal as a function of adsorbent dosage (Al-WTR ¼ 5, 10, 15 and
20 g L1) using an initial P concentration of 5 mg L1 (error bars denote mean  S.D).
A.O. Babatunde et al. / Environmental Pollution 157 (2009) 2830–2836 2833
data were used to determine the maximum P adsorption capacity of
the Al-WTR and other parameters and presented in Table 3. From
Table 3, it can be seen that the adsorption capacity decreased with
an increase in pH from 4 to 9, indicating that the adsorption process
is more favoured under acidic conditions. A decrease in the Al-WTR
adsorption maxima with increasing pH can be attributed to change
of surface potential and competitive adsorption between phosphate
and hydroxyl ions. The pH at the point of zero charge (pHpzc)
also plays an important role in the adsorption phenomenon. The
Al-WTR used in this study had a pHpzc of 8.5 (Yang et al., 2006). At
pH below the pHpzc, the surface would be positively charged.
Therefore, at low pH (with abundant positive sites), phosphate
adsorption will be facilitated by electrostatic and chemical attraction
onto the positively charged surface, but as the pH rises towards
and above the pHpzc, the surface becomes predominantly negatively
charged due to competitive adsorption of OH and phosphate
adsorption decreases. A maximum adsorption capacity of
31.9 mg P g1 was obtained at pH 4, about three times the value
obtained at pH 9. Several industrial by-products including slags,
shale, fly ash and bottom ash have been tested for their P removal
capacities. Their removal capacities evaluated from batch studies
ranged from 0.31 mg P g1 to 44.2 mg P g1 (Westholm, 2006).

結果 (中文) 3:

1。从
表2朗格缪尔模型的线性形式的批
主要元素的化学组合物的水处理
残余相比其他水处理残渣和潜在的湿地媒体铝拟合得到的常数参数。
元
（毫克克 1）
水处理残留的其他潜在的媒体
B C D E F
Al 42.67 38.3 125.4 15 300 297––ND 0.065–0.084
Fe 3.336 16.3 26.1 5 66 102––ND 21.9–45.8
CA 0.820 4.5 54.6 3 50 29––ND 12.1–34
P 0.123 0.5 4.4 0.2 4.4 3.5––nd
0.034 0.007 0.04 0.07 0.001––Nd钕Nd
铅0.005 0.005 0.032 0.04 0.03 11.69–钕Nd
–0.054和8.9 0.237毫克–0.142和6.5–27.1
Mn 0.270 0.036 2.688 0.39––钕钕钕钕钕钕0.846
Ti 0.099 nd
锌0.03 0.05 0.0017 0.03 0.07 7.89–和–Nd
* Cl- 16.1 Nd钕钕钕钕
* SO4 2  8。3 nd nd nd
* SiO4 2  11.2钕钕钕钕钕
* TOC的97.5和8.5–225××钕钕钕
一本研究B，后者（2006），C Makris和奥康纳（2007），D Babatunde和赵
（2007），E（2001），环境保护局F kvarnstrom等人。（2004），从杨
等人得到*的平均值。（2006），没有数据，××总碳。测定空气中进行干燥
基水处理残留的颗粒尺寸小于2毫米的铝。
60 65 70 75



80 85 90 95



100 0 24 48 72 96 120
144
时间（小时）
磷的去除率（%）
5g／L 10g／L 15g／L 20g／L
图3。磷的去除动力学作为吸附剂用量的功能（AL-WTR¼5，10，15和
20 g L  1）使用初始磷浓度为5 mg· 1（误差线表示平均消炎片）。
鳌Babatunde等人。环境污染的157（2009）2830 2836 2833
–数据被用来确定最大磷吸附容量
AL-WTR和其他参数见表3。从
表3，可以看出，随着
增加的pH值从4到9的吸附能力下降，表明吸附过程
更青睐在酸性条件下。减少AL-WTR
的最大吸附量随着pH值的增加可以归因于变化
和表面电势之间的竞争吸附磷酸盐
和氢氧根离子。在零电荷点的pH值（pHpzc）
在吸附现象也起着重要的作用。该
AL-WTR在本研究中所用的pHpzc 8.5（杨等人。，2006）。在
pH值低于pHpzc，表面是带正电
。因此，在低pH值（丰富的阳性位点），磷酸
将静电吸附和化学吸引
到带正电的表面提供了便利，但随着pH值的升高对
以上pHpzc，表面变得主要负电荷由于
哦和磷酸盐的吸附降低
竞争吸附。在pH值为4，是一个
31.9毫克P G  1吸附量最大，约三倍的价值
在pH值9。几种工业副产品包括熔渣，
页岩，粉煤灰进行了对磷的去除
能力。他们的去除能力评估的一批研究
范围从0.31毫克P G  1至44.2毫克P G  1（westholm，2006）。