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有机污染黏壤土热脱附后热导率的变化特性

吴宇豪, 尹立普, 王晴, 范利武, 俞自涛. 有机污染黏壤土热脱附后热导率的变化特性[J]. 环境工程学报, 2021, 15(12): 3967-3973. doi: 10.12030/j.cjee.202109124
引用本文: 吴宇豪, 尹立普, 王晴, 范利武, 俞自涛. 有机污染黏壤土热脱附后热导率的变化特性[J]. 环境工程学报, 2021, 15(12): 3967-3973. doi: 10.12030/j.cjee.202109124
WU Yuhao, YIN Lipu, WANG Qing, FAN Liwu, YU Zitao. Changes in thermal conductivity of organic contaminated clay loam after thermal desorption[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(12): 3967-3973. doi: 10.12030/j.cjee.202109124
Citation: WU Yuhao, YIN Lipu, WANG Qing, FAN Liwu, YU Zitao. Changes in thermal conductivity of organic contaminated clay loam after thermal desorption[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(12): 3967-3973. doi: 10.12030/j.cjee.202109124

有机污染黏壤土热脱附后热导率的变化特性

    作者简介: 吴宇豪(1995—),男,博士研究生。研究方向:有机污染土壤热物性测试与建模。E-mail:11827030@zju.edu.cn
    通讯作者: 范利武(1982—),男,博士,研究员。研究方向:传热传质学。E-mail:liwufan@zju.edu.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划(2019YFC1805701)
  • 中图分类号: TK124;X53

Changes in thermal conductivity of organic contaminated clay loam after thermal desorption

    Corresponding author: FAN Liwu, liwufan@zju.edu.cn
  • 摘要: 为探究有机污染土壤热脱附后热导率的变化特性,采集了苏州市某原位热脱附修复场地编号为G01、G06和G09的示范区域深度为0~3 m的土壤(系黏壤土),并利用实验室的小型热脱附装置在350 ℃的条件下对污染土壤试样进行了1 h热脱附;对其热脱附前后的粒径分布以及热脱附后的化学组成(矿物质和有机质的质量分数)进行了表征,并用探针式导热仪测试了其热导率。结果表明,在高温热脱附处理过程中,土壤颗粒的团聚作用比破碎作用更强,导致热脱附后土壤粒径增大;当密度、含水率和温度等条件保持一致时,热脱附后土壤的热导率较场地原位测试时无显著变化,平均值在1.4~1.5 W·(m·℃)–1;随温度升高或干密度增大,土壤热导率均增大,且干密度对热导率的影响比温度更加显著。此外,3个采样区域的土壤热导率呈现一定的差异,其中,G06区域的热导率最大而G01区域最小,最多相差0.055 W·(m·℃)–1,这主要是由不同区域土壤中矿物质(其热导率是有机质的3倍以上)质量分数的变化所致。本研究结果可为实际热修复场地的地层温升预测提供参考。
  • 四溴双酚A(TBBPA)是一种溴代阻燃剂,由于其具有高阻燃性和低廉价格等特点,广泛应用于电子电器产品、家具、油漆、纺织品等日用品中. TBBPA在生产和使用过程中可通过多种途径进入环境. 研究表明,TBBPA具有持久性有机污染物的特征,具有生物累积性、高度亲脂性和难分解性,具有内分泌干扰效应、细胞和神经毒性、免疫毒性等,会对生态系统和人类健康构成严重的威胁[1-4]. TBBPA微溶于水且容易在土壤中聚集,土壤是TBBPA最重要的归宿之一. 近年来,如何有效降解和去除土壤中TBBPA的研究备受关注 .

    目前,土壤有机污染物修复技术包括物理修复[5]、生物修复[6-8]和化学修复[9-10],其中化学修复因其低投资、高效率、实施周期短的优点应用广泛. 过硫酸盐(PS)高级氧化技术是最常用的一种化学氧化修复技术,该技术的关键是通过热[11]、紫外光[12]和通过添加过渡金属[13]等方式活化PS. 热活化PS体系中虽然操作简单,但能耗较高,不适用大规模的处理. 在过渡金属活化PS中,亚铁离子(Fe2+)和铁离子(Fe3+)由于含量丰富、环境友好、价格低廉而被广泛用于PS活化,然而Fe2+活化PS技术仍然有一些缺陷,过量的Fe2+会抑制PS的活化,Fe3+还原为Fe2+的速率较慢,难以控制氧化体系中的量[14].

    为了提高PS活化性能,本文以典型溴代阻燃剂TBBPA为目标污染物,考虑将Fe2+活化与热活化结合,采用Fe2+耦合热活化PS处理土壤中TBBPA,考察温度、Fe2+初始浓度、PS浓度、初始pH、无机阴离子和其他金属离子对Fe2+/热/PS体系降解TBBPA的影响,以寻求土壤体系中TBBPA降解的最佳反应条件,为土壤中持久性有机污染物的修复提供依据.

    TBBPA购于上海麦克林生化科技有限公司,甲醇购于美国迈瑞达科技公司,过硫酸钠、五水合硫酸铜、七水合硫酸锌和六水合硫酸镍购于天津津科精细化工研究所,氯化钠、碳酸氢钠、氢氧化钠和七水合硫酸亚铁购于国药集团化学试剂有限公司,浓硫酸购于北京化工厂. 以上药品除甲醇为色谱纯外,其余药品均为分析纯. 实验溶液配制用水为去离子水,高效液相仪器用水为哇哈哈纯净水.

    LC-20AT 高效液相色谱仪(日本Shimadzu公司);Optima-XPN PN-100 高速离心机(BECKMANCOULTER公司);S400-B多参数pH测试仪(梅特勒-托利多仪器有限公司);FD-A10N-50冷冻干燥机(北京博医康实验仪器有限公司);HH-1-5L恒温水浴锅(江苏科析仪器有限公司);旋转蒸发仪(上海申生科技有限公司);SHA-2恒温振荡器(常州菲普实验仪器厂).

    供试土壤采自安徽省合肥市瑶海区某农田(117°21'53.424"E, 31°51'23.886"N),采集深度0—20 cm. 去除碎石、树枝杂质,经室内自然干燥,研磨后过60目筛网,储存于棕色玻璃瓶中密封保存. 经检验,土壤中无TBBPA检出. 该土壤基本理化性质见表1.

    表 1  土壤基本理化性质
    Table 1.  Basic physicochemical properties of soil
    pH孔隙比 Porosity ratio饱和度/% Saturation颗粒成分组成/% Particle composition
    <0.005 mm0.005—0.075 mm0.075—0.25 mm0.25—0.5 mm
    7.101.5095.113.317.747.721.3
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    TBBPA配制:精确称取0.250 g TBBPA粉末溶解于500 mL甲醇中,TBBPA浓度为500 mg·L−1.

    TBBPA污染土:称取500 g未污染的土壤于2 L烧杯中,加入200 mL甲醇,玻璃棒搅拌均匀后,取30 mL TBBPA(500 mg·L−1)缓缓倒入烧杯中,边搅拌使之充分混匀,接着加甲醇直至液体浸没土壤表面,用玻璃棒搅拌20—30 min,使TBBPA在土壤中均匀混合,置于通风橱中自然风干、老化2周后备用(测定TBBPA约20 mg·kg−1).

    实验选用过硫酸钠(PS)氧化剂,过渡金属离子选用Fe2+,无机阴离子选用ClHCO3,其他金属离子选用Cu2+、Zn2+、Ni2+,TBBPA初始浓度约为20 mg·kg−1,水土比3:1,选取因素包括反应温度、Fe2+浓度、PS浓度、pH、无机阴离子和其他金属离子等. 单因素实验设置参数变量下表2.

    表 2  单因素实验参数变量
    Table 2.  One-way experimental parameter variables
    单因素名称 Single factor name参数变量 Parameter variable
    温度/℃2535455565
    PS浓度/(mmol·L−115255070100
    Fe2+浓度/(mmol·L−115255070100
    初始pH3.05.07.09.0
    PS与无机阴离子浓度摩尔比1:0.11:11:2
    Fe2+与其他金属离子浓度摩尔比1:0.11:11:2
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    称取2.000 g TBBPA污染土壤于30 mL棕色玻璃瓶中,加入2 mL去离子水和2 mL 25 mmol·L−1的硫酸亚铁溶液,再加入2 mL 50 mmol·L−1的PS储备溶液,使用1 mol·L−1稀硫酸和氢氧化钠溶液调节初始pH为3.0,随即用橡胶塞密封,置于温度55 ℃的恒温振荡器中(转速200 r·min−1)12 h. 预定时间间隔(0.05、0.25、0.5、1、2、4、6、8、12 h)取出放入冰水中(5 min)并加入0.2 mL甲醇,随后将样品放入-20 ℃的冰箱中冷冻4 h后放入冷冻干燥机中冷冻干燥48 h,经预处理,测定土壤中TBBPA浓度.

    将10 mL甲醇溶剂加入待测棕色玻璃瓶中,置于25 ℃恒温振荡器中振荡8 h后,在剩余土壤中加入10 mL甲醇超声辅助萃取,萃取1 h,转移至离心管分离土壤与上清液. 随后,将离心管中的上清液经滤纸自然过滤转移至茄形烧瓶中,利用旋转蒸发仪将烧瓶中的萃取液旋转蒸发至1 mL,再用甲醇溶液重复多次提取至5 mL容量瓶,定容到刻度线,摇晃均匀,将容量瓶中的液体通过孔隙为0.22 μm的有机滤膜过滤,收集1.5 mL滤液于棕色进样瓶瓶中,用HPLC进行定量分析.

    (1) TBBPA的测定

    本实验采用高效液相色谱仪(HPLC)测定土壤中的TBBPA. HPLC分析条件为:Zorbax Eclipse XDB-C18色谱柱(5 μm,250 mm×4.6 mm),流动相为甲醇:超纯水=85:15,检测波长为230 nm,流速为1.0 mL·min−1,进样体积为10 μL,柱温35 ℃. 对标样进行定性分析,TBBPA在该分析条件下的保留时间为(5.5±0.2) min[10].

    (2) 数据分析方法

    降解率W计算公式如下所示(公式1),采用准一级反应动力学和二级反应动力学模型(公式2、3)对TBBPA降解进行分析拟合.

    W=1CtC0×100% (1)
    lnCtC0=kt (2)
    1Ct1C0=kt (3)

    式中,t为反应时间(h),C0Ct分别表示0 h和t h时TBBPA的浓度(mg·kg−1),k为拟合得到的反应动力学常数(h−1).

    比较了加热、热/Fe2+、热/PS、Fe2+/PS和Fe2+/热/PS体系对土壤中TBBPA降解效果的影响(图1),TBBPA在加热、热/Fe2+、热/PS和Fe2+/PS体系中12 h内的降解率分别为25.0%、32.0%、47.3%和89.9%. 由图可以看出,升高温度对土壤中TBBPA有一定的影响;在热/Fe2+的体系下,TBBPA降解速率小;热/PS和Fe2+/PS体系下TBBPA降解速率有进一步提升,原因主要是热和Fe2+都能活化PS产生较多的SO·4,降解TBBPA效率较高[15]. 在Fe2+耦合热活化PS体系中,实验条件:[TBBPA]0=20 mg·kg−1,[Fe2+]0=25 mmol·L−1,[PS]0=50 mmol·L−1,初始pH=3.0,温度=55 ℃,反应12 h后,降解效率可达100%,与单一热活化和Fe2+活化方式相比,降解率分别增加了52.7%和10.1%. 因此,Fe2+耦合热活化PS对降解土壤中的TBBPA有促进作用,提高温度更有利于PS产生SO4•−,从而加快降解速率,缩短TBBPA的降解时间.

    图 1  TBBPA在不同体系中的降解效果
    Figure 1.  The degradation efficiency of TBBPA in different reaction systems A control experiment was temperature=25 ℃, without Fe2+ and PS
    对照组条件CK为温度=25 ℃,未添加Fe2+和未添加PS;[TBBPA]0=20 mg·kg−1, [Fe2+]0=25 mmol·L−1, [PS]0=50 mmol·L−1, pH=3.0, T=55 ℃, t=12 h

    (1) 温度

    不同温度(25 ℃、35 ℃、45 ℃、55 ℃、65 ℃)对TBBPA在Fe2+/热/PS体系中降解的影响(如图2). 结果表明,TBBPA的降解效率随温度的升高而显著增加,在12 h内25 ℃、35 ℃、45 ℃时TBBPA的降解率分别为89.91%、91.35%、96.10%,55 ℃和65 ℃时降解率则在8 h已经达到100%. 这是由于在Fe2+活化过硫酸盐产生SO·4的基础上(公式4),在体系中升高温度,热量也可以活化过硫酸盐产生SO·4(公式5),较多地SO·4加快了TBBPA的降解. 同时利用准一级动力学方程拟合表明,TBBPA降解反应均符合准一级反应动力学;在反应温度分别为25 ℃、35 ℃、45 ℃、55 ℃、65 ℃时,其对应的反应速率常数分别为0.061 h−1、0.074 h−1、0.123 h−1、0.370 h−1、0.435 h−1. 在实际的场地修复处理中,较高温度带来高的经济成本,且反应8 h内在55 ℃和65 ℃中降解率均达到100%,因此结合经济因素和降解效能的综合考虑后,选择55 ℃为最适反应温度.

    图 2  温度对TBBPA降解的影响(a)及准一级动力学模型拟合曲线(b)[TBBPA]0=20 mg·kg−1, [Fe2+]0=25 mmol·L−1, [PS]0=50 mmol·L−1, pH=3.0, T=25-55 ℃, t=12 h
    Figure 2.  Effects of temperature on degradation efficiency (a) and pseudo-first-order kinetic plots (b) of TBBPA
    Fe2++S2O28Fe3++SO24+SO4 (4)
    S2O28+heat2SO4 (5)

    (2) Fe2+初始浓度

    在温度55 ℃、PS浓度为50 mmol·L−1、pH=3的条件下,考察不同初始Fe2+浓度(0、15、25、50、 70、100 mmol·L−1)对土壤中TBBPA降解的影响. 如图3所示,未投加Fe2+时,此时反应仅是热活化反应降解,12 h内TBBPA降解率为47.3%,当Fe2+与PS摩尔比从0.3:1增加到0.5:1,TBBPA降解率从89.6%增加到100%;而继续增大Fe2+与PS摩尔比至2:1,TBBPA的降解效率开始下降,反应结束时仅有31.1%. 由图3(b)可以看出,TBBPA的降解较好拟合二级反应动力学,降解速率常数先增大,然后逐渐减小. 可见,添加Fe2+能够有效活化PS降解土壤中的TBBPA,在Fe2+浓度一定范围内,适当提高Fe2+浓度,能加速TBBPA的降解,在Fe2+与PS摩尔比为0.5:1,降解率最大,随着Fe2+浓度增加,过量的Fe2+也能分解SO·4(公式6),从而抑制TBBPA的降解,去除率开始下降[16-17]. 因此,Fe2+与PS最佳摩尔比为0.5:1.

    图 3  Fe2+初始浓度对TBBPA降解的影响(a)及二级动力学模型拟合曲线(b)
    Figure 3.  Effects of initial Fe2+ concentration on degradation efficiency (a) and second order kinetic plots (b) of TBBPA
    [TBBPA]0=20 mg·kg−1, [Fe2+]0=0—100 mmol·L−1, [PS]0=50 mmol·L−1, pH=3.0, T=55 ℃, t=12 h
    Fe2++SO4Fe3++SO24 (6)

    (3) PS浓度

    在温度55 ℃、Fe2+浓度为25 mmol·L−1、pH=3的条件下,考察不同PS浓度(15、25、50、70、100 mmol·L−1)对土壤中TBBPA降解的影响. 如图4所示,随着PS浓度的增加,12 h内TBBPA的去除效率从50.1%提高到100%,降解速率常数也从0.014 h−1增至1.135 h−1;TBBPA完全去除所需的时间随PS浓度的增大而缩短,PS浓度50 mmol·L−1、70 mmol·L−1和100 mmol·L−1降解率达到100%的时间分别为8 h、6 h和4 h. 由此可见,增加PS浓度对TBBPA的降解有促进作用. 有研究表明,过量的PS会抑制污染物的降解[18],因为是过量S2O28会产生高浓度的SO·4,从而SO·4作为猝灭剂影响TBBPA降解(公式7、8). 考虑经济问题以及Fe2+与PS最佳摩尔比为0.5:1的情况下,则本研究PS的最佳浓度为50 mmol·L−1.

    图 4  PS浓度对TBBPA降解的影响(a)及准一级动力学模型拟合曲线(b)
    Figure 4.  Effects of PS concentration on degradation efficiency (a) and pseudo-first-order kinetic plots (b) of TBBPA
    [TBBPA]0=20 mg·kg−1, [Fe2+]0=25 mmol·L−1, [PS]0=15—100 mmol·L−1, pH=3.0, T=55 ℃, t=12 h
    SO4+S2O28S2O28+SO24 (7)
    SO4+SO4S2O28 (8)

    (4) 初始pH值

    在温度55 ℃,Fe2+与PS最佳摩尔比0.5:1条件下,进一步研究了不同初始pH值(3.0、5.0、7.0和9.0)对Fe2+耦合热活化PS体系降解TBBPA的影响. 如图5所示,当初始pH分别为3.0、5.0、7.0和9.0时,反应12 h后,TBBP降解率分别为100%、99.62%、99.68%和99.66%,随着pH从3增加到9,反应速率常数从0.370 h−1减小到0.316 h−1,酸性条件下的降解率略高于中性和碱性条件,初始pH为5.0、7.0和9.0时降解效率之间相差不大. 出现这种趋势的原因是,在酸性条件下存在一定的酸催化效应(公式9、10)[19];硫酸亚铁溶液和过硫酸盐溶液自身呈酸性;两者在反应开始前3 min时较为迅速,PS很容易氧化Fe2+成为Fe3+,Fe3+水解也会使pH值降低. 总体来说,Fe2+耦合热活化PS体系具有良好的pH适应性,pH=3.0时最为合适.

    图 5  初始pH对TBBPA降解的影响(a)及准一级动力学模型拟合曲线(b)
    Figure 5.  Effects of initial pH on degradation efficiency (a) and pseudo-first-order kinetic plots (b) of TBBPA
    [TBBPA]0=20 mg·kg−1, [Fe2+]0=25 mmol·L−1, [PS]0=50 mmol·L−1, pH=3.0—5.0, T=55 ℃, t=12 h
    S2O28+H+HS2O8 (9)
    HS2O8SO24+SO4+H+ (10)

    在场地土壤和地下水的复杂系统中,可能存在无机阴离子对过硫酸盐降解污染物的过程产生一定制约[20]. 因此我们选取氯化钠和碳酸氢钠分别作为ClHCO3的来源进行实验,在Fe2+/热/PS体系中考察不同浓度的ClHCO3对污染物降解的影响.

    (1) Cl

    在最佳反应条件下(温度55 ℃、Fe2+浓度25 mmol·L−1、PS浓度50 mmol·L−1、pH=3),不同浓度的Cl(0、5、50、100 mmol·L−1)对TBBPA降解的影响(如图6). 反应至4 h时,TBBPA的降解率分别为96.5%、96.2%、98.4%和99.4%;反应至12 h时,降解率分别为100%、99.7%、100%和100%,随着Cl浓度从0 mmol·L−1增加至100 mmol·L−1,TBBPA完全去除所需时间缩短了2 h. 由图6(b)所示,反应符合准一级动力学模型,其对应的反应动力学常数分别为0.369 h−1、0.367 h−1、0.491 h−1和0.707 h−1. 当Cl浓度较低时,ClSO·4反应生成了活性较低的Cl(公式11),低浓度的Cl对降解体系的影响不显著,而当Cl浓度较高时,此时反应产生的含氯化合物HClO成为整个体系的主要氧化物质,Cl浓度越大,促进作用越明显[21-22].

    图 6  Cl-对TBBPA降解的影响(a)及准一级动力学模型拟合曲线(b)
    Figure 6.  Effects of Cl- on degradation efficiency (a) and pseudo-first-order kinetic plots (b) of TBBPA
    [TBBPA]0=20 mg·kg−1, [Fe2+]0=25 mmol·L−1, [PS]0=50 mmol·L−1, [Cl-]0=0—100 mmol·L−1, pH=3.0, T=55 ℃, t=12 h
    SO4+ClCl+SO24 (11)

    (2) HCO3

    在最佳反应条件下(温度55 ℃、Fe2+浓度25 mmol·L−1、PS浓度50 mmol·L−1、pH=3),不同浓度的HCO3(0、5、50、100 mmol·L−1)对TBBPA降解的影响(如图7).

    图 7  HCO3-对TBBPA降解的影响(a)及准一级动力学模型拟合曲线(b)
    Figure 7.  Effects of HCO3- on degradation efficiency (a) and pseudo-first-order kinetic plots (b) of TBBPA
    [TBBPA]0=20 mg·kg−1, [Fe2+]0=25 mmol·L−1, [PS]0=50 mmol·L−1, [HCO3-]0=0—100 mmol·L−1, pH=3.0, T=55 ℃, t=12 h

    随着HCO3浓度的增大,TBBPA的降解率逐渐降低,反应至6 h时,TBBPA的降解率分别为96.5%、96.5%、95.1%和94.3%;反应至12 h时,降解率分别为100%、100%、99.5%和99.5%. 图7 (b)所示,反应符合准一级动力学模型,其对应的反应动力学常数分别为0.369 h−1、0.332 h−1、0.305 h−1和0.303 h−1. 结果表明,HCO3在Fe2+/热/PS体系中抑制了TBBPA的降解,出现这种现象的原因可能是HCO3及其转化的CO23与溶液中的SO4发生淬灭反应(公式12—14)[19],产生了活性更弱的HCO3CO3,减弱了整个反应速率,而且HCO3的加入也会致使pH的上升,导致TBBPA降解率降低.

    HCO3CO23+H+ (12)
    SO4+HCO3SO24+HCO3 (13)
    SO4+CO23SO24+CO3 (14)

    土壤中存在着大量的金属矿物,多种金属的存在也是影响应用的重要因素[23-24]. 本文选择土壤中的几种过渡金属(Cu2+、Zn2+、Ni2+)考察其对Fe2+/热/PS体系降解土壤中TBBPA的影响. 在体系最佳反应条件下(温度55 ℃、Fe2+浓度25 mmol·L−1、PS浓度50 mmol·L−1、pH=3),分别加入M2+/Fe2+摩尔比为0:1、0.1:1、1:1、2:1(M=Cu、Zn、Ni)的过渡金属离子,反应12 h后计算TBBPA降解效率. 结果如图8所示,Cu2+对Fe2+/热/PS体系表现出较好的促进作用,且随着Cu2+浓度的增大,TBBPA完全去除所需的时间从8 h(Cu2+/Fe2+摩尔比0:1)缩短到1 h(Cu2+/Fe2+摩尔比2:1);当增加Ni2+与Fe2+的摩尔比时,Ni2+显现出的促进作用由弱变强;而逐渐增大Zn2+与Fe2+的摩尔比时,对反应速率的影响出现由抑制转变成促进的双重作用. 这可能与M2+/M3+的氧化还原电位有关,△Ep(Cu2+/Cu3+)<△Ep(Ni2+/Ni3+)<△Ep(Zn2+/Zn3+),电位越低意味着催化剂越容易得到电子,有利于PS的活化[25];同时由于金属离子的氧化性Cu2+>Ni2+>Fe2+>Zn2+,Cu2+和Ni2+则更容易促使PS产生更多SO4,进而生成具有氧化性的Cu3+和Ni3+参与TBBPA降解,而Zn2+增大至一定浓度后才表现出促进作用.

    图 8  Cu2+(a)、Zn2+(b)和Ni2+(c)分别对TBBPA降解的影响
    Figure 8.  Effects of Cu2+(a)、Zn2+(b) and Ni2+ (c)on degradation efficiency of TBBPA
    [TBBPA]0=20 mg·kg−1, [Fe2+]0=25 mmol·L−1, [PS]0=50 mmol·L−1, [Cu2+]0=0-50 mmol·L−1, [Zn2+]0=0-50 mmol·L−1, [Ni2+]0=0—50 mmol·L−1, pH=3.0, T=55 ℃, t=12 h

    (1)Fe2+耦合热活化过硫酸盐的方法能高效降解土壤中TBBPA. Fe2+耦合热活化过硫酸盐降解土壤中TBBPA相比于单一热活化和Fe2+活化方式,降解率分别提升52.7%和10.1%.

    (2)对Fe2+耦合热活化PS降解TBBPA的影响因素研究表明,TBBPA的降解率随着温度的增加而升高;增大亚铁离子浓度,TBBPA的降解速率呈现出先增加后降低的趋势,Fe2+与PS的最佳摩尔比为0.5:1;增大PS浓度能够显著提高TBBPA的降解率,缩短TBBPA去除时间;Fe2+耦合热活化PS体系具有较宽的pH应用范围且在酸性条件下更有利于降解. 最优条件:温度55 ℃、Fe2+浓度25 mmol·L−1、PS浓度50 mmol·L−1、pH=3.

    (3)较高浓度的Cl-对Fe2+/热/PS体系中TBBPA的降解起促进作用,而HCO3-在研究浓度范围内均呈现抑制作用;Cu2+和Ni2+促进Fe2+/热/PS体系对TBBPA的降解,而随着Zn2+浓度的增加,TBBPA的降解速率呈现出先减小后增大的变化.

  • 图 1  实验室的小型土壤热脱附装置示意图

    Figure 1.  Schematic of lab-scale thermal desorption apparatus

    图 2  土壤热导率的探针法测试装置

    Figure 2.  Probe-type thermal conductivity measurement instrument for soil samples

    图 3  相同参数条件下热脱附前后土壤试样的热导率对比

    Figure 3.  Thermal conductivity of soil samples with same physical properties before and after thermal desorption

    图 4  热脱附后土壤试样的热导率-温度曲线

    Figure 4.  Thermal conductivity-temperature curve of soil samples after thermal desorption

    表 1  表层土壤的主要物性参数

    Table 1.  Main physical properties of soil samples in superficial layer

    采样区域ρw/(g·cm−3)ρd/(g·cm−3)ρg/(g·cm−3)eθ/%Sr/%pH
    G011.851.402.750.9732.692.07.40
    G061.831.362.751.0335.094.07.86
    G091.911.522.750.8125.887.07.15
      注:ρw为湿密度,ρd为干密度,ρg为土粒比重,e为孔隙比,θ为质量含水率,Sr为饱和度。
    采样区域ρw/(g·cm−3)ρd/(g·cm−3)ρg/(g·cm−3)eθ/%Sr/%pH
    G011.851.402.750.9732.692.07.40
    G061.831.362.751.0335.094.07.86
    G091.911.522.750.8125.887.07.15
      注:ρw为湿密度,ρd为干密度,ρg为土粒比重,e为孔隙比,θ为质量含水率,Sr为饱和度。
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    表 2  热脱附前后土壤试样的污染物浓度

    Table 2.  Concentrations of contaminants in soil samples before and after thermal desorption

    污染物名称检出下限/(mg·kg−1)热脱附前质量分数/(mg·kg−1)热脱附后质量分数/(mg·kg−1)
    G01G06G09G01G06G09
    0.053.56NDNDNDNDND
    乙苯0.051.480.39NDNDNDND
    间/对-二甲苯0.055.290.35NDNDNDND
    邻-二甲苯0.058.500.07NDNDNDND
    1,2,4-三甲苯0.057.410.13NDNDNDND
    正丁基苯0.053.270.07NDNDNDND
    正丙苯0.05ND0.06NDNDNDND
    氯苯0.050.44ND0.60NDNDND
    三氯甲烷0.051.31NDNDNDNDND
    三氯乙烯0.056.03NDNDNDNDND
    石油烃C6~C20671519NDNDND
      注:ND表示该污染物浓度低于仪器检出下限。
    污染物名称检出下限/(mg·kg−1)热脱附前质量分数/(mg·kg−1)热脱附后质量分数/(mg·kg−1)
    G01G06G09G01G06G09
    0.053.56NDNDNDNDND
    乙苯0.051.480.39NDNDNDND
    间/对-二甲苯0.055.290.35NDNDNDND
    邻-二甲苯0.058.500.07NDNDNDND
    1,2,4-三甲苯0.057.410.13NDNDNDND
    正丁基苯0.053.270.07NDNDNDND
    正丙苯0.05ND0.06NDNDNDND
    氯苯0.050.44ND0.60NDNDND
    三氯甲烷0.051.31NDNDNDNDND
    三氯乙烯0.056.03NDNDNDNDND
    石油烃C6~C20671519NDNDND
      注:ND表示该污染物浓度低于仪器检出下限。
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    表 3  热脱附前后土壤试样的粒径分布

    Table 3.  Particle size distribution of soil samples before and after thermal desorption

    热脱附状态采样区域颗粒质量分数/%
    黏粒<0.005 mm粉粒0.005~0.075 mm细砂粒0.075~0.250 mm中砂粒0.250~0.500 mm粗砂粒0.500~2.000 mm
    热脱附前G0130.662.96.500
    G0634.064.81.200
    G0944.255.30.500
    热脱附后G0114.460.824.10.70
    G0612.960.825.11.20
    G0914.563.121.50.90
    热脱附状态采样区域颗粒质量分数/%
    黏粒<0.005 mm粉粒0.005~0.075 mm细砂粒0.075~0.250 mm中砂粒0.250~0.500 mm粗砂粒0.500~2.000 mm
    热脱附前G0130.662.96.500
    G0634.064.81.200
    G0944.255.30.500
    热脱附后G0114.460.824.10.70
    G0612.960.825.11.20
    G0914.563.121.50.90
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    表 4  热脱附后土壤试样的热导率-温度拟合公式

    Table 4.  Thermal conductivity-temperature fitting formula of the soil samples after thermal desorption

    采样区域表观密度状态λ-T拟合公式R2
    G01松散λ = 7×10−4T + 0.1270.979
    压实λ = 6×10−4T + 0.1760.946
    G06松散λ = 1×10-3T + 0.1290.988
    压实λ = 1×10−3T + 0.1850.980
    G09松散λ = 7×10−4T + 0.1460.980
    压实λ = 1×10−3T + 0.1750.970
    采样区域表观密度状态λ-T拟合公式R2
    G01松散λ = 7×10−4T + 0.1270.979
    压实λ = 6×10−4T + 0.1760.946
    G06松散λ = 1×10-3T + 0.1290.988
    压实λ = 1×10−3T + 0.1850.980
    G09松散λ = 7×10−4T + 0.1460.980
    压实λ = 1×10−3T + 0.1750.970
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    表 5  热脱附后土壤试样的化学组成

    Table 5.  Chemical compositions of the soil samples after thermal desorption

    采样区域矿物质质量分数/%有机质质量分数/%其他物质质量分数/%
    石英钾长石斜长石方解石菱铁矿辉石云母黏土总计
    G0162.553.1310.381.4300012.0089.498.262.25
    G0657.704.1510.521.9401.111.1215.8892.425.132.55
    G0959.583.188.811.000.910.821.0015.5390.836.752.42
      注:其他物质指土壤中的空气、自由水等。
    采样区域矿物质质量分数/%有机质质量分数/%其他物质质量分数/%
    石英钾长石斜长石方解石菱铁矿辉石云母黏土总计
    G0162.553.1310.381.4300012.0089.498.262.25
    G0657.704.1510.521.9401.111.1215.8892.425.132.55
    G0959.583.188.811.000.910.821.0015.5390.836.752.42
      注:其他物质指土壤中的空气、自由水等。
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出版历程
  • 收稿日期:  2021-09-22
  • 录用日期:  2021-11-22
  • 刊出日期:  2021-12-10
吴宇豪, 尹立普, 王晴, 范利武, 俞自涛. 有机污染黏壤土热脱附后热导率的变化特性[J]. 环境工程学报, 2021, 15(12): 3967-3973. doi: 10.12030/j.cjee.202109124
引用本文: 吴宇豪, 尹立普, 王晴, 范利武, 俞自涛. 有机污染黏壤土热脱附后热导率的变化特性[J]. 环境工程学报, 2021, 15(12): 3967-3973. doi: 10.12030/j.cjee.202109124
WU Yuhao, YIN Lipu, WANG Qing, FAN Liwu, YU Zitao. Changes in thermal conductivity of organic contaminated clay loam after thermal desorption[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(12): 3967-3973. doi: 10.12030/j.cjee.202109124
Citation: WU Yuhao, YIN Lipu, WANG Qing, FAN Liwu, YU Zitao. Changes in thermal conductivity of organic contaminated clay loam after thermal desorption[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(12): 3967-3973. doi: 10.12030/j.cjee.202109124

有机污染黏壤土热脱附后热导率的变化特性

    通讯作者: 范利武(1982—),男,博士,研究员。研究方向:传热传质学。E-mail:liwufan@zju.edu.cn
    作者简介: 吴宇豪(1995—),男,博士研究生。研究方向:有机污染土壤热物性测试与建模。E-mail:11827030@zju.edu.cn
  • 1. 浙江大学能源工程学院热工与动力系统研究所,杭州 310027
  • 2. 中科鼎实环境工程有限公司,北京 100101
  • 3. 中国科学院南京土壤研究所,南京 210008
  • 4. 浙江大学能源清洁利用国家重点实验室,杭州 310027
基金项目:
国家重点研发计划(2019YFC1805701)

摘要: 为探究有机污染土壤热脱附后热导率的变化特性,采集了苏州市某原位热脱附修复场地编号为G01、G06和G09的示范区域深度为0~3 m的土壤(系黏壤土),并利用实验室的小型热脱附装置在350 ℃的条件下对污染土壤试样进行了1 h热脱附;对其热脱附前后的粒径分布以及热脱附后的化学组成(矿物质和有机质的质量分数)进行了表征,并用探针式导热仪测试了其热导率。结果表明,在高温热脱附处理过程中,土壤颗粒的团聚作用比破碎作用更强,导致热脱附后土壤粒径增大;当密度、含水率和温度等条件保持一致时,热脱附后土壤的热导率较场地原位测试时无显著变化,平均值在1.4~1.5 W·(m·℃)–1;随温度升高或干密度增大,土壤热导率均增大,且干密度对热导率的影响比温度更加显著。此外,3个采样区域的土壤热导率呈现一定的差异,其中,G06区域的热导率最大而G01区域最小,最多相差0.055 W·(m·℃)–1,这主要是由不同区域土壤中矿物质(其热导率是有机质的3倍以上)质量分数的变化所致。本研究结果可为实际热修复场地的地层温升预测提供参考。

English Abstract

  • 近年来,我国城市化进程和产业转型日益加快,许多企业(尤其是化工、农药、冶金等污染企业)为落实国家政策陆续迁至郊区、工业园区或关闭停产,致使城区内遗留了大量废弃的工业污染场地[1-3]。各类土壤污染物中,有机污染物的种类繁多,其具有毒性强、易致癌、易迁移等特点[4-5],对人群健康和生态环境的潜在危害大,应优先控制[6]。因此,针对有机污染场地的治理和修复工作已刻不容缓。

    热脱附技术是一种近年来被广泛采用的有机污染场地修复技术,该技术通过加热升温使土壤中的有机污染物挥发、分离并对其集中处理[7]。目前,采用热脱附技术能将土壤加热至500 ℃以上(超过大多数有机污染物的沸点)[8]。该方法具有适用范围广、修复时间短、修复效果好等优点[7],但因为加热土壤需消耗大量能源,所以该技术的应用成本较高[9]。在土壤热脱附修复工程中,只有精确掌握污染场地土壤的热物性以及污染物迁移和相变对场地温度分布的影响规律,才能有效指导加热井的合理布置以及加热功率的即时调整,进而找到降低能耗和成本的途径。目前,关于土壤修复的研究主要关注技术联用、反应机理和脱除效率等[10-12],鲜有土壤热物性对热脱附过程传热和能耗的研究。同时,虽已有大量关于土壤热物性的研究,但其背景多为农业、林业和地源热泵等领域,关于有机污染场地土壤热物性的数据较少。

    为了解有机污染场地土壤热物性的规律,本研究以苏州市某修复场地示范区域内的表层土壤为研究对象,用探针式导热仪探究了有机污染土壤在热脱附前后的热导率差异以及表观密度状态(松散或压实)和温度(10~90 ℃)对热脱附后土壤热导率的影响规律。

    • 土壤采样点位于苏州市某复合有机污染修复场地编号为G01、G06和G09的示范区域,其各自相距约30~70 m,采样深度为0~3 m。前期场地调查已获悉,该场地的主要污染物为挥发性和半挥发性有机物,包括苯、乙苯、二甲苯、氯苯、二氯苯、二氯乙烯、三氯乙烯和石油烃C6~C20等。各区域0~3 m表层土壤的主要物性参数如表1所示。

      在采集过程中,用KD2 Pro探针式导热仪、Takeme-10EC探针式水分仪、环刀和天平等仪器和工具分别测定土壤在原位状态下的热导率、含水率和密度。采集完毕后,抽取部分样品,用TM-85型土壤密度计检测其粒径分布情况,用气相色谱-质谱法检测其各类有机污染物的质量浓度。

    • 为了防止土壤中大块石砾造成热脱附管路堵塞,首先对运回实验室的土壤样品进行预处理,即将其风干、研磨后过2 mm筛。预处理后,用图1所示的实验室小型热脱附装置对土壤进行热脱附处理。外管路中土壤的运动方向与内管路中热空气的流动方向相反,因此二者可以充分换热,从而达到热脱附的目的。

      在土壤已检出的主要污染物中,石油烃C20的沸点最高,为334.8 ℃[13]。因此,本实验将热脱附温度设定为350 ℃,可将主要污染物全部脱除,同时也会使土壤中的自由水全部蒸发。热脱附持续1 h后,抽取部分样品,检测其各类有机污染物的质量浓度以判断污染物是否被全部脱除,同时检测其粒径分布。此外,用D8 DISCOVER型X射线衍射仪和重铬酸钾容量法分别检测土壤中矿物质和有机质的质量分数(亦即土壤的化学组成),以探究其对土壤热导率造成的影响。

    • 为探究热导率的变化规律,本研究用3个区域经热脱附后的土壤制备了2类试样。

      1)经过热脱附后,土壤中的有机污染物和水分发生了迁移和相变。为探究热脱附前后土壤热导率的差异,制备了密度、含水率等参数与1.1节中在示范场地采样时原位测试的土壤基本相同的试样,在(25±1) ℃(与原位测试时的温度相同)的条件下测试其热导率。

      2)在热脱附过程中,当温度低于水的沸点(标准大气压下为100 ℃)时,由于水的比热较大,故大部分能量用于加热土壤水分,致使土壤单位温升所需的能耗较高,因此需要对水的沸点以下土壤的热导率随温度的变化规律进行研究。为此,制备了一批不同表观密度状态(松散和压实)的试样,在10~90 ℃(以10 ℃为间隔)的条件下测试其热导率。试样的质量含水率均为1.9%±0.2%,系热脱附后土壤的自然含水率(绝干土壤易吸收空气中的水分,自然含水率不为0);松散试样的干密度均为(1.10±0.03) g·cm−3,系热脱附后土壤的自然堆积状态,用于与压实试样进行对比;压实试样的干密度均为(1.40±0.03) g·cm−3,参照该修复场地G01区域土壤的实际干密度(如表1所示),以期测试结果能为修复工程提供参考。

    • 图2所示,为了控制测试过程中土壤试样的温度,本实验将土壤试样盛放于特制的不锈钢圆筒容器内,并将容器置于水浴锅中。圆筒容器的顶盖通过法兰结构与圆筒连接,TR-1型探针和热电偶通过顶盖上开设的孔位竖直地插入土壤试样内部,用防水胶带固定探针和热电偶的位置以防止其松动的同时隔绝水分。连接好装置后,设定水浴锅的温度,当热电偶的读数稳定在设定温度附近达到1 h后,即认为试样内部温度分布均匀,可开始进行热导率测试。每次测试完毕后,纪录试样的热导率λ和测试过程中试样的平均温度T。为保证测试结果的可重复性,每个温度点做多次测试,每次测试均更换探针的位点。实际测试过程中,土壤的平均温度与设定值相差在1 ℃以内。

    • 表2中可知:1)经过350 ℃热脱附后,3个区域土壤中的各污染物均被脱除至低于仪器检出下限,即各污染物脱除率接近100%;2)该场地同一深度的污染情况具有显著的不均匀性,与另外2个区域相比,G01区域的污染物种类更多且浓度更高。

      表3中可知,3个区域的表层土壤均为黏壤土,经过350 ℃热脱附后,粒径均有一定程度增大且各区域之间无显著差异。其中,粒径小于0.005 mm的黏粒占比从超过30%减少至不足15%;0.005~0.075 mm的粉粒占比无明显变化;0.075~0.250 mm的细砂粒占比则从不足10%增加至超过20%,且出现了占比约1%的0.250~0.500 mm的中砂粒。陈王若尘[14]的研究也有类似发现,即温度低于300 ℃时经热脱附后土壤的粒径会减小,而高于300 ℃时粒径则会增大。土壤在受热升温时会出现大颗粒破碎[15]和小颗粒团聚[16]这两种现象,当破碎作用占优时粒径减小,而团聚作用占优时则粒径增大[14]

      在密度、含水率和测试温度都基本相同的情况下,热脱附后与热脱附前(原位测试时)土壤热导率的对比如图3所示。与热脱附前相比,G01和G06区域土壤的热导率在热脱附后增大7.6%和3.8%,而G09区域则基本保持不变,其测量平均值基本在1.4~1.5 W·(m·℃)−1的范围内。对热脱附前后的热导率进行方差分析,得到热脱附前后热导率的均方值之比F = 2.989,低于相应显著性水平(α = 0.05)下的临界值Fcrit = 7.709,这说明热脱附前后土壤的热导率无显著差异。

      在不同表观密度状态和温度的条件下,经热脱附后质量含水率为1.9%±0.2%的土壤的热导率随温度的变化曲线如图4所示。从图中可知,在10~90 ℃以内,3个区域松散状态和压实状态土壤的热导率均随温度的升高而增大。这与HIRAIWA等[17]以及陈正发等[18]的研究结果相似。经计算,在2种表观密度状态下,热导率与温度的Pearson积矩相关系数均大于0.970(显著性水平α = 0.05),呈正相关关系。土壤属于非金属材料,其导热主要依靠晶格振动为载体,温度越高则晶格振动越剧烈,越有利于热量传递。此外,压实土壤比松散土壤的热导率大,即土壤的热导率随干密度的增大而增大。干密度反映土壤固体颗粒的密实程度,干密度增大意味着土壤固体颗粒占比增大而空气占比(孔隙率)减小。由于土壤固体颗粒的热导率比空气的热导率大2个数量级,因此,干密度越大的土壤热导率越大。分别就温度和干密度对热导率的影响进行了方差分析,得到温度与热导率的F值为29.763,干密度与热导率的F值为191.348。后者大于前者,这表明干密度对热导率的影响比温度对热导率的影响更显著。

      用不同的公式对热导率λ和温度T拟合后发现,在10~90 ℃,最简单的线性式即具有足够好的拟合程度,因此,本研究给出线性拟合公式供热修复工程参考。λ-T拟合公式和拟合优度R2表4所示。

      值得注意的是,密度、含水率和温度均一致时,经热脱附后3个区域土壤的热导率却有显著差异(α = 0.05),其中,F = 3.604 > Fcrit = 2.152。最大差异出现在温度为80 ℃且表观密度状态为压实时,此时G01区域土壤的热导率为0.219 W·(m·℃)−1,而G09的则为0.274 W·(m·℃)−1,相差达到0.055 W·(m·℃)−1。热脱附后不同区域土壤的热导率比较为:G06 > G09 > G01。

      3个区域土壤的采样深度、预处理方法和热脱附条件均相同,污染物浓度均低于检出下限且粒径分布无显著差异(α = 0.05),因此,造成上述热导率差异的主要原因并非污染物或粒径分布差异,而更可能是土壤化学组成的差异。土壤有机质以腐殖质为主,其热导率的常用值为1.26 W·(m·℃)−1[19]。土壤矿物质中,石英的热导率为7.69 W·(m·℃)−1[20],其他各类矿物质的热导率在1.53~5.51 W·(m·℃)−1 [20],矿物质热导率的常用值为4.43 W·(m·℃)−1[19]。因为矿物质热导率的约为有机质的3.5倍,所以矿物质含量高而有机质含量低的土壤的热导率更大。JOHANSEN模型[21]是计算土壤热导率的经典模型之一,其公式表明土壤的热导率随石英含量的升高而增大。此外,ABU-HAMDEH等[22]通过实验发现,黏壤土的热导率随有机质含量的升高而减小,并指出研究有机质对土壤热导率影响的文献十分匮乏,无法与已有结果进行比较。如表5所示,土壤经热脱附后,矿物质质量分数G06 > G09 > G01,而有机质质量分数G06 < G09 < G01,这是导致不同采样区域土壤热导率对比呈现G06 > G09 > G01这一趋势的主要原因。

    • 1)经350 ℃热脱附处理后,土壤中的主要污染物被全部脱除;受高温热处理时的团聚作用的影响,热脱附后土壤的粒径略有增大,其热导率与热脱附前相比则无显著变化,平均为1.4~1.5 W·(m·℃)−1;土壤热导率随温度升高或干密度增大均呈增大趋势,且干密度对热导率的影响比温度更显著。

      2)温度的土壤热导率拟合计算公式具有较高精度,可供该场地或类似黏壤土质地的原位热修复工程作为热物性参考数据。

      3)土壤中矿物质质量分数的变化是导致同一场地不同区域土壤热导率呈现较大差异的主要原因。3个示范区域两两相隔仅30~70 m,但热导率的最大差值达0.055 W·(m·℃)−1,这说明对污染场地土壤热物性空间分布的精准把握有助于指导原位热修复工程的开展。

      致谢 感谢浙江大学能源清洁利用国家重点实验室李晓东教授、吴昂键讲师和王博硕士在热脱附装置使用上的指导与帮助。

    参考文献 (22)

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