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随着我国城市化和工业化的迅速发展,大量的含磷废水未经有效处理排入水环境中,导致河道和湖泊的水质急剧恶化,出现水体黑臭现象[1]。过量的磷是引起水体富营养化的主要原因[2],水体富营养化会导致藻类过度生长,降低水质,严重危害水生态系统及人类健康[3]。因此,开发经济高效的除磷技术成为研究的重点。目前,污水除磷技术主要包括化学沉淀法、生物处理法、膜处理法、吸附法等。与其他方法相比,吸附法具有操作简单,经济效益好,灵活性高等优点,使其在水处理中得到广泛研究和应用[4]。
近年来,层状双金属氢氧化物(layered double hydroxides, LDH)作为一种新兴材料得到研究人员的广泛关注,其特殊的层状结构相比其他常规吸附剂具有更好的阴离子交换能力及更高的吸附容量,同时其具有制备简单、成本廉价的优点[5]。但在以前的报道中,所制备LDH大多为
CO2−3 -LDH,而对于Cl−-LDH吸附磷的研究较少。由于CO2−3 的离子交换性能要强于H2PO−4 [6],CO2−3 不易与磷酸根进行离子交换,限制了其对磷的吸附性能。例如,EDAÑOL等[7]采用共沉淀法合成Mg-Al-CO2−3 LDH,其对磷的吸附量仅为23.792 mg·L−1。由于Mg、Al元素在地壳中丰度高,采用Mg、Al作为原料可减少成本,相对其他金属,对环境也更友好[8]。因此,本研究以Cl-作为层间阴离子以及Mg、Al为金属前体,通过成核/晶化隔离法制备了Mg-Al-Cl− LDH,通过表征手段对吸附剂吸附前后的结构形貌进行分析,且考察了其对磷的吸附性能,探究了可能的吸附机理,以期为Mg-Al-Cl− LDH吸附除磷提供参考。
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主要试剂:抗坏血酸、酒石酸锑钾、磷酸二氢钾、钼酸铵、盐酸、氢氧化钠、六水合氯化镁、六水合氯化铝,均为分析纯,均购置于西陇化工集团有限公司。
主要仪器:Bruke D8X 射线衍射仪、Nicolet 6700傅里叶变换红外光谱仪、Zeiss Gemini 300扫描电子显微镜、UV-1801紫外可见分光光度计、SHA-B恒温振荡器(上海力辰邦西仪器科技有限公司)。
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采用成核/晶化隔离法制备,即成核和晶化分开,以去离子水为溶剂。首先,按照Mg:Al摩尔比为2∶1称取一定量的MgCl2·6H2O与AlCl3·6H2O溶于100 mL去离子水中,超声处理15 min使其充分溶解混合,标记为溶液A。同时,配置一定量的3 mol·L−1 NaOH溶液作为沉淀剂,标记为溶液B。在60 ℃下同时将A、B 2种溶液滴入盛有50 mL去离子水的烧杯中并伴随高转速搅拌,整个体系pH维持在10左右。随后,将浆液置入聚四氟乙烯内衬反应釜中,在150 ℃下晶化12 h,将晶化产物离心,再洗涤至上清液pH为中性,将所得白色膏体置于鼓风干燥箱中以80 ℃恒温干燥至恒重后研磨过100目筛,得到白色粉末即为Mg-Al-Cl− LDH。
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通过静态吸附实验研究Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附,考察溶液pH、吸附剂投加量、共存离子等因素对磷的吸附效果影响。取50 mL已知浓度的KH2PO4溶液于50 mL具塞三角瓶中,用0.1 mol·L−1的NaOH和HCl调节至所需pH,投加一定量的Mg-Al-Cl− LDH,置于25 ℃、180 r·min−1恒温水浴振荡箱中振荡一定时间后取上清液经0.45 μm滤膜过滤,根据(GB 11893-1989)钼酸铵分光光度法测定滤液中的剩余磷质量浓度。按照式(1)和式(2)计算磷吸附量和去除率。
式中:qe为平衡吸附量,mg·g−1;ƞ为磷去除率,%;C0为吸附前溶液中磷的初始质量浓度,mg·L−1;Ce为吸附后溶液中的剩余磷质量浓度,mg·L−1;V为溶液体积,L;m为吸附剂投加量,g。
1)吸附动力学实验。分别在1、3、5、10、15、30、45、60、75、90、120、150 min取样测定磷质量浓度,计算吸附量,pH为5,磷的初始质量浓度为50 mg·L−1,Mg-Al-Cl− LDH投加量为1 g·L−1。采用准一级(式(3))、准二级(式(4))和颗粒内扩散(式(5))动力学模型对数据进行拟合。
式中:qe为平衡吸附量,mg·g−1;qt为时间为t时的吸附量,mg·g−1;t为吸附时间,min;k1为准一级动力学方程常数,min−1;k2为准一级动力学方程常数,g·(mg·min)−1;ki为
颗粒内扩散速率常数,g·(mg·min0.5)−1;C为与边界层厚度有关的参数。 2)吸附等温线实验。分别在磷质量浓度为20、30、50、100、150、200、250 mg·L−1的条件下测定吸附后的剩余磷质量浓度,计算吸附量,pH为5,磷的初始质量浓度为50 mg·L−1,Mg-Al-Cl− LDH投加量为1 g·L−1,吸附时间为150 min。采用Langmuir(式(6))、Freundlich(式(7))和Sips(式(8))吸附等温模型对数据进行拟合。
式中:qe、qm分别为平衡吸附量、吸附剂的最大吸附量,mg·g−1;KL为Langmuir 吸附常数,L·mg−1;Ce为溶液剩余磷质量浓度,mg·L−1;KF为Freundlich 等温吸附常数,(mg·g−1)·(mg·L−1)−n;n为吸附常数;Ks为Sips吸附参数,L·mg−1;N为非均一系数。
3) pH对吸附的影响。调节溶液pH为3~11,Mg-Al-Cl- LDH投加量为1 g·L−1,磷的初始质量浓度为50 mg·L−1,吸附时间为150 min,吸附后测定剩余磷质量浓度,计算吸附量。
4)吸附剂投加量对吸附的影响。改变Mg-Al-Cl− LDH投加量,使其投加量分别为0.4、0.8、1、1.2、1.6、2 g·L−1,pH为5,磷的初始质量浓度为50 mg·L−1,吸附时间为150 min,吸附后测定剩余磷质量浓度,计算吸附量。
5)共存离子对吸附的影响。向溶液中分别加入质量浓度为50 mg·L−1的
CO2−3 、SO2−4 、NO−3 、Cl−,Mg-Al-Cl− LDH投加量为1 g·L−1,磷的初始质量浓度为50 mg·L−1,吸附时间为150 min,吸附后测定剩余磷质量浓度,计算吸附量。 -
1) pH对吸附性能的影响。不同pH下,Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附效果如图1所示。当体系pH在3~10时,Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附量表现为先升高后降低,在pH为4~7的条件下的吸附效果最佳。由于LDH的等电点普遍较高,因此,根据吸附材料的零点电荷性质,在较低pH范围内,pH<pHpzc,Mg-Al-Cl− LDH层板上的M—OH发生质子化得到带正电荷的M—OH+,可通过静电引力吸附
H2PO−4 与HPO2−4 。磷在不同pH中的存在形式也不同(式(9))[9]。式中:pK1=2.12,pK2=7.21,pK3=12.67。
当pH为3~11时,磷酸盐主要以
H2PO−4 和HPO2−4 的形式存在;随着pH的逐渐增加,H2PO−4 所占比例先升高后降低,随后逐渐转化为HPO2−4 。由于H2PO−4 的吸附自由能低于HPO2−4 ,H2PO−4 比HPO2−4 更容易被吸附[10],且HPO2−4 与LDH形成络合相比H2PO−4 需要占据更多的吸附位点,形成的络合物覆盖了吸附位点也可能导致吸附效率的降低[11]。因此,当pH>7之后,H2PO−4 逐渐转化为HPO2−4 ,吸附量开始下降。随着pH的继续增大,当pH>pHpzc后,Mg-Al-Cl− LDH表面呈现电负性,静电斥力导致磷酸盐离子难以吸附到其表面,同时溶液中的OH−含量也逐渐增加,会与磷酸盐竞争吸附位点,因此吸附量持续下降。然而,在碱性条件下,Mg-Al-Cl− LDH依旧拥有一定的吸附量,说明静电吸附作用只是其一,吸附过程还存在其他相互作用。在pH为3时吸附量下降,可能是由于Mg-Al-Cl− LDH在较酸性的条件下溶解导致结构坍塌[11]。2)吸附剂投加量对吸附性能的影响。Mg-Al-Cl− LDH投加量对吸附效果的影响如图2所示。当投加量由0.4 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,Mg-Al-Cl− LDH对磷的去除率由43.84%增加到94.14%;增加到2 g·L−1时,去除率到达了100%。这说明Mg-Al-Cl− LDH是一种优良的磷吸附剂。然而,当吸附剂投加量增加到2 g·L−1时,吸附量由54.79 mg·L−1下降到了25 mg·L−1。这是由于:当水中磷质量浓度一定时,投加量的增加相应所提供的吸附位点越多,去除率也越高,但同时也会导致吸附能力过剩,吸附剂并未达到饱和吸附,吸附位点的利用率降低;此外,过高的投加量也会导致吸附剂的浪费,增加不必要的成本。另外,随着Mg-Al-Cl− LDH的投加量由1.2 g·L−1增加到2 g·L−1,磷的去除率的上升趋势并不明显,但磷的吸附量却持续下降。因此,为了同时获得合适磷的吸附量及去除率,后续实验的Mg-Al-Cl− LDH投加量采用1 g·L−1。
3)共存离子对吸附性能的影响。在实际废水中一般会存在多种阴离子,这些共存阴离子可能会与磷酸盐离子形成竞争吸附,从而影响吸附剂的吸附效果。图3显示了几种常见阴离子存在的情况下,Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附量及去除率变化情况。可以看出,共存离子干扰强弱的顺序为
CO2−3 >SO2−4 >NO−3 >Cl−。Cl−和NO−3 对吸附几乎没有影响。SO2−4 和CO2−3 对吸附有较大影响,主要是由于SO2−4 和CO2−3 具有更高的负价态,更容易通过离子交换进入层间[12],且SO2−4 和CO2−3 会通过静电吸附和络合作用在Mg-Al-Cl− LDH表面竞争吸附位点[13]。此外,CO2−3 的存在也会使溶液pH升高,从而导致吸附量下降。在CO2−3 的影响下,Mg-Al-Cl− LDH对磷的去除率为63%,说明其对磷酸盐具有一定的选择性。4)吸附动力学分析。本实验使用准一级动力学、准二级动力学和颗粒内扩散模型动力学对数据进行了拟合,结果如图4所示,动力学相关参数见表1。由图4(a)可知,吸附反应在前15 min非常迅速,这是因为在反应初始阶段吸附剂含有大量的吸附位点。随着时间推移,吸附剂上可提供的吸附位点逐渐较少,吸附速率逐渐平缓,在90 min左右基本达到平衡,此时饱和吸附容量为43.85 mg·L−1。由表1可知,准二级动力学模型的拟合度(R2>0.966)高于准一级动力学模型的拟合度(R2>0.819),说明Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附过程更符合准二级动力学模型,且准二级动力学拟合所得吸附容量与实验所得值接近。由此可推断Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附主要由化学吸附所控制[14]。
颗粒内扩散模型拟合见图4(b)。由表1可知,颗粒内扩散相关参数k1>k2>k3,说明吸附的过程有3个限制步骤。其中k1较大,说明第1阶段反应速率快,在Mg-Al-Cl− LDH表面上扩散的速率限制是由静电吸引引起的[15];第2阶段为磷酸盐离子通过孔隙扩散进入Mg-Al-Cl− LDH内表面,速率缓慢,受颗粒内扩散限制;第3阶段为吸附平衡阶段,吸附位点饱和,基本达到吸附平衡。直线并未经过原点,说明颗粒内扩散并不是唯一控制吸附反应速率的因素[16]。
5)吸附等温线。图5为Mg-Al-Cl− LDH的吸附等温线拟合曲线,拟合参数见表2。随着溶液中磷质量浓度增加,Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附量也随之增加。这是因为:当溶液中磷酸盐质量浓度增加时,浓度梯度具有更强的驱动力来克服固液之间的传质阻力,使磷酸盐与Mg-Al-Cl− LDH之间的碰撞概率增加。当Mg-Al-Cl− LDH的吸附位点逐渐被占据达到饱和后,吸附量不再变化,达到吸附平衡。由表2可知,吸附等温线的拟合程度为Sips>Freundlich>Langmuir。这说明Sips模型能更好的描述Mg-Al-Cl− LDH的等温吸附行为,即该体系的吸附过程在磷质量浓度低时为Freundlich模型的非均匀多分子层吸附,在磷质量浓度高时为Langmuir模型的单层吸附[17]。同时,Langmuir模型拟合的最大吸附量也与实验所得吸附量接近。Freundlich模型中1/n在0.1~0.5,表明Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附易于进行[18]。表3列举了不同吸附剂对磷的最大吸附量。可以看出,本研究的Mg-Al-Cl− LDH具有相对较高的吸附容量,作为磷吸附剂有很强的竞争力。
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Mg-Al-Cl− LDH吸附磷前后的SEM-EDS图如图6所示。图6(a)为Mg-Al-Cl− LDH的SEM图。可以看出,通过成核/晶化隔离法制备的Mg-Al-Cl− LDH为规则的六边形层片结构,晶体大小均一,表面光滑,结晶度较好,而LAFI等[24]单纯通过共沉淀法制备的Mg-Al-Cl− LDH没有达到此效果。图6(b)为Mg-Al-Cl− LDH吸附磷后的SEM图。由图6(b)可知,Mg-Al-Cl− LDH吸附磷后依旧保持层片结构但表面光滑度降低。这可能是因磷被吸附在Mg-Al-Cl− LDH表面所造成的。图6(c)和图6(d)分别为Mg-Al-Cl− LDH吸附磷前后的EDS图。由图6(c)和图6(d)可知,Mg-Al-Cl− LDH吸附磷后,图谱中出现磷元素,可见磷被成功吸附在Mg-Al-Cl− LDH上,且吸附后Cl的峰强度降低,Cl含量减少,说明氯离子通过离子交换被磷酸盐离子交换出层间。
图7为Mg-Al-Cl− LDH吸附磷前后的XRD图。在衍射角2θ值约为11.3°、22.8°、34.7°、39.1°、46.3°、60.5°、61.8°处分别对应的衍射晶面(003)、(006)、(012)、(015)、(018)、(110)、(113),表现出典型的LDH结构特征,且衍射峰强而尖锐,没有出现其他杂相峰,说明其纯度和结晶度较高[25]。在Mg-Al-Cl− LDH吸附磷后,结晶度降低,但各个特征衍射峰依然存在,说明其依旧保持层状结构。通过Jade 6.0软件分析得到,Mg-Al-Cl− LDH吸附磷后的层间距发生变化,由0.759 nm增加到0.776 nm,说明层间发生了离子交换,磷酸盐离子的插入扩大了层间距。d为0.776 nm也与磷酸盐作为层间阴离子所制备的LDH层间距接近[26]。
Mg-Al-Cl− LDH吸附磷前后的FT-IR如图8所示。图8中3 565 cm−1处较大的吸收峰是金属氢氧化物层板上—OH基团的伸缩振动,1 610 cm−1处的吸收峰为—OH的弯曲振动,表明层间结晶水的存在[27]。1 370 cm−1处为
CO2−3 中C—O的不对称伸缩振动峰,可能来自制备过程中去离子水或空气中的CO2。1 067 cm−1处属于P—O键的不对称振动峰[28],说明磷吸附在了Mg-Al-Cl− LDH上。664 cm−1处为M—O(M为Mg,Al)的拉伸振动峰[29],并且在吸附过后峰强度降低,说明M—O参与了吸附反应。此外,—OH基团对应的吸收峰发生了偏移,551 cm−1处的振动带归因于O—P—O的弯曲振动[30]。这进一步说明了磷酸盐与Mg-Al-Cl− LDH层板上的—OH通过配体交换形成了络合物。图9为Mg-Al-Cl− LDH吸附磷前后的XPS全谱图。由图9可以看出,在Mg-Al-Cl− LDH吸附磷后,出现了一个新的P2p峰,同时Cl2p峰在吸附后几乎消失,因而进一步证实了磷酸盐离子与氯离子之间的离子交换行为。
图10显示了O1s、P2p、Al2p、Mg1s的XPS谱图。图10(a)为P2p图,P2p解卷成2个重叠的峰,分别归因于磷酸盐的P2p1/2和P2p3/2,对应以
H2PO−4 与HPO2−4 形式存在的磷酸盐。图10(b)为Mg1s图,在吸附后Mg1s由1 304.09 eV向较高能级偏移了0.34 eV。图10(c)为Al2p图,Al2p1/2和Al2p3/2的峰面积比发生了明显的变化,结合能为73.85 eV对应的Al—OH峰面积比由27.24%降至19.5%,说明Mg-Al-Cl− LDH表面的羟基官能团通过配体交换形成Mg(Al)—O—P络合[31]。此外,图10(d)中O1s在结合能531.94 eV处对应的M—OH(M为Mg,Al)峰在吸附后峰面积比由86.45%降至75.28%,M—O的比例由13.55%升高至24.72%,也表明了Mg-Al-Cl− LDH上的含氧官能团对磷酸盐具有很强的亲和力[32],其表面的—OH参与了磷酸盐的吸附过程形成了M—O—P络合[33]。以上对吸附剂的表征分析结果表明,Mg-Al-Cl− LDH吸附磷酸盐的机理为层间阴离子交换(式(10))、配体交换形成单齿或双齿络合(式(11)和式(12))以及在pH较低时(pH<pHpzc)存在静电吸附(式(13))。
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1) Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附效果优于前人所研究的Mg-Al-
CO2−3 LDH。pH会影响Mg-Al-Cl− LDH的吸附性能,在pH为4~7时吸附效果最佳;随着pH增大,吸附量会下降。在50 mg·L−1磷的质量浓度下,Mg-Al-Cl− LDH对磷的去除率随投加量增加持续上升,当其投加量为2 g·L−1时,水中磷可全部去除。在质量浓度为50 mg·L−1的CO2−3 的影响下,Mg-Al-Cl− LDH对磷的去除率在60%以上,表现出一定的选择性。2) Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附在前15 min反应迅速,在90 min时可达到吸附平衡,符合准二级动力学模型,吸附过程主要为化学吸附,颗粒内扩散并不是唯一控制吸附反应速率的因素。Sips模型能更好的描述吸附过程,对磷的理论最大吸附量可达62.46 mg·g−1。
3)通过表征分析发现,成核/晶化隔离法制备的Mg-Al-Cl- LDH拥有规整的六边形层片结构,具备典型的LDH结构,且晶体大小均一,结晶度较好,在吸附磷后依旧保持层状结构。Mg-Al-Cl- LDH对磷酸盐的吸附机理主要为静电吸引、离子交换、配体交换过程。
Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附性能及其机理
Adsorption performance and mechanism of Mg-Al-Cl− LDH on phosphate
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摘要: 通过成核/晶化隔离法制备了氯离子型镁铝层状双金属氢氧化物(Mg-Al-Cl− LDH),并用于磷酸盐的吸附;借助扫描电镜(SEM)、X射线衍射仪(XRD)、傅里叶红外光谱仪(FT-IR)、X射线光电子能谱(XPS)进行了表征,并探究其吸附磷酸盐的机理。结果表明:当pH为4~7时,Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附效果较好,而在碱性条件下吸附量会下降;磷质量浓度为50 mg·L−1,当pH为5时,Mg-Al-Cl− LDH投加量为2 g·L−1时,磷去除率可达到100%;共存离子
CO2−3 会对吸附产生一定影响,当CO2−3 质量浓度为50 mg·L−1时,磷去除率由87%降低到63%。Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附过程在前15 min迅速,90 min时达到平衡,符合准二级动力学和Sips吸附等温模型,说明主要吸附过程以化学吸附为主,理论最大吸附量为62.46 mg·g−1。表征结果表明,Mg-Al-Cl− LDH为典型的六边形层片结构,吸附后依旧保持该结构。Mg-Al-Cl− LDH对磷的吸附机理主要为静电吸引、层间阴离子交换、配体交换过程。Abstract: The chloride ion type magnesium aluminum layered double hydroxide (Mg-Al-Cl− LDH) was prepared by nucleation and crystallization isolation method, and used to absorb phosphate. Scanning electron microscope (SEM), X-ray diffractometer (XRD), Fourier Infrared Spectroscopy (FT-IR) and X-ray Photoelectron Spectroscopy (XPS) were employed to characterize the fresh and P absorbed Mg-Al-Cl− LDH and identify the corresponding adsorption mechanism. The results show that Mg-Al-Cl− LDH had a good adsorption performance towards phosphate at pH 4~7, whereas the adsorption capacity decreased under alkaline conditions. At the initial phosphate concentration of 50 mg·L−1, pH 5 and Mg-Al-Cl− LDH dosage of 2 g·L−1, the phosphate removal rate could reach 100%. The coexisting anion ofCO2−3 had a certain influence on the adsorption, at its concentration of 50 mg·L−1, the phosphate removal rate decreased from 87% to 63%. The phosphate adsorption process on Mg-Al-Cl− LDH was rapid in the first 15 min, then reached equilibrium in 90 min, which conformed to the pesudo-second-order kinetics and the Sips adsorption isotherm model. This indicated that the adsorption process was dominated by chemical adsorption with the maximum theoretical adsorption capacity of 62.46 mg·g−1. The characterization results showed that Mg-Al-Cl− LDH was a typical hexagonal layered structure and still maintained it after adsorption. The phosphate adsorption mechanism on Mg-Al-Cl−LDH was mainly electrostatic attraction, interlayer anion exchange and ligand exchange.-
Key words:
- layered double hydroxide /
- phosphate /
- adsorption /
- influencing factors /
- adsorption mechanism
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重金属污染场地,指长期进行矿产冶炼、电镀加工、不锈钢生产、仪表机械制造等产业的重金属企业厂区,因没有采取严格规范的环保措施[1],产生废气沉降、废液灌溉和废弃物堆积[2]等,从而直接或间接污染土壤的工业场地,直接或间接造成的被重金属元素污染土壤的工矿业场地。重金属污染具有隐蔽性强、潜伏期长、污染后果严重等特点[3]。据2014年发布的《全国污染土壤调查状况公报》[4](简称公报),我国土壤的总超标率达到了16.1%。其中,工矿业废弃地的土壤环境问题突出,比较典型且污染严重的地块类型有3种:重污染企业用地的招标点位占调查总数的36.3%;工业废弃地的超标点位占调查总数的34.9%;工业园区的超标点位占调查总数的29.4%。土壤污染主要由无机污染物造成。该公报列举了铜、汞、镍、镉、铬、砷、铅、锌8种重金属元素作为无机污染物,并对其进行了详细说明。
随着我国“退二进三”的城市化发展及产业结构升级,城市的工业污染场地引起人们关注,其中重金属是主要污染源,影响周边居民健康,制约土地资源的二次利用[5]。近年来,我国针对重金属污染场地的污染修复技术发展日渐成熟,基于已有的技术研究,董家麟[6]以国内外大量文献综合分析各项技术的优缺点及应用范围;宋立杰等[7]介绍且分析了各项修复技术的实施方法;晁文彪[8]通过研究专利技术对重金属污染修复技术的发展趋势作出了展望。但目前大多数研究聚焦于重金属污染土壤的整体技术发展现状,单独对场地修复技术进行研究的综述类文献较少。本研究对重金属污染场地修复技术专利(简称专利)进行了计量分析,探究各项技术的发展趋势。
1. 数据来源与分析方法
本研究是基于国家知识产权局专利检索及分析网站进行的检索,设计检索式以关键词“重金属”和“土壤”为主,排除了农、矿、垃圾、肥、污泥等几个关键词,此外,在中国知识资源综合数据库(简称中国知网)以同一个检索式进行二次检索,以专利公开日为日期标准,截取时间段为2002年1月1日—2019年5月24日的专利,筛选排除了农田土壤修复、土壤重金属检测方法、土壤重金属来源分析及风险评估方法等专利,得到关于重金属污染场地修复技术的公开专利1 556项。梳理筛选得到的专利,将专利的名称、公开日、授权日、公开号、研究机构、发明人、技术类型、目标重金属、应用效果、优点等录入Excel并利用筛选功能、查找功能进行公开年份(分析年度变化均以此为标准)、目标重金属、技术类型的统计;利用Origin软件制图。文中2019年的专利数量为2019年1月1日—2019年5月24日的专利数量总和,采用文献计量学方法系统总结了重金属污染场地修复技术的现状、特点及发展趋势。
2. 数据分析
2.1 专利总量的统计与分析
1)专利总量年度变化。2002—2019年公开的专利总数、授权发明专利数量及实用新型专利数量年度变化趋势见图1。公开专利的研究进程可以分为4个阶段。第1阶段为2002—2009年,该阶段公开的专利数量增长几乎停滞;第2阶段为2009—2013年,国内研究处于起步阶段,平均增长率约为16项·a−1;2013年进入了重金属污染场地修复的第3阶段,公开的专利数量快速增长,平均增长率为67项·a−1,尤其是2016—2017年,公开的专利数量增长了101项;第4阶段是2017年至今,公开的专利数量稍有回落,趋于稳定,2018年公开的专利数量为219项,2019年1—5月公开的专利数量为141项。第3阶段的公开专利数量增长可能因为2012年国家将土壤修复列入《“十二五”国家战略性新兴产业发展规划》(国发[2012]28号)的“先进环保产业发展路线图”,江苏省、广东省、重庆市、湖南省等地普遍关停了多家企业,开展了工矿企业搬迁原址场地土壤的修复[9],激发了土壤修复产业的活力。
在此期间,授权专利数量总体呈增长趋势,实用新型专利在2014年开始发展,专利数量占专利总数的比例逐渐增大,2014年占比为13.70%,2016年占比为14.64%,2017年占比为15.23%。这说明修复治理重金属污染场地的各项技术研究成熟后,研发具有自主知识产权、符合我国国情的重金属污染场地修复装置和设备也引起了人们重视。
2)专利总量区域分布和机构分布。申请公开专利数量占据全国前10名的区域见表1。由表1可知,江苏省、湖南省、广东省、北京市是主要的专利申请地区,被公开的申请专利数量分别为225、155、153和147项。这4个省份公开专利数量比较多,其主要原因为:第一,可能是因为当地科研机构多、科研氛围浓厚。全国范围内申请重金属污染场地修复技术专利的机构总数为611个,其中江苏省、湖南省、广东省、北京市的机构数量分别为71、58、72和64个,4个省份的机构数量总和近乎占据了全国研究机构总量的一半;第二,可能是当地的工业结构和产业需求促进了重金属污染土壤修复技术的发展。2011年,廖晓勇等[5]提出,我国达到工业规模级别的重金属冶炼企业及重金属压延加工企业数量众多,其中这类企业在江苏省的数量最多,浙江省、广东省、湖南省名列前茅,在产业结构调整和城市化发展的推动下,重金属污染场地的修复成了这些省份必须解决的问题,因此,修复技术的研究发展也相应较快。
表 1 区域专利数量前10名和区域机构数量前10名Table 1. Top 10 regions in patent numbers and top 10 regions in organizations区域 专利数量/项 区域 机构数量/个 江苏省 225 广东省 72 湖南省 155 江苏省 71 广东省 153 北京市 64 北京市 147 湖南省 58 上海市 92 上海市 38 浙江省 91 山东省 35 湖北省 86 湖北省 33 四川省 75 安徽省 32 山东省 66 浙江省 31 安徽省 57 四川省 29 3)公开专利的重金属研究对象及其适用技术分析。常见的重金属研究对象为镉、铅、铜、锌、铬、砷、汞、镍,其中研究镉、铬、铜、铅、锌等5种重金属的公开专利尤其多,用于处理镉、铅、铜、锌、铬、砷、汞、镍为主的污染场地的公开专利分别为324、257、186、163、140、91、77和58项,关于其余重金属污染场地修复技术的公开专利均不足50项,这说明以上列举的几种重金属的处理技术研究比较成熟。其中,铜、铬、锌、镍、锰等几种重金属的技术研究均是从生物修复技术起步,再扩展研究其他技术的应用。固化/稳定化技术在各类重金属污染场地的技术占比为31.48%~54.55%,可以普遍应用于各种重金属污染场地,适用性广;生物修复技术则常用于镉、铅、铜、锌、锰等几种重金属污染场地,技术占比为25.77%~41.18%,这主要取决于可筛选应用于不同重金属污染场地的生物资源丰富度;联合修复技术比较适用于铬污染场地,技术占比达到24.29%,对于一些其他重金属污染,如钴、锶、锑、铯、硒,这几种金属的联合修复技术研究也在2014年和2017年有所发展;淋洗修复技术常用于修复镉、铅、铜、锌、镍、砷、汞等重金属污染场地,技术占比均为10%~15%;物理修复技术在镍、锰、铬、铜、汞几种重金属污染场地应用得比较多,技术占比为9.09%~12.14%,主要是吸附修复技术和电动修复技术发展得比较好,热脱附修复技术主要应用在汞污染场地和砷污染场地中,磁分离修复技术则主要应用于铬污染场地、铜污染场地和铅污染场地。
2.2 各项技术的统计与分析
固化/稳定化技术修复重金属污染场地的公开专利总数、授权发明专利数量和实用新型专利数量统计结果见图2。该项技术在2010年才开始发展,整体呈现上升趋势,2013—2017年发展最为迅猛,近2年发展趋势有所回落。迄今为止,2015年固化/稳定化技术的授权发明专利数量最多,实用新型专利变化一直波动不大。固化/稳定化技术是一种高效、快速治理重金属污染场地的技术,该技术主要通过调节土壤pH、离子交换、螯合作用、络合作用、吸附作用等方式改变重金属离子的赋存形态,降低其生物有效性和生态毒性,从而达到固化/稳定化重金属的目的。近几年,固化稳定化技术的主要发展趋势是研发绿色环保固化/稳定化药剂、降低二次污染的风险。以往大量研究选用水泥、石灰等作为固化/稳定化修复药剂的主要成分进行修复,易出现土壤板结或过度石灰化的现象,既覆盖了重金属污染土壤的表面,影响治理效果,也不利于污染土壤的二次利用;部分研究选用化学药剂作为固化/稳定化修复药剂,易造成土壤盐碱化或者酸化、碱化土壤。因此,天然材料如秸秆、贝壳粉、木质素等材料的应用得到了重视。此外,国内重视以废治废、变废为宝的理念,对钢渣、废弃石膏、电石渣等进行利用,但由于易造成二次污染,材料逐渐由钢渣转变成具有生物可降解性的废料,如糖醛渣、农林废弃物、城市污水厂的污泥,降低成本和环境风险。
利用生物修复技术修复重金属污染场地的公开专利总数、授权发明专利数量和实用新型专利数量统计结果见图3。自2005年起,该项技术的专利总数基本呈现上升趋势,授权发明专利的数量在2013年后呈递减趋势,实用新型专利发展缓慢。生物修复技术是指利用自然界的生物资源,如通过微生物菌株、超累积植物和蚯蚓等吸收或移除土壤中的重金属,从而对重金属污染场地进行修复。该技术主要包括植物修复技术、动物修复技术、微生物修复技术、生物联合修复技术。目前,研究者偏向于发展动物和微生物辅助超累积植物吸收重金属为主的生物联合修复技术。近几年,研究重点主要包括3个方面:一是如何提高植物对重金属的吸收效率,常用方法包括施加生物炭基肥[10-12]、微生物复合菌剂[13-15]或动物[16-17]等;二是如何保证种子在重金属污染土壤中的存活率,现有的解决办法包括生态修复床[18-19]、人工包埋种子[20]、增加纤维丝隔离层[21-22]等;三是如何筛选生物资源,植物修复技术一般采用生物量大、生长迅速、重金属超累积容量大的植物,微生物修复技术则一般采用对重金属耐受性较高的菌株,例如芽孢杆菌和霉菌。
淋洗技术修复重金属污染场地的公开专利数量、授权发明专利数量和实用新型专利数量统计结果见图4。淋洗修复技术的公开专利在2011年开始发展,专利总数基本呈现上升趋势,2017年专利总数达到44项。淋洗修复技术主要是异位修复,须依赖装置设备,提高修复效果,降低淋洗剂用量[23-27]。其核心在于淋洗剂的选用和实际场地的实施,这2个要素决定了淋洗技术能否在重金属污染场地修复领域中广泛被应用。淋洗常选用酸溶液作为淋洗剂,但EDDS、聚环氧琥珀酸、柠檬酸、苹果酸等可生物降解的酸溶液价格昂贵,因此,常配合水、硝酸或盐酸、氯化铁水溶液、吐温80等其他淋洗剂使用,从而降低环境风险和药剂成本;场地实施一般利用振荡进行淋滤,为加快淋洗速度,郭红岩等[28]和郭军康等[29]开始研究通过微波/超声波等促进淋滤过程,目前,郭军康等[30]已同步设计了超声波强化萃取装置,但尚未有应用实例。
物理修复技术是指利用阻隔、吸附、电迁移、电泳、电渗析、热脱附、磁场效应等物理原理对重金属污染场地进行修复的技术,主要包括电动修复技术、吸附修复技术、阻隔修复技术、磁分离修复技术和热脱附修复技术。
电动修复技术的公开专利数量、授权发明专利数量和实用新型专利数量统计结果见图5。2017年之前电动修复技术的公开专利数量总体呈上升趋势,2017年达到最大值27项;授权发明专利数量有所波动,2017年前实用新型专利的数量呈持续上升的趋势。目前,电动修复技术的研究热点主要是电动装置的创新,既包括电极、电解液等的材料创新,也包括电动装置本身的结构组成创新。
吸附修复技术的公开专利数量、授权发明专利数量和实用新型专利数量统计结果见图6。2014年授权发明专利达到峰值,2015年实用新型专利开始发展。目前,研究比较成熟的有海藻酸钠制备吸附板和吸附微球[31-33]、农业废弃物制备生物炭[34-36]等,技术重点主要是对吸附材料进行改性提高其吸附效率,增大吸附容量;常用的原材料一般是黏土矿物,如凹凸棒土、膨润土、沸石、二元水滑石等,也有有机高分子材料,例如树脂、凝胶球等。
其他物理修复技术还包括磁分离修复技术、热脱附修复技术和阻隔修复技术等。磁分离修复技术只能应用于磁性重金属,2014年后,每年的公开专利数量维持在4~5项,2018年、2019年的公开专利总数均为6项;热脱附修复技术从2014年开始发展,整体呈缓慢的上升趋势,主要适用于含汞、砷的重金属污染场地,应用范围狭窄、耗能较高,研究重点是不同类型的热脱附装置[37-39],2014年开始发展,整体呈缓慢上升趋势;阻隔修复技术的公开专利数量保持波动。
联合修复技术的公开专利数量、授权发明专利数量和实用新型专利数量统计结果见图7,该项技术从2013年开始发展,公开专利数量总体呈现上升趋势,2017年,达到最大值为87项,主要集中为研究原位修复重金属污染的阻隔装置[40-42];授权发明专利的数量在2014年较多;实用新型专利则在2017年达到峰值。
联合修复技术指联合1种或2种以上技术进行重金属污染场地的修复治理,通常是以固化/稳定化技术、生物修复技术和淋洗修复技术为主,物理修复技术为辅进行。电动修复技术[43-46]、吸附修复技术[47-49]和热脱附修复技术[50-53]均常与淋洗修复技术联用,通过吸附等方式富集淋出液中的重金属后,淋出液可以进行回用,此外,其也常与生物技术联用,加快植物吸收重金属的速率;磁分离技术逐渐受到重视,该项技术配合固化/稳定化技术应用于重金属污染场地,可有效移除场地土壤中的重金属[54-55],配合淋洗技术使用则可以快速吸附淋出液的重金属,使得淋出液可以回用[56-59]。
3. 结论
1)近几年,研究者更加重视相关装置的发展,直接反映为实用新型专利的数量占比显著提高。
2)国内重金属污染场地修复技术的公开专利发展可分为4个阶段,2013—2017年发展迅猛,平均增长率为66项·a−1,近2年发展渐缓。其中,江苏省、北京市、广东省、湖南省的科研机构众多,公开专利总数也比较多。
3)综合适用对象范围、研究机构数量、公开专利数量及年份变化趋势等因素进行评估,可以看出,目前,发展较好的重金属污染场地修复技术依次为固化/稳定化技术、淋洗修复技术、物理修复技术,以废治废、降低成本仍然是研究热点。
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表 1 吸附动力学拟合参数
Table 1. Adsorption kinetics fitting parameters
准一级动力学 准二级动力学 颗粒内扩散 qe(cal)/(mg·g−1) k1/min−1 R2 qe(cal)/(mg·g−1) k2/(g·(mg·min)−1) R2 k1/(g·(mg·min0.5)−1) R12 k2/(g·(mg·min0.5)−1) R22 k3/(g·mg·min0.5)−1) R32 41.476 0.357 0.819 43.460 0.014 0.966 7.596 0.961 1.068 0.979 0.076 0.564 表 2 吸附等温线拟合参数
Table 2. Adsorption isotherm fitting parameters
温度/K Langmuir Freundlich Sips qm /(mg·g−1) KL /(L·mg−1) R2 1/n KF R2 qm /(mg·g−1) Ks /(L·mg−1) N R2 298 54.524 1.194 0.890 0.134 29.563 0.929 62.460 0.876 0.470 0.989 -
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