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随着我国城市化进程的加速,大量工业企业根据政策需求停产或搬迁,从而遗留了大量污染地块亟待修复[1]。2020年,我国261个工业污染场地修复工程中,约有63.2%为有机污染场地[2],污染物种类分布主要为多环芳烃类、总石油烃和苯系物等挥发性和半挥发性有机污染物[3-4],污染物种类多,毒性大,因此有机污染场地修复是土壤环境治理工作的重点之一。
原位热脱附技术因其具有修复周期短、可靠性高、适用性强、二次污染可控等优点,在有机污染场地修复中被快速推广应用[5-6]。根据加热方式的不同,原位热脱附技术可分为热传导加热 (Thermal Conduction Heating, TCH) 、电阻加热 (Electrical Resistive Heating, ERH) 、蒸汽强化抽提 (Steam-Enhanced Extraction, SEE) [7-8]以及阴燃加热[9]、射频加热[10]等。由于各工艺加热机制不同,所适用的污染场地类型也各不相同。SEE技术是将高温水蒸汽注入污染区域,提高土壤温度,促进污染物的挥发,然后利用气流将污染物带出,达到去除污染物的目的[11]。该技术易与其他技术联用,针对污染物沸点低、地层渗透性和均质性都较好的污染场地具有良好的适用性,尤其在针对包气带非水相液体 (NAPLs) 污染修复方面具有较好应用前景[12-15]。
国内外关于SEE技术的应用研究中,蒸汽注射井和抽提井通常采用垂直井形式。垂直井设计、施工简便,单位延米建井及安装成本较低,针对污染垂向分布复杂的场地具有较强的适用性,但针对污染呈水平带式分布或存在地表障碍物的污染地块,垂直井的劣势开始凸显。相较于垂直井,水平井具有与污染物接触面积大、可直接进入地表障碍物下方修复、地面设施少、占地面积小[16]等优点。针对水平方向扩散范围较广的污染羽及存在于不可移动/拆除建构物 (比如建筑物、道路等) 下方的污染修复或风险管控,水平井具有明显的技术优势。随着场地修复工程对非开挖技术的需求越来越多,有关水平井的研究和应用开始增多。2001年,The Interagency DNAPL Consortium (IDC) [17]在美国卡纳维拉尔角34号发射场组合应用水平井和垂直井验证蒸汽注入/抽提 (SI/E, steam injection/extraction) 对地块中TCE-DNAPL的去除效果,实验结果表明,应用SI/E后,污染地块内的总TCE质量减少了85%,DNAPL质量减少了约89%。2015年,美国加利福尼亚州北岛海军航空站[18]应用水平井对场地内有机污染进行蒸汽加热强化NAPL回收,经过处理后,场地建筑内空气中的三氯乙烯水平下降到可接受水平,而蒸汽注入系统的运行,促进了TPH回收率的大幅提高,同时VOCs的回收率也略有提高。国内有关水平井用于土壤修复的研究起步较晚,目前尚无应用水平井实施SEE技术的工程案例报道。目前,针对水平井蒸汽加热土壤过程中的加热影响半径、土壤升温和冷却速率等关键参数的研究极少,而这些参数对于水平井式原位蒸汽加热工程设计至关重要。本研究通过示范工程验证实施了一种非开挖式水平井施工方法,并通过中试实验观察水平井原位蒸汽加热土壤过程中的温度变化规律,分析热量扩散方向,确定应用水平井蒸汽加热土壤的影响半径,以期为同类工程设计提供参考。
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中试实验场地位于山西某煤气化企业遗留污染地块内,实验场地面积约1 000 m2,污染埋深为−3~0 m,主要污染物有PAHs等。地块地质勘察结果表明,场地地层可划分为7个大层及其亚层,地层岩性分布如表1所示。在实验地块内距离地表不同深度采集3个土工样品测定土工参数,结果如表2所示。实验地块内地下水位较深,无需考虑地下水的影响。
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本实验系统由蒸汽发生单元、水平井注射单元、温度监测系统、地面保温层等4部分构成。其中,蒸汽发生单元由蒸汽发生器组成,额定蒸汽产生量为0.5 t∙h−1、额定蒸汽压力为0.7 MPa、饱和蒸汽温度为171 ℃;水平井注射单元由地上蒸汽输送管道和地下水平蒸汽注射井组成,水平井井管为耐高温、耐腐蚀的预制滤料水平井管 (图1) ;温度监测系统由K型热电偶 (量程0~300 ℃) 组成;地面保温层由“土工布+HDPE膜+土工布+10 cm混凝土”自下而上顺序铺垫而成。
本实验于2.5 m深度布设1口水平蒸汽注射井,并沿其轴向和径向不同距离布设数口垂直测温井 (图2) ,用于监测注射井周边土壤温度,探索蒸汽在土壤中的扩散情况。设字母“T”代表井类型为温度监测井,第一位数字代表监测井编号,第二位数字代表不同深度监测点。其中,“1”代表0.5 m深度监测点,“2”代表1.5 m深度监测点,“3”代表3.2 m深度监测点。
水平蒸汽注射井施工采用非开挖式水平定向钻进工艺,施工水平段总长约为10 m,由5段单根长度为2 m的预制滤料水平井管顺次连接形成,井管间采用不锈钢波纹软管做软连接,以减小水平井曲率半径,减少施工造斜段长度,减少耗材,降低施工成本。利用水平定向钻进技术进行水平井施工的示意图如图3所示,施工步骤如下。
1) 钻孔曲线设计。根据管道材质、铺设要求、钻孔地质条件、施工设备等条件进行钻孔曲线设计,确定造斜点、曲线段曲率半径、钻具入土角、出土角等钻孔轨迹参数,绘制施工图。
2) 测量定位放线。依据施工图要求测量放线,测定管道入土点、出土点,放出钻机安装位置线、管道两端具体轴线位置及标高。
3) 水平定向钻机就位与调试。根据施工图,将钻机及附属配套设备锚固在预定位置,经检查确认后,设备进行试运转,检查各部位运行情况;调、校控向系统,将测量数据存储于计算机内;调试泥浆系统。
4) 导向孔施工。按预先与地面放出的管道平面中心线,沿设计要求的管中高程进行钻孔。导向施工期间,控制好每根钻杆的斜度和深度值,每3 m记录1次导向数据,并与设计曲线对比,减小偏差,确保工程施工准确性。
5) 回拉扩孔。钻孔导向完成后,将传感器拆卸下来,更换为钻头,根据穿越管径实际情况进行回拉扩孔,扩孔孔径一般为管径的1.2~1.5倍。
6) 管道回拖。将管道与回拖头连接,开始回拖,管道两端做好封堵,避免泥浆进入管道。拉管施工过程中需匀速回拖,直至成品管线在钻机侧出土为止。回拖过程中严格控制泥浆流量、回拖速度,记录钻机的扭矩、回拖力,出现异常立即报告。
待实验系统组装完成后,打开蒸汽注入管道阀门,同时启动电源,蒸汽注射连续运行43 h后,停止注射。再持续降温113 h,观察实验全过程中蒸汽注射井周边土壤的温度变化。
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1) 沿水平井轴向土壤温度变化。为研究蒸汽加热过程中沿水平井轴向方向的土壤升温情况,在距离蒸汽注射井一侧0.5 m处沿轴向分布T1、T2、T3、T4等4口测温井,加热过程中监测沿轴向同一深度不同测点温度变化 (以1.5 m深度监测点为例) 。由图4可知,加热5.5 h后监测点T12升至峰值温度95.8 ℃,加热17 h后T22升至峰值温度96.8 ℃,加热27 h后T32升至峰值温度96.4 ℃,加热36 h后T42升至峰值温度88.6 ℃。由此可知,蒸汽注射过程中,高温蒸汽在注射井跟端筛缝流出较多,至趾端出汽量逐渐减少,导致蒸汽注射井跟端土壤升温速率较快,温度上升幅度较大;注射井趾端土壤升温速率较慢,温度上升幅度也较小。这与王增林等[19]在模拟不同类型注汽井水平段配汽效果的研究中得出的结果类似。因此,为避免高温蒸汽在水平蒸汽注射井跟端和趾端配汽不均,导致跟端和趾端周边温场分布不均匀,工程设计时可通过调整开筛率,在水平井跟端减少开筛或趾端加密开筛,使得蒸汽注射井跟端和趾端配汽量较为均匀,周边温场轴向分布较为均衡。
另外,根据T1监测井中不同深度测点的温度变化可知 (图5) ,T11在蒸汽加热运行5.5 h后升至峰值温度96 ℃,T12在蒸汽加热运行5.5 h后升至峰值温度94 ℃,T13在蒸汽加热运行19.5 h后升至峰值温度96.8 ℃。监测点T11距离蒸汽注射井较T12、T13远,却和T12同时达到峰值温度,且比T13更早达到峰值温度,产生这种现象的原因是实验区域地层为非均质土层,由上至下分布有人工填土层、 粉土层和 粉质粘土层,土壤渗透性差异较大。因注射井至监测点T11间可能局部存在渗透性较强土壤,具有较强的蒸汽导流能力,在注射井至监测点T11间形成蒸汽扩散优势通道,高温蒸汽通过优势通道率先达到地层上部,导致距离注射井较远的土壤优先升温。
2) 沿水平井径向土壤温度变化规律。为研究蒸汽加热过程中沿水平井径向方向上土壤的温度变化,沿蒸汽注射井径向0.5、1.0、1.8 m处分别设置测温井,对周边土壤温度进行监测,测温井记为T2、T5、T6,加热过程中沿蒸汽注射井径向不同距离监测点温度变化如图6所示。由图6可知,沿蒸汽注射井径向分布的各监测点温度随加热时间的增长呈逐步上升趋势,待升至峰值温度后,温度涨势趋于平缓。监测点距离蒸汽注射井越近,温度峰值越高;距离蒸汽注射井越远,温度峰值越低。这与陈俊华等[20]研究垂直加热井周边土壤的温度变化得到的结果相似。当监测点温度达到峰值后,继续加热,监测点温度变化不大,加热运行由升温阶段进入保温阶段。
3) 蒸汽加热影响半径分析。不同加热时间沿蒸汽注射井径向分布的温场如图7所示。有文献表明[21],随着蒸汽注入点周围地下温度的升高,蒸汽冷凝前锋沿径向向外移动。随着持续的蒸汽注入,冷凝前锋最终与系统抽提井相交,以抽提回收蒸汽和污染物。蒸汽注射井至抽提井的间距即蒸汽加热影响半径。由图7可知,目标加热温度不同,加热相同时间蒸汽扩散影响半径不同。假设目标加热温度为50 ℃,则加热至19.5 h时,高温蒸汽沿水平井径向加热影响半径达到1.8 m。加热半径是水平加热井间距设计的关键影响因素,本实验结果可为工程设计提供参考。
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根据加热过程中土壤的温度变化,可将原位蒸汽加热修复土壤的全过程分为3个阶段,分别是升温阶段、保温阶段及降温阶段。为研究蒸汽加热修复土壤全过程中周边土壤的温度变化规律,进一步探究了停止高温蒸汽注射后,周边土壤自然冷却过程中的温度变化情况。
1) 沿水平井轴向土壤温度变化规律。在蒸汽加热连续运行43 h后,停止高温蒸汽注射,继续观察沿水平井轴向分布的测温井T1、T2、T3、T4中各测点的温度变化。以停止加热的时点为起始时间,持续观察113 h,得到沿水平井轴向同一深度土壤在自然冷却状态下的温度变化规律,如图8所示 (以1.5 m深度监测点为例) 。停止加热后,各监测点温度开始下降,到停止监测时,T12下降20.1 ℃、T22下降20 ℃、T32下降10.6 ℃、T42下降10.2 ℃。这说明,蒸汽注射井跟端附近土壤降温幅度较趾端附近的土壤降温幅度大,土壤初始温度越高的区域,土壤降温速率越大。根据T1监测井中不同深度测点的温度变化可知 (图9),因存在优势通道而迅速升温的监测点T11在停止加热后,温度迅速下降,由94.9 ℃降至58.2 ℃。这说明,优势通道的存在同时加速了测温点T11的降温;监测点T13在降温过程中温度出现短时上升后急速下降。出现这样现象的原因是,停止加热后,上部高温蒸汽冷凝受重力影响向下扩散,造成土壤短时升温,随后继续降温。
2) 沿水平井径向土壤温度变化规律。停止高温蒸汽注射后,继续观察沿水平井径向分布的测温井T2、T5、T6中各测点的温度变化。以停止加热的时点为零点,持续观察113 h,得到沿水平井径向各监测点在自然冷却状态下的温度变化规律 (图10) ,同时绘制降温过程中不同时段沿注射井径向分布的温场 (图11) 。根据图10可以看出,距离蒸汽注射井较近的T22、T23、T52、T53等监测点降温速率较快,距离蒸汽注射井远的T51、T62、T63等监测点温度并未下降反而有所上升。根据图11可以看出,停止加热后,土壤保温效果良好。如目标加热温度为50 ℃,经过持续113 h的降温后,初始温度高的区域热量将向周边扩散,使得加热影响半径范围内土壤温度均保持在50 ℃以上,加热影响半径有向四周扩散增大的趋势。
3) 降温过程中影响半径变化。根据图11可以看出,停止加热后,土壤保温效果良好。如目标加热温度为50 ℃,经过113 h的持续降温后,初始温度高的区域热量将向周边扩散,使得加热影响半径范围内土壤温度均保持在50 ℃以上,加热影响半径有向四周扩散增大的趋势。
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1) 蒸汽注射井可采用预制滤料水平井管+不锈钢波纹软管组合,以减小水平井施工曲率半径,减少耗材,降低施工成本。
2) 距离蒸汽注射井越近的土壤升温峰值越高。目标加热温度不同,加热相同时间获得的蒸汽加热影响半径不同。在包气带土壤中,设置目标加热温度为50 ℃,加热19.5 h后,沿水平井径向加热影响半径达到1.8 m,可为工程设计中水平加热井间距和蒸汽加热周期设计提供参考。
3) 经过113 h的持续降温,初始温度高的区域热量向周边扩散,加热影响半径范围内土壤温度均保持在目标加热温度以上。停止加热后,土壤保温效果良好。
4) 应用均匀开筛水平井原位蒸汽加热土壤,跟端土壤较趾端土壤升温速率快,水平井周边温场分布不均匀,工程设计时可通过减少跟端开筛或加密趾端开筛,使注射井跟端和趾端配汽量较为均匀,周边温场轴向分布较为均衡。
水平井原位蒸汽加热土壤过程中的温度变化规律
Temperature variation in soil during in-situ steam heating with horizontal wells
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摘要: 应用水平井对场地内有机污染进行蒸汽强化抽提具有良好应用前景,但国内对加热半径、升温和冷却速率等关键参数的研究仍处于起步阶段。通过示范工程验证实施非开挖式水平井施工方法,研究应用水平井原位蒸汽加热土壤过程中的温度变化规律及加热影响半径。结果表明,蒸汽在注入水平井过程中,筛缝出汽量由注射井跟端到趾端逐渐减少,导致跟端土壤升温速率较趾端快。测温点距离蒸汽注射井越近,温度峰值越高;反之,温度峰值越低。假设目标加热温度为50 ℃,当加热至19.5 h时,水平井蒸汽加热半径达到1.8 m。停止加热后,注射井跟端土壤较趾端土壤降温幅度大。土壤初始温度越高的区域,土壤降温速率越大。经过113 h的自然冷却后,加热半径范围内土壤温度均保持在50 ℃以上,土壤保温效果良好。本研究结果可为应用水平井蒸汽加热修复土壤工程设计提供参考。Abstract: Steam enhanced extraction with horizontal well has a good application prospect in remediation of organic pollution in site, however, the study of key parameters, such as heating diameter, heating and cooling rate are still in its infancy. Through the demonstration project, a trenchless horizontal well construction method was verified, and researched temperature variation and heating radius in soil during in-situ steam heating with horizontal wells. The results showed that, the steam output of sieve seam decreased gradually from the heel end to the toe end of injection well during the process of steam injection into the horizontal well, resulting in the soil heating rate at the heel end was faster than that at the toe end. The peak temperature was inversely correlated to the distance from the steam injection well. Assuming that the target heating temperature was 50 ℃, after 19.5 h of heating process, the steam heating radius of horizontal well reached 1.8 m. After the heating was stopped, the temperature of soil at the heel of injection well decreased more than that at the toe of injection well. The higher the initial soil temperature, the higher the soil cooling rate. After 113 h of natural cooling, the soil temperature within the heating radius was kept above 50 ℃, and the soil insulation effect was good. This study can provide reference for the engineering design of soil remediation by steam heating with horizontal well.
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Key words:
- steam heating /
- horizontal well /
- trenchless /
- heating radius
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铊是一种稀有的剧毒重金属元素,毒性高于铅、汞、镉等有毒物质,世界卫生组织关于铊的环境卫生标准规定,一般人群铊的总摄入量不超过5 μg,致死剂量为8~12 μg·g−1,铊对人体的急性毒性剂量为6~40 mg·kg−1 BW[1]。铊污染主要来源于工业排放,全世界每年用于工业生产的铊达到1.5×105 t左右,向环境中释放的铊达到2 000~5 000 t[2-3]。此外,尾矿、冶炼废弃物、含铊矿石等含铊物质经地表径流、淋滤、大气降水进入环境,以及钢铁厂等企业含铊废水的超标排放等,导致铊污染突发事件时有发生,给下游饮用水安全造成了严重威胁[4-5]。如广东韶关冶炼厂排放含铊污水造成了严重的水体铊污染事件、广西贺江铊污染事件、四川广元段的嘉陵江铊污染事件等。而且,2021年1月20日嘉陵江流域再次发生铊污染事件。因此,含铊废水的高效治理与防控刻不容缓。
水中铊主要以Tl(I)和Tl(III)的无机形式存在,Tl(I)比Tl(III)更稳定和可溶[6]。与其它除铊技术相比,吸附法因其高效、经济、操作简便而被认为是最有前景的铊去除方法。已有不同类型吸附剂被开发并用于去除水中的铊污染物,包括腐殖质[7-8]、锯末[9]、活性炭[10-11]、多壁碳纳米管[12]、钛纳米管[13]、纳米Al2O3[14]和二氧化钛[15-16]等。然而,这些吸附剂的分离回收常采用离心机或过滤器,需要消耗能量且处理困难,使其在实际应用过程中受到限制。相比之下,在外加磁场作用下,磁性吸附剂可以简单地从处理水中分离出来,大大降低了操作能耗。为了提高吸附性能,通常将典型磁性材料 (例如Fe3O4和Fe2O3) 与对目标污染物具有强而特殊亲和力的吸附材料相结合[17-18],进而开发出磁性吸附剂用于去除铊、砷[17]、镉[18]和汞[19]等有毒物质。
本研究通过化学共沉淀法制备Fe3O4颗粒,结合水热反应、溶胶凝胶等改性方法,制备磁性钛铁纳米颗粒 (TFNPs) 、四氧化三铁/二氧化钛核壳颗粒 (Fe3O4@TiO2) 和还原氧化石墨烯负载四氧化三铁/二氧化钛 (rGO-Fe3O4@TiO2) 复合磁性材料,并进一步优化TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料的制备方法,探讨TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料吸附、吸附氧化去除铊的性能,通过电化学手段,从微观水平阐明磁性材料中rGO对去除铊的促进机制。
1. 材料与方法
1.1 实验原料
本研究中使用的所有化学品均为分析纯级,主要有硝酸铊 (TINO3) 、正钛酸四丁酯 (C16H36O4Ti,TBOT) 、乙醇 (C2H6O) 、叔丁醇 (C4H10O) 、氯化铁六水合物 (FeCl3·6H2O) 、硫酸亚铁七水合物 (FeSO4·6H2O) 、硼氢化钾 (KBH4) 、盐酸 (HCl) 、双氧水 (H2O2) 、氢氧化钠 (NaOH) 、硝酸 (HNO3) 、过硫酸钾 (K2S2O8,PS) ;所有溶液均采用超纯水配制。
1.2 TFNPs磁性材料的制备
TFNPs是以TBOT和Fe3O4粉末为原料,其制备方法参考已有研究[20]。通过调节Fe3O4、TBOT的加入量和水热反应温度、时间等条件,制备最优的TFNPs磁性吸附材料。为减少实验次数,采用均匀实验设计方法进行实验设计[21],筛选具有代表性的Fe3O4、TBOT的加入量和水热反应温度、时间。均匀设计表用Un(qs)表示,其中U代表均匀设计,n代表要做的实验次数,q代表每个因素有q个水平,s代表因子个数。本研究主要考察的因子为Fe3O4加入量、TBOT加入量、水热反应温度和水热反应时间,实验次数一般为因子个数的3倍,采用均匀设计表 (U12[44]) 构建实验方案,如表1所示。以对Tl(I)的吸附量为优化指标筛选最佳吸附材料,具体的实验条件为:Tl(I)的初始质量浓度为10 mg·L−1、吸附剂用量为0.1 g·L−1、温度为 (25±1) ℃、pH为7、吸附时间为4 h。
表 1 4因素4水平均匀设计表 (U12[44])Table 1. Uniform design table of four factors and four levels (U12[44])组别 Fe3O4加入量/mg TBOT加入量/mL 水热反应温度/ ℃ 水热反应时间/h 1 30 50 160 60 2 30 20 140 36 3 50 50 140 24 4 30 40 200 24 5 40 20 200 60 6 50 30 180 48 7 40 30 160 48 8 60 40 140 60 9 60 50 200 48 10 40 40 180 36 11 60 20 180 24 12 50 30 160 36 1.3 Fe3O4@TiO2磁性材料的制备
Fe3O4@TiO2的制备已有研究[22]。Fe3O4粉末投加量会直接影响TiO2壳状结构的厚度和致密性,进而影响材料的吸附容量。通过改变Fe3O4粉末和TBOT投加量,可以对核壳结构吸附材料结构与性能进行有效调控。采用表2优化Fe3O4粉末、TBOT的加入量,构建最优的Fe3O4@TiO2核壳磁性吸附材料,以对Tl(I)的吸附量为优化指标。具体吸附实验条件为:Tl(I)的初始质量浓度为10 mg·L−1、溶液pH为7.0、Fe3O4@TiO2用量为0.1 g·L−1、吸附时间为0.5 h。
表 2 Fe3O4粉末和TBOT的加入量Table 2. Addition amount of Fe3O4 and TBOT编号 Fe3O4粉末/mg TBOT/mL 1 30 1 2 40 2 3 50 3 4 60 4 注:考察Fe3O4粉末加入量时,TBOT的加入量为2 mL。 考察TBOT的加入量时,Fe3O4粉末加入量为50 mg。
1.4 rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料的制备
rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料的制备参考已有研究[23],采用表3优化rGO-Fe3O4和TBOT的加入量,构建最优的rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料,以对Tl(I)的吸附量为优化指标。具体吸附实验条件为:Tl(I)的初始质量浓度为10 mg·L−1、溶液pH为7.0、吸附剂用量为0.1 g·L−1、吸附时间为0.5 h。
表 3 rGO-Fe3O4、TBOT的加入量Table 3. Addition amount of rGO-Fe3O4 and TBOT编号 rGO-Fe3O4/mg TBOT/mL 1 1 0.5 2 5 1.5 3 10 2 注:考察rGO-Fe3O4加入量时,TBOT的加入量为1.5 mL。 考察TBOT的加入量时,rGO-Fe3O4粉末加入量为5 mg。
1.5 磁性材料对Tl(I)的吸附热力学
采用铊离子储备液 (100 mg·L−1) 配置一系列浓度的铊离子工作溶液 (0.5、1、5、10、20、30和50 mg·L−1) ,用针管吸取1~2 mL溶液测定不同工作溶液的初始铊浓度。每个浓度的铊离子工作溶液,用量筒准确移取50 mL,转移至玻璃瓶中,调整溶液pH为7,吸附剂投加量为0.1 g·L−1。将所有玻璃瓶放置在超声仪器中超声3 min,然后放置在摇床摇晃24 h,摇床温度分别设置为25、35和45 ℃,分别在30 min、1.5 h、4 h和8 h校准pH至7。吸附24 h后,用针管吸取1~2 mL溶液,过0.45 μm滤膜,过滤溶液加到2 mL离心管中,采用逐级稀释方法,将样品进行不同倍数的稀释,确保样品浓度符合ICP-MS进样要求,待测。
吸附热力学模型如式(1)~式(3)所示。
ΔG=−RTlnKT (1) KT=55.5×1000×204.38KL (2) lnKT=ΔSR−ΔHRT (3) 式中:
为Gibbs自由能,kJ·mol−1;ΔG 为焓变,J·(mol·K)−1;ΔH 为熵变,k·mol−1;ΔS 为无量纲参数;55.5 为水的摩尔浓度,mol·L−1;204.38为铊的摩尔分子量,g·mol−1;R为气体常数,8.314×103 kJ·(mol·K)−1;T为绝对温度,K。KT 1.6 磁性材料吸附氧化去除Tl效能
取50 mL Tl(I)反应溶液 (8.9 mg·L−1) ,移至玻璃瓶中,加入10 mmol PS,调整溶液pH=8,分别添加0.2 g·L−1的Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2。超声10 min后,放置于160 r·min−1的水浴振荡器中反应,分别在30 min、1 h、2 h和4 h校准pH=7,反应24 h后,取样过0.45 µm滤膜后测定反应后溶液中Tl的浓度。
1.7 循环伏安特性曲线和电子交换容量测定
将10 mg rGO-Fe3O4@TiO2纳米颗粒用甲醇固定在Pt电极上,干燥后,作为工作电极,与甘汞和铂丝构成三电极体系,分别测定Tl(I)溶液 (8.5 mg·L−1) 和Tl(I)/PS (10 mg·L−1、10 mmol·L−1) 混合溶液条件下的循环伏安特性曲线。
采用相同三电极体系,打开电流模式,依据循环伏安特性曲线测定结果,分别将工作电极电位设置为相应的氧化峰电位和还原峰电位,测定氧化电流-时间曲线和还原电流-时间曲线,计算电子供给容量 (EDC) 和电子接受容量 (EAC) 。
2. 结果与讨论
2.1 磁性材料制备条件的优化
1) TFNPs磁性材料制备条件的优化。4因素4水平条件下合成的TFNPs吸附Tl(I)的效果如图1所示,在实验条件范围内,Fe3O4加入量为50 mg、TBOT加入量为30 mL、水热反应温度为180 ℃和水热反应时间为48 h时,TFNPs吸附Tl(I)的效果最佳,确定此为制备TFNPs的最佳条件。
2) Fe3O4@TiO2核壳磁性材料制备条件的优化。改变Fe3O4粉末加入量的吸附结果如图2 (a) 所示,Fe3O4粉末加入量为50 mg时吸附效果最好,其次是60 mg。如图2 (b) 所示,TBOT的加入量为2 mL时吸附效果最好,确定Fe3O4粉末和TBOT的最佳加入量分别为50 mg和2 mL。
3) rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料制备条件的优化。在rGO-Fe3O4粉末加入量为5 mg条件下,改变TBOT投加量对材料吸附性能的影响结果如图3 (a) 所示,TBOT的加入量为1.5 mL和2.0 mL时,吸附材料性能更优。如图3 (b) 所示,将rGO-Fe3O4粉末加入量从1 mg提高至5 mg,吸附容量能够提高19.8%,继续提高rGO-Fe3O4粉末加入量至10 mg,吸附容量没有明显变化。确定TBOT和rGO-Fe3O4粉末的最佳加入量分别为1.5 mL和5 mg。
2.2 磁性材料吸附除铊性能
在pH=7.0、Tl(I)的初始浓度为10 mg·L−1、吸附剂量为0.1 g·L−1和T=(25±1)℃时,TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2对Tl(I)的吸附去除率如图4所示。10 min内,TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2对Tl(I)的去除率分别为29.98%、33.87%和23.01%,6 h后分别达到48.95%、43.23%和45.95%。3种磁性复合材料吸附除铊性能处于相同水平,但制备TFNPs的TBOT添加量 (10 mL) 远高于rGO-Fe3O4@TiO2 (1.5 mL) 。考虑到材料制备前驱体使用量,本研究将考察单位Ti条件下的吸附容量,即吸附位点的利用效率。
由于TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料制备过程中TBOT添加量不同,而钛原子表面羟基 (Ti-OH) 是Tl离子吸附的主要功能基团,根据已有XPS分析结果[20,22,23 ],计算3种磁性材料在单位Ti含量条件下的Tl(I)吸附容量。如图5所示,10 min内,rGO-Fe3O4@TiO2相应单位Ti含量的Tl(I)吸附量 (97.3 mg-Tl·g-Ti−1) 是TFNPs (62.9 mg-Tl·g-Ti−1) 的1.55倍,是Fe3O4@TiO2 (68.6 mg-Tl·g-Ti−1) 的1.42倍。TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2单位Ti含量条件下Tl(I)最大吸附容量,分别为200、271.8和440 mg-Tl·g-Ti−1。Fe3O4@TiO2的单位Ti吸附容量高于TFNPs的1.36倍,而rGO-Fe3O4@TiO2的单位Ti吸附容量高于TFNPs的2.2倍。这主要与吸附材料结构特征直接相关[24-25],利用rGO纳米片作为模板,制备rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料提高了TiO2的利用效率,最大程度上发挥所负载TiO2吸附Tl(I)的性能;而TFNPs通过将TiO2和Fe3O4颗粒在水热反应过程中集聚在一起,无次序的堆积,且相互挤压,使其部分活性位点被覆盖。同时,Fe3O4颗粒的晶体结构可能会受到干扰,材料的磁性会减弱。与TFNPs相比,Fe3O4@TiO2的核壳结构能够将吸附材料的活性中心更充分地暴露在磁性吸附剂的外表面上,降低了Tl污染物在吸附剂孔道内扩散阶段对吸附过程的影响,Tl污染物在该表面上吸附速度会更快[26]。但由于纳米TiO2粒子之间的范德华静电引力的作用,粒子表面相互靠在一起,使总表面积和表面自由能下降,TiO2粒子从高分散态变为团聚体,仍然会在一定程度降低了纳米颗粒的实际应用效果[27-29]。因此,综合考虑制备试剂的用量、单位吸附容量,rGO-Fe3O4@TiO2是快速、高效去除水中Tl(I)的最佳吸附剂。
与已报道的其他材料的吸附性能相比 (如表4所示) 。钛纳米管吸附量最大,达到709.2 mg·g−1,但需调节pH至5,而在铊泄漏造成的地表水污染情况时,水体pH一般在7左右。在中性情况下 (pH=7) ,FeOOH负载MnO2、过氧化钛、二氧化钛对Tl(I)的吸附量较大,分别为450、412和258 mg·g−1,均高于rGO-Fe3O4@TiO2的吸附性能,但过氧化钛和二氧化钛属于常规纳米吸附剂,需要借助离心或膜截留等方式进行回收再利用,高能耗在很大程度上,限制了其推广应用。rGO-Fe3O4@TiO2对Tl(I)的吸附量高于普鲁士蓝藻酸盐胶囊、聚丙烯酰胺膨润土等吸附剂,分别高于TFNPs、Fe3O4@TiO2磁性吸附剂的1.27、1.40倍[20, 22]。因此,rGO-Fe3O4@TiO2可作为一种磁选性能好且能有效去除铊污染物的吸附材料。
表 4 现有已报道的吸附剂对Tl(I)的吸附性能比较Table 4. Adsorption capacities of Tl(I) on previously reported adsorbents吸附剂 Tl(I)/(mg·L−1) pH 最大吸附量/(mg·g−1) 参考文献 碳纳米管 0~0.12 6.0 0.42 [30] 锯末 0~100 0 7.0 13.2 [9] 钛纳米管 0~60 5.0 709.2 [13] 改性真菌生物质 - 5.0 159.7 [31] 聚丙烯酰胺沸石 0~100 0 5.0 378.1 [32] 聚丙烯酰胺膨润土 0~100 0 5.0 73.6 [32] 过氧化钛 0~50 7.0 412 [15] 二氧化钛 0~50 7.0 258 [15] 普鲁士蓝藻酸盐胶囊 0~400 4.0 103.0 [33] FeOOH负载的MnO2 10~150 7.0 450 [34] MnO2@黄铁矿渣 0~160 12.0 320 [35] 硫醇二氧化硅微球 10~300 6.0 452.8 [36] 线状MnO2 5~100 0 6.0 450 [37] TFNPs 0~150 7.0 111.3 [20] Fe3O4@TiO2 0~150 7.0 101.5 [22] rGO-Fe3O4@TiO2 0~150 7.0 141.8 [23] 2.3 吸附热力学
在pH=7.0,吸附剂量为0.1 mg·L−1和不同温度条件下的吸附热力学过程及Langmuir模型模拟数据如图6所示,依据式 (1)~式 (3) 计算的相关热动力学参数见表5。在温度为25、35和45 ℃条件下,rGO-Fe3O4@TiO2吸附去除Tl(I)过程的Gibbs自由能分别为−34.8、−36.3和−37.8 kJ·mol−1。这表明rGO-Fe3O4@TiO2吸附去除Tl(I)过程是自发进行的,且温度升高有助于提高材料的吸附性能[38]。相应焓变和熵变分别为10.19 kJ·(mol·K)−1和0.15 kJ·mol−1。这表明,Tl(I)在rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料表面的吸附过程为吸热反应,且吸附后会导致固液界面无序性增加[39]。
表 5 吸附热力学参数Table 5. Thermodynamic parameters of adsorption processT/ ℃ ΔG/(kJ·mol−1) ΔH/(kJ·(mol·K)−1) ΔS/(kJ·mol−1) 25 −34.8 10.19 0.15 35 −36.3 45 −37.8 2.4 磁性材料吸附氧化除铊性能
3种磁性吸附材料TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2中的Fe3O4颗粒具有一定的PS活化能力,将其与PS耦合去除铊污染物,可以有效结合吸附和氧化技术,实现铊污染物的快速、高效去除[40]。如图7所示,在Tl(I)质量浓度为8.9 mg·L−1、PS浓度为10 mmol·L−1、磁性材料投加量为0.2 g·L−1和pH=8条件下反应24 h后,TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2对铊离子的去除率分别为51.1%、45.7%和50.3%,而TFNPs/PS、Fe3O4@TiO2/PS和rGO-Fe3O4@TiO2/PS耦合体系对Tl的去除率分别为51.7%、47.2%和88.4%。与TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2吸附去除率相比,TFNPs和Fe3O4@TiO2磁性材料在PS存在条件下对Tl的去除效率略有提高,而rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料在PS存在条件下对Tl的去除率提高了75.7%。这说明,rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料能够有效活化PS,提高了反应体系对Tl的去除效能[41]。
2.5 rGO纳米片对rGO-Fe3O4@TiO2/PS耦合体系除铊的促进机制
为探究rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料能够更有效活化PS的内在机制,采用循环伏安特性曲线和电子交换容量进一步分析rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料在反应过程中的电子传递性能,将rGO-Fe3O4@TiO2粉末固定在Pt电极上,作为工作电极。在Tl(I)溶液中的伏安特性曲线如图8 (a) 所示,呈现出明显的氧化还原峰,氧化峰位于0.31 V,还原峰位于0.06 V,2者具有较好的对称性,显示出一定的可逆性,在−0.20 V出现较弱的氧化峰,在−0.23 V出现较强的还原峰。这表明,rGO-Fe3O4@TiO2纳米颗粒自身具有较强的氧化还原能力。在Tl(I)和PS体系中的伏安特性曲线如图8 (b) 所示,出现2组氧化还原峰,分别在0.45 V和−0.18 V出现氧化峰,在−0.06 V和−0.63 V出现还原峰。与Tl(I)体系相比,PS存在条件下反应体系的氧化还原能力得到显著提高[42]。
有研究表明,rGO-Fe3O4@TiO2/PS耦合体系中主要是rGO和Fe3O4共同活化PS产生自由基将Tl(I)氧化为Tl(III)[43]。为进一步明确Fe3O4、rGO和rGO-Fe3O4@TiO2在Tl溶液和Tl/PS混合溶液条件下的电子转移能力即电子交换容量 (EEC) ,采用计时电流法评估不同材料 (包括Fe3O4、rGO和rGO-Fe3O4@TiO2) 在Tl溶液和Tl/PS混合溶液条件下的电子转移能力,以揭示rGO-Fe3O4@TiO2/PS耦合处理含铊污水的电子传输规律。如图9所示,Fe3O4、rGO和rGO-Fe3O4@TiO2在Tl(I)溶液体系中电子转移能力较弱,其EDC分别为2.45、0和0.56 μmol-e−·g−1,而EAC分别为19.4、47.7和37.9 μmol-e−·g−1。在Tl(I)/PS混合溶液体系中,3种材料的电子转移能力均显著提高,EDC分别为168.2、225.4和195.4 μmol-e−·g−1,EAC测定值分别为131.4、746.8和571.3 μmol-e−·g−1。这表明,PS存在条件下大量增加了反应体系的电子,rGO在Tl溶液和Tl/PS溶液中具有较强的电子转移能力,这主要是由于其自身含有的功能基团和碳骨架会促进电子的转移[44]。rGO-Fe3O4@TiO2的电子转移能力介于Fe3O4和rGO之间,主要是由于其表面锚定的Fe3O4@TiO2减小了rGO的电子转移能力。这表明,rGO在rGO-Fe3O4@TiO2/PS耦合体系中能够作为电子穿梭体介导电子的转移[45],具有优异的电子转移能力。
3. 结论
1) 采用水热法、溶胶凝胶法、rGO模板法分别制备TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2磁性复合材料,优化其制备条件获得性能最佳的吸附材料。以rGO纳米片作为模板材料能够解决TiO2颗粒在废水中团聚的问题,加强吸附材料对重金属离子的吸附亲和力。rGO-Fe3O4@TiO2单位Ti含量条件下Tl(I)最大吸附容量可达到440 mg-Tl·g-Ti−1,吸附过程为吸热反应,温度升高有助于提高材料的吸附性能。
2) rGO具有优异的电子转移能力,结合rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料的高吸附性能,能够在材料周边形成局部高浓度,极大提高了电子传递给目标污染物的效率,进而强化电子利用效率,使rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料在PS存在条件下对Tl的去除效率提高了75.7%。
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表 1 地块地层岩性分布
Table 1. Stratigraphic lithologic distribution of site
土层分类 土层特性及分布 人工填土层 (Q42ml) 人工堆积层,杂色,松散,稍湿,物质组成主要以粉土、粘性土为主,夹有灰渣、煤屑、砖块及碎石等;钻孔揭露厚度为0.4~9.0 m,平均厚度3.07 m 中粗砂 (Q4al+pl) 黄褐色、灰色,稍密~中密,稍湿,矿物成分主要以石英、长石为主,颗粒主要以中粗砂组成,局部含有少量的粉细砂颗粒,分选性较差,局部含有少量的粉砂颗粒,分选性较差;钻孔揭露厚度0.3~10.5 m,平均厚度2.9 m 粉土层 (Q4al+pl) 灰褐色、黄褐色,密实,稍湿~湿,个别孔有剌鼻气味及油渍侵染现象,无光泽反应,韧性及干强度较低,摇震反应中等,局部含有少量的砂质颗粒及氧化物,厚薄不均;钻孔揭露厚度为0.5~12.3 m,平均厚度5.51 m 中粗砂 (Q4al+pl) 灰褐色、黄褐色,中密~密实,稍湿~湿,矿物成分主要以石英、长石为主,颗粒主要以中粗砂组成,包含有粉土、粉细砂颗粒,个别钻孔夹有砾石,分选性较差;钻孔揭露厚度0.40~10.6 m,平均揭露厚度2.79 m 粉土层 (Q4al+pl) 褐黄色,密实,稍湿~湿,无光泽反应,韧性及干强度较低,无摇震反应中等,局部含有少量的砂质颗粒及氧化物,厚薄不均;钻孔揭露厚度为0.5~10.4 m,平均揭露厚度为3.49 m 粉质黏土层 (Q4al+pl) 稍湿~湿,呈可塑~软状态,刀切面光滑,稍有光泽反应,干强度及韧性中等,无摇震反应,包含有氧化物;最大揭露厚度13.3 m,该层在焦油加工车间G区揭露较多 卵石 (Q4al+pl) 灰褐色、黄褐色,中密~密实,稍湿~湿,矿物成分主要以石英、长石为主,颗粒成分以石英砂岩为主,物质组成主要以卵石为主,充填有中粗砂、粉土,呈胶结状态,分选性较差;该层在调查区域内有4个采样点穿透卵石层:揭露厚度分别为7.0、3.3、3.3、5.5 m 粉质黏土层 (Q3al+pl) 稍湿~湿,可塑~硬塑状态,刀切面光滑,干强度及韧性中等,无摇震反应,包含有白色钙质结核;在调查区域内仅个别孔揭露 表 2 地块内土壤土工参数
Table 2. Soil geotechnical parameters of site
取样点 取土深度/m 岩土分类 含水率/% 湿密度/ (g·cm−3) 干密度/ (g·cm−3) 孔隙比 孔隙率/% 垂直渗透系数/ (cm·s−1) 水平渗透系数/ (cm·s−1) DS01 1 人工填土 11.5 1.54 1.38 0.955 48.8 5.58×10-5 2.96×10-5 DS02 2 粉土 16.8 1.96 1.68 0.635 38.8 1.44×10-6 2.125×10-6 DS03 3.5 粉质粘土 14.6 1.98 1.73 0.574 36.5 7.98×10-7 3.75×10-7 -
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