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近年来，土壤地下水重金属污染问题受到了广泛关注。由于重金属污染物通过土壤运移扩散至地下水参与循环，对人类健康造成威胁，故需阻滞污染物在土壤中的运移，以修复土壤从而缓解地下水污染防治的压力[1-4]。纳米零价铁 (nZVI) 是一种粒径小于100 nm的零价铁，其具有比表面积大、反应活性高、无二次污染残留等优点而广泛应用于固化重金属污染物从而修复土壤[5-8]。然而，在nZVI-土水污染混合体系中，土壤广泛存在的矿物胶体可能影响重金属、nZVI的迁移，从而影响其固化修复的效果。杜晓丽[9]通过下渗柱实验研究胶体对重金属运移的影响，结果表明径流胶体能够促进重金属离子的下渗迁移。王凯丽等[10]使用饱和沙壤土柱研究了SiO2胶体对Cd迁移的影响，发现SiO2胶体促进土壤对Cd的吸附，抑制了Cd在土柱中的迁移。同时，多种重金属往往共存于土壤，其在迁移过程中存在竞争吸附作用[11]，进一步增加固化修复过程的不确定性。目前，矿物胶体、竞争吸附对nZVI修复土壤重金属的影响尚未报道。因此，有必要在通过实验验证重金属对土壤的污染行为及nZVI对其修复过程的同时，进一步研究矿物胶体对nZVI修复土壤重金属单一或复合污染的影响及作用机制。
判断重金属对土壤的污染程度及修复剂的效果，或深入探究胶体等影响因素作用修复行为的机制，一般将定量的吸附剂与土壤经过长时间的充分接触使其达到平衡 (静态吸附试验) ，或使吸附剂呈持续流动状态穿透土壤 (动态土柱实验) 。程景[12]开展静态吸附批实验探究不同溶解态腐殖质对Cr(Ⅵ)在土壤上吸附解吸行为的作用，并揭示其作用机理。付雪[13]同样采用静态吸附实验研究时间和矿物胶体种类对nZVI修复固定土壤Pb、U重金属效果的影响。但在实际情况下，重金属对土壤的污染及其修复是动态的过程，需要研究测试重金属、修复剂及影响组分在土壤中的运移、扩散速度，静态吸附实验不易准确模拟，所以需要进行动态土柱实验。李志亮[14]通过土柱实验探究新型桥连氯磷灰石对复合污染酸性土壤中重金属Pb2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+的固定机制。李平[15]通过柱实验研究nZVI体系对山地、河滩、农田及煤矿地区土壤中Cr (Ⅵ) 的去除和滤出特性的影响。土柱实验由于可近似刻画物质在土壤中运移的动态过程，由实验绘制的穿透曲线能较为客观反映实验过程及结果，所以得到广泛应用[16-20]，基于上述优点，采用动态土柱实验进行本研究。
随着深圳经济的发展，化工、电气及核工业排放的铅 (Pb) 和铀 (U) 重金属对土壤、地下水环境及人类健康造成一定影响，因此选择Pb、U作为待修复污染物[21-22]。刘军[23]通过相关研究表明高岭土胶体对铀存在表面吸附作用，吸附容量为2.51 mg·g−1。孙慧敏[24]研究指出高岭土胶体在水中对铅的吸附容量为 6.06 mg·g−1。由于高岭土胶体在土壤中相对含量较高，成本低廉，且对铀和铅均有一定的吸附效果，所以选择高岭土胶体作为nZVI固化Pb、U重金属的影响因素[25]。
本研究以自然界中广泛存在，具有环境友好性的硅藻土作为运移介质，拟研究高岭土矿物胶体对nZVI修复Pb、U重金属单一或复合污染土壤的影响机制[26]。研究成果可为综合整治土壤地下水重金属污染提供理论依据和数据支持。
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实验所用试剂主要有硝酸铀酰 (UO2(NO3)2·6H2O) 、硝酸铅 (Pb(NO3)2) 、nZVI (粒径50 nm) 、硅藻土、高岭土。以上试剂均为购买所得，纯度AR (分析纯) ，所有溶液均采用去离子水配制。
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将硝酸铀酰与硝酸铅试剂分别溶于去离子水制备质量浓度为1 000 mg·L−1的U与Pb母液，进一步稀释至10 mg·L−1的U溶液与Pb溶液，并将上述U与Pb母液混合稀释，制得各组分质量浓度均为10 mg·L−1的U+Pb混合溶液，冷藏保存。将1 g高岭土粉末悬浮在1 L去离子水中，将悬浮液静置24 h，回收上部液体从而制得高岭土原料悬浮液，使用干燥-称重法得到质量浓度10 mg·L−1的高岭土胶体悬浮液。重金属与高岭土胶体、nZVI混合溶液的制法则是将上述重金属溶液制法的去离子水替换为相应的nZVI、高岭土胶体悬浮液。
硅藻土作为运移介质，需要进一步降低其在实验中的不确定影响因素，因此将硅藻土熟化处理。具体制备方法为土水质量比2∶1混合搅拌均匀，静置1周使土壤达到均匀状态。
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土柱选取长12 cm，内径2 cm的透明丙烯酸柱，内壁较为粗糙，防止液体沿内测管壁流动产生优先流。柱子的底部和顶部装有两层尼龙筛网以密封硅藻土。填充过程中需轻轻捣压以确保紧密填充，测定土柱有效高度为10 cm。填充后先由去离子水由上至下冲洗去除杂质，随后相同方向通入重金属、nZVI和胶体溶液，其中，含有nZVI或胶体的溶液临实验前进行超声处理以避免团聚。使用蠕动泵以1.5 mL·min−1速度通液体，出流液通入自动接样器，以确保每3 min取样，测定出流液铁、铀、铅及高岭土胶体的质量浓度，并绘制穿透曲线。随后对实验前后的土样进行微观结构表征分析与物相分析，并对流出液进行铁、铀、铅及高岭土胶体质量浓度的测定，得到实验期间各时间点的质量浓度与初始质量浓度之比 (C/C0) ，从而以时间为横坐标，C/C0为纵坐标绘制各指标在硅藻土柱中的穿透曲线。各实验内容如表1所示。
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本实验通过电感耦合等离子体质谱仪 (ICP-MS) (7700X，美国Thermo Fisher仪器公司) 测定出流液中铅、铀及铁元素的质量浓度，使用紫外分光光度计 (Multiskan SkyHigh，美国Thermo Fisher仪器公司) 测定高岭土胶体质量浓度，具体方法为配制各质量浓度梯度的高岭土胶体，利用胶体的吸光度与质量浓度的线性关系绘制标准曲线，再通过测定样品的吸光度对应标准曲线得到高岭土胶体的质量浓度。为了验证nZVI对土壤Pb、U重金属的修复效果及机制，提取nZVI及重金属参与的实验前后硅藻土样，将土样的表面微观结构使用环境扫描电子显微镜 (SEM) (Quattro S，美国Thermo Fisher仪器公司) 测定，采用X射线衍射仪 (XRD) (Smartlab 9 kw，日本Rigaku仪器公司) 对样品进行物相分析。
为了定量探究矿物胶体对nZVI修复效果的影响，在穿透曲线基础上，需对实验中各组分初始 (曲线上升) 及收尾 (曲线下降) 阶段迁移平均速率进行探究。
定义各实验初始阶段为待测组分进入土柱至连续5次出流液C/C0均保持0.9以上的第1个时间点的时间段，收尾阶段为80 min时间点至C/C0稳定低于0.01的第1个时间点的时间段。定义溶质 (组分) 初始迁移平均速率如式(1)所示。
式中：t升表示初始阶段，min；m升为初始阶段出流液检出的溶质总质量，mg；v升为初始阶段单位时间的溶质质量，即初始阶段溶质迁移平均速率，mg·min−1。
由于各实验土柱条件及淋溶液速率保持一致，在进入土柱前各组分与溶剂运移速率无明显差异，且已测定去离子水2 min由试剂瓶进入土柱，可推知各实验溶质均在20 min进入土柱，因此具备计算运移速率的条件。v升反映了溶质与硅藻土之间达到吸附饱和的速率。
同理可进行收尾阶段迁移平均速率计算，时间段取80 min时间点至C/C0稳定低于0.01的第1个时间点，计算收尾平均速率v降如式(2)所示。v降表示收尾阶段溶质迁移平均速率，mg·min−1。其反映了溶质与硅藻土之间解吸的速率。
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作为运移介质，硅藻土自身的微观结构与化学组成可能影响柱实验各组分的运移与相互作用，因此对添加nZVI与Pb、U重金属实验前后的硅藻土进行SEM分析，分别得出结果见图1，并进行XRD分析得出图2。由图1可知，硅藻土以圆盘状为主，且均为多孔结构，孔洞分布均匀。实验后硅藻土质地相对光滑，孔径变细，说明硅藻土的孔洞对nZVI具有一定的吸附作用。由图2可知，硅藻土衍射角度在2θ为21.840°出现最大衍射峰, 表明本实验所用硅藻土物相组成以SiO2及硅羟基为主。实验后硅藻土在44.84°观测到最大衍射峰，说明nZVI已被硅藻土吸附。SEM与XRD分析结果表明，硅藻土化学组成较为单一，仅硅羟基可能参与各组分反应，可最大程度降低实验中的不确定性，以获得较为准确的结论，且自身所含的大量孔洞为溶质各组分的吸附、相互反应提供了条件[27]。
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研究高岭土胶体对nZVI修复Pb、U重金属污染硅藻土的影响，首先需探明nZVI对重金属在土壤中运移的影响。为此分别进行表1中所示实验1~4，各土柱测定出流液中Pb、U的穿透曲线如图3所示。图3表明，若nZVI参与运移，则流出液Pb、U通过土柱及C/C0达到峰值的时间相对滞后，可知nZVI阻滞Pb、U在硅藻土中的运移。nZVI对Pb、U重金属存在吸附、固化作用，其固化作用的具体反应如式(3)至式(6)所示，最终Pb、U元素附着在nZVI及其腐蚀产物表面被固定[28-31]。
结合2.1节SEM与XRD分析，可知吸附Pb、U重金属的nZVI占据硅藻土的吸附位点及孔隙中。且硅藻土含有一定量的硅羟基(Si-OH)，在溶液流动下，硅羟基所含的氢游离出来，从而表面带负电荷，可吸附由于溶于水而表面带正电的nZVI[32-33]。所以硅藻土表面微观结构与物相组成促使其对携带Pb、U重金属的nZVI具有更强的阻滞、吸附作用。 同理，穿透曲线下降阶段，nZVI参与的实验Pb、U的C/C0下降及达到最低点的时间同样相对滞后，出现明显的拖尾现象，表明携带重金属的nZVI与硅藻土的结合更稳固。所以去离子水冲刷下，nZVI与硅藻土的解吸需要较长时间。综合上述结果可知，nZVI可阻滞Pb、U在硅藻土中的运移，达到修复Pb、U污染硅藻土的目的。
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为了进一步探究高岭土胶体对污染土壤修复的影响，设置如表1所示实验5~10，在高岭土胶体、nZVI、重金属、硅藻土混合条件下，分别测定土柱流出液中Fe、高岭土胶体、Pb和U的穿透曲线，并计算各成分的v升和v降，以分析高岭土胶体的影响机制（图4~图7）。
图4为Pb、U、nZVI以及高岭土胶体分别在土柱中单独运移的穿透曲线。结果表明，高岭土胶体通过土柱、达到峰值、完全解吸的时间均快于Pb、U及nZVI，说明在4种成分中，硅藻土对高岭土胶体的吸附能力最弱，Pb、U其次，对nZVI的吸附能力最强。从带电性分析，硅藻土表面带负电荷，而nZVI，Pb和U溶于水则表面带正电，高岭土胶体表面带负电，因此高岭土胶体能够较快运移出硅藻土柱[34-39]。图5中对各成分v升、v降的计算结果表明，高岭土胶体的运移速率最快，U、Pb、nZVI依次降低，进一步证实了上述认识。
图6为高岭土胶体及nZVI影响下Pb、U的穿透曲线，结果显示，仅加入高岭土胶体参与Pb、U土柱运移时，Pb、U穿透曲线C/C0开始上升及达到峰值的时间相对Pb、U单独运移较早，表明高岭土胶体由于表面带负电荷，可携带正电荷的Pb、U重金属离子较快运移穿过土柱，且高岭土胶体与土壤基质的结合可掩蔽土壤表面的吸附位点，抑制土壤对重金属的吸附作用，从而促进重金属的迁移。高岭土胶体加入到Pb、U和nZVI的混合体系中，Pb、U的穿透曲线上升及到达峰值时间早于无胶体的情况，说明即使在存在nZVI固化Pb和U，高岭土胶体仍可提高Pb、U的迁移速度，降低nZVI对Pb和U运移的阻滞效果。原因可能是高岭土胶体不但可直接吸附Pb、U，也可携带nZVI，其中部分nZVI吸附Pb、U，从而共同运移出土壤环境[40]。
同等高岭土、nZVI质量浓度条件下，高岭土胶体可加速修复体系中的Pb、U迁移速率，但仍达不到Pb和U的单独运移速率，说明该实验条件下高岭土胶体对nZVI修复硅藻土的影响有限。原因是nZVI与重金属的结合包括了吸附、固化作用，且nZVI可被硅藻土所含的硅羟基吸附，结合较为紧密。与之相比，矿物胶体与重金属或nZVI的结合相对松散。
图7为高岭土胶体及nZVI影响下Pb、U的v升、v降大小关系。结果表明，2种重金属随高岭土胶体迁移速度最快，单独运移次之，nZVI和重金属体系运移最慢，进一步证实了前述研究结果。
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在实际修复过程中，不同重金属往往处于共存状态，nZVI对各重金属运移的阻滞可能存在差异，高岭土胶体的作用更不容忽视。为此进行了Pb、U、nZVI和高岭土胶体混合体系的对比土柱实验 (表1中实验11~14) 。图8描述了不同条件下Pb、U重金属复合运移体系的穿透曲线，并与前述单金属运移体系进行对比。图9显示了混合体系中Pb、U 的v升、v降的大小关系。图8(a)显示，在Pb、U复合运移体系中，穿透曲线均表现出竞争吸附的特性。且相较于单一运移体系，U在混合体系中的运移有所加速，表明混合体系中Pb更易被硅藻土吸附，滞留于土柱的吸附位点，从而迫使U加速运移出土柱。Pb在竞争吸附中相对占据优势的原因可能是Pb的离子半径、电负性均大于U，更易与吸附位点形成化学键，因此更易与吸附位点结合[41]。上述竞争吸附也影响nZVI对Pb、U重金属运移的阻滞作用，图8(b)显示，在Pb、U体系中加入nZVI之后，U通过土柱与达到峰值时间仍早于Pb，说明Pb更易与nZVI结合，nZVI携带Pb滞留于硅藻土的吸附位点中，从而降低了nZVI对U运移的阻滞程度。
图8(c)表明，Pb、U共存且添加同等质量浓度的nZVI及高岭土胶体时，nZVI对Pb的阻滞效果较强。原因是nZVI-重金属之间的吸附作用力大于高岭土胶体-重金属[42]，重金属优先被nZVI吸附，所以相对更多U被高岭土胶体携带运移出土柱，因此该条件U更易被高岭土胶体影响从而加速运移。图8(d)描述了在Pb、U混合运移体系中添加高岭土胶体的穿透曲线，图像表明U的运移速率快于Pb，高岭土胶体对U的影响更大。原因是溶液中的Pb优先被硅藻土吸附，从而游离的U随高岭土胶体运移出土柱。由上述分析可知，U比Pb更易被高岭土胶体影响从而加速运移。
图9为高岭土胶体及nZVI影响下Pb、U混合迁移体系的v升、v降大小关系。结果表明，Pb在硅藻土中的运移速率相对U较缓，nZVI对Pb的运移有较强的阻滞效果，而相对Pb，高岭土胶体更促进U的运移，进一步证实前述结果。
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1) 在Pb、U和nZVI浓度均为10 mg·L−1的重金属单一运移体系中，nZVI可阻滞Pb、U在硅藻土中的运移扩散，以修复受Pb、U污染的土壤。
2) 高岭土胶体可制约nZVI对重金属运移的阻滞效果，然而高岭土胶体与nZVI同等质量浓度时，高岭土胶体对nZVI修复效果的影响有限。
3) 在Pb、U与硅藻土的复合体系中，由于竞争吸附作用，相对于U，Pb的运移速率较慢且更易被nZVI修复，而相对Pb，高岭土胶体对U运移扩散的促进作用更强，导致Pb与U修复效果的差异。所以在Pb、U复合污染体系的nZVI修复工作中，应相对重视U的修复效果。
高岭土胶体对nZVI修复Pb、U污染硅藻土的影响及机制
Influence and mechanism of kaolin colloid on remediation of Pb, U contaminated diatomaceous earth by nZVI
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摘要: 纳米零价铁 (nZVI) 大量应用于土壤重金属污染的修复，但由于土壤广泛存在的胶体可协同污染物的迁移与扩散，影响nZVI对土壤的修复效果。针对这一问题，通过硅藻土柱实验和重金属运移速率分析，并采用微观结构表征分析 (SEM) 与物相分析 (XRD) 方法，探究高岭土胶体对nZVI修复铅 (Pb) 、铀 (U) 重金属污染土壤的影响机制。结果表明，nZVI可固化Pb和U，阻滞其运移以修复土壤；高岭土胶体的加入可削弱nZVI对重金属的阻滞效果，增强Pb和U的运移能力；但在高岭土胶体与nZVI同等质量浓度下，高岭土胶体对阻滞效果的影响有限；另外，在Pb、U复合体系中，存在竞争吸附现象，nZVI对Pb的阻滞效果优于U，U的运移更易受到高岭土胶体的影响。本研究结果可为土水重金属污染防治提供参考。Abstract: Nano-zero-valent iron (nZVI) is widely applied in soil remediation of heavy metal contamination. Nevertheless, the presence of natural colloids in soils may coordinate the migration and diffusion of the contaminates, which reduce the effectiveness of the soil remediation by nZVI. To tackle this matter, the influence mechanism of kaolin colloids on nZVI restoring the soil contaminated by heavy mental Pb, U were explored through diatomite column experiments, heavy metal transport rate analysis, SEM and XRD. The results demonstrated that nZVI was capable of restoring soil by solidifying Pb and U to retarding the migration in soil. However, the presence of kaolin colloids can weaken the retarding effect of nZVI and enhancing the migration ability of Pb and U. Nevertheless, the impact of kaolin colloids on retarding effect was limited at the same mass concentration of the kaolin colloids and nZVI. In addition, a competitive adsorption phenomenon was observed in the mixed system of Pb and U, which leads a better retarding effect of nZVI on Pb than that of U. The migration of U wwa shown to be more susceptible to the influence of kaolin colloids. The findings of this study have theoretical significance for the prevention and control of heavy metal pollution in soil and water systems.
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新型冠状病毒疫情发生期间，疫情发生地的医疗废物量急剧增加，许多城市的集中处置设备处于满负荷或超负荷运行状态[1]，处置能力、收运能力都出现了不足现象，难以解决急剧增加的医疗废物处理处置需求[2]。特别在边远地区，由于其地理位置偏僻、经济落后、医疗机构分布不集中等因素，医疗废物集中处置设备难以覆盖，导致医疗废物难以得到安全高效及时处理处置[3]。可移动式医疗废物原位消毒处理技术因具有消毒效果好、自动化水平高、占地面积不大以及环境风险低等特点，已成为补齐医疗废物应急处置短板，尤其是在是地方临时新建就地或就近医疗废物应急处理设备的重要选择[4-5]，可以补充地方医疗废物应急处置能力不足问题，以实现在最短时间和最小范围内杀灭病原微生物，从而降低医疗废物转运过程中的疾病传播风险，有效阻断疾病的传播[6-7]。但当前移动式原位处理设备相关行业对医疗废物原位消毒处理工艺及管理要求缺乏了解，且在处理效果方面缺乏有代表性的实践案例，不利于该类工艺技术的推广应用。本研究基于对3种典型医疗废物非焚烧消毒处理工艺设备、车载系统配置、消毒处理设备现场作业操作以及基于典型案例的处理效果对比评估，明确了典型消毒处理的工艺技术类型、关键参数、移动化制造、关键管理环节等关键问题，以期为医疗废物原位消毒处理设备的技术选择、工艺设计、现场运营和风险防控等提供参考。
1. 研究设备与方法
1.1 国内原位消毒处理工艺比较分析
1) 总体工艺比较分析。经调研，结合国内应用实际，对国内3种典型并有实际应用案例的医疗废物原位消毒处理技术进行了归纳和整理，以明确技术类型、适用性、设备要求、作业方式、处理规模、运行维护、优缺点及应用场景等[8]，如表1所示。目前，国内应用于医疗废物原位消毒处理技术主要为微波消毒、高温蒸汽消毒和摩擦热消毒3类典型处理技术，主要处理规模一般在1~5 t·d−1不等，在疫情防控及边远地区医疗废物应急处理中得以应用。根据疫情及基层医疗废物产生及分布及处理处置工艺的特点，一般采取可移动式设计，以便于实现原位就地收集和处理处置。
表 1 医疗废物原位消毒处理工艺技术比较分析Table 1. Comparative analysis of in-situ treatment and disposal technology of medical waste对比项目 微波消毒 高温蒸汽消毒 摩擦热消毒 消毒原理 利用微波或微波与高温蒸汽组合作用杀灭医疗废物中病原微生物，使其消除潜在的感染性危害的处理方法[9]。 利用高温蒸汽杀灭医疗废物中病原微生物，使其消除潜在的感染性危害的处理方法[9]。 通过控制设备消毒室内特制的合金刀片叶轮，将医疗废物充分研磨打碎的同时产生摩擦热使之均匀加热，医疗废物中致病微生物发生蛋白质变性和凝固，令致病微生物死亡，实现医疗废物无害化的处理方法[10]。 适用范围 可处理《医疗废物分类目录 (2021年版) 》[11]中的感染性、病理例、损伤性3类医疗废物，但药物性、化学性医疗废物不能处置，需要采取焚烧、填埋或回收的方式处置[12]。 设备要求 密闭，耐高温，电磁防护。 密闭保温，耐高温高压。 密闭，耐高温，防噪音控制。 作业方式 连续 间歇 间歇 移动车载后规模范围 1~5 t·d−1 运行维护 运行要求低，成本低。 运行要求高，成本较高。 运行要求低，成本低。 技术优点 运行费用低、适应性强、二次污染少、不产生二恶英等污染物、易于操作管理。 技术缺点 不能处理药物性、化学性医疗废物。 适用场景 疫情及基层边远地区医疗废物消毒处理。 | Show Table
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2) 移动式车载式一体化集成设备设计。原位消毒处理设备应具高度集成化和自动化，可快速行驶至指定地点，停车即可开展医疗废物无害化处理作业，也可卸载在原位短期作业，一般采取移动式集成设计。
针对移动车载式集成处理装备的设计，目前国内尚无统一的规范及管理要求。但是，该类集成处理设备本质上是将医疗废物处理技术 (微波、高温蒸汽或摩擦热) 与汽车技术相结合，通过车辆一体化集成设计，形成移动式医疗废物专用处理设备。
移动式医疗废物处理设备同集中式处理设备相比，应增加舱体防水、各水气路接口防震、电气系统防震、降低重心、轻量化等设计，并对能源供应、舱体规格等应符合原位处理及车辆设计的基本要求。
为了满足移动式处理及设备运输要求，医疗废物消毒处理作业车的电气系统需要做抗震设计，水、气路系统需进行可靠性设计，保证各系统在复杂路况下的稳定性和整车安全性，整车应满足《机动车运行安全技术条件》 (GB7258) [13]、《汽车及挂车外部照明和光信号装置的安装规定》 (GB4785) [14]、《道路车辆外廓尺寸、轴荷及质量限值》 (GB1589) [15]等车辆技术标准要求。
1.2 研究对象的选择
结合微波消毒、高温蒸汽消毒及摩擦热消毒3种典型消毒处理设备分布及应用情况，选择四川、浙江相关区域开展研究。其中，微波消毒作业车在四川成都市武侯区、成都市开发区、凉山彝族自治州、甘孜藏族自治州、资阳、广安、乐山、广元、巴中、宜宾、眉山；高温蒸汽消毒方舱在绵阳、德阳、南充、泸州、攀枝花等地；摩擦热消毒方舱在浙江省杭州市。从技术类型上总体体现出移动式原位消毒处理技术的类型，3种原位消毒处理设备及应用情况如表2所示。
表 2 3种原位消毒处理设备及应用场所情况Table 2. Three types of in-situ disinfection treatment facilities and application sites技术类别 设备规格 设备运行地点 运行及测试时间 委托检测类别 微波消毒 移动式微波消毒作业车 (产品型号：LYC5150XXDF6) 成都市武侯区、成都市开发区、凉山彝族自治州、甘孜藏族自治州、资阳、广安、乐山、广元、巴中、宜宾、眉山。 运行时间：2022年7月、9月。测试时间 (3次测试) ：2022年6月、8月、9月。 地方政府委托检测 高温蒸汽消毒 可移动式高温蒸汽消毒方舱 (产品型号：MWM-1000×3) 绵阳市、德阳市、南充市、泸州市、攀枝花市。 运行时间：2022年9月、11月。测试时间 (3次测试) ：2022年8月、11月。 地方专项项目委托检测 摩擦热消毒 摩擦热原位消毒处理设备 (产品型号：NW15) 杭州市临安区青山湖街道社区卫生服务中心、临安区中医院等地。 运行时间：2021年全年。测试时间 (3次测试) ：2022年1月。 企业自行委托检测 注：本研究涉及相关案例数据信息已获得用户的许可。 | Show TableDownLoad:
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1.3 研究对象基本条件
1) 微波原位消毒处理设备。2022年7月，眉山市采用微波消毒作业车，在洪雅县原位就地处理封控区医疗废物13.9 t；2022年9月，成都市武侯区与开发区分别采用1台医疗废物微波消毒作业车对涉疫医疗废物进行应急处理，2台设备在此期间共处理医疗废物75.4 t。医疗废微波消毒作业车 (产品型号：LYC5150XXDF6) 用于医疗废物的应急处理，其技术参数如表3所示，消毒作业车外观如图1所示。
表 3 移动式医疗废微波原位消毒作业车技术参数Table 3. Technical parameters of mobile medical waste in-situ microwave disinfection operation vehicle技术指标 规格/参数 技术指标 规格/参数 处理量 5 t·d-1 (以每天工作16 h计) 箱体 防腐复合板 总功率 120 kW 上料架匹配垃圾桶 660/240 L 整车尺寸 9 780 mm×2 550 mm×3 990 mm 消毒系统配置 进料、破碎、微波消毒、出料、处置、清洗消毒、废气处理、废水处理、固体废物处理处置等单元。 能源种类 柴油 消毒运行参数控制 针对微波频率、消毒温度、消毒时间等符合相应要求。 排放标准 《轻型汽车污染物排放限值及测量方法 (中国第六阶段) 》 (GB 18352.6-2016) [16]；《重型柴油车污染物排放限值及测量方法 (中国第六阶段) 》 (GB 17691-2018) [17] | Show TableDownLoad:
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图 1 移动式医疗废物微波消毒处理作业车Figure 1. Mobile microwave disinfection vehicle for medical waste2)高温蒸汽原位消毒处理设备。2022年9月，绵阳市采用移动式医疗废物高温蒸汽应急处理车在绵阳市方舱医院、中科绵投医疗废物处置厂等地应急处置涉疫医疗废物41.7 t；2022年11月，绵竹市就地处置医疗废物75.3 t。移动式医疗废物高温蒸汽消毒作业车技术参数如表4所示，消毒作业车外观如图2所示。
表 4 医疗废物高温蒸汽原位消毒作业车技术参数Table 4. Technical parameters of medical waste in-situ steam disinfection operation vehicle技术指标 规格/参数 技术指标 规格/参数 处理量 5 t·d-1 (以每天16 h工作计) 箱体 钢制 总功率 30 kW 上料架匹配垃圾桶 240 L 整车尺寸 17 300×2 400×2 900 mm 消毒系统配置 蒸汽供给、进料、蒸汽消毒、破碎、压缩、处置、废气处理、废水处理、固体废物处理处置、出料等单元。 能源种类 柴油 消毒运行参数控制 预真空、消毒处理温度、压力消毒时间等应符合相应要求。 排放标准 《轻型汽车污染物排放限值及测量方法 (中国第六阶段) 》 (GB 18352.6-2016) [16]；《重型柴油车污染物排放限值及测量方法 (中国第六阶段) 》 (GB 17691-2018) [17] | Show TableDownLoad:
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3)摩擦热原位消毒处理设备。2021 年1月，设备生产单位委托第三方对设置于临安区中医院的摩擦热原位消毒处理设备 (设备型号NW15 ) 运行状况进行现场测试。设备单批次处理能力为 20~25 kg (容积≤175 L) ，单批次处理时间约为 30~50 min (设备每天工作 8 h，测试期间实际小时处理量约为30 kg，日处理量平均约240 kg) 。医疗废物摩擦热原位消毒处理设备技术参数如表5所示，消毒处理设备外观如图3所示。
表 5 医疗废物摩擦热原位消毒设备技术参数Table 5. Technical parameters of in-situ friction heat disinfection vehicle技术指标 规格/参数 技术指标 规格/参数 处理量 0.5 t·d−1 (以每天工作16 h计) 箱体 防腐复合板 总功率 120 kW 消毒系统配置 进料、破碎研磨、尾气处理、出料等单元。 整车尺寸 6 000×2 500×2 500 mm 消毒运行参数控制 消毒温度、消毒时间应符合相应要求。 能源种类 电 | Show TableDownLoad:
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图 3 医疗废物摩擦热原位消毒设备Figure 3. In-situ friction heat disinfection vehicle for medical waste1.4 研究方法
1) 采用《医疗废物处理处置污染防治最佳可行技术指南(试行)》 (HJ-BAT-8) [12]、《医疗废物微波消毒集中处理工程技术规范》 (HJ229-2021) [18]、《医疗废物高温蒸汽消毒集中处理工程技术规范》 (HJ276-2021) [19]中涉及的国家微生物检测标准方法对3种医疗废物原位消毒处理设备进行检测和评估，收集3类设备的具体实践应用案例数据进行对比分析评估。实验方法为：在移动式医疗废物消毒处理设备满载的情况下，在各工艺规定的工艺条件下，随医疗废物投入染菌载体样品进行测试。经3次重复试验，每次试验的阳性对照组回收菌量均应为 1×106~5×106 CFU∙载体−1，阴性对照组应无菌生长，判断消毒效果合格与否。
2) 基于3种设备的现场条件，对设备运行的污染控制措施进行对比分析和评估，明确特点及优劣。
3) 对相对规模情境下3种设备的运行成本进行核算分析，明确设备运行成本效益。
4) 基于应用案例，探讨3种医疗废物原位消毒处理方式的工艺参数控制及配套管理措施。
2. 结果与讨论
2.1 医疗废物消毒处理效果比较分析
1)微波消毒处理效果评估。收集了3个单位微波消毒作业车所做的消毒效果第三方检测报告 (设备使用前的性能测试) ，根据国家相关标准[18]规定，消毒模拟生物指示物均采用的是枯草杆菌黑色变种芽孢 (ATCC 9372) ， 载体均采用长度5 cm 的输液管，每组10个样品，共做3组。在消毒车满载的情况下，在温度 95~100 ℃、消毒时间≥45 min，微波照射总功率12.5 kW的条件下，在设备进料口连续等间距投入染菌载体样品进行测试。满足《医疗废物微波消毒集中处理工程技术规范》 (HJ229-2021) [18]要求。3各单位使用医疗废物微波消毒车消毒检测结果如表6所示。此3个使用单位所提供的报告检测结果杀灭对数值均大于4，满足《医疗废物微波消毒集中处理工程技术规范》 (HJ 229—2021) [18]的消毒效果指标要求，可以判定移动式微波消毒处理设备消毒效果合格。
表 6 不同单位使用的微波原位消毒车消毒检测结果Table 6. Sterilization Test Results of Disinfection Vehicles Used by Different Units序号 检测日期 消毒时间 不同试验次数各载体的平均杀灭对数值 委托检测单位 指示菌种 1 2 3 1 2022.06.17 51 min 6.27 6.30 6.30 眉山市生态环境局 枯草杆菌黑色变种芽孢 (ATCC9372) 2 2022.08.12 54 min 6.29 6.30 6.30 成都市环境应急指挥保障中心 3 2022.09.09 48 min 6.32 6.40 6.30 河南利盈专用车有限公司 | Show TableDownLoad:
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2)高温蒸汽原位消毒处理效果评估。收集了3家单位移动式医疗废物高温蒸汽处理车所做的灭菌效力第三方检测报告 (设备使用前的性能测试) ，根据国家相关标准[19]规定，消毒模拟生物指示物均采用的是嗜热脂肪肝菌芽孢 (ATCC 7953) ，载体均采用长5 cm的输液管，每次6个样品，共测试5次。在满载的情况下，在消毒处理温度≥134 ℃，消毒处理压力≥220 kPa (表压) ，消毒时间≥45 min条件下检测消毒鲜果，满足《医疗废物高温蒸汽消毒集中处理工程技术规范》 (HJ229-2021) [19]要求。3家单位使用的高温蒸汽消毒车消毒检测结果如表7所示。此3家单位所提供的检测报告检测结果杀灭对数值均大于4，消毒效果符合《医疗废物高温蒸汽消毒集中处理工程技术规范》 (HJ 276—2021) [19]消毒指标要求。
表 7 不同用户使用的高温蒸汽消毒车消毒检测结果Table 7. Disinfection test results of high-temperature steam disinfection vehicles used by different user序号 检测日期 消毒时间 检验结果 委托检测单位 指示菌种 1 2022.8.16 45 min >4.00 绵阳市“移动式医疗废物处置车”项目 嗜热脂肪杆菌芽孢 (ATCC 7953) 2 2022.08.15 45 min >4.00 绵阳市“移动式医疗废物处置车”项目 3 2021.11.23 45 min >4.00 移动式医疗废物处置方舱 | Show TableDownLoad:
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3)摩擦热原位消毒处理效果评估。为考核摩擦热技术的消毒处理效果，委托有资质的单位，基于摩擦热消毒机理，消毒模拟生物指示物以枯草杆菌黑色变种芽孢 (ATCC 9372) 和嗜热性脂肪杆菌芽孢 (ATCC 7953) 作为指示菌种，经3次模拟现场试验，结果表明：在现场环境温度为 9~12 ℃，相对湿度为 46 %~57 %的条件下，分别实施对3 批次共染于 30 个载体内的指示菌种的平均杀灭对数值进行检测，消毒检测结果如表8所示。由表8可以看出，针对枯草杆菌黑色变种芽孢以及嗜热脂肪杆菌芽孢的平均杀灭对数值均>4.00。
表 8 摩擦热原位消毒设备消毒检测结果Table 8. Disinfection test results of friction heat in situ disinfection facilities序号 检测日期 不同实验次数各染菌载体平均杀灭对数值 委托检测单位 消毒时间 指示菌种 1 2 3 1 2021.1.6 >4.00 >4.00 >4.00 浙江微盾环保科技股份有限公司 全程消毒时间≥30 min 枯草杆菌黑色变种芽孢 (ATCC 9372) 和嗜热性脂肪杆菌芽孢 (ATCC 7953) 2 >4.00 >4.00 >4.00 3 >4.00 >4.00 >4.00 4 2021.1.7 >4.00 >4.00 >4.00 5 >4.00 >4.00 >4.00 6 >4.00 >4.00 >4.00 7 2021.1.17 >4.00 >4.00 >4.00 8 >4.00 >4.00 >4.00 9 >4.00 >4.00 >4.00 | Show TableDownLoad:
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2.2 医疗废物消毒处理过程污染物排放比较
由于应急作业的场地选择难以保证足够的环境防护距离，故噪声排放及无组织废气排放是评价作业设备重要的参考因素。本研究通过微波消毒、高温蒸汽消毒、摩擦热消毒处理工艺条件分析各工艺的污染物排放，3种消毒处理工艺对比如表9所示。由表9可看出，微波消毒处理工艺也会产生恶臭气体，但浓度相对较低，由于微波热效应对冷凝水具有二次蒸发作用，故几乎不产生废水；采用双辊式破碎机，噪音较小。高温蒸汽消毒处理工艺由于消毒温度较高，医疗废物中污染物分解较多，消毒过程会产生较多的非甲烷总烃及恶臭气体，故废气排放的源强较高，需要进行妥善处理；由于蒸汽的冷凝量较大，会在消毒容器中形成积水，形成残液；该类设备一般采用双辊式破碎机，噪音较小。摩擦热消毒处理过程以机械摩擦生热为主，废气产生于整个消毒处理过程，废气产生量相对较小；废水主要来源为废物消毒处理过程中所产生蒸汽的冷凝水，产生的废水最终进人医院污水处理池；设备运行过程中会有噪声产生，但在针对医疗废物毁形方面很彻底。消毒处理后的医疗废物含水量小、减容减重效果明显。
表 9 医疗废物原位消毒处理工艺污染物排放情况对比Table 9. Comparison of pollutant emissions of three in-situ disinfection treatment processes for medical waste技术类别 消毒温度/ ℃ 消毒时间/min 破碎机结构 废水排放 废气排放 减量减容效果 微波消毒 95 45 双辊式 极少 少 需要少许附加水蒸汽，减容不减重 高温蒸汽消毒 134 45 双辊式 相对较多 相对较多 需要附加水蒸汽，减容增重 摩擦热消毒 90 30 合金叶轮刀片 极少 少 加热过程水分蒸发，减容减重 | Show TableDownLoad:
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2.3 原位消毒处理作业便利性比较
从以供电配置、设施运行安全以及污染控制难易程度进行分析，3种原位消毒处理作业便利性比较如表10所示 (按5 t·d−1产能规模同比比较) 。由表10可以看出，从用电负荷角度来看，微波消毒、摩擦热消毒设备相对于高温蒸汽工艺更易找到合适的作业场地，且电流相对较小，更有利于找到合适的用电。另外，在作业过程中，高温蒸汽工艺每完成1次消毒作业，需要工人重新在消毒容器中铺设防粘臂塑料袋，如不铺设，则需要对消毒容器进行清理粘臂作业；微波和摩擦热消毒处理工艺只需要工人将医疗废物投加到上料桶内即可。在运行安全防护方面，基于设备工艺特点做好运行安全防护工作，微波重点在于辐射防护，高温蒸汽在于高温气体灼伤风险。在污染物控制难易方面，高温蒸汽消毒相对较大，微波消毒、摩擦热消毒较小。可以说，3种工艺技术各具特色，在便利性方面均可满足原位处理要求，但相对而言，微波消毒和摩擦热消毒处理工艺更具有作业便利性。
表 10 3种原位消毒处理设备的供电要求Table 10. Power supply requirements for three in-situ disinfection treatment processes技术类别 接入变压器容量/kVA 运行安全防护 污染物排放控制难易程度 微波消毒 200 微波辐射防护 小 高温蒸汽消毒 500 避免高温蒸汽灼伤 相对较大 摩擦热消毒 200 防止金属类物质进入消毒设施，确保破碎效果。 小 | Show TableDownLoad:
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2.4 原位消毒处理设备运行成本比较
以1台处理能力同为5 t·d−1的设备为例，微波消毒、高温蒸汽消毒以及摩擦热消毒3种工艺能耗与物资消耗成本对比 (不含人员、收运、周转箱消毒及其他与设备运行非直接相关的费用) 如表11所示。 由表11可知，与常规的高温蒸汽工艺相比，微波消毒及摩擦热工艺具有更为明显的节能优势。
表 11 3种原位消毒处理工艺能耗与物资消耗成本对比Table 11. Comparison of energy consumption and material consumption cost of three in-situ disinfection treatment processes技术类别 单日能耗 (电能) /kW·h 日常物资消耗 单日能耗与物资消耗成本 微波消毒 约1 120 无 约1 120元 高温蒸汽消毒 约2800 防粘壁专用塑料袋约120个 (500 L规格) 约2 860元 摩擦热消毒 约1 820 无 约1 820元 | Show TableDownLoad:
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2.5 原位消毒处理工艺参数配置要求对比
为达到相应的消毒处理及二次污染控制要求，经对比分析3种典型医疗废物消毒处理技术移动式设计的共性和关键环节，并结合国家目前针对3种消毒技术的相关标准和规范要求，其处理工艺参数配置至少应满足表12所示要求。
表 12 原位消毒处理工艺参数配置要求对比Table 12. Comparison of in-situ treatment process parameter configuration requirements对比项目 微波消毒 高温蒸汽消毒 摩擦热消毒 消毒参数控制 采用单独微波消毒处理工艺时，微波频率应采用 (915±25) MHz或 (2450±50) MHz，消毒温度应≥95 ℃，消毒时间应≥45 min；采用微波与高温蒸汽组合消毒处理工艺时，微波频率应采用 (2450±50) MHz，压力≥0.33 MPa，消毒温度≥135 ℃时，消毒时间≥5 min[9]。 预真空度≥0.08 MPa，消毒处理温度≥134 ℃，消毒处理压力≥220 kPa (表压) ，消毒时间≥45min[9]。 刀片与医疗废物摩擦过程，机械能转化为热能，实现废物 360°无死角均匀摩擦受热，温度达到150 ℃后叶轮转速减慢，全程消毒时间≥30 min[10]。 系统配置 进料、破碎、微波消毒、出料、处置、清洗消毒、废气处理、废水处理、固体废物处理处置等单元。 蒸汽供给、进料、蒸汽消毒、破碎、压缩、处置、废气处理、废水处理、固体废物处理处置、出料等单元。 进料、破碎研磨、尾气处理、出料等单元。 车载式配置要求 能源供应 (可自带发电机组) 、舱体规格、舱体防水、系统防震、重心控制、轻量化等设计措施。 微生物消毒指标 嗜热脂肪杆菌芽孢和枯草杆菌黑色变种芽孢≥4.00[9] 嗜热脂肪杆菌芽孢 (ATCC 7953) ≥4.00[9] 嗜热脂肪杆菌芽孢和枯草杆菌黑色变种芽孢≥4.00[9] 污染物排放控制 非甲烷总烃限值20 mg·m−3，颗粒物执行《大气污染物综合排放标准》 (GB16297-1996) [20] 中颗粒物排放限值，臭气浓度执行《恶臭污染物排放标准》 (GB 14554-1994) 指标要求[21]，可配套UV光解氧化催化+过滤+活性炭吸附多重净化工艺实现对气体进行灭菌除臭过滤净化。 毁型要求 毁型比较彻底，减容50%，符合要求。 毁型较好，减容50%，符合要求。 毁型彻底，减容70%，符合要求。 场地要求 在医院、卫生院或其他产生医疗废物的场所等，为原位消毒处理设备提供停放场地即可。 自动化及信息系统 围绕自动上料、消毒处理、尾气及废水处理等环节，实现自动化，有条件的实现信息化，做到全过程可监控。 注：1) 工艺参数调整及采用其他新工艺和技术时，应通过第三方机构的测试评价认定[9]；2) 采用微波与高温蒸汽组合消毒处理工艺时，在消毒时间上会优于传统微波消毒，但基于国内暂未有单位针对该技术进行原位就地处理实践。 | Show TableDownLoad:
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3. 结语
1) 微波、高温蒸汽、摩擦热3种原位消毒处理设备，具有占地面积小、集成化程度高、性能稳定的特点，适用于医疗废物原位就地处理，以实现在最短时间和最小范围内杀灭病原体，有效阻断疾病的传播，是补齐疫情及基层医疗废物处置短板的重要技术选择。
2) 在技术选择方面，用户可以结合地方医疗废物的产生分布、水电供应、垃圾焚烧设施距离、处理规模、设备提供商服务可获得性等因素，因地制宜，选择相应的工艺技术及设备。
3) 该类技术适用于处理医疗废物中的感染性、损伤性及部分病理性废物，而医疗废物中的药物性废物和化学性废物不适合于采用上述消毒技术进行处理。地方在推进该类设备建设及运营过程中还要综合考虑其他城市基础设施，如危险废物处置设施、生活垃圾处理厂等的匹配衔接，实现各类废物及消毒处理后的残渣能够得到安全处置。
4) 考虑到运行管理的需要，用户应提前规划出医疗废物应急处理标准作业场地，作业场地的布局应按照卸料、贮存、处理、清洗消毒的功能分区设置，划分出消毒作业车停放与作业区、医疗废物暂存区 (卸料堆放) 、物资存放区、消毒清洗区、残渣暂存区、人员准备与活动区等功能区。
5) 涉疫医疗废物必须对到场医疗废物必须做到“即到即处，单独投料”；非涉疫医疗废物按照《医疗废物集中处置技术规范(试行) 》[22]的要求，在规定时间内处置完毕。应急处置单位配制专用消毒药剂，对地面、物体表面喷洒进行消毒。
6) 各地在计划配置移动式医疗废物处理处置设备时，应综合考虑废物特性、处理规模、场地条件、交通状况等因素，在医院内部设置小型医疗废物原位处理设备或移动式处理设备，并加强源头分类管理，减少传染病区生活废物的产生量，从源头上减少感染性医疗废物的产生，确保医疗废物按规定分类、收集、转移、贮存和无害化处置。
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图 1 添加nZVI及Pb、U前后的硅藻土显微电镜图对比
Figure 1. Comparison of micrograph of diatomaceous earth before and after adding NZVI, Pb, U
图 2 添加nZVI及Pb、U前后的硅藻土XRD图对比
Figure 2. Comparison of XRD diagram of diatomaceous earth before and after adding NZVI, Pb, U
图 3 不同实验Pb、U质量浓度穿透曲线
Figure 3. Penetration curves of Pb and U mass concentrations in different experiments
图 4 单独运移条件下高岭土胶体，Pb，U与nZVI质量浓度的穿透曲线
Figure 4. Penetration curves of Pb, U, nZVI and kaolinite colloids mass concentrations in individual migration
图 5 Pb、U、nZVI与高岭土胶体单独运移速率
Figure 5. The transport velocity of Pb, U, nZVI and kaolinite colloids in individual migration
图 6 nZVI与高岭土胶体对Pb、U运移影响实验的穿透曲线
Figure 6. Penetration curves on the experiment of effect on Pb, U transport by NZVI and kaolinite colloids
图 7 不同实验中初始及收尾阶段Pb、U的运移速率
Figure 7. The transport velocity of Pb, U in initial phase and close-out phase in different experiments
图 8 单一与混合运移体系Pb、U质量浓度的穿透曲线
Figure 8. Penetration curves of Pb and U mass concentrations in single and mixed migration system
图 9 不同实验中初始及收尾阶段Pb、U的运移速率
Figure 9. The transport velocity of Pb, U in initial phase and close-out phase in different experiments
表 1 高岭土胶体对nZVI修复硅藻土的影响实验
Table 1. The experiments on the effect on diatomaceous earth remediation with nZVI by kaolin colloids
实验编号 运移成分 各成分质量浓度/(mg·L−1) 测定成分 1 Pb 10 Pb 2 Pb+nZVI 10 Pb 3 U 10 U 4 U+nZVI 10 U 5 nZVI 10 Fe 6 高岭土胶体 10 高岭土胶体 7 Pb+nZVI+高岭土胶体 10 Pb 8 Pb+高岭土胶体 10 Pb 9 U+nZVI+高岭土胶体 10 U 10 U+高岭土胶体 10 U 11 Pb+U 10 Pb、U 12 Pb+U+nZVI 10 Pb、U 13 Pb+U+nZVI+高岭土胶体 10 Pb、U 14 Pb+U+高岭土胶体 10 Pb、U
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[1] KONG S F, TANG J, FAN O Y, et al. Research on the treatment of heavy metal pollution in urban soil based on biochar technology[J]. Environmental Technology & Innovation, 2021, 23: 101670. [2] 王浩铭. 尾矿库浅层土壤中铀的浸出特性与数值模拟研究[D]. 南华大学, 2018. [3] GUO L J, PENG L Q, LI J H, et al. Simultaneously efficient adsorption and highly selective separation of U(Ⅵ) and Th(Ⅳ) by surface-functionalized lignin nanoparticles: A novel pH-dependent process[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 4: 130123. [4] 韩丰磊, 李婷, 孙慧, 等. 废弃石化用地土壤和地下水污染调查与评估[J]. 土壤通报, 2020, 51(5): 1238-1245. [5] 孟繁健, 朱宇恩, 李华, 等. 改性生物炭负载nZVI对土壤Cr(Ⅵ)的修复差异研究[J]. 环境科学学报, 2017, 37(12): 4715-4723. [6] EKRAMI E, POURESMAIELI M, HASHEMIYOON E, et al. Nanotechnology: A sustainable solution for heavy metals remediation[J]. Environmental Nanotechnology, Monitoring & Management, 2022, 18: 100718. [7] ZHAO K Q, YANG Y, ZHANG L H, et al. Silicon-based additive on heavy metal remediation in soils: Toxicological effects, remediation techniques, and perspectives[J]. Environmental Research, 2022, 205: 112244. doi: 10.1016/j.envres.2021.112244 [8] 刘诗婷, 刘静, 刘爱荣, 等. 纳米零价铁基材料用于地下水修复研究进展[J]. 环境科学与技术, 2022, 45(9): 181-193. [9] 杜晓丽, 刘殿威, 崔申申. 径流入渗时土壤胶体释放对重金属截留的影响[J]. 中国环境科学, 2022, 42(3): 1278-1286. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2022.03.033 [10] 王凯丽, 徐绍辉, 杨永亮, 等. 胶体存在时不同质地土壤对锌镉的吸附试验研究[J]. 土壤, 2011, 43(2): 239-246. doi: 10.13758/j.cnki.tr.2011.02.021 [11] 文吉昌. 黔西南汞铊矿废弃物中典型多金属迁移转化及生态调控机制研究[D]. 贵州大学, 2021. [12] 程景. 不同溶解态腐殖质对Cr(Ⅵ)在土壤上吸附行为的作用[D]. 中国地质大学(北京), 2018. [13] 付雪. 矿物胶体对纳米零价铁固定土壤中铀和铅的影响机理研究[D]. 南方科技大学, 2021. [14] 李志亮. 新型桥连的氯磷灰石对土壤中重金属的固定机制研究[D]. 华南理工大学, 2021. [15] 李平. 纳米零价铁体系对土壤中Cr(Ⅵ)的去除和滤出特性影响及转化机理研究[D]. 太原理工大学, 2019. [16] BHAWNA, ACHARYA A D, KAUR S. Rapid reductive degradation of dye contaminated water by using a core-shell nano zerovalent iron (nZVI)[J]. Journal of the Indian Chemical Society, 2022, 99: 100598. doi: 10.1016/j.jics.2022.100598 [17] 李志萍, 李欣益, 马燕, 等. 地下水中砷去除机理实验研究[J]. 河南理工大学学报(自然科学版), 2014, 33(2): 248-252. [18] 刘瑜, 王雨, 李银, 等. 铬在含水介质中的迁移及释放规律[J]. 土壤通报, 2017, 48(2): 313-318. doi: 10.19336/j.cnki.trtb.2017.02.09 [19] WANG B, XIONG M Y, SHI B, et al. Treatment of shale gas flowback water by adsorption on carbon- nanotube-nested diatomite adsorbent[J]. Journal of Water Process Engineering, 2021, 42: 102074. doi: 10.1016/j.jwpe.2021.102074 [20] 郭蕾蕾, 许模, 王璐, 等. 定流量条件下壤土夹层对苯和Br-穿透包气带的影响[J]. 环境工程学报, 2017, 11(12): 6524-6531. [21] QIN L Y, SUN X Y, YU L, et al. Ecological risk threshold for Pb in Chinese soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 444: 130418. doi: 10.1016/j.jhazmat.2022.130418 [22] ZHAUNG S T, GHENG R, KANG M, et al. Kinetic and equilibrium of U(Ⅵ) adsorption onto magnetic amidoxime-functionalized chitosan beads[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 188: 655-661. doi: 10.1016/j.jclepro.2018.04.047 [23] 刘军. 铀-碳酸/钙-铀-碳酸络合物对红土及纳米零价铁吸附铀性能的影响[D]. 东华理工大学, 2015. [24] 孙慧敏. 粘土矿物胶体对铅的环境行为影响研究[D]. 西北农林科技大学, 2011. [25] 杨德湧. 中国土壤胶体研究——Ⅸ. 广东两对黄壤和红壤的粘粒矿物比较[J]. 土壤学报, 1985, 22(1): 36-46. [26] 张义, 朱吉颖, 张聪, 等. 硅藻土在环境领域的研究和应用[J]. 生态环境学报, 2022, 31(12): 2441-2448. [27] 马书翠. 硅藻土表面性质及对Pb(Ⅱ)吸附机理的研究[D]. 长春理工大学, 2015. [28] 杨晓丹. 纳米零价铁的制备、改性及去除水中典型重金属和有机物的效能与机理[D]. 陕西师范大学, 2020. [29] 洪彦峰. 磷酸化纳米零价铁去除水中Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的研究[D]. 华中师范大学, 2020. [30] GOPAL G, SANKAR H, NATARAJAN C, et al. Tetracycline removal using green synthesized bimetallic nZVI-Cu and bentonite supported green nZVI-Cu nanocomposite: A comparative study[J]. Journal of Environmental Management, 2020, 254: 109812. doi: 10.1016/j.jenvman.2019.109812 [31] 谢武明, 毕小林, 黄子峻, 等. 纳米活性氧化铝负载磁性纳米零价铁对不同重金属的吸附机理[J]. 环境科学学报, 2020, 40(8): 2732-2740. [32] YOUNG J O, HOCHEOL S, WON S S, et al. Effect of amorphous silica and silica sand on removal of chromium(Ⅵ) by zero-valent iron[J]. Chemosphere, 2007, 66(5): 858-865. doi: 10.1016/j.chemosphere.2006.06.034 [33] LI C Q, YANG S S, BIAN R Z, et al. Efficient catalytic degradation of bisphenol A coordinated with peroxymonosulfate via anchoring monodispersed zero-valent iron on natural kaolinite[J]. Chemical Engineering Journal, 2022, 448: 137746. doi: 10.1016/j.cej.2022.137746 [34] 杨勤桃, 解庆林, 陈南春. 壳聚糖改性硅藻土对水中As(Ⅴ)的吸附特性[J]. 非金属矿, 2021, 44(5): 103-106. [35] 左国强, 苏小莉, 刘改云, 等. 纳米零价铁吸附法去除废水中的Pb2+[J]. 化学试剂, 2022, 44(6): 828-834. [36] SHEN T M, XU H, MIAO Y, et al. Study on the adsorption process of Cd(Ⅱ) by Mn-diatomite modified adsorbent[J]. Materials Letters, 2021, 300: 130087. doi: 10.1016/j.matlet.2021.130087 [37] 孙亚楼. 高岭土胶体与Eu(Ⅲ)/Am(Ⅲ)的相互作用研究[D]. 兰州大学, 2020. [38] 陈娟娟. 磷在高岭土、腐殖酸及海洋沉积物上的吸附行为研究[D]. 中国海洋大学, 2014. [39] ZHENG H L, REN X M, ZHANG X D, et al. Mutual effect of U(Ⅵ) and phosphate on the reactivity of nanoscale zero-valent iron (nZVI) for their co-removal[J]. Journal of Molecular Liquids, 2020, 297: 111853. doi: 10.1016/j.molliq.2019.111853 [40] XI X L, DING D J, ZHOU H L, et al. Interactions of pristine and aged nanoplastics with heavy metals: Enhanced adsorption and transport in saturated porous media[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 437: 129311. doi: 10.1016/j.jhazmat.2022.129311 [41] HUANG X Y, NIU X J, ZHANG D Q, et al. Fate and mechanistic insights into nanoscale zerovalent iron (nZVI) activation of sludge derived biochar reacted with Cr(Ⅵ)[J]. Journal of Environmental Management, 2022, 319: 115771. doi: 10.1016/j.jenvman.2022.115771 [42] YANG Y M, NASEER M, ZHU Y, et al. Dual effects of nZVI on maize growth and water use are positively mediated by arbuscular mycorrhizal fungi via rhizosphere interactions[J]. Environmental Pollution, 2022, 308: 119661. doi: 10.1016/j.envpol.2022.119661 -
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