活性炭-土-膨润土复合材料阻隔性能研究

杨梦传; 张志红; 虞璐; 王劲楠

doi:10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202212026

活性炭-土-膨润土复合材料阻隔性能研究

1.
北京工业大学城市与工程安全减灾教育部重点实验室，北京 100124
2.
北京工业大学材料与制造学部，北京 100124

作者简介: 杨梦传（1998-），男，硕士研究生。研究方向：环境岩土工程。E-mail：ymc17865565153@163.com

通讯作者: 虞璐(1990-)，女，博士、助理研究员。研究方向：环境修复与污染防控。E-mail：yulu112266@163.com;

基金项目:
国家重点研发计划项目（2019YFC1803702）
中图分类号: X53;TU411

Research on barrier performance of activated carbon - soil - bentonite composite

1.
The Key Laboratory of Urban Security and Disaster Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China
2.
Faculty of Materials and Manufacturing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China

Corresponding author: YU Lu, yulu112266@163.com ;

摘要: 以粉质粘土（SC）作为母土，通过柔性壁渗透试验和静平衡吸附试验分别研究了不同配比的土-膨润土（SB）及活性炭-土-膨润土（ASB）在不同渗滤液工况下的渗透性能及吸附性能。试验结果表明，将Pb(NO₃)₂溶液作为渗液，单元体渗透性能随Pb²⁺浓度增大而逐渐增强，且渗液浓度相同时SB渗透系数随膨润土掺量增加呈大幅降低后趋于平稳趋势。膨润土和活性炭的掺入可有效增强材料的吸附性能，随渗液浓度的增加，SC、SB及ASB对Pb²⁺的吸附容量变大，且ASB较SC及SB吸附容量差值逐渐变大。综合防渗及地下水质量标准提出了满足修复重金属污染场地阻隔材料的基准配比，研究结果可为重金属污染场地的修复与治理提供参考。
- 阻隔墙材料 /
- 土-膨润土 /
- 活性炭 /
- 渗透系数 /
- 静平衡吸附 /
- 基准配比
Abstract: Silty clay (SC) was used as the base soil, and the hydraulic conductivity and adsorption properties of soil-bentonite (SB) and activated carbon soil-bentonite (ASB) with different ratios under different leachate conditions were studied by flexible wall hydraulic conductivity test and static equilibrium adsorption test. The results show that when Pb(NO₃)₂ solution is used as the percolate, the hydraulic conductivity of the unit increases gradually with the increase of Pb²⁺ concentration, and the hydraulic conductivity of SB decreases greatly with the increase of bentonite content, and then tends to be stable. The incorporation of bentonite and activated carbon can effectively enhance the adsorption performance of the material. With the increase of the concentration of the percolate, the adsorption capacity of SC, SB and ASB for Pb²⁺ increases, and the difference of adsorption capacity gradually increases. According to the comprehensive impervious performance and groundwater quality standard, the benchmark ratio of barrier materials to meet the remediation of heavy metal contaminated sites is proposed. The research results can provide reference for the remediation and treatment of heavy metal contaminated sites.
- cutoff walls /
- soil-bentonite /
- activated carbon /
- hydraulic conductivity /
- adsorption /
- standard ratio

重金属污染一直以来备受关注。砷作为高毒性污染物被广泛认知，矿山开采、冶炼、农业生产、制革、染料、化工等行业生产中往往会产生大量的砷^[1-2]。As及其化合物随着径流、入渗等途径进入地下水中，污染水体，并通过不断累积对环境与人体健康造成威胁。在我国，对于砷的排放标准也有着严格的规定^[3]。如何有效地处理含As地下水一直以来都是环境工程领域所关注的热点。

As的存在形式及其价态决定了As及其化合物的毒性^[4]。As在水体中常以As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的形态存在，而在还原条件下的地下水体中，又以As(Ⅲ)为主要存在形态。在目前的地下水As(Ⅲ)污染处理中，中和法^[5]、混凝法^[6-7]、吸附法^[8-9]、离子交换法^[10-11]、微生物法^[12-13]、电化学法^[14-15]均能取得良好的治理效果。但不断寻求提供高效，创新的处理方法，并作为现有地下水As(Ⅲ)污染处理技术的补充或替代仍然是十分必要的。已有研究^[16]表明，As(Ⅲ)的毒性比As(Ⅴ)高出数十倍以上，并且迁移性更强，稳定性差，因此，将As(Ⅲ)氧化成更易吸附、稳定的As(Ⅴ)是实现As(Ⅲ)控制的可行途径。SORLINI等^[17]研究了二氧化氯、次氯酸盐、高锰酸钾等氧化剂对水体中As的氧化效果，As(Ⅲ)的氧化效率能到达到80%~100%。吕杰蝉等^[18]通过感应电芬顿法处理二甲基砷废水，在初始pH为3，电流密度为2 mA·cm⁻²，初始浓度为5 mg·L⁻¹的条件下，4 h后去除率达到94.4%。LAN等^[19]以FeC_x/N掺杂的碳纤维复合材料作为催化剂，通过电芬顿反应对含二甲基砷废水进行高效处理，6 h后去除率达到96%。ZHANG等^[20]通过非均相芬顿法对畜牧业中的有机砷化合物进行降解，处理3 h后降解率可达到80%以上。尽管对地下水中砷污染处理的研究较少，但这能为我们处理此类地下水提供新的思路，通过强氧化性的羟自由基(·OH)可将As(Ⅲ)氧化为更稳定、毒性低的As(Ⅴ)，同时亦可减少使用化学氧化剂带来的风险与成本。

本研究设计了一种新型流通式电芬顿系统，用来处理含As(Ⅲ)地下水。考察了电流强度、pH、流速、曝气速率、电解质浓度等因素对去除效果的影响，并探讨了水体中共存离子的干扰作用及相关的反应机理。此外，对流通式电芬顿系统在连续运行条件下的性能进行了评估，以期为地下水As(Ⅲ)污染的治理提供参考。

1. 材料与方法

1.1 地下水水质与试剂

本研究以湖南某矿区附近城镇的地下水为例，研究中均使用实际地下水作为处理对象。其水质如下：1.87~2.2 mg·L⁻¹ As(Ⅲ)、0.12 mg·L⁻¹ Fe、120 μg·L⁻¹ Mn、75 mg·L⁻¹ ${\rm{SO}}_4^{2 - }$ 、33 mg·L⁻¹ COD、pH为6.25。所用试剂均购自国药试剂集团且为分析纯：水杨酸(salicylic acid)、苯醌(benzoquinone)、氯化钾(KCl)、硫酸(H₂SO₄)、氢氧化钠(NaOH)。实验中所用水均为超纯水(UPH，优普，18.25 MΩ.cm)。

1.2 实验装置与步骤

电芬顿反应在亚克力(PMMA)材质的圆柱形反应器(D=60 mm，H=200 mm)中进行，实验装置如图1所示。反应器分为3个部分，阳极为Fe网电极(R=25 mm)，阴极为泡沫镍(NF)电极，覆于Ti网上，最下方是活性炭纤维过滤器(ACF)，阴阳极通过不锈钢电极夹连接至直流电源(MESTEK DP305)上，并保持恒定距离。将阴极浸泡在地下水中数小时直至饱和后取出再用。通入电流开始反应后，通过蠕动泵(UIP-WIFI-S183, Kamoer)以一定的流速将1 L地下水引入反应器中，通过控制变量对去除率的影响因素进行探究，每组实验设置3组平行。

图 1 流通式电芬顿反应装置

Figure 1. Device diagram of flow-through electro-Fenton reaction

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1.3 分析方法

流通式系统中电流的调控通过直流稳压电源(MASTEK DP305)完成，溶液pH的测定通过pH计(METTLER S220)测定。通过原子荧光法测定溶液中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)，分别通过丁二酮肟分光光度法与邻菲罗啉分光光度法测定总Ni和总Fe的浓度。通过间接分光光度法测定高铁酸盐的浓度^[21]。

2. 结果与讨论

2.1 流通式电芬顿系统的优势

为了高效去除地下水中的As(Ⅲ)，设计了一种流通式电芬顿系统。图2(a)为该系统与其他处理工艺去除效率的对比，即吸附(相同装置，不通电)、电氧化、铁盐絮凝、传统电芬顿法(泡沫镍阴极，铁阳极)。可以看出，在吸附条件下，As(Ⅲ)的浓度变化很小。投入一定量的FeCl₃·6H₂O且不断搅拌后，As(Ⅲ)的去除率为36%。在电氧化处理后，As(Ⅲ)的去除率约为60%。传统电芬顿法处理中，可以对As(Ⅲ)取得92%的去除率，而通过流通式电芬顿系统处理后，As(Ⅲ)的去除率可以达到99.6%左右。这是由于，与集中处理废水相比，垂直流依次通过电极能够提高污染物的传质效率，并且能减少电极间氧化还原作用的干扰，从而可提高对As(Ⅲ)的去除率^[22-23]。图2(b)为电化学处理中能耗的对比，可以看出，流通式电芬顿系统的能耗更低，同时，反应中消耗的主要为电能，这避免了化学试剂的消耗，极大地降低了处理成本。

图 2 流通式系统各项性能的对比

Figure 2. Comparison of various performance of flow-through system

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2.2 操作参数对As(Ⅲ)去除率的影响

电流密度对电芬顿反应发挥的效用有着至关重要的影响。在电流密度为2.6~15.3 mA·cm⁻²时，考察了其对去除率的影响。由图3可知，As(Ⅲ)的去除率呈现出先增后减的趋势，在电流密度为7.6 mA·cm⁻²时(电流强度为150 mA, 电压为3.5 V)，As(Ⅲ)的去除率达到最大；当电流密度升至10.2 mA·cm⁻² (电流强度为200 mA，电压为4 V)和15.3 mA·cm⁻² (电流强度为300 mA，电压为5 V)时，As(Ⅲ)的去除率分别下降至 93.6%和84.5%。这是由于，在一定范围内增大电流密度将提高电极上的电子转移速率，从而促进氧还原反应以及铁的溶解，产生更多的H₂O₂ ((式(1)~式(3)))。然而，电极上的析氢副反应会在电流密度过高时加剧(式(4))，从而加速电极钝化，同时影响了H₂O₂的生成^[24-25]。因此，在本研究中，当电流密度为7.6 mA·cm⁻²时能够实现对As(Ⅲ)的高效去除。

图 3 电流密度对As(Ⅲ)去除率的影响

Figure 3. Effect of current density on removal efficiency of As(Ⅲ)

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${\mathrm{O}}_{2}+2{\mathrm{H}}^++2{\mathrm{e}}^-\to {\mathrm{H}}_{2}{\mathrm{O}}_{2}$

$(1)$

$\mathrm{F}\mathrm{e}\to {\mathrm{F}\mathrm{e}}^{2+}+2{\mathrm{e}}^-$

$(2)$

${\mathrm{F}\mathrm{e}}^{2+}+{\mathrm{H}}_{2}{\mathrm{O}}_{2}\to {\mathrm{F}\mathrm{e}}^{3+}+\cdot \mathrm{O}\mathrm{H}+{\mathrm{O}\mathrm{H}}^-$

$(3)$

$2{\mathrm{H}}^++2{\mathrm{e}}^-\to {\mathrm{H}}_{2}\uparrow$

$(4)$

溶液pH对处理效果有着重要影响，故对pH为3~9的条件下溶液中As(Ⅲ)的去除情况进行了探究。如图4(a)所示，当pH为6时，去除率达到99.6%，反应速率略低于pH为3时。由于流通式的处理提升了O₂浓度，提高了反应效率，使得电芬顿体系在pH较高的条件下仍能保持较高的H₂O₂生成效率^[26-27]。当pH接近中性时，溶液中的铁离子在电流的作用下会形成具有较强氧化性的高铁酸根^[28]。如图4(b)所示，在pH为6时溶液中的羟基自由基与高铁酸盐的浓度均较高。此外，较高的pH增强了阳极溶出Fe的絮凝反应，这些因素在一定程度上减轻了pH对流通式系统处理效率的影响。然而，当pH过高时，H₂O₂的形成将被抑制(式(5))，从而影响·OH的产生^[29-30]。以上结果表明，流通式电芬顿系统能在偏酸性的pH下可保持良好的效果，这极大地节省了调节pH的成本，能够广泛用于As(Ⅲ)污染的地下水体。

图 4 pH对As(Ⅲ)去除率的影响

Figure 4. Effect of pH on As(Ⅲ) removal efficiency

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${\mathrm{H}}_{2}{\mathrm{O}}_{2}+2{\mathrm{O}\mathrm{H}}^-\to {\mathrm{O}}_{2}+2{\mathrm{H}}_{2}\mathrm{O}+2{\mathrm{e}}^-$

$(5)$

图5反映了流速(10~50 mL·min⁻¹)对As(Ⅲ)去除率的影响。As(Ⅲ)的去除率随着流速的增加而降低(分别为99.9%、99.6%、90%、83.6%、75%)。这是由于流速决定了地下水的停留时间，当流速较低时，As(Ⅲ)能够被更充分的氧化，并且为目标污染物与过滤器提供了更多的接触时间^[31]。然而，较低的流速也意味着较高的能耗，控制合适的流速对As(Ⅲ)的去除较为重要。因此，本研究确定最佳流速为20 mL·min⁻¹。

图 5 流速对As(Ⅲ)去除率的影响

Figure 5. Effect of flow rate on As(Ⅲ) removal efficiency

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溶解氧含量是限制电芬顿反应的主要因素之一，因此，本实验考察了曝气速率对As(Ⅲ)去除率的影响。如图6所示，As(Ⅲ)的去除率随着曝气速率的提升而增大，曝气速率为80 mL·min⁻¹时去除率达到未曝气条件下的1.35倍。这是由于曝气处理通过鼓动水流提升水体中溶解氧的浓度，增强了H₂O₂的生成效率(式(6))^[32-33]。在继续提高曝气速率后，As(Ⅲ)去除率没有显著的变化，这表示继续增加曝气速率对去除效果的提升有限，溶解氧水平已经达到饱和。因此，当曝气速率确定为80 mL·min⁻¹时，反应效率可维持在较高水平。

图 6 曝气速率对As(Ⅲ)去除率的影响

Figure 6. Effect of aeration rate on As(Ⅲ) removal efficiency

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${\mathrm{O}}_{2}+2{\mathrm{H}}^++2{\mathrm{e}}^-\to {\mathrm{H}}_{2}{\mathrm{O}}_{2}$

$(6)$

不同浓度电解质对地下水中As(Ⅲ)去除率的影响如图7所示。由图7可知，去除率随着电解质浓度的增加而提升，当电解质质量浓度为100 mg·L⁻¹时去除率最佳。这说明KCl为电流提供了一个合适的通道，增强了溶液的导电性，使电芬顿体系中·OH产生效率得到提升^[34-35]。此外，KCl能够避免 ${\rm{CO}}_3^{2 - }$ 、 ${\rm{HCO}}_3^ -$ 、 ${\rm{SO}}_4^{2 - }$ 等作为电解质时与水体中存在的Ca²⁺反应形成电极表面钝化层，并丰富阳极的溶解，从而提高芬顿反应效率^[36-37]。同时，溶液中Cl⁻可能被电流催化生成次氯酸(HClO)(式(7)~式(8))，从而促进As(Ⅲ)的氧化^[38]。然而，过高的电解质浓度并不能进一步提高去除率，这是由于过量的KCl电解质会捕获·OH (式(9)~式(13))。

图 7 电解质质量浓度对As(Ⅲ)去除率的影响

Figure 7. Effect of electrolyte mass concentration on As(Ⅲ) removal efficiency

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$2{\mathrm{C}\mathrm{l}}^-\to \mathrm{C}\mathrm{l}+2{\mathrm{e}}^-$

$(7)$

${\mathrm{C}\mathrm{l}}_{2}+{\mathrm{H}}_{2}\mathrm{O}\to \mathrm{H}\mathrm{C}\mathrm{l}\mathrm{O}+{\mathrm{C}\mathrm{l}}^-+{\mathrm{H}}^+$

$(8)$

$\mathrm{H}\mathrm{C}\mathrm{l}\mathrm{O}\to {\mathrm{C}\mathrm{l}\mathrm{O}}^-+{\mathrm{H}}^+$

$(9)$

${\mathrm{C}\mathrm{l}}^-+\cdot \mathrm{O}\mathrm{H}\to {\mathrm{C}\mathrm{l}\mathrm{O}}^-+{\mathrm{H}}^++{\mathrm{e}}^-$

$(10)$

${\mathrm{C}\mathrm{l}\mathrm{O}}^-+\cdot \mathrm{O}\mathrm{H}\to \mathrm{C}\mathrm{l}{{\mathrm{O}}^-_{2}}+{\mathrm{H}}^++{\mathrm{e}}^-$

$(11)$

$\mathrm{C}\mathrm{l}{{\mathrm{O}}^-_{2}}+\cdot \mathrm{O}\mathrm{H}\to \mathrm{C}\mathrm{l}{{\mathrm{O}}^-_{3}}{+\mathrm{H}}^++{\mathrm{e}}^-$

$(12)$

$\mathrm{C}\mathrm{l}{{\mathrm{O}}^-_{3}}+\cdot \mathrm{O}\mathrm{H}\to \mathrm{C}\mathrm{l}{{\mathrm{O}}^-_{4}}+{\mathrm{H}}^++{\mathrm{e}}^-$

$(13)$

2.3 连续运行实验

处理系统的使用寿命是评判其实用性的重要指标。因此，在实验中没有对电极材料进行清洗与更换的情况下，考察了连续运行条件下流通式电芬顿系统对地下水中As(Ⅲ)去除效果的变化。由图8可以看出，在最佳反应条件下，经过6次循环实验，As(Ⅲ)的去除率没有发生明显的改变，依次为99.6%、99.2%、99.5%、98.9%、99.3%、99.1%。这表明流通式电芬顿系统在处理含As(Ⅲ)地下水污染时具有良好的稳定性与寿命。

图 8 连续运行下As(Ⅲ)去除率变化

Figure 8. Change of As(Ⅲ) removal efficiency under continuous operation conditions

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2.4 As(Ⅲ)的去除机理

为了探明流通式电芬顿体系中As(Ⅲ)的去除机理，配置一定浓度的水杨酸(SAL)与苯醌(BQ)溶液作为自由基淬灭剂，考察了其对地下水中As(Ⅲ)去除率的影响^[39]。由图9可看出，加入水杨酸作为·OH淬灭剂后，As(Ⅲ)的去除率下降至71.2%；而在投加苯醌溶液时，As(Ⅲ)去除率为92%。这说明·OH对As(Ⅲ)/As(Ⅴ)的转化起着主导作用，而过氧化羟基自由基HO₂·也能够在一定程度上加速As(Ⅲ)的氧化，二者共同促进了As(Ⅲ)的氧化。如图10所示，去除过程可以合理地总结为：芬顿反应中产生的·OH与HO₂·协同对As(Ⅲ)进行高效的氧化(式(14)~式(19))。在此过程中，金属Ni的析出促进了O₂的还原(式(20)~式(21))，在一定程度上提高了芬顿反应效率^[40-41]。此外，阳极溶出的Fe(III)能对As起到絮凝作用(式(22))^[42]。

图 9 不同淬灭剂对As(Ⅲ)去除率的影响

Figure 9. Effect of different capture agents on As(Ⅲ) removal efficiency

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图 10 电芬顿系统中As(Ⅲ)的去除机理

Figure 10. Removal mechanism of As(Ⅲ) in electro-Fenton system

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${\mathrm{F}\mathrm{e}}^{2+}+{\mathrm{H}}_{2}{\mathrm{O}}_{2}\to {\mathrm{F}\mathrm{e}}^{3+}+\cdot \mathrm{O}\mathrm{H}+{\mathrm{O}\mathrm{H}}^-$

$(14)$

${\mathrm{F}\mathrm{e}}^{3+}+{\mathrm{H}}_{2}{\mathrm{O}}_{2}\to {\mathrm{F}\mathrm{e}}^{2+}+\mathrm{H}{\mathrm{O}}_{2}\cdot +{\mathrm{H}}^+$

$(15)$

${\mathrm{F}\mathrm{e}}^{3+}+\mathrm{H}{\mathrm{O}}_{2}\cdot \to {\mathrm{F}\mathrm{e}}^{2+}+{{\mathrm{O}}_{2}\cdot }^-+{\mathrm{H}}^+$

$(16)$

${{\mathrm{O}}_{2}\cdot }^-+{\mathrm{H}}^+\to \mathrm{H}{\mathrm{O}}_{2}\cdot$

$(17)$

$\cdot \mathrm{O}\mathrm{H}+{\mathrm{A}\mathrm{s}}^{3+}\to {\mathrm{A}\mathrm{s}}^{5+}$

$(18)$

$\mathrm{H}{\mathrm{O}}_{2}\cdot +{\mathrm{A}\mathrm{s}}^{3+}\to {\mathrm{A}\mathrm{s}}^{5+}$

$(19)$

$\mathrm{N}\mathrm{i}+2{\mathrm{O}}_{2}\to {\mathrm{N}\mathrm{i}}^{2+}+2{{\mathrm{O}}_{2}}^-$

$(20)$

${{\mathrm{O}}_{2}}^-+2{\mathrm{H}}^++{\mathrm{e}}^-\to {\mathrm{H}}_{2}{\mathrm{O}}_{2}$

$(21)$

${\mathrm{F}\mathrm{e}}^{3+}+{\mathrm{A}\mathrm{s}}^{5+}+2{\mathrm{H}}_{2}\mathrm{O}\to \mathrm{F}\mathrm{e}\mathrm{A}\mathrm{s}{\mathrm{O}}_{4}\cdot 2{\mathrm{H}}_{2}\mathrm{O}$

$(22)$

2.5 污染水体的净化

为了去除溶液中的As(Ⅴ)以及可能析出的Ni(II)与Fe(III)，反应器中活性炭纤维过滤器被用于对水体进行最后的净化。对出水中As、Ni、Fe类物质的质量浓度变化进行了测定，来进一步证明As(Ⅲ)被高效氧化后去除。如图11所示，反应开始后As(Ⅲ)的质量浓度迅速下降，而As(Ⅴ)质量浓度在初期上升，随后快速地下降。溶液中As(Ⅴ)被活性炭纤维过滤器有效地拦截，以及在阴极表面还原为As。阴极与阳极析出的Ni(II)、Fe(III)同样被过滤器留下。在通电条件下，过滤器还可能存在电吸附反应，加强了对污染离子的截留作用^[31]，溶液中总As、总Ni、总Fe的浓度变化有力地证实了这一点。此结果表明，流通式电芬顿系统能够有效地对污染水体中As(Ⅲ)进行高效去除，并避免了对水体的二次污染。

图 11 As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、As、Ni、Fe的质量浓度变化

Figure 11. Mass concentration changes in As(Ⅲ), As(Ⅴ), As, Ni and Fe

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3. 结论

1)设计了一种流通式电芬顿系统且将其用于处理地下水中的高浓度As(Ⅲ)。在电流密度为7.6 mA·cm⁻²、pH为6、流速为20 mL·min⁻¹、曝气速率为80 mL·min⁻¹、电解质浓度为100 mg·L⁻¹的最佳反应条件下，其可在短时间内对As(Ⅲ)进行高效的处理，As(Ⅲ)去除率可达99.6%以上。

2) ·OH与HO₂·能够协同作用，促进As(Ⅲ)的去除。流通式电芬顿系统具有良好的稳定性与寿命，经过连续使用6次后处理效果仍较好。

3) As(Ⅴ)、Ni、Fe可在该系统中与出水进行分离，达成水体的净化，从而可避免二次污染的发生。

图 1 粉质粘土颗粒级配曲线

Figure 1. Silty clay mechanical composition

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图 2 柔性壁渗透仪

Figure 2. Flexible wall permeameter

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图 3 不同工况下渗透系数与膨润土掺量的关系

Figure 3. Relationship between hydraulic conductivity and bentonite content

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图 4 渗透系数与污染液浓度的关系

Figure 4. Relationship between hydraulic conductivity and contaminant concentration

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图 5 渗透系数与活性炭掺量的关系

Figure 5. Relationship between hydraulic conductivity and active carbon content

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图 6 吸附容量及吸附率与初始浓度的关系

Figure 6. The relationship between adsorption capacity and adsorption rate and initial concentration

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表 1 试验用粉质粘土基本物理性质

Table 1. Basic physical properties of silty clay

含水率/% 天然密度/g·cm⁻³ 土粒比重(Gs) 液性指数塑性指数垂直渗透系数/cm·s⁻¹

28.3 1.85 2.66 0.89 12.0 5.84E-07

含水率/% 天然密度/g·cm⁻³ 土粒比重(Gs) 液性指数塑性指数垂直渗透系数/cm·s⁻¹

28.3 1.85 2.66 0.89 12.0 5.84E-07

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表 2 钠基膨润土基本物理性质

Table 2. Basic physical properties of sodium bentonite

液限/% pH 土粒比重(Gs) 膨胀指数/mL·2g⁻¹ 塑性指数阳离子交换量/meq·100g⁻¹

234 10.52 2.87 25.0 193.7 62.84

液限/% pH 土粒比重(Gs) 膨胀指数/mL·2g⁻¹ 塑性指数阳离子交换量/meq·100g⁻¹

234 10.52 2.87 25.0 193.7 62.84

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表 3 钠基膨润土矿物成分

Table 3. Mineral composition of sodium bentonite %

矿物成分比例

贝得石 46.4
石英 20.0
透长石 8.8
方解石 8.6
钠长石 7.7
其他 8.5

矿物成分比例

贝得石 46.4
石英 20.0
透长石 8.8
方解石 8.6
钠长石 7.7
其他 8.5

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表 4 活性炭基本参数

Table 4. Basic parameters of activated carbon

粒径/μm pH 水分/% 灰分/% 比表面积/m²·g⁻¹ 碘值/mg·g⁻¹

74 8.2 4.9 5.2 978 956

粒径/μm pH 水分/% 灰分/% 比表面积/m²·g⁻¹ 碘值/mg·g⁻¹

74 8.2 4.9 5.2 978 956

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图( 6) 表( 4)

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1. 材料与方法
1.1 地下水水质与试剂
1.2 实验装置与步骤
1.3 分析方法
2. 结果与讨论
2.1 流通式电芬顿系统的优势
2.2 操作参数对As(Ⅲ)去除率的影响
2.3 连续运行实验
2.4 As(Ⅲ)的去除机理
2.5 污染水体的净化
3. 结论

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伴随经济发展，大量生活垃圾和工业废弃物伴生的重金属渗滤液对土壤和城市地下水造成污染，亟需有效控制和治理。为有效阻断重金属对土壤及地下水的污染，需要在污染场地设置地下阻隔墙，因此有必要探究适合场地的阻隔墙墙体材料，并对其污染工况下的渗透及吸附特性进行试验研究。

地下阻隔墙是治理地下水污染的有效手段，被广泛应用于污染场地治理^[1-3]。墙体材料按其性质可分为刚性材料和柔性材料。国内外采用的刚性材料主要有固化粉煤灰^[4]以及水泥搅拌桩墙^[5]等材料；柔性材料多采用土-膨润土^{[1, 6]}、水泥-膨润土^[7-8]及塑性混凝土^[9-10]等材料。土-膨润土阻隔材料与多种污染物有较好的相容性、成本低且渗透性较低同时具有一定的重金属吸附能力^[11]，席永慧^[12]通过试验得出膨润土对Pb²⁺的吸附能力是一般粉质粘土的2.0～2.5倍。

针对土体在不同重金属渗液工况下的渗透性能，国内外学者试验研究了铅^[13-15]、镉^[16]、锌^[17]等重金属离子对土体渗透性的影响。范日东等^[15]试验得出受污染后的土-膨润土渗透系数较之未受铅污染时会增大2～15倍。粉末状活性炭是一种稳定性好且具有大比表面积与多孔特性的吸附材料，钱琪所等^[18]在母土中掺入活性炭使材料对Cd²⁺的最大吸附量提高了25%，MALUSIS et al^[19]试验得出低掺量的活性炭会降低土-膨润土单元体的渗透系数并提高材料吸附能力。

鉴于目前国内对于活性炭-土-膨润土复合材料防渗研究较少。本文针对去离子水及Pb(NO₃)₂渗液工况，在室内开展了系统的柔性壁单元体渗透试验，研究了膨润土、活性炭掺量及渗液浓度对土体渗透特性的影响。同时，采用静平衡吸附试验比较了粉质粘土（SC）、土-膨润土（SB）和活性炭-土-膨润土（ASB）3种不同材料对Pb²⁺的吸附效果。研究结果对重金属污染场地修复与治理具有重要的指导意义。

3. 结论

（1）基于现场粉质粘土，在去离子水及不同浓度Pb²⁺污染液工况下，当掺量达到5%时，SB单元体渗透系数不再明显降低且满足防渗要求，综合防渗要求和经济效益可取5%膨润土掺量为基准配合比。

（2）150 mg/.L浓度范围内，Pb²⁺污染液与去离子水工况相比SB单元体渗透系数最高能增大接近1.5倍，且渗透系数在膨润土掺量低于5%时的增加幅度要高于掺量高于5%时的增加幅度。

（3）基于5%膨润土掺量，ASB渗透系数随活性炭掺量增加呈先降低后大幅增加的趋势，低掺量活性炭可降低SB渗透系数，且活性炭掺量宜设置2%～6%区间范围。

（4）去离子水、Pb(NO₃)₂溶液2种渗透媒介下，5%膨润土及4%活性炭掺量配比的ASB渗透系数为4.95×10⁻⁸～4.24×10⁻⁸ cm/s满足<1×10⁻⁷ cm/s的防渗要求；50 mg/L浓度污染液静平衡吸附后的浓度满足地下水Ⅳ类标准，该研究结果可为重金属污染场地治理与修复提供参考。

参考文献 (27)

含水率/%	天然密度/g·cm⁻³	土粒比重(Gs)	液性指数	塑性指数	垂直渗透系数/cm·s⁻¹
28.3	1.85	2.66	0.89	12.0	5.84E-07

液限/%	pH	土粒比重(Gs)	膨胀指数/mL·2g⁻¹	塑性指数	阳离子交换量/meq·100g⁻¹
234	10.52	2.87	25.0	193.7	62.84

矿物成分	比例
贝得石	46.4
石英	20.0
透长石	8.8
方解石	8.6
钠长石	7.7
其他	8.5

粒径/μm	pH	水分/%	灰分/%	比表面积/m²·g⁻¹	碘值/mg·g⁻¹
74	8.2	4.9	5.2	978	956

活性炭-土-膨润土复合材料阻隔性能研究

作者简介: 杨梦传（1998-），男，硕士研究生。研究方向：环境岩土工程。E-mail：ymc17865565153@163.com

通讯作者: 虞 璐(1990-)，女，博士、助理研究员。研究方向：环境修复与污染防控。E-mail：yulu112266@163.com;

Research on barrier performance of activated carbon - soil - bentonite composite

Corresponding author: YU Lu, yulu112266@163.com ;

1. 材料与方法

1.1 地下水水质与试剂

1.2 实验装置与步骤

1.3 分析方法

2. 结果与讨论

2.1 流通式电芬顿系统的优势

2.2 操作参数对As(Ⅲ)去除率的影响

2.3 连续运行实验

2.4 As(Ⅲ)的去除机理

2.5 污染水体的净化

3. 结论

计量

出版历程

活性炭-土-膨润土复合材料阻隔性能研究

通讯作者: 虞 璐(1990-)，女，博士、助理研究员。研究方向：环境修复与污染防控。E-mail：yulu112266@163.com;

作者简介: 杨梦传（1998-），男，硕士研究生。研究方向：环境岩土工程。E-mail：ymc17865565153@163.com 1. 北京工业大学城市与工程安全减灾教育部重点实验室，北京 100124 2. 北京工业大学材料与制造学部，北京 100124

English Abstract

Research on barrier performance of activated carbon - soil - bentonite composite

Corresponding author: YU Lu, yulu112266@163.com ;

全文HTML

1.1. 试验材料

1.2. 试验方法

1.3. 单元体渗透试验

1.4. 静平衡吸附试验

2.1. 土-膨润土材料阻隔效果分析

2.1.1. 膨润土掺量对单元体渗透特性的影响

2.1.2. 污染液浓度对单元体渗透特性的影响

2.2. 活性炭-土-膨润土材料阻隔效果分析

2.3. 初始浓度对SC、SB、ASB吸附特性的影响

目录

全文HTML

1.1. 试验材料

1.2. 试验方法

1.3. 单元体渗透试验

1.4. 静平衡吸附试验

2.1. 土-膨润土材料阻隔效果分析

2.1.1. 膨润土掺量对单元体渗透特性的影响

2.1.2. 污染液浓度对单元体渗透特性的影响

2.2. 活性炭-土-膨润土材料阻隔效果分析

2.3. 初始浓度对SC、SB、ASB吸附特性的影响

通讯作者: 虞璐(1990-)，女，博士、助理研究员。研究方向：环境修复与污染防控。E-mail：yulu112266@163.com;

通讯作者: 虞璐(1990-)，女，博士、助理研究员。研究方向：环境修复与污染防控。E-mail：yulu112266@163.com;

作者简介: 杨梦传（1998-），男，硕士研究生。研究方向：环境岩土工程。E-mail：ymc17865565153@163.com
1. 北京工业大学城市与工程安全减灾教育部重点实验室，北京 100124

2. 北京工业大学材料与制造学部，北京 100124