李 明,朱曉明,阮曉紅,尹 琳
(1.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院,江蘇 南京 210093;2.南京大學(xué)地球科學(xué)與工程學(xué)院水科學(xué)系,江蘇 南京 210093)
地下水原位生物修復(fù)是地下水污染治理的重要技術(shù)手段之一。大多數(shù)情況下,污染物質(zhì)在好氧環(huán)境下的生物降解速率高于厭氧環(huán)境[1],由于天然地下水中的溶解氧含量很低,特別是在受到污染的環(huán)境條件下,溶解氧進(jìn)一步被消耗。因此,溶解氧的補(bǔ)充是地下水原位修復(fù)的關(guān)鍵因素[2]。
國(guó)內(nèi)外對(duì)地下水補(bǔ)氧的傳統(tǒng)方法有地下水曝氣法、純氧注入法、臭氧引入法、過氧化氫引入法[3-8]等,但存在管理和運(yùn)行復(fù)雜、成本高且某些補(bǔ)氧技術(shù)會(huì)造成二次污染等問題。近年來,緩釋氧材料(ORC)供氧法具有不可比擬的優(yōu)勢(shì)[9-14],能持續(xù)、穩(wěn)定的供給氧氣,相比傳統(tǒng)方法成本較低且不會(huì)造成二次污染。ORC材料需要填埋地下,其材料強(qiáng)度是一個(gè)重要的考察因素,強(qiáng)度過低容易在釋氧過程中出現(xiàn)松散現(xiàn)象。一般ORC材料釋氧周期有限,不足半年就得更換填料。因此,如何有效的增加材料強(qiáng)度,延緩材料的釋氧速率,增加材料的釋氧周期成為ORC材料實(shí)際應(yīng)用的關(guān)鍵問題。
本研究以過氧化鎂(MgO2)為釋氧材料,水泥(塑性劑)、粉煤灰(緩沖劑)、石英砂(造孔劑)為載體,采用共混滾動(dòng)造粒技術(shù),分別制備出包裹和不包裹緩釋外殼的釋氧材料(ORC),開展以上兩種ORC材料材料強(qiáng)度、釋氧特性及其周期的分析對(duì)比研究,以期實(shí)現(xiàn)氧釋放的可控性,為原位生物修復(fù)提供人工可控緩釋氧材料。
釋氧劑:MgO2(40%,食品級(jí),產(chǎn)地:河南鞏義);塑性劑:水泥(普通硅酸鹽水泥,產(chǎn)地:安徽馬鞍山);緩沖劑:粉煤灰(目數(shù):100目,產(chǎn)地:江蘇常州);造孔劑:石英砂(粒徑:0.4~0.5 mm,產(chǎn)地:江蘇六合);粘結(jié)固化劑:去離子水。
根據(jù)前期實(shí)驗(yàn)研究,MgO2,水泥,粉煤灰,石英砂按表 1比例稱取后充分混勻,噴灑去離子水進(jìn)行材料的粘結(jié),然后經(jīng)造粒機(jī)滾球,制備成ORC內(nèi)核材料。外殼材料按表1比例稱取后混合均勻。在樣品內(nèi)核滾動(dòng)至所需粒徑(7 mm±1mm)時(shí)加入外殼材料,使造好的球的最外層形成厚度小于0.25 mm的外殼。
表1 ORC內(nèi)核及外殼物料配比比例
開展釋氧材料在靜態(tài)水體中的釋氧性能試驗(yàn)研究。根據(jù)前期投加量實(shí)驗(yàn),確定釋氧材料投加量為2 g/L,挑選直徑在0.6~0.8 cm的有殼及無殼 ORC圓球顆粒 2 g分別置入 1 L無氧水中靜止;反應(yīng)前向密閉容器中吹脫氮?dú)?,去除水中的溶解氧,確保水中的溶解氧濃度接近0 mg/L;定時(shí)檢測(cè)溶液DO濃度,繪制DO濃度變化曲線。
DO濃度采用便攜式溶解氧(HQ40 d,HACH公司)測(cè)定儀進(jìn)行測(cè)定;采用顆粒強(qiáng)度測(cè)定儀(牛頓 KQ-1型,云南化工研究院)測(cè)試抗壓強(qiáng)度;采用掃描電鏡(JSM-6490,日本JEOL)分析材料界面相分散狀態(tài)和結(jié)構(gòu)。
圖1是在相同條件下,有緩釋外殼及無緩釋外殼ORC材料在水體環(huán)境中DO量隨時(shí)間的變化曲線。圖a所示的ORC材料釋氧過程分析如下:0-0.5 h,原體系中 DO初始值為零,反應(yīng)體系中的DO含量在短時(shí)間內(nèi)快速增加,反應(yīng)體系中溶解氧DO濃度由初始值零快速增加到3 mg/L左右;0.5~12 h,隨著溶液中DO含量的增加,釋氧過程受阻,DO增加速率變緩,但溶解氧含量仍然持續(xù)快速升高至5~6 mg/L;12~140 h,由于溶液DO含量水平受飽和度限制,DO釋放速率越來越小,溶解氧含量緩慢升高;140 h以后,各實(shí)驗(yàn)組的溶解氧趨于飽和,保持10 mg/L左右的溶解氧含量。圖b所示的ORC材料長(zhǎng)期靜態(tài)釋氧過程分析表明,無緩釋外殼的ORC材料在實(shí)驗(yàn)4個(gè)月時(shí)溶解氧含量達(dá)到峰值,4個(gè)月以后,水中溶解氧含量逐漸降低,而添加緩釋外殼材料的 ORC材料,在前4個(gè)月水中溶解氧含量低于無緩釋外殼的ORC材料,4個(gè)月后溶解氧含量依然穩(wěn)定在10.5 mg/L,到8個(gè)月后才出現(xiàn)溶解氧下降的趨勢(shì)。
圖1 無外殼材料與添加外殼材料釋氧性能
根據(jù)相關(guān)文獻(xiàn)[7],該釋氧過程滿足準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)公式,具體表達(dá)如下:
式中:Cm為單位質(zhì)量材料釋放的DO平衡濃度,單位mg/L,表征釋氧能力,越大表示釋氧能力越強(qiáng);K為釋氧能力系數(shù),值越大,釋放速度越快,可很快達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài);c為任一時(shí)間下DO的濃度,單位mg/L。
依據(jù)最小方差原理,根據(jù)式(3),根據(jù)實(shí)驗(yàn)檢測(cè)的 c-t關(guān)系曲線,可以得到相應(yīng)的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力參數(shù),即釋氧能力系數(shù)K。結(jié)果見表2。
表2 準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程參數(shù)及誤差
由表2可知,未添加緩釋外殼的ORC材料Cm值為10.641 mg/L,K 值為 0.005 89;添加緩釋外殼的 ORC材料Cm 值為 10.57 mg/L,K 值為 0.004 66。
采用SEM電鏡對(duì)有緩釋外殼及無緩釋外殼的ORC材料表面進(jìn)行測(cè)試比較,測(cè)試結(jié)果如圖2所示。
由圖2a可知,未添加緩釋外殼的ORC材料,各材料共混獲得的體系為分散相,表面結(jié)構(gòu)松散,團(tuán)聚性能較差,空隙較多。而由圖2b可知,添加緩釋外殼的ORC材料,各材料混合成為連續(xù)相,表面結(jié)構(gòu)相對(duì)緊湊,空隙相比較少且較小。
兩者表面結(jié)構(gòu)的差異也體現(xiàn)在釋氧性能上,由于緩釋外殼材料結(jié)構(gòu)緊湊且空隙較小,能有效的減緩水與材料中過氧化鎂的接觸過程,減緩了過氧化鎂在釋氧過程中的消耗,有效控制材料的釋氧能力,延長(zhǎng)了材料的釋氧周期。同樣也驗(yàn)證了圖1b的長(zhǎng)期釋氧規(guī)律曲線。
圖2 有無添加緩釋外殼ORC材料SEM結(jié)果比較
結(jié)合兩材料的表面結(jié)構(gòu)特性測(cè)試,可看出緩釋外殼的添加對(duì)材料表面特性有較大影響,且能增加材料的機(jī)械抗壓強(qiáng)度。挑選各粒徑的ORC材料,使用顆粒強(qiáng)度測(cè)定儀測(cè)定材料的機(jī)械抗壓強(qiáng)度,測(cè)定結(jié)果見圖3。由圖可知,在添加緩釋外殼材料后,ORC材料的機(jī)械抗壓強(qiáng)度明顯高于未添加緩釋外殼的材料,在0.6~0.8 cm之間的未添加緩釋外殼的 ORC材料,其強(qiáng)度大約為14-18 N,而添加緩釋外殼后,其強(qiáng)度可以達(dá)到40~70 N左右。以0.8 cm粒徑為例,未添加緩釋外殼的材料,強(qiáng)度在20 N左右,而添加緩釋外殼后,強(qiáng)度可以達(dá)到70 N。可見,緩釋外殼的添加,可以顯著提高材料的機(jī)械強(qiáng)度。
圖3 有無添加緩釋外殼材料強(qiáng)度比較
(1)外殼材料的添加對(duì)材料強(qiáng)度影響較為顯著。粒徑在0.6~0.8 cm之間的未添加緩釋外殼的材料強(qiáng)度14~18 N左右,而添加緩釋外殼的 ORC材料其機(jī)械強(qiáng)度明顯較高,達(dá)到40~70 N。
(2)外殼材料的添加對(duì)材料的釋氧性能影響較為顯著。無外殼材料的 Cm 為10.64 mg/L,k值在為0.005 89,溶解氧在4個(gè)月的時(shí)候達(dá)到峰值,4個(gè)月后開始逐漸下降;而添加緩釋外殼后,Cm 為 10.57 mg/L,k值為 0.004 66,低于無緩釋外殼的材料,釋氧較持久平穩(wěn),8個(gè)月后水中的溶解氧含量才開始緩慢下降。
(3)未添加緩釋外殼的材料,其表面空隙較多且大,是造成釋氧劑過快消耗的根本原因;而添加緩釋外殼的材料,其表面結(jié)構(gòu)相對(duì)緊湊且空隙較小,有效減緩了材料與水的接觸,延長(zhǎng)了釋氧周期。
[1]胥思勤,王焰新.土壤及地下水有機(jī)污染生物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J].環(huán)境保護(hù).2001,(2):22-23.
[2]張玉,韋鵬,張晟南.地下水水環(huán)境污染特征及其生物修復(fù)技術(shù)[J].國(guó)土資源.2008,(S1):93 -95.
[3]Johnson P C,Johnson R L,Bruce C L,et al. Advances in in situ air sparging/biosparging,Bioremediation Journal,2001,5(4):251 -266.
[4]Yaniga P M,Smith W.Aquifer restoration via accelerated in situ biodegradation of organic contaminants,Proceedings of the joint NWWA/APP conference on petroleum hydrocarbons and organic chemicals groundwater,Houston,1984.
[5]Flathman P E,Githens G D. Groundwater treatment technology,1985.
[6]Lee M D,Thomas J M,CRC Critical reviews in environmental control,1988,18(1):29 - 89.
[7]Prosen B J,Korreck W M,In situ bioremediation,applications and investigation for hydrocarbon and contaminated site remediation,Boston,1991.
[8]Huling S G,Bledane B E,USEPAReport,EPA/600/52-90/006,1990.
[9]Gino C.Bianchi-Mosquera,Richelle M. Allen-King,and Douglas M.Mackay,Enhanced Degradation of Dissolved Benzene and Toluene Using a Solid Oxygen-Releasing Compound,GWMR,WINTER 1994:120-128.
[10]Tom Reed,Mark H Allen,Jack Peabody.JP-4/JP-8 bioremediation using ORC pumped into semi-permanent injection wells. The Sixth Annual In-situ and On-site Bioremediation Conference.Columbus,OH:Battelle Press,2001.
[11]Nick M Fischer,Tom Reed,BTEX/TPH remediation using an oxygen release compound.The Sixth Annual In-situ and On-site Bioremediation Conference. Columbus,OH:Battelle Press,2001.
[12]Bryant Barnes W,William Fischer,Don Ochs. Integrated approach to remediate a large MTBE groundwater plume.The Third International Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Conference.Columbus,OH:Battelle Press,2001.
[13]Eric S Mysona,William D Hughes. Remediation of BTEX in groundwater with LNAPL Using Oxygen Releasing Materials.http://www. regensis. com,2004-08 -25.
[14]C. M. Kao,S.C.Chen,J.Y.Wang,Y.L.Chen,S.Z.Lee,Remediation of PCE-contaminated aquifer by an in situ two-layer biobarrier:laboratory batch and column studies,Water Research 2003,37:27 -38.