2020, Vol. 41
2. 中国科学院南京土壤研究所, 南京 210018
2. Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210018, China
多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是一类具有“三致”效应的持久性有机疏水污染物[1].场地污染土壤中PAHs-重金属复合污染是常见的污染类型, 并且PAHs与重金属共同存在时具有的生物毒性要高于其各自存在时的生物毒性[2].相比较生物降解[3]、植物固定[2]、膜技术[4]和吸附[5]等方式, 吸附是一种价格低廉且操作简单的去除PAHs或PAHs-重金属复合污染的方法[6].目前, 利用改性提高传统吸附材料(如黏土[7]和活性炭[8])对一种或一类污染物吸附的研究十分常见, 如使用十六烷基三甲基溴化铵改性黏土去除PAHs[9]以及使用3-巯基丙基三甲氧基硅烷改性黏土去除重金属[10], 但是对于使用这两种改性黏土去除PAHs-重金属复合污染的研究并不多; 而且对吸附机制的研究主要通过批量实验、色谱和光谱等技术[5, 11, 12], 缺少实时在线的研究方法.耗散型石英晶体微天平(dissipative quartz crystal microbalance, QCM-D)是一种质量传感器, 可实时在线检测芯片上的质量变化, 常用于探究各类物质在界面的行为[13~15], 近年来QCM-D已被应用于探究吸附剂对大气污染物去除[16].但借助QCM-D探究污染物在溶液/矿物界面的吸附行为的研究几乎没有.
本研究的创新之处在于：①首次利用QCM-D技术实时在线观测黏土膜对萘的吸附过程和膜形态的变化; ②使用2种改性方式对天然蒙脱土进行有机改性, 并探究其对PAHs中溶解度最高的萘[17](0.245 mmol·L-1[18])的吸附过程, 并分析吸附机制; ③以Cu2+作为重金属代表污染物, 探究2种不同有机改性蒙脱土对萘-Cu2+复合污染的去除效果.
1 材料与方法 1.1 实验试剂与实验仪器主要试剂：萘(Nap, 99.5%)、3-巯基丙基三甲氧基硅烷(TMSP, 95%)购自Sigma Aldrich(美国); 十六烷基三甲基溴化铵(CTAB, 99%)购自Biosharp(中国, 安徽); 乙腈、二氯甲烷和无水乙醇(均为色谱纯)购自Merck(德国); 蒙脱土SMF购自浙江丰虹黏土化工有限公司; 氯化钠(NaCl, 99%)、氯化钙(CaCl2, 99%)和氯化铜(CuCl2, 99%)购自国药集团化学试剂有限公司(中国, 北京); 多聚-L-赖氨酸(7~15万分子量poly-l-lysine, PLL)购自上海源叶生物科技有限公司; 实验所用溶液均由Millipore系统(德国)制备的超纯水(18.2 MΩ·cm, 25℃)配制.
主要仪器：高效液相色谱仪LC-2030(岛津, 日本), 紫外-可见分光光度计UV-2700(岛津, 日本), 耗散型石英晶体微天平(QCM-D, 中国科学院南京土壤研究所与中国科学院苏州生物医学工程技术研究所自主研发), Synergy UV超纯水系统(密理博, 德国), DF-101S恒温加热磁力搅拌器(予华仪器, 巩义), CT15RT离心机(天美仪器, 上海), Alpha 1-2 LD plus冻干机(克里斯, 德国), 振荡培养箱ZQTY-70(知楚仪器, 上海).
1.2 有机改性蒙脱土的制备方法将SMF(CEC=230.16 mmol·kg-1, CEC通过BaCl2-MgSO4强迫交换法测定)悬浮在超纯水, 均匀混合6 h后收集直径为0.5~2.0 μm的颗粒冻干后研磨备用[19].
CTAB-SMF的制备[20]：根据公式(1)计算修施比例为(1:1)时CTAB的量[9].
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式中, W为CTAB的质量(g), m为SMF的质量(g), CEC为SMF的阳离子交换量(mmol·kg-1), M为CTAB的摩尔质量(364.45 g·mol-1).
将0.42 g CTAB粉末溶于200 mL超纯水中, 加入10 g SMF, 60℃条件下搅拌4 h后离心弃去上清液, 使用超纯水反复洗涤颗粒数次至无Br-(AgNO3沉淀法检测); 最后将沉淀在105℃下干燥24 h, 研磨后备用.
制备TMSP-SMF[10]：将5 g SMF样品分散在100 mL超纯水中搅拌2 h, 加入5 g TMSP搅拌3 h.将离心获得的黏土颗粒产物在80℃烘箱中固化12 h.经二氯甲烷洗涤固化产物10次, 使用无水乙醇连续洗涤数次去除残留的有机硅烷, 所得颗粒于70℃下干燥12 h后研磨备用.
1.3 实验方法 1.3.1 吸附等温实验在温度为25、35和45℃下进行吸附等温实验, 分别称取黏土颗粒0.02 g加入20 mL带PTFE垫片盖的样品瓶中, 加入10 mL(0.007 8~0.156 mmol·L-1)萘溶液(2‰乙腈).前期实验证明黏土颗粒对萘的吸附在6 h达到吸附平衡, 因此本实验中样品于200 r·min-1下振荡12 h后离心, 上清液经0.22 μm的PTFE滤膜过滤后测定萘含量.
1.3.2 离子强度的影响在温度为35℃、黏土投加量为2 g·L-1以及萘溶液为0.156 mmol·L-1时, 改变NaCl浓度来调节背景溶液阳离子强度(10 mmol·L-1和100 mmol·L-1).分别探究3种黏土颗粒在两种离子强度下对溶液中萘的去除效果.
1.3.3 体系中Cu2+的存在对吸附萘的影响在温度为35℃、黏土投加量为2 g·L-1以及Cu2+浓度为0或10 mmol·L-1的条件下, 探究萘在0.007 8~0.156 mmol·L-1之间时, 3种黏土颗粒对萘的去除效果.本实验中, 使用CaCl2保持无Cu2+对照组背景溶液中二价阳离子浓度为10 mmol·L-1.
1.3.4 体系中萘的存在对吸附Cu2+的影响在温度为35℃、黏土投加量为2 g·L-1以及萘溶液为0或0.156 mmol·L-1时, 调节Cu2+的浓度(0.1~10 mmol·L-1)探究3种黏土对Cu2+的吸附效果.
1.3.5 QCM-D原位在线检测实验使用由中国科学院南京土壤研究所与中国科学院苏州生物医学工程技术研究所自主研发的QCM-D, 对3种蒙脱土吸附萘的过程进行检测.PLL溶液(0.2 g·L-1)通过芯片达到平衡后, 通0.5 g·L-1的黏土悬液, 待频率稳定后通过0.156 mmol·L-1的萘溶液等待频率稳定后获得数据.更换溶液之前需通过超纯水冲洗膜表面, 全部操作的进样速度维持在15 μL·min-1.本实验通过检测频率的变化(ΔF)反映芯片表面质量的改变(Δm)[式(2)][21]; 当芯片上的薄膜黏弹性改变时, QCM-D能检测到耗散系数的变化(ΔD)从而计算ΔD/ΔF绝对值以推测薄膜黏弹性[22].
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式中, F为石英晶体的固有频率(Hz), Δm为电极表面的质量变化(即为m1和m2, ng), ρL(1×103 g·L-1)和ηL(2.98×10-3 Pa·s)为流体的密度和黏度, ρq为石英晶体的密度(2.648 g·cm-3), c66为石英晶体的压电强化剪切模量[2.947×1011 g·(cm·s2)-1], A为金芯片面积(约为0.50 cm2).
1.4 分析方法 1.4.1 改性蒙脱土的表征使用Rigakus Ultima IV X射线衍射仪(理学, 日本)对改性前后蒙脱土层间距的变化进行分析; 通过Thermo I50红外光谱仪(赛默飞世尔科技有限公司, 美国)得到样品的傅里叶变换红外光谱(FTIR), 扫描次数为64, 分辨率为4 cm-1; 表面形貌使用SEM FEI Quanta 400FEG电子显微镜(赛默飞世尔, 美国)进行测定; 比表面积、孔隙大小等使用Micromeritics三站全功能性多用气体吸附仪3Flex 4.04(麦克, 美国)进行N2吸附解吸实验确定.
1.4.2 萘的分析方法采用高效液相色谱仪LC-2030(岛津, 日本)对萘进行测定.测试条件为甲醇和水(体积比80%:20%)混合物作为流动相, 流速1.0 mL·min-1, 柱温40℃, 紫外检测器λ=275nm.
1.4.3 Cu2+的检测方法根据《HJ 486-2009 2, 9-二甲基-1, 10-菲啰啉分光光度法》[23]对溶液中的Cu2+浓度进行测定.使用100 g·L-1的盐酸羟胺将Cu2+还原为Cu+, Cu+与2, 9-二甲基-1, 10-菲啰啉在中性或弱酸性条件下反应生成黄色络合物, 使用紫外-可见分光光度计UV-2700(岛津, 日本)在λ=457 nm处测量吸光度.
1.5 数据处理采用Origin 2017分析软件对实验数据进行处理和作图; IBM SPSS Statistic24对实验数据进行统计分析.吸附等温实验数据使用独立样本T检验进行不同数据组之间的差异性分析(α =0.05);离子强度的影响实验数据使用协方差分析对拟合直线的斜率及截距进行差异性分析(α =0.05), 若两条回归直线斜率与截距均无显著差异, 即直线无差异, 否则两直线存在差异.
2 结果与讨论 2.1 改性蒙脱土的表征 2.1.1 X射线衍射和傅里叶变换红外光谱分析3种黏土颗粒X射线衍射结果见图 1(a).可以观测到有机改性黏土颗粒具有SMF的特征峰(2θ为14.40°、20.92°、22.02°、26.74°、27.82°和28.72°), 说明改性未破坏蒙脱土结构.由图 1(a)可知, SMF的d001为1.23 nm, TMSP-SMF的d001增加了0.01 nm, 说明大部分TMSP在黏土颗粒的外表面[24]; CTAB-SMF的d001增加了0.12 nm, 说明CTAB+进入黏土颗粒中间层[20], 此结果与柴琴琴等[9]的研究结果一致.d001层间距的变化与改性方式有关, TMSP-SMF改性主要发生黏土外表面的硅氧键, 因此层间距的变化不明显[10].
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图 1 3种黏土颗粒的XRD谱图和FTIR谱图 Fig. 1 XRD spectrums and the FTIR patterns of CTAB-SMF, TMSP-SMF, and SMF |
3种黏土颗粒的FTIR光谱如图 1(b)所示, CTAB-SMF和TMSP-SMF在波长2 929.39、2 859.96和2 854.18 cm-1处出现烷烃链上—CH3和—CH2的伸缩振动特征峰; 且放大TMSP-SMF的谱图上可以见到2 559.12 cm-1处微弱的—SH峰, 有研究表明—SH不易检测[25].以上结果表明CTAB和TMSP成功进入SMF结构.
2.1.2 N2吸附-脱附等温线及SEM形貌分析由于改性剂分子占据了SMF颗粒的部分孔体积, 影响2种有机改性黏土颗粒对N2的吸附, 因此相比于SMF颗粒(B.E.T.比表面积=54.47 m2·g-1), 有机改性后蒙脱土的B.E.T.值变小, CTAB-SMF减少24.5%, TMSP-SMF减少37.0%.
图 2显示3种黏土颗粒的形貌为层状结构, 且SMF团聚程度较高, TMSP-SMF次之, CTAB-SMF则未观察到团聚.经过改性, 功能基团进入蒙脱土层间, 导致CTAB-SMF层间距提高, 使得黏土层结构更加疏松且不易团聚.
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图 2 CTAB-SMF、TMSP-SMF和SMF的SEM电镜图 Fig. 2 SEM images of CTAB-SMF, TMSP-SMF, and SMF |
图 3显示, CTAB-SMF吸附等温线符合Freundlich模型(R2>0.92), 而TMSP-SMF和SMF的吸附等温线符合Langmuir模型(R2>0.96), 见表 1.
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图 3 CTAB-SMF、TMSP-SMF和SMF对萘吸附效果 Fig. 3 Adsorption effect of CTAB-SMF, TMSP-SMF, and SMF on Nap |
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表 1 3种黏土对萘的吸附等温线参数1) Table 1 Adsorption isothermal model parameters of the three clays |
在25℃下CTAB-SMF的Freundlich模型n值为1.14±0.01, 说明CTAB-SMF对萘存在多种吸附位点, CTAB分子插入蒙脱土层间, 为吸附萘提供了更多空间及位点.表 1显示, 当萘平衡浓度较高时(ce=1 mmol·L-1), CTAB-SMF的Kd值[(1 180±170)L·kg-1]约为SMF的Kd值[(88.0±1.11)L·kg-1]的13.4倍; 但当萘平衡浓度较低时(ce=0.01 mmol·L-1), CTAB-SMF的Kd值[(237±30.0) L·kg-1]小于SMF的Kd值[(1 060±3.01) L·kg-1](P < 0.05).这是因为当萘浓度较低时, CTAB-SMF对萘的吸附主要在黏土颗粒表面位点, B.E.T.数据显示改性后黏土颗粒表面微孔减少, 因此萘分子在CTAB-SMF表面的吸附受到抑制, 当萘浓度升高时, 萘分子与黏土层间的CTAB相互作用增加, 使得吸附效果提高.当萘平衡浓度较高时(ce=1 mmol·L-1), TMSP-SMF对萘的qmax[(0.12±0.08)mmol·g-1]与SMF[(0.09±0.01)mmol·g-1]相比显著提高(P < 0.05), TMSP-SMF的Kd值[(100±10.1)L·kg-1]明显高于SMF的Kd值[(88.0±1.11)L·kg-1](P < 0.05);当萘平衡浓度较低时(ce=0.01 mmol·L-1), TMSP-SMF与SMF的Kd值则无显著差异(P < 0.05);这是因为当萘浓度低时, 黏土颗粒对萘的吸附位点数量远多于萘分子的量, 而萘浓度升高时, SMF颗粒对萘的吸附受到吸附位点限制, FTIR结果显示TMSP基团成功接枝于TMSP-SMF颗粒表面, 因此使得TMSP-SMF发挥出吸附优势.这些结果说明在萘浓度较高的情况, 有机改性黏土颗粒对萘的去在除能力优于SMF.
当温度从25℃升高至45℃(表 1), 3种黏土颗粒对萘的Kd均表现为下降趋势; 但当ce为1 mmol·L-1时, CTAB-SMF的Kd表现为上升趋势.说明TMSP-SMF与SMF对萘的吸附由物理吸附主导; 而CTAB-SMF对萘的吸附在溶液平衡浓度较高时, 可能发生了化学吸附.
2.2.2 吸附热力学表 2列出了25~45℃下的3种颗粒对萘的吸附等温线的参数.根据van't Hoff方程[公式(3)]对1/T和lnKd作图得出表观吸附焓ΔHobs(kJ·mol-1)[19, 26].
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表 2 3种黏土颗粒对萘的吸附热力学参数 Table 2 Adsorption thermodynamic parameter of the three clays |
式中, Kd为ce=0.01mmol·L-1时的吸附分配系数(L·kg-1); R为通用气体常数[8.134 J·(mol·K)-1], T为吸附环境温度(K), ε为常数.
3种黏土颗粒对萘的表观吸附焓ΔHobs在-30~-10 kJ·mol-1之间, 说明3种蒙脱土颗粒对萘的吸附是自发放热的物理吸附[26].此结果说明萘与改性剂中的疏水烷烃链间分配在吸附中起主要作用.
2.3 QCM-D原位在线检测实验结果图 4为3种黏土颗粒QCM-D原位在线检测实验结果, 因亲水性及絮凝能力不同, 黏土膜形成阶段用时不同[图 4(b)、4(d)和4(f)], 黏土膜形成时间越短说明黏土疏水性越强[27].图 4结果表明, 有机改性后黏土颗粒的疏水性增强(疏水性大小为CTAB-SMF>TMSP-SMF>SMF).
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图 4 3种黏土颗粒QCM-D原位在线检测实验结果 Fig. 4 In situ online QCM-D detection of three clays |
黏土膜的质量m1和黏土吸附萘的质量m2结果见表 3.将质量归一化为摩尔吸附量qe计算见公式(4)：
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表 3 3种黏土颗粒QCM-D实验平衡参数 Table 3 Balance parameters of the three clays |
式中, qe为吸附平衡时的吸附量(mmol·g-1); m1和m2分别为黏土膜的质量和吸附萘的质量(ng); MNap为萘的摩尔质量(128 g·mol-1).
qe大小顺序为CTAB-SMF>TMSP-SMF>SMF.根据QCM-D实验结果, 计算ce为0.156 mmol·L-1时CTAB-SMF、TMSP-SMF和SMF对萘的吸附分配系数Kd(分别为13 462、7 500和1 474 L·kg-1), 此结果比批量吸附实验的模型参数(ce为0.156 mmol·L-1时)计算的Kd(分别为910、451和365 L·kg-1)更大, 但趋势一致.据此推测原因, 在QCM-D实验中, 芯片检测的质量变化, 除吸附在黏土膜上的萘, 也存在自然沉降的萘; 此外, 批量吸附实验中, 通过离心分离颗粒和液相, 从而导致颗粒的双电层被破坏, 原来在双电层中的萘都变成自由的溶液态, 因此QCM-D实验数据计算所得的Kd大于模型计算所得的Kd.
图 5反映了黏土颗粒在芯片上的成膜阶段以及吸附萘阶段平衡时ΔD与ΔF的关系, 斜率大小反映了薄膜黏弹性的强弱, 绝对值越大说明膜的黏弹性越强, 而值倾向零则说明膜具有刚性膜的特征[28].通过对黏土膜黏弹性的分析, 可推测黏土颗粒对萘的吸附方式.
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图 5 3种黏土颗粒QCM-D原位在线检测不同阶段平衡时耗散变化(ΔD)和频率变化(ΔF) Fig. 5 Measured dissipation change (ΔD) and frequency change (ΔF) at adsorption equilibrium of the three clays in different stages during QCM-D detection |
图 5显示, 黏土膜形成阶段, ΔD/ΔF绝对值的大小顺序为TMSP-SMF>CTAB-SMF>SMF.此结果说明SMF黏土膜具有刚性膜特征, 而CTAB-SMF及TMSP-SMF形成的黏土膜较松散, 这是由于CTAB+进入黏土层间增加了层间距, 从而导致黏土膜结构变疏松; TMSP分子接枝在黏土外表面受到背景溶液的作用力, 因此黏土膜在溶液中更具黏弹性[21].此结果与SEM电镜表征结果一致.
在黏土膜吸附萘时, ΔD/ΔF绝对值的大小顺序为TMSP-SMF>CTAB-SMF>SMF.对于TMSP-SMF, 萘吸附在黏土表面的TMSP基团, 与背景溶液间的作用力增强, 进一步增加了黏土膜结构的疏松程度; 而对于CTAB-SMF, 萘分子进入黏土层间, 活动范围受限, 使得CTAB-SMF黏土膜疏松程度的改变小于TMSP-SMF; 同时, SMF具有最为紧实的黏土膜结构, 吸附萘后它的黏土膜疏松程度几乎没有改变, 说明原黏土SMF对萘的吸附十分有限.这些结果表明QCM-D能很好地应用于实时在线检测膜形态的改变, 为后期预测地下土层吸附污染后黏土层的变化, 及修复试剂的使用所引起的环境影响提供新的思路.
2.4 离子强度对吸附萘的影响图 6反映了离子强度对3种黏土颗粒吸附萘的影响.有机改性黏土颗粒在不同离子强度条件下的吸附等温线无显著差异(P>0.05), 但是高离子强度明显抑制了SMF对萘的吸附(P < 0.05).
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图 6 离子强度对3种黏土吸附萘的影响 Fig. 6 Effect of ionic strength on the adsorption of naphthalene to the three clays |
表 4显示, ce为1 mmol·L-1时, CTAB-SMF在高离子强度条件下对萘的Kd值[(5 320±130)L·kg-1]约为低离子强度条件下Kd值[(1 431±230)L·kg-1]的4倍; TMSP-SMF在不同离子强度条件下对萘的Kd值差异不大, 而SMF在高离子强度条件下对萘的吸附则受到抑制.这是因为, 当溶液中Na+浓度增加时, SMF表面萘的吸附位点被大量水合性强的Na+占据[19], 不易吸附疏水性分子萘; 而有机改性黏土颗粒增加了对萘的吸附位点, 所以受离子强度的影响不显著.溶液离子强度实验结果表明, 有机改性后的黏土颗粒在应对环境中离子强度变化具有优于未改性黏土颗粒的效果.
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表 4 不同离子强度下3种黏土吸附等温模型拟合参数1) Table 4 Fitting parameters of the three clay adsorption isothermal models with different ionic strength |
2.5 Cu2+与萘对吸附的相互影响
从图 7可见, Cu2+的存在增加了3种黏土颗粒对萘的吸附.表 5显示, 当萘平衡浓度较低时, Cu2+显著减少了CTAB-SMF对萘的吸附(P>0.05);当萘平衡浓度升高时, Cu2+的存在使黏土颗粒对萘的Kd值增加了1倍.对于TMSP-SMF和SMF, Cu2+提高了2种黏土对萘的qmax(均提高了0.01 mmol·g-1); 此外, 当萘平衡浓度较低时, Cu2+的存在使TMSP-SMF对萘的Kd值提高了3倍.
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图 7 Cu2+的存在对3种黏土吸附萘的影响 Fig. 7 Effects of Cu2+ on the adsorption of naphthalene to the three clays |
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表 5 Cu2+的存在下3种黏土对萘的吸附等温模型拟合参数1) Table 5 In the presence of Cu2+, the three clays adsorption isothermal model fitting parameters for naphthalene |
图 8显示, 萘抑制了SMF颗粒对Cu2+的吸附, 而增加了有机改性黏土对Cu2+的吸附.计算结果表明, 萘存在时, SMF对Cu2+的qmax降低了0.08 mmol·g-1, 而CTAB-SMF增加了0.27 mmol·g-1, TMSP-SMF增加了0.1 mmol·g-1(表 6).
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图 8 萘的存在对3种黏土吸附Cu2+的影响 Fig. 8 Effects of naphthalene on the adsorption of Cu2+ to three clays |
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表 6 萘存在时3种黏土对Cu2+的吸附等温模型参数 Table 6 Isothermal model parameters of adsorption of three clays to Cu2+ in the presence of naphthalene |
分析原因, Cu2+与萘的吸附位点有部分重合, 萘与Cu2+的竞争吸附抑制了SMF对Cu2+的吸附; 但Cu2+能够借助静电引力和共价相互作用与苯环形成较为牢固的Cu2+—π键[12, 29], 因此Cu2+的存在可以增加SMF对萘的吸附位点.CTAB-SMF层间的烷基长链[30]和TMSP-SMF表面的巯基[10]均能够与Cu2+发生络合[31], 从而提高颗粒对Cu2+的吸附.同时可通过Cu2+—π键的作用增加颗粒对萘的吸附.这些结果表明, 两种有机改性黏土对萘-Cu2+复合污染的修复高于SMF.
3 结论(1) 本研究成功合成2种有机改性的蒙脱土颗粒CTAB-SMF和TMSP-SMF.首次通过QCM-D对3种蒙脱土(CTAB-SMF、TMSP-SMF和SMF)吸附萘的过程进行在线原位检测, 实验结果验证了批量吸附实验结果, CTAB-SMF对萘的吸附位点位于黏土颗粒层间CTAB基团, TMSP-SMF对萘的吸附位点位于黏土颗粒表面的TMSP-SMF基团.
(2) 通过吸附等温模型拟合发现CTAB-SMF符合Freundlich模型, 在较高萘平衡浓度下, 对萘的Kd值提高了12.4倍; TMSP-SMF与SMF符合Langmuir模型特点, 在较高萘平衡浓度下TMSP-SMF对萘的qmax与SMF相比显著提高; 3种黏土颗粒对萘的吸附均能够自发进行, 以物理吸附主导.有机改性黏土在萘平衡浓度较高条件下对萘的吸附效果明显优于原始黏土.
(3) 高离子强度对SMF吸附萘有一定抑制作用, 而对CTAB-SMF与TMSP-SMF吸附萘没有显著影响, 说明经改性的蒙脱土能够在实际污染场地中发挥较稳定的吸附效果.
(4) Cu2+的存在使CTAB-SMF对萘的吸附效果增加了1倍(萘平衡浓度高时), 使TMSP-SMF对萘的吸附效果增加了3倍(萘平衡浓度低时); 萘能增加CTAB-SMF与TMSP-SMF对Cu2+的吸附, 抑制SMF对Cu2+的吸附.说明改性后的蒙脱土对于PAHs-重金属复合污染场地的治理具备较好的应用前景.
(5) 本文的研究结果表明, QCM-D能很好地应用于实时在线检测膜形态的改变, 为后期预测地下土层吸附污染后黏土层的变化, 及修复试剂的使用所引起的环境影响提供新的思路; 制备的2种有机改性蒙脱土具有修复实际PAHs污染程度较高或PAHs-重金属复合污染土壤的潜力.
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