何 宇,郭 超,付玉豐,張婧懿,秦傳玉*

膠態(tài)泡沫在飽和介質(zhì)遷移特性及對(duì)PCE沖洗效果

何 宇1,2,郭 超1,2,付玉豐1,2,張婧懿1,2,秦傳玉1,2*

(1.吉林大學(xué)地下水資源與環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,吉林 長春 130012；2.吉林大學(xué)新能源與環(huán)境學(xué)院,吉林 長春 130012)

利用表面活性劑膠態(tài)微泡沫沖洗技術(shù)來提高四氯乙烯(PCE)在地下水的溶解性和流動(dòng)性,提高污染物遷移通量,強(qiáng)化去除效果.主要工藝參數(shù)和影響因素對(duì)泡沫穩(wěn)定性的影響,結(jié)果表明4000r/min的攪拌轉(zhuǎn)數(shù)即可產(chǎn)生穩(wěn)定的膠態(tài)微泡沫,泡沫穩(wěn)定性隨表面活性劑濃度增大有小幅度提高,PCE對(duì)泡沫穩(wěn)定性有不利影響;膠態(tài)微泡沫在含水層的遷移規(guī)律表明,泡沫前端遷移時(shí)不斷破裂并氣液分離,形成氣體在上部,液體在下部,后續(xù)泡沫穩(wěn)定向前推流的遷移模式,泡沫在含水層中受到地下水的靜水壓力,與在土壤遷移相比其體系壓力更大,泡沫破裂更嚴(yán)重、遷移速率更慢;和液體沖洗相比,泡沫沖洗對(duì)PCE增溶增流效果明顯,介質(zhì)粒徑為0.1~0.25mm、0.25~0.5mm和0.5~1mm時(shí),PCE去除率分別達(dá)到83.7%、90.8%和98.2%,介質(zhì)粒徑越大,去除效果越明顯.

AOS泡沫；含水層；遷移；沖洗；PCE

四氯乙烯(PCE)是一類典型的重質(zhì)非水相液體(DNAPL)污染物,其泄露進(jìn)入地下水后易垂向遷移,并在介質(zhì)中聚積賦存.基于其極低的水溶性和較高的油水界面張力,單純的水動(dòng)力沖洗很難實(shí)現(xiàn)PCE的高效去除[1-6].雖然表面活性劑強(qiáng)化沖洗技術(shù)能夠通過膠束增溶和降低界面張力提高污染物的流動(dòng)性,在一定程度上實(shí)現(xiàn)強(qiáng)化去除的效果,但含水層介質(zhì)固有的空間異質(zhì)性造成的沖洗液運(yùn)移過程中的“孔道流”、“優(yōu)先流”等現(xiàn)象仍無法避免,導(dǎo)致修復(fù)周期長、效果差、反彈等問題[7-14].

膠態(tài)微泡沫是表面活性劑溶液通過高速攪拌后制得的穩(wěn)定微泡沫,氣泡直徑為10~100μm,其比普通泡沫具有更強(qiáng)的穩(wěn)定性、耐壓性,在石油開采領(lǐng)域中已有廣泛應(yīng)用[15-18].膠態(tài)微泡沫是氣體和液體混合而成的多相分散體系,易變形、具有流動(dòng)性,且具有非牛頓流體的性質(zhì),可以進(jìn)入大小不同的土壤孔隙,在介質(zhì)中分布更為均勻,有效地避免了孔道效應(yīng)等問題.目前膠態(tài)泡沫沖洗污染土壤的研究已有廣泛報(bào)道,都取得了較好的修復(fù)效果,但有關(guān)其在含水層中應(yīng)用的報(bào)道極少[19-24].針對(duì)PCE等NAPL污染物在含水層中移動(dòng)性差、脫附難等問題,本研究擬利用表面活性劑膠態(tài)微泡沫作為沖洗劑,以提高NAPL污染物遷移通量為出發(fā)點(diǎn),增強(qiáng)PCE的脫附、溶解和移動(dòng)性,強(qiáng)化污染物在含水層介質(zhì)中的去除效果.

本研究首先通過高速分散機(jī)攪拌產(chǎn)生膠態(tài)微泡沫,并探討了主要工藝參數(shù)及因素對(duì)泡沫穩(wěn)定性的影響;在此基礎(chǔ)上研究了泡沫在含水層中的遷移規(guī)律;最后評(píng)估了膠態(tài)微泡沫對(duì)PCE污染含水層的修復(fù)效果.研究成果可為表面活性劑膠態(tài)微泡沫在地下水修復(fù)中的應(yīng)用提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

C14~16-烯基磺酸鈉(AOS),92%,上海源葉生物技術(shù)有限公司;四氯乙烯(PCE),上海麥克林生化科技有限公司;甲醇,北京化工廠有限責(zé)任公司;水溶伊紅和亮蘭,天津市光復(fù)精細(xì)化工研究所.

實(shí)驗(yàn)采用石英砂與河砂兩類介質(zhì),篩分后清洗風(fēng)干,模擬柱中不同粒徑介質(zhì)的填充參數(shù)見表1.

表1 模擬柱中不同粒徑介質(zhì)的填充參數(shù)

1.2 實(shí)驗(yàn)儀器

QBZY-1表面張力儀(上海方瑞儀器有限公司);SDF1100分散機(jī)(上海微特電機(jī)有限公司); 07522-30Masterflex L/S蠕動(dòng)泵(美國,cole-parmer); YZ1515蠕動(dòng)泵(保定齊力恒流泵有限公司); XSP-BM-8CAS顯微鏡(上海彼愛姆光學(xué)儀器制造有限公司);3-15臺(tái)式高速離心機(jī)(德國,Sigma); Agilent1100高效液相色譜儀(美國,Agilent);SHZ-82恒溫振蕩器(常州國華電器有限公司);MIK-1100壓力傳感器(杭州美控自動(dòng)化技術(shù)有限公司).

1.3 實(shí)驗(yàn)裝置

AOS遷移實(shí)驗(yàn)所用模擬柱為5cm×80cm的有機(jī)玻璃柱,模擬實(shí)驗(yàn)采用5cm×20cm的聚四氟乙烯柱.實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示,由上至下將砂裝填至模擬柱,從下至上以6mL/min流速飽和.泡沫發(fā)生裝置連續(xù)產(chǎn)生泡沫經(jīng)蠕動(dòng)泵注入模擬柱.

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置

1.AOS溶液;2.蠕動(dòng)泵;3.分散機(jī);4.泡沫發(fā)生裝置;5.高壓蠕動(dòng)泵;6.模擬柱

1.4 實(shí)驗(yàn)方法

1.4.1 AOS表面張力測定 在質(zhì)量濃度0.05%~ 4.00%范圍內(nèi),配制一系列AOS溶液.用表面張力儀測定各濃度AOS溶液的表面張力.

1.4.2 AOS對(duì)PCE的增溶能力 配制0.05%、0.15%、0.25%、0.50%、0.75%、1.00%、1.50%、2.00%、3.00%和4.00%的AOS溶液,各取20mL加入過量PCE 0.3mL,在25℃下以150r/min振蕩24h后,取上清液以8000r/min離心5min,再取上清液用甲醇稀釋,用高效液相色譜儀(HPLC)測定PCE的溶解度.

1.4.3 泡沫穩(wěn)定性影響因素實(shí)驗(yàn) 設(shè)置如表2所示的實(shí)驗(yàn)參數(shù)探究攪拌轉(zhuǎn)數(shù)、AOS濃度和PCE對(duì)AOS泡沫穩(wěn)定性影響,通過分散機(jī)攪拌形成泡沫后,取50mL泡沫記錄不同時(shí)刻的排液體積并取泡沫于顯微鏡下觀察,觀察倍數(shù)為10×10.

1.4.1~1.4.3每組實(shí)驗(yàn)均重復(fù)3次,最終結(jié)果取平均值.

1.4.4 AOS泡沫在含水層中遷移實(shí)驗(yàn) 模擬柱內(nèi)裝填0.5~1.0mm的石英砂,在模擬柱注入口及距注入口20,40,60cm處連接壓力傳感器,用1g/L的水溶伊紅溶液模擬地下水進(jìn)行飽和.配制0.15%的AOS溶液,并用1g/L的亮蘭染色,以4000r/min連續(xù)產(chǎn)生泡沫,以20mL/min的注入流速向水平放置的模擬柱中連續(xù)注入泡沫,記錄模擬柱泡沫鋒面遷移距離及壓力變化.相同實(shí)驗(yàn)條件下,保持模擬柱豎直由下至上注入泡沫,重復(fù)實(shí)驗(yàn).

表2 泡沫穩(wěn)定性影響因素實(shí)驗(yàn)參數(shù)

1.4.5 沖洗PCE污染含水層模擬實(shí)驗(yàn) 模擬柱內(nèi)分別裝填粒徑為0.5~1.0、0.25~0.5、0.1~0.25mm的河砂,飽和后在注入口注入5mL純相PCE,密閉靜置12h.模擬柱水平放置分別注入水、AOS水溶液、AOS膠態(tài)微泡沫以15mL/min進(jìn)行沖洗,模擬柱中流出液每累積0.2孔隙體積(PV),從出水口取樣一次,用甲醇稀釋后,用HPLC測定PCE濃度.留出液累積5PV后停止注入,將模擬柱中殘留液排出,拆開模擬柱,將介質(zhì)等距離劃分為8個(gè)區(qū)域,各區(qū)域分別取介質(zhì)5g,加入20mL甲醇,在25℃下,于恒溫振蕩器中振蕩24h,靜置30min,取上清液用甲醇稀釋后測定介質(zhì)中殘留PCE濃度.

1.5 測試方法

HPLC測定PCE濃度的方法采用C18色譜柱(4.6×250mm,5μm);測定波長為214nm;流動(dòng)相為甲醇:水= 90:1;流速為1.0mL/min. 應(yīng)用Excel2010、OriginPro8.0進(jìn)行數(shù)據(jù)分析處理與作圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 AOS的臨界膠束濃度和對(duì)PCE的增溶能力

AOS是一種陰離子表面活性劑,具有良好的起泡性、耐硬水性和生物降解性,在日用化工和石油開采領(lǐng)域被廣泛使用,具有廣闊的應(yīng)用前景[25-27].AOS是由烯烴磺酸鈉、羥烷基磺酸鈉和少量二磺酸鈉組成的混合物,且碳鏈長度不同性質(zhì)有一定差異.本研究選擇具有良好的溶解性和起泡性的C14~16作為表面活性劑,并設(shè)置實(shí)驗(yàn)測定其臨界膠束濃度.

表面活性劑濃度達(dá)到一定值后,單體分子開始聚集形成膠束,溶液的表面張力不再改變或變化平緩,這一濃度稱為臨界膠束濃度(CMC).圖2為AOS溶液表面張力與濃度()的對(duì)數(shù)關(guān)系曲線,曲線拐點(diǎn)即為AOS的CMC,600mg/L.

圖2 AOS溶液表面張力曲線

室溫下PCE在水中的溶解度為150mg/L,圖3 為AOS對(duì)PCE的增溶曲線,顯示AOS對(duì)PCE具有增溶作用,且隨著AOS濃度增加,PCE的溶解度也隨之增大,當(dāng)AOS濃度為0.75%和4%時(shí),對(duì)PCE增溶效果可達(dá)到水的14倍和111倍.

圖3 AOS對(duì)PCE的增溶曲線

2.2 攪拌轉(zhuǎn)數(shù)、AOS濃度、PCE對(duì)AOS泡沫穩(wěn)定性影響

排液半衰期是指示泡沫穩(wěn)定性的指標(biāo),即排液比為0.5時(shí)所對(duì)應(yīng)的時(shí)間,排液比是指泡沫不同時(shí)刻排液體積與最終排液體積的比值,排液體積是指泡沫破裂排出液體的體積.

圖4(a)顯示AOS泡沫在攪拌轉(zhuǎn)數(shù)為4000和5000r/min時(shí)表現(xiàn)出較高的穩(wěn)定性,且差別不大,為降低能耗,選擇4000r/min作為泡沫發(fā)生時(shí)的攪拌轉(zhuǎn)數(shù).圖4(b)顯示AOS泡沫濃度小于CMC(0.05%)時(shí),泡沫穩(wěn)定性較差;濃度大于CMC時(shí),泡沫穩(wěn)定性隨濃度增大而增強(qiáng),但增強(qiáng)幅度較小.

有研究表明污染物對(duì)泡沫穩(wěn)定性有不利影響,但也有研究表示油相的存在會(huì)增強(qiáng)泡沫穩(wěn)定性[28-30].圖5為不同PCE體積比時(shí)的泡沫排液曲線,表明PCE對(duì)AOS泡沫的穩(wěn)定性有不利影響, PCE體積比升高,泡沫半衰期降低,泡沫穩(wěn)定性減弱,但這種不利影響并沒有對(duì)AOS泡沫穩(wěn)定性造成大幅度的減弱,說明AOS泡沫在PCE大量存在時(shí)也可以保持良好的穩(wěn)定性.

如圖6,可觀察到,未混合PCE的泡沫形態(tài)為標(biāo)準(zhǔn)的膠態(tài)微泡沫形態(tài),泡沫呈球形,泡沫液膜較厚.混合PCE后,PCE主要聚集在泡沫Plateau邊界內(nèi).PCE體積比越高,泡沫尺寸越大且泡沫大小不均程度越明顯;泡沫液膜越薄;泡沫間距越窄;泡沫形狀逐漸由球形向多邊形轉(zhuǎn)變,也就是說泡沫呈現(xiàn)由膠態(tài)微泡沫向普通泡沫變化的趨勢,這可能是導(dǎo)致泡沫穩(wěn)定性減弱的原因.

圖5 不同PCE體積比時(shí)泡沫排液曲線

2.3 AOS泡沫在含水層中遷移規(guī)律

圖7(a)為AOS泡沫水平遷移過程,為便于觀察泡沫在含水層的遷移規(guī)律,用染色的去離子水對(duì)模擬柱進(jìn)行飽和模擬地下水,即為圖中紅色部分,用亮蘭染色的AOS溶液形成泡沫,即為藍(lán)色部分,且已通過實(shí)驗(yàn)證明了水溶伊紅和亮蘭染色對(duì)泡沫穩(wěn)定性幾乎無影響.由圖可知,泡沫在介質(zhì)中遷移時(shí)不斷破裂并氣液分離,破裂液體逐漸在泡沫前端聚集,即為圖中深藍(lán)色部分(I),隨泡沫遷移距離增大,破裂液體體積逐漸增大;破裂氣體在遷移過程中被壓縮并逐漸聚集,如圖中(II).最終形成泡沫氣體在上部,泡沫液體在下部,泡沫穩(wěn)定向前推流的遷移模式.

圖7(b)為各監(jiān)測點(diǎn)(泡沫注入口P1、距注入口20cm處 P2、40cm處 P3以及60cm處 P4)壓力隨注入泡沫體積的變化.模擬柱內(nèi)被泡沫遷移覆蓋后的區(qū)域逐漸產(chǎn)生壓力,隨泡沫遷移,壓力逐漸增大,且等距監(jiān)測點(diǎn)間(20cm)壓差Δ相等,Δ=46.63kPa.泡沫注入3.0PV時(shí),模擬柱內(nèi)的水已完全被泡沫驅(qū)替,繼續(xù)注入泡沫,各監(jiān)測點(diǎn)壓力逐漸趨于穩(wěn)定.

圖7 AOS泡沫在含水層的遷移規(guī)律

泡沫在含水層遷移時(shí)會(huì)受到地下水的壓力作用,因此需要考慮有壓力存在條件下泡沫的遷移規(guī)律;且實(shí)際修復(fù)中除了垂直注入井還存在水平注入井,即會(huì)出現(xiàn)泡沫由下向上遷移的情形,探究泡沫的豎向遷移可以為其提供參考.如圖7(c)和(d)所示,與水平遷移過程相比,泡沫遷移規(guī)律及壓力變化規(guī)律與水平遷移基本相同,但是體系壓力大小和泡沫鋒面遷移速率有一定差別,豎向遷移時(shí)各監(jiān)測點(diǎn)壓力大于水平遷移時(shí),比較水平和豎向遷移時(shí)各點(diǎn)的壓差,發(fā)現(xiàn)主要是豎向遷移時(shí)水壓存在造成的.比較圖7(a)與(c),由于豎向遷移壓力大,遷移過程中泡沫破裂比水平遷移時(shí)多,產(chǎn)生的破裂液體積更大.圖8為泡沫水平與豎向遷移時(shí)泡沫鋒面遷移距離與注入泡沫體積的關(guān)系,顯示泡沫水平遷移時(shí)的泡沫鋒面遷移速度略大于豎向遷移速度.這是由于泡沫粘度隨壓力增大而增大,豎向遷移時(shí)由于壓力大使得泡沫粘度大,繼而導(dǎo)致泡沫鋒面遷移速率下降.

綜上,與泡沫在土壤中遷移相比[31],泡沫在含水層中遷移時(shí)受到地下水的壓力,使泡沫的遷移壓力更大,泡沫破裂程度更嚴(yán)重,產(chǎn)生的泡沫液體更多,泡沫遷移速率更慢,且注入泡沫時(shí)需要更大的注入壓力.

圖8 泡沫水平與豎向遷移時(shí)泡沫鋒面遷移距離與注入泡沫體積的關(guān)系

2.4 AOS泡沫沖洗PCE污染含水層

圖9為用水、AOS溶液和AOS泡沫沖洗PCE污染含水層流出液PCE濃度變化曲線.流出液累計(jì)體積的第一個(gè)PV,不同沖洗條件下的流出液中PCE均保持較低的濃度,這段時(shí)間是模擬柱中的水逐漸被驅(qū)替出來的過程.水沖洗條件下,流出液PCE濃度始終保持在水對(duì)PCE的最大溶解度以下.AOS溶液沖洗條件下,模擬柱內(nèi)水被完全驅(qū)替后,由于AOS溶液增溶作用而被溶解的PCE逐漸流出,流出液PCE濃度一直保持在AOS(0.15%)對(duì)PCE的最大溶解濃度左右.AOS泡沫沖洗條件下,泡沫將模擬柱內(nèi)水完全驅(qū)替后,出現(xiàn)PCE濃度峰值,該峰值遠(yuǎn)高于表面活性劑對(duì)PCE的增溶濃度,因此推測有純相PCE液滴流出,實(shí)驗(yàn)過程中也發(fā)現(xiàn)了流出液中的確有微小液滴存在,這說明泡沫沖洗不僅對(duì)PCE具有增溶的作用,還對(duì)NAPL相污染物具有較強(qiáng)的增流能力.泡沫破裂液完全流出模擬柱后,后續(xù)的穩(wěn)定泡沫持續(xù)沖洗污染含水層,PCE出流濃度有所降低,但仍遠(yuǎn)高于表面活性劑溶液沖洗的出流濃度.泡沫沖洗時(shí),介質(zhì)粒徑越小,對(duì)泡沫遷移阻力越大,導(dǎo)致泡沫破裂越多,形成的排液體積越大,泡沫主體遷移速度越慢,PCE峰值出現(xiàn)越晚.

圖10(a)~(c)為不同沖洗條件下的不同粒徑模擬柱各區(qū)域(從注入口至出水口方向?qū)⒛M柱等距離劃分為8個(gè)區(qū)域)的PCE殘留量,可觀察出,水沖洗時(shí),PCE殘留量較大且PCE主要聚集在模擬柱前端區(qū)域(即污染物注入點(diǎn)附近).AOS溶液沖洗時(shí),雖然PCE殘留量較水沖洗低,但NAPL相PCE遷移效果不顯著,殘留PCE仍大量集中在注入點(diǎn)附近,說明表面活性劑溶液沖洗主要依靠增溶作用.泡沫沖洗時(shí),0.5~1.0mm、0.25~0.5mm介質(zhì)注入點(diǎn)附近區(qū)域的PCE基本完全去除,僅0.1~0.25mm介質(zhì)中注入點(diǎn)附近有少量殘留;相反,3種介質(zhì)模擬柱下游的污染物殘留量卻是泡沫沖洗時(shí)稍高,結(jié)合前面泡沫沖洗的高出流濃度和微小PCE液滴的發(fā)現(xiàn),可以推測NAPL相PCE在泡沫的推流作用下發(fā)生了顯著的移動(dòng).這顯示了泡沫的增溶增流能力都很明顯,對(duì)增強(qiáng)PCE的脫附、溶解和移動(dòng)性均有著很強(qiáng)的作用.

圖10(d)為不同沖洗條件下的PCE去除率,水沖洗去除PCE效果較差,由于水對(duì)PCE的溶解能力較弱且水對(duì)PCE的驅(qū)替效果較差,在0.5~ 1.0mm、0.25~0.5mm和0.1~0.25mm介質(zhì)的PCE去除率分別為29.9%、24.5%和20.7%;AOS溶液沖洗去除效率高于水沖洗,由于實(shí)驗(yàn)設(shè)置AOS溶液僅為0.15%,該濃度下AOS對(duì)PCE的增溶能力有限,在3種介質(zhì)的PCE去除率分別為34.5%、31.5%和25.8%.泡沫沖洗具有良好的去除效果,沖洗3種介質(zhì)的PCE去除率分別為98.2%、90.8%和83.7%.

綜合圖9和圖8,比較水、AOS溶液和AOS泡沫對(duì)不同粒徑介質(zhì)的沖洗情況,顯示介質(zhì)粒徑越小,滲透性越差,對(duì)PCE的吸附能力越強(qiáng),沖洗時(shí)流出液PCE濃度越低,介質(zhì)中PCE殘余量越大,去除效果也就越差.AOS泡沫沖洗PCE污染含水層的增溶和增流效果,證明了膠態(tài)微泡沫沖洗修復(fù)在NAPL污染含水層中應(yīng)用的可行性,并為該技術(shù)的高效運(yùn)行提供了理論依據(jù).

3 結(jié)論

3.1 AOS的臨界膠束濃度為600mg/L,具有較好的增溶能力.在攪拌轉(zhuǎn)數(shù)為4000r/min時(shí)即可產(chǎn)生較好穩(wěn)定性的AOS泡沫.在臨界膠束濃度以上,AOS泡沫穩(wěn)定性隨濃度增大有小幅度增強(qiáng).PCE對(duì)AOS泡沫的穩(wěn)定性有不利影響,PCE體積比升高,泡沫穩(wěn)定性減弱.

3.2 泡沫前端在含水層中遷移時(shí)不斷破裂并氣液分離,形成氣體在上部,液體在下部,后續(xù)泡沫穩(wěn)定向前推流的遷移模式.體系壓力主要產(chǎn)生在泡沫覆蓋區(qū)域.泡沫在含水層中受到地下水的靜水壓力,與在土壤中遷移相比其體系壓力更大,泡沫破裂更嚴(yán)重、遷移速率更慢.

3.3 和液體沖洗相比,泡沫沖洗對(duì)含水層中PCE的去除效果顯著.泡沫通過其較強(qiáng)的增溶增流能力,顯著增強(qiáng)了PCE的脫附、溶解和移動(dòng)性.介質(zhì)粒徑越大,PCE去除效果越明顯.

[1] 鄧亞平,鄭 菲,施小清,等.多孔介質(zhì)中DNAPLs運(yùn)移行為研究進(jìn)展 [J]. 南京大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)), 2016,52(3):409-420.Deng Y P, Zheng F, Shi X Q, et al. Review on the transport of dense non-aqueous phase liquids in porous media [J].Journal of Nanjing University (Natural Sciences),2016,52(3):409-420.

[2] 高存榮,王俊桃.我國69個(gè)城市地下水有機(jī)污染特征研究 [J]. 地球?qū)W報(bào), 2011,32(5):581-591.Gao C R, Wang J T. Research on groundwater organic contamination characteristics in 69 cities of China [J]. Acta Geoscientia Sinica, 2011,32(5):581-591.

[3] Khalifa Nsir, Gerhard Sch?fer, Rapha?l di Chiara Roupert, et al. Pore scale modelling of DNAPL migration in a water–saturated porous medium [J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2018,215:39-50.

[4] 馬長文.地下水中四氯乙烯遷移歸宿與修復(fù)技術(shù)研究 [D]. 上海:上海交通大學(xué), 2007.Ma C W. Transport, Fate and remediation of perchloroethylene in groundwater [D]. Shanghai: Shanghai Jiao Tong University, 2007.

[5] Clement T P, Kim Y C, Gautam T R, et al. Experimental and numerical investigation of DNAPL dissolution processes in a laboratory aquifer model [J]. Ground Water Monitoring and Remediation, 2004,24(4):88–96.

[6] 張鳳君,王斯佳,馬 慧,等.三氯乙烯和四氯乙烯在土壤和地下水中的污染及修復(fù)技術(shù) [J]. 科技導(dǎo)報(bào), 2012,30(18):65-72.Zhang F J, Wang S J, Ma H, et al. Contaminations and remediation technologies of trichloroethylene and perchloroethylene in the soil and groundwater: A review [J]. Science & Technology Review, 2012, 30(18):65-72.

[7] 楊 賓,李慧穎,伍 斌,等.4種NAPLs污染物在二維砂箱中的指進(jìn)鋒面形態(tài)特征研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2013,34(4):1545-1552.Yang B, Li H Y, Wu B, et al. Sand box study on fingering front morphology for NAPLs infiltrated in homogeneous porous media [J]. Environmental Science, 2013,34(4):1545-1552.

[8] 白 靜,趙勇勝,陳子方,等.利用Tween80溶液沖洗修復(fù)萘污染地下水模擬實(shí)驗(yàn)[J]. 吉林大學(xué)學(xué)報(bào)(地球科學(xué)版), 2013,43(2):552-557. Bai J, Zhao Y S, Chen Z F, et al. Simulation experiments of utilizing tween80 solution flushing naphthalene from contaminated groundwater [J].Journal of Jilin University (Earth Science Edition), 2013,43(2):552-557.

[9] Li R Z, Szecsody J, Oostrom M, et al. Enhanced remedial amendment delivery to subsurface using shear thinning fluid and aqueous foam [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,191(1-3):249–257.

[10] 李 隋.表面活性劑強(qiáng)化抽取處理修復(fù)DNAPL污染含水層的實(shí)驗(yàn)研究[D].長春:吉林大學(xué), 2008.Li S. Research on surfactant enhanced pump and treat remediation of a DNAPL contaminated aquifer [D]. Changchun:Jilin University, 2008.

[11] 伍 斌,楊 賓,李慧穎,等.表面活性劑強(qiáng)化抽出處理含水層中DNAPL污染物的去除特征 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2014,8(5):1956-1964.Wu B, Yang B, Li H Y, et al. Removal characteristic of DNAPL contaminants in surfactant enhanced aquifer remediation [J].Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014,8(5):1956-1964.

[12] Conrad S H, Glass R J, Peplinski W J. Bench-scale visualization of DNAPL remediationprocesses in analog heterogeneous aquifers: surfactant floods and in situ oxidation using permanganate [J].Journal of Contaminant Hydrology, 2002,58(1):13–49.

[13] Hayden N, Diebold J, Farrell C, et al. Characterization and removal of DNAPL from sand and clay layered media [J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2006,86(1/2):53–71.

[14] Szafranski R, Lawson J B, Hirasaki G J, et al. Surfactant/foam process for improved efficiency of aquifer remediation [J]. Structure, Dynamics and Properties of Disperse Colloidal Systems, 1998,111: 162-167.

[15] Pasdar M, Kazemzadeh E, Kamari E, et al. Insight into the behavior of colloidal gas aphron (CGA) fluids at elevated pressures: An experimental study [J]. Colloids and Surfaces A, 2018,537:250–258.

[16] Arabloo M, Shahri M P. Experimental studies on stability and viscoplastic modeling of colloidal gas aphron (CGA) based drilling fluids [J]. Journal of Petroleum Science and Engineering, 2014,113:8–22.

[17] Ziaee H, Arabloo M, Ghazanfari M H, et al. Herschel–Bulkley rheological parameters of lightweight colloidal gas aphron (CGA) based fluids [J]. Chemical Engineering Research and Design, 2015, 93:21–29.

[18] Juaidyah A, Jaber M H A. Use of colloidal gas aphron in subsurface treatment of soil [D]. Florida: University of Florida, 2006.

[19] Wang S L, Mulliga C N. An evaluation of surfactant foam technology in remediation of contaminated soil [J]. Chemosphere, 2004,57(9): 1079–1089.

[20] Chowdiah P, Misra B R, Kilbane II J J, et al. Foam propagation through soils for enhanced in-situ remediation [J]. Journal of Hazardous Materials, 1998,62(3):265-280.

[21] Huang C W, Chang C H. A laboratory study on foam-enhanced surfactant solution flooding in removing n-pentadecane from contaminated [J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2000,173(1):171–179.

[22] Longpré-Girard M, Martel R, Robert T, et al. 2D sandbox experiments of surfactant foams for mobility control and enhanced LNAPL recovery in layered soils [J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2016, 193:63–73.

[23] Maire J, Fatin-Rouge N. Surfactant foam flushing for in situ removal of DNAPLs in shallow soils [J]. Journal of Hazardous Materials, 2017,321:247–255.

[24] Rothmel R K, Peters R W., Martin E S, et al. Surfactant foam/ bioaugmentation technology for in situ treatment of TCE-DNAPLs [J]. Environ. Sci. Technol., 1998,32(11):1667-1675.

[25] GB/T20200-2006 α-烯基磺酸鈉[S]. GB/T20200-2006 Sodium alpha-olefin sulfonate [S].

[26] Wang Y, Liu X C, Bai L, et al. Influence of alkyl chain length of alpha olefin sulfonates on surface and interfacial properties [J]. Journal of Dispersion Science and Technology, 2017,38(12):1764-1769.

[27] Wibbertmann A, Mangelsdorf I, Gamon K, et al. Toxicological properties and risk assessment of the anionic surfactants category: Alkyl sulfates, primary alkane sulfonates, and α-olefin sulfonates [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2011,74:1089–1106.

[28] Sun L, Pu W F, Xin J, et al. High temperature and oil tolerance of surfactant foam/polymer–surfactant foam [J]. RSC Advances, 2015, 5(30):23410–23418.

[29] Osei-Bonsu K, Shokri N, Grassia P. Foam stability in the presence and absence of hydrocarbons: From bubble- to bulk-scale [J]. Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng. Aspects, 2015,481:514–526.

[30] Simjoo M, Rezaei T, Andrianovd A, et al. Foam stability in the presence of oil: Effect of surfactant concentrationand oil type [J]. Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng. Aspects, 2013,438 (Special SI):148–158.

[31] 秦傳玉,郭 超,何 宇.膠態(tài)微泡沫在非飽和多孔介質(zhì)中遷移規(guī)律及影響因素[J]. 吉林大學(xué)學(xué)報(bào)(地球科學(xué)版), 2019:1-9.doi: 10.13278/j.cnki.jjuese.20180239.Qin C Y, Guo C, He Y. Migration characteristics of CGAs and the influencing factors in unsaturated porous media [J]. Journal of Jilin University (Earth Science Edition). 2019:1-9.doi:10.13278/j.cnki. jjuese.20180239.

Migration characteristics of colloidal gas aphron in saturated media and flushing effect on PCE.

HE Yu1,2, GUO Chao1,2, FU Yu-feng1,2, ZHANG Jing-yi1,2, QIN Chuan-yu1,2*

(1.Key Laboratory of Groundwater Resources and Environment, Ministry of Education, Jilin University, Changchun 130012, China；2.College of Environmental and Resources, Jilin University, Changchun 130012, China)., 2019,39(11)：4673~4680

Tetrachloroethylene (PCE) is one of the commonly found organic pollutants in groundwater. After entering and accumulating in aquifer, the pollutant is difficult to dissolve, move and desorb from media, resulting in incomplete repair, rebound effects and some other remedial problems. In this study, surfactant colloidal gas aphron (CGA) flushing technology was used to increase the solubility and the mobility of PCE in aquifer, by which the transport flux of the pollutant could be increased and the remedial effect could be enhanced. The main parameters and influencing factors on CGA stability showed that the stirring speed of 4000r/min could produce stable CGA. The stability increased slightly with the increase of surfactant concentration, and PCE had an adverse effect on it. Besides, the migration of CGA in aquifer showed that the migration front of foam burst continuously during the migration process, causing the separation of the gas and the liquid in the front migration part. The gas migrated in the upper part with the liquid in the lower part in the front area of foam, and the subsequent stable foam pushed them forward. The pressure on foam in aquifer was greater than that in soil, resulting in the foam bursted more severely and the rate of migration got slower. In addition, compared with liquid, the flushing of foam had better effects on enhancing the solubility and mobility of PCE. When the media sizes were 0.1~0.25mm, 0.25~0.5mm and 0.5~1mm, the corresponding removal rate of PCE was 83.7%, 90.8% and 98.2% respectively, and the larger the media sizes, the more obvious the removal effect.

AOS foam；aquifer；migration；flushing；PCE

X523

A

1000-6923(2019)11-4673-08

何 宇(1995-),女,吉林公主嶺人,吉林大學(xué)碩士研究生,主要從事水土污染控制與修復(fù)方面的研究.

2019-04-29

國家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃(2018YFC1802500);國家自然科學(xué)基金資助重點(diǎn)項(xiàng)目(41530636)

* 責(zé)任作者, 副教授, qincyu@jlu.edu.cn