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污染控制過程可逆調(diào)控原理 版權信息
- ISBN：9787030695871
- 條形碼：9787030695871 ; 978-7-03-069587-1
- 裝幀：一般膠版紙
- 冊數(shù)：暫無
- 重量：暫無
- 所屬分類：>
污染控制過程可逆調(diào)控原理 內(nèi)容簡介
本書總結了團隊近十年在環(huán)境污染可逆調(diào)控修復方面的成果，從環(huán)境修復材料再利用的角度提出了一種環(huán)境污染可逆調(diào)控修復的方法，通過簡單的極性切換實現(xiàn)修復材料與污染物之間的低成本、高效分離，克服了以往環(huán)境污染修復技術可能存在的修復材料分離回收困難、二次污染等問題。本書評述基于“開關”表面活性劑的環(huán)境污染可逆調(diào)控修復方法原理，具體闡述“開關”表面活性劑的合成表征及界面化學特性、可逆切換機理與污染物釋放，以及“開關”表面活性劑修復有機污染土壤的效果及可逆回收、“開關”表面活性劑在土壤表面的吸附過程及影響因素等；基于可逆原理，也可將可逆思路用于大氣污染控制領域，利用“開關”有機溶劑研究了其對工業(yè)有機廢氣中揮發(fā)性有機污染物的可逆吸收的可行性以及影響該過程的相關因素等。
污染控制過程可逆調(diào)控原理 目錄
目錄
第1章 常規(guī)表面活性劑及其在污染控制中的應用 1
1.1 表面活性劑 1
1.1.1 表面活性劑簡介及基本性質(zhì) 1
1.1.2 表面張力與臨界膠束濃度 3
1.1.3 增溶作用 4
1.2 基于表面活性劑的污染控制技術 5
1.2.1 表面活性劑增效修復技術 5
1.2.2 表面活性劑改性膨潤土污染控制技術 8
1.3 表面活性劑及有機膨潤土的回收利用 11
1.3.1 表面活性劑的分離與回收 12
1.3.2 有機膨潤土的再生 12
參考文獻 13
第2章 “開關”表面活性劑的分類及性質(zhì) 19
2.1 氧化/還原型“開關”表面活性劑 19
2.2 CO2/N2“開關”表面活性劑 21
2.2.1 烷基脒類“開關”表面活性劑 21
2.2.2 烷基胍類“開關”表面活性劑 22
2.3 光化學“開關”表面活性劑 23
2.3.1 二苯乙烯類“開關”表面活性劑 23
2.3.2 偶氮苯類“開關”表面活性劑 24
2.4 基于“開關”表面活性劑的可逆修復原理 26
參考文獻 27
第3章 “開關”表面活性劑的合成與表征方法 29
3.1 CO2/N2“開關”表面活性劑 29
3.1.1 脒基和胍基化合物的合成方法 29
3.1.2 結構分析表征 30
3.2 電化學控制型“開關”表面活性劑 31
3.2.1 二茂鐵基化合物的合成方法 31
3.2.2 結構分析表征 32
3.3 光化學“開關”表面活性劑 33
3.3.1 偶氮苯類化合物的合成方法 33
3.3.2 結構分析表征 34
3.4 小結 35
參考文獻 36
第4章 CO2“開關”表面活性劑對PAHs的可逆增溶作用 37
4.1 DTMG表面活性劑的可逆特性 37
4.1.1 DTMA/DTMG-CO2間的可逆切換 37
4.1.2 表面張力及臨界膠束濃度 38
4.1.3 DTMG與DTMG-CO2可逆切換過程中pH的變化 39
4.2 DTMG對PAHs的增溶作用 40
4.2.1 DTMG-CO2對PAHs的增溶作用 40
4.2.2 DTMG對PAHs的增溶作用 42
4.2.3 DTMG/DTMG-CO2可逆切換對PAHs增溶的影響 43
4.2.4 DTMG-CO2與常規(guī)表面活性劑增溶能力的比較 44
4.3 DTMG-CO2/Tween80混合表面活性劑體系對PAHs的増溶作用 46
4.3.1 DTMG-CO2/Tween80混合體系的*優(yōu)配比及表面張力 46
4.3.2 DTMG-CO2/Tween80混合體系對PAHs的増溶作用 48
4.4 小結 50
參考文獻 51
第5章 電化學“開關”表面活性劑可逆增溶修復有機污染土壤 52
5.1 FTMA的電化學可逆特性 52
5.1.1 FTMA的表面張力與臨界膠束濃度 52
5.1.2 FTMA的電化學行為 53
5.1.3 FTMA的可逆特性 55
5.2 FTMA對PAHs的可逆增溶作用 57
5.2.1 FTMA與其氧化態(tài)(FTMA+)對PAHs的增溶作用 57
5.2.2 FTMA對PAHs釋放規(guī)律的研究 60
5.3 二茂鐵混合表面活性劑的協(xié)同增溶作用 61
5.3.1 FTMA-Tween80混合表面活性劑的表面張力與臨界膠束濃度 62
5.3.2 FTMA-Tween80混合表面活性劑對PAHs的增溶作用及協(xié)同作用機理 64
5.3.3 FTMA-Tween80混合表面活性劑對PAHs的釋放規(guī)律 68
5.4 FTMA在土壤上的吸附行為 70
5.4.1 FTMA在膨潤土上的吸附等溫線 71
5.4.2 FTMA在膨潤土上的吸附動力學和熱力學 73
5.4.3 土壤組分對FTMA吸附的影響 75
5.5 FTMA-Tween80混合表面活性劑在土壤上的吸附過程 77
5.5.1 FTMA-Tween80混合體系的可逆特性 78
5.5.2 FTMA-Tween80混合體系在土壤上的吸附 79
5.5.3 FTMA負載膨潤土的結構分析 82
5.6 FTMA-Tween80混合表面活性劑對PAHs污染土壤的增溶洗脫作用 85
5.6.1 FTAM-Tween80在土壤上的吸附行為及機理 85
5.6.2 FTAM-Tween80對PAHs在土壤-水間分配的影響 86
5.6.3 FTMA-Tween80混合體系對PAHs污染土壤的洗脫 89
5.6.4 FTMA-Tween80混合體系對PAHs的釋放規(guī)律研究 92
5.7 小結 94
參考文獻 95
第6章 光化學“開關”表面活性劑可逆增溶修復有機污染土壤 96
6.1 偶氮苯光化學“開關”表面活性劑的可逆特性 96
6.1.1 AZTMA的光化學行為 96
6.1.2 AZTMA光異構隨時間的變化 97
6.1.3 AZTMA的表面張力與臨界膠束濃度 97
6.2 AZTMA對PAHs的可逆增溶作用 99
6.2.1 AZTMA對PAHs的增溶動力學 99
6.2.2 AZTMA對PAHs的增溶作用 101
6.2.3 光化學控制AZTMA對PAHs釋放規(guī)律 103
6.3 混合光化學“開關”表面活性劑體系對PAHs增溶作用及可逆調(diào)控特性 105
6.3.1 AZTMA-Tween80混合體系表面張力與臨界膠束濃度 106
6.3.2 AZTMA-Tween80混合體系對PAHs的增溶作用 108
6.3.3 AZTMA-Tween80混合體系可逆調(diào)控特性 111
6.4 AZTMA及其混合體系在土壤上的吸附 113
6.4.1 AZTMA在膨潤土上的吸附動力學分析 114
6.4.2 AZTMA在膨潤土上的吸附熱力學分析 115
6.4.3 土壤共存組分對AZTMA吸附的影響 118
6.4.4 混合表面活性劑體系在膨潤土上的吸附 120
6.4.5 AZTMA在膨潤土上的吸附及插層機理 123
6.5 AZTMA及其混合體系對PAHs污染土壤的增溶洗脫 126
6.5.1 AZTMA及其混合體系在土壤上的吸附 126
6.5.2 AZTMA及其混合體系對污染土壤中PAHs的洗脫 127
6.5.3 離子組分對PAHs洗脫率的影響 129
6.5.4 AZTMA及其混合體系對PAHs污染土壤的重復洗脫 130
6.6 小結 132
參考文獻 133
第7章 電化學“開關”有機膨潤土的制備、可逆吸附機理及應用 135
7.1 二茂鐵電化學“開關”有機膨潤土吸附劑的制備及結構表征 135
7.1.1 電化學“開關”有機膨潤土的制備 135
7.1.2 FTMA-Mt吸附劑層間的分布特征 135
7.1.3 “開關”表面活性劑在膨潤土層間的排列模式 138
7.1.4 電化學“開關”有機膨潤土吸附劑熱重分析 139
7.2 電化學“開關”有機膨潤土吸附劑對水中苯酚的吸附機理研究 140
7.2.1 吸附等溫線 140
7.2.2 苯酚在FTMA-Mt上的吸附動力學 143
7.2.3 苯酚在FTMA-Mt上的吸附熱力學 145
7.2.4 pH對苯酚在FTMA-Mt上吸附的影響 146
7.2.5 共存陽離子對苯酚在FTMA-Mt上吸附的影響 147
7.3 電化學“開關”有機膨潤土吸附劑的電化學行為及吸附態(tài)苯酚的解吸 148
7.3.1 FTMA-Mt的電化學可逆特性 149
7.3.2 吸附態(tài)苯酚的解吸及FTMA-Mt再生 149
7.3.3 電化學“開關”有機膨潤土吸附劑在焦化廢水處理中的應用 152
7.4 小結 153
參考文獻 154
第8章 可切換親水溶劑可逆吸收凈化揮發(fā)性有機污染物 157
8.1 可切換親水溶劑對VOCs的吸收性能 158
8.1.1 SHSs的吸收能力及與典型常規(guī)吸收劑的比較 158
8.1.2 甲苯初始濃度和溫度對CyNMe2吸收甲苯能力的影響 160
8.1.3 VOCs-SHSs體系的氣液平衡常數(shù) 161
8.2 VOCs的解吸和SHSs的回收 165
8.2.1 CO2促進VOCs解吸 165
8.2.2 “開關”溶劑的回收 169
8.3 SHSs循環(huán)吸收性能及SHSs含水量對吸收性能的影響 170
8.3.1 SHSs循環(huán)吸收性能 170
8.3.2 SHSs含水量對吸收性能的影響 171
8.4 小結 172
參考文獻 172
彩圖 175
第1章 常規(guī)表面活性劑及其在污染控制中的應用 1
1.1 表面活性劑 1
1.1.1 表面活性劑簡介及基本性質(zhì) 1
1.1.2 表面張力與臨界膠束濃度 3
1.1.3 增溶作用 4
1.2 基于表面活性劑的污染控制技術 5
1.2.1 表面活性劑增效修復技術 5
1.2.2 表面活性劑改性膨潤土污染控制技術 8
1.3 表面活性劑及有機膨潤土的回收利用 11
1.3.1 表面活性劑的分離與回收 12
1.3.2 有機膨潤土的再生 12
參考文獻 13
第2章 “開關”表面活性劑的分類及性質(zhì) 19
2.1 氧化/還原型“開關”表面活性劑 19
2.2 CO2/N2“開關”表面活性劑 21
2.2.1 烷基脒類“開關”表面活性劑 21
2.2.2 烷基胍類“開關”表面活性劑 22
2.3 光化學“開關”表面活性劑 23
2.3.1 二苯乙烯類“開關”表面活性劑 23
2.3.2 偶氮苯類“開關”表面活性劑 24
2.4 基于“開關”表面活性劑的可逆修復原理 26
參考文獻 27
第3章 “開關”表面活性劑的合成與表征方法 29
3.1 CO2/N2“開關”表面活性劑 29
3.1.1 脒基和胍基化合物的合成方法 29
3.1.2 結構分析表征 30
3.2 電化學控制型“開關”表面活性劑 31
3.2.1 二茂鐵基化合物的合成方法 31
3.2.2 結構分析表征 32
3.3 光化學“開關”表面活性劑 33
3.3.1 偶氮苯類化合物的合成方法 33
3.3.2 結構分析表征 34
3.4 小結 35
參考文獻 36
第4章 CO2“開關”表面活性劑對PAHs的可逆增溶作用 37
4.1 DTMG表面活性劑的可逆特性 37
4.1.1 DTMA/DTMG-CO2間的可逆切換 37
4.1.2 表面張力及臨界膠束濃度 38
4.1.3 DTMG與DTMG-CO2可逆切換過程中pH的變化 39
4.2 DTMG對PAHs的增溶作用 40
4.2.1 DTMG-CO2對PAHs的增溶作用 40
4.2.2 DTMG對PAHs的增溶作用 42
4.2.3 DTMG/DTMG-CO2可逆切換對PAHs增溶的影響 43
4.2.4 DTMG-CO2與常規(guī)表面活性劑增溶能力的比較 44
4.3 DTMG-CO2/Tween80混合表面活性劑體系對PAHs的増溶作用 46
4.3.1 DTMG-CO2/Tween80混合體系的*優(yōu)配比及表面張力 46
4.3.2 DTMG-CO2/Tween80混合體系對PAHs的増溶作用 48
4.4 小結 50
參考文獻 51
第5章 電化學“開關”表面活性劑可逆增溶修復有機污染土壤 52
5.1 FTMA的電化學可逆特性 52
5.1.1 FTMA的表面張力與臨界膠束濃度 52
5.1.2 FTMA的電化學行為 53
5.1.3 FTMA的可逆特性 55
5.2 FTMA對PAHs的可逆增溶作用 57
5.2.1 FTMA與其氧化態(tài)(FTMA+)對PAHs的增溶作用 57
5.2.2 FTMA對PAHs釋放規(guī)律的研究 60
5.3 二茂鐵混合表面活性劑的協(xié)同增溶作用 61
5.3.1 FTMA-Tween80混合表面活性劑的表面張力與臨界膠束濃度 62
5.3.2 FTMA-Tween80混合表面活性劑對PAHs的增溶作用及協(xié)同作用機理 64
5.3.3 FTMA-Tween80混合表面活性劑對PAHs的釋放規(guī)律 68
5.4 FTMA在土壤上的吸附行為 70
5.4.1 FTMA在膨潤土上的吸附等溫線 71
5.4.2 FTMA在膨潤土上的吸附動力學和熱力學 73
5.4.3 土壤組分對FTMA吸附的影響 75
5.5 FTMA-Tween80混合表面活性劑在土壤上的吸附過程 77
5.5.1 FTMA-Tween80混合體系的可逆特性 78
5.5.2 FTMA-Tween80混合體系在土壤上的吸附 79
5.5.3 FTMA負載膨潤土的結構分析 82
5.6 FTMA-Tween80混合表面活性劑對PAHs污染土壤的增溶洗脫作用 85
5.6.1 FTAM-Tween80在土壤上的吸附行為及機理 85
5.6.2 FTAM-Tween80對PAHs在土壤-水間分配的影響 86
5.6.3 FTMA-Tween80混合體系對PAHs污染土壤的洗脫 89
5.6.4 FTMA-Tween80混合體系對PAHs的釋放規(guī)律研究 92
5.7 小結 94
參考文獻 95
第6章 光化學“開關”表面活性劑可逆增溶修復有機污染土壤 96
6.1 偶氮苯光化學“開關”表面活性劑的可逆特性 96
6.1.1 AZTMA的光化學行為 96
6.1.2 AZTMA光異構隨時間的變化 97
6.1.3 AZTMA的表面張力與臨界膠束濃度 97
6.2 AZTMA對PAHs的可逆增溶作用 99
6.2.1 AZTMA對PAHs的增溶動力學 99
6.2.2 AZTMA對PAHs的增溶作用 101
6.2.3 光化學控制AZTMA對PAHs釋放規(guī)律 103
6.3 混合光化學“開關”表面活性劑體系對PAHs增溶作用及可逆調(diào)控特性 105
6.3.1 AZTMA-Tween80混合體系表面張力與臨界膠束濃度 106
6.3.2 AZTMA-Tween80混合體系對PAHs的增溶作用 108
6.3.3 AZTMA-Tween80混合體系可逆調(diào)控特性 111
6.4 AZTMA及其混合體系在土壤上的吸附 113
6.4.1 AZTMA在膨潤土上的吸附動力學分析 114
6.4.2 AZTMA在膨潤土上的吸附熱力學分析 115
6.4.3 土壤共存組分對AZTMA吸附的影響 118
6.4.4 混合表面活性劑體系在膨潤土上的吸附 120
6.4.5 AZTMA在膨潤土上的吸附及插層機理 123
6.5 AZTMA及其混合體系對PAHs污染土壤的增溶洗脫 126
6.5.1 AZTMA及其混合體系在土壤上的吸附 126
6.5.2 AZTMA及其混合體系對污染土壤中PAHs的洗脫 127
6.5.3 離子組分對PAHs洗脫率的影響 129
6.5.4 AZTMA及其混合體系對PAHs污染土壤的重復洗脫 130
6.6 小結 132
參考文獻 133
第7章 電化學“開關”有機膨潤土的制備、可逆吸附機理及應用 135
7.1 二茂鐵電化學“開關”有機膨潤土吸附劑的制備及結構表征 135
7.1.1 電化學“開關”有機膨潤土的制備 135
7.1.2 FTMA-Mt吸附劑層間的分布特征 135
7.1.3 “開關”表面活性劑在膨潤土層間的排列模式 138
7.1.4 電化學“開關”有機膨潤土吸附劑熱重分析 139
7.2 電化學“開關”有機膨潤土吸附劑對水中苯酚的吸附機理研究 140
7.2.1 吸附等溫線 140
7.2.2 苯酚在FTMA-Mt上的吸附動力學 143
7.2.3 苯酚在FTMA-Mt上的吸附熱力學 145
7.2.4 pH對苯酚在FTMA-Mt上吸附的影響 146
7.2.5 共存陽離子對苯酚在FTMA-Mt上吸附的影響 147
7.3 電化學“開關”有機膨潤土吸附劑的電化學行為及吸附態(tài)苯酚的解吸 148
7.3.1 FTMA-Mt的電化學可逆特性 149
7.3.2 吸附態(tài)苯酚的解吸及FTMA-Mt再生 149
7.3.3 電化學“開關”有機膨潤土吸附劑在焦化廢水處理中的應用 152
7.4 小結 153
參考文獻 154
第8章 可切換親水溶劑可逆吸收凈化揮發(fā)性有機污染物 157
8.1 可切換親水溶劑對VOCs的吸收性能 158
8.1.1 SHSs的吸收能力及與典型常規(guī)吸收劑的比較 158
8.1.2 甲苯初始濃度和溫度對CyNMe2吸收甲苯能力的影響 160
8.1.3 VOCs-SHSs體系的氣液平衡常數(shù) 161
8.2 VOCs的解吸和SHSs的回收 165
8.2.1 CO2促進VOCs解吸 165
8.2.2 “開關”溶劑的回收 169
8.3 SHSs循環(huán)吸收性能及SHSs含水量對吸收性能的影響 170
8.3.1 SHSs循環(huán)吸收性能 170
8.3.2 SHSs含水量對吸收性能的影響 171
8.4 小結 172
參考文獻 172
彩圖 175
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污染控制過程可逆調(diào)控原理 節(jié)選
第1章 常規(guī)表面活性劑及其在污染控制中的應用 當前我國環(huán)境質(zhì)量總體不容樂觀，大氣、水、土壤等環(huán)境介質(zhì)已普遍受到有害化學物質(zhì)的威脅，影響生態(tài)環(huán)境功能和人體健康。黨的十八大以來，打好大氣、水、土壤三大污染防治攻堅戰(zhàn)成為解決目前我國環(huán)境問題的重要抓手，而環(huán)境污染控制與修復技術的創(chuàng)新是解決系列環(huán)境問題的關鍵所在；诒砻婊钚詣┑奈廴究刂萍夹g是國內(nèi)外開發(fā)較早，在大氣、水、土壤污染控制/修復方面應用較為廣泛的污染控制技術，如表面活性劑增效修復(surfactant-enhanced remediation，SER)技術用于污染土壤修復、表面活性劑改性膨潤土用于有機廢水處理等[1]。隨著《中華人民共和國土壤污染防治法》的頒布，SER技術已成為基于表面活性劑的污染控制技術中研究*為廣泛的技術之一，在污染土壤/場地等環(huán)境污染修復中具有良好的應用前景；诖，本章將簡要介紹表面活性劑的基本性質(zhì)、膠束熱力學穩(wěn)定性和增溶作用，著重闡述基于表面活性劑污染控制技術的基本原理和其在大氣、水、土壤等環(huán)境介質(zhì)污染控制方面的應用，以及表面活性劑的回收利用方法。 1.1 表面活性劑 1.1.1 表面活性劑簡介及基本性質(zhì) 表面活性劑是一類具有兩親(親水和親油)分子結構，溶解度高并能在溶劑(一般為水) 中自組裝形成膠束的物質(zhì)[2-4]。表面活性劑的親水性由其親水頭基決定，通常為磺酸基、硫酸基、氨基或胺基及其鹽，也包括羧酸鹽、羥基、酰胺基等極性基團。具有極性的親水頭基能與水分子作用，使表面活性劑溶于水。而由非極性烴鏈組成的疏水碳鏈(或親油基團)則會與水分子相互排斥，使得表面活性劑分子能包裹住非極性或弱極性物質(zhì)。由于同時具有親水性和親油性，表面活性劑分子易于吸附和定向排列于物質(zhì)表面，并具有改變表面活性、增溶、滲透、乳化、分散、起泡、消泡、潤濕等功能[5]。其中，改變表面活性和增溶是表面活性劑在有機污染土壤中發(fā)揮增效修復作用的關鍵因素。 近年來，隨著表面活性劑工業(yè)的迅速發(fā)展，目前合成的表面活性劑品種已達數(shù)千種，并大量應用于日常洗滌以及食品、紡織等化工行業(yè)。因為表面活性劑親水頭基對其性質(zhì)起著決定性的作用，所以表面活性劑可依據(jù)其親水基團的不同進行分類，包括離子型表面活性劑和非離子型表面活性劑，其中離子型表面活性劑根據(jù)其溶于水后電離所產(chǎn)生的離子不同又可分為陽離子表面活性劑、陰離子表面活性劑和兩性表面活性劑。不同類型表面活性劑代表產(chǎn)品如圖1-1所示。 圖1-1 表面活性劑的分類 1)離子型表面活性劑 (1)陰離子表面活性劑。陰離子表面活性劑是精細化工行業(yè)中開發(fā)*早、產(chǎn)量*大、生產(chǎn)技術*為成熟的一類表面活性劑。通常，陰離子表面活性劑的親水頭基為羧酸鹽、磺酸鹽和硫酸鹽，在水中可以電離出金屬正離子以及具有表面活性的陰離子片段。在SER技術工程應用實施過程中，因為不易與帶負電的土壤顆粒發(fā)生吸附效應，陰離子表面活性劑*為常見[6]。 (2)陽離子表面活性劑。與陰離子表面活性劑相反，陽離子表面活性劑的親水頭基一般為含氮的季銨鹽，在水中可電離出具有表面活性的陽離子片段。研究表明，陽離子表面活性劑具有比陰離子表面活性劑更大的溶解度，且不受溶劑pH的影響，可適應酸/堿性水溶液。陽離子表面活性劑易于附著在帶負電的固體表面，因此常見于材料改性的應用[7-9]。 (3)兩性表面活性劑。在同一分子中，兼具陰離子性與陽離子性親水頭基的表面活性劑稱為兩性表面活性劑。這種表面活性劑的離子特性主要取決于所選溶劑的pH，當溶劑為酸性時，它呈陽離子型，堿性則呈陰離子型，因此兩性表面活性劑在酸/堿性介質(zhì)中都能很好地溶于水[10，11]。由于其具有低毒性以及良好的生物降解性等，兩性表面活性劑廣泛應用于個人洗護產(chǎn)品。 2)非離子型表面活性劑 從親水頭基上看，非離子型表面活性劑在水中不發(fā)生電離，它由極性較強的羥基、醚基等組成，分為聚氧乙烯型和多元醇型兩類。與離子型表面活性劑相比，非離子型表面活性劑通常以分子形式存在，化學性質(zhì)更為穩(wěn)定，并且非離子型表面活性劑具有良好的相容性，在SER技術中常被用于與離子型表面活性劑混合使用，以獲得更好的修復效果[12]。 1.1.2 表面張力與臨界膠束濃度 當濃度較低時，表面活性劑能顯著降低液體的表面張力，從而起到乳化、分散、起泡、潤濕等作用，這是表面活性劑*基本的特性之一[5]。SER技術中，表面活性劑淋洗液對有機污染物的增溶實際上也是依賴于表面張力的降低。表面活性劑降低表面張力的特性通常包含兩個方面，即降低表面張力的能力和效率。所謂降低表面張力的能力是指表面活性劑溶液的*低表面張力，其取決于表面活性劑疏水碳鏈(尤其是末端基團)的化學組成和*大表面吸附量。例如碳氫鏈表面活性劑降低水表面張力的能力遠遠不如碳氟鏈表面活性劑，再如將分支引入疏水碳鏈可大大增強表面活性劑降低水表面張力的能力[13]。表面活性劑降低表面張力的效率則是指其將水表面張力降低20mN/m所需的濃度[14]，分子結構不同，表面活性劑降低表面張力的效率也不一樣。 臨界膠束濃度(critical micelle concentration，CMC)是一項衡量表面活性劑表面活性強弱的重要特征參數(shù)[15]。由于表面活性劑的兩親性，當處于低濃度時，其將以表面活性劑單體分子的形式排列在水/空氣界面上，此時親水頭基朝下溶解于水中，疏水碳鏈朝上并呈現(xiàn)逃逸出水的趨勢，使得水/空氣界面受到豎直向上的合力，導致表面張力下降，如圖1-2(a)所示。隨著濃度繼續(xù)增加，表面活性劑單體分子將緊密排列于水/空氣界面，當濃度達到一定值時，水/空氣界面的表面活性劑單體分子達到飽和，此時多余的單體分子開始向水內(nèi)部擴散，并通過分子間引力相互聚集，這種聚集締合體稱為膠束，表面活性劑溶液剛好形成膠束時的濃度即為臨界膠束濃度，如圖1-2(b)所示。溶液濃度達到臨界膠束濃度以后，由于水/空氣界面上表面活性劑單體分子已經(jīng)飽和，其數(shù)量不再隨著濃度的上升而增加，其表面張力也不再降低，如圖1-2(c)所示[16]。 圖1-2 表面活性劑膠束形成示意圖 表面活性劑在CMC時出現(xiàn)膠束，一些物理化學性質(zhì)也會隨之發(fā)生突變，如表面張力、電導率、滲透壓、折光指數(shù)等，因此實驗過程中可根據(jù)這些性質(zhì)的突變點來測得表面活性劑的CMC[17]。表面活性劑自身結構和外界環(huán)境因素會對其CMC產(chǎn)生影響。例如，從類型上看，離子型表面活性劑的CMC一般為0.1～10mmol/L，而非離子型表面活性劑的CMC比離子型表面活性劑要低1～2個數(shù)量級[18]；再如在相同類型的表面活性劑中，疏水碳鏈越長，CMC越低，這是因為疏水碳鏈長度的增加增強了表面活性劑分子與水之間的排斥力，使得膠束更易形成[19]。此外，對于離子型表面活性劑來說，溫度的升高會使得表面活性劑分子的熱運動加劇，阻礙膠束的形成，導致CMC上升[20]。 1.1.3 增溶作用 由于表面活性劑的存在，水溶液中原來不溶或難溶的有機物的溶解度明顯增加，此現(xiàn)象稱為表面活性劑的增溶作用[21]。增溶作用與表面活性劑膠束有密切的聯(lián)系，當溶液中表面活性劑濃度低于其CMC還不足以形成膠束時，增溶作用非常微弱；只有在膠束形成以后，增溶作用才明顯表現(xiàn)出來。如Zhao等[22]的研究表明，低濃度的非離子型表面活性劑TX100對有機污染物氯苯幾乎沒有增溶作用，然而當濃度提升至CMC以上后，溶液中氯苯的表觀溶解度急劇上升。 在增溶體系中，起到增溶作用的表面活性劑稱為增溶劑，被增溶物質(zhì)為增溶質(zhì)。研究報道，在增溶過程中增溶質(zhì)并不是自身均勻分散在增溶劑中，而是根據(jù)本身與增溶劑的性質(zhì)定位在膠束的4個區(qū)域，如圖1-3所示，包括膠束內(nèi)核(a)、柵欄區(qū)(b)、膠束表面(c)以及聚氧乙烯鏈間的水化區(qū)(d)[23]。其中，被增溶的確切位置一般遵循“極性相近相溶”的原則。 圖1-3 表面活性劑增溶方式 出于節(jié)約成本、提高效率等考慮，SER技術實施一般要求選用增溶量大的表面活性劑作為淋洗液，而增溶量又主要取決于增溶劑的分子結構和性質(zhì)。前文提及，表面活性劑疏水碳鏈越長，CMC越低，因此溶液在較低濃度下也能產(chǎn)生增溶作用，使得增溶作用增強。依據(jù)相似相溶原理，當疏水碳鏈中含有不飽和雙鍵時，溶液對非極性化合物的增溶作用減弱，然而卻對芳香族化合物和極性化合物的增溶作用增強。除此之外，外界環(huán)境因素，如電解質(zhì)、溫度等也都會對表面活性劑增溶量產(chǎn)生一定影響。電解質(zhì)可降低表面活性劑CMC，使相同濃度下溶液中膠束數(shù)量增多，增強其對非極性烴類的增溶能力。在表面活性劑溶液中加入非極性有機物，可使膠束膨脹從而提高極性物質(zhì)的表觀溶解度，同理，加入極性有機物則可使得非極性物質(zhì)的表觀溶解度增大[13]。溫度變化可顯著影響非離子型表面活性劑的增溶能力，通常聚氧乙烯鏈的水化作用會隨著溫度的升高而減小，因而導致膠束增多，非極性物質(zhì)表觀溶解度增加。然而，由于極性物質(zhì)的增溶位置主要在膠束的柵欄區(qū)，在開始升溫時，熱運動增強，使得膠束聚集數(shù)增多，增溶量加大，但是若溫度持續(xù)升高，會導致聚氧乙烯鏈脫水而蜷曲，減小柵欄區(qū)增溶空間，增溶量反而減小[15]。 1.2 基于表面活性劑的污染控制技術 20世紀80年代，Kile和Chiou[24]研究發(fā)現(xiàn)，幾種典型疏水性有機物(hydrophobic organic compounds，HOCs)與有機農(nóng)藥的溶解度能在腐殖酸存在下有所增加，并發(fā)生水相-腐殖酸相分配作用。之后30年內(nèi)，基于增溶理論的不斷豐富與發(fā)展，SER技術問世，成為*有效的有機污染土壤修復方法之一[25-32]。該技術屬于化學修復中的化學淋洗修復，可通過原位或異位的方式，向污染土壤中注入表面活性劑或有機溶劑等增效試劑，從而提高土壤中有機污染物在水相的溶解度或移動性，再通過淋洗液回收將污染物遷移出地面并進行集中處理。圖1-4為SER技術修復有機污染土壤示意圖[33]。 圖1-4 表面活性劑增效修復(SER)技術修復有機污染土壤示意圖 SER技術效率高、實施周期短、對土壤中多種HOCs均具有良好的洗脫效果，已受到環(huán)境學者的廣泛青睞。近年來，歐美各國已紛紛將SER技術投入至有機污染土壤修復的工程應用中，例如美國國家環(huán)境保護局提出的“超級基金法案”中有2%～3%的修復點將采用SER技術[34]。 1.2.1 表面活性劑增效修復技術 傳統(tǒng)的有機污染土壤淋洗修復方法為泵抽提-回灌法[35]，該法主要利用地下水為淋洗液，通過泵的抽提作用將地下水通過土層抽出地面，同時帶出從土壤顆粒上解吸下來的有機污染物并對其進行集中處理。但是，由于大部分有機污染物皆屬極難溶于水的非極性物質(zhì)，需要消耗大量的地下水資源，同時因修復效率不高，還須花費大量時間。Sabatini等[36]估算了傳統(tǒng)泵抽提-回灌法修復有機污染土壤所耗時長，發(fā)現(xiàn)完成修復通常需要花上百年的時間，然而當在傳統(tǒng)淋洗修復技術中引入表面活性劑后，達到修復目的所用時間可縮短至10年以內(nèi)，不僅提高了洗脫效率，還大大縮短了修復時間。 在SER技術實施過程中，表面活性劑主要發(fā)揮以下兩個作用：①表面活性劑減小了液/固之間的表面張力，因此阻塞在土壤孔隙內(nèi)部的非水相流體(nonaqueous phase liquids，NAPLs)可通過分散作用進入溶液并隨溶液被洗脫出來；②當表面活性劑濃度高到可以形成膠束時，膠束內(nèi)部的疏水碳鏈可促使有機污染物分配進入膠束內(nèi)核[37]，又由于表面活性劑本身的親水性，有機污染物在水中的溶解度大大增加，能更好地被從溶液中洗脫出來，此作用即為表面活性劑的增溶作用。 SER技術常用的表面活性劑包括：陰離子表面活性劑(如十二烷基硫酸鈉SDS、十二烷基苯磺酸鈉SDBS以及脂肪酸甲酯磺酸鹽MES等)、非離子型表面活性劑(如聚氧乙烯型和多元醇型)、生物表面活性劑(如鼠李糖脂、皂素、烷基多苷等)。對陽離子表面
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