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关键词：
区间数,模糊化,隶属度,健康风险评价
发表时间：
2013-01-31 15:02:28
基于孔隙网络模型的表面活性剂去除LNAPLs作用力分析
冷弘文 | -> | 922| 0| 0.383112MB |表面活性剂,网络模型,LNAPLs,粘滞力,毛细力
摘要: 通过多孔介质网络模型试验, 并采用可视化技术研究了可溶相液体注入条件下轻质非水相污染物( L igh t non-aqueou s phase liqu ids,LNAPL s)去除过程中多孔介质孔隙内毛细力和粘滞力的作用机理. 实验和理论分析发现, 可溶相液体去除孔隙内正十六烷在第一阶段( 0 ~17823 s)去除率为40% ~ 50%, 第二阶段( 17823 s之后)去除率为80% ~ 95%, 即正十六烷残余饱和度5% ~ 20%; TritonX-100溶液可以大大降低多孔介质孔隙中LNAPLs的残余饱和度, 最终正十六烷残留量为4. 4%, 是蒸馏水注入过程中正十六烷残留量的22. 3%. 蒸馏水注入过程中的毛细力比1100m g# L- 1 Triton X-100 溶液驱替NAPLs的毛细力大1 个数量级, 使得该毛细数位于毛细指进区( logNC a I 10- 4 ) , 多孔介质内所有滞留的NAPL s保持静止. 多孔介质内NAPL s主要被驱替去除; 毛细数小的蒸馏水注入条件下, 更多的NAPLs滞留在孔隙内; 注入液在孔隙内流动溶解了部分NAPLs, 导致NAPL s残余饱和度小于孔隙内由于毛细作用滞留的NAPL s初始饱和度.
石油开采和加工过程中产生的大量原油、石油制品和含油废水, 会以污灌、溢油、泄漏、大气污染和固体废物施用等形式进入土壤和地下水, 导致土壤物理化学性质发生改变, 进而威胁人类和动植物的健康( T ing et al. , 1999; Vasudevan et al. , 2001) .非水相的石油污染物(NAPLs)因具有污染范围广、降解难度大、危害严重等特点, 已引起越来越多环境领域研究人员的关注. 目前, 人们从理论和实验方面对NAPLs污染开展了大量研究, 其中, 实验研究从尺度上可分为巨观尺度、宏观尺度和微观尺度. 巨观和宏观尺度研究可以获得NAPLs污染物运移、驱替的一般规律, 微观尺度研究则可以弄清NAPLs在多孔介质孔隙内微观机理. 而微观孔隙网络模型实验是研究流体运移微观机理应用比较广
泛且行之有效的方法.
Bear( 1972)曾指出, 尽管多孔介质内孔道表面对流体流动起边界作用, 但任何试图以精确的方式
对孔隙几何形状进行描述都是不可行的, 应该从影响多孔介质中污染物运移的主要因素方面着手研
究. 多孔介质孔隙结构是影响污染物运移的关键因素( Tsak irog lou et al. , 2000) , 决定着污染物的迁移距离、影响范围和污染程度. 实际上, 多孔介质微观孔隙结构是指固结或非固结岩石孔隙的构成, 包括孔隙体、喉道大小(直径)及分布规律、孔喉比、孔隙配位数和孔道迂曲度等. 而在网络模型研究中, 通常将实际多孔介质用一个假想的简化模型来代替,它在保留介质宏观特征的基础上将孔隙结构理想化, 通过观察微观孔隙尺度上多孔介质内发生的流体运移来提高对多孔介质内流体流动和运移过程的认识.
自从Fatt( 1956a; 1956b)首先提出网络模型的概念以来, 研究人员分别利用微观网络模型开展了
残余油滴直径和分布变化( E gbogah et al. , 1980)、气-NAPLs不混溶驱替( C ampbell et al. , 1985)、滞留(W ard law, 1985)、渗透率和弥散度( Corapciog luetal. , 1997; corapciog lu et al. , 1999)、相对渗透率-毛细压力关系( Theodoropou lou et al. , 2005)等方面的研究, 但这些研究都是基于提高石油开采率而开展的. 近年来, 由于对环境问题的日益重视, 研究人员开展了表面活性剂去除残余NAPLs的网络模型研究. 例如, Jeong 等( 2005)研究了表面活性剂泡沫( SF)注入过程中DNAPLs的运移控制机理; Sharm in等( 2006)通过注入不同流量表面活性剂溶液, 开展了PCE 液滴的溶解实验. 研究发现, 表面活性剂可降低NAPLs与可溶相之间的界面张力, 提高NAPLs的溶解度, 促进NAPLs 残余油滴运移( Pennellet al. , 1994) , 而界面张力变化主要受毛细力和粘滞力的影响( B ear, 1972) . 支银芳等( 2006)就曾通过降低多孔介质毛细力促进NAPLs运移; Marte l和longino分别通过增加残余流体粘滞力的聚合物, 提高了NAPLs的替换效率(Martel et al. , 1998; long inoet al. , 1999) . 本研究通过开展微观孔隙尺度下去除LNAPLs实验, 对实验过程中毛细力和粘滞力作用
关系进行分析, 以确定修复材料注入受污染多孔介质过程中的主传质规律. 旨在为土壤和地下水中NAPLs污染治理提供理论依据和实验支持.
泛且行之有效的方法.
Bear( 1972)曾指出, 尽管多孔介质内孔道表面对流体流动起边界作用, 但任何试图以精确的方式
对孔隙几何形状进行描述都是不可行的, 应该从影响多孔介质中污染物运移的主要因素方面着手研
究. 多孔介质孔隙结构是影响污染物运移的关键因素( Tsak irog lou et al. , 2000) , 决定着污染物的迁移距离、影响范围和污染程度. 实际上, 多孔介质微观孔隙结构是指固结或非固结岩石孔隙的构成, 包括孔隙体、喉道大小(直径)及分布规律、孔喉比、孔隙配位数和孔道迂曲度等. 而在网络模型研究中, 通常将实际多孔介质用一个假想的简化模型来代替,它在保留介质宏观特征的基础上将孔隙结构理想化, 通过观察微观孔隙尺度上多孔介质内发生的流体运移来提高对多孔介质内流体流动和运移过程的认识.
自从Fatt( 1956a; 1956b)首先提出网络模型的概念以来, 研究人员分别利用微观网络模型开展了
残余油滴直径和分布变化( E gbogah et al. , 1980)、气-NAPLs不混溶驱替( C ampbell et al. , 1985)、滞留(W ard law, 1985)、渗透率和弥散度( Corapciog luetal. , 1997; corapciog lu et al. , 1999)、相对渗透率-毛细压力关系( Theodoropou lou et al. , 2005)等方面的研究, 但这些研究都是基于提高石油开采率而开展的. 近年来, 由于对环境问题的日益重视, 研究人员开展了表面活性剂去除残余NAPLs的网络模型研究. 例如, Jeong 等( 2005)研究了表面活性剂泡沫( SF)注入过程中DNAPLs的运移控制机理; Sharm in等( 2006)通过注入不同流量表面活性剂溶液, 开展了PCE 液滴的溶解实验. 研究发现, 表面活性剂可降低NAPLs与可溶相之间的界面张力, 提高NAPLs的溶解度, 促进NAPLs 残余油滴运移( Pennellet al. , 1994) , 而界面张力变化主要受毛细力和粘滞力的影响( B ear, 1972) . 支银芳等( 2006)就曾通过降低多孔介质毛细力促进NAPLs运移; Marte l和longino分别通过增加残余流体粘滞力的聚合物, 提高了NAPLs的替换效率(Martel et al. , 1998; long inoet al. , 1999) . 本研究通过开展微观孔隙尺度下去除LNAPLs实验, 对实验过程中毛细力和粘滞力作用
关系进行分析, 以确定修复材料注入受污染多孔介质过程中的主传质规律. 旨在为土壤和地下水中NAPLs污染治理提供理论依据和实验支持.
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