双层包覆型缓释材料中过硫酸盐释放性能研究

杨 昱， 徐祥健， 韩 旭， 夏 甫， 廉新颖， 贾永锋， 郇 环， 姜永海

中国环境科学研究院， 国家环境保护地下水污染过程模拟与控制重点实验室， 北京 100012

地下水污染是全球工业污染场地和固体废物填埋场普遍存在的环境问题[1]，而地下水原位修复技术是当前地下水污染修复的主流技术[2]. 过硫酸盐因其造价低廉、在过渡金属催化下能够产生强氧化性的硫酸根自由基(SO4-·)，并且在酸性、中性、碱性下均具有良好的氧化能力，常被用于地下水中难降解有机物的去除[3-8]. 若将过硫酸盐直接作为填充材料用于地下水修复，过硫酸盐的快速溶解将不可避免地造成氧化剂浪费和地下水二次污染，进而导致不能对地下水污染物起到长期有效的降解效果[9-11]. 因此，修复药剂在目标修复区域持久稳定的发挥作用是保障地下水原位修复效果的关键[12-15]，在实际工程应用中有必要采取技术手段对过硫酸盐进行缓释以达到长期高效的修复效果.

国内外学者围绕缓释材料的制备方法开展了相关研究，目前常用的缓释材料制备方法是将修复药剂包覆于一些惰性基质中，如水泥、石蜡，高分子聚合物等，被包覆在惰性基质内部的修复药剂在浓差扩散控制下逐渐释放[16-22]. 此外，越来越多复杂的包覆技术也用于缓释材料的制备，如静液力挤压、电喷射、流动聚焦等，用这些方法制备的缓释材料粒径能够达到微米或者纳米级，可用于生物药剂或其他领域缓释材料的制备[23-26]. 然而，尽管在包覆技术方面取得了较大的进展，但使用单一包覆技术生产的缓释材料释放初期速率过快、而后期释放能力不足，在一定程度上仍会产生药剂的浪费、二次污染以及无法持久稳定发挥修复作用的问题[17]. 因此，需要采用双层包覆技术来实现修复药剂在整个修复过程中的稳定释放，即释放过程符合零级动力学特征. 双层包覆技术是在单一包覆技术制备的缓释材料基础上再包覆一层具有一定厚度的惰性基质，利用外层惰性基质均匀且不随时间而变化的低渗透性来避免初期快速释放，进而实现修复药剂的匀速缓慢释放.

该研究通过改变组分配比及包覆厚度的方法制备双层包覆型缓释材料，采用周期性换水静态浸出试验方法研究外包覆层组分配比及厚度对材料释放性能的影响，建立各影响因素与其释放性能的响应关系，以期为双层包覆型缓释材料的实际应用提供数据支撑.

1 材料与方法

1.1 试验材料

该研究采用过硫酸钾、水泥、砂、水4种物质制备双层包覆型缓释材料. 其中，过硫酸钾为分析纯，水泥为普通硅酸盐水泥，砂为实验室标准石英砂经筛选后得到的粒径为0.375～0.75 mm的细砂，水采用超纯水. 按照一定质量比混合后于立方体模具中凝固成型.

1.2 试验方法

1.2.1材料制备方法

双层包覆型缓释材料的结构为双立方体结构，内层是尺寸为2 cm×2 cm×2 cm的立方体结构，由过硫酸钾、水泥、砂、水按照2∶3∶3∶2的质量比混合后于立方体模具(2 cm×2 cm×2 cm)中凝固成型配制而成；外层是由水泥、砂、水按照不同比例配制的包覆层，外包覆层将内层结构均匀包裹形成外观尺寸较大的立方体结构(见图1). 外包覆层的厚度可通过制备边长更大的立方体模具来控制，首先用细绳将内层结构悬置于边长更大的立方体模具几何中心，然后将水泥、砂、水按照不同比例配制的浆液注入模具将剩余空间填满，待凝固成型即为外包覆层均匀包裹的双层包覆型缓释材料.

图1 双层包覆型缓释材料的结构示意Fig.1 Schematic illustration of the double layer slow-release materials

该研究设计两组试验分别用于研究外包覆层组分配比及其厚度对双层包覆型缓释材料释放性能的影响. 第一组试验中，双层包覆型缓释材料外包覆层厚度为0.15 cm，即材料外观尺寸为2.15 cm×2.15 cm×2.15 cm，基于研究团队前期研究结果[27]，外包覆层中水泥、砂和水的配比见表1.

第二组试验中，该研究分别选择3种外包覆层材料组分配比(即A1、A10和A19)来研究外包覆层厚度对材料释放性能的影响，其厚度分别为0.2、0.25、0.3、0.35、0.4、0.45、0.5、0.55、0.6 cm (见表2).

表1 外包覆层组分配比对释放性能影响试验的材料制备方法

注：组分配比中砂、水、水泥为质量比. 下同.

1.2.2释放性能试验方法

该研究采用周期性换水静态浸出试验方法测试材料的释放性能. 将制备完成的双层包覆型缓释材料置于2 L的容器中，加入1 L的超纯水作为浸取液进行浸出试验，试验过程中按照表3时间间隔进行水样的采集及浸取液的更新. 分析测试各阶段采集水样中S2O82-(过硫酸根)的质量浓度来代表过硫酸钾的质量浓度. 为了测定S2O82-的质量浓度，首先将0.1 mL反应溶液置于20 mL试管中，然后添加0.9 mL去离子水、10 mL 2.5 mol/L硫酸溶液和0.1 mL 0.4 mol/L硫酸亚铁胺(FAS)溶液. 混合并反应40 min后，添加0.2 mL 0.6 mol/L硫氰酸铵(NH4SCN)溶液，利用UV-2802型紫外可见光分光光度计〔Milton Roy Spectronic 601,龙尼柯(上海)仪器有限公司〕在450 nm波长下进行测定，根据测试结果计算每个浸出阶段过硫酸钾平均释放率.

表2 外包覆层厚度对释放性能影响试验的材料制备方法

表3 浸取液更换周期

2 结果与讨论

2.1 双层包覆型缓释材料的释放特征

该研究选择A1、A10、A19、B1、C5和D96组代表性样品进行释放特征的分析，A1、A10、A193组样品代表的是外包覆层厚度相同(均为0.15 cm)但是组分配比不同的材料(砂、水、水泥质量比分别为0∶20∶80、40∶10∶50、80∶10∶10)，而B1和A1、C5和A10、D9和A19分别代表外包覆层组分配比相同但厚度不同的材料(B1、C5和D9的厚度分别为0.2、0.4和0.6 cm). 6组材料平均释放速率及累积释放量随浸出时间的变化规律见图2.

图2 双层包覆型缓释材料中过硫酸盐释放规律Fig.2 The release patterns of persulfate from the double layer slow-release materials

由图2可见，6组材料均能够在较长时间内保持相对稳定的释放速率，累积释放量与时间几乎呈线性关系，释放规律符合零级动力学特征. 虽然在释放初期仍然存在释放速率较快的现象，但是与笔者所在课题组及其他学者研发的单一包覆型缓释材料相比，初期的快速释放得到很好的控制，稳定释放速率由仅为初期释放速率的10%～15%升至60%～80%，有效地避免了修复药剂的过度释放[27-33]. 这主要是由于外包覆层抑制了浸取液对内层过硫酸盐的直接冲刷作用，浸取液只有进入双层包覆型缓释材料内部，在浓差扩散的作用下过硫酸盐才能逐步缓慢释放[34].

笔者所在课题组前期研究结果表明，随外包覆层水泥含量的减少及砂含量的增加，其渗透性能将会随之增加[35]，即A19外包覆层渗透性能最好，A10次之，A1最差. 对比A1、A10、A193组材料的释放规律曲线可以看出，在外包覆层厚度相同的条件下，随着外包覆层渗透性能的提高，材料所达到的稳定释放速率逐渐增加，A1、A10、A193组材料的稳定释放速率分别为22.8、71.5和98.2 mgd. 外包覆层渗透性能越好，浸取液越容易通过外包覆层进入材料内部，进而溶解过硫酸盐增强其释放能力. 对比B1、A1，C5、A10，D9、A193组材料可以看出，在外包覆层渗透性能相同的条件下，厚度越大，其稳定释放速率越低，3组材料的稳定释放速率关系分别为B1(20.5 mgd)

此外，如图2所示，A10(外包覆层砂、水、水泥质量比为0∶20∶80，厚度为0.15 cm)和D9(外包覆层砂、水、水泥质量比为80∶10∶ 10，厚度为0.6 cm)2组材料的释放规律极其相似，A10的外包覆层渗透性能较D9差，但D9外包覆层厚度较A10大，外包覆层的组分配比和厚度2个因素共同决定了双层包覆型缓释材料的释放特性，通过调整外包覆层组分配比和厚度可以制备出具有不同释放性能的材料，因此建立外包覆层组分配比及厚度与材料释放性能的响应关系至关重要.

2.2 外包覆层组分配比对材料释放性能的影响

该研究基于对A1～A19共19个材料浸出试验数据的分析，稳定释放速率指实际测定的释放速率变幅小于10%的释放速率，稳定时间为达到稳定释放速率的时间，使用寿命则用过硫酸盐总使用量的80%(考虑到材料制备过程中的损耗以及前期的非稳定释放)除以平均释放速率所得. 采用自然临近点插值法，计算所有能够配制成型的双层包覆型缓释材料释放性能参数，探索外包覆层组成配比对材料中过硫酸盐稳定释放速率、达到稳定释放速率的时间以及材料使用寿命的影响规律，结果见图3.

图3 组分配比与双层包覆型缓释材料释放性能的关系Fig.3 The response of release characteristic of the double layer slow-release materials to the different component ratios of out layer

图3中彩色填充区域代表所有能够制备成型的双层包覆型缓释材料外包覆层组分配比范围，彩色填充区域中每一个点代表一种配比方式，每个点的水泥、砂和水的质量分数总和为1(图中直观显示了水泥和砂的质量分数，水的质量分数由1减去水泥和砂的质量分数之和计算得到). 沿着左上至右下的方向，砂质量分数逐渐增加，水泥质量分数逐渐降低，根据前期研究结果[35]可知，材料外包覆层渗透系数逐渐增加. 如图3所示，不同配比条件下材料达到稳定释放的时间为4～54 d不等，并且达到稳定释放的时间随着外包覆层渗透系数的增加而逐渐减小. 这是因为外包覆层渗透系数越小，浸取液越容易进入材料内部，溶解过硫酸盐并在浓差扩散的机制下进行释放[19]. 而过硫酸盐越容易释放，其稳定释放速率则越大. 从图3也可以看出，沿着左上至右下的方向，即随着外包覆层渗透系数的增加，不同配比条件下材料稳定释放速率逐渐增大，最小稳定释放速率为10 mgd，最大稳定释放速率为380 mgd. 由于使用寿命是采用过硫酸盐总使用量的80%(考虑到材料制备过程中的损耗以及前期的非稳定释放)除以平均释放速率所得，因此，稳定释放速率越大，其使用寿命就越短，最短约为20 d，最长为10～15 a.

图3中通过自然临近点插值法建立了双层包覆型缓释材料外包覆层组分配比与其相应的释放特性之间的定量关系，在地下水污染修复的实际应用中，可以根据修复工程对修复材料释放速率及使用寿命的实际需求，对照图3精准的制备出相应的材料，这对于实际的地下水修复工程应用具有非常重要的意义.

2.3 外包覆层厚度对材料释放性能的影响

该研究基于对B1～B9(外包覆层砂、水、水泥质量比为0∶20∶80，厚度为0.2～0.6 cm不等)、C1～C9(外包覆层砂、水、水泥质量比为40∶10∶50，厚度为0.2～0.6 cm不等)和D1～D9(外包覆层砂、水、水泥质量比为80∶10∶10，厚度为0.2～0.6 cm不等)3组共27个双层包覆型缓释材料浸出试验数据的分析，研究了不同组分配比条件下，外包覆层厚度对材料中过硫酸盐稳定释放速率和材料使用寿命的影响规律，结果见图4.

图4 外包覆层厚度与双层包覆型缓释材料释放性能的关系Fig.4 The response of release characteristic of the double layer slow-release materials to the different out layer thickness

由图4可见，在外包覆层组分配比相同的条件下，材料稳定释放速率随着外包覆层厚度的增加而呈幂函数降低，B1～B9、C1～C9和D1～D93组材料稳定释放速率与外包覆层厚度的定量关系分别为y=0.056 0x-3.951、y=4.499 7x-2.113、y=33.806 0x-1.404. 外包覆层厚度的增加可能从两方面抑制过硫酸盐的释放：①厚度的增加使得外包覆层渗透性能变差，导致浸取液不容易进入材料内部与过硫酸盐接触. ②厚度的增加延长了过硫酸盐向外扩散的路径[16]. 从材料稳定释放速率与外包覆层厚度的幂指数关系可以得出，外包覆层厚度导致渗透性能的改变是造成材料稳定释放速率发生变化的主要原因. 从材料使用寿命随外包覆层厚度的变化规律来看，厚度越大，其使用寿命越长，通过数据拟合显示，材料使用寿命与外包覆层厚度呈指数变化，3组材料的对应关系分别为y=10.056 0e10.822 0x、y=5.782 6e5.712 2x、y=3.385 2e3.754 3x，进一步证明了外包覆层厚度导致渗透性能的改变是造成材料释放特性发生变化的主要原因. B1～B99组材料的使用寿命最短为1 a，最长可达40 a；C1～C99组材料的使用寿命最短为70 d，最长可达2 a；D1～D99组材料的使用寿命在30～110 d之间.

对比相同外包覆层厚度下，不同组分配比材料的释放特征可以看出，随着外包覆层渗透性能的增加，不同外包覆层厚度材料稳定释放速率均呈现增加的趋势，只是增幅有所不同. 外包覆层厚度越大，其稳定释放速率随外包覆层渗透性能变幅越小，这是由外包覆层厚度对释放速率的抑制作用所致[19].

3 结论

a) 双层包覆型缓释材料释放规律符合零级动力学特征，与单一包覆型缓释材料相比，稳定释放速率由仅为初期释放速率的10%～15%升至60%～80%.

b) 外包覆层厚度相同时，稳定释放速率随包覆材料渗透性的增加而逐渐增加，使用寿命则随着外包覆层渗透系数的增加而逐渐减小，构建的双层包覆型缓释材料外包覆层组分配比与其相应的释放特性之间的定量关系可以服务于实际的地下水修复工程中修复材料的制备.

c) 外包覆层组分配比相同时，双层包覆型缓释材料的稳定释放速率随外包覆层厚度的增加而呈幂函数降低，其使用寿命随外包覆层厚度的增加而呈指数上升，最长可达40 a. 外包覆层厚度导致渗透性能的改变是造成材料释放特性发生变化的主要原因.

d) 相同外包覆层厚度下，双层包覆型缓释材料稳定释放速率随包覆层渗透性的增加均呈现增加的趋势，且外包覆层厚度越大，其稳定释放速率随渗透性能变幅越小.

参考文献(References)：

[1] STROO H F,LEESON A,MARQUSEE J A,etal.Chlorinated ethene source remediation:lessons learned[J].Environmental Science & Technology,2012,46(12):6438-6447.

[2] 马志飞,廉新颖,张进保,等.零价铁PRB修复2,4-DNT 污染地下水模拟研究[J].中国环境科学,2013,33(5):814-820.

MA Zhifei,LIAN Xinying,ZHANG Jinbao,etal.Simulation on remediation of 2,4-DNT in groundwater by zero-valent iron[J].China Environmental Science,2013,33(5):814-820.

[3] LIANG C J,BRUELL C J,MARLEYM C,etal.Thermally activated persulfate oxidation of trichloroethylene (TCE) and 1,1,1-trichloroethane (TCA) in aqueous systems and soil slurries[J].Soil Sediment Contamination,2003,12(2):207-228.

[4] LIU C S,SHIH K,SUN C X,etal.Oxidative degradation of propachlor by ferrous and copper ion activated persulfate[J].Science of the Total Environment,2012,416(1):507-512.

[5] USMAN M, FAURE P,RUBY C,etal.Application of magnetite-activated persulfate oxidation for the degradation of PAHs in contaminated soils[J].Chemosphere,2012,87(3):234-240.

[6] OH S Y,KANG S G,KIM D W,etal.Degradation of 2,4-dinitrotoluene by persulfate activated with iron sulfides[J].Chemical Engineering Journal,2011,172(23):641-646.

[7] YEN C H,CHEN K F,KAO C M,etal.Application of persulfate to remediate petroleum hydrocarbon-contaminated soil:feasibility and comparison with common oxidants [J].Journal of Hazardous Materials,2011,186(6):2097-2102.

[8] KILLIAN P F,BRUELL C J,LIANG C J,etal.Iron (Ⅱ) activated persulfate oxidation of MGP contaminated soil[J].Soil Sediment Contamination,2007,16(6):523-537.

[9] LIU S J,JIANG B,HUANG G Q,etal.Laboratory column study for remediation of MTBE2 contaminated groundwater using a biological two layer permeable barrier[J].Water Research,2006,40(18):3401-3408.

[10] FERGUSON S H,WOINARSKI A Z,SNAPE I,etal.A field ofinsituchemical oxidation to remediate long-term diesel contaminated antarctic soil[J].Cold Regions Science and Technology,2004,40:47-60.

[11] LI X D,SCHWARTZ F W.DNAPL remediation withinsituchemical oxidation using potassium permanganate.Ⅱ:increasing removal efficiency by dissolving Mn oxide precipitate[J].Journal of Contaminant Hydrology,2004,68:269-287.

[12] CHRISTENSON M D,KAMBHU A,COMFORT S D.Using slow-release permanganate candles to remove TCE from a low permeable aquifer at a former landfill[J].Chemosphere,2012,89:680-687.

[13] LI X D,SCHWARTZ F W.DNAPL remediation with in situ chemical oxidation using potassium permanganate[J].Journal of Contaminant Hydrology,2004,68:39-53.

[14] LEE E S,SEOL Y,FANG Y C,etal.Destruction efficiencies and dynamics of reaction fronts associated with the permanganate oxidation of trichloroethylene[J].Environment Science & Technology,2003,37:2540-2546.

[15] LEE E S,SCHWARTZ F W.Characterization and applications of controlled-release KMnO4for groundwater remediation [J].Chemosphere,2007,66:2058-2066.

[16] BORGQUIST P,KORNER A,PICULELL L,etal.A model for the drug release from a polymer matrix tablet-effects of swelling and dissolution[J].Journal of Controlled Release,2006,113:216-225.

[17] LEE E S,SCHWARTZ F W.Characterization and optimization of long-term controlled release system for groundwater remediation:a generalized modeling approach[J].Chemosphere,2007,69:247-253.

[18] GEMILI S,YEMENICIOGLU A,ALTINKAYA S A.Development of cellulose acetate based antimicrobial food packaging materials for controlled release of lysozyme[J].Journal of Food Engineering,2009,90:453-462.

[19] MANNA U,PATIL S.Borax mediated layer-by-layer self-assembly of neutral poly (vinyl alcohol) and chitosan[J].The Journal of Physical Chemistry B,2009,113:9137-9142.

[20] ROAM J L,XU H,NGUYEN P K,etal.The formation of protein concentration gradients mediated by density differences of poly (ethyleneglycol) microspheres[J].Biomaterials,2010,31:8642-8650.

[21] KAMBHU A,GREN M,TANG W,etal.Remediating 1,4-dioxane-contaminated water with slow-release persulfate and zerovalent iron[J].Chemosphere,2017,175:170-177.

[22] OCONNORA D,HOU Deyi,OK Y S,etal.Sustainable in situ remediation of recalcitrant organic pollutants in groundwater with controlled release materials:a review[J].Journal of Controlled Release,2018,283:200-213.

[23] LOSCERTALES I G,BARRERO A,GUERRERO I,etal.Micronano encapsulation via electrified coaxial liquid jets[J].Science,2002,295:1695-1698.

[24] TIARLS F,LANDFESTER K,ANTONIETTI M.Preparation of polymeric nanocapsules by miniemulsion polymerization[J].Langmuir,2001,17:908-918.

[25] BOCANEGRA R,SAMPEDRO J L,GANAN-CALVO A,etal.Monodisperse structured multi-vesicle microencapsulation using flow focusing and controlled disturbance[J].Journal of Microencapsulation,2005,2:745-759.

[26] DINSMORE A D,HSU M F,NIKOLAIDES M G,etal.Colloidosomes:selectively permeable capsules composed of colloidal particles[J].Science,2002,298:1006-1009.

[27] 陈方义,杨昱,常明,等.过硫酸盐缓释材料释放性能及机理[J].环境科学研究,2013,26(9):995-1000.

CHEN Fangyi,YANG Yu,CHANG Ming,etal.Release performance and mechanism of the slow-released persulfate materials[J].Research of Environmental Sciences,2013,26(9):995-1000.

[28] CHEN Songling,YANG Ming,BA Chuang,etal.Preparation and characterization of slow-release fertilizer encapsulated by biochar-based waterborne copolymers[J].Science of the Total Environment,2018,615:431-437.

[29] LEE B S,LEE J M,LEE K,etal.Nitrate-N removal using slowly released molasses barrier in a shallow aquifer:obstacles from labpilot-scale results to field application[J].KSCE Journal of Civil Engineering,2017,21(4):1096-1101.

[30] LEE E S,WOO N C,SCHWARTZ F W,etal.Characterization of controlled-release KMnO4(CRP) barrier system for groundwater remediation:a pilot-scale flow-tank study[J].Chemosphere,2008,71:902-910.

[31] LEE B S,KIM J H,LEE K C,etal.Efficacy of controlled-release KMnO4(CRP) for controlling dissolved TCE plume in groundwater:a large flow-tank study[J].Chemosphere,2009,74:745-750.

[32] LIANG S H,KAO C M,KUO Y C,etal.Insituoxidation of petroleum-hydrocarbon contaminated groundwater using passive ISCO system[J].Water Research,2011,45(8):2496-2506.

[33] YUAN Baoling,CHEN Yanmei,FU Minglai.Degradation efficiencies and mechanisms of trichloroethylene (TCE) by controlled-release permanganate (CRP) oxidation[J].Chemical Engineering Journal,2012,192:276-283.

[34] LEE E S,LIU G,SCHWARTZ F W,etal.Model-based evaluation of controlled-release systems in the remediation of dissolved plumes in groundwater[J].Chemosphere,2008,72:165-173.

[35] 陈方义,杨昱,廉新颖,等.过硫酸盐缓释材料释放性能的影响因素研究[J].中国环境科学,2014,34(5):1187-1193.

CHEN Fangyi,YANG Yu,LIAN Xinying,etal.Influence factors of the release properties of the slow-release persulfate material[J].China Environmental Science,2014,34(5):1187-1193.