1 引言
炼焦过程会产生高浓度的多环芳烃(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs),大部分会转移到焦化废水中.由于PAHs本身的疏水性,在焦化废水处理工程中容易被吸附到污泥颗粒上,实现数千倍的富集量,导致外排泥中PAHs的含量非常高,远远超出欧盟农用土壤中PAHs的规定限值.我国焦化污泥的环境风险非常高,目前缺乏针对性的研究及成熟的处理处置技术.
已经报道的PAHs氧化降解方法有Fenton氧化和臭氧/过氧化氢协同氧化等.然而,Fenton试剂的使用会产生新的污染,高浓度过氧化氢的维持需要严格的pH条件,臭氧的不稳定性、氧化不彻底和成本问题仍然是上述方法应用上的种种限制.微生物降解PAHs由于其经济性和有效性而得到广泛研究,在适宜的条件下PAHs可作为碳源和能源被细菌或者真菌所利用.制约微生物降解污泥中PAHs的关键步骤就是传质过程.PAHs作为亲脂性的有机物,富集在污泥中,降低了PAHs的生物有效性,表现为PAHs从污泥相中转移到微生物体内的传质受限问题.
近年来,针对土壤中PAHs污染问题所研发的表面活性剂强化修复技术(Surfactant Enhanced Remediation,SER)得到不断的完善和应用.浓度为5000 mg · L-1Tween 80和Triton X-100能够去除被煤焦油污染土壤中80%的PAHs,浓度为8000 mg · L-1的Triton X-100可以去除人造煤气厂土壤中的16种PAHs,去除率范围为13.0%~77.8%.在解吸的过程中,表面活性剂的存在可同时促进PAHs的生物降解,常用的表面活性剂表现出差异性,阳离子表面活性剂由于其正电荷的作用存在一定的抵抗性及毒性,阴离子和非离子型的表面活性剂已经被证实可以作为良好的增溶试剂,解决包括PAHs在内的疏水性有机物的溶解性及生物降解性的限制问题.受上述工作的启发,基于焦化污泥中富集PAHs的表面活性剂解吸以利于微生物降解的构想,本研究尝试以两种典型的表面活性剂—非离子型的Triton X-100和阴离子型的十二烷基硫酸钠(Sodium Dodecyl Sulfate,SDS)作为增溶试剂,探索如下过程.首先,考察Triton X-100和SDS对典型PAHs中菲、芘和苯并[a]芘的增溶作用,获得有关增溶能力和协同机制的基础数据,以理解解吸过程;其二,了解焦化污泥-水体系中不同浓度菲、芘和苯并[a]芘的平衡吸附容量,识别不同分子结构PAHs吸附的差异性,以此作为增溶试剂选择和用量的依据;其三,根据增溶与吸附信息的暴露,探索基于实际焦化污泥多组分PAHs的表面活性剂解吸行为,包括表面活性剂的复配效应与PAHs分子性质效应.
2 材料与方法
2.1 试剂与材料
16种PAHs标准溶液的浓度为2000 μg · mL-1,购于Supelco公司(Supleco Co.,USA).其中包括萘(Naph)、苊烯(Acy)、苊(Ace)、芴(Fle)、菲(Phen)、蒽(Ant)、荧蒽(Flu)、芘(Pyr)、苯并[a]蒽(BaA)、(Chr)、苯并[b]荧蒽(BbF)、苯并[k]荧蒽(BkF)、苯并[a]芘(BaP)、二苯并[a,h]蒽(DBA)、茚并[1,2,3-cd]芘(Inp)和苯并[g,h,i]芘(BgP).5种氘代多环芳烃(萘-d8、苊-d10、菲-d10、 -d12和苝-d12) 购于Supelco公司(Supleco Co.,USA).菲、芘、苯并[a]芘、Triton X-100、SDS、GC-MS分析所用内标物六甲基苯及HPLC分析所用替代物十氟联苯均购于阿拉丁公司(Gillingham,Dorset,USA).固相萃取小柱(ENV+,0.5 g)购于Supelco公司(Supleco Co.,USA).实验所用的正己烷、二氯甲烷、甲醇购自德国默克公司,为色谱纯级.硅胶(80~100目)和中性氧化铝(100~200目)均用二氯甲烷抽提72 h,风干后分别于180 ℃和250 ℃活化12 h,放入干燥器中平衡后加入3%去离子水去活化,平衡后浸于正己烷中封存.无水Na2SO4分析纯,用二氯甲烷抽提24 h,风干后于450 ℃烧5 h,冷却后存放于干燥器中.
2.2 焦化污泥样品的制备和表征
焦化污泥样品采集于某焦化废水处理厂(缺氧-好氧1-水解-好氧2,A/O1/H/O2,各工艺段的污泥浓度范围为4~6 g · L-1)的压滤车间,由化学污泥和生物污泥混合压滤脱水后所得.污泥样品经真空冷冻干燥后过20目筛,于-20 ℃条件下保存待用.焦化污泥的部分性质列于表 1中.
表 1焦化污泥的部分性质
2.3 高效液相色谱(HPLC)和气相色谱-质谱(GC-MS)分析过程的样品制备
HPLC样品制备方法：水样中加入10 μL的替代物(十氟联苯,100 μg · mL-1,用于校正提取过程中菲、芘和苯并[a]芘的损失),然后进行固相萃取.固相萃取步骤如下：采用10 mL的二氯甲烷冲洗小柱,将二氯甲烷抽干后用10 mL的甲醇活化小柱,在甲醇流干前加入去离子水,然后通过大流量采样器将水样进行固相萃取.当水样流完后,在真空下干燥10 min,接着在3000 r · min-1下离心6 min,以去除固相萃取柱中的水分.目标物的洗脱：用30 mL的二氯甲烷/正己烷(3 ∶ 7) 分3次洗脱小柱,将洗脱液旋转蒸发浓缩至1 mL,然后加入15 mL的甲醇作为替代溶剂,旋转蒸发浓缩至1 mL后用HPLC测定.固相萃取中十氟联苯的回收率范围为74%~110%.
GC-MS样品的制备：水样中加入20 μg的5种氘代PAHs(萘-d8、苊-d10、菲-d10、 -d12和苝-d12) ,固相萃取过程同上,最后用30 mL的二氯甲烷分3次洗脱小柱,将洗脱液旋转蒸发浓缩至1 mL左右待过净化柱.冷冻干燥后污泥样品加入200 μg的5种氘代PAHs后用200 mL的二氯甲烷在46 ℃的条件下索氏抽提48 h,铜片加入到底瓶中用于脱硫,提取液旋转蒸发浓缩至1 mL左右待过净化柱.水样和污泥的提取液过1 ∶ 2的氧化铝/硅胶净化柱(6 cm氧化铝,12 cm硅胶),净化柱中加入1 g的无水硫酸钠用于脱水.用75 mL的二氯甲烷/正己烷(3 ∶ 7) 洗脱液进行洗脱.包含PAHs的75 mL洗脱液旋转蒸发至1 mL,然后加入15 mL的正己烷作为替代溶剂,最后旋蒸定容到1mL,进样前加入5 μL的六甲基苯(100 mg · L-1)后用GC-MS测定.固相萃取和索氏抽提中氘代PAHs的回收率的范围分别为68%~114%和65%~109%.
2.4 分析方法
水样中的菲、芘、苯并[a]芘和Triton X-100的浓度用HPLC(岛津,紫外检测器,ECOSIL C18 色谱柱,4.6 mm×250 mm,5 μm)定量分析.菲、芘和苯并[a]芘测定的流动相均为甲醇/水(85 ∶ 15) ,流速为1 mL · min-1,色谱仪温度设为40 ℃,紫外检测波长分别为251、238和295 nm.Triton X-100测定的流动相为甲醇/水(90 ∶ 10) ,流速为1 mL · min-1,色谱仪温度设为30 ℃,紫外检测波长为224 nm.
水样和污泥中的PAHs用GC-MS(Agilent7890A,5975C)在SIM模式下进行定量分析.所用色谱柱为30 m× 0.25 mm id ×0.25μm的石英毛细管柱(HP-5 MS).GC-MS 分析样品的条件如下：进样口和离子源的温度分别为250 ℃和230 ℃;色谱柱温度以5 ℃ · min-1的速度从45 ℃上升到310 ℃,然后保持10 min;质谱仪设置为电子轰击离子化模式(70 eV);进样量为1 μL,不分流进样.泥样在进样前稀释一定的倍数,水样不稀释.采用内标法建立标准曲线对单个PAH进行定量分析,单个PAH标准曲线的R2值均高于0.99.
2.5 表面活性剂对菲、芘和苯并[a]芘的增溶
增溶实验在30 mL的玻璃离心管中进行,并用带Teflon垫片的螺口盖密封.首先向离心管中加入稍过量的菲、芘和苯并[a]芘固体,保证最终液相中的浓度高于其在纯水中的溶解度,然后向其中加入20 mL不同浓度的Triton X-100和SDS溶液.增溶实验包括2批,分别为单独的Triton X-100和固定浓度的SDS添加到Triton X-100中对菲、芘和苯并[a]芘的增溶.样品在25 ℃和150 r · min-1的条件下振荡48 h,然后在5000 r · min-1的条件下离心30 min,完全分离出未溶解的菲、芘和苯并[a]芘.用胶头滴管吸取15 mL的上清液通过2.3节和2.4节的方法分析水相中菲、芘和苯并[a]芘的浓度,此数据用来考察不同浓度表面活性剂单独及复配时对菲、芘和苯并[a]芘溶解度的影响.实验均为3个平行样,测试结果取平均值.
2.6 焦化污泥上菲、芘和苯并[a]芘的吸附
吸附实验在30 mL的玻璃离心管中进行,并用带Teflon垫片的螺口盖密封.菲、芘和苯并[a]芘溶解于甲醇中.首先向离心管中加入0.1 g的焦化污泥,然后加入不同量的菲、芘和苯并[a]芘溶液,同时加入适量的NaCl和NaN3,使其最终浓度分别为0.01 mol · L-1和0.01%(质量分数),以保证离子强度和抑制微生物的生长,最后加入蒸馏水使得溶液的体积为20 mL,以使体系中焦化污泥的浓度为5 g · L-1.样品在25 ℃和150 r · min-1的条件下振荡48 h,然后在5000 r · min-1的条件下离心30 min,完全分离出泥水相.用胶头滴管吸取15 mL的上清液,同时取出离心管底部的泥样,通过2.3节和2.4节的方法用GC-MS分析水相和泥相中菲、芘和苯并[a]芘的浓度,以此来对比焦化污泥-水体系中不同浓度菲、芘和苯并[a]芘的平衡吸附容量.同时设计2组空白实验：一组为包括外加菲、芘和苯并[a]芘而不包括焦化污泥的对照实验,以此计算在吸附过程中三者的损失量;另一组为不包括外加PAHs而包括焦化污泥的对照实验,通过分析焦化污泥中本底多环芳烃在泥水相中的平衡浓度,来计算吸附平衡时外加的菲、芘和苯并[a]芘在泥水相中的赋存浓度.实验均为3个平行样,测试结果取平均值.
2.7 表面活性剂对焦化污泥中富集多环芳烃的解吸
解吸实验在30 mL的玻璃离心管中进行,并用带Teflon垫片的螺口盖密封.首先向离心管中加入0.1 g的焦化污泥,然后加入不同浓度的Triton X-100和SDS溶液,同时加入适量的NaN3以抑制微生物生长,使其最终质量分数为0.01%,最后加入蒸馏水使得溶液体积为20 mL,以保证体系中焦化污泥的浓度为5 g · L-1.解吸实验分为3批,分别为单独的Triton X-100、单独的SDS和固定浓度的SDS添加到Triton X-100中对焦化污泥中富集的多环芳烃进行解吸.样品在25 ℃和150 r · min-1的条件下振荡16 d,然后在5000 r · min-1的条件下离心30 min,完全分离出泥水相.用胶头滴管吸取15 mL的上清液,同时取出离心管底部的泥样,通过2.3节和2.4节的方法分析水相和泥相中16种PAHs的浓度,焦化污泥中富集多环芳烃的本底值也通过该方法进行分析,以此来计算表面活性剂对不同分子特性的PAHs解吸效果的差异.1 mL的上清液过13 mm×0.22 μm的水系滤头后通过2.4节中的方法分析水相中Triton X-100的浓度,Triton X-100在焦化污泥上的吸附量由其总加入量与水相中含量的差值计算所得,以此来对比不同实验条件下Triton X-100吸附容量的差异和对PAHs解吸行为的影响.空白实验表明,解吸过程中Triton X-100的损失量可忽略不计.实验均为3个平行样,测试结果取平均值.
3 结果与讨论
3.1 表面活性剂对菲、芘和苯并[a]芘的增溶作用
探索表面活性剂对菲、芘和苯并[a]芘(焦化污泥中PAHs的代表)的增溶规律及增溶能力的差异性,有助于明确解吸焦化污泥富集PAHs时表面活性剂的选择和用量,针对这个目的,根据2.5节中的方法,试验了Triton X-100和SDS对菲、芘和苯并[a]芘溶解度的影响.SDS的临界胶束浓度(Critical Micelle Concentration,CMC,Triton X-100和SDS分别为194 mg · L-1和1557.2 mg · L-1)较大,实际应用中需要考虑用量的问题,因此,将其浓度统一设为1 CMC.实验结果如图 1所示.
从图 1中可以看出,菲、芘和苯并[a]芘的表观溶解度在Triton X-100的临界胶束浓度前后均表现为线性增加,但增加幅度差异较大.当Triton X-100浓度超过CMC后,菲、芘和苯并[a]芘的表观溶解度(S*w)随着Triton X-100浓度的增大而显著增加,原因是此时溶液中出现溶于水的胶团,菲、芘和苯并[a]芘很快在胶团相和水相之间进行分配而进入胶团,从而提高其表观溶解度,同时,菲、芘和苯并[a]芘会继续占据水相中的溶解位点,使其溶解度进一步提高,增溶作用显著增强 .当固定浓度的SDS(1 CMC,1557.2 mg · L-1)添加到Triton X-100中后,会出现协同增溶的现象,此时菲、芘和苯并[a]芘的溶解度为Triton X-100单独作用时的1.2~3.0倍.原因是Triton X-100和SDS混合使用时溶液中会形成混合胶束和混合吸附层,同时混合表面活性剂的CMC值会降低,在同等浓度下溶液中会形成更多的胶团和胶束,从而提高其增溶能力,PAHs的溶解度也随之提高 .表面活性剂增溶菲、芘和苯并[a]芘的线性回归数据见表 2.
图 1表面活性剂对菲、芘和苯并[a]芘溶解度的影响
表 2表面活性剂对菲、芘和苯并[a]芘增溶曲线的线性回归系数
在CMC 以上,可通过质量增溶比率(Weight Solubilization Ratio,WSR)来比较表面活性剂对菲、芘和苯并[a]芘的增溶能力的大小.WSR表示增加单位表面活性剂质量浓度时PAHs表观溶解度的增加量,表达式如下 ：
(1)
式中,S*PAH,mc是表面活性剂浓度为Csurf(当前表面活性剂的浓度,mg · L-1)时PAHs的表观溶解度(mg · L-1);S*PAH,cmc是表面活性剂浓度为CMC时PAHs的表观溶解度(mg · L-1),WSR 数值可以通过表面活性剂浓度为CMC 以上时增溶曲线的斜率求出,具体结果列于表 2中.
由表 2可知,单一及混合表面活性剂对3种PAHs的增溶能力(WSR)顺序均为菲>芘>苯并[a]芘,对比先前研究中Triton X-100对苊和芴的质量增溶比率(分别为0.0736和0.0497)可知,表面活性剂对PAHs的增溶能力与PAHs的logKow值(代表亲脂性的大小,苊、芴、菲、芘和苯并[a]芘分别为3.92、4.18、4.46、5.32和6.存在负相关的关系.当添加SDS到Triton X-100中后,混合表面活性剂对菲、芘和苯并[a]芘增溶能力(WSR)提升的倍数分别为1.13、1.23和1.26倍,可见SDS的加入对中分子量和高分子量的PAHs(分类方法见表 4,芘和苯并[a]芘分别为这两类PAHs的代表)有更强的增溶能力,可用于解吸焦化污泥中富集的PAHs.另一方面,在实际的解吸过程中,PAHs由于其亲脂性容易吸附在沉积物或污泥表面 ,此时表面活性剂的增溶作用会受到焦化污泥对PAHs吸附的抑制,因此,需要了解焦化污泥-水体系中不同浓度PAHs在焦化污泥上的吸附特征,识别不同分子结构PAHs吸附的差异性,以此作为解吸试剂选择和用量的依据.
3.2 菲、芘和苯并[a]芘在焦化污泥上的吸附特征
炼焦过程所产生的PAHs在焦化废水处理过程中会被吸附而富集在焦化污泥中,为了解焦化污泥对不同浓度PAHs的吸附行为,根据2.6节中的方法对比了代表性的PAHs(菲、芘和苯并[a]芘)在焦化污泥上的吸附特征.结果表明,吸附平衡后菲、芘和苯并[a]芘的吸附均符合Freundlich等温吸附模型,此模型认为吸附剂表面的能量是不均匀的,吸附质首先会占据强吸附位点,随着吸附位点逐渐被占据,吸附剂对吸附质的结合能力也会减弱.该模型可用下述方程表示：
(2)
式中,Qe为单位质量吸附剂(焦化污泥)所吸附的吸附质(PAHs)的量(μg · g-1),Ce为吸附平衡时水相中PAHs的浓度(μg · L-1),KF(μg · g-1(L · μg-1)1/n)和1/n为等温线的参数,前者可用来描述吸附剂的吸附能力,后者可用来描述吸附强度或者吸附剂表面的异质性.通过对等式(2) 变形可得：
(3)
以lgCe和lgQe为横纵坐标作图可得菲、芘和苯并[a]芘在焦化污泥上的吸附等温线,其结果如图 2所示,等温线参数列于表 3中.
图 2菲、芘和苯并[a]芘在焦化污泥上的Freundlich吸附等温线拟合
表 3菲、芘和苯并[a]芘在焦化污泥上吸附时的Freundlich吸附等温式参数
百分比标准偏差法(Marquardt′S Percent Standard Deviation,MPSD)可用来验证吸附平衡时吸附数据的准确性,以下式表示(Agarual et al., 2009) ：
(4)
式中,Qexpe,i为实验所得吸附容量(μg · g-1),Qcale,i为根据相应的Qexpe,i通过Freundlich吸附等温式计算所得的吸附容量(μg · g-1),N为吸附实验所用的多环芳烃的浓度数量(N=6) ,P为Freundlich吸附等温式的参数数量(P=2) .MPSD值越小,表明用Freundlich吸附等温式计算出来的Qe越精确,其值列于表 3中.
从图 2和表 3中可以看出,焦化污泥对3种PAHs吸附能力的顺序为苯并[a]芘>芘>菲(KF值由1.1737 μg · g-1(L · μg-1)1/n上升到4.7611 μg · g-1(L · μg-1)1/n).当3种PAHs的含量均为500 μg · g-1时,焦化污泥对苯并[a]芘、芘和菲的平衡吸附容量分别为 490.77、495.10和498.83 μg · g-1,分别占其总加入量的98.15%、99.02%和99.77%.此现象表明焦化污泥对PAHs的吸附能力与其亲脂性的大小成正相关的关系,多环芳烃的亲脂性越强,其吸附量越大.同时,3种多环芳烃供电子能力的顺序为苯并[a]芘>芘>菲,苯并[a]芘与焦化污泥表面的π-π电子供体-受体(π-π electron donor-acceptor,EDA)相互作用更加强烈,导致吸附量更大.此外,焦化污泥的有机质含量(284.7 g · kg-1)和比表面积(68.972 m2 · g-1)相对于土壤或者沉积物较大,因此,可以提供大量的吸附位点,可同时吸附不同分子量的PAHs,使其进入焦化污泥的有机质中.焦化污泥元素分析的结果显示,C、H、O、N和S所占的比例分别为14.79%、2.06%、69.27%、4.91%和2.38%,表示疏水性分配和相互作用对PAHs的吸附起到了一定的促进作用.PAHs的亲脂性和供电子能力、焦化污泥的理化性质及疏水性分配和相互作用等因素会决定PAHs的吸附特征,从而影响表面活性剂对焦化污泥富集PAHs的解吸效果,因此,需要选择合适的表面活性剂来同时解吸出焦化污泥中不同分子性质的PAHs.
3.3 焦化污泥中富集PAHs的表面活性剂解吸行为
焦化污泥中富集PAHs的总量高达4332.68 mg · kg-1,按照其分子性质可分为3类,结果列于表 4中.其中主要为中分子量的PAHs(Middle-molecular-weight PAHs,M-PAHs)和高分子量的PAHs(High- molecular-weight PAHs,H-PAHs),其质量比例分别为52.3%和46.2%.低分子量的PAHs(Low-molecular-weight PAHs,L-PAHs)由于其水溶性和挥发性均较高 ,导致其在污泥中的含量相对较低(质量比例仅为1.5%).针对焦化污泥中不同分子量的PAHs,为了解其解吸行为的差异,以Triton X-100和SDS作为解吸试剂,根据2.7节中的实验方法,对比了不同条件下PAHs的解吸程度,结果如图 3所示.
表 4焦化污泥中16种PAHs的主要化学性质
图 3不同表面活性剂作用时总PAHs(a)和单个PAHs(b)的解吸率
焦化污泥中富集PAHs的解吸率(R)可用下式来表示：
(5)
式中,S为解吸后PAHs在溶液中的浓度(mg · L-1),V为解吸后中溶液的体积(L),Si为焦化污泥中富集的PAHs的初始含量(mg · kg-1),m为实验中加入的焦化污泥的质量(kg).
从图 3a中可以看到,总PAHs的解吸率随着表面活性剂浓度的增加而逐渐增大,同时混合表面活性剂对多环芳烃的解吸程度更高.添加SDS(1 CMC,1557.2 mg · L-1)到Triton X-100中后,当Triton X-100的浓度为3880 mg · L-1时,总PAHs的解吸率为28.10%,较之Triton X-100单独解吸时(10.81%)增长了159.9%,此时以Triton X-100和SDS混合质量计的1 g 表面活性剂可以解吸1.12 mg的总PAHs,而1 g的Triton X-100单独作用时对总PAHs的解吸量仅为0.61 mg.出现此现象的原因解释如下：一方面,SDS与Triton X-100存在协同增溶作用(见3.1节中结果),两者共存时会降低溶液的CMC值,溶液中会出现更多可用于解吸PAHs的胶团和胶束 ;另一方面,在解吸的过程中,污泥表面吸附的表面活性剂会形成新的吸附相,对PAHs的解吸产生抑制作用,然而SDS的存在会减少Triton X-100在焦化污泥表面的吸附量(图 4,添加SDS后Triton X-100在焦化污泥上的平衡吸附容量由 2.48 mg · kg-1降低到 2.15 mg · kg-1),溶液中存在的胶团胶束数量会进一步增加,PAHs的解吸率也逐渐增大.
图 4 Triton X-100在焦化污泥的吸附特征
解吸时间为16 d,不同表面活性剂对单个PAH的解吸率见图 3b.可以发现,Triton X-100适用于解吸低分子量和中分子量PAHs,而SDS在对低分子量PAHs解吸的同时,对中分子量和高分子量PAHs的解吸效果更好.当添加SDS到Triton X-100中后,单个PAH的解吸率均有提升,此时3类PAHs解吸率的范围分别为50.63%~79.23%、29.86%~38.41%和10.03%~25.51%,不同分子量PAHs解吸率的差异取决于其本身亲脂性的大小和焦化污泥对其吸附能力的强弱.考虑到焦化污泥中单个PAH的含量水平(4.75 ~684.56 mg · kg-1),PAHs在焦化污泥上的吸附特征及因表面活性剂的吸附而产生的抑制作用,对比先前研究可发现,添加适量的浓度SDS(如1 CMC)到Triton X-100中可用于焦化污泥中PAHs的解吸,以此解决PAHs的传质受限问题,以利于微生物对其降解.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。
4 结论
从表面活性剂中选择的Triton X-100和SDS对菲、芘和苯并[a]芘均有增溶作用,发现Triton X-100和SDS共存时存在协同增溶作用,认为是表面活性剂的混合会降低CMC值,使得胶团和胶束含量增多,表面作用力增强;菲、芘和苯并[a]芘在焦化污泥上的吸附均符合Freundlich等温模型,吸附容量由PAHs的亲脂性和焦化污泥的理化性质决定,增溶和吸附的特征成为理解PAHs解吸的差异性与增溶剂选择的依据;浓度为3880 mg · L-1的Triton X-100和1557.2 mg · L-1的SDS所构成的混合增溶剂在16 d内对焦化污泥中不同分子量PAHs的解吸率处在10.03%~79.23%范围内,对总PAHs(16种)的解吸率达到28.10%,较之单独使用Triton X-100时提高了159.9%,以此推算出以Triton X-100和SDS混合质量计的每克表面活性剂可以解吸1.12 mg的总PAHs.
