基于植物仿生的污染土壤原位自持修復(fù)中重金屬形態(tài)變化分析

周建強(qiáng)，韓君，徐愿堅(jiān)*,楊立鵬

1.中國科學(xué)院重慶綠色智能技術(shù)研究院，三峽生態(tài)環(huán)境研究所，中國科學(xué)院水庫水環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶 401122 2.北京新源國能科技集團(tuán)股份有限公司，北京 100016

?

基于植物仿生的污染土壤原位自持修復(fù)中重金屬形態(tài)變化分析

周建強(qiáng)1，韓君2*，徐愿堅(jiān)1*,楊立鵬2

1.中國科學(xué)院重慶綠色智能技術(shù)研究院，三峽生態(tài)環(huán)境研究所，中國科學(xué)院水庫水環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶 401122 2.北京新源國能科技集團(tuán)股份有限公司，北京 100016

采用基于植物仿生的污染土壤原位自持修復(fù)技術(shù)，研究了植物仿生修復(fù)技術(shù)的實(shí)地修復(fù)效果及修復(fù)過程中土壤Cr、Ni、Zn和Fe不同形態(tài)濃度的變化。結(jié)果表明：植物仿生修復(fù)3個月后土壤中Cr、Zn、Ni和Fe濃度逐月遞減，分別下降17.33%、27.03%、31.60%和5.17%；4種重金屬的形態(tài)變化并不相同，土壤Zn和Cr不同形態(tài)濃度的下降率為酸溶解態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)，土壤Ni和Fe不同形態(tài)濃度的下降率為酸溶解態(tài)>可氧化態(tài)>可還原態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)。植物仿生修復(fù)裝置填料和模擬葉片均能富集4種重金屬，填料吸附性能的大小將影響模擬葉片中4種重金屬的濃度。

植物仿生；土壤；原位修復(fù)技術(shù)；重金屬；形態(tài)

近年來土壤污染問題日益凸顯，尤其是在發(fā)展中國家，由于土壤污染導(dǎo)致的食品安全、生態(tài)安全、人體健康等問題引起人們廣泛關(guān)注[1]。土壤重金屬污染是需要給予迫切關(guān)注的全球性環(huán)境問題，重金屬污染一旦進(jìn)入土壤，將很難去除或降解，同時會造成對生態(tài)系統(tǒng)和人類的長期危害。目前，存在多種土壤修復(fù)技術(shù)，如化學(xué)淋洗[2]、電動修復(fù)[3]、植物修復(fù)[4-5]和化學(xué)鈍化修復(fù)[6-8]等。土壤修復(fù)的方法多種多樣，但真正應(yīng)用于實(shí)際，取得良好效果、花費(fèi)較小、無二次污染等的方法并不多。因此，新技術(shù)的研究、開發(fā)和實(shí)際應(yīng)用對土壤修復(fù)至關(guān)重要。

植物仿生修復(fù)技術(shù)是一種新型的土壤修復(fù)技術(shù)，通過模擬植物對土壤水分的吸收和植物的蒸騰作用，帶動土壤溶液和可溶性重金屬離子運(yùn)移，土壤水分通過植物仿生修復(fù)裝置頂端擴(kuò)散，重金屬離子則被修復(fù)裝置內(nèi)的填料吸附、固定、富集從而降低污染土壤中重金屬濃度[9]。周建強(qiáng)等[10]研究了植物仿生修復(fù)技術(shù)對工業(yè)污染土壤的修復(fù)，結(jié)果表明，修復(fù)1個月后土壤中Cr、Ni、Zn和Fe濃度分別下降12.81%、4.14%、27.58%和16.78%。植物仿生修復(fù)技術(shù)與其他技術(shù)相比具有花費(fèi)較小、修復(fù)率高、無二次污染等特點(diǎn)，可廣泛應(yīng)用于不同濃度的農(nóng)業(yè)和工業(yè)污染土壤修復(fù)中。

目前，對于植物仿生修復(fù)技術(shù)的研究主要集中在對污染土壤重金屬的去除，對植物仿生修復(fù)方法的機(jī)理研究較少。筆者通過野外實(shí)地修復(fù)，研究了修復(fù)過程中土壤重金屬濃度和各形態(tài)濃度的變化，用以揭示植物仿生修復(fù)技術(shù)對土壤中不同重金屬形態(tài)的影響。

1 材料與方法

1.1 材料

供試土壤為重慶市某廢棄工業(yè)園區(qū)實(shí)際復(fù)合重金屬污染土壤，采用植物仿生實(shí)地修復(fù)方法，經(jīng)修復(fù)后的土壤采用S形取樣法取樣，樣品經(jīng)自然風(fēng)干后去雜、磨碎并過100目篩，備用。土壤基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical characteristics of the studied soil

由表1可知，供試土壤中重金屬Zn、Cr和Ni濃度分別超過GB 15618—1995《國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》二級標(biāo)準(zhǔn)的1.9倍、17.1倍(旱田)和3.1倍。Fe作為植物生長的有益元素并不屬于重金屬污染的范疇，但供試土壤中Fe濃度很高，變化較明顯，可以反映植物仿生修復(fù)過程中不同形態(tài)重金屬濃度的變化特征，有益于植物仿生修復(fù)機(jī)理的分析。因此，將Fe作為測定元素之一。

試驗(yàn)所用試劑均為分析純。

1.2 植物仿生修復(fù)裝置

通過模擬植物蒸騰作用產(chǎn)生蒸騰拉力，并帶動植物根系吸收土壤水分這一自然現(xiàn)象[11-12]，研發(fā)了基于植物仿生的污染土壤原位自持修復(fù)裝置。利用該裝置帶動土壤溶液向裝置內(nèi)轉(zhuǎn)移的同時，將土壤溶液中的重金屬離子運(yùn)輸?shù)窖b置內(nèi)被填料吸附、固定、截留，從而降低了土壤中重金屬的濃度，以達(dá)到富集固定土壤重金屬的目的。

供試植物仿生修復(fù)裝置為實(shí)驗(yàn)室自制，高30 cm，圖1為植物蒸騰作用和該修復(fù)裝置的作用原理示意。

圖1 植物蒸騰作用與基于植物仿生的污染土壤原位自持修復(fù)裝置的作用原理示意Fig.1 Plant transpiration and phyto-mimic in situ self-sustaining remediation technique

從圖1可以看出，植物仿生裝置主要由主體、填料、蒸發(fā)器和配件等部分組成。主體為可循環(huán)利用的PVC管；吸附劑填料采用比表面積較大、吸附性能較好的黏土礦物按一定比例混合而成，主要作用是吸附、截留在蒸騰拉力帶動下通過修復(fù)裝置內(nèi)的重金屬離子；蒸騰拉力的產(chǎn)生主要依賴于安裝在裝置頂端，且貫穿整個修復(fù)裝置的蒸發(fā)器，其主要材料多采用具有較大比表面積的纖維制品，作用是促使土壤溶液和水分在蒸發(fā)作用的帶動下從主體管件底部向蒸發(fā)器遷移擴(kuò)散。

1.3 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)采用實(shí)地修復(fù)的方法，每個小區(qū)面積為30 m2，重復(fù)3次。植物仿生修復(fù)裝置插入土壤15 cm，間距為60 cm。每月視天氣情況澆水3～4次，保持土壤處于干濕交替狀態(tài)。每月取樣分析測定土壤中Zn、Cr、Ni、Fe的濃度，同時測定4種重金屬各種形態(tài)的濃度，與土壤背景值進(jìn)行對照，分析不同形態(tài)的土壤重金屬濃度變化。圖2為工業(yè)污染土壤的實(shí)地修復(fù)。

圖2 重金屬污染土壤的植物仿生修復(fù)Fig.2 The field of phyto-mimic remediation of heavy metal contaminated soil

1.4 樣品的采集與處理

土壤樣品采用S形取樣法，取樣點(diǎn)位于2個植物仿生修復(fù)裝置中間位置，取樣深度為10～15 cm。土壤重金屬濃度采用王水-高氯酸消解法測定：稱取土壤0.50 g，加王水8 mL，過夜；140～170 ℃加熱消解至消解液為2 mL左右，冷卻至室溫后加入高氯酸3 mL，繼續(xù)加熱(從140 ℃加熱至220 ℃)直至土壤消解至灰白色，消解液透明澄清為止，取下冷卻；用去離子水過濾定容至50 mL的容量瓶中，用普析TAS-990原子吸收分光光度計(jì)測定土壤樣品中Cr、Ni、Zn及Fe的濃度。

填料消解測定方法與土壤的消解方法相同。

不同形態(tài)的土壤重金屬采用改進(jìn)BCR(buropean community bureau of reference)法進(jìn)行連續(xù)浸提。

(1)酸溶解態(tài)。取1 g土樣加入到100 mL離心管中，加入40 mL濃度為0.11 molL的CH3COOH溶液，在25 ℃、250 rmin搖床上連續(xù)振蕩16 h；于4 000 rmin的離心機(jī)離心15 min，將上清液移入50 mL的容量瓶中；用去離子水定容，用原子吸收分光光度計(jì)測定上清液中被提取的重金屬濃度；在殘余土樣中加入20 mL蒸餾水振蕩15 min后，4 000 rmin離心15 min，棄去洗滌液，殘余土樣供下一步試驗(yàn)使用。

(3)可氧化態(tài)。在殘余土樣中加入10 mL H2O2，用HNO3調(diào)節(jié)pH至2～3，打開蓋子，在室溫下放置1 h(玻棒攪拌)；于85 ℃恒溫水浴中保持1 h，打開離心管蓋子繼續(xù)加熱至體積少于3 mL；添加10 mL H2O2，于85 ℃恒溫水浴保持1 h，打開蓋子加熱至體積為1 mL；冷卻后加入1.0 molL、pH為2.0的醋酸銨溶液50 mL，連續(xù)振蕩16 h后，離心過濾即得有機(jī)結(jié)合態(tài)試液。

(4)殘?jiān)鼞B(tài)。用王水-高氯酸消解后測定土壤重金屬的殘?jiān)鼞B(tài)濃度。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)用Excel軟件計(jì)算平均值和標(biāo)準(zhǔn)差，并作圖；使用SPSS 19進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，并進(jìn)行樣品差異顯著性檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤重金屬濃度變化

土壤植物仿生修復(fù)時間為3個月，每個月取樣分析土壤中Cr、Ni、Zn和Fe的濃度及各形態(tài)濃度，同時對填料及模擬葉片中重金屬濃度進(jìn)行了測定，分析二者對重金屬的富集效果。土壤中4種重金屬的濃度如圖3所示。

圖3 土壤中重金屬濃度變化Fig.3 Changes of heavy metal content in soil

由圖3可知，初始土壤、1個月、2個月和3個月所測Cr的濃度分別為2 656.37、2 559.48、2 527.59和2 196.13 mgkg，3個月后污染土壤中Cr濃度下降率為17.33%；Zn的濃度分別為394.81、348.55、326.31和288.08 mgkg，3個月后污染土壤中Zn濃度下降率為27.03%；Ni的濃度分別為131.21、120.43、105.95和89.75 mgkg，3個月后污染土壤中Ni濃度下降率為31.60%；Fe的濃度分別為64 598.48、63 583.98、62 788.98和61 255.65 mgkg，3個月后污染土壤中Fe濃度下降率為5.17%。

2.2 污染土壤不同形態(tài)重金屬濃度變化

由2.1節(jié)可知，經(jīng)過植物仿生修復(fù)后4種重金屬都有所降低，但各自降低程度并不相同。為研究其機(jī)理分別對4種重金屬的形態(tài)進(jìn)行了分析，探討植物仿生修復(fù)對土壤重金屬形態(tài)的影響。

2.2.1 土壤不同形態(tài)Zn濃度

土壤中不同形態(tài)Zn濃度如圖4所示。

圖4 土壤中不同形態(tài)Zn濃度Fig.4 Different forms of Zn content in soil

由圖4可知，初始土壤、1個月、2個月、3個月土壤中Zn的酸溶解態(tài)濃度分別為21.45、7.33、9.55和6.20 mgkg；可還原態(tài)濃度分別為131.15、110.40、96.88和72.03 mgkg；可氧化態(tài)濃度分別為75.00、69.75、60.67和52.53 mgkg；殘?jiān)鼞B(tài)濃度分別為167.25、161.07、159.22和157.33 mgkg。不同形態(tài)Zn濃度下降率為酸溶態(tài)(71.10%)>可還原態(tài)(45.08%)>可氧化態(tài)(29.96%)>殘?jiān)鼞B(tài)(5.93%)。酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)Zn濃度均有所降低，殘?jiān)鼞B(tài)Zn濃度基本保持不變?？裳趸瘧B(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Zn濃度較高，但下降率較低，因此導(dǎo)致Zn污染土壤的植物仿生修復(fù)率較低。

研究表明，進(jìn)入土壤中的Zn大約90%以上以硅鋁酸鹽礦物態(tài)和氧化鐵結(jié)合態(tài)形式存在，而自由離子態(tài)和交換態(tài)濃度之和不足10%[16-18]，因此對于植物仿生修復(fù)可利用的Zn濃度較低，導(dǎo)致修復(fù)率較低。土壤中Zn濃度的降低與植物仿生修復(fù)裝置的吸附作用、土壤Zn存在形態(tài)、pH、離子強(qiáng)度、有機(jī)質(zhì)濃度和礦物類型等密切相關(guān)，受多種因素共同影響。Covelo等[19]研究Cr、Cu、Pb、Cd、Ni和Zn離子在4種腐殖質(zhì)土壤中的競爭吸附時發(fā)現(xiàn)，Cr、Cu、Pb與Cd、Ni、Zn離子競爭吸附位點(diǎn)。Mcbride等[20]研究認(rèn)為，土壤pH和游離含水氧化物對重金屬污染土壤中Cu、Zn、Cd、Pb等的吸持力和溶解性具有極大的影響。

2.2.2 土壤不同形態(tài)Cr濃度

土壤中不同形態(tài)Cr濃度如圖5所示。

圖5 土壤中不同形態(tài)Cr濃度Fig.5 Different forms of Cr content in soil

由圖5可知，初始土壤、1個月、2個月、3個月土壤中Cr的酸溶解態(tài)濃度分別為97.95、87.12、84.95和70.83 mgkg；可還原態(tài)濃度分別為903.56、900.76、881.84和689.15 mgkg；可氧化態(tài)濃度分別為1 019.03、987.83、952.95和844.20 mgkg；殘?jiān)鼞B(tài)濃度分別為635.83、583.78、607.85和591.95 mgkg。不同形態(tài)Cr濃度下降率為酸溶解態(tài)(27.69%)>可還原態(tài)(23.73%)>可氧化態(tài)(17.16%)>殘?jiān)鼞B(tài)(6.9%)。酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)Cr濃度下降較大，殘?jiān)鼞B(tài)Cr濃度下降較少。

Guillon等[21]研究表明，Cu、Zn、Cr共存時，土壤對各離子的吸附量比單一離子存在的情況下明顯降低。植物仿生修復(fù)中Zn和Cr濃度的降低均主要為酸溶解態(tài)和可還原態(tài)，且土壤中酸溶解態(tài)和可還原態(tài)的Zn濃度要大于Cr，因此土壤中Cr的下降率較低。

2.2.3 土壤不同形態(tài)Ni濃度

土壤中不同形態(tài)Ni濃度如圖6所示。

圖6 土壤中不同形態(tài)Ni濃度Fig.6 Different forms of Ni content in soil

由圖6可知，初始土壤、1個月、2個月、3個月土壤中Ni的酸溶解態(tài)濃度分別為5.23、4.13、2.92和1.65 mgkg；可還原態(tài)濃度分別為43.55、41.75、33.73和24.55 mgkg；可氧化態(tài)濃度分別為37.20、31.35、25.50和20.18 mgkg；殘?jiān)鼞B(tài)濃度分別為45.23、43.20、43.80和42.52 mgkg。不同形態(tài)Ni濃度的下降率分別為酸溶解態(tài)(68.45%)>可氧化態(tài)(45.75%)>可還原態(tài)(43.63%)>殘?jiān)鼞B(tài)(5.99%)。酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)Ni濃度都有所降低，但各種形態(tài)降低程度并不相同，殘?jiān)鼞B(tài)Ni濃度基本保持不變。Ni在空氣中易形成致密的氧化膜，性質(zhì)較穩(wěn)定，使其殘?jiān)鼞B(tài)濃度較為穩(wěn)定。

相對于Zn和Cr，土壤中Ni的酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)濃度均有大幅降低，因此Ni的修復(fù)率也較Zn和Cr高。

2.2.4 土壤不同形態(tài)Fe濃度

土壤中不同形態(tài)Fe濃度如圖7所示。

圖7 土壤中不同形態(tài)Fe濃度Fig.7 Different forms of Fe content in soil

由圖7可知，初始土壤、1個月、2個月、3個月土壤中Fe的酸溶解態(tài)濃度分別為292.50、213.75、215.00和191.25 mgkg；可還原態(tài)濃度分別為26 703.15、26 444.40、25 325.65和25 195.65 mgkg；可氧化態(tài)濃度分別為8 572.92、8 061.25、8 241.67和7 315.00 mgkg；殘?jiān)鼞B(tài)濃度分別為29 030.83、28 864.58、29 006.67和28 553.75 mgkg。土壤中Fe濃度較高，其存在形態(tài)主要為可氧化態(tài)、可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)，酸溶解態(tài)濃度很低。不同形態(tài)Fe濃度下降率分別為酸溶解態(tài)(34.62%)>可氧化態(tài)(14.67%)>可還原態(tài)(5.65%)>殘?jiān)鼞B(tài)(1.64%)。酸溶解態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)Fe濃度都有所降低，但降低程度并不相同。

植物仿生修復(fù)過程中土壤Fe的修復(fù)率較低，主要因?yàn)橥寥繤e元素背景值很高，F(xiàn)e占據(jù)了絕大多數(shù)吸附位點(diǎn)，使后續(xù)無法吸附Fe，同時影響了其他金屬的修復(fù)效果。植物仿生修復(fù)3個月Fe濃度下降率雖然只有5.18%，但Fe濃度下降了3 343.83 mgkg，相對于Zn、Cr、Ni具有很大程度降低。另外，F(xiàn)e易與土壤或空氣中的氧發(fā)生反應(yīng)，形成性質(zhì)相對穩(wěn)定的化合物，所以大多數(shù)以可還原態(tài)形式存在，使土壤Fe的植物仿生修復(fù)率較其他重金屬低。

3 填料和模擬葉片富集重金屬濃度

植物仿生修復(fù)中土壤重金屬濃度的下降主要有2個途徑：1)被植物仿生修復(fù)裝置內(nèi)的填料吸附劑吸附固定，截留在填料中；2)隨土壤水分蒸發(fā)經(jīng)模擬葉片后被吸附，富集在模擬葉片上。試驗(yàn)結(jié)束后，隨機(jī)取3組植物仿生修復(fù)裝置測定填料和模擬葉片中富集4種重金屬Zn、Cr、Ni、Fe的濃度，結(jié)果如表2所示。通過對試驗(yàn)結(jié)束后的模擬葉片進(jìn)行分析測定，研究植物仿生修復(fù)裝置中重金屬的運(yùn)移、固定過程。試驗(yàn)結(jié)束后取植物仿生裝置模擬葉片，分上半部分和下半部分，經(jīng)硝酸洗滌后測定溶液中的4種重金屬濃度。其中上半部分為裸露在空氣中的模擬葉片，下半部分為處于植物仿生裝置內(nèi)部與填料相結(jié)合的部分。

表2 填料和模擬葉片富集重金屬的濃度Table 2 Heavy metal content in simulation blades and filler mgkg

表2 填料和模擬葉片富集重金屬的濃度Table 2 Heavy metal content in simulation blades and filler mgkg

重金屬填料富集濃度模擬葉片富集濃度上半部分下半部分Zn3083±096708±044189±030Cr4621±4763902±094059±026Ni1713±217120±008119±011Fe242813±2452552443±3837167681±9950

由表2可知，填料中富集的Zn、Cr、Ni、Fe的平均濃度分別為30.83、46.21、17.13和2 428.13 mgkg，填料中富集的4種重金屬濃度與土壤中重金屬濃度成正比。植物仿生修復(fù)裝置中的填料對4種重金屬都有一定的富集作用，但對4種重金屬的富集能力各不相同，同時各種重金屬離子共存會產(chǎn)生競爭吸附作用，因此填料對不同重金屬的吸附效果并不相同。趙芳玉等[22]研究了低品位硅藻土對重金屬Pb、Zn、Cu、Cd的吸附，結(jié)果表明，平衡吸附量為Pb2+>Zn2+>Cu2+>Cd2+。徐應(yīng)明等[23]的研究表明，海泡石對Pb2+、Cu2+和Cd2+的飽和吸附量分別為35.28、13.62和24.36 mgg，天然海泡石和酸化海泡石對3種重金屬離子的吸附能力為Cu2+>Pb2+>Cd2+。李媛媛等[24]研究表明，巰基化膨潤土對Cd的吸附能力顯著優(yōu)于其他材料，吸附量可達(dá)52.1 mgg，巰基化膨潤土對Pb的吸附能力在重金屬競爭吸附條件下優(yōu)于其他材料，而其對Ni的吸附能力在所有材料中處于中等水平。

植物仿生裝置填料對重金屬的富集更加直觀地反映出植物仿生修復(fù)裝置的有效性以及填料對重金屬的吸附性能，可以利用植物仿生修復(fù)技術(shù)對實(shí)際污染的工業(yè)土壤進(jìn)行修復(fù)。

由表2可知，模擬葉片的不同部位對各重金屬的富集程度不同，模擬葉片上半部分Zn、Cr、Ni、Fe的平均濃度分別為7.08、39.02、1.20和524.43 mgkg，下半部分平均濃度分別為1.89、0.59、1.19和1 676.81 mgkg。重金屬Zn和Cr在模擬葉片的上半部分濃度要高于下半部分，這表明植物仿生裝置內(nèi)的填料對Zn和Cr的吸附能力較弱，2種重金屬隨水分流動富集在模擬葉片之上。實(shí)際應(yīng)用過程中需要改變填料組分，增加填料對Zn和Cr的吸附，使大部分Zn和Cr被富集在填料中。Ni在模擬葉片的上半部分和下半部分濃度基本一致，污染土壤中的Ni可溶解態(tài)濃度較高。蔡信德等[25]研究表明，交換態(tài)的Ni具有流動性較強(qiáng)、易流失的特點(diǎn)，因此導(dǎo)致填料和葉片富集Ni濃度一致。Fe在模擬葉片的上半部分濃度較低，下半部分濃度較高。大量的Fe被富集在植物仿生裝置填料中，葉片中Fe濃度相對較小。由此可見，試驗(yàn)用混合填料適用于重金屬Fe的吸附，可以富集較高濃度的Fe。

4 結(jié)論

(1)利用植物仿生修復(fù)技術(shù)對含有Zn、Cr、Ni 、Fe 4種重金屬的工業(yè)土壤進(jìn)行修復(fù)，3個月內(nèi)土壤中4種重金屬濃度逐月遞減，下降率分別為27.03%、17.33%、31.60%和5.17%。同等條件下，使用該填料植物仿生修復(fù)對重金屬Ni的修復(fù)效果最好。

(2)植物仿生修復(fù)3個月中Zn、Cr、Ni、Fe 4種重金屬的形態(tài)變化并不相同，Zn和Cr不同形態(tài)濃度的下降率依次為酸溶解態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)；Ni和Fe不同形態(tài)濃度的下降率依次為酸溶解態(tài)>可氧化態(tài)>可還原態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)。

(3)植物仿生修復(fù)裝置的吸附劑填料對不同類型重金屬吸附能力不同，Zn、Cr、Ni、Fe 4種重金屬填料富集的平均濃度分別為30.83、46.21、17.13和2 428.13 mgkg。植物仿生裝置的模擬葉片在促進(jìn)水分蒸發(fā)、土壤重金屬傳輸、重金屬富集等方面具有重要的作用。

[1] 楊勇,何艷明,欒景麗,等.國際污染場地土壤修復(fù)技術(shù)綜合分析[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2012,35(10):92-98. YANG Y,HE Y M,LUAN J L,et al.Comprehensive analysis on soil remediation technologies of international contaminated sites[J].Environmental Science & Technology,2012,35(10):92-98.

[2] DERMONT G,BERGERON M,MERCIER G,et al.Soil washing for metal removal:a review of physicalchemical technologies and field applications[J].Journal of Hazardous Materials,2008,152:1-31.

[3] ACAR Y B,GALE R J,ALSHAWABKEH A N,et al.Electrokinetic remediation:basics and technology status[J].Journal of Hazardous Materials,1995,40:117-137.

[4] ALI H,KHAN E,SAJAD M A.Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications[J].Chemosphere,2013,91:869-881.

[5] JUWARKAR A A,SINGH S K,MUDHOO A.A comprehensive overview of elements in bioremediation[J].Reviews in Environmental Science and Bio-Technology,2010,9:215-288.

[6] UDEIGWE T K,EZE P N,TEBOH J M,et al.Application,chemistry,and environmental implications of contaminant-immobilization amendments on agricultural soil and water quality[J].Environment International,2011,37:258-267.

[7] ZHOU Y F,HAYNES R J.Sorption of heavy metals by inorganic and organic components of solid wastes:significance to use of wastes as low-cost adsorbents and immobilizing agents[J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology,2010,40:909-977.

[8] 韓君,梁學(xué)峰,徐應(yīng)明,等.黏土礦物原位修復(fù)鎘污染稻田及其對土壤氮磷和酶活性的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2014,34(11):2853-2860. HAN J,LIANG X F,XU Y M,et al.In-situ remediation of Cd-polluted paddy soil by clay minerals and their effects on nitrogen phosphorus and enzymatic activities[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2014,34(11):2853-2860.

[9] 徐愿堅(jiān),韓君,楊舒,等.基于植物仿生的污染土壤原位自持修復(fù)裝置和方法:中國,201410001839.7[P].2014-01-02.

[10] 周建強(qiáng),劉曉玲,韓君,等.基于植物仿生的土壤重金屬污染原位自持修復(fù)技術(shù)[J].環(huán)境化學(xué),2016,35(7):1398-1406. ZHOU J Q,LIU X L,HAN J,et al.Soil heavy metal pollution in situ remediation technique-based on plant evapotranspiration bionic development[J].Environment Chemistry,2016,35(7):1398-1406.

[11] 吳國輝,劉福娟.植物的蒸騰作用分析[J].農(nóng)機(jī)化研究,2004(5):287.

[12] 董澤軍.植物蒸騰作用高速率之原因[J].中國農(nóng)學(xué)通報,2010,26(21):131-135. DONG Z J.A primary discussion on high velocity of plant transpiration[J].Chinese Agricultural Science Bulletin,2010,26(21):131-135.

[13] 朱健,王平,羅文連,等.硅藻土吸附重金屬離子研究現(xiàn)狀及進(jìn)展[J].中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報,2011,31(7):183-189. ZHU J,WANG P,LUO W L,et al.Present situation and development of adsorption of diatomite for heavy metal ions[J].Journal of Central South University of Forestry & Technology,2011,31(7):183-189.

[14] 林青,徐紹輝.土壤中重金屬離子競爭吸附的研究進(jìn)展[J].土壤,2008,40(5):706-711. LIN Q,XU S H.A review on competitive adsorption of heavy metal in soils[J].Soils,2008,40(5):706-711.

[15] 黃昌勇,徐建明.土壤學(xué)[M].北京:中國農(nóng)業(yè)出版社,2010.

[16] CHADI H S.Speciation of zinc in contaminated soils[J].Environmental Pollution,2008,155:208-216.

[17] 戴樹桂.環(huán)境化學(xué)進(jìn)展[M].北京:化學(xué)工業(yè)出版社,2005:181-183.

[18] MA Y B,UREN N C.The fate and transformation of zinc added to soils[J].Australian Journal of Soil Research,1997,53:727-738.

[19] COVELO E F,ANDRADE M L,VEGA F A.Heavy metal adsorption by humic umbrisols:selectivity sequences and competitive sorption kinetics[J].Journal of Colloid and Interface Science,2004,280(1):1-8.

[20] MCBRIDE M B,SUAVE S,HENDERSOT W.Solubility control of Cu,Zn,Cd and Pb in contaminated soils[J].European Journal of Soil Science,2005,48(2):337-346.

[21] GUILLON E,FLOGEAC K,APLINCOURT M.Competitive sorption of metal ions onto a north-eastern France soil:isotherms and XAFS studies[J].Geoderma,2007,139:180-189.

[22] 趙芳玉,薛洪海,李哲,等.低品位硅藻土吸附重金屬的研究[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2010,19(12):2978-2981. ZHAO F Y,XUE H H,LI Z,et al.Study on the adsorption of heavy metals with raw linjiang diatomite[J].Ecology and Environmental Sciences,2010,19(12):2978-2981.

[23] 徐應(yīng)明,梁學(xué)峰,孫國紅,等.海泡石表面化學(xué)特性及其對重金屬Pb2+Cd2+Cu2+吸附機(jī)理研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2009,28(10):2057-2063. XU Y M,LIANG X F,SUN G H,et al.Surface chemical characteristics of sepiolites and their adsorption mechanisms of Pb2+,Cd2+and Cu2+[J].Journal of Agro-Environment Science,2009,28(10):2057-2063.

[24] 李媛媛,劉文華,陳富強(qiáng),等.巰基化改性膨潤土對重金屬的吸附性能[J].環(huán)境工程學(xué)報,2013,7(8):3013-3018. LI Y Y,LIU W H,CHEN F Q,et al.Adsorption properties of thiol-functionalized bentonite for heavy metals[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2013,7(8):3013-3018.

[25] 蔡信德,仇榮亮,陳桂珠.外加鎳在土壤中的形態(tài)與再分配[J].生態(tài)環(huán)境,2015,14(3):341-344. CAI X D,QIU R L,CHEN G Z.Speciation and redistribution of nickel added in soil[J].Ecology and Environment,2015,14(3):341-344.□

Morphology analysis of heavy metals in soil pollution in-situ remediation technique based on phyto-mimic method

ZHOU Jianqiang1, HAN Jun2, XU Yuanjian1, YANG Lipeng2

1.Key Laboratory of Reservoir Aquatic Environment, Three Gorges Ecological & Environmental Research Institute,Chongqing Institute of Green and Intelligent Technology, Chinese Academy of Sciences, Chongqing 401122, China 2.Beijing E&E Technologies Group Corporation Limited, Beijing 100016, China

The field remediation effect of phyto-mimic method and the changes of Cr, Ni, Zn and Fe in different forms of soil were studied, using the in situ remediation technique based on phyto-mimic method. Results showed that after three months of phyto-mimic remediation, the concentration of Cr, Zn, Ni and Fe decreased month by month, with the reduction rate for heavy metals being 17.33%, 27.03%, 31.60% and 5.17%, respectively. The morphological changes of the four kinds of heavy metals in phyto-mimic remediation are not the same. The reduction rate of soil Zn and Cr contents of different forms is as follows: acid soluble> reducible> oxidizable> residual fraction; while the reduction rate of soil Ni and Fe contents of different forms is as follows: acid soluble> oxidizable > reducible > residual fraction. The four kinds of heavy metals can be enriched in the filler and simulation blade of the phyto-mimic remediation device, and the adsorption properties of the filler will affect the content of the four kinds of heavy metals in the simulated blade.

phyto-mimic; soil; in-situ remediation technology; heavy metals; morphology

2016-06-12

周建強(qiáng)(1990—)，男，碩士，主要從事土壤修復(fù)研究，995774933@qq.com

*責(zé)任作者：徐愿堅(jiān)(1973—)，男，研究員，博士，主要從事超臨界水熱、土壤修復(fù)等研究，xuyuanjian@cigit.ac.cn 韓君(1984—)，女，博士，主要從事土壤修復(fù)研究，han.j@e-etech.com

X53

1674-991X(2017)01-0071-07

10.3969j.issn.1674-991X.2017.01.011

周建強(qiáng)，韓君，徐愿堅(jiān),等.基于植物仿生的污染土壤原位自持修復(fù)中重金屬形態(tài)變化分析[J].環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報,2017,7(1):71-77.

ZHOU J Q, HAN J, XU Y J, et al.Morphology analysis of heavy metals in soil pollution in-situ remediation technique based on phyto-mimic method[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2017,7(1):71-77.