硫酸根自由基高級(jí)氧化技術(shù)對(duì)污染場(chǎng)地多環(huán)芳烴的修復(fù)效果研究①

徐源洲，張力浩，魏志敏，張旭輝，趙晨雨，李輝信，胡 鋒，徐 莉

硫酸根自由基高級(jí)氧化技術(shù)對(duì)污染場(chǎng)地多環(huán)芳烴的修復(fù)效果研究①

徐源洲，張力浩，魏志敏，張旭輝，趙晨雨，李輝信，胡 鋒，徐 莉*

(南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，南京 210095)

硫酸根自由基高級(jí)氧化技術(shù)(sulfate radical (SO· – 4) based advanced oxidation processes, SR-AOPs)是一種被廣泛應(yīng)用于降解土壤有機(jī)污染物的原位氧化修復(fù)技術(shù)。然而，關(guān)于SR-AOPs降解土壤多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)的報(bào)道相對(duì)較少。本研究以南京某煉鋼廠(chǎng)附近土壤作為試驗(yàn)樣本，通過(guò)設(shè)置不同比例混合體系的過(guò)硫酸鈉(Na2S2O8)和亞鐵離子(Fe2+)以及反應(yīng)不同時(shí)間，探究SR-AOPs對(duì)土壤中16種PAHs的修復(fù)效果以及最佳技術(shù)方案。結(jié)果表明：Na2S2O8和Fe2+的配比會(huì)顯著影響土壤PAHs的降解效果，當(dāng)兩者比例達(dá)到10︰1時(shí)，即Na2S2O8用量為5 mmol/g，F(xiàn)e2+用量為0.5 mmol/g，反應(yīng)時(shí)間為24 h時(shí)，PAHs總降解率最高，可達(dá)到29.32%；不同環(huán)數(shù)的PAHs決定了SR-AOPs的降解效果，其中SR-AOPs對(duì)四環(huán)PAHs降解效率最高，總降解率達(dá)到37.32%；此外，降解效率隨反應(yīng)時(shí)間增加而增加，在24 h達(dá)到效果最佳。因此，本研究結(jié)果可為SR-AOPs修復(fù)土壤PAHs提供理論依據(jù)。

硫酸根自由基；多環(huán)芳烴；污染場(chǎng)地；降解效率；修復(fù)

多環(huán)芳烴(Polycyclic aromatic hydrocarbons，簡(jiǎn)稱(chēng)PAHs)是一類(lèi)持久性有毒有機(jī)污染物，通常含有兩個(gè)或兩個(gè)以上以稠環(huán)、直鏈、角狀等方式相連的苯環(huán)，根據(jù)環(huán)數(shù)可以劃分為低環(huán)(2 ~ 3環(huán))、中環(huán)(4環(huán))、高環(huán)(5 ~ 6環(huán))3種類(lèi)型[1-2]{金贊芳, 2001 #201}。隨著全球工業(yè)化的發(fā)展，PAHs常通過(guò)工業(yè)泄露以及廢物、廢氣的不合理排放等途徑進(jìn)入水、大氣以及土壤環(huán)境。由于PAHs具有持久性、普遍性和較低的水溶性，辛醇水分配系數(shù)較高，且易附著于土壤顆粒，因此，土壤是PAHs的主要載體[3-4]。土壤中的PAHs可以通過(guò)多種途徑進(jìn)入人體，對(duì)人們的生命健康造成嚴(yán)重威脅[5]。因此，研究如何有效降解土壤中的PAHs對(duì)環(huán)境友好發(fā)展和保護(hù)人體健康都具有重大意義。

目前，化學(xué)氧化修復(fù)技術(shù)具有降解周期短、適用于多種類(lèi)別與濃度的污染物、成本價(jià)格低等一系列優(yōu)點(diǎn)，在場(chǎng)地污染土壤修復(fù)工程中被廣泛應(yīng)用[6]?；瘜W(xué)氧化修復(fù)技術(shù)有很多不同類(lèi)型，常見(jiàn)的有芬頓(Fenton)技術(shù)，即利用亞鐵離子(Fe2+)為催化劑和H2O2反應(yīng)產(chǎn)生強(qiáng)氧化性的自由基羥基自由基(·OH)，可有效降解PAHs[7-8]。硫酸根自由基(SO·– 4)是另一種常見(jiàn)的強(qiáng)氧化性自由基。它的反應(yīng)原理為通過(guò)添加Fe2+活化過(guò)硫酸鈉(Na2S2O8)，使得Na2S2O8本身的-O-O-斷裂產(chǎn)生具有強(qiáng)氧化性的硫酸根自由基(SO·– 4)，通過(guò)與PAHs發(fā)生電子轉(zhuǎn)移發(fā)生反應(yīng)，從而降解土壤中的PAHs[9]。相比芬頓技術(shù)，硫酸根自由基高級(jí)氧化技術(shù)(sulfate radical (SO·– 4) based advanced oxidation processes, SR-AOPs)具有穩(wěn)定性好、pH適用范圍廣、對(duì)環(huán)境友好等特點(diǎn)[10]。

目前，國(guó)內(nèi)外主要集中于對(duì)單一多環(huán)芳烴的污染土壤進(jìn)行SR-AOPs修復(fù)研究，通過(guò)Fe2+活化Na2S2O8來(lái)降解土壤典型的PAHs：如萘、蒽、苊，在它們單一污染1 000 mg/kg濃度下，一周之后，萘、蒽、苊的降解率分別可以達(dá)到約35%，20%，30%[11]。也有少量研究復(fù)合PAHs污染土壤的修復(fù)研究，但大多通過(guò)人為外加高濃度PAHs來(lái)實(shí)現(xiàn)，有研究通過(guò)SR-AOPs修復(fù)人為添加340 mg/kg的PAHs污染土壤，通過(guò)調(diào)整溫度并且加入檸檬酸鹽螯合鐵等手段，當(dāng)溫度為60 ℃ 時(shí)最優(yōu)降解效率達(dá)到73.3%[12]。

也有研究針對(duì)活化Na2S2O8降解焦化場(chǎng)地高濃度PAHs污染的土壤，但修復(fù)效果并不理想，降解效率僅能達(dá)到22.19%[13]。因?yàn)閷?shí)際污染場(chǎng)地的土壤由于長(zhǎng)期受到污染，成分復(fù)雜且PAHs的濃度較低，因此，提高了土壤修復(fù)的難度，為了有效改變這種現(xiàn)狀，我們?cè)诔浞帜M實(shí)際污染土壤的條件下，創(chuàng)造出一種有效修復(fù)PAHs污染土壤的技術(shù)。

此外，多項(xiàng)研究表明土壤中PAHs的降解效率Na2S2O8跟Fe2+的比例影響，例如在化學(xué)氧化修復(fù)PAHs污染的底泥中，隨著Na2S2O8和Fe2+比例的增加，PAHs去除率逐漸增加，之后出現(xiàn)穩(wěn)定平臺(tái)，在Na2S2O8濃度為4 mmol/g，F(xiàn)e2+為0.5 mmol/g時(shí)，最高去除率能達(dá)到88%[14]。同時(shí)土壤的性質(zhì)也會(huì)影響PAHs的降解效率，研究表明隨著土壤有機(jī)質(zhì)含量的增加，SR-AOPs對(duì)PAHs的降解率降低；隨著土壤pH升高，SR-AOPs對(duì)PAHs降解率升高，在pH 7 ~ 8達(dá)到最大[15]。除了以上因素外，PAHs本身的分子性質(zhì)也會(huì)影響SR-AOPs的修復(fù)效果，研究表明隨著PAHs本身電位電勢(shì)不同會(huì)影響其降解效率[16]。因此很多電化學(xué)修復(fù)技術(shù)研究對(duì)電位電勢(shì)影響PAHs降解效率關(guān)注較多，但是在化學(xué)修復(fù)技術(shù)研究中對(duì)影響其降解效率關(guān)注較少。

因此，本研究以某煉鋼廠(chǎng)長(zhǎng)期污染的自然土壤為對(duì)象，通過(guò)調(diào)整Na2S2O8跟Fe2+的不同配比、不同反應(yīng)時(shí)間，獲得最佳的SR-AOPs方案，同時(shí)比較該技術(shù)對(duì)不同環(huán)數(shù)PAHs的去除效率，分析影響降解效率的因素，為之后的污染場(chǎng)地實(shí)際修復(fù)應(yīng)用提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

高效液相色譜儀(Agilent 1260，美國(guó)，安捷倫公司)；恒溫振蕩器(金壇市江南儀器廠(chǎng))；超聲波清洗器(昆山禾超聲儀器有限公司)； pH計(jì)(德國(guó)，Sartorius公司)；電子天平(SHIMADAU公司)；旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀(德國(guó)BUCHI公司)；超純水儀(南京易普易達(dá)發(fā)展有限公司制造)；離心機(jī)(安徽中科中佳科學(xué)儀器有限公司)；冷凍干燥機(jī)。

過(guò)硫酸鈉(Na2S2O8)、七水合硫酸亞鐵(FeSO4·7H2O)均為分析純，購(gòu)于國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司；甲醇(Methanol，CH3OH)、丙酮(Acetone，C3H6O)、正己烷(Hexane，C6H14)、二氯甲烷(dichloromethane，CH2Cl2)均為HPLC 級(jí)，購(gòu)自于上海安譜科學(xué)儀器有限公司；16種多環(huán)芳烴標(biāo)準(zhǔn)溶液1 000 mg/L，組分為萘(NAP)，二氫苊(ACY)，苊(ACE)，芴(FL)，菲(PH)，蒽(AN)，熒蒽(FLU)，芘(PY)，?(CH)，苯并蒽(BaA)，苯并b熒蒽(BbF)，苯并k熒蒽(BkF)，苯并芘(BaP)，二苯并蒽(DA)，苯并苝(BP)，茚并芘(IP)購(gòu)自于北京市百靈威試劑有限公司；試驗(yàn)用純水由Millipore Elix 5系統(tǒng)制備。

1.2 供試土壤

供試土壤取自南京某鋼鐵廠(chǎng)基地。采集廠(chǎng)區(qū)附近用地表層0 ~ 30 cm土壤。去除土壤中根莖、石子等雜物，均勻混合后置于室內(nèi)風(fēng)干，再研磨后過(guò)20目篩。土樣于玻璃瓶中常溫保存。

土壤有機(jī)質(zhì)含量為18.74 g/kg，pH為6.4，有效鐵含量為6.63 mg/kg，全氮含量為0.87 g/kg，全磷含量為0.7 g/kg，全鉀含量為0.24 g/kg。經(jīng)分析，土壤中多環(huán)芳烴總濃度為32.68 mg/kg，16種多環(huán)芳烴的各自濃度如表1所示。

表1 供試土壤中16種多環(huán)芳烴的濃度

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)采用SR-AOPs降解土壤中多環(huán)芳烴的方法，試驗(yàn)于2017年8月25日在南京農(nóng)業(yè)大學(xué)土壤生態(tài)實(shí)驗(yàn)室開(kāi)展，共設(shè)9個(gè)處理，每個(gè)處理4次重復(fù)，在保證Fe2+濃度不變的條件下，改變Na2S2O8的濃度。具體見(jiàn)表2。稱(chēng)取5 g供試土壤，置于30 ml棕色玻璃瓶中，按照表2添加相應(yīng)劑量的氧化劑，補(bǔ)充去離子水為田間持水量的60%。用保鮮膜密封后，置于生化培養(yǎng)箱25 ℃黑暗培養(yǎng)。在12、24和48 h分別采集土壤樣品，冷凍干燥后，4 ℃ 保存待測(cè)。

表2 試驗(yàn)處理

1.4 PAHs的提取和測(cè)定

取2 g土壤樣品于30 ml玻璃離心管中，加入10 ml二氯甲烷，蓋緊后于超聲水浴中超聲萃取1 h，后4 000 r/min離心10 min。取3 ml上清液過(guò)層析柱(上層2 g無(wú)水硫酸鈉，下層2 g硅膠)凈化并用11 ml 1:1的二氯甲烷和正己烷溶液洗脫，過(guò)柱后萃取液和洗脫液收集至旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)瓶。40 ℃ 恒溫下濃縮至干。用甲醇潤(rùn)洗定容到2 ml。過(guò)0.22 μm孔徑有機(jī)相濾膜后。HPLC/UV-FLD分析[17]。

本試驗(yàn)采用外標(biāo)法定量，通過(guò)16種PAHs的標(biāo)準(zhǔn)品的不同濃度做標(biāo)準(zhǔn)曲線(xiàn)，根據(jù)峰面積，計(jì)算待測(cè)物的濃度。16種PAHs中苊烯不適用熒光檢測(cè)，因此僅用紫外檢測(cè)該物質(zhì)，其余物質(zhì)采用熒光定量檢測(cè)，采用梯度淋洗和紫外、熒光檢測(cè)器串聯(lián)的方法分離檢測(cè)16種PAHs，紫外和熒光檢測(cè)均采用波長(zhǎng)切換，并且紫外檢測(cè)器開(kāi)啟雙波長(zhǎng)檢測(cè)模式。此種方法可消除干擾物質(zhì)的影響，分離效果好，出峰尖銳、對(duì)稱(chēng)。對(duì)于紫外檢測(cè)器，PAHs濃度0.01 ~ 5 mg/L范圍內(nèi)，16種PAHs的線(xiàn)性相關(guān)系數(shù)均在0.999 1以上，檢出限為0.000 5 ~ 0.006 mg/L。對(duì)于熒光檢測(cè)器，PAHs濃度0.001 ~ 0.4 mg/L范圍內(nèi)，15種PAHs的線(xiàn)性相關(guān)系數(shù)均在0.999 3以上，檢出限為0.000 07 ~ 0.000 7 mg/L。標(biāo)線(xiàn)梯度設(shè)置為0.005、0.01、0.05、0.1、0.5、5 mg/L。供試土壤樣品中16種PAHs的方法回收率為60.59% ~ 104.4%。

高效液相色譜測(cè)定條件色譜柱：Waters PAH C18 (250 mm×4.6 mm, 5 μm)；流動(dòng)相：A：水，B：甲醇，流速1.0 ml/min，進(jìn)樣體積20 μl，柱溫30 ℃。流動(dòng)相梯度洗脫程序：0 min，80% B；7 min，80% B；10 min，100% B；30 min，100% B；35 min，80% B；40 min結(jié)束。

1.5 數(shù)據(jù)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用SPSS 18.0統(tǒng)計(jì)分析軟件進(jìn)行單因素方差分析(One-way ANOVA)，其中顯著性水平取0.05，相關(guān)性分析采用Pearson分析。圖形繪制采用Sigmaplot 12.5。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤多環(huán)芳烴的去除效果

由圖1可知，過(guò)硫酸鈉(Na2S2O8)和亞鐵離子(Fe2+)不同配比對(duì)土壤中PAHs的降解效果不同，隨著Na2S2O8濃度的增大，PAHs降解率增加，Na2S2O8劑量增加到5 mmol/g時(shí)，降解率達(dá)到最高，后續(xù)即使進(jìn)一步增加Na2S2O8至6 mmol/g，PAHs降解效率也不會(huì)增加。由此表明，一定范圍內(nèi)，PAHs的去除率隨著氧化劑劑量的增加而升高，超過(guò)一定的范圍，PAHs的去除率基本不再增加。

(圖中小寫(xiě)字母不同表示同一培養(yǎng)時(shí)間不同處理間差異顯著(P<0.05))

已有報(bào)道對(duì)煉鋼廠(chǎng)土壤中PAHs的修復(fù)效果研究中，硫酸根自由基高級(jí)氧化技術(shù)(SR-AOPs)降解PAHs的效率也出現(xiàn)了先升高后穩(wěn)定的現(xiàn)象，SR-AOPs對(duì)總PAHs的降解效果隨著氧化劑添加量的提高而提高，其中當(dāng)Na2S2O8劑量為4 mmol/g時(shí)達(dá)到最優(yōu)效果[18]，但是本試驗(yàn)中最優(yōu)Na2S2O8劑量5 mmol/g與此有一定差異，原因可能是有機(jī)質(zhì)含量的差異，前文中有機(jī)質(zhì)含量為13.29 g/kg，但是本試驗(yàn)有機(jī)質(zhì)含量為18.74 g/kg，有文獻(xiàn)報(bào)道隨著有機(jī)質(zhì)含量越高，消耗氧化劑用量越大[19-20]。

在Fe2+一定的條件下，隨著Na2S2O8的增加，土壤中硫酸根自由基(SO·– 4)逐漸達(dá)到飽和狀態(tài)，之后即使Na2S2O8增加，SO·– 4也不會(huì)再增加，從而不能對(duì)PAHs進(jìn)行進(jìn)一步的氧化。

在Na2S2O8和Fe2+最佳濃度條件下，不同反應(yīng)時(shí)間會(huì)影響PAHs降解效率，隨著反應(yīng)時(shí)間延長(zhǎng)，降解效率先增加后減少。24 h反應(yīng)時(shí)間降解效率最高，為29.32%；48 h時(shí)次之，為27.26%；12 h時(shí)最低，降解效率為25.41%。出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因可能是12 h時(shí)間較短，反應(yīng)還未充分完全；48 h后降解率較低的原因可能是與有一部分PAHs與土壤中有機(jī)質(zhì)結(jié)合緊密有關(guān)，有研究表明化學(xué)氧化修復(fù)可以減少土壤中的有機(jī)質(zhì)，而有機(jī)質(zhì)的減少使得土壤降低對(duì)疏水性有機(jī)污染物(PAHs)的吸收能力[21]，在48 h時(shí)這種結(jié)構(gòu)可能被破壞，導(dǎo)致土壤殘留態(tài)中的PAHs釋放出來(lái)使得濃度升高，進(jìn)而造成整體降解效率降低的現(xiàn)象[22]。

綜上所述，在反應(yīng)時(shí)間為24 h時(shí)，Na2S2O8用量為5 mmol/g，F(xiàn)e2+用量為0.5 mmol/g的情況下對(duì)污染場(chǎng)地中PAHs的去除率最高。

2.2 不同環(huán)數(shù)PAHs的去除率

此外，交互作用結(jié)果顯示，Na2S2O8和Fe2+不同配比以及培養(yǎng)時(shí)間對(duì)PAHs降解影響極顯著。因此在PAHs降解過(guò)程中應(yīng)該注意Na2S2O8和Fe2+兩者之間比例還有反應(yīng)時(shí)間的影響，充分考慮物料和時(shí)間成本下，得到最優(yōu)效果。

2.3 PAHs不同分子性質(zhì)對(duì)降解效率的影響

污染物的性質(zhì)會(huì)影響降解效率，本研究選擇降解效率最高的24 h的結(jié)果，分析比較PAHs不同分子性質(zhì)對(duì)降解效率的影響，尋求影響PAHs降解的最關(guān)鍵因子。由圖3可知，PAHs的降解效率跟它的物理化學(xué)性質(zhì)Ea(電子親和力)、E0(標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電勢(shì))及Gap(軌道能隙值)呈現(xiàn)正相關(guān)，PAHs的logKow(辛醇–水分配系數(shù))、MW(分子量)、NOR(環(huán)數(shù))對(duì)其去除率的影響較小。表3各個(gè)指標(biāo)之間的相關(guān)系數(shù)進(jìn)一步驗(yàn)證了圖3的結(jié)論。

很多化學(xué)氧化修復(fù)技術(shù)研究普遍認(rèn)為，影響PAHs的降解效率最大因素是logKow，并且比較了PAHs的logKow對(duì)PAHs降解率的影響[14, 25]。通過(guò)本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)SR-AOPs影響PAHs降解效率最大因素是Ea。原因可能是PAHs氧化是在土-水界面自由基參與的反應(yīng)，PAHs和氧或者是其他接受體之間發(fā)生電子轉(zhuǎn)移，電子轉(zhuǎn)移又主要取決于電子親和力，這個(gè)比疏水性在PAHs去除率方面提供了更有用的信息[26]。其他相關(guān)研究也表明，PAHs的離子勢(shì)(Ea、E0)比它的疏水性(logKow)更影響其可處理性，尤其是在PAHs可以被有效氧化的試驗(yàn)條件下[27]。

(DR：不同配比，T：時(shí)間，DR×T：不同配比×?xí)r間；A~E分別表示2 ~ 6環(huán)的PAHs；小寫(xiě)字母不同表示同一處理不同培養(yǎng)時(shí)間下差異顯著(P<0.05))

綜上所述，SR-AOPs有底物偏好，因此在實(shí)際的修復(fù)工程中，可以根據(jù)土壤污染特征選擇合適的技術(shù)，目標(biāo)污染物不同，適宜的氧化方法也有所差異，針對(duì)于某一種方法難以將所有的PAHs全部去除，還可以考慮將多種方法進(jìn)行組合，或者采取一些輔助手段，如添加不同的絡(luò)合劑或者表面活性劑，從而更有效地去除土壤中的各類(lèi)污染物，達(dá)到更好的修復(fù)效果[28-30]。

3 結(jié)論

1)利用SR-AOPs技術(shù)，在氧化劑Na2S2O8劑量為5 mmol/g、Fe2+劑量為0.5 mmol/g的條件下反應(yīng)24 h，污染場(chǎng)地土壤中復(fù)合PAHs的降解率最高，可達(dá)到29.32%。

2)SR-AOPs對(duì)高環(huán)的PAHs有明顯的降解效果，對(duì)四環(huán)PAHs的降解率最高，對(duì)二環(huán)PAHs的降解率最低。

3)利用SR-AOPs，不同的PAHs的性質(zhì)結(jié)構(gòu)會(huì)影響降解效率，PAHs的電子親和力(Ea)與PAHs的降解效率相關(guān)性系數(shù)最高。

(Gap：軌道能隙值；E0：標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電勢(shì)；Ea：電子親和力；logKow：辛醇–水分配系數(shù)；MW：分子量；NOR：環(huán)數(shù)；其他PAHs類(lèi)別見(jiàn)表1)

表3 不同PAHs的分子性質(zhì)與降解效率之間的Pearson相關(guān)系數(shù)

注：** 表示相關(guān)性達(dá)到<0.01顯著水平，* 表示相關(guān)性達(dá)到<0.05顯著水平。

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Effects of Sulfate Radical Advanced Oxidation Technology on PAHs Remediation in Contaminated Sites

XU Yuanzhou, ZHANG Lihao, WEI Zhimin, ZHANG Xuhui, ZHAO Chenyu, LI Huixin, HU Feng, XU Li*

(College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China)

Sulfate radical advanced oxidation processes (SR-AOPs) are promising in-situ chemical oxidation (ISCO) technologies for soil remediation with organic pollutants. However, few studies have explored the polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) remediation by using SR-AOPs. In this study, soil samples were collected from the steel mills in Nanjing, and the different ratios of Na2S2O8and Fe2+and degradation time were investigated to degradation efficiencies of 16 PAHs in soil. The results showed that the ratios of Na2S2O8and Fe2+could significantly impact on the degradation efficiencies, degradation efficiencies reached the optimum efficiency 29.32% when the Na2S2O8: Fe2+= 10:1 during 24 h reaction. Besides, the ring of PAHs plays a key role in degradation efficiency by using SR-AOPs technologies, and the tetracyclic PAHs had the highest degradation rate of 37.32% than others. Furthermore, degradation efficiency was increased with increasing reaction time, and the highest degradation efficiency under 24 h reaction was found. These factors should be considered when using SR-AOPs in PAHs remediation in soil.

Sulfate free radical; PAHs; Contaminated sites; Degradation efficiency; Remediation

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2020.03.016

徐源洲, 張力浩, 魏志敏, 等. 硫酸根自由基高級(jí)氧化技術(shù)對(duì)污染場(chǎng)地多環(huán)芳烴的修復(fù)效果研究. 土壤, 2020, 52(3): 532–538.

中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費(fèi)專(zhuān)項(xiàng)資金(KYZ201626)和國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41101292)資助。

(xuli602@njau.edu.cn)

徐源洲(1993—)，男，山東濰坊人，碩士研究生，從事土壤污染修復(fù)研究。E-mail: 2016103028@njau.edu.cn