土壤中Cr(Ⅵ)吸附規(guī)律試驗(yàn)研究

王玉雪, 童菊秀*， 李壁君

(1. 中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京)地下水循環(huán)與環(huán)境演化教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100083； 2. 中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京)水資源與環(huán)境學(xué)院，北京 100083)

鉻是一種常見的有毒重金屬，長(zhǎng)期職業(yè)接觸、空氣污染或接觸鉻的灰塵，可引起皮膚疾病和呼吸道疾病，長(zhǎng)期攝入還有可能導(dǎo)致腺癌、肺癌等，對(duì)人體健康具有極大危害.目前，土壤中的鉻污染已經(jīng)成為全球緊迫的環(huán)境問(wèn)題[1].鉻作為一種重要的原材料和加工材料，在皮革鞣制、紡織生產(chǎn)、印染、鍍鉻、機(jī)械制造、油漆制造、建材生產(chǎn)和化工生產(chǎn)等領(lǐng)域有著廣泛的應(yīng)用[2].這些行業(yè)產(chǎn)生的工業(yè)廢水和固體廢物如果處理不當(dāng)，可能導(dǎo)致天然水系統(tǒng)和土壤中的鉻污染[3].鉻在環(huán)境中存在幾種不同的氧化態(tài)，在Cr2+和Cr6+之間，但只有Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)在環(huán)境中普遍存在[4].鉻的生物利用度和毒性主要取決于其氧化態(tài).Cr(Ⅲ)是一種重要的生物微量營(yíng)養(yǎng)素，可以維持生物體內(nèi)葡萄糖、膽固醇和脂肪的正常代謝，保持機(jī)體健康.與Cr(Ⅲ)相比，Cr(Ⅵ)具有更強(qiáng)的致癌和致突變能力，其毒性是Cr(Ⅲ)的100多倍，并且Cr(Ⅵ)具有很強(qiáng)的氧化能力和遷移能力，對(duì)生態(tài)系統(tǒng)和人類健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅[5].根據(jù)世界衛(wèi)生組織(WHO)的數(shù)據(jù)，飲用水中Cr(Ⅵ)的含量不宜超過(guò)0.05 mg/L[6].因此，研究Cr(Ⅵ)在土壤中的吸附規(guī)律以減少其對(duì)土壤和地下水的污染是十分必要的.

國(guó)內(nèi)外有大量的吸附研究集中在土壤本身的pH值上[7]，但土壤溶液pH值對(duì)土壤重金屬吸附有很大影響.在pH值不受控制的條件下，工業(yè)附近的泄漏和高濃度廢水被大量排放，及時(shí)采取有效的治理措施是很有必要的.已有學(xué)者采用批量平衡試驗(yàn)來(lái)對(duì)Cr(Ⅵ)在土壤中的吸附展開研究[8].批量平衡試驗(yàn)因其操作方便、試驗(yàn)周期短而被廣泛應(yīng)用于吸附過(guò)程，但是批量平衡試驗(yàn)存在一定的局限性，它不提供任何關(guān)于水動(dòng)力參數(shù)的信息[9].而動(dòng)態(tài)柱試驗(yàn)?zāi)軌蚋鎸?shí)地反應(yīng)重金屬在土壤中的運(yùn)移過(guò)程，并得到溶質(zhì)運(yùn)移以及吸附性的相關(guān)參數(shù)，解釋Cr(Ⅵ)在田間土壤中吸附的動(dòng)力學(xué)行為.運(yùn)用動(dòng)力學(xué)模型來(lái)描述重金屬Cr(Ⅵ)在土壤中的吸附機(jī)理在國(guó)內(nèi)外已得到廣泛應(yīng)用，用計(jì)算機(jī)軟件選擇適宜的模型對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，來(lái)反演溶質(zhì)在土壤中遷移轉(zhuǎn)布的相關(guān)參數(shù)，并根據(jù)已有的參數(shù)建立合適的預(yù)測(cè)模型，對(duì)其在時(shí)間或空間上的運(yùn)移規(guī)律做出預(yù)測(cè)，已成為目前的研究熱點(diǎn).

因此，文中以動(dòng)態(tài)柱試驗(yàn)為基礎(chǔ)，通過(guò)Cl-穿透試驗(yàn)求取彌散系數(shù)，并調(diào)節(jié)初始溶液的pH和濃度，制備6種不同性質(zhì)的土樣進(jìn)行動(dòng)態(tài)吸附試驗(yàn)研究Cr(Ⅵ)在土壤中的吸附特性，采用Origin軟件擬合穿透曲線，運(yùn)用CXTFIT反演得到的溶質(zhì)運(yùn)移參數(shù)來(lái)驗(yàn)證土柱試驗(yàn)的結(jié)果，深入分析Cr(Ⅵ)在土壤中的吸附特性，并為后期建立合適的預(yù)測(cè)模型，提供理論和參數(shù)支持.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料及裝置

試驗(yàn)所選用的土壤同文獻(xiàn)[10]，均來(lái)自武漢市東西湖開發(fā)區(qū)慈惠蔬菜基地.該研究區(qū)土壤呈偏堿性，土壤有機(jī)質(zhì)含量為10.43～28.72 mg/kg.將菜地表層的土壤取出后,均勻分散挑選出土壤中的雜質(zhì)，經(jīng)室內(nèi)自然風(fēng)干后，過(guò)0.1～2.0 mm的篩網(wǎng)，將土壤樣品分出小部分用于烘干含水率測(cè)量以及背景值檢測(cè).將分好的土壤用密封袋裝好，寄送至理化分析測(cè)試中心檢測(cè)，土壤的理化特征結(jié)果：θ砂土，θ壤土，θ黏土分別為37.56%,55.60%,6.84%,容重為1.35 g/cm3,氧化還原電位為497.31 mV,陽(yáng)離子交換量為20.96 mol/kg, Cr(Ⅵ),Fe2+,游離氧化鋁，游離氧化鐵，氧化錳，總鉻分別為<0.015, 29.5, 940, 3 770, 512, 96.3 mg/kg, pH為8.1.土壤粒徑分級(jí)用馬爾激光粒度儀測(cè)得，陽(yáng)離子交換容量以及pH值由電位計(jì)測(cè)量，分光光度計(jì)測(cè)得二價(jià)鐵和六價(jià)鉻的含量，土壤中鐵氧化物、鋁氧化物以及錳氧化物的含量參照國(guó)標(biāo)中的浸提法測(cè)得，用ICP-AES儀器來(lái)檢測(cè)總鉻的含量.所有的檢測(cè)方法均參考國(guó)標(biāo).

試驗(yàn)所用試劑是優(yōu)級(jí)純K2Cr2O7配制的一定濃度的污染液，且均以0.05 mol/L的氯化鈣溶液作為其背景電解質(zhì)，用HCl和NaOH溶液來(lái)調(diào)節(jié)重鉻酸鉀溶液的pH值.

試驗(yàn)于2017年6—9月在中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京)水化學(xué)實(shí)驗(yàn)室內(nèi)進(jìn)行土壤的室內(nèi)動(dòng)態(tài)吸附試驗(yàn).試驗(yàn)裝置如圖1所示，包括有機(jī)玻璃柱、軟膠管、蠕動(dòng)泵及各玻璃試驗(yàn)容器等.在試驗(yàn)中，有機(jī)玻璃柱是直徑40 mm和長(zhǎng)300 mm的樹脂玻璃柱.試驗(yàn)前先用粗砂紙對(duì)有機(jī)玻璃柱內(nèi)壁進(jìn)行打磨處理，保證邊壁粗糙，以避免邊壁有優(yōu)勢(shì)流的產(chǎn)生.而在有機(jī)玻璃柱的兩端分別設(shè)計(jì)有2 cm高的反濾層，由細(xì)小的卵礫石和石英砂構(gòu)成，以防止土體塌陷和實(shí)現(xiàn)均勻布水，不同填充介質(zhì)之間墊有尼龍濾網(wǎng).

圖1 試驗(yàn)裝置示意圖

1.2 混合置換試驗(yàn)方案

1.2.1 示蹤試驗(yàn)

為了計(jì)算彌散系數(shù)，選用穿透性強(qiáng)、不具備吸附性的保守Cl-來(lái)進(jìn)行示蹤試驗(yàn).為了飽和土柱，緩慢地向土柱內(nèi)通入0.01 mol/L的NaNO3溶液，并觀察出流液流量變化；待出流液流量近似穩(wěn)定后，表明土柱已基本排除空氣，此時(shí)將入流液換成0.05 mol/L的NaCl溶液，進(jìn)行示蹤試驗(yàn).以0.08 μL/min的速度將該溶液通入土柱內(nèi)，每4 h進(jìn)行1次出流液采集，并參照《GB 11896—89水質(zhì)—氯化物的測(cè)定：硝酸銀滴定法》進(jìn)行出流液濃度檢測(cè).待出流液中氯離子濃度趨于穩(wěn)定，示蹤試驗(yàn)結(jié)束.

1.2.2 動(dòng)態(tài)吸附試驗(yàn)

待示蹤試驗(yàn)結(jié)束后，用CaCl2置換出土柱中的NaCl，然后將配制好的含有重鉻酸鉀的污染液按0.08 μL/min的速度通入土柱中，當(dāng)達(dá)到吸附飽和時(shí)(即流出液濃度接近流入液濃度)，試驗(yàn)結(jié)束.為了驗(yàn)證動(dòng)態(tài)吸附試驗(yàn)的試驗(yàn)效果，此次試驗(yàn)設(shè)置的初始試驗(yàn)條件和震蕩平衡試驗(yàn)的初始條件一致，分別為10，20，30 mg/L，pH值分別為2.0，4.0，6.0，取樣時(shí)間間隔為4 h，同時(shí)記錄流入液體積、流出液體積及取樣時(shí)間.此外，為了研究在中等酸性條件下，初始濃度C0對(duì)吸附結(jié)果的影響，增加了3組對(duì)照試驗(yàn)如表1所示，表中vh為孔隙流速，va為平均流速，m為壤土質(zhì)量.收集的水樣用比色法測(cè)定鉻濃度，根據(jù)所測(cè)樣品中Cr(Ⅵ)的流出液實(shí)時(shí)濃度C與初始濃度C0比隨時(shí)間的變化規(guī)律繪制出C/C0隨時(shí)間的穿透曲線.

表1 動(dòng)態(tài)吸附試驗(yàn)條件

1.3 數(shù)值模擬方案

重金屬在土壤中的溶質(zhì)運(yùn)移過(guò)程通常是1個(gè)非平衡的過(guò)程.因此選用CXTFIT軟件中的化學(xué)非平衡模型——兩點(diǎn)模型的反演模塊對(duì)溶質(zhì)運(yùn)移參數(shù)進(jìn)行求解,計(jì)算公式為

(1)

(2)

將參數(shù)量綱一化，可將化學(xué)非平衡模型的計(jì)算公式改為

(3)

(4)

式中：下標(biāo)1和2分別為平衡和非平衡吸附的點(diǎn)位；β為分形系數(shù)；ω為量綱一質(zhì)量傳遞系數(shù)；P為普朗特?cái)?shù).

邊界條件為

C1(Z, 0)=C2(Z, 0)=0，Z≥0.

(5)

初始入流液濃度條件為

C1(0,T)=C0(T)=C0，T>0.

(6)

下邊界條件為

(7)

2 結(jié)果與分析

2.1 Cl-示蹤結(jié)果及彌散系數(shù)求解

溶質(zhì)的水動(dòng)力彌散系數(shù)是表征污染物在介質(zhì)中運(yùn)移傳布的一個(gè)參數(shù)，其測(cè)定的精確度十分重要，這直接影響著溶質(zhì)運(yùn)移數(shù)值模擬的準(zhǔn)確性.文中采用了氯離子穿透試驗(yàn)法來(lái)求解彌散系數(shù)[11]，計(jì)算公式為

(8)

式中：D為彌散系數(shù)，cm2/min；v為土柱里溶質(zhì)的真實(shí)流速，cm/min；t0.16，t0.50，t0.84分別為當(dāng)出流液濃度與初始濃度比值，達(dá)到 0.16，0.50，0.84的時(shí)間.

t0.16，t0.50，t0.84這3個(gè)值可以通過(guò)氯離子相對(duì)濃度的相鄰點(diǎn)內(nèi)插的方法計(jì)算求得，即

t2=t1+(t3-t1)(c2-c1)/(c3-c2)，

(9)

式中：t2為待求時(shí)間，t1，t3分別為到達(dá)待求時(shí)間前相鄰和后相鄰相對(duì)濃度的時(shí)間;c2為待求濃度;c1，c3分別為待求濃度前相鄰和后相鄰的相對(duì)濃度.

表2，3為氯離子穿透試驗(yàn)出流液濃度隨時(shí)間變化表和根據(jù)氯離子穿透曲線計(jì)算得來(lái)的彌散系數(shù)，表中t累積為累積時(shí)間，ɑ柱1，ɑ柱2，ɑ柱3，ɑ柱4為不同柱的流液濃度.

表2 氯離子穿透試驗(yàn)出流液濃度隨時(shí)間變化

表3 彌散系數(shù)計(jì)算結(jié)果

2.2 Cr(Ⅵ)在土壤中的穿透曲線特征

穿透曲線的形狀和關(guān)鍵點(diǎn)可以描述重金屬Cr(Ⅵ)在土壤中吸附過(guò)程的動(dòng)態(tài)特征，根據(jù)穿透曲線的形狀特點(diǎn)，可大致將Cr(Ⅵ)的吸附過(guò)程分為2個(gè)階段：快速吸附階段和吸附平衡階段.穿透曲線中的穿透點(diǎn)定義為流出液濃度隨時(shí)間變化突然增大的點(diǎn)，此次穿透試驗(yàn)中的穿透點(diǎn)定為C/C0=0.05的時(shí)刻.

2.2.1 Cr(Ⅵ)在不同初始pH值下的穿透曲線

圖2為Cr(Ⅵ)在相同初始濃度、相同流速、不同初始pH值條件下的動(dòng)態(tài)吸附試驗(yàn)結(jié)果，試驗(yàn)的初始濃度為20 mg/L，流速為0.08 mL/min，溶液初始pH值分別設(shè)定為2.0，4.0和6.0.由圖2可見，在pH=2.0的試驗(yàn)條件下，穿透點(diǎn)出現(xiàn)在通入污染液后263 h，達(dá)到吸附平衡狀態(tài)后流出液濃度僅為初始濃度的20%左右，然而在pH=4.0和pH=6.0的試驗(yàn)條件下達(dá)到吸附平衡后流出液濃度均達(dá)到初始濃度的90%以上，數(shù)值比強(qiáng)酸性條件pH=2.0下要高得多.由此可見，在酸性條件下隨著溶液初始pH的升高，土壤對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附能力降低，強(qiáng)酸性環(huán)境更利于土壤對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附.

圖2 不同初始pH值條件下Cr(Ⅵ)的穿透曲線

2.2.2 Cr(Ⅵ)在不同初始濃度下的穿透曲線

圖3為Cr(Ⅵ)在相同流速，相同溶液初始pH值，不同溶液初始濃度條件下的動(dòng)態(tài)吸附試驗(yàn)結(jié)果.試驗(yàn)的流量為0.08 mL/min，pH值為5.5，溶液初始濃度分別設(shè)定為10，20，30 mg/L.

圖3 不同初始濃度條件下Cr(Ⅵ)的穿透曲線

由圖3可見，在Cr(Ⅵ)初始濃度為10 mg/L試驗(yàn)條件下，穿透點(diǎn)出現(xiàn)在通入污染液后142.08 h，吸附飽和時(shí)間為461.93 h，此時(shí)流出液中Cr(Ⅵ)濃度達(dá)到初始濃度的85%.Cr(Ⅵ)初始濃度為20 mg/L時(shí)，穿透點(diǎn)出現(xiàn)在通入污染液后80.92 h，吸附飽和時(shí)間為425.28 h，此時(shí)流出液中Cr(Ⅵ)濃度達(dá)到初始濃度的83%.Cr(Ⅵ)初始濃度為30 mg/L時(shí)，穿透點(diǎn)出現(xiàn)在通入污染液后89.91 h，吸附飽和時(shí)間縮短為282.33 h，此時(shí)流出液中Cr(Ⅵ)濃度高達(dá)初始濃度的92%.對(duì)比3種試驗(yàn)條件的穿透曲線可以發(fā)現(xiàn)，當(dāng)初始溶液濃度增加時(shí)，平衡時(shí)間會(huì)相應(yīng)提前，整個(gè)穿透過(guò)程變短.

2.3 數(shù)值模擬結(jié)果

表4為CXTFIT擬合結(jié)果很好地驗(yàn)證了土柱試驗(yàn)中Cr(Ⅵ)的穿透過(guò)程，從而為采用數(shù)值模擬的手段來(lái)描述溶質(zhì)在經(jīng)歷一段相對(duì)較長(zhǎng)時(shí)間或是較大空間上的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律提供了實(shí)際支持.

表4 CXTFIT 擬合 Cr(Ⅵ)穿透曲線的結(jié)果

從擬合組1-3可以看出：在pH=5.5的酸性條件下，初始濃度為 10，20，30 mg/L 時(shí)，其所對(duì)應(yīng)的η值分別為10.15,8.21和5.08，η值隨著C0的增大而減小，說(shuō)明了較高的初始濃度會(huì)抑制土壤對(duì) Cr(Ⅵ) 的吸附能力.從擬合組4-6可以看出，當(dāng)初始濃度C0保持在20 mg/L時(shí)，設(shè)置的3個(gè)pH值為2.0，4.0，6.0時(shí)的η值分別為79.71，12.92和12.18，強(qiáng)酸條件下的η值是其余試驗(yàn)條件下的 7倍左右；由擬合組2可知，當(dāng)C0=20 mg/L，pH=5.5時(shí)，η值為8.21，與同等試驗(yàn)條件下5,6擬合組的η值極其接近，說(shuō)明了當(dāng)初始濃度適中，pH在4.0～6.0內(nèi)，即中等酸性條件下，吸附能力的變化并不是很明顯.總體而言，除在pH=2.0的強(qiáng)酸條件下，阻滯因子η的值均比較低，而在野外實(shí)際情況下，除非發(fā)生重度污染，否則不會(huì)出現(xiàn)pH=2.0的極端情況，說(shuō)明該土壤在一般條件下，對(duì) Cr(Ⅵ)的吸附性不強(qiáng)，極易從土壤中淋失出去.進(jìn)一步比較擬合組1-3和擬合組4-6的η值可知：pH相較于入流液初始濃度C0，對(duì)土壤吸附Cr(Ⅵ)的能力影響更為顯著.在pH=5.5初始濃度分別為10，20和30 mg/L 的試驗(yàn)條件下，β的取值大致為 0.6 左右，說(shuō)明了在 pH=5 的試驗(yàn)條件下，土壤顆粒中大約有 60%的吸附點(diǎn)位是瞬時(shí)完成的，剩余的吸附點(diǎn)位即為受速率限制的吸附過(guò)程.而在強(qiáng)酸性試驗(yàn)條件下pH=2時(shí)，β值僅為0.13.ω值會(huì)隨著C0的增加及溶液pH的增強(qiáng)而減小，C0的增加會(huì)減少重金屬Cr(Ⅵ)在土柱內(nèi)的滯留時(shí)間，使得溶質(zhì)在未充分接觸土壤顆粒時(shí)就被帶走，從而導(dǎo)致吸附能力的減弱.從擬合的結(jié)果可以看到，ω的取值遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于 100，說(shuō)明吸附點(diǎn)位的差異造成的非平衡性對(duì) Cr(Ⅵ)的運(yùn)移起著主導(dǎo)作用.

3 討 論

3.1 初始pH的影響

此外，3種試驗(yàn)條件下均在開始階段吸附能力較強(qiáng)，隨著反應(yīng)的進(jìn)行吸附能力降低最后趨于穩(wěn)定.反應(yīng)初始階段，土壤膠體表面的吸附點(diǎn)位數(shù)相對(duì)較多，隨著反應(yīng)的進(jìn)行吸附點(diǎn)位逐漸被占據(jù)，Cr(Ⅵ)可以吸附的點(diǎn)位數(shù)越來(lái)越少，使得吸附率變低；直至吸附點(diǎn)位趨于飽和，吸附能力穩(wěn)定.

3.2 初始濃度的影響

由動(dòng)態(tài)吸附試驗(yàn)和數(shù)值模擬結(jié)果可知，入流液初始濃度C0相較于pH，對(duì)土壤吸附Cr(Ⅵ)的能力較低.這主要是因?yàn)殡S著溶液初始濃度的增加，溶質(zhì)濃度梯度增大，溶質(zhì)運(yùn)移過(guò)程會(huì)變得更快.并且高入流液濃度為質(zhì)量交換提供了更高的驅(qū)動(dòng)力，這導(dǎo)致了土壤中的吸附點(diǎn)位趨于飽和的速度更快，從而縮短了達(dá)到平衡的時(shí)間.同時(shí)可以發(fā)現(xiàn)，通入溶液的初始濃度越高，土壤對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附能力越差，說(shuō)明高濃度的污染液不利于土壤對(duì)Cr(Ⅵ)的吸持與固定.這可能是因?yàn)楫?dāng)溶液初始濃度較高時(shí)，土壤中很多活躍的吸附點(diǎn)位很快被占據(jù)，溶質(zhì)未來(lái)得及同土壤發(fā)生充分的反應(yīng)，從而使得土壤不能充分吸附Cr(Ⅵ)，土壤對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附能力變差.

對(duì)比圖2溶液初始pH=2.0，初始濃度為20 mg/L(試驗(yàn)條件1)和圖3溶液初始pH=5.5，初始濃度為10 mg/L(試驗(yàn)條件2)的穿透曲線，試驗(yàn)條件2中的pH明顯高于試驗(yàn)條件1，理論上相同初始濃度時(shí)，pH越大，吸附率越低，因此試驗(yàn)條件2對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附量小于試驗(yàn)條件1對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附量；而理論上在pH值相同時(shí)，初始濃度越低，吸附量越大，試驗(yàn)條件2對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附量應(yīng)高于試驗(yàn)條件1對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附量.但是試驗(yàn)2中溶液初始pH=5.5時(shí)通入初始濃度為10 mg/L的土柱后對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附量還是明顯少于試驗(yàn)1中溶液初始pH=2時(shí)通入初始濃度為20 mg/L的土柱，由此可見，通入溶液初始pH=5.5和2.0在土壤中吸附過(guò)程的影響要高于初始濃度變化10和20 mg/L對(duì)吸附過(guò)程的影響.

4 結(jié) 論

1) 由于吸附點(diǎn)位數(shù)會(huì)隨著反應(yīng)的進(jìn)行逐漸變少并趨于飽和，所以無(wú)論是不同初始濃度還是不同pH值，在開始階段吸附反應(yīng)都進(jìn)行得很快，隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，反應(yīng)速率逐漸變慢并趨向于平衡.

2) 在入流液為酸性的條件下，該研究區(qū)土壤對(duì)Cr(Ⅵ)的吸附能力隨著pH的降低顯著增強(qiáng).這主要是因?yàn)橐环矫骐S著酸性的增強(qiáng)，土壤中礦物表面帶的正電荷愈多，其對(duì)Cr(Ⅵ)陰離子產(chǎn)生的靜電吸引力愈強(qiáng)；另一方面，該土壤中含有大量鐵鋁氧化物，在酸性條件下，反應(yīng)生成的Cr(Ⅲ)會(huì)和一系列鐵鋁氧化物反應(yīng)被固定在土壤中.

3) 結(jié)合Cr(Ⅵ)在不同初始濃度下的穿透曲線試驗(yàn)結(jié)果和參數(shù)反演結(jié)果可知：在酸性條件下，入流液初始濃度越高，Cr(Ⅵ)在土壤中的吸附能力越低.但入流液初始濃度的變動(dòng)對(duì)土壤吸附Cr(Ⅵ)能力的影響顯著低于pH變化時(shí)對(duì)土壤吸附Cr(Ⅵ)能力的影響.這主要是因?yàn)殡S著溶液初始濃度的增加，溶質(zhì)濃度梯度增大，溶質(zhì)運(yùn)移過(guò)程會(huì)變得更快，溶質(zhì)未來(lái)得及同土壤發(fā)生充分的反應(yīng)，使吸附能力降低.

4) 運(yùn)用 CXTFTI 軟件中的化學(xué)非平衡模型——兩點(diǎn)模型求取的Cr(Ⅵ)在該土壤中的溶質(zhì)運(yùn)移參數(shù)能很好地解釋土柱穿透試驗(yàn)的結(jié)果.以土柱穿透試驗(yàn)為基礎(chǔ)，結(jié)合模型參數(shù)分析可知，該土壤對(duì) Cr(Ⅵ)的吸附能力整體上較弱，僅在強(qiáng)酸性環(huán)境下才有較高的吸附性.Cr(Ⅵ)在該土壤的吸附過(guò)程中大約 60%都是瞬時(shí)完成的，40%是受到速率限制作用，滿足一階動(dòng)力學(xué)方程.以此求得的參數(shù)為基礎(chǔ)建模，可以對(duì)武漢市東西湖開發(fā)區(qū)慈惠蔬菜基地未來(lái)相對(duì)較長(zhǎng)時(shí)間和空間尺度內(nèi)Cr(Ⅵ)的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律作出預(yù)測(cè)，為蔬菜基地的土壤生態(tài)保護(hù)提供技術(shù)支持.