模拟土壤组分高岭土和蒙脱石中Cu(Ⅱ)污染的电动修复研究

关键词: 修复 方法 污染 土壤

模拟土壤组分高岭土和蒙脱石中Cu(Ⅱ)污染的电动修复研究(共3篇)

篇1:模拟土壤组分高岭土和蒙脱石中Cu(Ⅱ)污染的电动修复研究

模拟土壤组分高岭土和蒙脱石中Cu(Ⅱ)污染的电动修复研究

电动修复技术对污染土壤的修复具有独特的优点.本文采用自制的电动修复装置,研究了模拟土壤组分高岭土和蒙脱石在外加电场条件下发生的变化.实验结果表明,高岭土和蒙脱石在外加电压条件下会发生溶解-沉积反应,模拟土壤溶液的`组分和浓度发生改变,这将导致模拟土壤修复区电场梯度(电势)产生非均匀分布的变化,影响电迁移和电渗流,从而对土壤电动修复产生负面影响.进一步对Cu(Ⅱ)污染的高岭土和蒙脱石电动修复研究表明,电动技术对处理高岭土非常有效,而对蒙脱石效率较低.

作 者:陆小成 黄星发 程炯佳 徐泉 郑正 毕树平Lu Xiaocheng Huang Xingfa Cheng Jiongjia Xu Quan Zheng Zheng Bi Shuping  作者单位:南京大学化学化工学院,南京大学污染控制与资源化国家重点实验室,南京210093 刊 名:中国科技论文在线 英文刊名:SCIENCEPAPER ONLINE 年,卷(期): 2(8) 分类号:X505 关键词:土壤   本底效应   重金属污染   电动修复  

篇2:模拟土壤组分高岭土和蒙脱石中Cu(Ⅱ)污染的电动修复研究

1 材料与方法

1.1 供试土壤

土壤采自重庆工商大学后山坡。土壤样品根据土壤自然剖面分层取样, 每层20 cm, 从下至上共取3层。土样经自然风干, 磨碎和过筛 (2 mm) , 室温保存备用。土壤基本理化性质见表1。

1.2 酸雨的配制

根据重庆市多年降雨成分[3], 用KNO3、Na2SO4、MgSO4、 (NH4) 2SO4、NaCl、CaCl2、KCl、NaF (均为分析纯试剂) 等试剂配制模拟酸雨储备液备用。对于重庆酸雨, 最关键的离子是Ca2+、NO-3、SOundefined和NH+4, 所以要严格控制这几种离子。

1.3 实验方法

土柱 (PVC管, 高70 cm, 直径4 cm) 清洗后, 根据自然土壤容重, 按自然土壤分层由下至上装入PVC管中, 每层装入约20 cm土壤样品0.35 kg, 每层用玻璃珠隔开。装柱前管底铺一层薄玻璃纤维和慢速定量滤纸, 以防土样流失;在土柱表层覆盖滤纸, 尽量使淋溶均匀渗透。人工污染土柱的装柱方法与自然土壤土柱相同, 但是在土柱表层均匀加入 100 mL含有 Cd、Cu、Zn各 200 mg的氯化物溶液, 并静置熟化12 d。将淋溶柱固定于支架上, 上端接淋溶供液装置, 下端用锥形瓶收集溶液。

根据重庆市的年降雨量1 200 mm蒸发率30%计算, 全年的实际降雨量为840 mm, 每天淋溶1次250 mL, 流速控制在30 mL/h, 连续淋溶40 d, 累积淋溶量相当于10 a的降雨。每2天收集1次淋溶液 (相当于半年的降雨量) , 再每4天收集1次约985~995 mL 淋溶液 (相当于1 a的降雨量) , 用火焰原子吸收分光光度计测量Cd、Zn、Cu含量, 原子吸收光谱仪的工作参数见表2。

2 结果与讨论

2.1 酸雨作用下自然土壤中Cd、Zn、Cu的释放特征

实验结果见图1—2, 随着模拟酸雨淋溶次数的增加, 自然土壤中Cd、Zn的累积释放量均呈现乘幂式增长, 相关系数r在0.98~0.99;同时, 随着模拟酸雨酸度的增加, Cd、Zn的累积释放量有所提高, Zn在pH=4.18时是pH=5.16时的2.2~1.0倍, 而Cd到10 a的累积释放量, 在pH=4.18时是pH=5.15 时的1倍左右。

在pH=5.15的模拟酸雨淋溶时, Zn的累积释放量 (0.018~0.44 mg) 是Cd (0.01~0.23 mg) 的1.2~1.9倍;而在pH=4.18的模拟酸雨淋溶下, Zn的累积释放量 (0.014~0.98 mg) 则是Cd (0.02~0.24 mg) 的1.3~3.9倍, 这与供试自然土壤中Zn的总含量远远高于Cd的总含量有关 (表1) 。同时也可以看出, 自然土壤中Cd、Zn的累积释放量均显示pH=4.18时大于pH=5.15时的规律, 这表明自然土壤中Cd、Zn的释放主要是土壤重金属与酸雨阳离子 (特别是H+离子) 进行交换的结果[4]。通过趋势线方程可以看出, Zn的累积释放速度大于Cd, 这反映了自然土壤中2种重金属对酸雨的敏感性差异, 为Zn>Cd。自然土壤中Cu在2个酸度的模拟酸雨的淋溶中释放很不明显, 可以忽略;可见, 自然土壤对这3种重金属吸附能力的大小:Cu>Cd>Zn。

2.2 酸雨作用下污染土壤中Cd、Zn、Cu的释放特征

实验结果见图3—4, 在模拟酸雨淋溶下, Cd、Zn、Cu在污染土壤中的释放模式均呈现指数增长, 都达到极显著的相关水平, 相关系数在0.99以上。从第1年到第10年的累积释放量Cd为1.3~15.0 mg, 占土壤总Cd含量 (自然土壤中Cd含量+200 mg外源Cd) 的0.37%~4.3%;Zn为0.5~11.9 mg, 占土壤总Zn含量的0.11%~2.6%;Cu为0.2~2.3 mg, 占土壤总Cu含量的0.07%~0.8%。污染土壤中Cu的总含量虽然增加了200 mg, 但是其累积释放量依然很低, 99%以上的外源Cu被土壤吸附, 表明污染土壤对Cu都有很强的吸附能力。通过趋势线方程可以看出, 不同于自然土壤, 重金属的累积释放速度:Cd>Zn>Cu, 这也说明在污染土壤中, 土壤对金属的吸附能力:Cu>Zn>Cd。

酸度的增加对污染土壤中Cd、Zn、Cu的释放影响不大, Cd为1.8~15.4 mg, 占土壤总Cd含量的0.52%~4.4%;Zn为0.5~12.9 mg, 占土壤总Zn含量的0.11%~2.8%;Cu为0.2~2.3 mg, 占土壤总Cu含量的0.07%~0.8%。可见, Cd、Zn、Cu在污染土壤中的释放对酸雨不敏感。

2.3 模拟酸雨作用下土壤中Cd、Zn、Cu累积释放量之间的关系

将自然土壤在2个模拟酸雨作用下淋出液中重金属累积释放量进行统计分析, 结果表明Cd与Zn的累积释放量之间均存在着显著的线性关系 (见图5) , 相关系数r在0.97以上。这是因为自然土壤在酸雨作用下2种重金属的释放模式相同, 均为随模拟酸雨淋溶量增加而呈乘幂式增长。线性方程的斜率表明, 在pH=5.15酸雨作用下, 自然土壤中Zn的释放量大约为Cd释放量的1.8倍, 而在pH=4.18酸雨作用下, Zn的释放量为Cd释放量的4倍左右;这同样反映了自然土壤中2种重金属对酸雨的敏感性差异为Zn>Cd, 自然土壤对这2种重金属吸附能力的差异为Cd>Zn。

将污染土壤在2个模拟酸雨作用下所有淋出液中重金属累积释放量进行统计分析, 结果表明Cd与Zn、Cu的累积释放量之间均存在着显著的线性关系 (见图6) , 相关系数r在0.96~0.99。这同样因为污染土壤在酸雨作用下3种重金属的释放模式相同, 均为随模拟酸雨淋溶量增加而呈指数式增长。线性方程的斜率表明, 在pH=5.15、pH=4.18酸雨作用下, 污染土壤中Cd的释放量分别是Zn释放量的 1.3 和1.1倍, 是Cu释放量的6.8和5.5倍, 这是因为污染土壤对这3种重金属有着不同的吸附能力, 造成Cd、Zn、Cu累积释放量的差异。由此表明, 污染土壤对这3种重金属的吸附能力:Cu>Zn>Cd。同时也可以看出, 酸度的增加对污染土壤中Cd、Zn、Cu的释放影响不大。

3 结论

1) 在模拟酸雨作用下, 自然土壤中Cd、Zn的释放量随淋溶量的增加呈现乘幂式增长, 酸雨酸度愈强重金属释放量愈大, 但累积释放量并不高, 对土壤—水系统造成直接污染的可能性较小。相同酸雨作用下, 自然土壤中重金属释放量有Zn>Cd>Cu的规律, 与各重金属在土壤中的含量相关, 也反映了这些重金属对酸雨的敏感性差异。自然土壤对这3种重金属吸附能力的大小:Cu>Cd>Zn。

2) 在模拟酸雨淋溶下, Cd、Zn、Cu在污染土壤中的释放模式均呈现指数增长;大约0.37%~4.3%的外源Cd随淋溶过程释放, 0.11%~2.6%的外源Zn随淋溶过程释放, 而99%以上的外源Cu被土壤吸附, 其累积释放量仅略高于自然土壤;污染土壤中重金属释放量顺序:Cd>Zn>Cu, 这与土壤对不同重金属吸附能力有关;污染土壤对金属的吸附能力:Cu>Zn>Cd。酸度的增加对污染土壤中Cd、Zn、Cu的释放影响不大。

3) 自然土壤和污染土壤在2个模拟酸雨作用下, Cd、Zn、Cu的累积释放量之间存在显著的线性关系, 相关系数r在0.96~0.99。

参考文献

[1]陈克军, 陈刚才, 张卫东, 等.重庆主城区降雨酸度的影响因子分析[J].矿物岩石地球化学通报, 2003, 22 (2) :163-166.

[2]Eriksson J E.The influence of pH, soil type and time onadsorption and uptake by plants of Cd added to the soil[J].Water, Air and Soil Pollution.1989, 48 (3-4) :317-355.

[3]朱志良, 张华, 陈玲, 等.模拟酸雨对污泥中重金属元素的淋洗作用研究[J].清洗世界, 2006, 22 (1) :1-4.

篇3:模拟土壤组分高岭土和蒙脱石中Cu(Ⅱ)污染的电动修复研究

关键词:玉米;大豆;砷;植物修复

引言

随着矿业的迅速发展,矿区乃至矿业城市周边土壤重金属污染问题已成为环境污染的热点问题之一[1]。砷作为非金属,其毒性及某些性质却与重金属相似,因此被列入重金属污染物范围。砷的毒性和致畸、致癌、致突变性质,已引起人们的日益关注,同时威胁着人类健康、农业及生态可持续性发展[3]。本文通过添加络合剂的盆栽玉米和大豆实验对矿区土壤中的砷元素进行吸收、抽提,试图寻找到一种对砷具有良好富集能力的植物。

1.材料与方法

1.1实验材料

实验土样取自辽宁省某矿业公司主导风向下风向垂直距离约1km处的菜地,以往监测结果表明该地土壤环境中砷含量超标。实验植物选取当地主要农作物玉米和大豆,络合剂选取常见试剂富里酸。

1.2样品栽培

取得土样后,对土壤进行自然风干、捣碎、提出杂物后经过2mm筛,同时测定其基本理化性质及砷含量背景值。在陶瓷盆中装土5kg,共分二组,每组10个,进行平行实验,分别为空白实验和加入络合剂富里酸的实验。

苗木出芽后两周,用富里酸进行灌溉,两周后再浇溉第二次,二个月后浇溉第三次。富里酸浓度系列为20mg/L、40mg/L、60mg/L、80mg/L,分别标注为富里酸1号、富里酸2号、富里酸3号、富里酸4号。

试验期间定期浇水,保持70%的田间持水量。期间观察并记录农作物苗期的生长状况。

1.3砷的测定

分别采集玉米和大豆植株洗净,自然风干,然后在105℃下杀青0.5小时,70℃烘干称量干重,计算含水量。采取微波消解法消除植株。称取植物约0.3g,加入10ml硝酸,逐步升温进行样品消解。消解后的样品定容到25ml,采用ICP-MS测定。实验结果为3次结果平均值。

2.结果与分析

通过前期实验可知菜地中砷元素背景值为64.8mg/kg,实验测得2种不同植物体内总砷的含量。

2.1玉米植株内砷含量

玉米植株内砷含量在不同实验条件下测得的数据如下表1所示。

实验证明,玉米具有富集土壤中砷元素的能力。土壤中加入富里酸后,当浓度增加到一定量(第4浓度水平)后,玉米中砷含量急剧增加,玉米植株各部位对砷的富集能力是不同的,其含量分布为玉米粒>玉米根>玉米茎>玉米棒>玉米棒叶>玉米叶。其中,玉米粒中富集的砷量最大,这说明在土壤中施加富里酸后,砷的形态发生改变,促进玉米对砷的吸收,增强玉米植株对砷元素的转运运动,从而使玉米粒中不断富集砷。

2.2大豆植株内砷含量

不同实验条件下大豆植株内砷含量的测定数据如下表2所示。

随着络合剂富里酸浓度的增加,大豆植株内砷含量呈现先减后增趋势。大豆各部位对砷的吸收能力也是不同的,其含量分布为大豆豆荚>大豆叶>大豆茎>大豆豆粒>大豆根,砷元素主要富集在大豆豆荚、大豆叶和大豆茎中。其中,大豆叶中砷的富集量增幅最大,说明富里酸增强了大豆根对砷的转运能力,从而使大豆叶中不断富集砷元素。

由实验可知,当地主要农作物玉米和大豆可富集土壤中的砷元素。用于修复砷污染土壤所种植的玉米和大豆,建议放弃其食用价值,送到专门的垃圾处理场进行集中处理。

2.3修复效果预测

对单位质量玉米和大豆富集砷元素的结果进行分析,选取富集砷元素最优情况,按照每亩玉米和大豆的种植密度,核算出玉米富集砷元素量为0.98g/ha,大豆对砷元素的吸附量为52.12g/ha。假设矿山停止生产,周边土壤中砷元素含量不再添加。土壤经过富里酸改性后,每年产出的植物全部运走,不参与下一年的砷循环,可以预测连续种植92年玉米可以使土壤达到国家标准,连续种植2年大豆即可使土壤达到国家标准。

因此,在砷污染严重的矿区土地种植大豆可以有效的去除砷元素,达到净化土壤的目的。

4.结论

在络合剂富里酸的作用下,单位质量玉米对于砷污染严重的矿区土壤修复效果较好。但是由于大豆种植密度较大,每亩大豆对砷污染土壤的净化作用更明显。因此,大豆可作为修复砷污染土壤的超富集植物进行推广。

参考文献:

[1]张溪、周爱国等.金属矿山土壤重金属污染生物修复研究进展[J].环境科学与技术,2010(3):106-112.

[2]潘志明.砷汞铅镉复合污染土壤的肾蕨植物修复技术研究[D].成都:成都理工大学,2006.

[3]张晓红,陈敏.砷的污染毒性及对人体健康的影响[J].甘肃环境研究与检测,1999(12):215-217.

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