基于植物仿生的污染土壤原位自持修复中重金属形态变化分析

2017-02-09周建强韩君徐愿坚杨立鹏

环境工程技术学报 2017年1期

周建强，韩君，徐愿坚*,杨立鹏

1.中国科学院重庆绿色智能技术研究院，三峡生态环境研究所，中国科学院水库水环境重点实验室，重庆 401122 2.北京新源国能科技集团股份有限公司，北京 100016

周建强1，韩君2*，徐愿坚1*,杨立鹏2

采用基于植物仿生的污染土壤原位自持修复技术，研究了植物仿生修复技术的实地修复效果及修复过程中土壤Cr、Ni、Zn和Fe不同形态浓度的变化。结果表明：植物仿生修复3个月后土壤中Cr、Zn、Ni和Fe浓度逐月递减，分别下降17.33%、27.03%、31.60%和5.17%；4种重金属的形态变化并不相同，土壤Zn和Cr不同形态浓度的下降率为酸溶解态>可还原态>可氧化态>残渣态，土壤Ni和Fe不同形态浓度的下降率为酸溶解态>可氧化态>可还原态>残渣态。植物仿生修复装置填料和模拟叶片均能富集4种重金属，填料吸附性能的大小将影响模拟叶片中4种重金属的浓度。

植物仿生；土壤；原位修复技术；重金属；形态

近年来土壤污染问题日益凸显，尤其是在发展中国家，由于土壤污染导致的食品安全、生态安全、人体健康等问题引起人们广泛关注[1]。土壤重金属污染是需要给予迫切关注的全球性环境问题，重金属污染一旦进入土壤，将很难去除或降解，同时会造成对生态系统和人类的长期危害。目前，存在多种土壤修复技术，如化学淋洗[2]、电动修复[3]、植物修复[4-5]和化学钝化修复[6-8]等。土壤修复的方法多种多样，但真正应用于实际，取得良好效果、花费较小、无二次污染等的方法并不多。因此，新技术的研究、开发和实际应用对土壤修复至关重要。

植物仿生修复技术是一种新型的土壤修复技术，通过模拟植物对土壤水分的吸收和植物的蒸腾作用，带动土壤溶液和可溶性重金属离子运移，土壤水分通过植物仿生修复装置顶端扩散，重金属离子则被修复装置内的填料吸附、固定、富集从而降低污染土壤中重金属浓度[9]。周建强等[10]研究了植物仿生修复技术对工业污染土壤的修复，结果表明，修复1个月后土壤中Cr、Ni、Zn和Fe浓度分别下降12.81%、4.14%、27.58%和16.78%。植物仿生修复技术与其他技术相比具有花费较小、修复率高、无二次污染等特点，可广泛应用于不同浓度的农业和工业污染土壤修复中。

目前，对于植物仿生修复技术的研究主要集中在对污染土壤重金属的去除，对植物仿生修复方法的机理研究较少。笔者通过野外实地修复，研究了修复过程中土壤重金属浓度和各形态浓度的变化，用以揭示植物仿生修复技术对土壤中不同重金属形态的影响。

1 材料与方法

1.1 材料

供试土壤为重庆市某废弃工业园区实际复合重金属污染土壤，采用植物仿生实地修复方法，经修复后的土壤采用S形取样法取样，样品经自然风干后去杂、磨碎并过100目筛，备用。土壤基本理化性质如表1所示。

表1 供试土壤基本理化性质Table 1 Physicochemical characteristics of the studied soil

由表1可知，供试土壤中重金属Zn、Cr和Ni浓度分别超过GB 15618—1995《国家土壤环境质量标准》二级标准的1.9倍、17.1倍(旱田)和3.1倍。Fe作为植物生长的有益元素并不属于重金属污染的范畴，但供试土壤中Fe浓度很高，变化较明显，可以反映植物仿生修复过程中不同形态重金属浓度的变化特征，有益于植物仿生修复机理的分析。因此，将Fe作为测定元素之一。

试验所用试剂均为分析纯。

1.2 植物仿生修复装置

通过模拟植物蒸腾作用产生蒸腾拉力，并带动植物根系吸收土壤水分这一自然现象[11-12]，研发了基于植物仿生的污染土壤原位自持修复装置。利用该装置带动土壤溶液向装置内转移的同时，将土壤溶液中的重金属离子运输到装置内被填料吸附、固定、截留，从而降低了土壤中重金属的浓度，以达到富集固定土壤重金属的目的。

供试植物仿生修复装置为实验室自制，高30 cm，图1为植物蒸腾作用和该修复装置的作用原理示意。

图1 植物蒸腾作用与基于植物仿生的污染土壤原位自持修复装置的作用原理示意Fig.1 Plant transpiration and phyto-mimic in situ self-sustaining remediation technique

从图1可以看出，植物仿生装置主要由主体、填料、蒸发器和配件等部分组成。主体为可循环利用的PVC管；吸附剂填料采用比表面积较大、吸附性能较好的黏土矿物按一定比例混合而成，主要作用是吸附、截留在蒸腾拉力带动下通过修复装置内的重金属离子；蒸腾拉力的产生主要依赖于安装在装置顶端，且贯穿整个修复装置的蒸发器，其主要材料多采用具有较大比表面积的纤维制品，作用是促使土壤溶液和水分在蒸发作用的带动下从主体管件底部向蒸发器迁移扩散。

1.3 试验方法

试验采用实地修复的方法，每个小区面积为30 m2，重复3次。植物仿生修复装置插入土壤15 cm，间距为60 cm。每月视天气情况浇水3～4次，保持土壤处于干湿交替状态。每月取样分析测定土壤中Zn、Cr、Ni、Fe的浓度，同时测定4种重金属各种形态的浓度，与土壤背景值进行对照，分析不同形态的土壤重金属浓度变化。图2为工业污染土壤的实地修复。

图2 重金属污染土壤的植物仿生修复Fig.2 The field of phyto-mimic remediation of heavy metal contaminated soil

1.4 样品的采集与处理

土壤样品采用S形取样法，取样点位于2个植物仿生修复装置中间位置，取样深度为10～15 cm。土壤重金属浓度采用王水-高氯酸消解法测定：称取土壤0.50 g，加王水8 mL，过夜；140～170 ℃加热消解至消解液为2 mL左右，冷却至室温后加入高氯酸3 mL，继续加热(从140 ℃加热至220 ℃)直至土壤消解至灰白色，消解液透明澄清为止，取下冷却；用去离子水过滤定容至50 mL的容量瓶中，用普析TAS-990原子吸收分光光度计测定土壤样品中Cr、Ni、Zn及Fe的浓度。

填料消解测定方法与土壤的消解方法相同。

不同形态的土壤重金属采用改进BCR(buropean community bureau of reference)法进行连续浸提。

(1)酸溶解态。取1 g土样加入到100 mL离心管中，加入40 mL浓度为0.11 molL的CH3COOH溶液，在25 ℃、250 rmin摇床上连续振荡16 h；于4 000 rmin的离心机离心15 min，将上清液移入50 mL的容量瓶中；用去离子水定容，用原子吸收分光光度计测定上清液中被提取的重金属浓度；在残余土样中加入20 mL蒸馏水振荡15 min后，4 000 rmin离心15 min，弃去洗涤液，残余土样供下一步试验使用。

(3)可氧化态。在残余土样中加入10 mL H2O2，用HNO3调节pH至2～3，打开盖子，在室温下放置1 h(玻棒搅拌)；于85 ℃恒温水浴中保持1 h，打开离心管盖子继续加热至体积少于3 mL；添加10 mL H2O2，于85 ℃恒温水浴保持1 h，打开盖子加热至体积为1 mL；冷却后加入1.0 molL、pH为2.0的醋酸铵溶液50 mL，连续振荡16 h后，离心过滤即得有机结合态试液。

(4)残渣态。用王水-高氯酸消解后测定土壤重金属的残渣态浓度。

试验数据用Excel软件计算平均值和标准差，并作图；使用SPSS 19进行统计分析，并进行样品差异显著性检验。

2 结果与讨论

2.1 土壤重金属浓度变化

土壤植物仿生修复时间为3个月，每个月取样分析土壤中Cr、Ni、Zn和Fe的浓度及各形态浓度，同时对填料及模拟叶片中重金属浓度进行了测定，分析二者对重金属的富集效果。土壤中4种重金属的浓度如图3所示。

图3 土壤中重金属浓度变化Fig.3 Changes of heavy metal content in soil

由图3可知，初始土壤、1个月、2个月和3个月所测Cr的浓度分别为2 656.37、2 559.48、2 527.59和2 196.13 mgkg，3个月后污染土壤中Cr浓度下降率为17.33%；Zn的浓度分别为394.81、348.55、326.31和288.08 mgkg，3个月后污染土壤中Zn浓度下降率为27.03%；Ni的浓度分别为131.21、120.43、105.95和89.75 mgkg，3个月后污染土壤中Ni浓度下降率为31.60%；Fe的浓度分别为64 598.48、63 583.98、62 788.98和61 255.65 mgkg，3个月后污染土壤中Fe浓度下降率为5.17%。

2.2 污染土壤不同形态重金属浓度变化

由2.1节可知，经过植物仿生修复后4种重金属都有所降低，但各自降低程度并不相同。为研究其机理分别对4种重金属的形态进行了分析，探讨植物仿生修复对土壤重金属形态的影响。

2.2.1 土壤不同形态Zn浓度

土壤中不同形态Zn浓度如图4所示。

图4 土壤中不同形态Zn浓度Fig.4 Different forms of Zn content in soil

由图4可知，初始土壤、1个月、2个月、3个月土壤中Zn的酸溶解态浓度分别为21.45、7.33、9.55和6.20 mgkg；可还原态浓度分别为131.15、110.40、96.88和72.03 mgkg；可氧化态浓度分别为75.00、69.75、60.67和52.53 mgkg；残渣态浓度分别为167.25、161.07、159.22和157.33 mgkg。不同形态Zn浓度下降率为酸溶态(71.10%)>可还原态(45.08%)>可氧化态(29.96%)>残渣态(5.93%)。酸溶解态、可还原态、可氧化态Zn浓度均有所降低，残渣态Zn浓度基本保持不变。可氧化态和残渣态Zn浓度较高，但下降率较低，因此导致Zn污染土壤的植物仿生修复率较低。

研究表明，进入土壤中的Zn大约90%以上以硅铝酸盐矿物态和氧化铁结合态形式存在，而自由离子态和交换态浓度之和不足10%[16-18]，因此对于植物仿生修复可利用的Zn浓度较低，导致修复率较低。土壤中Zn浓度的降低与植物仿生修复装置的吸附作用、土壤Zn存在形态、pH、离子强度、有机质浓度和矿物类型等密切相关，受多种因素共同影响。Covelo等[19]研究Cr、Cu、Pb、Cd、Ni和Zn离子在4种腐殖质土壤中的竞争吸附时发现，Cr、Cu、Pb与Cd、Ni、Zn离子竞争吸附位点。Mcbride等[20]研究认为，土壤pH和游离含水氧化物对重金属污染土壤中Cu、Zn、Cd、Pb等的吸持力和溶解性具有极大的影响。

2.2.2 土壤不同形态Cr浓度

土壤中不同形态Cr浓度如图5所示。

图5 土壤中不同形态Cr浓度Fig.5 Different forms of Cr content in soil

由图5可知，初始土壤、1个月、2个月、3个月土壤中Cr的酸溶解态浓度分别为97.95、87.12、84.95和70.83 mgkg；可还原态浓度分别为903.56、900.76、881.84和689.15 mgkg；可氧化态浓度分别为1 019.03、987.83、952.95和844.20 mgkg；残渣态浓度分别为635.83、583.78、607.85和591.95 mgkg。不同形态Cr浓度下降率为酸溶解态(27.69%)>可还原态(23.73%)>可氧化态(17.16%)>残渣态(6.9%)。酸溶解态、可还原态、可氧化态Cr浓度下降较大，残渣态Cr浓度下降较少。

Guillon等[21]研究表明，Cu、Zn、Cr共存时，土壤对各离子的吸附量比单一离子存在的情况下明显降低。植物仿生修复中Zn和Cr浓度的降低均主要为酸溶解态和可还原态，且土壤中酸溶解态和可还原态的Zn浓度要大于Cr，因此土壤中Cr的下降率较低。

2.2.3 土壤不同形态Ni浓度

土壤中不同形态Ni浓度如图6所示。

图6 土壤中不同形态Ni浓度Fig.6 Different forms of Ni content in soil

由图6可知，初始土壤、1个月、2个月、3个月土壤中Ni的酸溶解态浓度分别为5.23、4.13、2.92和1.65 mgkg；可还原态浓度分别为43.55、41.75、33.73和24.55 mgkg；可氧化态浓度分别为37.20、31.35、25.50和20.18 mgkg；残渣态浓度分别为45.23、43.20、43.80和42.52 mgkg。不同形态Ni浓度的下降率分别为酸溶解态(68.45%)>可氧化态(45.75%)>可还原态(43.63%)>残渣态(5.99%)。酸溶解态、可还原态、可氧化态Ni浓度都有所降低，但各种形态降低程度并不相同，残渣态Ni浓度基本保持不变。Ni在空气中易形成致密的氧化膜，性质较稳定，使其残渣态浓度较为稳定。

相对于Zn和Cr，土壤中Ni的酸溶解态、可还原态、可氧化态浓度均有大幅降低，因此Ni的修复率也较Zn和Cr高。

2.2.4 土壤不同形态Fe浓度

土壤中不同形态Fe浓度如图7所示。

图7 土壤中不同形态Fe浓度Fig.7 Different forms of Fe content in soil

由图7可知，初始土壤、1个月、2个月、3个月土壤中Fe的酸溶解态浓度分别为292.50、213.75、215.00和191.25 mgkg；可还原态浓度分别为26 703.15、26 444.40、25 325.65和25 195.65 mgkg；可氧化态浓度分别为8 572.92、8 061.25、8 241.67和7 315.00 mgkg；残渣态浓度分别为29 030.83、28 864.58、29 006.67和28 553.75 mgkg。土壤中Fe浓度较高，其存在形态主要为可氧化态、可还原态和残渣态，酸溶解态浓度很低。不同形态Fe浓度下降率分别为酸溶解态(34.62%)>可氧化态(14.67%)>可还原态(5.65%)>残渣态(1.64%)。酸溶解态、可还原态、可氧化态、残渣态Fe浓度都有所降低，但降低程度并不相同。

植物仿生修复过程中土壤Fe的修复率较低，主要因为土壤Fe元素背景值很高，Fe占据了绝大多数吸附位点，使后续无法吸附Fe，同时影响了其他金属的修复效果。植物仿生修复3个月Fe浓度下降率虽然只有5.18%，但Fe浓度下降了3 343.83 mgkg，相对于Zn、Cr、Ni具有很大程度降低。另外，Fe易与土壤或空气中的氧发生反应，形成性质相对稳定的化合物，所以大多数以可还原态形式存在，使土壤Fe的植物仿生修复率较其他重金属低。

3 填料和模拟叶片富集重金属浓度

植物仿生修复中土壤重金属浓度的下降主要有2个途径：1)被植物仿生修复装置内的填料吸附剂吸附固定，截留在填料中；2)随土壤水分蒸发经模拟叶片后被吸附，富集在模拟叶片上。试验结束后，随机取3组植物仿生修复装置测定填料和模拟叶片中富集4种重金属Zn、Cr、Ni、Fe的浓度，结果如表2所示。通过对试验结束后的模拟叶片进行分析测定，研究植物仿生修复装置中重金属的运移、固定过程。试验结束后取植物仿生装置模拟叶片，分上半部分和下半部分，经硝酸洗涤后测定溶液中的4种重金属浓度。其中上半部分为裸露在空气中的模拟叶片，下半部分为处于植物仿生装置内部与填料相结合的部分。

表2 填料和模拟叶片富集重金属的浓度Table 2 Heavy metal content in simulation blades and filler mgkg

重金属填料富集浓度模拟叶片富集浓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的平均浓度分别为30.83、46.21、17.13和2 428.13 mgkg，填料中富集的4种重金属浓度与土壤中重金属浓度成正比。植物仿生修复装置中的填料对4种重金属都有一定的富集作用，但对4种重金属的富集能力各不相同，同时各种重金属离子共存会产生竞争吸附作用，因此填料对不同重金属的吸附效果并不相同。赵芳玉等[22]研究了低品位硅藻土对重金属Pb、Zn、Cu、Cd的吸附，结果表明，平衡吸附量为Pb2+>Zn2+>Cu2+>Cd2+。徐应明等[23]的研究表明，海泡石对Pb2+、Cu2+和Cd2+的饱和吸附量分别为35.28、13.62和24.36 mgg，天然海泡石和酸化海泡石对3种重金属离子的吸附能力为Cu2+>Pb2+>Cd2+。李媛媛等[24]研究表明，巯基化膨润土对Cd的吸附能力显著优于其他材料，吸附量可达52.1 mgg，巯基化膨润土对Pb的吸附能力在重金属竞争吸附条件下优于其他材料，而其对Ni的吸附能力在所有材料中处于中等水平。

植物仿生装置填料对重金属的富集更加直观地反映出植物仿生修复装置的有效性以及填料对重金属的吸附性能，可以利用植物仿生修复技术对实际污染的工业土壤进行修复。

由表2可知，模拟叶片的不同部位对各重金属的富集程度不同，模拟叶片上半部分Zn、Cr、Ni、Fe的平均浓度分别为7.08、39.02、1.20和524.43 mgkg，下半部分平均浓度分别为1.89、0.59、1.19和1 676.81 mgkg。重金属Zn和Cr在模拟叶片的上半部分浓度要高于下半部分，这表明植物仿生装置内的填料对Zn和Cr的吸附能力较弱，2种重金属随水分流动富集在模拟叶片之上。实际应用过程中需要改变填料组分，增加填料对Zn和Cr的吸附，使大部分Zn和Cr被富集在填料中。Ni在模拟叶片的上半部分和下半部分浓度基本一致，污染土壤中的Ni可溶解态浓度较高。蔡信德等[25]研究表明，交换态的Ni具有流动性较强、易流失的特点，因此导致填料和叶片富集Ni浓度一致。Fe在模拟叶片的上半部分浓度较低，下半部分浓度较高。大量的Fe被富集在植物仿生装置填料中，叶片中Fe浓度相对较小。由此可见，试验用混合填料适用于重金属Fe的吸附，可以富集较高浓度的Fe。

4 结论

(1)利用植物仿生修复技术对含有Zn、Cr、Ni 、Fe 4种重金属的工业土壤进行修复，3个月内土壤中4种重金属浓度逐月递减，下降率分别为27.03%、17.33%、31.60%和5.17%。同等条件下，使用该填料植物仿生修复对重金属Ni的修复效果最好。

(2)植物仿生修复3个月中Zn、Cr、Ni、Fe 4种重金属的形态变化并不相同，Zn和Cr不同形态浓度的下降率依次为酸溶解态>可还原态>可氧化态>残渣态；Ni和Fe不同形态浓度的下降率依次为酸溶解态>可氧化态>可还原态>残渣态。

(3)植物仿生修复装置的吸附剂填料对不同类型重金属吸附能力不同，Zn、Cr、Ni、Fe 4种重金属填料富集的平均浓度分别为30.83、46.21、17.13和2 428.13 mgkg。植物仿生装置的模拟叶片在促进水分蒸发、土壤重金属传输、重金属富集等方面具有重要的作用。

[1] 杨勇,何艳明,栾景丽,等.国际污染场地土壤修复技术综合分析[J].环境科学与技术,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] 韩君,梁学峰,徐应明,等.黏土矿物原位修复镉污染稻田及其对土壤氮磷和酶活性的影响[J].环境科学学报,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] 徐愿坚,韩君,杨舒,等.基于植物仿生的污染土壤原位自持修复装置和方法:中国,201410001839.7[P].2014-01-02.

[10] 周建强,刘晓玲,韩君,等.基于植物仿生的土壤重金属污染原位自持修复技术[J].环境化学,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] 吴国辉,刘福娟.植物的蒸腾作用分析[J].农机化研究,2004(5):287.

[12] 董泽军.植物蒸腾作用高速率之原因[J].中国农学通报,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,罗文连,等.硅藻土吸附重金属离子研究现状及进展[J].中南林业科技大学学报,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,徐绍辉.土壤中重金属离子竞争吸附的研究进展[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] 黄昌勇,徐建明.土壤学[M].北京:中国农业出版社,2010.

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

[17] 戴树桂.环境化学进展[M].北京:化学工业出版社,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] 赵芳玉,薛洪海,李哲,等.低品位硅藻土吸附重金属的研究[J].生态环境学报,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] 徐应明,梁学峰,孙国红,等.海泡石表面化学特性及其对重金属Pb2+Cd2+Cu2+吸附机理研究[J].农业环境科学学报,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,刘文华,陈富强,等.巯基化改性膨润土对重金属的吸附性能[J].环境工程学报,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,仇荣亮,陈桂珠.外加镍在土壤中的形态与再分配[J].生态环境,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

周建强(1990—)，男，硕士，主要从事土壤修复研究，995774933@qq.com

*责任作者：徐愿坚(1973—)，男，研究员，博士，主要从事超临界水热、土壤修复等研究，xuyuanjian@cigit.ac.cn 韩君(1984—)，女，博士，主要从事土壤修复研究，han.j@e-etech.com

X53

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

10.3969j.issn.1674-991X.2017.01.011

周建强，韩君，徐愿坚,等.基于植物仿生的污染土壤原位自持修复中重金属形态变化分析[J].环境工程技术学报,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.