《生态环境》2003年第12卷总目次

第1期 研究报告 不同消解方法对土壤样品中汞含量测定的影响 ………………………………………………………………丁振华,王文华(1) 腐殖酸对铜的吸附与解吸特征 …………………………………………………………………………………李光林,魏世强(4) 几种电解质对土壤吸附Cu2+的影响 ……………………………………………………………李 瑛,李洪军,张桂银,等(8) 酸性水稻土有效硒提取剂的比较研究 …………………………………………………………李辉勇,刘 鹏,刘军鸽,等(12) 小麦籽粒中镉对锌的拮抗作用与有机肥的调控 ………………………………     

《环境化学》二○○六年总目录

吸附模式对有机物光催化降解的影响1.H-酸在TiO2表面的吸附模式………刘媛媛潘纲1(1)吸附模式对有机物光催化降解的影响2.H-酸在TiO2表面的光催化降解途径刘媛媛潘纲1(6)………………………………………………………………………………………………………………吸附模式对有机物光催化降解的影响3.MEA-Langmuir-Hinshelwood光催化降解动力学方程潘纲刘媛媛1(11)……………………………………………………………………………………水热法制备N掺杂纳米TiO2及其光催化活性研究……………黄雪锋唐玉朝黄显怀等1(16)稀水溶液中Cr(Ⅵ)的光…     

土壤中六价铬的吸附与提取

本文研究了土壤中六价铬的吸附行为及其提取.结果表明,土壤对六价铬的吸附等混线符合Freundlich方程和Langmuir方程.pH及各种阴离子对吸附过程有不同程度的影响,其中以pH和磷酸根、氟离子的影响较为明显.土壤吸附的六价铬不易为H_2O,1mol/1 NH_4Cl和1mol/l NH_4OAc(pH7)提取,但易为0.5mol/l NH_4F(pH8.2),0.5mol/l NaHCO_3(pH8.5)和0.5mol/l Na_2CO_3提取.文章中还就土壤对六价铬的吸附机制以及所提出的土壤中六价格的提取剂的优点进行了讨论.     

砖红壤对Cr(Ⅵ)吸附-解吸反应动力学研究

研究了表面覆盖度、H2PO-4等因素对砖红壤吸附Cr(Ⅵ)反应动力学的影响,以及土壤与Cr(Ⅵ)反应时间对表面吸附态C r(Ⅵ)解吸量的影响,还对土壤吸附Cr(Ⅵ)机理进行了初步探讨.在所研究的pH值范围内,砖红壤对Cr(Ⅵ)的吸附量随离子强度增加而减少,这表明砖红壤吸附Cr(Ⅵ)机理中存在静电吸附.动力学实验表明,当Cr(Ⅵ)初始浓度较高时(0.1 mmo.ll-1),吸附反应速率开始比较快,持续约5m in,随后逐渐减缓.而当Cr(Ⅵ)初始浓度较低时(0.05 mmo.ll-1),土壤对其吸附速率十分迅速,5m in内的吸附量占总吸附量的96%以上.该结果表明,表面覆盖度越低,吸附反应速率越快.H2PO-4的存在将降低吸附反应速率和吸附量.H2PO-4对土壤表面吸附态Cr(Ⅵ)的解吸反应动力学也表现出双速率特征,即开始比较迅速而随后逐渐变缓.当延长土壤对Cr(Ⅵ)的吸附时间后,Cr(Ⅵ)吸附量虽然没有增加,但其解吸量却减少,这说明吸附态Cr(Ⅵ)滞留在土壤表面期间,其结合形态向难解吸态方向发生了转变.     

砷在土壤中的吸附与释放的初步研究

本文对无机砷(As~(3+))和有机砷(苯砷酸)在土壤(0—23cm深)中的行为进行了试验,发现无机砷及有机砷在土壤中吸附1h以上才能达到平衡,体系的pH、砷化物浓度等对土壤吸附砷量影响较大。土壤对砷化物的吸附量随砷化物浓度加大而增加。对无机砷的最大吸附量在pH 6—8,对有机砷(苯砷酸)的最大吸附在pH4。无机砷的吸附开始受温度影响不大,50℃以后吸附量明显降低,对有机砷的吸附最大值在40℃左右。含砷废水中的砷在土壤中微生物作用下逐渐向大气扩散。释放速度在60d左右最大。通空气或氮气对砷的释放影响不明显。     

土壤与环境 第10卷总目录

第1期土壤多介质环境污染研究进展……………………………………………………… 戴树桂,刘厂良,钱 芒,等(1)模拟降雨条件下农田径流中氮的流失过程……·二…二……·‘…………………………黄满湘,章 申,唐以剑,等(6)赣南富稀土矿区农田土壤中稀土元素的环境化学特征…………………………………。…··高效江,章 申,王主军(11)干旱区土壤小麦根系界面Cd行为的环境影响研究:以甘肃省白银市区耕作灰钙土为例…… 南忠仁,李吉均,张建明(14)生活垃圾堆填区周边土壤的性状变化及其污染状况……、…………………………………夏立江,温小乐(17)…     

南京城市绿地土壤对菲的吸附特征

采用批量平衡试验方法,以多环芳烃(PAHs)——菲为代表物,研究了南京市典型区域绿地土壤对多环芳烃类有机物菲的吸附行为,为深入了解PAHs在城市绿地土壤中的环境行为提供参考依据。结果表明,菲在不同区域土壤中的吸附等温线均可以用Freundlich方程进行拟合,且各等温线都具有一定程度的非线性特征,其中,鼓楼公园(GL)和新庄广场(XZ)土壤的指数N值均小于1。钟山风景区(ZS)和下蜀林场(XS)土壤的指数N值均大于1。土壤中菲吸附等温线的线性拟合方程和Freundlich拟合方程中R~2均大于0.960,达到极显著水平(P0.01),吸附系数分别为GL 0.494 2 mg?kg~(-1)、XZ 0.416 5mg?kg~(-1)、ZS 0.102 9 mg?kg~(-1)和XS 0.282 4 mg?kg~(-1);不同功能区城市绿地表层土壤有机碳(OC)含量表现为:XZ(16.52g?kg~(-1))GL(15.97 g?kg~(-1))XS(12.7 g?kg~(-1))ZS(6.95 g?kg~(-1));对菲的吸附能力表现为:XZ(0.720)GL(0.653)XS(0.238)ZS(0.109)。土壤有机碳含量、黑碳含量、粘粒含量等都与吸附系数Kd呈显著相关关系。黑碳和有机碳含量是影响菲在城市绿地土壤中的吸附行为的主要因素。     

机物料中溶解性有机质对土壤吸附除草剂的抑制作用

溶解性有机质(DOM)是陆地及水生生态系统中十分活跃的组分,对有机污染物质的环境行为 (如毒性、迁移转化及生物可降解性等)有着重要的影响,而施用有机物料会释放大量的DOM.采用批量平衡法研究了水稻秸秆腐解产生的溶解性有机质对苄嘧磺隆(BSM)在土壤中吸附行为的抑制作用.结果表明,线性方程能很好地描述BSM在土壤中的吸附行为;添加DOM降低了BSM在土壤中的分配系数即logKd值,其logKd值与对照(不加DOM)间存在极显著差异(P<0.01),秸秆腐解时间越长,logKd值越小;亲水组分和疏水组分在DOM抑制土壤吸附BSM中起着不同的作用;BSM在土壤上的吸附自由能小于40 kJ·mol-1,推测BSM在土壤上主要以物理吸附为主,吸附机理可能有范德华力、疏水键、氢键和偶极键力,不存在化学键吸附作用.     

丁草胺在土壤中的吸附及环境物质的影响

在实验室条件下 ,采用振荡平衡法研究了丁草胺在土壤中的吸附行为 ,以及腐殖酸 (HA)、阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠 (SDBS)、阳离子表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵 (HDAB)、NH4NO3和土壤粒度对吸附的影响 .结果显示 ,土壤对丁草胺具有较强的吸附能力 ,HA和NH4NO3明显地增加了土壤对丁草胺的吸附 . 40mg·l- 1 和 2 2 4 0mg·l- 1 的SDBS也可以提高丁草胺在土壤中的吸附能力 . 40mg·l- 1 的HDAB能降低丁草胺的吸附 ,而2 0 0mg·l- 1 的HDAB则可以增加这种吸附 .丁草胺在沙土中的吸附强于在粘土中的吸附 .在同样含沙量条件下 ,土壤颗粒愈小吸附愈强     

速灭威在几种枸杞土壤中的吸附及解吸行为研究

枸杞(Lycium barbarum)是一种名贵中药材,宁夏是枸杞的原产地。速灭威是枸杞中常用的一种氨基甲酸酯类农药。该研究采用批量平衡法研究了速灭威在3种宁夏枸杞适生土壤——灌淤土、潮土和灰钙土中的吸附-解吸特性,并应用Freundlich、Langmuir和Linear等模型和Gibbs方程计算吸附自由能(?G)、吸附焓变(?H)及吸附熵变(?S),分析3种土壤对速灭威的吸附特征。结果表明,通过动力学实验发现,10 h时速灭威吸附量达到最大值(120μg·g~(-1)),为了确保速灭威在土壤中完全吸附,选择24 h作为吸附平衡时间。与此同时,速灭威的解吸量在12 h后趋于平缓,但其最大解吸量为12μg·g~(-1)左右,比吸附量小很多,说明吸附可逆的程度不大;通过等温吸附实验发现,速灭威在几种土壤中的等温吸附曲线能较好地符合Freundlich模型,几种土壤吸附能力表现为:灰钙土(K_f=338.84)灌淤土(K_f=234.42)潮土(K_f=218.78);而等温解吸附能较好地符合Langmuir模型,几种土壤对速灭威的解吸附能力表现为:灌淤土(K_d=389.50)灰钙土(K_d=264.85)潮土(K_d=202.51),且解吸平均滞后系数HI_a0,表明速灭威在几种土壤中的吸附-解吸滞后现象不显著,迁移较快;速灭威在灌淤土和灰钙土中吸附的?H0,?S0,作用力以静电作用力为主,而在潮土中吸附的?H0,?S0,以疏水作用力为主。该研究结果可为保障枸杞质量,保护产地环境提供一定参考。     

己唑醇在土壤中的吸附-解吸特性

采用批量平衡法和气相色谱法研究了己唑醇在3种土壤中的吸附-解吸特性.结果表明,己唑醇在3种供试土壤中的等温吸附-解吸曲线能较好地符合Freundlich模型,其吸附常数(Kf)分别为0.791、2.274和43.800,显示3种土壤吸附行为存在较大差异.吸附率与土壤有机质含量(OM)、土壤阳离子交换量(CEC)和粘粒含量呈良好相关性.己唑醇在粘土和壤土中的等温吸附线属于L型等温吸附线,砂土中属S型.己唑醇在土壤中的吸附自由能为-5.186—-8.164 kJ.mol-1,表示吸附机理主要为物理吸附.     

阿特拉津在5种农业土壤中的吸附解吸特性分析

农药类有机污染物在农业土壤中的环境行为研究是国内外研究的热点。该研究采用批量平衡法,以阿特拉津(AT)为目标污染物,研究其在5种农业土壤中的吸附解吸规律,以期为阿特拉津在土壤中的环境风险和污染修复提供理论依据。结果表明,AT在5种土壤中的吸附动力学过程主要经历了快速吸附、慢速吸附和平衡吸附3个阶段,24 h后达到平衡,伪二级动力学模型能较好描述其动力学过程,说明AT在5种土壤上的吸附由多个过程控制,外部液膜扩散、颗粒内扩散和表面吸附等多个过程导致了其吸附动力学的复杂性。5种土壤对AT的吸附均能用Freundlich和Langmuir模型较好地拟合,且Freundlich模型(平均r~2=0.949)略优于Langmuir模型(平均r~2=0.92)。Freundlich模型中的1/n在0.581~0.799之间,均小于1,表明5种土壤对AT的吸附等温线均为非线性,属于"L型"等温吸附线。5种供试土壤对AT最大吸附量分别为砖红壤9.506 mg·kg~(-1)、水稻土5.577 mg·kg~(-1)、燥红土0.859 mg·kg~(-1)、潮土15.898 mg·kg~(-1)和红壤5.120 mg·kg~(-1)。AT在土壤中的吸附反应的△G~00,△H~00,表明AT在5种土壤中的吸附是自发进行的且属于吸热反应。AT在砖红壤、燥红土和红壤上的吸附机理可能是氢键和离子交换作用;在水稻土上的吸附机理可能是氢键和偶极间力作用;在潮土上的吸附机理可能为氢键作用。5种供试土壤对AT的解吸表现出一定的负滞后效应,其滞后效应大小顺序为:潮土(H=2.138)红壤(H=1.776)燥红土(H=1.704)砖红壤(H=1.378)水稻土(H=1.009)。     

雄烯二酮在我国典型土壤中的吸附特性

采用批吸附室内模拟实验研究了雄烯二酮在我国红壤、潮土、黑土3种典型土壤中的吸附特征,以及牛粪溶解态有机质(DOM)对土壤吸附雄烯二酮的影响。结果表明,雄烯二酮在土壤中吸附动力学符合Elovch方程(R20.89),热力学特征可通过Freundlich等温吸附方程(R20.83)描述,土壤对雄烯二酮的吸附呈非线性吸附特征,其中潮土吸附等温线的非线性最强(n=0.37);吸附系数K f介于6.0~20.2,并与有机质含量呈显著正相关(p0.05)。雄烯二酮浓度较低时,共存牛粪DOM抑制其在土壤表面的吸附作用。研究认为,有机质是土壤吸附雄烯二酮的主要组分,共存牛粪DOM可促进雄烯二酮向地表水和地下水的迁移。     

干旱区灰钙土和风沙土对Zn的吸附与解吸特性

以自然土壤灰钙土和风沙土作为试验供试土壤,研究了Zn在两种土壤样品中的吸附-解吸特性.结果表明:(1)当平衡液中Zn浓度较低时,土壤对Zn的吸附量随浓度的增加而增加,但增加速度较慢;平衡液中Zn浓度继续增加时,吸附量增加速率变大(曲线斜率逐渐增大),由于灰钙土有机质、碳酸钙、p H等高于风沙土,所以灰钙土对Zn的吸附量大于风沙土;(2)在实验设定的浓度范围内,Langmuir模型、Freundlich模型对实验数据的拟合线性相关均极显著,但总体来看Freundlich型吸附等温线方程适合描述土壤对Zn吸附过程;(3)两种土壤的高碳酸钙及有机质含量导致土壤吸附的Zn不容易被解吸,所以两种土壤的解吸量都很少,且灰钙土p H(8.65)大于风沙土(8.17),则风沙土解吸量大于灰钙土,土壤吸附Zn的解吸率与土壤Zn吸附能力呈反比,Zn在风沙土中的解吸率比灰钙土大,所以Zn在沙土的迁移和扩散的风险比灰钙土大,二次函数最为适合模拟土壤中Zn的吸附量与解吸量之间的关系,且随着Zn吸附量的增大,两种土壤对重金属Zn的解吸率均呈现出先增大后减小的趋势.     

磺胺嘧啶和磺胺噻唑在土壤中的吸附行为

采用批平衡实验方法研究磺胺嘧啶(SDZ)和磺胺噻唑(STZ)在五种典型土壤及一种泥炭中的吸附行为.结果表明:(1)SDZ和STZ在土壤及泥炭中的吸附量随溶液pH值的升高而减小,与溶液中SDZ和STZ阳离子的含量呈正相关.(2)SDZ和STZ的吸附均可采用Freundlich和Langmuir模型进行拟合,最大吸附量(Qm)的大小依次为:泥炭土>黑土>棕壤≥灰褐土>红壤≥灰漠土.除红壤和灰漠土外,Freundlich吸附系数(K)的大小次序和(Qm)基本相同.SDZ和STZ的(Qm)与土壤有机质的含量和土壤粉粒的含量呈显著正相关.因此,SDZ和STZ更容易吸附在有机质的含量比较高的泥炭土和黑土中.     

聚苯乙烯微塑料对土壤吸附泰乐菌素的影响过程和机制

以聚苯乙烯(PS)微粒和泰乐菌素(TYL)为研究对象,选取我国不同地区、不同性质农田土壤,通过吸附动力学和热力学试验研究微塑料添加对土壤吸附TYL的影响。结果表明,添加PS条件下4种土壤吸附TYL的能力显著提高,其中,PS对黏质土壤吸附TYL能力的提高作用大于壤土;土壤中w=1%的PS没有明显改变4种土壤对TYL的吸附过程,吸附过程能较好地用准二级动力学模型(R²>0.97)拟合,通过颗粒内扩散模型判断原土壤和含PS土壤对TYL的吸附过程分为外部扩散、颗粒内扩散和吸附平衡3个阶段。土壤对TYL的吸附等温线可以用Freundlich和Langmuir方程进行较好的拟合(R²>0.97)。添加PS后土壤吸附TYL的能力随pH值和离子强度的增加均有一定程度减弱,且达到显著性差异,其吸附机制为以疏水作用和静电作用为主导的多相吸附。     

黄土性土壤对铬砷的吸附量及其吸附形态

采用室内实验方法研究了黄土性土壤对Cr和As的吸附特性及Cr和As在土壤中的吸附和迁移形态。结果表明:(1)随着加入Cr、As质量浓度的增大,黄土性土壤对Cr和As的吸附量逐渐增大,吸附率下降;在同一质量浓度下,黄土性土壤对As的吸附量明显大于对Cr的吸附量。黄土性土壤对Cr和As的吸附都符合Langmuir模型,利用Langmuir模型计算出黄土性土壤对Cr的最大吸附量为146.2μg?g-1,对As为510.8μg?g-1。(2)在平衡溶液pH值为3.0～7.0范围内,随pH增加,黄土性土壤对Cr和As的吸附量逐渐增加,吸附量在pH值为7.0时达最大,随后pH增大,吸附量明显下降。黄土性土壤中Cr被吸附的主要形态是HCrO4-,迁移形态是CrO42-;土壤中As的吸附形态主要为H2AsO4-,而迁移形态则为HAsO42-。     

土壤中铅的吸附-解吸行为研究进展

铅是重要的土壤重金属污染元素之一，了解铅在土壤中的物理化学行为，有利于预防和修复土壤的铅污染。土壤中铅的吸附-解吸行为，依吸附机理的不同，分为专性吸附和非专性吸附。土壤铅吸附的机理还存在不同的观点，如水解吸附／非水解吸附机理，单分子吸附／双分子吸附机理等。影响土壤中铅吸附-解吸行为的主要因素，有土壤矿物组成、土壤有机质、pH、温度、竞争离子等。文章最后对描述土壤铅吸附过程的主要数学方程(Langmuir方程、Freundlich方程和Temkin方程)作了论述。     

草炭土及其有机质组分对PCB138吸附动力学和热力学研究

选取六氯联苯PCB138为目标污染物,有机质含量较高的草炭土为供试土壤,提取草炭土中的胡敏酸和胡敏素,研究PCB138在草炭土原土壤、胡敏酸和胡敏素中的吸附动力学和热力学。实验结果表明,PCB138在草炭土原土壤、胡敏酸和胡敏素中的吸附是一个快速吸附过程,240 min后吸附达到动态平衡,吸附速率常数分别为0.014、0.011、0.005,吸附速率由快到慢依次为原土壤胡敏酸胡敏素。准一级、准二级、Elovich和Weber-Morris动力学模型分析结果显示,准二级动力学模型能更好地描述其吸附过程,可决系数r2在0.988—0.994间。在实验条件下,随着PCB138在土壤中浓度增大,土壤各组分对其吸附量也随之增大。温度由25℃升高到45℃时,土壤各组分对PCB138的吸附量由1.40—17.7μg·g~(-1)增长到1.56—17.9μg·g~(-1),即随着温度的升高吸附量略有增大。热力学吸附过程采用Freundlich、Langmuir和Temkin等温吸附模型进行拟合,拟合结果显示,Freundlich等温吸附模型拟合效果更好。在吸附时间为240 min的实验条件下,计算得到的有机碳均一化分配系数Koc值表明PCB138在胡敏酸中吸附能力最强。由吉布斯方程得到的3个热力学参数:吸附自由能(ΔG~0)、焓变(ΔH~0)和熵变(ΔS~0)值均大于0,这表明草炭土对PCB138的吸附是一个非自发,吸热且吸附体系的混乱度增大的过程。该研究可为探讨PCBs在不同类型土壤中的环境行为提供一些基础数据,为PCBs的污染控制提供理论依据。     

砷和磷在不同污染类型土壤中的竞争吸附动力学

采用吸附实验研究了化工污染土壤(HG)、钢铁冶炼污染土壤(GT)和未受污染的农田土壤(CK)中的砷和磷吸附及竞争吸附特征,以期解释不同污染土壤此种吸附的动力学差异,为应用超富集植物修复场地污染土壤时合理施用磷肥提供理论依据。结果表明,在HG、GT和CK土壤中砷和磷的吸附特征有所差异,砷的最大吸附量分别为95.1、100、95.9 mg·kg-1,磷的最大吸附量分别为148、103、100 mg·kg-1。磷的存在能明显抑制土壤对砷的吸附,HG、GT、CK土壤在添加磷后,对砷的吸附量降低幅度分别为45.6%、57.3%、69.6%。而砷的存在对磷的吸附的影响不大,HG、GT、CK土壤在添加砷后,对磷的吸附量降低幅度分别为7.43%、6.41%、16.0%。3种土壤中铁、铝和磷的含量不同造成了砷、磷吸附和竞争吸附的差异,并且污染土壤上砷的配位体交换作用更容易受到磷的抑制。