影響金屬運移的因素概述目錄TOC\o"1-3"\h\u14636影響金屬運移的因素概述 1284951.1流速 1164991.2pH 175001.3離子強度 2217911.4土壤膠體 2176601.5天然有機質(zhì) 3266421.6黏土礦物 3金屬離子在多孔介質(zhì)中的運移受到水物理條件（流速）、水化學(xué)條件（pH、離子強度）、及土壤組分（土壤膠體、天然有機質(zhì)、高嶺土）等多種因素的影響[29-32]。1.1流速紀(jì)書華[33]研究了重金屬在石英砂柱中運移吸附，他發(fā)現(xiàn)，孔隙水流速大小對重金屬穿透曲線的形狀以及峰值等有明顯影響。改變孔隙水流速從0.05m·h-1增加到0.3m·h-1，重金屬離子出流、到達峰值結(jié)束的時間逐漸提前。王雨鷺[34]研究發(fā)現(xiàn)流速的變化會影響釩在飽和多孔介質(zhì)中的運移過程，隨著流速的增大，釩的出流及運移結(jié)束時間明顯縮短，降低了釩在砂柱中的沉積，促進其在砂柱中的遷移，流速的變化對出流過程有著明顯影響。流速對重金屬遷移的影響主要分為兩個方面，首先水流提供的水力學(xué)剪切力是重金屬離子向上遷移的主要動力，重金屬離子受到水流的拖拽力大于其自身重力時，才可能在多孔介質(zhì)中發(fā)生向上的遷移過程；此外流速還會對膠體過濾理論中的接觸效率參數(shù)產(chǎn)生重要影響，一般而言，水流流速越大，接觸效率參數(shù)越小[9]。1.2pH土壤的pH值對污染物的運移有很大的影響。土壤pH的升高使得土壤組分中如粘土鋁硅酸鹽，Al/Fe羥基氧化物或有機配體上的羥基去質(zhì)子化，從而導(dǎo)致重金屬離子滯留在土壤中。另外，土壤pH過高也會引起重金屬離子沉淀，形成難溶化合物。孫瑩瑩等[35]發(fā)現(xiàn)當(dāng)溶液pH為4.5時，Zn2+/Cd2+/NH4+在多孔介質(zhì)中截留的越多，隨著溶液pH升到6.5，Zn2+/Cd2+/NH4+在多孔介質(zhì)中的截留量減少。隨著pH的升高，土壤表面負電荷量增多，高pH值有利于土壤表面質(zhì)子的釋放，導(dǎo)致土壤對Zn2+/Cd2+/NH4+的吸附量增加。同時，pH值的升高使得H+濃度降低，其未達到破壞重金屬離子絡(luò)合物的濃度，而土壤介質(zhì)表面含氧基團得到活化，更多的重金屬離子被絡(luò)合，不易解吸。孫軍娜等[36]以石英砂為飽和多孔介質(zhì)，進行了室內(nèi)砂柱實驗，改變體系中的pH和孔隙水流速，研究多種金屬元素Cu、Pb、Zn、Cd的遷移行為變化規(guī)律，當(dāng)pH從7減小到4，重金屬在飽和多孔介質(zhì)中的遷移能力得到增強。Warwick[37]等利用純砂柱作為介質(zhì)環(huán)境，進行了多種金屬對Zn和Cd的遷移性的影響因素研究，發(fā)現(xiàn)Zn和Cd在介質(zhì)中的遷移行為會被pH所影響，在相同條件下，酸性環(huán)境中Zn和Cd的移動性比較大。1.3離子強度離子強度是溶液的基本性質(zhì)，影響著溶質(zhì)和溶液之間親和力的大小。離子強度的降低有助于釋放膠體；另外因離子強度改變而生成的水合離子會影響溶液的pH，使得游離態(tài)金屬離子活度發(fā)生改變[38]，此外，離子強度的增加減小了重金屬的水合離子半徑。張威[39]發(fā)現(xiàn)隨著離子強度的增加，流出物質(zhì)量回收率會降低，膠體保留率會增加。楊亞提[40]在研究恒電荷土壤膠體對Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附影響時發(fā)現(xiàn)Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)吸附量隨著離子強度的增加呈指數(shù)降低。1.4土壤膠體通常土壤膠體是指土壤中粒徑范圍在1nm—1μm之間的層狀硅酸鹽、鐵鋁三氧化物、有機大分子、細菌和病毒等。土壤膠體廣泛存在于土壤環(huán)境中，是土壤中最細小且最活躍的成分，對于土壤整體的性質(zhì)和功能具有重要的影響。土壤膠體可以分為無機膠體和有機膠體兩種，無機膠體主要包含土壤母質(zhì)中礦物的殘屑和礦物的風(fēng)化產(chǎn)物，主要由黏粒硅酸鹽和黏粒氧化物組成。有機膠體是由新鮮的或分解的動植物殘體和微生物遺體組成，主要有腐殖質(zhì)、木質(zhì)素、蛋白質(zhì)、纖維素、樹脂和其他復(fù)雜化合物[41]。土壤膠體可以吸附污染物，能夠在污染物的運移過程中起到載體的作用，其巨大的比表面積可以提高吸附有機污染物和無機污染物能力。作為污染物在環(huán)境中的載體，膠體可以攜帶重金屬，促進重金屬在環(huán)境中的遷移。土壤中的污染物質(zhì)通過吸附過程附著在膠體表面，隨著膠體遷移而在土壤和地下水中遷移轉(zhuǎn)化，這個過程被稱為膠體的易化運移。膠體對重金屬的易化運輸被認為是重金屬在土壤和水中運移的一個重要機制。由于土壤膠體的存在，重金屬等污染物在土壤介質(zhì)中的運移也由固—液兩相介質(zhì)的運移轉(zhuǎn)變?yōu)楣獭骸z體三相介質(zhì)中的運移[42]。馬杰[43]發(fā)現(xiàn)隨著土壤膠體濃度的升高，As(V)遷移逐漸加快。雖然不同土壤膠體濃度下As(V)穿透曲線的平臺高度基本一致，但高濃度土壤膠體下As(V)的穿透時間最低，說明了高濃度土壤膠體對As(V)遷移的促進作用大于低濃度土壤膠體。1.5天然有機質(zhì)天然有機質(zhì)（NOM）廣泛存在于各種水體、土壤、沉積物中，腐殖酸（HA）是天然有機質(zhì)的主要組成部分，含有較多富里酸和胡敏酸。腐殖酸比表面積大，結(jié)構(gòu)復(fù)雜，含有羧基、羥基、氨基、醛、酮、醚等多種活性基團，屬于可變電荷有機膠體[44-45]，能通過各種含氧官能團的靜電引力、化學(xué)絡(luò)合及配體交換吸附水中的重金屬離子，影響重金屬離子的遷移轉(zhuǎn)化行為及生態(tài)效應(yīng)[46]。陳鍇等[47]發(fā)現(xiàn)當(dāng)腐殖酸與As(Ⅴ)運移時，體系環(huán)境中腐殖酸濃度的升高導(dǎo)致砂柱對As(Ⅴ)的去除能力下降。楊靈芳等人[48]利用批實驗探究腐殖酸對Th(IV)的吸附本領(lǐng)，發(fā)現(xiàn)當(dāng)pH稍小于7時，腐殖酸可以很好的吸附Th(IV)，分析結(jié)果得到腐殖酸對Th(IV)的吸附是因為羧基、羥基可以跟Th(IV)發(fā)生離子交換反應(yīng)，而且腐殖酸表面所含有的一部分官能團也可以與Th(IV)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)。Ling[49]的研究表明腐殖酸對鈾的吸附功能也很好。1.6黏土礦物土壤礦物質(zhì)中的黏土礦物具有較高的活性，廣泛存在于各類地質(zhì)環(huán)境中，也是土壤的主要組成部分之一，影響著土壤的結(jié)構(gòu)和性能。黏土礦物可分為層狀硅酸鹽化合物和鐵鋁錳硅的等氧化物和氫氧化物等非層狀硅酸鹽。常見的黏土礦物主要有凹凸棒石、高嶺土、膨潤土、伊利石、方解石、蒙脫土等。黏土礦物具有比表面積大、孔隙多以及極性強等特征，特殊的結(jié)構(gòu)賦予粘土礦物許多特性，如吸附性、復(fù)水性能、膨脹、收縮性能，可塑性能和離子交換性能等。因此當(dāng)污染物進入土壤中，會在層間產(chǎn)生交換、吸附等反應(yīng)，固定污染物，從而一定程度上降低了污染物對土壤-地下水環(huán)境帶來的風(fēng)險[50]。高嶺石在我國南方土壤中十分常見，是一種1:1型的層狀硅酸鹽黏土礦物，即晶層由一層硅片和一層鋁片重疊而成，高嶺石常呈致密細粒狀和土狀集合體，白色為主，混有雜質(zhì)時呈黃、紅或淺綠色，塊體表面有滑感，土狀光澤，為風(fēng)化程度較高的礦物，顆?？偙砻娣e相對較小，表面活性功能團主要有鋁羥基、路易斯酸點位和硅羥基。高嶺石黏土礦物是南方熱帶和亞熱帶土壤中普遍和大量存在的黏土礦物，而華北、西北、東北及西藏高原土壤中含量很少，是濕熱氣候條件下紅壤、磚紅壤的主要黏土礦物[51]。Sun[52]通過對比Pb(Ⅱ)在砂柱內(nèi)單獨運移和Pb(Ⅱ)與高嶺土共運移發(fā)現(xiàn)，共運移時Pb(Ⅱ)穿透速率更快；同時研究發(fā)現(xiàn)進一步通入高嶺土膠體可以清除吸附在多孔介質(zhì)上的Pb(Ⅱ)，表明高嶺石膠體促進了Pb(Ⅱ)在柱內(nèi)的運移。Zhu等[53]研究表明，高嶺土作為運輸汞的載體能夠促進汞在砂子介質(zhì)中的運輸，移動的高嶺土膠體可使汞從砂表面脫落，促進了汞的運移。姜巖等[54]對比Cu(Ⅱ)在砂柱內(nèi)單獨運移和Cu(Ⅱ)與高嶺土共運移發(fā)現(xiàn)，發(fā)現(xiàn)高嶺土膠體對Cu(Ⅱ)的促進遷移作用不明顯，而Cu(Ⅱ)的存在明顯抑制了高嶺土的遷移，導(dǎo)致其在多孔介質(zhì)中的沉積量增大。參考文獻[1]J.L.Wang,S.Z.Wang.Preparation,modificationandenvironmentalapplicationofbiochar:areview[J]\o"GotoJournalofCleanerProductiononScienceDirect"JournalofCleanerProduction,2019,227:1002–1022.[2]PremarathnaK.S.D,AnushkaUR,BinoyS,etal.Biochar-basedengineeredcompositesforsorptivedecontaminationofwater:areview[J].\o"GotoChemicalEngineeringJournalonScienceDirect"ChemicalEngineeringJournal,2019,372:536–550.[3]VejeranoEP,RaoGY,KhachatryanL,etal.Environmentallypersistentfreeradicals:insightsonanewclassofpollutants[J].EnvironmentalScience&Technology,2018,52(5):2468–2481.[4]VolpeR,MenendezJMB,ReinaTR,etal.Freeradicalsformationonthermallydecomposedbiomass[J].Fuel,2019,255.[5]PryorWA,TerauchiK,DavisWH.Electron-spinresonance(ESR)studyofcigarettesmokebyuseofspintrappingtechniques[J].EnvironmentalHealthPerspectives,1976,16:161–176.[6]LyonsMJ,GibsonJF,IngramDJE.Free-radicalsproducedincigarettesmoke[J].Nature,1958,181:1003–1004.[7]DellingerB,PryorWA,CuetoR,etal.Roleoffreeradicalsinthetoxicityofairbornefineparticulatematter[J].ChemicalResearchinToxicol,2001,14:1371–1377.[8]RuanXX,SunYQ,DuWM,etal.Formation,characteristics,andapplicationsofenvironmentallypersistentfreeradicalsinbiochars:areview[J].BioresourceTechnology,2019,281:457–468.[9]FangGD,LiuC,GaoJ,etal.Manipulationofpersistentfreeradicalsinbiochartoactivatepersulfateforcontaminantdegradation[J].EnvironmentalSc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