干濕交替誘導(dǎo)含重金屬細(xì)顆粒物在多孔介質(zhì)中釋放遷移的作用機(jī)制

盧 聰，吳耀國，張 帥，桂 亮

(西北工業(yè)大學(xué) 理學(xué)院應(yīng)用化學(xué)系，西安 710072)

干濕交替誘導(dǎo)含重金屬細(xì)顆粒物在多孔介質(zhì)中釋放遷移的作用機(jī)制

盧 聰，吳耀國，張 帥，桂 亮

(西北工業(yè)大學(xué) 理學(xué)院應(yīng)用化學(xué)系，西安 710072)

為探究含重金屬細(xì)顆粒引起土壤重金屬污染的形成機(jī)制,以礦渣為對(duì)象，采用柱試驗(yàn)，研究了干濕交替誘導(dǎo)含重金屬細(xì)顆粒在多孔介質(zhì)中釋放遷移的特征與機(jī)制。結(jié)果表明：干濕交替顯著促進(jìn)了粒徑在342～955 nm的礦渣顆粒的釋放遷移，該促進(jìn)作用由3種作用機(jī)制聯(lián)合引起，且與落干期時(shí)長有關(guān)，而與干濕交替次數(shù)和落干期排列順序無關(guān)；釋放遷移的礦渣顆粒在石英砂多孔介質(zhì)中發(fā)生了累積，落干時(shí)間越長，累積質(zhì)量越高，累積質(zhì)量隨介質(zhì)深度的增加而減少，累積顆粒的粒徑分布隨介質(zhì)深度無明顯變化。細(xì)顆粒的釋放遷移是含重金屬細(xì)顆粒引起土壤重金屬污染的主要原因，固應(yīng)對(duì)干濕交替下含重金屬細(xì)顆粒的環(huán)境行為給予重視。

干濕交替；細(xì)顆粒；重金屬；多孔介質(zhì)；釋放遷移

1 研究背景

含重金屬細(xì)顆粒物是一類常見的毒害污染物，產(chǎn)生于人類活動(dòng)中諸多方面，如在金屬礦石開采冶煉過程[1-4]中，進(jìn)入土壤的含重金屬細(xì)顆粒能夠引起一定的環(huán)境問題[5-7]。由于重金屬對(duì)固相顆粒的親和力通常較大，較難以自由離子態(tài)從顆粒中釋放[7-9]，因此，只有從細(xì)顆粒物的環(huán)境行為出發(fā)，才能深入認(rèn)識(shí)含重金屬細(xì)顆粒物引起土壤重金屬污染的形成機(jī)制。然而，目前有關(guān)含重金屬細(xì)顆粒物引起土壤重金屬污染的研究大多僅關(guān)注重金屬，對(duì)細(xì)顆粒物的環(huán)境行為重視不足[10-11]。

干濕交替主要針對(duì)土壤環(huán)境而言，是落干與淋濾交替出現(xiàn)的一種現(xiàn)象，可由降水或灌溉引起[12]?，F(xiàn)已有研究指出，干濕交替能夠促進(jìn)土壤顆粒物的釋放遷移[13-14],但對(duì)干濕交替作用下含重金屬細(xì)顆粒的釋放遷移行為卻鮮有關(guān)注。僅有少數(shù)學(xué)者對(duì)干濕交替下含重金屬細(xì)顆粒的釋放及在土壤中的遷移行為進(jìn)行了研究。Lu等[15]通過柱實(shí)驗(yàn)研究了干濕交替下礦渣細(xì)顆粒的釋放遷移特征與機(jī)制，發(fā)現(xiàn)礦渣顆粒的釋放遷移與落干時(shí)間有關(guān)。但是Lu等[15]的研究?jī)H考慮了干濕交替過程中落干時(shí)間逐漸遞增的情況，并未考慮不同落干時(shí)間無序排列的情況(更接近自然狀態(tài))。對(duì)于含重金屬細(xì)顆粒物的釋放遷移依賴于落干時(shí)間的同時(shí)，是否還會(huì)受到落干期排列順序的影響便不得而知。此外，Lu等[15]采用的實(shí)驗(yàn)柱由礦渣、土壤2種介質(zhì)填裝而成的，雖能較好地模擬實(shí)際，但由于土壤介質(zhì)的復(fù)雜性[16]在一定程度上干擾了對(duì)含重金屬細(xì)顆粒在土壤介質(zhì)中遷移累積特征的觀測(cè)。因而，需采用較為理想的多孔介質(zhì)代替土壤，研究含重金屬細(xì)顆粒物在多孔介質(zhì)中的遷移累積特征，為含重金屬細(xì)顆粒物在土壤介質(zhì)中的釋放遷移研究奠定一定的理論基礎(chǔ)。

本文以礦渣這一典型含重金屬細(xì)顆粒物為主要對(duì)象，采用柱試驗(yàn)，將不同落干與淋濾過程交替作用于礦渣-石英砂柱，對(duì)干濕交替下含重金屬細(xì)顆粒在多孔介質(zhì)中釋放遷移的特征與機(jī)制進(jìn)行了研究。

2 材料與方法

2.1 樣品采集與表征

礦渣樣品采自于小秦嶺礦集區(qū)，其地理位置為34°23′N—34°40′N，110°09′E—110°25′E[17]。將樣品于室內(nèi)風(fēng)干，研磨過2 mm篩，封裝備用。

對(duì)礦渣顆粒的粒徑、電動(dòng)電位(Zeta電位)、礦物成分進(jìn)行表征。礦渣顆粒的粒徑分布用動(dòng)態(tài)光散射儀(ZEN3600，Malvern，英國)分析；Zeta電位用Zeta電位儀(JS94H，上海中晨數(shù)字技術(shù)設(shè)備有限公司，中國)測(cè)定；礦物成分用X-射線衍射儀(D2 PHASER，Bruker，德國)分析[18]。

2.2 含重金屬細(xì)顆粒中重金屬含量及化學(xué)穩(wěn)定性分析

鑒于礦渣中Cu和Pb含量較高[18]，且均屬優(yōu)先污染物，本文以其為重金屬的代表。礦渣中Cu和Pb總含量用火焰原子吸收(FAAS)(TAS-990, 普析通用, 中國北京，檢測(cè)限：Cu為0.01 mg/L，Pb為0.1 mg/L)測(cè)定，測(cè)定前將礦渣用混酸(HNO3-HCl-HF-HClO4)進(jìn)行消解。

含重金屬細(xì)顆粒中重金屬的化學(xué)穩(wěn)定性用重金屬的離子態(tài)浸出率表征。離子態(tài)浸出率越低，說明重金屬越難以自由離子態(tài)從顆粒中釋放，重金屬的化學(xué)穩(wěn)定性越高。礦渣中Cu和Pb的離子態(tài)浸出率測(cè)定方法為：稱取100 g礦渣與1 L 2 mmol/L NaCl溶液混合，震蕩8 h，在室溫下密封靜置，分別靜置1，3，30，180，365 d后，抽取適量上清液，過0.22 μm濾膜，用FAAS測(cè)定濾液中Cu和Pb含量，分別記為XCu和XPb，并按式(1)計(jì)算Cu和Pb的浸出率λ。

(1)

式中：X為濾液中Cu和Pb含量，記為XCu或XPb(mg/L)；V為浸出試驗(yàn)中所添加的去離子水的體積(mL)；m為礦渣質(zhì)量(g)；C總為礦渣中重金屬的總含量(mg/kg)。

2.3 干濕交替柱試驗(yàn)

柱試驗(yàn)采用有機(jī)玻璃管(內(nèi)徑4.3 cm×長15 cm)完成。填裝之前，稱取有機(jī)玻璃管質(zhì)量m0。向柱內(nèi)依次填裝10 cm石英砂(顆粒直徑為(3±0.4)mm)、4 cm礦渣、2 cm石英砂。礦渣、石英砂填裝密度分別為(1.2±0.2)，(0.9±0.1) g/cm3。填裝完成后，稱取填裝柱總質(zhì)量m′。預(yù)試驗(yàn)結(jié)果顯示，淋濾過程中石英砂釋放的顆粒物含量甚微，可忽略不計(jì)。

用2 mmol/L的NaCl溶液(淋濾液)自上而下飽和試驗(yàn)柱24 h后，使試驗(yàn)柱交替經(jīng)歷落干期、淋濾期。落干期：將試驗(yàn)柱靜置于室溫(22±2)℃下落干；淋濾期：用淋濾液以恒定流速40 mm/h自上而下淋濾試驗(yàn)柱6 h。試驗(yàn)柱分S，L，M 3種。S柱經(jīng)6個(gè)干濕交替，落干時(shí)間分別為1，2，3，4，9，12 h；L柱經(jīng)7個(gè)干濕交替，落干時(shí)間分別為1，3，7，14，30，60，120 d；M柱經(jīng)6個(gè)干濕交替，落干時(shí)間分別為7 d，12 h，1 d，120 d，2 h，30 d。

2.4 試驗(yàn)結(jié)果監(jiān)測(cè)

落干期后，稱取試驗(yàn)柱質(zhì)量m，通過計(jì)算(m-m′)/(m′-m0)獲得柱中介質(zhì)含水率。于柱底端收集滲出液，并對(duì)滲出液中礦渣顆粒物濃度、Cu和Pb總含量、離子態(tài)Cu和Pb含量進(jìn)行測(cè)定，對(duì)滲出液中礦渣顆粒物的粒徑分布、微觀形貌進(jìn)行表征。滲出液中礦渣顆粒物濃度用濁度表征，可用濁度儀(2 100 N, HACH, 美國)測(cè)定。顆粒物濃度-濁度標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制見Lu等[18]提出的方法。滲出液中Cu和Pb總含量，以及離子態(tài)Cu和Pb含量用FAAS測(cè)定，其中，測(cè)定離子態(tài)Cu和Pb含量時(shí)需將滲出液過0.22 μm濾膜，滲出液中礦渣顆粒物粒徑分布用動(dòng)態(tài)光散射儀分析、微觀形貌用掃描電子顯微鏡(SEM)(VEGA 3 LMH, TESCAN, 捷克)進(jìn)行觀測(cè)。

干濕交替試驗(yàn)完成后，拆開試驗(yàn)柱，將石英砂柱分為上、中、下3層，長分別為3，3，4 cm。用去離子水洗脫每層石英砂上的礦渣顆粒，將洗脫液進(jìn)行冷凍干燥，以便從洗脫液中獲得干燥的礦渣顆粒，并稱取礦渣顆粒質(zhì)量，該質(zhì)量分析結(jié)果即為石英砂柱上、中、下3層每層所累積的礦渣顆粒物的總質(zhì)量。每層石英砂柱上累積礦渣顆粒的粒徑分布用動(dòng)態(tài)光散射儀測(cè)定。

3 結(jié)果與討論

3.1 礦渣的性質(zhì)

經(jīng)測(cè)定，礦渣顆粒粒徑范圍約在6.414 μm以下， 中位粒徑在1.6 μm左右。 礦渣顆粒在水溶液中的Zeta電位為(-38.4±5.8) mV， 說明礦渣顆粒在水溶液中具有較好的懸浮穩(wěn)定性， 這為礦渣顆粒隨淋濾液的遷移提供了有利條件。 礦渣的礦物成分分析結(jié)果顯示， 礦渣中含有大量天然礦物， 主要礦物成分有： 石英、 黃鐵礦、 方解石、 長石、 閃鋅礦、 輝石等。

3.2 礦渣中Cu和Pb含量及化學(xué)穩(wěn)定性

重金屬含量分析結(jié)果顯示，礦渣中Cu和Pb含量較高，均值分別達(dá)到(1 048.6±23.1)，(1 784.8±22.0)mg/kg。在水溶液中，礦渣中Cu和Pb的離子態(tài)浸出率較低，浸泡1～365 d后，從礦渣中浸出的離子態(tài)Cu和Pb的含量均保持在1%以下(表1)。較低的離子態(tài)浸出率說明了礦渣中Cu和Pb具有較高的化學(xué)穩(wěn)定性，在自然條件下很難以自由離子的形態(tài)溶出，揭示了礦渣中Cu和Pb主要以顆粒態(tài)遷移的可能性。

表1 礦渣中Cu和Pb在水溶液中的離子態(tài)浸出率

3.3 干濕交替作用下礦渣細(xì)顆粒物的釋放遷移

干濕交替作用下，滲出液中礦渣顆粒的總濃度(Cp)隨累積流量的變化曲線如圖1所示。

圖1 滲出液中礦渣顆粒濃度Fig.1 Tailing particle concentrations in the effluents

各淋濾期滲出液中Cp的變化規(guī)律相同：初始滲出液中Cp值(Cp初始值)最高，隨著淋濾的進(jìn)行，Cp值急劇下降，并趨于穩(wěn)定。不同落干期之后，Cp初始值相差較大，落干時(shí)間越長，Cp初始值越高(圖1)，說明干濕交替促進(jìn)了礦渣顆粒物在多孔介質(zhì)中的釋放遷移，而這種促進(jìn)作用取決于落干期的時(shí)間長短，落干時(shí)間越長，促進(jìn)作用越明顯。M柱的試驗(yàn)結(jié)果排除了干濕交替次數(shù)與落干期排列順序?qū)ΦV渣顆粒物釋放遷移的影響?？梢姼蓾窠惶鎸?duì)礦渣顆粒物釋放遷移的影響主要體現(xiàn)在落干時(shí)間上。

滲出液中礦渣顆粒物的累積質(zhì)量進(jìn)一步揭示了落干時(shí)間對(duì)顆粒物釋放遷移的影響(圖2)。隨淋濾的進(jìn)行，滲出液中礦渣顆粒的質(zhì)量累積分2個(gè)階段：快速累積和緩慢累積。淋濾之初，滲出液中礦渣顆粒物的累積質(zhì)量迅速升高(快速累積)，隨后礦渣顆粒物的累積質(zhì)量緩慢升高(緩慢累積)。S，L，M柱滲出液中礦渣顆粒物的累積質(zhì)量均表現(xiàn)出落干時(shí)間越長，累積質(zhì)量越高的特征(圖2)。Majdalani等[19]在對(duì)干濕交替下土壤釋放遷移規(guī)律進(jìn)行研究時(shí)發(fā)現(xiàn)了同樣的顆粒物質(zhì)量累積規(guī)律。

圖2 滲出液中礦渣顆粒累積質(zhì)量Fig.2 Cumulative mass of tailing particlesin the effluents

為確定干濕交替促進(jìn)礦渣顆粒釋放遷移的原因，對(duì)落干期完成后介質(zhì)含水率進(jìn)行了測(cè)定，并對(duì)落干期完成后介質(zhì)含水率與淋濾期Cp初始值之間的相關(guān)性進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)兩者呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(相關(guān)系數(shù)：-0.967)，表明干濕交替對(duì)礦渣顆粒釋放遷移的促進(jìn)作用與落干期內(nèi)介質(zhì)含水率有關(guān)，介質(zhì)含水率越低，促進(jìn)作用就越明顯。由此可見，落干時(shí)間主要是通過影響介質(zhì)含水率，來影響礦渣顆粒釋放遷移的。

干濕交替對(duì)礦渣顆粒物釋放遷移的促進(jìn)作用主要來自如下3個(gè)方面：

(1) 落干期間，礦渣介質(zhì)向孔隙水中緩慢釋放顆粒物，造成孔隙水中顆粒物的累積。隨著落干的進(jìn)行，部分孔隙已干燥，部分孔隙中依然持有水分，該部分孔隙水為礦渣顆粒物的緩慢釋放提供了條件[20]。

(2) 落干期間，毛細(xì)管力對(duì)礦渣基質(zhì)的弱化作用。干燥孔隙與相鄰含水孔隙之間形成的毛細(xì)管力是引起多孔介質(zhì)形變(例如：破裂、收縮、并聯(lián)等)的主要原因[19, 21]，可使礦渣介質(zhì)發(fā)生碎裂，從而產(chǎn)生大量的顆粒物。

(3) 淋濾期間，氣-液界面對(duì)礦渣顆粒的卷掃作用。落干期過后，淋濾液再次滲入礦渣介質(zhì)時(shí)，會(huì)形成大量氣-液界面，氣-液界面對(duì)顆粒物具有較大的吸附作用[22]，可從介質(zhì)表面捕獲大量顆粒物，并攜帶顆粒物一同移動(dòng)[23]。

孔隙水中累積的顆粒物、基質(zhì)弱化產(chǎn)生的顆粒物、氣-液界面吸附的顆粒物均可導(dǎo)致Cp較高的初始值。在干濕交替過程中，3種促進(jìn)作用同時(shí)存在，但不同落干期內(nèi)，促進(jìn)顆粒物釋放遷移的主導(dǎo)作用不同。在短期落干后，水分損失小，介質(zhì)含水率較高，礦渣顆粒物在靜置水相中的緩慢釋放是主導(dǎo)作用；在長期落干后，水分損失大，介質(zhì)含水率低，礦渣基質(zhì)大部分已弱化，機(jī)制弱化是主導(dǎo)作用。無論短期或長期落干，氣-液界面卷掃對(duì)礦渣顆粒釋放遷移的促進(jìn)作用始終存在。

對(duì)S，L，M柱滲出液中礦渣顆粒物粒徑進(jìn)行分析，結(jié)果顯示滲出液中礦渣顆粒物的粒徑分布大約在342～955 nm范圍內(nèi)，幾乎不受落干時(shí)間與落干期排列順序的影響。在相同的流速下，多孔介質(zhì)中發(fā)生遷移的顆粒物的粒徑主要由介質(zhì)的孔隙結(jié)構(gòu)和大小決定[24]。在本試驗(yàn)中，流速、孔隙大小與介質(zhì)結(jié)構(gòu)始終維持穩(wěn)定，因此滲出液中礦渣顆粒物的粒徑分布較少變化。

3.4 干濕交替誘導(dǎo)顆粒態(tài)重金屬的釋放遷移

S，L，M柱滲出液中Cu和Pb的總濃度(CCu，CPb)分別如圖3、圖4所示。

圖3 滲出液中Cu總濃度(CCu)Fig.3 Total concentrations of Cu in the effluents

圖4 滲出液中Pb總濃度(CPb)Fig.4 Total concentrations of Pb in the effluents

將圖3、圖4與圖1對(duì)比，發(fā)現(xiàn)干濕交替對(duì)Cu(圖3)，Pb(圖4)的影響與其對(duì)礦渣顆粒的影響一致。S，L，M柱滲出液中CCu和CPb與Cp之間具有較好的相關(guān)性(表2)，共同證明了礦渣中Cu和Pb主要以顆粒進(jìn)行釋放遷移的特征。對(duì)S，L，M柱滲出液中離子態(tài)Cu和Pb的分析結(jié)果顯示，各柱滲出液中離子態(tài)Cu和Pb濃度均低于FAAS檢測(cè)限，故可認(rèn)為圖3、圖4中的CCu和CPb數(shù)值體現(xiàn)了顆粒態(tài)Cu和Pb的釋放遷移。落干時(shí)間越長，CCu和CPb的初始值越高，說明干濕交替促進(jìn)了顆粒態(tài)Cu和Pb的釋放遷移，且促進(jìn)作用取決于落干期時(shí)長，而與落干期的排列順序無關(guān)。干濕交替對(duì)礦渣中Cu和Pb釋放遷移的促進(jìn)作用來源于其對(duì)礦渣細(xì)顆粒物釋放遷移的促進(jìn)作用。在干濕交替誘導(dǎo)下，含重金屬細(xì)顆粒的釋放遷移將會(huì)顯著增加，從而促進(jìn)重金屬的釋放遷移，導(dǎo)致重金屬污染的擴(kuò)散。

表2 滲出液中CCu和CPb與Cp之間的相關(guān)性

注：*為P<0.05；**為P<0.01時(shí)釋放遷移礦渣顆粒物的粒徑分布

3.5 礦渣細(xì)顆粒物在石英砂柱中的累積

隨著淋濾的進(jìn)行，礦渣顆粒不斷釋放遷移，部分穿透石英砂介質(zhì)，部分被石英砂介質(zhì)攔截。礦渣顆粒物在S，L，M柱石英砂中的累積分布規(guī)律相似：上層最多，中層次之，下層最少(表3)。S，L，M柱之間，S柱總落干時(shí)間最短、礦渣顆粒累積質(zhì)量最少，L柱總落干時(shí)間最長、礦渣顆粒累積質(zhì)量最多(表3)。由此可見，石英砂柱中礦渣顆粒的累積質(zhì)量與落干時(shí)間有關(guān)，落干期時(shí)間越長，石英砂柱中礦渣細(xì)顆粒物的累積質(zhì)量就越多。而礦渣顆粒累積質(zhì)量在石英砂柱中的分布特征則與落干時(shí)間無關(guān)。

表3 石英砂柱中上、中、下層礦渣顆粒的累積質(zhì)量

S，L，M柱石英砂上、中、下3層所累積的礦渣細(xì)顆粒物的粒徑分布沒有明顯差別，約為0.62～5.86 μm。截留于石英砂柱中的礦渣細(xì)顆粒物的粒徑分布與礦渣顆粒的粒徑范圍基本一致，說明礦渣顆粒在淋濾作用下均有可能發(fā)生遷移。但由滲出液中礦渣細(xì)顆粒物的粒徑分布可知，粒徑處于342～955 nm范圍內(nèi)的礦渣細(xì)顆粒在本實(shí)驗(yàn)條件下較易發(fā)生遷移，并穿透10 cm的石英砂介質(zhì)，而粒徑較大的礦渣顆粒，較易被石英砂介質(zhì)攔截。

3.6 釋放遷移礦渣細(xì)顆粒物微觀結(jié)構(gòu)

將滲出液冷凍干燥后，用SEM觀測(cè)礦渣顆粒的微觀形貌(圖5)。發(fā)生釋放遷移的礦渣顆粒呈現(xiàn)多種形狀，大多不規(guī)整，有棱角，多為長形或簇狀(圖5(a))，且片層結(jié)構(gòu)較為明顯(圖5(b))。這些顆粒物的存在充分說明了在干濕交替作用下礦渣細(xì)顆粒發(fā)生了釋放遷移。

圖5 釋放遷移礦渣細(xì)顆粒物的微觀形貌Fig.5 Microscopic photos of tailing particlesreleased and transported from the columns

4 結(jié) 論

本文以礦渣為主要對(duì)象，研究了干濕交替誘導(dǎo)含重金屬細(xì)顆粒在多孔介質(zhì)中釋放遷移的作用機(jī)制，所得主要結(jié)論如下：

(1) 干濕交替明顯促進(jìn)了粒徑在342～955 nm之間的礦渣細(xì)顆粒的釋放遷移，同時(shí)促進(jìn)了顆粒態(tài)Cu和Pb的釋放遷移，且該促進(jìn)作用與干濕交替次數(shù)和落干期排列順序無關(guān)，而與落干期時(shí)長有關(guān)，落干時(shí)間越長，促進(jìn)作用越明顯。

(2) 干濕交替對(duì)礦渣這類含重金屬細(xì)顆粒釋放遷移的促進(jìn)作用來自3方面：①落干期間，礦渣介質(zhì)向孔隙水中緩慢釋放顆粒物；②落干期間，毛細(xì)管力對(duì)礦渣基質(zhì)的弱化作用導(dǎo)致大量顆粒物產(chǎn)生；③淋濾期間，氣-液界面對(duì)礦渣細(xì)顆粒物的卷掃作用。

(3) 釋放遷移的礦渣細(xì)顆粒物在石英砂多孔介質(zhì)中發(fā)生了累積。累積質(zhì)量隨石英砂介質(zhì)深度的增加而減少，粒徑分布隨介質(zhì)深度無明顯變化。落干時(shí)間顯著影響了礦渣顆粒的累積質(zhì)量，落干時(shí)間越長，累積質(zhì)量越高。

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(編輯：姜小蘭)

Release and Transport Mechanisms of Metal-rich Fine Particles inPorous Media During Drying-Wetting Cycles

LU Cong, WU Yao-guo, ZHANG Shuai, GUI Liang

(Department of Applied Chemistry, Northwestern Polytechnical University, Xi’an 710072, China)

In order to explore the formation mechanism of heavy metal contamination in soil caused by metal-rich fine particles, we carried out column experiments with mine tailings as object, and investigated the release and transport mechanisms of metal-rich fine particles in porous media under drying-wetting cycles. Results show that drying-wetting cycles significantly enhance the release and transport of tailing particles ranged from 342 nm to 955 nm. This enhancing effect is resulted from the combined action of three mechanisms, and highly depends on the drying duration instead of the number or order of drying-wetting cycles. Furthermore, the released and transported tailing particles are accumulated in the porous media, namely quartz sands. The longer the drying duration is, the more the accumulative mass is. In particular, the accumulative mass decreases with the increase of media depth, but the size distribution of the accumulated tailing particles changes little with the increase of media depth. Finally, the release and transport of fine particles should be responsible for the heavy metal contamination in soil caused by metal-rich fine particles, and we should pay attention to the environmental behavior of metal-rich fine particle under drying-wetting cycles.

drying-wetting cycle; fine particle; heavy metal; porous media; release and transport

2016-11-25；

2017-01-03

國土資源部公益性行業(yè)科技攻關(guān)項(xiàng)目(201111020)；中國地質(zhì)調(diào)查局項(xiàng)目(12120114056201)；中國地質(zhì)調(diào)查局&河北省地下水污染機(jī)理與修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放基金項(xiàng)目(KF201610)

盧 聰(1988-)，女，陜西西安人，博士研究生，主要從事水-土壤污染過程及修復(fù)研究，(電話)029-88431672(電子信箱)lucongnwpu@hotmail.com。

吳耀國(1967-)，男，河南潢川人，教授，博士，主要從事水-土壤污染過程及修復(fù)研究，(電話)029-88431672(電子信箱)wuygal@nwpu.edu.cn。

10.11988/ckyyb.20161241

2017,34(6):45-50

X52；X53

A

1001-5485(2017)06-0045-06