杜耀　朱于紅　鄭乾送　譚吳　秦鵬　劉磊　陳華林　王宇峰

摘要 本研究以內(nèi)蒙古某鉻污染土壤為對象，探討不同還原劑存在對測定土壤溶解性六價鉻（Cr（VI））的影響，揭示土壤Cr（VI）的長期穩(wěn)定性問題。結(jié)果表明，在不同環(huán)境條件和還原劑種類的情景下，可通過排抗干擾的方法檢測Cr（VI），并減少結(jié)果的偏差；溶液Cr（VI）不排干擾方法測定過程中加酸步驟導(dǎo)致還原劑與Cr（VI）快速反應(yīng)，使測定結(jié)果失真。此外，在殘余還原劑存在時，土壤Cr（III）難以再被氧化成Cr（VI）。因此，Cr（VI）污染土壤修復(fù)出現(xiàn)長期穩(wěn)定性差主要原因之一是浸提過程中Cr（VI）與殘余還原劑發(fā)生氧化還原反應(yīng)，導(dǎo)致結(jié)果偏差。研究結(jié)果可為后續(xù)還原劑還原土壤Cr（VI）測定值的標(biāo)準(zhǔn)化提供理論參考和技術(shù)支持。

關(guān)鍵詞 鉻污染；六價鉻；還原劑；檢測方法；穩(wěn)定性

中圖分類號 X53? ?文獻(xiàn)標(biāo)識號 A

文章編號 1007-7731（2023）08-0156-06

鉻是自然界中分布較廣的重金屬元素之一，近年來被廣泛應(yīng)用于皮革鞣制、冶金、電鍍、紡織染料等工業(yè)活動中。研究表明，進(jìn)入環(huán)境的鉻主要以三價和六價2種形態(tài)存在，其中六價鉻［Cr（VI）］具有致癌性，對人類健康有較大的危害[1-3]。當(dāng)前，Cr（VI）污染土壤的修復(fù)技術(shù)主要有化學(xué)還原修復(fù)、微生物修復(fù)和淋洗修復(fù)等。還原穩(wěn)定化技術(shù)因技術(shù)成熟、處理效率高、修復(fù)時間短和成本低等優(yōu)點(diǎn)而被廣泛用于Cr（VI）污染土壤的修復(fù)中[4-5]。

Cr（VI）污染土壤修復(fù)效果評估指標(biāo)主要包括浸出性Cr（VI）和總Cr（VI），其中浸出性Cr（VI）是目前項(xiàng)目驗(yàn)收的主要指標(biāo)[6]。根據(jù)前期工程實(shí)例發(fā)現(xiàn)，Cr（VI）污染土壤（鉻渣）還原修復(fù)后會出現(xiàn)“返黃”現(xiàn)象[7-8]，即修復(fù)達(dá)標(biāo)土壤在長期跟蹤監(jiān)測中會再次出現(xiàn)Cr（VI）超標(biāo)的現(xiàn)象。其原因可能是還原藥劑的過量添加對土壤Cr（VI）測定的干擾所致[9-10]，即藥劑添加后一定時間內(nèi)污染土壤中部分Cr（VI）并未被徹底還原，僅是在測試過程中由于酸浸提促使土壤中Cr（VI）與還原劑在浸提過程中發(fā)生反應(yīng)而呈現(xiàn)Cr（VI）低水平的檢出，隨著時間延長，還原劑會因各種因素被自然氧化而失去還原性，故出現(xiàn)土壤Cr（VI）含量升高的現(xiàn)象[11-12]。目前，針對過量還原劑的存在是否會對溶解性Cr（VI）的測定產(chǎn)生影響還鮮有報道。為此，本研究探究了三大類別還原劑（鐵系、硫系和有機(jī)系）的存在對Cr（VI）測定產(chǎn)生的影響，并針對修復(fù)后土壤殘余還原劑存在時Cr（VI）土壤“返黃”問題進(jìn)行了初步探究，旨在揭示土壤Cr（VI）的長期穩(wěn)定性。

1 材料與方法

1.1 藥劑與儀器

本試驗(yàn)所用化學(xué)試劑均為分析純及以上試劑。還原藥劑純度如下：七水硫酸亞鐵（FeSO4·7H2O，>99%）；硫代硫酸鈉（Na2S2O3）；多硫化鈣（CaSx，29%，工業(yè)級）；蔗糖糖蜜（糖分46%～50%，工業(yè)級）。主要儀器設(shè)備：PE AA800火焰原子吸收分光光度計（美國珀金埃爾默有限公司）；752N型紫外可見分光光度計（上海精密科學(xué)儀器有限公司）；pH計及氧化還原電位（ORP）測定儀（上海雷磁儀器廠公司）。

1.2 供試土壤

供試土壤采自內(nèi)蒙古某鉻鹽廠退役場地表層（0～40 cm）土壤，其基本理化性質(zhì)如下：有機(jī)質(zhì)含量（2.14±0.15）%、總鉻（1 002.2±31.8）mg/kg、Cr（VI）（233.7±13.2）mg/kg，浸出性Cr（VI）（31.23±2.92）mg/L、pH值（8.33±0.11）、Eh 186 mV。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 還原劑存在對Cr（VI）測定的影響。配制100 mg/L Cr（VI）溶液，分別用H2SO4/HNO3（2∶1）、NaOH調(diào)節(jié)pH（根據(jù)《固體廢物浸出毒性方法硝酸硫酸法（HJ/T299—2007）》pH調(diào)節(jié)至3.2以及對照堿溶液pH調(diào)節(jié)至10.5），加入0.1%（w/w）還原劑（硫酸亞鐵、硫代硫酸鈉、蔗糖糖蜜、多硫化鈣）后混勻，以不加還原劑處理作為對照，采用二苯碳酰二肼分光光度法（GB/T 15555.4—1995）中排除還原劑干擾和不排除還原劑干擾2種操作步驟測定溶液Cr（VI）。排干擾測定的具體操作步驟為將樣品添加至50 mL比色管中，用水稀釋至標(biāo)線，加4 mL顯色劑Ⅱ（2 g二苯碳酰二肼溶于50 mL丙酮），搖勻，放置5 min，加硫酸1 mL，搖勻，放置10 min，再按照不排除干擾的步驟測定；不排除干擾測定步驟為將樣品添加至50 mL比色管中，用水稀釋至標(biāo)線，加入硫酸0.5 mL、磷酸0.5 mL，搖勻，加2 mL顯色劑Ⅰ（0.2 g二苯碳酰二肼溶于50 mL丙酮），搖勻，放置10 min，于540 nm處測定吸光度，得到六價鉻濃度（下同）。

1.3.2 Cr（VI）的還原速率。配制100 mg/L Cr（VI）溶液，分別用H2SO4/HNO3（質(zhì)量比2∶1）、NaOH調(diào)節(jié)pH（pH調(diào)節(jié)至3.2與10.5），加入0.1%還原劑后混勻靜置。分別于0、1 min、1 h、2 h、3 h、4 h取樣，采用排除還原劑干擾方法測定Cr（VI）濃度。

1.3.3 還原劑添加量對Cr（VI）測定的影響。配制100 mg/L Cr（VI）溶液，用H2SO4/HNO3（質(zhì)量比2∶1）、NaOH調(diào)節(jié)pH（pH調(diào)節(jié)至3.2與10.5），加入0、0.05%、0.10%、1.00%還原劑后混勻。采用排除還原劑干擾方法測定Cr（VI）濃度。

1.3.4 土壤殘留還原劑對浸出性Cr（VI）測定的影響。根據(jù)上述供試土壤浸出性Cr（VI）濃度，分別在浸提前加入0.5%還原劑（硫酸亞鐵、硫代硫酸鈉、糖蜜、多硫化鈣），采用排除還原劑干擾方法測定Cr（VI）濃度，設(shè)置不加還原劑作對照組，每組試驗(yàn)設(shè)置3個平行。

1.3.5 還原劑存在對土壤Cr（VI）長期穩(wěn)定性的影響。依據(jù)上述供試土壤Cr（VI）濃度，投加過量的還原劑。稱取500 g渣土混合物于1 L的燒杯中，按土壤質(zhì)量比投加5%七水硫酸亞鐵，加去離子水保持40%～50%含水率，攪拌均勻，放入PE塑封袋進(jìn)行密封養(yǎng)護(hù)，每7、30、60、120 d進(jìn)行取樣測定浸出性Cr（VI）濃度。通過浸提液（HJ/T299—2007）配制5 g/L高錳酸鉀溶液。每次另取一份樣品加入高錳酸鉀溶液充分?jǐn)嚢? h。測定其浸出性Cr（VI）濃度，采用排除還原劑干擾方法測定Cr（VI）濃度。設(shè)置空白（CK），每組實(shí)驗(yàn)設(shè)3次重復(fù)。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

土樣中總Cr（VI）含量測定采用《固體廢物 六價鉻的測定堿消解/火焰原子吸收分光光度法》（HJ687—2014）；土樣中浸出性Cr（VI）測定采用《固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》（HJ/T299—2007）法；浸出液Cr（VI）濃度的測定采用《固體廢物六價鉻的測定二苯碳酰二肼分光光度法》（GB/T 1555.4—1995）；土壤總鉻采用《固體廢物 總鉻的測定 火焰原子吸收分光光度法》（HJ 749—2015）測定。

本試驗(yàn)采用Excel 2019與Origin 9.1進(jìn)行常規(guī)數(shù)據(jù)計算并繪制圖形；應(yīng)用軟件IBM SPSS 22.0中的相關(guān)性和單因素方差分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 還原劑存在對Cr（VI）測定影響

在還原劑存在條件下，采用2種方法測定溶液中Cr（VI）濃度結(jié)果如圖1所示。由圖1可知，硫酸亞鐵與溶液Cr（VI）基本完全反應(yīng)，主要因?yàn)楹現(xiàn)e2+的礦物能將Cr（VI）還原，Cr（VI）與Fe2+在酸性或堿性溶液中均難以共存[13-14]。糖蜜能較好地與Cr（VI）共存，雖然糖蜜中的有機(jī)酸、礦物質(zhì)、植物派生大分子還原性糖及含有羥基等官能團(tuán)的植物分子在適當(dāng)?shù)臈l件下，具有一定的還原性，但其作為電子供體在整個反應(yīng)過程中還原速率非常緩慢[15-16]。因此，糖蜜將Cr（VI）轉(zhuǎn)化為Cr（III）的反應(yīng)過程對測定的影響較小。硫代硫酸鈉和多硫化鈣作為還原劑時，采用排干擾方法測定Cr（VI）結(jié)果明顯高于不排除干擾方法測定結(jié)果，可見部分還原劑不但能與Cr（VI）共存，不同的測定方法還將會對測定結(jié)果產(chǎn)生顯著性差異（p<0.05）。此外，多硫化鈣在堿性條件下依然具有高效的還原性[9]，應(yīng)在排干擾測定問題上同樣要對還原劑種類進(jìn)行重點(diǎn)關(guān)注。2種檢測方法的差異現(xiàn)象的原因之一是檢測方法中（GB/T 1555.4—1995）先顯色或調(diào)酸前后過程的差異，溶液中存在含硫還原劑在調(diào)酸過程中出現(xiàn)Cr（VI）被快速還原的現(xiàn)象，導(dǎo)致檢測結(jié)果偏低。且堿性環(huán)境中Cr（VI）濃度高于酸環(huán)境，主因是Cr（VI）的氧化性與酸堿度有著密切的關(guān)系。在強(qiáng)酸環(huán)境下，Cr（VI）具有強(qiáng)氧化性，而在中性或堿性環(huán)境下卻是很弱的氧化劑[17]，可與亞硫酸根、硫代硫酸根等還原性物質(zhì)共存。綜上所述，相較于堿性環(huán)境，酸性條件下溶液中還原劑的存在對于Cr（VI）濃度的測定干擾更大。在還原劑種類方面，硫酸亞鐵、硫代硫酸鈉和多硫化鈣作為還原劑在溶液中存在時，會極大地影響Cr（VI）濃度的測定。其中，硫代硫酸鈉和多硫化鈣可使用排抗干擾的測定方式進(jìn)行檢測，以減少檢測結(jié)果的偏差，而硫酸亞鐵在溶液中存在時，則難以通過排抗干擾方式來避免檢測結(jié)果的偏差。

2.2 共存時間對溶液Cr（VI）濃度的影響

由圖2可知，溶液中硫酸亞鐵與Cr（VI）難以共存，且共存時間短，與上述結(jié)論基本一致。硫代硫酸鈉在酸性條件下，在短時間內(nèi)（1 min）與Cr（VI）反應(yīng)后，殘余含硫還原劑與Cr（VI）進(jìn)行持續(xù)反應(yīng)，在共存4 h后回收率為75.70%。在堿性條件下，基本上與Cr（VI）較難反應(yīng)，在共存4 h后回收率達(dá)到91.75%。多硫化鈣在酸性條件下短時間內(nèi)（1 min）能夠迅速將Cr（VI）還原49.60%，隨后4 h內(nèi)，溶液Cr（VI）還原率逐漸達(dá)到73.16%。在堿性條件下，4 h后還原率則為55.16%。糖蜜在Cr（VI）溶液中，在4 h內(nèi)能夠持續(xù)與Cr（VI）共存。綜上所述，還原劑與溶液Cr（VI）能在一定條件下共存，蜜糖和硫代硫酸鈉是隨著共存時間推進(jìn)而持續(xù)進(jìn)行緩慢的反應(yīng)。

2.3 還原劑濃度對溶液Cr（VI）測定影響

不同還原劑濃度下Cr（VI）的濃度如圖3所示。由圖3可知，還原劑濃度是Cr（VI）還原的最主要限制性因素。隨著還原劑濃度增加，各還原劑與溶液Cr（VI）的反應(yīng)速率顯著加快（p<0.05）。硫酸亞鐵和多硫化鈣存在時，無論在堿性和酸性條件下，與溶液Cr（VI）共存時間極短，且兩者在投加量達(dá)到1%時，近99%的Cr（VI）被迅速還原。硫酸亞鐵和多硫化鈣投加濃度的增加會提高溶液中Cr（VI）的反應(yīng)速率，但多硫化鈣作為高效的還原劑，在溶液中存在并采取排干擾測定，無法達(dá)到要求（回收率>80%）。雖然上述2.1表明含硫還原劑能在一定程度上通過排除干擾的方法來降低檢測差異，但較大含硫還原劑濃度會導(dǎo)致還原速率加快，從而導(dǎo)致試驗(yàn)數(shù)據(jù)的偏差。當(dāng)硫代硫酸鈉和糖蜜含量在0.1%及以下時，通過排干擾的方法測定，其檢測結(jié)果回收率均能達(dá)到80%以上。因此，針對不同還原速率的還原劑存在溶液中時，還原劑的劑量對檢測數(shù)據(jù)的影響同樣也是重點(diǎn)關(guān)注之一。

2.4 還原劑存在對土壤浸出性Cr（VI）測定影響

針對鉻污染土壤，浸出性Cr（VI）是修復(fù)效果評估或判斷污染程度的重要檢測指標(biāo)之一。如圖4所示，當(dāng)浸出液中存在還原劑時，被浸提出的Cr（VI）會在酸性條件下被還原劑還原，尤其是多硫化鈣和亞鐵存在對于實(shí)際的浸提濃度存在巨大差異。多硫化鈣和硫酸亞鐵殘余土壤浸出性Cr（VI）分別降至0.02 mg/L和2.32 mg/L，被還原率分別達(dá)到99.99%、92.59%，硫代硫酸鈉存在對于土壤Cr（VI）浸出性濃度也下降67.03%。相對來說，糖蜜存在對Cr（VI）浸出性濃度的影響較小，但濃度也下降8.9%。這可以在一定程度上解釋在實(shí)際修復(fù)工程中，當(dāng)鉻污染土壤因?yàn)檫€原劑過量投加或還原不徹底致使在修復(fù)效果評估浸出性測定中數(shù)值偏低，因而得出錯誤的結(jié)論。目前較多的鉻污染土壤修復(fù)工程案例，通常修復(fù)后通過分析浸出毒性而進(jìn)入填埋場進(jìn)行處置，因而，應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注發(fā)生在浸提過程中的氧化還原反應(yīng)并且加以規(guī)避，防止看似修復(fù)達(dá)標(biāo)實(shí)則存在隱患的土壤帶來不必要的環(huán)境風(fēng)險，避免將來此類修復(fù)技術(shù)在市場上的應(yīng)用受到限制[18]。

2.5 還原劑存在對土壤Cr（VI）長期穩(wěn)定性的影響

采用工程實(shí)踐中最常用的七水硫酸亞鐵作為還原劑進(jìn)行Cr（VI）污染土壤修復(fù)，通過長達(dá)4個月的跟蹤，探究土壤Cr（VI）長期穩(wěn)定性的影響，結(jié)果如圖5所示。由圖5可知，在對照樣品中，通過含有氧化劑的高錳酸鉀處理后（CK+高錳酸鉀）與對照樣品土壤（CK）相比，其浸出性Cr（VI）濃度并未出現(xiàn)顯著升高（p≥0.05）。同一修復(fù)時間內(nèi)，僅修復(fù)土壤（還原劑）相較于高錳酸鉀氧化后土壤（還原劑+高錳酸鉀）在浸出性Cr（VI）濃度方面存在顯著性差異（p<0.05）。在跟蹤時間內(nèi)，通過高錳酸鉀氧化后浸出性濃度均高于修復(fù)土壤（還原劑）。推斷修復(fù)土壤經(jīng)高錳酸鉀氧化后濃度偏高現(xiàn)象，主因是二氧化錳促進(jìn)三價鉻（Cr（III））轉(zhuǎn)化成Cr（VI）作用的貢獻(xiàn)相對較小，即在有還原劑存在下被還原的Cr（III）難以在自然環(huán)境中再被氧化成Cr（VI），這與Landrot等[19-20]的研究一致。因此，推斷在通過高錳酸鉀氧化后，修復(fù)土壤浸出性濃度高于未經(jīng)氧化土壤的現(xiàn)象，是由土壤中殘余還原劑被高錳酸鉀氧化而失效導(dǎo)致，闡明了殘余還原劑會與土壤Cr（VI）溶解到進(jìn)出液中并發(fā)生氧化還原反應(yīng)。此外，在修復(fù)60 d后僅還原劑修復(fù)土壤浸出性Cr（VI）濃度出現(xiàn)了反彈的現(xiàn)象，表明反彈現(xiàn)象最主要原因之一是由于前期過量還原劑的存在導(dǎo)致浸提過程中還原劑與Cr（VI）反應(yīng)使測定結(jié)果偏低，后期還原劑失效使還原劑對測定的干擾減少，該現(xiàn)象與上述2.4試驗(yàn)結(jié)論吻合。

綜上所述，在有殘余還原劑存在情況下，土壤環(huán)境中三價較難被氧化成Cr（VI）。且出現(xiàn)長期穩(wěn)定性差的主要原因是土壤殘余還原劑導(dǎo)致浸出過程中存在化學(xué)氧化。

3 結(jié)論

不同環(huán)境和還原劑對溶液Cr（VI）的測定都有影響，存在還原劑為硫酸亞鐵、硫代硫酸鈉和多硫化鈣時，檢測結(jié)果會有顯著偏差，可通過排抗干擾的測定方式減少結(jié)果偏差。

不同還原劑與Cr（VI）的反應(yīng)速率相差較大，在同一投加量下依次為硫酸亞鐵>多硫化鈣>硫代硫酸鈉>糖蜜，由此可見硫酸亞鐵與溶液Cr（VI）共存時間短，糖蜜共存時間長。還原劑殘存濃度對檢測也有較大的影響，需要密切關(guān)注。

土壤中浸出性Cr（VI）的浸提過程中存在Cr（VI）與還原劑的反應(yīng)，殘留還原劑失效是土壤Cr（VI）還原修復(fù)過程中反彈現(xiàn)象發(fā)生的主要原因之一。

4 參考文獻(xiàn)

[1] DHAL B，THATOI H N，DAS N N，et al. ChemInform abstract：chemical and microbial remediation of hexavalent chromium from contaminated soil and mining/metallurgical solid waste：a review[J]. Journal of Hazardous Materials，2013（30）：272-291.

[2] TAO C，CHANG Q，JING L，et al. Identification of soil heavy metal sources and improvement in spatial mapping based on soil spectral information：A case study in northwest China[J]. Science of the Total Environment，2016，565：155-164.

[3] SU H J，F(xiàn)ANG Z Q. Research progresses on remediation of hexavalent chromium-contaminated soil by nanoscale zero-valent iron[J]. Journal of Agricultural Resources & Environment，2015，32（6）：525-529.

[4] LIU X，DONG H，YANG X，et al. Effects of citrate on hexavalent chromium reduction by structural Fe（II） in nontronite[J]. Journal of Hazardous Materials，2018，343：245-254.

[5] YIN W，LI Y，WU J，ET AL. Enhanced Cr（VI） removal from groundwater by Fe0-H2O system with bio-amended iron corrosion[J]. Journal of Hazardous Materials，2017，332：42-50.

[6] TSANG D C W，OLDS W E，WEBER P A，et al. Soil stabilisation using AMD sludge， compost and lignite：TCLP teachability and continuous acid leaching[J]. Chemosphere，2013，93（11）：2839-2847.

[7] MOON D H，WAZNE M，DERMATAS D，et al. Long-term treatment issues with chromite ore processing residue （COPR）：Cr6+ reduction and heave[J]. Journal of Hazardous Materials，2007，143（3）：629-635.

[8] WANG X，ZHANG J，WANG L，et al. Long-term stability of FeSO4 and H2SO4 treated chromite ore processing residue （COPR）：Importance of H+ and SO42-[J]. Journal of Hazardous Materials，2017，321（5）：720-727.

[9] CHRYSOCHOOU M，F(xiàn)ERREIRA D R，JOHNSTON C P. Calcium polysulfide treatment of Cr（VI）-contaminated soil[J]. Journal of Hazardous Materials，2010，179（1-3）：650-657.

[10] 李東，樊軍，秦仕強(qiáng).當(dāng)前鉻污染土壤分析與修復(fù)中存在的幾個誤區(qū)[C]//環(huán)境工程. 2019年全國學(xué)術(shù)年會論文集（下冊），2019.

[11] VARADHARAJAN C，BELLER H R，BILL M，et al. Reoxidation of chromium（Ⅲ） products formed under different biogeochemìcal regimes[J]. Environmental Science & Technology，2017，51（9）：4918-4927.

[12] BIELEFELDT A R，VOS C. Stability of biologically reduced chromium in soil[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering，2014，2（1）：550-556.

[13] KAMEDA T，KONDO E，YOSHIOKA T. Preparation of Mg-Al layered double hydroxide doped with Fe2+ and its application to Cr（VI） removal[J]. Separation & Purification Technology，2014，122：12-16.

[14] 王文成.含鐵礦物還原特性及強(qiáng)化土壤修復(fù)研究[D]. 上海：同濟(jì)大學(xué)，2008.

[15] TAO Y M，YAO L Y，QIN Q Y，et al. Purification and characterization of polyphenol oxidase from jackfruit （Artocarpus heterophyllus） bulbs[J]. Journal of Agricultural & Food Chemistry，2013，61（51）：12662-12669.

[16] 陳子方.工業(yè)糖漿原位修復(fù)Cr（Ⅵ）污染地下水反應(yīng)機(jī)理及效能實(shí)驗(yàn)研究[D]. 長春：吉林大學(xué)，2016.

[17] 潘經(jīng)健.生物質(zhì)炭對模擬酸性廢水中Cr（Ⅵ）Cr（Ⅲ）的去除作用[D].南京：南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，2014.

[18] WADHAWAN A R，STONE A T，BOUWER E J. Biogeochemical controls on hexavalent chromium formation in estuarine sediments[J]. Environmental Science & Technology，2013，47（15）：8220-8228.

[19] LANDROT G，GINDER-VOGEL M，LIVI K，et al. Chromium（III） oxidation by three poorly-crystalline manganese（IV） oxides. 1. chromium（III）-oxidizing capacity[J]. Environmental Science & Technology，2012，46（21）：11594-11600.

[20] FANDEUR D，JUILLOT F，MORIN G，et al. XANES Evidence for oxidation of Cr（III） to Cr（VI） by Mn-Oxides in a lateritic regolith developed on serpentinized ultramafic rocks of New Caledonia[J]. Environmental Science & Technology，2009，43（19）：7384-7390.

（責(zé)編：張宏民）

基金項(xiàng)目 國家重點(diǎn)研發(fā)計劃（2019YFC1803705）；浙江省國際產(chǎn)業(yè)聯(lián)合研發(fā)計劃基金資助項(xiàng)目（2019C54002）。

作者簡介 杜耀（1989—），男，浙江上虞人，碩士。研究方向：環(huán)境修復(fù)與污染治理。

收稿日期 2022-11-20