崔紅標(biāo)，吳求剛，張 雪，蘇彬彬，易齊濤，張世文，周 靜

（1 安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院，安徽淮南 232001；2 中國科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008）

粉煤灰對(duì)污染土壤中銅鎘的穩(wěn)定化①

崔紅標(biāo)1，吳求剛1，張 雪1，蘇彬彬1，易齊濤1，張世文1，周 靜2*

（1 安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院，安徽淮南 232001；2 中國科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008）

采用批衡量吸附和室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，考察了粉煤灰對(duì)Cu和Cd的吸附等溫線及0.2%、0.5%、1% 和2% 用量的粉煤灰對(duì)土壤pH、有效態(tài)Cu和Cd、以及5種化學(xué)形態(tài)Cu和Cd分布的影響。結(jié)果表明：粉煤灰對(duì)Cu和Cd的吸附等溫線均可以用Langmuir和Freundlich方程進(jìn)行擬合，其對(duì)Cu的最大吸附量（9.90 mg/g）高于對(duì)Cd的最大吸附量（9.43 mg/g）。隨著粉煤灰用量的增加，土壤pH顯著增加，有效態(tài)Cu和Cd顯著降低。同時(shí)，粉煤灰處理顯著降低了離子交換態(tài)Cu和Cd含量，增加了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cu和Cd含量，降低了Cu和Cd活性，使活性態(tài)Cu和Cd逐漸向潛在活性態(tài)和非活性態(tài)轉(zhuǎn)化。其中培養(yǎng)60天后，2% 處理的粉煤灰處理較對(duì)照pH提高了0.44個(gè)單位，離子交換態(tài)Cu和Cd分別降低了35.7% 和35.9%。因此，粉煤灰能夠有效吸附Cu和Cd，顯著降低土壤有效態(tài)和離子交換態(tài)Cu和Cd的含量，在重金屬穩(wěn)定化修復(fù)應(yīng)用中具有較好的應(yīng)用前景。

粉煤灰；銅鎘污染土壤；穩(wěn)定化；化學(xué)形態(tài)；吸附

隨著我國現(xiàn)代工農(nóng)業(yè)的迅猛發(fā)展，我國農(nóng)田土壤環(huán)境面臨重大挑戰(zhàn)，尤以重金屬鎘（Cd）污染日益凸顯［1-2］。2014年國家環(huán)境保護(hù)部和國土資源部發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國耕地質(zhì)量堪憂，Cd成為主要污染物（點(diǎn)位超標(biāo)率為7.0%）其含量呈從西北到東南、從東北到西南逐漸增加的趨勢(shì)。2016年5月31日發(fā)布的《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》中“有序開展治理與修復(fù)”部分提出“到2020年，受污染耕地治理與修復(fù)面積達(dá)到1 000萬畝”?？梢?，我國土壤重金屬污染形勢(shì)嚴(yán)峻，這不僅威脅18億畝耕地紅線，而且影響人體健康和社會(huì)穩(wěn)定［1，3-4］。

目前，針對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)方法主要有客土、土壤淋洗、植物修復(fù)、微生物修復(fù)和固定化方法等，但是上述方法可能存在修復(fù)周期長、處理成本高、破壞土壤結(jié)構(gòu)、甚至造成二次污染等問題［5-6］。穩(wěn)定化是指通過向土壤中添加改良材料使重金屬向低溶解、被固定的、低毒形態(tài)轉(zhuǎn)化，達(dá)到降低污染土壤重金屬生物有效性和環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的方法［7］。該方法具有修復(fù)周期短、成本相對(duì)低廉等優(yōu)點(diǎn)，是當(dāng)前治理我國重金屬污染土壤較好的方法之一［8-10］。

粉煤灰是燃煤工廠排放的，在高溫下形成的高硅鋁質(zhì)的玻璃態(tài)物質(zhì)，據(jù)估算我國2015年的粉煤灰產(chǎn)生量達(dá)到5.8億t［11］。作為典型的工業(yè)副產(chǎn)品，粉煤灰除了用做采煤塌陷區(qū)的充填復(fù)墾材料外，還被用于開發(fā)生產(chǎn)水泥、墻體材料、耐火材料以及污水處理的吸附材料［11-13］。粉煤灰中含有大量鋁、硅等活性位點(diǎn)，具有較高的pH和多孔結(jié)構(gòu)，比表面積大，因而對(duì)重金屬具有較好的吸附性能［14］。如鄒曉錦等［15］研究表明，粉煤灰的應(yīng)用可以顯著降低土壤中Cu、Cd、Pb和Zn的有效態(tài)含量，提高豌豆的生物量，并降低地上部分對(duì)重金屬的吸收。因此，對(duì)于重金屬污染土壤，尤其是一些無法直接建立植被的重度污染土壤，可以考慮采用來源廣泛、成本低廉的堿性粉煤灰來降低重金屬活性，然后建立植被，通過富集植物的逐年吸收轉(zhuǎn)移，達(dá)到“降活減存”（降低活性，減少存量）的目的［16-17］。

基于此，本文以江西省貴溪冶煉廠渣場(chǎng)周邊重度Cu和Cd污染土壤為研究對(duì)象，考察不同用量的粉煤灰對(duì)Cu和Cd有效態(tài)及化學(xué)形態(tài)分布的影響，并分析了粉煤灰對(duì)Cu和Cd吸附量，研究結(jié)果可為我國重金屬污染土壤的穩(wěn)定化修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤：采自江西省貴溪冶煉廠渣場(chǎng)周邊重金屬污染農(nóng)田土壤表層（0 ～ 17 cm），去除石塊和雜物后經(jīng)混勻、風(fēng)干，過10和100目篩后測(cè)定其基本化學(xué)性質(zhì)，具體如表 1 所示。由于Pb、Zn和Cr的含量分別為163、146和98.2 mg/kg，均低于《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618-1995）中Pb、Zn和Cr二級(jí)（pH＜6.5）標(biāo)準(zhǔn)值250、200和250 mg/kg，因此，本實(shí)驗(yàn)主要考察Cu和Cd有效態(tài)及化學(xué)形態(tài)分布的變化。

表1 供試土壤基本化學(xué)性質(zhì)Table1 Basic physical and chemical properties of the tested soil

供試粉煤灰：采自安徽省淮南市田家庵電廠上窯粉煤灰場(chǎng)，風(fēng)干備用。粉煤灰pH 10.2，其主要化學(xué)組成為：SiO2，459 g/kg；Al2O3，315 g/kg；Fe2O3，89.2 g/kg；CaO，96.2 g/kg；MgO，5.1 g/kg；SO3，27.4 g/kg。粉煤灰顆粒中＜5、5 ～ 10、10 ～ 20、20 ～ 30、30 ～ 45和 ＞48 μm比例分別為20.4%、18.6%、22.7%、11.4%、10.9% 和16%。粉煤灰比表面積0.5 m2/g，其Cu、Cd和Pb含量分別為49.4、0.13和1.66 mg/kg。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)置5個(gè)處理，每個(gè)處理3 次重復(fù)，分別為：土壤質(zhì)量比0.2%、0.5%、1% 和2% 的粉煤灰，另設(shè)一個(gè)空白（即不加改良劑）。具體過程為：準(zhǔn)確稱取400 g污染土壤于聚乙烯塑料燒杯中，分別添加0、8、20、40和80 g粉煤灰，攪拌均勻后，按照土壤最大田間持水量的70% 加入蒸餾水于恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)（25℃），采用稱重法保持水分。分別在培養(yǎng)7、15、30和60天采集土壤，風(fēng)干，過篩后測(cè)定土壤pH、有效態(tài)Cu、Cd含量，并分析第60天時(shí)土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的分布。

1.3 粉煤灰對(duì)Cu和Cd的吸附

準(zhǔn)確稱取（0.5±0.01） g 過100目篩的粉煤灰于50 ml聚乙烯離心管內(nèi)，分別往離心管中加入30 ml使用Cu標(biāo)準(zhǔn)溶液配制的10、20、40、80、120、150、200 mg/L系列溶液，以及使用Cd標(biāo)準(zhǔn)溶液配制的10、20、40、80、120、150、200 mg/L系列溶液，試驗(yàn)設(shè)置3次重復(fù)。所用Cu和Cd溶液均用0.01 mol/L NaNO3溶液作為支持電解質(zhì)，并用1 mol/L HNO3或1 mol/L NaOH調(diào)節(jié)所有溶液的pH至5.5。接著，將離心管置于（25±1） ℃，150 r/min下往復(fù)振蕩24 h；平衡后，將離心管在4 000 r/min下離心10 min；然后，將上清液通過0.45 μm濾膜，并轉(zhuǎn)移到塑料瓶中，加入1滴濃硝酸，4℃冰箱保存待測(cè)。上清液中Cu和Cd含量的測(cè)定采用原子吸收分光光度法（火焰和石墨爐）測(cè)定。

1.4 分析方法

土壤pH（水土比2.5∶1）用玻璃電極測(cè)定。土壤堿解氮和速效磷分別按照魯如坤［18］和Olsen等［19］方法測(cè)定。土壤速效鉀采用醋酸銨浸提，火焰光譜法測(cè)定。土壤全Cu、Cd、Pb、Zn和Cr采用HF-HClO4-HNO3消煮，原子吸收分光光度法（火焰和石墨爐）測(cè)定。土壤有機(jī)質(zhì)的測(cè)定采用重鉻酸鉀濕式氧化法測(cè)定［20］。粉煤灰顆粒組成采用RISE-2006激光粒度分析儀測(cè)定。

土壤Cu、 Cd有效態(tài)含量采用 0.01 mol/L CaCl2以 1∶5 的土水比振蕩提取2 h，3 000 r/min 離心10 min，過濾后測(cè)定。土壤重金屬化學(xué)形態(tài)分級(jí)程序建立在Tessier方法［21］的基礎(chǔ)之上，具體實(shí)驗(yàn)操作參照Cui等［22］的方法。

1.5 數(shù)據(jù)處理

粉煤灰對(duì)Cu和Cd的吸附模型采用Langmuir和Freundlich進(jìn)行描述，其中Langmuir方程如下：

式中：Cs為吸附平衡時(shí)粉煤灰對(duì)重金屬的吸附量（mg/g）；Cm為粉煤灰對(duì)重金屬的最大吸附量（mg/g），KL為與吸附結(jié)合能相關(guān)的常數(shù)，Ce為吸附平衡時(shí)溶液中重金屬的濃度（mg/L）。

Freundlich方程如下：

式中：Cs為吸附平衡時(shí)粉煤灰對(duì)重金屬的吸附量（mg/g）；KF、n為Freundlich吸附常數(shù)，Ce為吸附平衡時(shí)溶液中重金屬的濃度（mg/L）。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2007整理和作圖，采用SPSS 20軟件進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVA）。差異顯著性分析采用Duncan新復(fù)極差方法，顯著性水平P＜0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 粉煤灰對(duì)Cu和Cd吸附的影響

由圖1可知，隨著Cu溶液濃度增加，粉煤灰對(duì)Cu和Cd吸附量也逐漸增加。如隨著Cu添加濃度由10 mg/L增加到200 mg/L時(shí)，粉煤灰對(duì)Cu的吸附量由0.60 mg/g增加到9.70 mg/g。與粉煤灰對(duì)Cu的吸附相似，隨著Cd添加濃度由10 mg/L增加到200 mg/L時(shí)，粉煤灰對(duì)Cd的吸附量由0.59 mg/g增加到8.76 mg/g。

進(jìn)一步采用Langmuir和Freundlich方程分別對(duì)Cu和Cd的吸附等溫線進(jìn)行擬合，具體結(jié)果如表2所示。由表2可知，所有擬合相關(guān)系數(shù)（R2）均大于0.90，表明Langmuir和Freundlich方程均可以較好地描述供試粉煤灰對(duì)Cu和Cd的吸附行為。通過Langmuir方程表明，粉煤灰對(duì)Cu的最大吸附量為9.90 mg/g，略高于粉煤灰對(duì)Cd的最大吸附量9.43 mg/g。Freundlich方程中粉煤灰對(duì)Cu吸附的KF值為3.61，顯著高于粉煤灰對(duì)Cd吸附的KF值1.53，這表明粉煤灰對(duì)Cu的吸附結(jié)合能高于其對(duì)Cd的吸附結(jié)合能。

圖1 粉煤灰對(duì)Cu和Cd的吸附等溫線Fig. 1 Sorption isotherms of Cu and Cd by fly ash

表2 Langmuir和Freundlich吸附擬合參數(shù)Table2 Parameters of Langmuir and Freundlich equations

2.2 粉煤灰對(duì)土壤pH和有效態(tài)Cu、Cd的影響

如圖2A所示，與對(duì)照相比，隨著粉煤灰用量的增加，土壤pH顯著增加。培養(yǎng)7天時(shí)，2% 添加用量的粉煤灰處理土壤pH較對(duì)照增加了0.37個(gè)單位。另外，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，各處理土壤pH均表現(xiàn)為逐漸增加的趨勢(shì)，如培養(yǎng)60天時(shí)，1% 和2% 用量的粉煤灰處理土壤pH較培養(yǎng)7天時(shí)分別增加了0.56和0.54個(gè)單位。

圖2B和圖2C為不同用量粉煤灰處理土壤7、15、30和60天時(shí)有效態(tài)Cu和Cd含量的變化。結(jié)果表明，隨著粉煤灰用量的增加，土壤有效態(tài)Cu含量顯著降低，如培養(yǎng)7天時(shí)，2% 添加用量的粉煤灰處理土壤有效態(tài)Cu含量為11.3 mg/kg，較對(duì)照（27.1 mg/kg）減少了58.3%。隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，各處理土壤有效態(tài)Cu均表現(xiàn)為逐漸降低的趨勢(shì)，如培養(yǎng)60天時(shí)，2% 用量的粉煤灰處理土壤有效態(tài)Cu較對(duì)照降低了62.8%，但較培養(yǎng)7天時(shí)減少了3.35 mg/kg（27.3%）。與有效態(tài)Cu不同，粉煤灰的應(yīng)用對(duì)土壤有效態(tài)Cd含量的影響較小，僅30天和60天時(shí)1% 與2% 粉煤灰處理與對(duì)照相比顯著降低了土壤有效態(tài)Cd的含量。同時(shí)，隨著時(shí)間的推移，不同用量粉煤灰處理土壤有效態(tài)Cd含量均出現(xiàn)下降趨勢(shì)，如培養(yǎng)60天時(shí)，2% 用量的粉煤灰處理土壤有效態(tài)Cd較對(duì)照降低了23.1%，但較培養(yǎng)7天時(shí)減少了0.18 mg/kg（9.57%）。

2.3 粉煤灰對(duì)土壤Cu和Cd化學(xué)形態(tài)分布的影響

添加不同劑量粉煤灰處理60天后土壤Cu和Cd化學(xué)形態(tài)變化如表3所示。由于粉煤灰本身的Cu和Cd含量較低，隨著粉煤灰用量的增加，土壤Cu和Cd總量并未表現(xiàn)出顯著性差異。對(duì)照處理中，Cu 主要聚集于殘?jiān)鼞B(tài)（499 mg/kg，35.6%），且 5 種形態(tài)Cu的分布規(guī)律為：RES（殘?jiān)鼞B(tài)） ＞ OM（有機(jī)結(jié)合態(tài)） ＞EXC（離子交換態(tài)） ＞ Fe-Mn（鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)） ＞CA（碳酸鹽結(jié)合態(tài)）。隨著粉煤灰用量的增加，離子交換態(tài) Cu 含量逐漸降低，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cu含量逐漸增加。其中1% 和2% 用量的粉煤灰處理分別較對(duì)照處理離子交換態(tài) Cu降低了84和102 mg/kg，降幅達(dá)29.4% 和35.7%；鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cu 含量分別增加了 20和33 mg/kg，增幅達(dá)11.9% 和19.6%。對(duì)于碳酸鹽結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cu，各處理間未有顯著性差異。

對(duì)于Cd，對(duì)照處理中5 種形態(tài) Cd的分布規(guī)律為：RES（殘?jiān)鼞B(tài)） ＞ EXC（離子交換態(tài)） ＞ CA （碳酸鹽結(jié)合態(tài)） ＞ Fe-Mn （鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)） ＞ OM（有機(jī)結(jié)合態(tài)）。與 Cu 的化學(xué)形態(tài)變化相似，粉煤灰的用量的增加顯著降低了離子交換態(tài)Cd 的含量，增加了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài) Cd 的含量。其中1% 和2% 用量的粉煤灰處理分別較對(duì)照處理離子交換態(tài) Cd降低了1.39和2.26 mg/kg，降幅達(dá)22.1% 和35.9%；鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd 含量分別增加了 0.82和1.22 mg/kg，增幅達(dá)73.9% 和110%。另外，1% 和2% 粉煤灰處理顯著增加了碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量，但是粉煤灰處理對(duì)有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量影響較小。

圖2 粉煤灰對(duì)土壤pH、有效態(tài)Cu和Cd含量的影響Fig. 2 Soil pH， available Cu and Cd affected by coal fly ash

表3 粉煤灰對(duì)土壤Cu和Cd化學(xué)形態(tài)的影響Table3 Effects of fly ash on fractions of soil Cu and Cd

3 討論

本研究中粉煤灰對(duì)Cu和Cd的吸附均隨著Cu和Cd濃度的增加而增加，且均可以用Langmuir和Freundlich方程進(jìn)行擬合。Freundlich方程常應(yīng)用于描述具有非均一表面固體的吸附行為［23］，其中KF表示吸附劑對(duì)污染物的吸附結(jié)合能的大小，由表2可知，粉煤灰對(duì)Cu的吸附結(jié)合能高于其對(duì)Cd的吸附結(jié)合能。但是，F(xiàn)reundlich方程無法預(yù)測(cè)粉煤灰對(duì)污染物的最大吸附量。根據(jù)Dai等［24］可知，Langmuir方程中的參數(shù)Cm是粉煤灰對(duì)污染物的單層最大吸附量，可以用來比較粉煤灰對(duì)污染物的潛在吸附量。表2顯示，粉煤灰對(duì)Cu的最大吸附量高于對(duì)Cd的最大吸附量，表明粉煤灰對(duì)Cu的固定能力強(qiáng)于對(duì)Cd的固定能力。供試粉煤灰對(duì)Cu和Cd的吸附量低于磷灰石（77.9和51.7 mg/g）［25］、海泡石（22.1和11.5 mg/g）［26］以及污泥基生物炭等對(duì)Cu和Cd的最大吸附量（41.3和37.2 mg/g）［27］，但是均高于蒙脫石（2.12和2.13 mg/g）、高嶺石（0.20和0.37 mg/g）和伊利石（0.02和0.03 mg/g）對(duì)Cu和Cd的吸附量［28］。

粉煤灰能夠?qū)χ亟饘倬哂休^好的吸附能力，主要是由于其零等電點(diǎn)通常在3左右［29］，在pH＞3的條件下顯負(fù)電，因此，可以通過靜電作用吸附金屬陽離子。同時(shí)，粉煤灰具有較大的比表面積，且具有堿性，可以提高體系pH，有助于重金屬沉淀的形成［29］。如Abat等［30］和Wu等［31］也發(fā)現(xiàn)粉煤灰pH的增加能夠降低H+對(duì)吸附位點(diǎn)的競(jìng)爭(zhēng)，使得更多的重金屬離子能與吸附位點(diǎn)結(jié)合。另外，粉煤灰含有豐富的CaO和SiO2，Al2O3和 Fe2O3，有利于其對(duì)Cu和Cd的吸附［32-33］。

粉煤灰處理后土壤pH和有效態(tài)Cu和Cd相關(guān)性分析表明，土壤pH與有效態(tài)Cu（R2=0.713）和Cd（R2=0.733）含量呈現(xiàn)極顯著（P＜0.01）負(fù)相關(guān)關(guān)系。這主要是由于粉煤灰是一種堿性物質(zhì)，其pH通常在10 ～13［29］，含有一定量的CaO和SiO2等。因此，隨著粉煤灰用量的增加，有利于土壤pH的提高，并增加對(duì)重金屬的固定作用。與此相同，崔紅標(biāo)等［34］研究發(fā)現(xiàn)增加磷灰石和石灰的用量提高了土壤pH，降低了有效態(tài)Cu和Cd的含量。另外，隨著時(shí)間的推移，土壤pH略有增加，有效態(tài)Cu和Cd進(jìn)一步降低，表明粉煤灰在一定時(shí)期內(nèi)具有較好的穩(wěn)定化效果，考慮到實(shí)際的田間應(yīng)用效果需要多年的驗(yàn)證，因此有必要進(jìn)一步開展基于粉煤灰的重金屬污染土壤長期田間驗(yàn)證研究。

培養(yǎng)60天后土壤Cu和Cd化學(xué)形態(tài)分布結(jié)果表明，離子交換態(tài)Cu和Cd含量隨著粉煤灰添加量的增加而顯著降低，同時(shí)增加了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cu和Cd的含量，使活性態(tài)Cu和Cd逐漸向潛在活性和非活性態(tài)轉(zhuǎn)化。這可能是由于粉煤灰提高了土壤pH，增加了黏土礦物、有機(jī)質(zhì)和鐵鋁氧化物等可變帶電膠體的表面負(fù)電荷，進(jìn)而增加對(duì)重金屬離子吸附，降低可溶性重金屬離子的活性［35］；促進(jìn)重金屬離子形成難溶性沉淀（如碳酸鹽、磷酸鹽和氫氧化物等）［36］。另外，供試粉煤灰中含有一定數(shù)量的鐵氧化物（Fe2O3，8.92%），因此導(dǎo)致鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cu和Cd含量的增加。

根據(jù)Kabala和Singh［37］，離子交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬含量之和占總量的比例（即“遷移指數(shù)”）決定了重金屬的活性。本研究中培養(yǎng)60天后對(duì)照土壤Cu和Cd的遷移指數(shù)分別為30.6% 和48.8%；2%粉煤灰處理土壤Cu和Cd的遷移指數(shù)分別降低到25.5% 和39.4%。且Cd的遷移指數(shù)大于Cu，這表明Cd的遷移能力強(qiáng)于Cu。相類似，Jano等［38］也發(fā)現(xiàn)土壤中Cd的遷移指數(shù)高于Cu的遷移指數(shù)。Kabala和Singh［37］指出，土壤中重金屬的遷移指數(shù)低于10% 是土壤中重金屬活性比較穩(wěn)定的一個(gè)標(biāo)志。但是，本實(shí)驗(yàn)中，Cu和Cd的遷移指數(shù)分別大于20% 和30%，表明該區(qū)域污染土壤仍具有很大的潛在風(fēng)險(xiǎn)，有必要采取新的強(qiáng)化措施，進(jìn)一步加強(qiáng)對(duì)該污染土壤的風(fēng)險(xiǎn)管控。如增加粉煤灰的用量、聯(lián)合粉煤灰和其他鈍化劑聯(lián)合修復(fù)等方法，降低污染土壤對(duì)周邊農(nóng)田、人群和地下水污染的風(fēng)險(xiǎn)。綜合來看，由于粉煤灰在我國來源廣泛，價(jià)格低廉，在用于重金屬吸附材料和土壤改良方面具有較好的應(yīng)用前景。

4 結(jié)論

粉煤灰對(duì)Cu和Cd的吸附均可以用Langmuir和Freundlich方程進(jìn)行擬合，其對(duì)Cu和Cd的最大吸附量分別為9.90 mg/g和9.43 mg/g。隨著粉煤灰用量的增加，土壤pH逐漸增加，土壤Cu和Cd的有效態(tài)含量顯著降低。隨著粉煤灰投加量的增加，離子交換態(tài)Cu和Cd含量顯著降低，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cu和Cd含量逐漸增加，降低了Cu和Cd活性，使活性態(tài)Cu和Cd逐漸向潛在活性和非活性態(tài)轉(zhuǎn)化。由于粉煤灰來源廣泛、存量大、價(jià)格低廉，因此，在作為重金屬吸附材料和重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)方面具有較好的應(yīng)用前景。

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Immobilization of Cu and Cd in Contaminated Soil by Coal Fly Ash

CUI Hongbiao1， WU Qiugang1， ZHANG Xue1， SU Binbin1， YI Qitao1， ZHANG Shiwen1， ZHOU Jing2*
（1 School of Earth and Environment， Anhui University of Science and Technology， Huainan， Anhui 232001， China；2 Institute of Soil Science， Chinese Academy of Sciences， Nanjing 210008， China）

Adsorption isotherms of Cu and Cd by coal fly ash were studied through a batch equilibrium experiment and an incubation experiment. Soil pH， available and five chemical speciation of Cu and Cd were also investigated to study the immobilization of Cu and Cd by coal fly ash with application rates of 0.2%， 0.5%， 1% and 2%. The results showed that both the Langmuir and Freundlich equations can be used to describe the sorption of Cu and Cd by the coal fly ash， and maximum sorption amounts of Cu （9.90 mg/g） was higher than that of Cd （9.43 mg/g）. Soil pH was significantly increased and available Cu and Cd were decreased with the increasing of application rates of coal fly ash. Meanwhile， the application of coal fly ash significantly decreased the concentrations of exchangeable Cu and Cd and increased the concentrations of Cu and Cd bound to Fe-Mn oxides，which decreased the mobility factors of Cu and Cd， and promoted to the transformation of Cu and Cd from active to inactive fractions. In the soils treated by 2% coal fly ash， soil pH increased 0.44 unit and the concentrations of exchangeable Cu and Cd decreased 35.7% and 35.9% than those in the control after 60 days incubation， respectively. This study indicated that coal fly ash can effectively adsorb Cu and Cd， and reduce available and exchangeable Cu and Cd， which can be applied to immobilize heavy metals in contaminated soils.

Coal fly ash； Cu and Cd contaminated Soil； Immobilization； Chemical speciation； Adsorption

X53

10.13758/j.cnki.tr.2016.05.019

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41601340），安徽省高等學(xué)校自然科學(xué)研究項(xiàng)目（KJ2016A191） 和國家級(jí)大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓(xùn)練計(jì)劃項(xiàng)目（201510361006）資助。

*通訊作者（zhoujing@issas.ac.cn）

崔紅標(biāo)（1985—），男，安徽淮南人，博士，講師，主要從事土壤污染修復(fù)研究。E-mail： cuihongbiao0554@163.com