模擬酸雨對磷基材料穩(wěn)定化土壤Cu、Cd、Pb和P活性的影響

范玉超, 夏睿智, 劉 薇, 李如艷, 吳求剛, 張 雪

(安徽理工大學地球與環(huán)境學院, 安徽 淮南 232001)

2014 年土壤污染狀況調(diào)查公報顯示,我國土壤重金屬總點位超標率為16.1%,且以無機型為主,其含量呈從西北到東南、從東北到西南方向逐漸增加趨勢。2015年國土資源部地質(zhì)調(diào)查局《中國耕地地球化學調(diào)查報告》顯示,我國重金屬污染或超標耕地主要分布在南方的湘鄂皖贛區(qū)、閩粵瓊區(qū)和西南區(qū)。這些結(jié)果表明南方亞熱帶酸性土壤區(qū)存在相當數(shù)量的重金屬污染土壤,具有較大的環(huán)境風險。同時,這些地區(qū)也是我國主要的酸雨沉降區(qū)[1-2]。研究表明,酸雨長期作用會降低土壤pH值,活化土壤重金屬活性[3]。因此,研究酸雨對重金屬活性的影響對于我國南方酸雨區(qū)重金屬污染土壤的修復具有重要意義。

穩(wěn)定化修復是利用各種土壤改良劑,如碳酸鹽、磷酸鹽、黏土礦物、生物炭等,將土壤重金屬由活性態(tài)向低溶解、被固定和低毒形態(tài)轉(zhuǎn)化,降低污染土壤重金屬生物有效性和環(huán)境風險[4-5]。由于該方法操作簡便，成本低,因而成為我國重金屬污染耕地應用最廣泛的方法,并已成功應用于江西、湖南、廣西等重金屬污染農(nóng)田[5-7]。磷基材料是穩(wěn)定化修復中應用較為廣泛的一種,主要包括難溶性(合成的羥基磷灰石、磷礦粉)、易溶性(磷酸和磷酸二氫鉀等)和中等溶解性(磷酸一氫鈣、磷酸二氫鈣和磷酸鈣)磷基材料[8-9]。難溶性磷基材料,尤其是羥基磷灰石,含有大量羥基,且P釋放速率低,在提高土壤pH值、降低重金屬活性方面具有較好的效果[10]。

研究表明,酸雨能促進磷基材料的溶解,導致土壤P的快速淋失,增加地表水體P含量,進而導致水體富營養(yǎng)化[11-12]。尤其是易溶性磷基材料,如磷酸二氫鉀的添加會增加淋出液P含量[12]。因此,筆者通過考察易溶性和難溶性2種材料在模擬酸雨作用下對土壤重金屬活性和土壤P形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響,以明確磷基材料穩(wěn)定化修復重金屬污染土壤的環(huán)境風險,并為合理選擇磷基材料類型和用量,科學評估不同類型磷基材料對重金屬污染土壤的修復效果提供一定的理論參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

土壤樣品采自江西省貴溪市某冶煉廠渣場周邊區(qū)域,帶回實驗室后去除植物殘體和石塊,陰涼通風處風干,碾碎過2 mm孔徑尼龍篩,備用。供試土壤pH值為5.64,w(有機質(zhì))為23.7 g·kg-1,w(速效K)、w(速效P)和w(全P)分別為42.8、58.5和741 mg·kg-1,CEC為9.04 cmol·kg-1,w(全Cd)、w(全Cu)和w(全Pb)分別為17.6、2 238和1 268 mg·kg-1。磷酸二氫鉀(PDP)購自國藥集團化學試劑有限公司。羥基磷灰石(HAP)購自南京埃普瑞納米材料有限公司,pH值為7.23,Ca/P摩爾比為1.61,比表面積為44.6 m2·g-1,w(Cu)、w(Cd)和w(Pb)分別為2.16、0.45和8.94 mg·kg-1。

根據(jù)研究位點地區(qū)酸雨的特點,采用c(SO42-)∶c(NO3-)=4∶1的H2SO4/HNO3混合液分別配制pH值為3.5(強酸雨)、4.5(典型酸雨)和5.6(臨界酸雨)的模擬酸雨[13]。

實驗用淋溶柱內(nèi)徑8 cm,高25 cm,從下到上依次為多孔板、0.048 mm孔徑濾網(wǎng)、惰性石英砂、0.38 mm孔徑濾網(wǎng)、20 cm深土壤(以實際土壤容重裝柱)、0.38 mm孔徑濾網(wǎng)、惰性石英砂、中速濾紙和多孔板[14]。

1.2 實驗處理

為達到較好的穩(wěn)定化效果,將過篩后的污染土壤按照重金屬與P形成磷酸鹽〔M5(PO4)3X(M為Cu、Pb或Cd，X為 F、Cl、OH或Br)〕沉淀的摩爾數(shù)為1∶3,添加羥基磷灰石10.54 g和磷酸二氫鉀8.57 g[15],分別記為HAP和PDP。不添加任何材料的記為對照(CK)。然后將3種土壤分別于室內(nèi)培養(yǎng)4周,期間保持最大持水量的70%;將土壤風干并過2 mm孔徑篩,一部分用于化學分析,另一部分用于淋溶實驗。

將CK、HAP和PDP處理土壤分別裝于淋溶柱內(nèi),每個土柱1 kg,將土柱置于去離子水中,通過毛管作用飽和水分去除土柱內(nèi)氣泡并保持化學平衡狀態(tài)。當土柱中多余的水分滴完時,開始分別用pH值為3.5、4.5和5.6的模擬酸雨淋溶,并從第1滴淋出液淋出時開始記時。每個處理重復3次,共計27個淋溶柱。

供試污染土壤當?shù)啬昃邓繛? 752 mm,地表徑流量取年降水量的50%計算[16],實際年淋溶量為876 mm,根據(jù)淋溶柱土壤截面積,實際年淋溶量取4 L。淋溶過程中流速大約控制在0.83 cm·h-1,即體積流速為41 mL·h-1左右。實驗過程中采取間歇淋溶的方式,即每次持續(xù)淋溶12 h,間歇12 h后繼續(xù)淋溶,每次淋溶量為0.5 L,以2 d淋出液為單位進行分析,每個土柱酸雨淋溶總量為12 L。淋溶結(jié)束后,將每個土柱土壤混合均勻,自然風干后分別過篩測定土壤pH值，有效態(tài)和化學形態(tài)Cu、Cd、Pb和P含量。

1.3 分析方法

土壤pH值(4 g土壤中添加無二氧化碳水10 mL)用pH計(PHS-25)測定,土壤有機質(zhì)、速效P、速效K含量和陽離子交換量(CEC)采用常規(guī)農(nóng)化分析方法[17]測定。土壤全量Cu、Cd、Pb和P含量采用HF-HClO4-HNO3消煮,然后用原子吸收分光光度法(火焰或石墨爐)和鉬銻抗分光光度法[18]測定。

土壤風干過2 mm孔徑篩,稱取5 g放入50 mL離心管中,按照m(土)∶V(液)=1∶5加入0. 01 mol·L-1CaCl2提取,在室溫下以 120 r·min-1振蕩2 h,離心(離心半徑為13.5 cm，速度為4 000 r·min-1)過濾測定上清液重金屬含量。

土壤銅和鎘的離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)含量采用TESSIER等[19]分級方法測定。土壤P分級采用TIESSEN等[20]的方法:(1)樹脂P:0.5 g風干土用去離子水和陰離子交換樹脂提取;(2)NaHCO3提取無機P(NaHCO3-Pi)和有機P(NaHCO3-Po):上一步殘留物加入pH=8.5的0.5 mol·L-1NaHCO3;(3)NaOH提取無機P(NaOH-Pi)和有機P(NaOH-Po):上一步殘留物加入0.1 mol·L-1NaOH;(4)HCl提取態(tài)P:上一步殘留物加入1 mol·L-1NaOH;(5)殘渣態(tài)P:上一步殘留物用 H2SO4和H2O2消解測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理方法

實驗數(shù)據(jù)用Excel 2010軟件進行整理,用SPSS 20.0軟件進行統(tǒng)計分析,最小顯著性差異檢驗水平為0.05(Tukey)。

2 結(jié)果與分析

2.1 模擬酸雨對土壤pH值、速效P和有效態(tài)Cu、Cd和Pb含量的影響

如表1所示,HAP和PDP處理土壤pH值較CK處理分別提高0.53和1.12。PDP-3.5和 HAP-3.5處理較淋溶前土壤pH值顯著降低0.45和0.47,但是pH=4.5和5.6的酸雨淋溶對土壤pH值沒有影響。PDP和HAP處理土壤速效P含量均較CK處理有所增加,其中PDP處理增加10.6倍。模擬酸雨淋溶減少了PDP處理土壤有效P含量,但對HAP和CK處理沒有明顯影響。

與CK處理相比,PDP和HAP處理土壤有效態(tài)Cu含量分別降低91.3%和97.8%。與淋溶前土壤相比,酸雨淋溶顯著增加了PDP處理土壤有效態(tài)Cu含量,但HAP和CK處理土壤有效態(tài)Cu含量沒有顯著變化。PDP和HAP處理土壤有效態(tài)Cd含量顯著降低89.2%和95%。模擬酸雨淋溶使CK-3.5 有效態(tài)Cd含量較CK處理顯著降低46.8%,PDP-3.5處理有效態(tài)Cd含量較PDP處理增加251%,但未對HAP處理產(chǎn)生影響。與CK處理相比,隨著酸雨pH值的降低,土壤有效態(tài)Pb含量顯著增加,其中CK-3.5處理土壤有效態(tài)Pb含量較CK處理增加45.6%。PDP和HAP處理土壤有效態(tài)Pb含量較CK處理降低98%以上,但酸雨淋溶前后土壤有效態(tài)Pb含量無顯著變化。

表1模擬酸雨淋溶前后土壤pH值，速效P和CaCl2提取態(tài)Cu、Cd和Pb含量的變化

Table1SoilpH,availableP,andCaCl2extractableCu,CdandPbbeforeandafterleachingwithSAR

處理pH值w(速效P)/(mg·kg-1)w(CaCl2提取態(tài))/(mg·kg-1)CuCdPb CK5.73±0.09c59.5±3.2e120.0±2.0a12.60±0.40a20.60±1.50c CK-3.55.45±0.20c66.2±7.6e126.0±3.0a6.70±0.68b30.00±1.90a CK-4.55.69±0.32c60.8±2.2e121.0±3.0a6.58±0.47b24.30±0.70b CK-5.65.71±0.21c62.6±6.5e102.0±2.0b5.72±0.53bc21.50±1.70c PDP6.26±0.03b692.0±60.0a10.4±0.8d1.36±0.02d0.28±0.02d PDP-3.55.81±0.03c238.0±24.5c72.4±7.1c4.78±0.31c2.01±0.15d PDP-4.56.21±0.03b341.0±19.9b64.9±5.4c4.80±0.33c1.62±0.14d PDP-5.66.22±0.01b380.0±29.8b62.9±4.7c4.98±0.44c0.78±0.02d HAP6.85±0.02a124.0±10.8de2.6±0.1d0.63±0.02d0.20±0.02d HAP-3.56.38±0.09b168.0±10.7d6.2±0.3d1.41±0.08d0.17±0.02d HAP-4.56.77±0.05a156.0±9.8d4.5±0.4d1.15±0.05d0.05±0d HAP-5.66.83±0.02a143.0±23.1d4.6±0.1d1.19±0.07d0.06±0d

CK為對照; PDP為過篩后的土壤添加羥基磷灰石10.54 g; HAP為過篩后的土壤添加磷酸二氫鉀8.57 g; CK-3.5、CK-4.5和CK-5.6表示分別用pH值為3.5、4.5和5.6的模擬酸雨淋溶且不添加任何材料的土壤; PDP-3.5、PDP-4.5和PDP-5.6表示分別用pH值為3.5、4.5和5.6的模擬酸雨淋溶且添加磷酸二氫鉀的土壤; HAP-3.5、HAP-4.5和HAP-5.6表示分別用pH值為3.5、4.5和5.6的模擬酸雨淋溶且添加羥基磷灰石的土壤。同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示各處理間某指標差異顯著(P<0.05)。

2.2 模擬酸雨淋溶對Cu、Cd和Pb化學形態(tài)的影響

如圖1所示,CK處理w(殘渣態(tài)Cu)最高(673 mg·kg-1),其次為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài),離子交換態(tài)Cu含量最低(351 mg·kg-1)。PDP和HAP處理離子交換態(tài)Cu含量較CK處理顯著降低89%和40%。酸雨淋溶均降低了CK處理和HAP處理總Cu含量,其中HAP處理降幅達14.5%～15.9%。隨著模擬酸雨pH值的降低,PDP和HAP處理土壤離子交換態(tài)Cu含量逐漸增加,且酸雨淋溶降低了CK處理和HAP處理有機結(jié)合態(tài)Cu含量。

與Cu化學形態(tài)變化不同,CK處理w(離子交換態(tài)Cd)最高,達13.2 mg·kg-1。HAP和PDP處理離子交換態(tài)Cd含量較CK處理顯著降低48.4%和30.4%,碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)Cd含量有所增加。模擬酸雨淋溶降低了CK處理和PDP處理總Cd含量,CK處理總Cd含量較淋溶前降低20.4%～26.5%。模擬酸雨淋溶降低了CK處理離子交換態(tài)Cd含量,如CK-3.5處理離子交換態(tài)Cd含量較CK處理降低32.6%,但是未對PDP和HAP處理產(chǎn)生影響。與淋溶前土壤相比,酸雨淋溶未顯著改變碳酸鹽結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量,但降低了PDP處理鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量。

CK處理w(離子交換態(tài)Pb)和w(殘渣態(tài)Pb)最高,分別為439和444 mg·kg-1,w(有機結(jié)合態(tài)Pb)最低,為36 mg·kg-1。PDP和HAP處理離子交換態(tài)Pb含量顯著降低94.9%和95.4%,碳酸鹽結(jié)合態(tài)Pb含量降低86.2%和78.3%,且增加了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)Pb含量。與Cu和Cd不同,酸雨淋溶前后不同處理土壤Pb總量均未表現(xiàn)出顯著差異。與淋溶前土壤相比,不同pH值模擬酸雨淋溶增加了PDP處理離子交換態(tài)Pb含量,但未影響HAP和CK處理離子交換態(tài)Pb含量。另外,酸雨淋溶均增加了所有處理土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Pb含量,降低了殘渣態(tài)Pb含量,但是不同pH值酸雨處理間均未表現(xiàn)出顯著差異。

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—有機結(jié)合態(tài); RES—殘渣態(tài)。

2.3 模擬酸雨淋溶對P化學形態(tài)的影響

如圖2所示,PDP和HAP處理土壤總P含量從CK處理的738 mg·kg-1分別增加到2 451和2 408 mg·kg-1,分別增加2.32和2.26倍。PDP和HAP處理均顯著增加土壤樹脂P、NaHCO3提取無機P和有機P含量及NaOH提取無機P含量,其中樹脂P含量較CK處理分別增加18.3和 3.13倍。另外,HAP處理顯著增加了HCl提取態(tài)和殘渣態(tài)P含量,PDP處理未改變HCl提取態(tài)P和殘渣態(tài)P含量,但2個處理均降低了NaOH提取有機P含量。

與淋溶前土壤相比,模擬酸雨淋溶后CK處理和HAP處理土壤樹脂P含量無顯著變化,但是PDP處理降低了68.1%～73.9%。酸雨淋溶未對NaHCO3提取有機P和NaOH提取無機P含量產(chǎn)生顯著影響,但降低了PDP處理NaHCO3提取無機P含量。同時,酸雨淋溶使HAP處理HCl提取態(tài)P含量顯著增加24.1%～29.7%,但是未對CK處理和PDP處理產(chǎn)生影響。另外,模擬酸雨淋溶后PDP和HAP處理樹脂P含量分別增加245%～269%和28.9%～42.4%,但未影響CK處理殘渣態(tài)P含量。

3 討論

羥基磷灰石是人體牙齒和骨骼等組織的主要成分,具有較好的生物相容性。由于羥基磷灰石本身含有大量羥基,應用于土壤后會通過溶解作用消耗H+,提高土壤pH值,在重金屬污染土壤中得到廣泛應用[21-24]。同時,HAP溶解過程中釋放了大量磷酸根,因此顯著提高土壤速效P含量。PDP是一種易溶性強堿弱酸鹽,有助于提高土壤pH值和速效P含量[25]。筆者研究中pH=3.5的模擬酸雨淋溶降低了HAP和PDP處理土壤pH值、速效P和樹脂P含量。

羥基磷灰石的添加可降低土壤有效態(tài)Cu、Cd和Pb含量[10],其對Cu和Cd的固定機理包括離子交換、表面絡合和共沉淀作用[23]。HAP處理可通過與Pb形成難溶性磷酸鹽沉淀,尤其是當存在Cl、OH、F或Br時,進一步形成溶度積常數(shù)(Ksp)更低的沉淀[23]。PDP主要通過溶解的磷酸鹽與重金屬反應形成磷酸鹽沉淀[26]。酸雨淋溶增加了PDP處理有效態(tài)Cu和Pb含量,這可能是因為酸雨活化了重金屬活性。由于Cd顯著淋失,導致酸雨淋溶后CK處理有效態(tài)Cd含量降低。

CK為對照; PDP為過篩后的土壤添加羥基磷灰石10.54 g; HAP為過篩后的土壤添加磷酸二氫鉀8.57 g; CK-3.5、CK-4.5和CK-5.6表示分別用pH值為3.5、4.5和5.6的模擬酸雨淋溶且不添加任何材料的土壤; PDP-3.5、PDP-4.5和PDP-5.6表示分別用pH值為3.5、4.5和5.6的模擬酸雨淋溶且添加磷酸二氫鉀的土壤; HAP-3.5、HAP-4.5和HAP-5.6表示分別用pH值為3.5、4.5和5.6的模擬酸雨淋溶且添加羥基磷灰石的土壤。

研究表明,酸雨會加重重金屬的淋失,增加環(huán)境風險[27]。與此相同,該研究中酸雨淋溶導致CK處理Cu和Cd顯著淋失,但是Pb未明顯淋失,這可能是由于供試土壤緊鄰某肥料廠,部分生產(chǎn)廢水進入灌溉水渠,導致土壤有效P含量較高。P與Pb能夠形成Ksp較小的磷酸鹽沉淀,酸雨作用下較難發(fā)生溶解并釋放到淋溶液中。同時,方月英[28]的研究也表明,土壤對Pb具有較強的固持能力,酸雨處理下土壤Pb的淋出率最低。HAP和PDP的添加進一步促進了土壤Pb與P的結(jié)合,因此Pb淋出總量均與CK處理無顯著差異。

土壤pH值是影響土壤重金屬活性的關鍵因素之一,且與重金屬有效態(tài)含量呈正相關關系[3]。然而該研究中土壤pH值與重金屬有效態(tài)含量呈顯著負相關關系,主要是由于酸雨淋溶降低了土壤重金屬總量。另外,PDP處理Cu和Cd淋失量較CK處理分別降低115～130和2 335～3 403 mg,HAP處理Cd淋失量較CK處理降低3 129～4 265 mg。但是與Pb和Cd不同的是,酸雨淋溶降低了HAP處理土壤總Cu含量。同樣,方月英[28]的研究表明過磷酸鈣處理顯著降低了土壤Pb淋出量,但是增加了Cu淋出風險。這可能是由于磷基材料對于 Cu 的固定主要是通過表面絡合/吸附作用[22]。同時,該研究中HAP在酸雨作用下進一步分散成納米顆粒,更容易隨淋出液發(fā)生遷移[29]。此外,HAP對重金屬吸附能力大小表現(xiàn)為Pb>Cu>Cd,且Pb和Cu存在時抑制了HAP對Cd的吸附[30-31]。由于HAP添加后可有效促進Pb由離子交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榉腔钚詰B(tài)和中間形態(tài)(有效態(tài)含量也處于較低水平),HAP很難攜帶水溶態(tài)Pb發(fā)生遷移。因此,酸雨淋溶后HAP處理土壤Cu總量顯著降低,Pb總量無顯著變化。筆者研究結(jié)果也表明,酸雨淋溶下,磷基材料應用后可能增加重金屬復合污染土壤中某些重金屬的淋溶風險,甚至導致地表水體重金屬含量增加。因此,HAP對重金屬在酸雨作用下不同淋溶特征的微觀機制仍有待進一步研究并評估其環(huán)境風險,同時需要考慮磷基材料與其他材料,如石灰等的混合施用,以達到同時穩(wěn)定多種重金屬活性的目的。

實驗表明PDP和HAP的添加降低了離子交換態(tài)重金屬含量,轉(zhuǎn)化為中間形態(tài)和殘渣態(tài),有效降低了土壤重金屬活性。同時,HAP和PDP有效提高了土壤有效P和樹脂P含量,因而在我國南方缺P(有效P)土壤中具有較好的應用潛力[32]。因為樹脂P是植物可以吸收利用的形態(tài)[33],因此,HAP和PDP有利于作物生長。另外,HCl提取態(tài)P含量較CK處理均顯著增加,其原因是HCl提取態(tài)P主要來源于土壤磷灰石、鈣P及其他負電荷氧化物結(jié)合態(tài)P[34-35]。由于HCl提取態(tài)和殘渣態(tài)P是穩(wěn)定態(tài)P,因此,酸雨淋溶使活性P轉(zhuǎn)變?yōu)榉€(wěn)定態(tài)P,降低了P的有效性。如PDP處理樹脂P含量顯著降低,這也可能是土壤總P含量降低的主要原因。HAP處理樹脂P含量無顯著變化,表明其具有較好的穩(wěn)定性。前人研究結(jié)果也表明HAP中的P在土壤中具有緩慢釋放的特點,可以作為一種緩釋型P肥使用[32,36]。此外,土壤P含量過高可能會由于拮抗作用影響作物生長。因此,在利用磷基材料修復高P含量重金屬污染土壤時,也要防止過量磷基材料的應用引起作物缺鋅、缺鉬等癥狀。

已有研究表明,土壤重金屬的穩(wěn)定化效率隨著改良劑用量的增加而顯著提高[10,37]。如CUI等[10]研究表明,隨著HAP用量的增加,土壤Cu和Cd的離子交換態(tài)含量逐漸降低。然而,我國目前尚未對污染土壤修復中改良劑的用量進行有效限制。對于磷基材料來說,其本身含有的P如果不能被很好地固定,極有可能加劇地表水富營養(yǎng)化的風險。如前期研究表明,PDP處理淋出液磷酸鹽含量為GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》V類水標準ρ(總P)(0.4 mg·L-1)的9倍以上[12]。酸雨淋溶后,PDP和HAP處理P淋失總量較CK處理分別增加438～494 和47.2～53.9 mg。由于我國是世界上降水酸性最強、面積最大的3大酸雨區(qū)之一,且酸雨區(qū)與我國南方主要的重金屬污染區(qū)相互重疊;因此,在利用含磷材料修復重金屬污染土壤時,應科學評估不同類型磷基材料對重金屬污染土壤的修復效果,除了關注重金屬鈍化效果外,還應該合理選擇磷基材料的類型和用量,并盡量選用難溶性磷基材料作為鈍化材料,同時加強地表水質(zhì)量和作物生長指標的監(jiān)測,以降低磷基材料穩(wěn)定化修復的環(huán)境風險。

4 結(jié)論

(1)PDP和HAP處理提高了土壤pH值和速效P含量,降低了土壤有效態(tài)Cu、Cd和Pb含量,但是酸雨淋溶降低了PDP處理速效P含量,提高了PDP處理土壤有效態(tài)Cu和Cd含量。

(2)PDP和HAP處理降低了離子交換態(tài)Cu、Cd和Pb含量,促進了重金屬有活性態(tài)向非活性態(tài)轉(zhuǎn)化;酸雨淋溶降低了HAP處理土壤總Cu含量和CK處理總Cd含量,且提高了PDP處理離子交換態(tài)Cu和Pb含量。

(3)PDP和HAP處理顯著增加了土壤總P和樹脂P含量,但是酸雨淋溶降低了PDP處理總P和樹脂P含量,增加了土壤穩(wěn)定態(tài)P含量。

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作者簡介： 范玉超(1985—)，女，安徽馬鞍山人，實驗師，碩士，主要從事土壤重金屬污染修復研究。E-mail: ahfanyuchao@126.com