超聲波強(qiáng)化電動(dòng)-膨潤(rùn)土吸附處理土壤鎘污染的研究

侯素霞，王亭，雷旭陽(yáng)

1.邢臺(tái)職業(yè)技術(shù)學(xué)院資源與環(huán)境工程系，河北 邢臺(tái) 054000；2.河北北方學(xué)院理學(xué)院化學(xué)系，河北 張家口 075000

隨著中國(guó)人口快速增長(zhǎng)、城市化進(jìn)程加快、工業(yè)規(guī)模擴(kuò)大、城市污泥和化肥的施用以及污水灌溉等，大量重金屬元素進(jìn)入土壤系統(tǒng)，通過食物鏈在人體內(nèi)蓄積，嚴(yán)重危害人體健康。依據(jù)《全國(guó)污染土壤狀況調(diào)查報(bào)告》（環(huán)境保護(hù)部等，2014）：中國(guó)土壤總體點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%，污染類型以無(wú)機(jī)形為主，無(wú)機(jī)物超標(biāo)點(diǎn)位占82.8%；鎘、汞、砷、鉛4種無(wú)機(jī)污染物含量分布呈現(xiàn)從西北到東南、從東北到西南方向逐漸升高的態(tài)勢(shì)，其中重金屬鎘污染物點(diǎn)位超標(biāo)率最高為7.0%。鎘對(duì)人體健康的影響極大，表現(xiàn)在干擾人體正常的代謝功能、導(dǎo)致尿蛋白癥、糖尿病和水腫病，誘發(fā)骨癌、直腸癌、食管癌和胃腸癌等；易造成流產(chǎn)、新生兒殘廢和死亡（Lalor，2008；Yang et al.，2014；Lalor et a1.，2004）。

電動(dòng)修復(fù)作為原位修復(fù)技術(shù)中的一種，具有高效、節(jié)能、適用范圍廣等特點(diǎn)，在國(guó)內(nèi)外備受關(guān)注，該技術(shù)已應(yīng)用于Cu、Cd、Pb、Zn、Cr、Ni等重金屬污染土壤修復(fù)（Bolan et al.，2014；Pazos et al.，2006）。其基本原理是將電極插入受污染土壤，通過施加微弱電流形成電場(chǎng)，利用電場(chǎng)產(chǎn)生的各種電動(dòng)力學(xué)效應(yīng)驅(qū)動(dòng)土壤污染物沿電場(chǎng)方向定向遷移，從而將污染物富集至電極區(qū)附近，然后進(jìn)行集中處理或分離；由于其修復(fù)周期短，重金屬去除效率高而成為當(dāng)前的研究熱點(diǎn)，而修復(fù)土壤的pH值、滲透性以及所采用的電解質(zhì)材料等因素都會(huì)影響其去除效率（Page et al.，2002；Zhou et al.，2020；Zhang et al.，2013；張艷杰等，2013；高宇等，2017；劉國(guó)等，2014）。

超聲波具有很強(qiáng)的穿透性，其產(chǎn)生的沖擊波和湍流等聲學(xué)效應(yīng)可直接作用于土壤內(nèi)部，產(chǎn)生剪切作用。超聲空化效應(yīng)可改變土壤結(jié)構(gòu)以及脫附土壤中吸附的物質(zhì)，改變土壤中顆粒態(tài)物質(zhì)的特征，使吸附在土壤顆粒內(nèi)部及表面的固著態(tài)重金屬離子變成游離態(tài)，從而增加重金屬的去除率（Mao et al，2015；Elik，2007；Zheng et al.，2013；Gao et al.，2013；邱瓊瑤等，2014）。

為提高電動(dòng)修復(fù)土壤鎘污染的去除效率、解決修復(fù)過程中引起的土壤pH突變、降低處理成本，本文研究將超聲波強(qiáng)化與電動(dòng)力修復(fù)-吸附技術(shù)結(jié)合起來(lái)，著重分析鈉基膨潤(rùn)土材料在電動(dòng)修復(fù)過程中的吸附特性、電動(dòng)-吸附處理工藝對(duì)土壤pH的影響、超聲波強(qiáng)化對(duì)鎘去除率影響等因素，在此基礎(chǔ)上提出一種原位超聲強(qiáng)化電動(dòng)-吸附處理土壤中重金屬鎘的方法。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料和儀器

實(shí)驗(yàn)土樣以自然沙壤土作為實(shí)驗(yàn)土壤。取自邢臺(tái)市某學(xué)校，土樣經(jīng)自然風(fēng)干研磨后過2 mm篩儲(chǔ)存?zhèn)溆茫驖?rùn)土買自九鼎化學(xué)，土壤的主要性質(zhì)見表1。主要設(shè)備有：超聲波破碎儀HUP-400A，天津市恒奧科技發(fā)展有限公司；TAS-990原子吸收分光光度計(jì)，北京普析通用儀器有限責(zé)任公司；直流穩(wěn)壓電源艾德克斯IT6860A，東莞市鵬測(cè)電子科技有限公司；pH計(jì)雷磁PHSJ-3F型，上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司；電子天平FA3204B，上海天美天平儀器有限公司；高速離心機(jī)TG1650-WS，上海盧湘儀離心機(jī)儀器有限公司；水浴恒溫振蕩器SHY-2A，常州邁科諾儀器有限公司；722N分光光度計(jì)，杭州科曉化工儀器設(shè)備有限公司。

表1 實(shí)驗(yàn)土壤性質(zhì)Table 1 Major Properties of the Tested Soil

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

采用自制的有機(jī)玻璃體作為實(shí)驗(yàn)裝置（30 cm×10 cm×10 cm），高純度石墨作為電極（板狀電極），兩個(gè)電極間距25 cm，分別等距設(shè)置了D1—D5 5個(gè)取樣點(diǎn)。具體裝置見圖1所示。

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1.3.1 污染土壤制備

稱取質(zhì)量為200 g風(fēng)干土樣置于500 mL燒杯中，加入100 mL Cd2+質(zhì)量濃度為1 g·L-1的Cd(NO3)2溶液，攪拌均勻，置于振蕩器24 h，依照前述方法制備污染土壤樣1800克備用；實(shí)驗(yàn)在相同條件下重復(fù)3次，結(jié)果以平均值表示。測(cè)得土壤樣中pH為7.55，含水率24%，鎘的質(zhì)量濃度為 (500±5) mg·kg-1。為全面分析檢驗(yàn)文中所采用的鎘污染土壤處理方法，選用配置土壤，實(shí)驗(yàn)可控，可更好的確定影響重金屬鎘去除率的因素，從而優(yōu)化實(shí)驗(yàn)參數(shù)，為進(jìn)一步實(shí)際應(yīng)用打下良好的基礎(chǔ)。

1.3.2 膨潤(rùn)土吸附實(shí)驗(yàn)

傳統(tǒng)的吸附劑有活性炭、沸石、膨潤(rùn)土等無(wú)機(jī)材料?；钚蕴康奈侥芰?qiáng)，對(duì)重金屬去除率高，但價(jià)格昂貴，使用壽命短。活性炭、沸石無(wú)機(jī)材料在水溶液中吸附Cd能力較強(qiáng)，但在土壤體系條件下吸附Cd的能力受環(huán)境中的有機(jī)酸、其他陽(yáng)離子等各種競(jìng)爭(zhēng)干擾而受到很大影響；膨潤(rùn)土由于在土壤體系中的層間離子交換、表面絡(luò)合和層間配合作用對(duì)重金屬具有較高的吸附能力（Eren et al.，2008）。

首先表征本實(shí)驗(yàn)裝置中鈉基膨潤(rùn)土的熱力學(xué)特征，對(duì)于固液吸附，Langmuir吸附等溫式和Freundlich吸附等溫式是使用最廣泛的吸附等溫線類型。同時(shí)為驗(yàn)證鈉基膨潤(rùn)土對(duì)電動(dòng)修復(fù)效果影響，分別在電極兩端添加膨潤(rùn)土（2 cm）和不添加膨潤(rùn)土進(jìn)行對(duì)照實(shí)驗(yàn)，D3點(diǎn)取樣，分析土壤中鎘去除率的變化。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置示意圖（俯視圖）Fig.1 Sketch map of electrokinetic-adsorption remediation experimental apparatus

1.3.3 電動(dòng)修復(fù)實(shí)驗(yàn)

稱取土樣1 800 g置于反應(yīng)器中，如圖1所示，利用直流電源分別向?qū)嶒?yàn)裝置施加12.5、25、50、75 V電壓，每隔2 d切換電極，裝置運(yùn)行12 d后，取樣測(cè)定土樣中鎘的含量，分析不同電場(chǎng)強(qiáng)度下土壤中Cd的去除率；同時(shí)取樣測(cè)定pH值，分析處理完成后裝置中土壤pH值的空間變化情況。取樣位置如圖1所示D1—D5，每次取樣1.0 g，采用用玻璃電極法測(cè)定土壤中的pH，火焰原子吸收分光光度計(jì)法測(cè)定土壤中的鎘含量。

1.3.4 超聲波強(qiáng)化實(shí)驗(yàn)

在選定的最佳電壓梯度下，打開電動(dòng)修復(fù)-膨潤(rùn)土吸附實(shí)驗(yàn)裝置，同時(shí)分別施加50、100、150 W超聲波能量（25 kHz）于實(shí)驗(yàn)裝置土壤中，加載電場(chǎng)后強(qiáng)化激活2 h關(guān)閉超聲波裝置；繼續(xù)運(yùn)行至結(jié)束后，取樣分析土壤體系中電導(dǎo)率的變化，以及對(duì)土壤中Cd去除率的影響，取樣位置如圖1所示D1-D5，每次取樣1.0 g；為全面分析去除率和能耗的關(guān)系，采用了能耗計(jì)算公式：

其中，E為電動(dòng)修復(fù)所需的能耗，kW·h·g-1；U為電壓，V；I為電流，A；t為運(yùn)行時(shí)間，h（Shen et al.，2019；Sun et al.，2019）。

試驗(yàn)中所有數(shù)據(jù)均采用Microsoft Office Excel 2010進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)，可疑數(shù)據(jù)的取舍采用Grubbs法、Dixon法檢驗(yàn)剔除，Oringin 2018進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 膨潤(rùn)土吸附材料的熱力學(xué)表征

圖2 膨潤(rùn)土吸附鎘的Freundlich線性擬合Fig.2 Freundlich isothermal simulation of Cd2+ on bentonite

如圖2所示，根據(jù)擬合結(jié)果，表明膨潤(rùn)土對(duì)鎘離子的吸附作用更適用于Freundlich公式：

其中，ρe為溶液中的平衡鎘濃度，mg·L-1；qe為鎘在膨潤(rùn)土上的平衡吸附量，mg·g-1。根據(jù)擬合結(jié)果qe為16.05 mg·g-1，相關(guān)系數(shù)R2＞0.97。圖3中表示鎘離子的吸附時(shí)間特征曲線，從中可以看出Cd2+在鈉基膨潤(rùn)土上吸附極容易進(jìn)行，吸附速度快，在35 min內(nèi)就能達(dá)到吸附平衡，具有極強(qiáng)的鎘吸附特性。

圖3 膨潤(rùn)土吸附鎘離子的時(shí)間特性Fig.3 Time characteristic of cadmium adsorption on bentonite

為驗(yàn)證鈉基膨潤(rùn)土對(duì)電動(dòng)修復(fù)效果影響，分別在電極兩端添加膨潤(rùn)土（2 cm）和不添加膨潤(rùn)土進(jìn)行對(duì)照實(shí)驗(yàn)，裝置運(yùn)行結(jié)束后，D3點(diǎn)取樣，分析土壤中鎘去除率的變化。實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖4所示，添加膨潤(rùn)土后鎘的去除率比不添加去除率要高出17.2%。其原因是在電動(dòng)修復(fù)的過程中，膨潤(rùn)土具有較高的陽(yáng)離子交換性能，表現(xiàn)出較強(qiáng)的吸附性，在其表面、孔道內(nèi)和層間域均能發(fā)生離子交換吸附；金屬離子的價(jià)態(tài)越高，半徑越小越容易發(fā)生交換反應(yīng)；膨潤(rùn)土中的鈉離子與土壤中遷移至膨潤(rùn)土的鎘離子發(fā)生離子吸附交換作用，土壤中的鎘離子被吸附到膨潤(rùn)土中，而鈉離子置換出來(lái)；此外膨潤(rùn)土顆粒表面還可以形成水合氧化物覆蓋層，這些Si-OH可與鎘離子形成表面絡(luò)合，也有利于配合吸附鎘離子（楊秀敏等，2013）。

圖4 添加膨潤(rùn)土后鎘的去除率Fig.4 Comparison of removal rate with and without bentonite

2.2 不同電場(chǎng)梯度下鎘的去除率

電場(chǎng)力的作用下鎘離子于電場(chǎng)中發(fā)生電動(dòng)遷移，由于膨潤(rùn)土吸附材料對(duì)鎘有較強(qiáng)吸附作用，鎘離子在運(yùn)動(dòng)經(jīng)過膨潤(rùn)土吸附區(qū)時(shí)，被其吸附去除，從而降低了其在土壤中的濃度；不同電壓梯度下鎘的去除率如圖5所示，從圖中看出，隨著電壓梯度增大（0.5—3.0 V·cm-1），電場(chǎng)強(qiáng)度也增強(qiáng)，吸附在土壤中的Cd2+更容易解吸，也獲得了更高的電場(chǎng)能量，相應(yīng)去除率也更高，運(yùn)行結(jié)束后土壤中鎘的總?cè)コ史謩e為在65.3%—75.4%之間。在電壓梯度為1 V·cm-1時(shí)鎘的去除率比0.5 V·cm-1提高了7.2%；雖然電壓梯度為3 V·cm-1時(shí)鎘的去除率能達(dá)到75.4%，但也僅僅比1 V·cm-1時(shí)提高了2.9%；且電壓梯度1 V·cm-1與2 V·cm-1相比，鎘的去除率相差也很小，僅有1.7%的差距；考慮實(shí)際去除效果、時(shí)間及能耗，通常認(rèn)為0.2—2 V·cm-1的電勢(shì)梯度進(jìn)行土壤電動(dòng)修復(fù)是合適的（Probstein et al.，1993；劉一洲等，2017），確定本實(shí)驗(yàn)處理工藝電壓梯度為1 V·cm-1。在電動(dòng)處理過程中陽(yáng)極產(chǎn)生H+、陰極產(chǎn)生OH-·，從而導(dǎo)致陽(yáng)極附近土壤pH值降低，陰極附近pH值升高（Page et al.，2002；馬建偉等，2007），陽(yáng)極附近鎘主要以Cd2+形式存在，容易發(fā)生解吸附并在土壤中快速向陰極運(yùn)動(dòng)，電遷移和電滲析過程更為顯著；而陰極室附近土壤中的鎘極易發(fā)生聚合甚至沉淀反應(yīng)，加劇了其在土壤中的吸附，阻塞了土壤間隙，在加上H+運(yùn)動(dòng)速度2倍于OH-速度，如圖5所示距離陽(yáng)極不同位置鎘的去除率有所降低（Rabbi et al.，2000；羅啟仕等，2004）。

圖5 不同電壓梯度土壤中鎘的去除率Fig.5 Removal rate of cadmium in different voltage gradient

為全面分析試驗(yàn)運(yùn)行完成后土壤中pH值的變化，取反應(yīng)器中不同位置的土樣進(jìn)行分析。如圖6所示，整個(gè)土壤體系中pH值呈均勻分布狀態(tài)，最終土壤中pH值比初始值稍有降低，但基本維持原有土壤的pH值。研究表明在土壤呈酸性和中性條件下，鎘主要以離子態(tài)存在，在電場(chǎng)作用下主要是發(fā)生電遷移向陰極移動(dòng)；同時(shí)由于土壤孔隙水的存在產(chǎn)生電滲析，也能帶動(dòng)鎘離子向陰極運(yùn)動(dòng)；而在較高pH值條件下鎘離子以多聚形態(tài)存在，在更高的pH條件下甚至以氫氧化鎘沉淀形式存在，這樣就增加了其在土壤表面的吸附性，阻礙了其在電場(chǎng)作用下發(fā)生定向運(yùn)移，降低了土壤中鎘的去除率；因此在電動(dòng)法處理鎘的過程中，土壤pH值是主要影響因素；為解決電動(dòng)修復(fù)產(chǎn)生的土壤酸化和固化，提高運(yùn)行效率和降低能耗，采用適當(dāng)?shù)姆蔷鶆螂妶?chǎng)如電極切換等，能夠克服這些缺點(diǎn)。周期性電極極性切換可以較好地控制土壤pH的變化，增強(qiáng)了處理系統(tǒng)的穩(wěn)定性。

圖6 反應(yīng)結(jié)束后土壤中pH的變化Fig.6 Variations of pH value after the process in different voltage

如圖7所示，取樣點(diǎn)D1的pH值隨反應(yīng)時(shí)間呈周期性的變化，D1處也周期性呈現(xiàn)出陽(yáng)極區(qū)域和陰極區(qū)域；文獻(xiàn)研究表明由于H+向陰極的遷移速度是OH-向陽(yáng)極遷移速度的2倍，當(dāng)處理系統(tǒng)電極切換時(shí)，原陰極室會(huì)產(chǎn)生大量H+，并以快于OH-的速度向土壤中擴(kuò)散，中和原有堿性環(huán)境；而原陽(yáng)極產(chǎn)生的OH-會(huì)中和原酸性環(huán)境，隨著反應(yīng)時(shí)間的增加，最終反應(yīng)結(jié)束后土壤體系中平均pH會(huì)略有降低（pH 7.1）（劉文慶等，2015）。

2.3 不同超聲波功率對(duì)土壤中電導(dǎo)率的影響

圖7 取樣點(diǎn)D1的pH隨反應(yīng)時(shí)間的變化Fig.7 Changes of section D1 pH with experiment time

電導(dǎo)率是土壤中導(dǎo)電離子數(shù)的直接反映，反應(yīng)結(jié)束后土壤體系中電導(dǎo)率總體呈下降趨勢(shì)，主要因反應(yīng)體系中總的離子數(shù)損失所致。如圖8所示：陽(yáng)極附近的電導(dǎo)率要大于陰極附近，由于陽(yáng)極產(chǎn)生的H+，酸性條件下鎘主要以離子態(tài)存在，具有更高的活性，而陰極附近會(huì)產(chǎn)生沉淀，影響鎘的遷移。從圖8中得出，污染土壤經(jīng)超聲波活化后，土壤體系中的電導(dǎo)率均比未施加超聲波時(shí)有顯著提高；施加不同能量的超聲波土壤體系中電導(dǎo)率有不同程度的提高；其中超聲波能量為50 W時(shí)，電導(dǎo)率與未經(jīng)超聲波強(qiáng)化時(shí)相比增加18.7%；經(jīng)100 W和150 W超聲波強(qiáng)化后與能量為50 W相比時(shí)，電導(dǎo)率提高了19.5%—34.3%。主要是超聲波的聲學(xué)效應(yīng)能改變土壤結(jié)構(gòu)、增加土壤顆粒表面的剪切力，因而增加了土壤體系中的總離子，提高了鎘的去除效率（邱瓊瑤等，2014；Guo et al.，2017）；但經(jīng)100 W與150 W超聲波強(qiáng)化后，土壤體系中電導(dǎo)率差別并不大，因隨著超聲波能量的增加，其有相當(dāng)多的能量轉(zhuǎn)化為熱量而損失，并未完全作用在土壤體系中，且會(huì)造成體系溫度的升高，加大了土壤中水分蒸發(fā)，從而降低了體系中離子的遷移效能，造成兩者電導(dǎo)率差別不大。

圖8 不同超聲能量強(qiáng)化后電導(dǎo)率的變化Fig.8 The Variation in Electrical Conductivity with different ultrasonic-enhanced

圖9 超聲波功率對(duì)鎘去除率的影響Fig.9 Effect of ultrasonic power on the removal rate of Cd

2.4 不同能量超聲波強(qiáng)化對(duì)土壤中鎘去除率的影響

從圖9中分析，經(jīng)過超聲波強(qiáng)化后，處理系統(tǒng)中鎘的去除率能達(dá)到84.8%，比不施加超聲波強(qiáng)化時(shí)提高了15.3%；反應(yīng)結(jié)束后土壤中鎘的去除效果比較均勻，D1和D5區(qū)隔的去除率相對(duì)較高，主要是因?yàn)槭┘与妶?chǎng)的雙向切換，鎘離子在土壤中發(fā)生電動(dòng)遷移作用反復(fù)經(jīng)過土壤中的吸附區(qū)，被膨潤(rùn)土吸附從而得以去除。超聲波的強(qiáng)化作用主要體現(xiàn)在第一其產(chǎn)生的沖擊波和湍流等聲學(xué)效應(yīng)能改變土壤結(jié)構(gòu)、破壞土壤顆粒表面，增加了土壤顆粒表面的剪切力，土壤中吸附穩(wěn)定的鎘，經(jīng)強(qiáng)烈的聲體效應(yīng)脫附下來(lái)，加快了反應(yīng)速率，提高了重金屬鎘的去除效率；第二隨著實(shí)驗(yàn)裝置的運(yùn)行，電解反應(yīng)產(chǎn)生的氣泡有可能會(huì)覆蓋在電極表面，從而降低了電極的導(dǎo)電性，施加超聲波后，其空化泡會(huì)在接觸或者靠近電極處爆破，沖擊電極表面，減少了電極表面的氣泡，增加了處理系統(tǒng)的電流；其次超聲波的振動(dòng)作用會(huì)加速帶電粒子的排序運(yùn)動(dòng)，從而提高了Cd2+的遷移效率（鄭雪玲等，2010）；因此在一定功率范圍內(nèi)，超聲波功率（能量）的增加會(huì)提升土壤中鎘的去除率，如圖9所示；但隨著超聲波能量的持續(xù)增大，其產(chǎn)生空化泡濃度會(huì)達(dá)到飽和，而產(chǎn)生的熱效應(yīng)明顯劇增，即損失的超聲波能量也越大，因此一味增大超聲波功率并不能顯著提升土壤中鎘的去除率（Cameselle et al.，2013）。

從圖10中進(jìn)一步分析得知，在超聲波施加土壤體系2 h后，陽(yáng)極附近區(qū)域（D1、D2）pH值下降較快，比未進(jìn)行超聲波增強(qiáng)時(shí)pH值還要低。陽(yáng)極產(chǎn)生·H+，導(dǎo)致pH值下降并在陽(yáng)極附形成酸性區(qū)，在電場(chǎng)力作用下H+向陰極遷移，促使酸性區(qū)域也向陰極方向擴(kuò)展。隨著反應(yīng)的進(jìn)行陽(yáng)極區(qū)（D1、D2）pH值降低，陰極區(qū)（D4、D5）pH值升高，反應(yīng)裝置中間區(qū)域比初始值略有下降；由于超聲波具有離子附能作用，加快了土壤體系中帶電離子的運(yùn)動(dòng)效能，還有其空化效應(yīng)可導(dǎo)致局部高溫、聚能效應(yīng)可產(chǎn)生聲致自由基，與土壤中某些物質(zhì)反應(yīng)從而導(dǎo)致了pH值的下降，有利于土壤鎘離子的電動(dòng)遷移，也增加了土壤體系中鎘的去除率（Xu et al.，2014）。

圖10 超聲波增強(qiáng)后土壤中pH變化Fig.10 pH change in the soil after ultrasonic-enhanced

如圖11所示，電壓梯度為在3 V·cm-1時(shí)鎘的去除率為72.4%，僅比電壓梯度1 V·cm-1時(shí)提高了2.9%，但相應(yīng)的能耗卻增加了142.2%；經(jīng)100 W超聲波強(qiáng)化處理后，電壓梯度同樣為1 V·cm-1，鎘的總?cè)コ蕿?4.8%，去除率增加了15.3%，系統(tǒng)能耗僅僅增加了60.2%；表明超聲波強(qiáng)化處理后，能在一定程度少降低系統(tǒng)能耗，節(jié)約處理成本。

圖11 運(yùn)行結(jié)束后鎘總?cè)コ始澳芎腇ig.11 Removal rate of Cd and energy consumption after remediation

3 結(jié)論

（1）電動(dòng)力-膨潤(rùn)土吸附技術(shù)能有效的去除模擬污染土壤中的鎘，電極反應(yīng)的快速有效性、土壤中的pH值、膨潤(rùn)土吸附材料的性能是影響鎘去除效果的主要影響因素，在電壓梯度1 V·cm-1，每隔2 d周期切換電極、兩極附近設(shè)置鈉基膨潤(rùn)土吸附區(qū)條件下，鎘的去除率能達(dá)到69.5%；最終反應(yīng)結(jié)束后，土壤pH值僅比初始值略有降低，表明非均勻電場(chǎng)可以較好地控制土壤pH值的變化。

（2）超聲波強(qiáng)化后能顯著提高電動(dòng)-膨潤(rùn)土吸附處理系統(tǒng)對(duì)鎘的去除率，因超聲波的空化效應(yīng)、沖擊波和湍流等聲學(xué)效能及其離子附能作用，提高了土壤中鎘的解析及反應(yīng)速率，同時(shí)也提升了電極導(dǎo)電性；實(shí)驗(yàn)表明超聲波發(fā)生器的功率為100 W、強(qiáng)化2 h后，鎘的去除率能達(dá)到84.8%，比不施加超聲波強(qiáng)化時(shí)去除率提高了15.3%，并且在一定程度上降低了能耗；因超聲波的熱效應(yīng)，一味增大超聲波功率并不能顯著提升土壤中鎘的去除率。

（3）超聲波強(qiáng)化電動(dòng)—膨潤(rùn)土吸附聯(lián)合修復(fù)技術(shù)，不使用有機(jī)酸等化學(xué)淋洗劑，基本保持原有土壤環(huán)境，是一種對(duì)環(huán)境友好的原位土壤重金屬鎘去除技術(shù)。