水處理渣回用修復(fù)多金屬污染土壤的研究

張 燕

（山西省長治生態(tài)環(huán)境監(jiān)測中心，山西 太原 046000）

引言

水處理殘留物（WTR）是飲用水處理廠產(chǎn)生的一種安全副產(chǎn)品，具有很強(qiáng)的吸附金屬的能力。廢水可以吸附砷（As）、鉻（Cr）、鉛（Pb）、汞（Hg）和硒（Se）。污水處理廠還被用于修復(fù)被鎘（Cd）、鉛、鋅（Zn）、鉻和銅（Cu）污染的土壤。此外，WTR 會(huì)降低土壤中砷的生物有效性和生物可獲得性。然而，以前的大多數(shù)研究都集中在利用WTR 來修復(fù)被一種金屬物種污染的土壤。但對土壤被多種金屬污染的情況缺乏研究。因?yàn)椴煌饘僦g可能存在協(xié)同效應(yīng)。在這項(xiàng)工作中，采用順序提取程序和簡單的生物可利用性提取試驗(yàn)（SBET）研究了再利用水處理垃圾固定土壤中金屬（鉻、鎘、鉛、鎳、鋅、銅、鋇和砷）的可能性。根據(jù)白銀市污染土壤的特點(diǎn)選擇了金屬。研究結(jié)果支持利用再生水處理廠控制土壤金屬污染。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 樣品采集與分析

樣品來自北京市第九水處理廠，鐵（Fe）和明礬（Al）鹽均為絮凝劑，WTR 也被稱為鐵和鋁WTR（FAR）。樣品經(jīng)過風(fēng)干、研磨和篩分，直徑小于2 mm。污染土壤取樣于白銀市，取樣表層20 cm。土壤經(jīng)HNO3-HF-HClO4消解后，用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法測定土壤中金屬的含量。在1 g∶2.5 mL（固液比）的上清液中測定pH。土壤和Fars 中的有機(jī)質(zhì)被分析為失火。

1.2 SEBT 法

將1.0 g 干土樣與100 mL 萃取液混合。萃取劑為0.4 moL/L 甘氨酸（pH=1.5）。這些混合物在37 ℃下以30 r/min±2 r/min的速度顛倒旋轉(zhuǎn)1 h[36]。然后將樣品轉(zhuǎn)移到一次性注射器中，并通過0.45 m 的醋酸纖維素圓盤過濾器過濾。采用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法（ICP-AES）測定金屬含量。對3 份樣本進(jìn)行分析，以數(shù)據(jù)表示為手段。結(jié)果表明，該方法的標(biāo)準(zhǔn)誤差在5%以內(nèi)。

2 結(jié)果與討論

2.1 砷的分餾

經(jīng)FARs 處理后，As 主要由非特異性吸附態(tài)和特異性吸附態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榫B(tài)Fe 和Al 氧化物結(jié)合態(tài)，在土壤中更穩(wěn)定。添加FARs 后，土壤中的鐵和鋁含量增加會(huì)導(dǎo)致As 更穩(wěn)定。被WTR 吸附的砷形成了內(nèi)球單核雙齒絡(luò)合物，表明WTR 中吸附的砷是穩(wěn)定的。然而，在這項(xiàng)工作中，還發(fā)現(xiàn)FARs 可以導(dǎo)致一些殘余砷的減少。這可能與FARs 中的有機(jī)物有關(guān)，有機(jī)質(zhì)可以增加土壤中砷的活性。然而，減少的殘余砷轉(zhuǎn)變?yōu)榻Y(jié)晶鐵和鋁氧化物結(jié)合形式。

2.2 銅、鋅、鎳、鉛的分餾

火焰原子吸收光譜對土壤中銅的分異有影響。FARS 處理過的土壤中鋅的形態(tài)，F(xiàn)ARS 對Zn 和Cu的影響相似：酸溶性和還原性Zn 的含量隨著FARS比例的增加而降低，而可氧化和殘留性Zn 的含量隨著FARS 比例的增加而增加。與鋅、銅一樣，第10 天酸溶性和還原性鎳含量隨著FARS 比例的增加而降低，而氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鎳含量則隨著FARS 比例的增加而增加。在第50 天，酸溶性鎳隨FARS 比例的增加而降低。然而，F(xiàn)ARS 對土壤中的可還原態(tài)Ni 沒有任何影響，可氧化態(tài)Ni 和殘留態(tài)Ni 繼續(xù)增加。在第100天和第150 天，酸溶性和還原性鎳的含量變化不大，而氧化性鎳的含量有所下降。殘余鎳含量繼續(xù)增加，達(dá)到總含量的9.70%（15%FARS）。與Cu、Zn、Ni 一樣，隨著Fars 比例的增加，土壤中可還原態(tài)Pb 含量降低，可氧化態(tài)Pb 含量增加。其獨(dú)特之處是殘留態(tài)鉛含量減少，酸溶態(tài)鉛含量變化不大。隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，土壤中提取態(tài)鉛的含量變化不大?？傮w而言，與對照組（0%FARS）相比，可氧化鉛最終增加了總含量的13.5%（15%FARS）。結(jié)果表明，F(xiàn)ARS 能降低土壤中Cu、Zn、Ni、Pb 的活動(dòng)性?？紤]到Fars 的這種影響，就會(huì)存在土壤中可氧化殘留性Cu、可氧化性Pb 和可氧化殘留性Zn、Ni 含量較高。

2.3 鎘、鉻、鋇的分餾

白銀市土壤中的Cd 主要以酸溶態(tài)存在，土壤經(jīng)FARS 處理后，立即表現(xiàn)為對Cd 形態(tài)影響不大。但在第50 天，與對照組（0%FARS）相比，酸溶性Cd 含量下降了2.32%（15%FARS）。還原態(tài)Cd 增加，可氧化Cd 和殘留態(tài)Cd 變化不大。在第100 天和第150 天，這些內(nèi)容變化不大。FARS 只能將土壤中的Cd 從酸溶態(tài)轉(zhuǎn)化為可還原態(tài)。土壤中的有機(jī)質(zhì)可能會(huì)降低FARS 吸附Cd 的能力。這種差異可能與土壤中鉻的含量和形態(tài)有關(guān)。一方面，本文研究的土壤中鉻含量很低。另一方面，土壤中的鉻主要以氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)存在。然而，如上所述，F(xiàn)ARS 對土壤中金屬的穩(wěn)定主要是通過酸溶性和還原態(tài)向可氧化和殘留態(tài)的轉(zhuǎn)化，而大部分Cr 已經(jīng)以可氧化態(tài)和殘留態(tài)存在。因此，F(xiàn)ARS 對土壤中鉻的化學(xué)形態(tài)沒有任何影響。對于土壤中的Ba，F(xiàn)ARS 將殘留的Ba 轉(zhuǎn)化為可還原的Ba，增加了Ba 在土壤中的移動(dòng)性。之前的研究表明，有機(jī)分子可以抑制Ba 的老化過程。因此，F(xiàn)ARS 中的有機(jī)質(zhì)可能會(huì)激活Ba 的晶體，使殘留的Ba 轉(zhuǎn)化為其他不穩(wěn)定的形式。

2.4 金屬生物可獲得性的變化

研究發(fā)現(xiàn)，土壤中的有機(jī)質(zhì)可以激活土壤中殘留的As、Pb、Cd 和Ba，土壤中的有機(jī)質(zhì)可以影響土壤中有機(jī)質(zhì)固定Cd 的能力。結(jié)果表明，影響土壤固定化金屬能力的因素很多。此外，不同的氧化還原電位對土壤中金屬元素的遷移性也有影響。另外，從定量的角度來看，金屬污染控制效果不明顯。許多金屬可能仍然以生物可利用的形式存在。因此，在這項(xiàng)工作實(shí)際應(yīng)用之前，需要進(jìn)行全面的研究。

3 結(jié)論

1）FARs 能使土壤中的As、Pb、Ni、Zn 和Cu 轉(zhuǎn)化為更穩(wěn)定的形態(tài)。然而，鉻和鎘的形態(tài)不受FARs 的影響。

2）由于FARs，Ba 被轉(zhuǎn)變?yōu)楦吡鲃?dòng)性的形式。根據(jù)生物可利用性提取的結(jié)果，F(xiàn)ARs 固定這些金屬的能力按As、Cu、Cr、Zn、Ni、Pb 順序排列。

3）FARs 不能降低土壤中鎘和鋇的生物可利用性。一般來說，F(xiàn)AR 可用于控制金屬污染，但各種因素可影響其功效。因此，在實(shí)際應(yīng)用這些結(jié)果之前，需要進(jìn)行全面的研究。