模擬酸雨對土壤修復中重金屬淋溶特征及土壤持水能力的影響

何 俊，謝騰蛟，楊旅涵，程 科

（1. 漢源縣環境監測站，四川 雅安 625300；2. 四川省地質工程勘察院，四川 成都 610000；3. 四川省天晟源環保股份有限公司，四川 成都 610036）

人類活動將大量重金屬引入土壤，致使部分土壤中重金屬的累積量明顯高于土壤背景值，引起土壤持水能力改變，并對食品安全和人類健康構成嚴重威脅［1-2］。許多學者認為添加鈍化劑可以減輕重金屬對土壤的污染影響［3-4］。磷酸、磷灰石和磷酸二氫鉀（PDP）等含磷材料是常見的鈍化劑，可以較好地修復重金屬污染土壤［5］。然而，酸雨能夠降低土壤對磷的吸附能力，加速含磷材料的溶解和土壤中磷元素的淋失［6-7］，引起土壤表面理化性質以及孔隙結構變化，影響土壤的持水能力［8-9］。

本工作用硝酸與硫酸配制的淋溶液模擬酸雨，對加入鈍化劑PDP的Cu，Pb，Cd污染土壤進行淋溶實驗及土壤吸水實驗，考察淋溶過程中Cu、Pb、Cd等元素的淋出特征及pH、電導率（EC）、TOC、正磷酸鹽態磷（ZP）含量變化特征，旨在探究重金屬污染土壤修復過程中酸雨對土壤持水能力的影響。

1 實驗部分

1.1 試劑和材料

高氯酸、氫氟酸、硫酸、硝酸、PDP、過氧化氫：優級純。正己烷、無水乙醇、抗壞血酸、鉬酸銨、酒石酸銻鉀、過硫酸銨：分析純。

實驗土壤（原始土樣）：采自江西省鷹潭市某冶煉廠渣場附近。采集的土壤在陰涼通風處干燥，去除植物殘體，碾磨過篩（篩孔孔徑2 mm），在室溫下靜置老化1個月。實驗土壤（原始土樣）的基本化學性質見表1。

模擬酸雨：采用硝酸與硫酸的混合液作為酸雨母液，其中n（NO3-）∶n（SO42-）=1∶4，以去離子水逐級稀釋至pH= 5.1，4.6，3.1，分別模擬臨界酸雨、典型酸雨和強酸雨。

1.2 實驗設計

1.2.1 土壤淋溶實驗

土壤淋溶實驗裝置示意見圖1。

表1 實驗土壤（原始土樣）的基本化學性質

圖1 土壤淋溶實驗裝置示意

由圖1可見，淋溶實驗裝置主要包括酸雨容器瓶、淋溶柱和淋出液收集瓶。淋溶柱由高分子聚丙烯材料制成，柱高25 cm、內徑8 cm，土壤層厚度20 cm，兩端分別以中速濾紙、濾網、惰性石英砂和多孔板等作為隔層［9］。

實驗土壤過篩后分2部分處理：一部分土壤不添加鈍化劑，為對照組（CK組）；另一部分土壤添加鈍化劑PDP，為實驗組（PDP組）。為了達到較好的鈍化效果，實驗組中PDP的用量（以ZP計）與土壤中重金屬總量的摩爾比為3∶1［3，9］。為使土壤達到田間持水量，將實驗土壤裝入淋溶柱后放置于去離子水溶液中，并維持飽和狀態7 d，保持每個土柱水平且厚度一致，放入淋溶架［10］。待淋溶柱中多余的水滴完后開始加入淋溶液，并從第1滴淋出液滴出時開始計時。按照淋溶液pH的不同分別將淋出液命名為CK-3.1，CK-4.6，CK-5.1，PDP-3.1，PDP-4.6，PDP-5.1。

重金屬污染土壤所在地降雨豐富，年降水量為1 752 mm。以地表徑流流量為年降水量的50%計，則年淋溶量為876 mm。根據淋溶柱土壤截面積計算，實際總淋溶量取4 L。淋溶液流速大約控制在0.83 cm/h，即體積流量為41 mL/h左右［9］。本實驗采用間歇淋溶的方式，每次淋溶時間為12 h，間歇12 h后繼續淋溶。淋溶量每次為0.5 L，每隔2 d取樣一次，測定淋出液的pH、EC，并經0.45 μm濾膜過濾后測定Cu、Cd、Pb、TOC和ZP的質量濃度。

1.2.2 土壤吸水實驗

土壤吸水實驗裝置示意見圖2。由圖2可見，土壤吸水實驗裝置主要包括頂蓋、碳素鋼板活塞、測試土壤、濾紙及多孔板。測試土壤置于K100專用裝置管中，管高10 cm，內徑3 cm。

淋溶實驗全部完成后，所有實驗土壤（PDP組和CK組各3組）自然風干（30 d）。然后過300目篩，準確稱量土樣2.500 g，將其裝入下端用濾紙封閉的K100專用裝置管內，敲擊管壁，振蕩5 min，使土粒之間盡量壓實，以保證相同的壓實度。測量管下端與水面距離約2 mm，使土樣逐漸吸收水分。每隔100 s記錄一次土樣吸收水分后的質量。為保證實驗的重復性和可行性，每組土樣重復3次。

圖2 土壤吸水實驗裝置示意

1.3 分析方法

利用重鉻酸鉀濕氏氧化法［11］測定土壤有機質的含量。采用火焰原子吸收光譜法［12］（AA320NCRT型火焰光度計，上海儀電科學儀器股份有限公司）和Olsen法［13］（UV752型分光光度計，上海佑科儀器儀表有限公司）分別測定土壤速效鉀和速效磷的含量。將土壤與水按質量比1∶2.5混合，使用PHS-3C型pH計（上海儀電科學儀器股份有限公司）測定懸濁液pH。用中性乙酸銨法［14］測定土壤CEC。土樣經HF-HClO4-HNO3消煮后，再采用鉬銻抗分光光度法［15］（UV752型分光光度計，上海佑科儀器儀表有限公司）測定土壤中總P含量，采用GGX-6型原子吸收分光光度計（北京海光儀器有限公司）測定土壤中Cd，Cu，Pb的含量。

采用DDS-307型電導率儀（上海儀電科學儀器股份有限公司）和PHS-3C型pH計（上海儀電科學儀器股份有限公司）測定淋出液的EC和pH。淋出液經0.45 μm濾膜過濾，采用JC-CD-800型總有機碳分析儀（青島聚創環保設備有限公司）測定TOC。采用鉬銻抗分光光度法［15］測定淋出液的ρ（ZP），采用原子吸收分光光度法測定淋出液中Cu，Cd，Pb質量濃度。淋出液中ZP，Cu，Cd，Pb的質量濃度即分別為土壤中不同元素的淋失量。采用K100型表面張力儀（克呂士科學儀器（上海）有限公司）測定土壤吸收水分的質量（mg），再換算成土壤吸水量（mL/g）。土壤的飽和吸水量即土壤持水量（S，mL/g），以此表征土壤的持水能力。

2 結果與討論

2.1 模擬酸雨對土壤中Pb、Cu和Cd淋溶特征的影響

不同模擬酸雨淋出液中Cd，Cu，Pb的質量濃度見圖3。

圖3 不同模擬酸雨淋出液中Cd（a），Cu（b），Pb（c）的質量濃度

由圖3a可知：淋溶量為1 L時，PDP組與CK組淋出液的Cd質量濃度為最大，分別為5.130～5.230 mg/L和12.010～12.320 mg/L，然后隨淋溶量的增大逐漸降低至0.001～0.002 mg/L和0.010～0.180 mg/L；淋溶量為11～12 L時，CK組淋出液的Cd質量濃度高于《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）［16］的Ⅴ類水標準限值（0.01 mg/L），而PDP組淋出液的Cd質量濃度則低于0.01 mg/L。淋溶初期，CK組及PDP組的淋出液Cd含量顯著降低，可能是土壤中含有大量的水溶態和離子交換態重金屬，容易在酸雨作用下發生淋出［17］。同時，Cd與PDP中的金屬磷酸鹽反應形成沉淀［18］。淋溶后期，淋出液Cd含量基本保持穩定，表明僅有少量的碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態重金屬淋出［9，17］。

由圖3b可知：Cu與Cd的淋溶特征變化相似，CK組淋出液的Cu質量濃度在淋溶量為1 L時為最大（105.43～109.35 mg/L），淋溶量為1～4 L時快速降低至1.98～3.12 mg/L，淋溶量為5～12 L時保持在0.04～2.98 mg/L；與CK組相同，PDP組淋出液的Cu質量濃度在淋溶量為1 L時達到最大（14.65～17.24 mg/L），然后快速降低到淋溶量為4 L時的2.15～3.66 mg/L，最后維持在0.02～2.54 mg/L范圍內。PDP組淋出液的Cu質量濃度盡管在淋溶初期較高，但后期均低于《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）［16］Ⅴ類水標準限值（1 mg/L）。淋溶初期，PDP處理可以顯著降低淋出液中Cu的含量，這主要是因為Cu與正磷酸鹽反應形成了沉淀［18］。

由圖3c可知，Pb與Cu，Cd的淋溶特征變化不同，CK組淋出液的Pb質量濃度始終保持在較低水平（0.10～2.30 mg/L），在淋溶量為1 L時最大（2.00～2.30 mg/L），淋溶量為1～3 L時快速降低至0.42～0.65 mg/L，淋溶量為4～12 L時保持在0.10～0.58 mg/L，這可能是因為土壤中P含量高，能夠較好地鈍化土壤中的Pb，加之酸雨的淋溶作用，使水溶態Pb迅速釋放。PDP組淋出液的Pb質量濃度在淋溶量為1 L時較低（0.18～0.22 mg/L），原因是PDP處理可以產生大量的磷酸鹽，能夠將土壤中的Pb固定；淋溶量為1～5 L時，淋出液的Pb質量濃度逐漸增加，可能是模擬酸雨的持續加入，PDP中磷酸鹽逐漸淋溶輸出，土壤中弱結合態Pb開始緩慢釋放，致使土壤中離子交換態、碳酸鹽結合態等活性Pb基本釋放完全；淋溶量為6～12 L時，淋出液的Pb質量濃度緩慢降低至趨于穩定（0.14～0.25 mg/L），這可能由于Pb與PDP溶解釋放的PO43-等反應產生沉淀［18-19］，也可能是磷酸鹽能夠降低有效態Pb的含量以及促進了Pb由活性態向非活性態轉化［20］。

綜合以上，淋溶初期，PDP組較CK組顯著降低了淋出液中Cu、Cd和Pb的含量；淋溶后期，PDP組和CK組的淋出液Cd、Cu含量沒有差異，而PDP組的淋出液Pb含量較CK組高。

2.2 模擬酸雨對淋出液pH、TOC、ρ（ZP）和EC的影響

不同模擬酸雨淋出液的pH、TOC、ρ（ZP）和EC見圖4。

圖4 不同模擬酸雨淋出液的pH（a）、TOC（b）、ρ（ZP）（c）和EC（d）

淋出液pH的變化見圖4a。由圖4a可知，整體上，CK組淋出液pH呈波狀變化：淋溶量為1～2 L時淋出液pH處于較低水平（4.22～5.34）；淋溶量為1～4 L時開始上升；淋溶量為4～8 L，8～11 L時pH呈先下降后上升的趨勢，相應維持在4.63～6.14，4.42～6.10之間；淋溶量為11～12 L時pH快速降低（4.31～5.34）。淋溶剛開始時，土壤中的鹽基離子與H+進行離子交換，可以緩解模擬酸雨pH的影響；淋溶中后期，土壤中鹽基離子淋失量逐漸變大，淋出液pH主要受模擬酸雨的影響。由圖4a還可知，PDP組淋出液pH呈現先較快上升、然后緩慢上升、最后趨于較穩定的變化：淋溶量為1～3 L時淋出液pH上升到一個較高水平（6.05～6.12）；淋溶量為4～12 L時淋出液pH在較高水平基礎上略微上升（6.63～6.81）。PDP是一種易溶性強堿弱酸鹽，在淋溶初期，大量磷酸二氫根電離釋放的H+使淋出液pH達到最低（5.11～5.13）［21-22］，接著土壤中的鹽基離子與H+進行離子交換，同時，PDP以HPO42+的形式競爭土壤中的吸附點位，交換土壤膠體上吸附的OH-，使得淋出液pH逐漸增加［20-21］，在淋溶量為12 L時達到最大（6.63～6.81）。

由圖4b可知：CK組和PDP組的淋出液TOC變化趨勢一致，PDP組TOC在淋溶量為1 L時最大（265.2～265.5 mg/L），淋溶量為1～3 L時快速降低至34.8～39.8 mg/L，淋溶量為4～12 L時維持在14.6～37.9 mg/L；CK組淋出液TOC在淋溶量為1 L時最高（105.2～105.7 mg/L），淋溶量為1～2 L時快速降低并趨于穩定（13.5～29.1 mg/L）。可以看出PDP組較CK組的淋出液TOC淋失率高，這與ZHANG等［23］發現加入（NH4）3PO4可降低淋出液中TOC含量的結論相一致。

由圖4c可知：CK組ρ（ZP）均處于較低水平（0.01～0.12 mg/L），這可能是由于土壤中的P與Al、Fe結合形成鋁磷酸鹽及鐵磷酸鹽沉淀，致使淋出液ρ（ZP）降低［24］；PDP中的磷酸鹽在溶液中可以快速分離出來，因此PDP組較CK組ρ（ZP）高，淋溶量為1 L時淋出液ρ（ZP）為354.5～376.7 mg/L，淋溶量為1～12 L時淋出液ρ（ZP）逐漸降低至5.4～8.2 mg/L，此時PDP組的淋出液ρ（ZP）是《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）［16］Ⅴ類水標準限值的13.5～20.5倍。LIU等［25］發現磷酸鹽處理Pb污染土壤，土壤淋出液的ρ（ZP）可達到4.68 mg/L。所以使用PDP處理修復污染土壤要防止水體出現富營養化現象。

由圖4d可知，與TOC變化趨勢相似，在淋溶量為1 L時CK組與PDP組淋出液的EC最大（分別為956.0～1 132.0 μS/cm，3 274.0～3 459.0 μS/cm）；淋溶量為1～2 L時快速降低（分別為113.5～126.4 μS/cm，876.0～964.0 μS/cm）；淋溶量為3～12 L時逐漸降低，至淋溶量為12 L時達到最低（分別為1.7～4.7 μS/cm，34.0～576.0 μS/cm）。鑒于PDP處理可以提高淋出液鹽基離子濃度［23］，因此PDP組較CK組淋出液的EC高。

2.3 模擬酸雨對鈍化后土壤持水能力的影響

模擬酸雨對鈍化前后土壤吸水量的影響見圖5。由圖5可見：淋溶后土樣的吸水量均大于原始土樣，這可能受土壤容重、團粒結構及孔隙度等改變的影響［26］；PDP組和CK組土壤的吸水過程均呈現急劇上升期、緩慢上升期和飽和平衡期3個階段。急劇上升期主要由于土壤中黏粒的比表面積大、表面電荷多，產生較高的吸附力，可以快速吸附更多的水分；緩慢上升期是由于土壤結構改變、有機膠體吸附水分后吸附力弱［27］，另外還受土壤陽離子交換量、黏粒含量、比表面積和毛細管孔隙度等影響［28］。

圖5a可見：土壤吸水量的急劇上升期持續時間較短，截止時間位于100～200 s；隨著CK組pH升高，緩慢上升期持續時間長，截止時間位于2 000～3 500 s；至吸水時間3 500 s時，隨著pH升高，土壤最終吸水量逐漸減小，處于0.202～0.524 mL/g范圍。pH的升高可引起土壤形態結構改變［29］，腐殖酸、有機質含量降低［8，30］，不溶性鹽含量升高［30］，導致土壤持水能力降低［31］。

由圖5b可見：隨著PDP組pH升高，急劇上升期持續時間縮短，截止時間為100～200 s；隨著pH升高，緩慢上升期持續時間相比圖5a有一定程度縮短，截止時間為1 700～2 600 s；至吸水時間3 500 s時，隨著pH升高，土壤持水量逐漸減小，處于0.295～0.487 mL/g范圍。

對比圖5a與圖5b發現，PDP組較CK組土壤吸水量低，可能是由于PDP中磷酸鹽的釋放增大了土壤的鹽度［32］，導致土壤中有機質流失［8-9，33］、黏粒含量降低［34］和土壤結構改變［29］。

2.4 相關性分析

淋出液pH、S、EC、TOC及ρ（ZP）、ρ（Cu）、ρ（Cd）、ρ（Pb）之間的相關系數見表2。由表2可知：淋出液中pH與S，EC，TOC，ρ（ZP）呈現極顯著的負相關性，相關系數分別為-0.65，-0.74，-0.69，-0.61，說明隨著pH的降低，淋出液中S，EC，TOC，ρ（ZP）均增加，與文獻［31，33，35］結果相一致；S與EC，pH，TOC，ρ（ZP）呈極顯著負相關性，相關系數達到-0.64，-0.65，-0.51，-0.42；EC與TOC和ρ（ZP）呈極顯著的正相關性，相關系數達到0.96和0.87；TOC與ρ（ZP）呈極顯著的正相關性，相關系數達到0.91，與文獻［9，36］研究結果一致。

圖5 模擬酸雨對鈍化前（a）后（b）土壤吸水量的影響

表2 淋出液pH、S、EC、TOC及ρ（ZP）、ρ（Cu）、ρ（Cd）、ρ（Pb）之間的相關系數

2.5 環境意義

模擬酸雨處理下土壤中P，Pb，Cu，Cd的淋失量和S見表3。由表3可知：PDP組較CK組的Pb、Cu和Cd的淋出量分別降低了0.06～0.07，2.34～2.43，0.20～0.21 mg/g，表明PDP可以較好地固定土壤中的重金屬；PDP處理增加了淋出液中P的含量，PDP組P的淋失量為8.70～10.32 mg/g。因此PDP雖然對我國南方缺P的重金屬污染區土壤的恢復治理具有較好的潛力，然而同時會造成淋出液中P含量遠高于《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）［16］中對地表水中總磷的限值，所以地表水體表現出較大的富營養化風險［9］；PDP組較CK組的S降低了0.037～0.049 mL/g，表明PDP處理釋放的正磷酸鹽可以減弱土壤的持水能力。酸性土壤中存在大量的鋁，與磷肥相互作用形成膠態磷酸鋁［35］，使鹽分含量升高［32］，可以顯著降低土壤的持水能力。由表3還可知，隨著pH的增加，土壤總持水量降低。土壤中的腐殖酸能夠將難溶性磷轉化為可溶性磷［35，37］，有利于增強土壤持水能力［8］。而徐婉婷等［31］發現土壤偏酸或偏堿均可使土壤持水量降低，與本文研究結果矛盾。

綜上，在酸雨淋溶過程中，利用含磷鈍化劑修復重金屬污染土壤可以達到較好的效果，但有可能造成土壤中P含量超標，有機質淋失，鹽分含量升高，引起土壤持水能力減弱和水體富營養化。因此，土壤的修復治理需要綜合考慮修復區的環境、氣候和水文等，立足實際，選擇合適的鈍化劑，以期達到較好的修復效果。

表3 模擬酸雨處理下土壤中P，Pb，Cu，Cd的淋失量和S

3 結論

a）PDP處理增加了淋出液中pH、EC、TOC和ρ（ZP）。淋溶初期，PDP處理降低了淋出液中Cu、Cd和Pb含量。淋溶后期，PDP處理對淋出液Cd、Cu含量沒有影響，但使Pb含量增大、pH和EC增高。

b）土壤持水量與淋出液EC、pH、TOC和ρ（ZP）呈現極顯著負相關性。有機質的淋失、鹽分含量及pH的增大可引起土壤持水能力的減弱。

c）利用鈍化劑修復重金屬污染土壤時，不僅需要考慮鈍化效果，也需要考慮土壤的持水能力和水體富營養化的風險。