王金航 劉家豪 譚 笑 張 傑 魏文俠 王 斌 李曙光 林愛軍,*

(1.北京化工大學(xué) 化學(xué)工程學(xué)院， 北京 100029； 2.輕工業(yè)環(huán)境保護(hù)研究所 工業(yè)場(chǎng)地污染與修復(fù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 北京 100089； 3.北京化工大學(xué) 秦皇島環(huán)渤海生物產(chǎn)業(yè)研究院，秦皇島 066000； 4.秦皇島晶科環(huán)保設(shè)備有限公司， 秦皇島 066004)

引 言

土壤鎘(Cd)、鉛(Pb)污染問題是我國目前面臨的重要土壤環(huán)境問題之一[1]。2014年我國環(huán)境保護(hù)部和國土資源部聯(lián)合發(fā)布了《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》(以下簡稱《公報(bào)》)，《公報(bào)》顯示我國土壤污染問題十分嚴(yán)重，全國土壤總的點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%，其中以Cd、Pb為代表的無機(jī)污染物超標(biāo)點(diǎn)位占全部超標(biāo)點(diǎn)位的82.8%。土壤中的Cd、Pb會(huì)以直接或間接方式被動(dòng)植物吸收，Cd、Pb濃度超標(biāo)不但會(huì)影響植物發(fā)育，還會(huì)積累在植物體內(nèi)，通過食物鏈進(jìn)入人體，對(duì)人類健康造成危害[2-3]。所以采用安全有效的修復(fù)技術(shù)對(duì)Cd、Pb污染土壤進(jìn)行修復(fù)具有十分重要的意義。

目前Cd、Pb污染場(chǎng)地修復(fù)主要依據(jù)總量消減和賦存形態(tài)轉(zhuǎn)化兩種原理，修復(fù)措施主要分為4類：1)物理修復(fù)，包括電動(dòng)修復(fù)、熱脫附、玻璃固化等；2)化學(xué)修復(fù)，包括淋洗、萃取、固化/穩(wěn)定化等；3)生物修復(fù)，包括動(dòng)物、植物和微生物修復(fù)等；4)農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)，包括改變耕作制度、調(diào)整作物品種類型、農(nóng)藥化肥的合理使用等[4]。固化/穩(wěn)定化修復(fù)技術(shù)通過改變土壤中Cd、Pb的賦存形態(tài)，來降低其在環(huán)境中的遷移能力和生物有效性，具有操作方便、成本低、效果好、適合于大面積的利用和推廣等優(yōu)點(diǎn)[5]。目前主要的固化/穩(wěn)定化材料有黏土礦物、含磷材料、堿性材料和有機(jī)材料等[6]。

鎂渣是煉鎂生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的一種固體廢渣[7]。鎂渣的資源化利用途徑主要是作為水泥材料和建材添加劑，在農(nóng)業(yè)方面的利用鮮有研究。李詠玲等[8]研究發(fā)現(xiàn)鎂渣中的重金屬主要以穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)態(tài)存在，即使在最不利條件下，重金屬的浸出毒性依然很小。此外鎂渣中還有許多對(duì)植物有益的元素，例如鈣、硅、鎂、鐵等，具有農(nóng)業(yè)資源化利用前景。但鎂渣pH值較高，在使用過程中可能會(huì)對(duì)環(huán)境產(chǎn)生不利影響，所以鎂渣的農(nóng)業(yè)資源化利用需展開全面的效益分析及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[8]。本文基于鎂渣在農(nóng)業(yè)資源化利用方面的需求展開探索，對(duì)鎂渣進(jìn)行改性處理，采用傅里葉變換紅外光譜儀(FT- IR)、X射線衍射分析儀(XRD)、比表面積分析儀(BET)、掃描電子顯微鏡(SEM)等表征手段研究鎂渣改性后的物相組成和結(jié)構(gòu)變化，分析改性鎂渣對(duì)土壤Cd、Pb的吸附特性與賦存形態(tài)的變化，旨在為鎂渣作為環(huán)境友好型修復(fù)材料使用提供參考。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)原料和儀器

1.1.1實(shí)驗(yàn)原料

供試土壤，采自湖南株州市朱亭鎮(zhèn)興臺(tái)村某場(chǎng)地表層土壤(0～20 cm)，土壤類型為酸性黃棕壤，室溫下((25±2) ℃)風(fēng)干備用；供試鎂渣，來源于河南某鎂業(yè)公司，其成分(質(zhì)量分?jǐn)?shù))為CaO 57.01%、SiO232.2%、MgO 5.81%、Al2O30.99%、K2O 0.01%、Na2O 0.001%；鹽酸、乙酸、硫酸、硝酸、硝酸鎘、硝酸鉛、醋酸銨、磷酸二氫鉀、氫氧化鈉，均為分析純，北京化工廠；鹽酸羥胺，分析純，天津市福晨化學(xué)試劑廠。

外源重金屬污染土壤：供試土壤研磨后過2 mm孔徑標(biāo)準(zhǔn)篩，加入0.3 g/L Cd(NO3)2和56.9 g/L Pb(NO3)2溶液各100 mL，采用稱重法補(bǔ)充去離子水，維持土壤含水率為20%，老化28 d，自然風(fēng)干，磨細(xì)備用。外源添加Cd、Pb的實(shí)驗(yàn)土壤基本理化性質(zhì)見表1，其Cd、Pb含量(質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同)遠(yuǎn)超《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB15618—2018)中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值(0.3 mg/kg、70 mg/kg，pH≤5.5)，分別是土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值的14.73、16.26倍。

表1 土壤基本理化性質(zhì)

1.1.2實(shí)驗(yàn)儀器

Optima 5300 DV 型電感耦合等離子體光譜儀(ICP- OES)，美國Perkin Elmer公司；D8 Advance 型X射線衍射分析儀，德國Bruker公司；Tensor 27 型傅里葉變換紅外光譜儀，德國Bruker公司；ASAP 2460型比表面積分析儀，上海麥克默瑞提克儀器有限公司；SU- 8010 型冷場(chǎng)發(fā)射掃描電子顯微鏡，日本日立公司。

1.2 改性鎂渣的制備

1.2.1硫酸處理鎂渣

稱取100 g粒徑為0.15 mm的鎂渣，浸泡于體積分?jǐn)?shù)15%的1 000 mL硫酸溶液中，放入恒溫震蕩箱(25 ℃，210 r/min)中振蕩2 h后過濾，過濾后的濾渣用去離子水洗滌至中性后于105 ℃的烘箱中烘干至恒重，將烘干后的改性鎂渣進(jìn)行研磨，研磨后過0.15 mm孔徑標(biāo)準(zhǔn)篩進(jìn)行篩分，得到酸改性鎂渣。

1.2.2磷酸二氫鉀處理鎂渣

稱取100 g粒徑0.15 mm的鎂渣，浸泡于1 000 mL濃度為1 mol/L的KH2PO4溶液中，放入恒溫震蕩箱(25 ℃，210 r/min)中振蕩6 h后過濾，用1 mol/L的氫氧化鈉溶液調(diào)節(jié)溶液pH值為10后，陳化24 h后將溶液過濾，濾渣用去離子水洗滌至中性后于105 ℃的烘箱中烘干至恒重，將烘干的改性鎂渣進(jìn)行研磨，研磨后過0.15 mm孔徑標(biāo)準(zhǔn)篩進(jìn)行篩分，得到鹽改性鎂渣。

1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

穩(wěn)定化實(shí)驗(yàn)設(shè)置3組，共9個(gè)處理，每個(gè)處理重復(fù)3次。依次為對(duì)照空白處理添加，未改性鎂渣添加量(質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同)為1%、3%、5%；酸改性鎂渣添加量為1%、3%、5%；鹽改性鎂渣添加量為1%、3%、5%。取50 g模擬Cd、Pb污染土壤置于100 mL塑料離心管中，按上述比例將土壤與材料充分混合，于室溫下采用稱重法補(bǔ)充去離子水，維持土壤含水率為20%，鈍化培養(yǎng)45 d，自然風(fēng)干后，磨細(xì)備用。

1.4 土壤中Cd、Pb的固定化機(jī)理分析

1.4.1生物有效性測(cè)定

Cd、Pb的生物有效態(tài)含量采用二乙三胺五乙酸(DTPA)方法進(jìn)行測(cè)定[9]。

1.4.2賦存形態(tài)測(cè)定

采用1993年歐洲共同體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局提出的Community Bureau of Reference(BCR)連續(xù)提取法，分析經(jīng)鎂渣處理后土壤中Cd、Pb的賦存形態(tài)[10]。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析方法

在SPSS 25.0中對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析和Duncan多重比較；圖表制作運(yùn)用Origin 9.0。

2 結(jié)果與討論

2.1 鎂渣材料的表征結(jié)果

2.1.1比表面積

3種鎂渣材料的比表面積如表2所示，從表中可以看出未改性鎂渣的比表面積為1.47 m2/g，改性后的2種鎂渣比表面積與對(duì)照組相比有顯著差異。其中鹽改性鎂渣比表面積最大，為80.65 m2/g，是未改性鎂渣的54.86倍。酸改性法可以改變鎂渣晶體結(jié)構(gòu)，使顆粒更加細(xì)小，從而提高比表面積；鹽改性法經(jīng)如下反應(yīng)過程在鎂渣表面生長羥基磷灰石，從而提高比表面積。

表2 鎂渣材料的比表面積

表中同列標(biāo)有不同小寫字母表示各處理間差異顯著(p<0.05)。

2.1.2XRD分析

鎂渣材料的XRD圖譜如圖1所示，其主要礦物組成為Ca2SiO4、CaSO4、Ca5(PO4)3(OH)和MgCO3。其中未改性鎂渣檢測(cè)出的物相主要為Ca2SiO4，由于XRD圖譜的復(fù)雜性和檢測(cè)限，并未檢測(cè)到鎂渣中Al、K、Na和重金屬的結(jié)晶相，與李詠玲[11]的研究結(jié)果相似。酸改性鎂渣物相的主要成分為CaSO4；鹽改性鎂渣物相的主要成分為Ca5(PO4)3(OH)。此外，由于鎂渣在空氣中暴露時(shí)間較長，MgCO3也有所檢出。

2.1.3微觀形貌

鎂渣材料的掃描電鏡圖如圖2所示，從圖中可以看出：未改性鎂渣的形狀呈不規(guī)則塊狀，表面較為光滑，X射線能譜儀(EDS)分析檢出元素為Ca、Si、Mg、O、C，其中Ca、O、Si質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為43.6%、38.3%、12.1%，主要物相組成為Ca2SiO4；酸改性鎂渣呈現(xiàn)細(xì)小的棒狀和不規(guī)則塊狀結(jié)構(gòu)，EDS檢出元素為Ca、Si、S、O等，其中O、Ca、S質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為54.6%、15.9%、13.1%，主要物相組成為CaSO4；鹽改性鎂渣呈現(xiàn)出更細(xì)小的不規(guī)則塊狀，且表面粗糙，EDS檢出元素為Ca、Si、K、P、O等，其中O、Ca、P質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為39.9%、25.1%、11.3%，說明Ca5(PO4)3(OH)已生長在鎂渣表面。

2.1.4紅外譜圖

2.2 鎂渣材料對(duì)土壤pH值的影響

pH值的改變會(huì)影響土壤中Cd、Pb的賦存形態(tài)以及吸附- 解吸、沉淀- 溶解等過程，因此pH值是影響土壤Cd、Pb穩(wěn)定化效果的重要因素之一[13]。土壤pH值升高，有助于Cd、Pb的穩(wěn)定[14]。

添加不同比例的鎂渣后，土壤pH值的變化如圖4所示?？梢钥闯?，添加鎂渣材料可以提高土壤pH值，且土壤pH值隨著添加量的增加而提高，未改性鎂渣、酸改性鎂渣、鹽改性鎂渣的Pearson相關(guān)系數(shù)為分別為0.980(p<0.01)，0.989(p<0.01)，0.980(p<0.01)。其中未改性鎂渣和鹽改性鎂渣對(duì)土壤pH值影響最大，在5%添加水平條件下pH值分別比對(duì)照組升高4.69和3.45。未改性鎂渣中的Ca2SiO4加入到土壤中后會(huì)發(fā)生水化反應(yīng)生成水化Ca2SiO4凝膠(C—S—H凝膠)，同時(shí)會(huì)產(chǎn)生氫氧根離子，從而提高土壤pH值；經(jīng)硫酸改性后的鎂渣主要成分為CaSO4，故加入土壤后pH值變化不明顯；經(jīng)磷酸二氫鹽改性的鎂渣主要成分為Ca5(PO4)3(OH)，加入到土壤中會(huì)提高土壤pH值[15-16]。

2.3 鎂渣材料對(duì)土壤中Cd、Pb生物有效性的影響

以Cd、Pb總量評(píng)價(jià)土壤污染水平可能會(huì)過高估計(jì)污染的危害，且不能反映其生物有效性，所以本文采用DTPA提取法評(píng)估土壤中Cd、Pb的生物有效性(DTPA-Cd/DTPA-Pb)[17]。

2.3.1生物有效態(tài)Cd

添加不同比例的鎂渣后，土壤中生物有效態(tài)Cd濃度的變化如圖5所示?？梢钥闯?，3種鎂渣材料在不同添加量下均顯著降低了土壤中生物有效態(tài)Cd的濃度，穩(wěn)定化效果隨鎂渣添加量的增加而提高，但未改性鎂渣的穩(wěn)定化效果在3%和5%添加量之間差異不顯著。在所有處理中，未改性鎂渣對(duì)Cd穩(wěn)定化效果最好，生物有效態(tài)Cd濃度由2.58 mg/kg降低到0.16 mg/kg；酸改性鎂渣對(duì)Cd穩(wěn)定化效果最差，生物有效態(tài)Cd濃度降低到1.10 mg/kg。當(dāng)添加量相同時(shí)，對(duì)Cd的穩(wěn)定化效果由大到小為未改性鎂渣>鹽改性鎂渣>酸改性鎂渣。

2.3.2生物有效態(tài)Pb

添加不同比例的鎂渣后，土壤中生物有效態(tài)Pb濃度的變化如圖6所示?？梢钥闯?，3種鎂渣材料在不同添加量條件下均可顯著降低土壤中生物有效態(tài)Pb的濃度，穩(wěn)定化效果隨鎂渣添加量的增加而提高；在所有處理中，未改性鎂渣對(duì)Pb的穩(wěn)定化效果最好，生物有效態(tài)Pb濃度由735.37 mg/kg降低到51.54 mg/kg；鹽改性鎂渣對(duì)Pb穩(wěn)定化效果最差，生物有效態(tài)Pb濃度降低到479.40 mg/kg。當(dāng)添加量相同時(shí)，對(duì)Pb穩(wěn)定化效果由大到小為未改性鎂渣>酸改性鎂渣>鹽改性鎂渣。

添加鎂渣后土壤生物有效態(tài)Cd、Pb濃度的降低，一方面是由于鎂渣的加入使土壤pH值發(fā)生改變，有利于氫氧化物的形成，從而降低土壤中生物有效態(tài)Cd、Pb的濃度[18]；另一方面是由于鎂渣經(jīng)改性處理后，暴露出大量可交換的陽離子，對(duì)Cd2+、Pb2+具有更強(qiáng)的吸附和離子交換能力[15]。

2.4 鎂渣材料對(duì)土壤中Cd、Pb賦存形態(tài)的影響

2.4.1Cd形態(tài)分布

添加不同比例鎂渣后，土壤中不同賦存形態(tài)Cd的含量(質(zhì)量分?jǐn)?shù))變化如圖7所示。與對(duì)照組相比可以看出，未改性鎂渣可降低Cd酸提取態(tài)含量，增加可還原態(tài)與可氧化態(tài)含量：酸提取態(tài)降幅為7%～11%，添加量在1%處降幅最大；可還原態(tài)增幅為2%～4%，添加量在5%處增幅最大；可氧化態(tài)增幅為1%～8%，添加量在1%處增幅最大；殘?jiān)鼞B(tài)無明顯變化。酸改性鎂渣可增加Cd酸提取態(tài)含量，降低可還原態(tài)含量：酸提取態(tài)增幅為4%～5%，添加量在3%處增幅最大；可還原態(tài)降幅為4%～6%，添加量在5%處降幅最大，可氧化態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)變化不明顯。鹽改性鎂渣可降低Cd酸提取態(tài)含量，提高可還原態(tài)、可氧化態(tài)含量：酸提取態(tài)含量隨添加量的增加而降低，降幅為20%～63%；可還原態(tài)和可氧化態(tài)隨添加量的增加而提高，增幅分別為11%～58%、0～4%；殘?jiān)鼞B(tài)含量無明顯變化。

以上結(jié)果表明，土壤中Cd主要以酸提取態(tài)存在，雖然未改性鎂渣對(duì)生物有效態(tài)Cd含量的降低效果十分顯著，但其是通過提高土壤pH值降低生物有效態(tài)Cd含量，對(duì)Cd賦存形態(tài)的變化無明顯作用。鹽改性鎂渣通過將酸提取態(tài)Cd轉(zhuǎn)化為可還原態(tài)Cd與可氧化態(tài)Cd以降低土壤中Cd的活性，Cd的鈍化效果優(yōu)于未改性鎂渣。鎂渣經(jīng)鹽改性后表面被Ca5(PO4)3(OH)包裹，對(duì)Cd的穩(wěn)定化作用主要通過以下3種方式實(shí)現(xiàn)：1)Ca5(PO4)3(OH)中的Ca與Cd發(fā)生同晶取代反應(yīng)，將Cd固定在晶格里；2)Ca5(PO4)3(OH)中的羥基與Cd發(fā)生絡(luò)合作用；3)Ca5(PO4)3(OH)通過提高土壤pH值，將Cd轉(zhuǎn)換成氫氧化物沉淀的形式[19]。在王曉麗等[20]的研究中發(fā)現(xiàn)，在土壤中摻雜羥基磷灰石后殘?jiān)鼞B(tài)Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化不大，但隨摻雜比例的加大，Cd由可交換態(tài)向其他結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化的質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，本文結(jié)果與之相符。

2.4.2Pb形態(tài)分布

添加不同比例鎂渣后，土壤中不同賦存形態(tài)Pb的含量(質(zhì)量分?jǐn)?shù))變化如圖8所示。與對(duì)照組相比可以看出，未改性鎂渣可提高Pb的酸提取態(tài)含量，降低可還原態(tài)含量：酸提取態(tài)含量隨添加量的增加而提高，增幅為0～3%；可還原態(tài)含量隨添加量的增加而降低，降幅為0～4%；可氧化態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)無明顯變化。酸改性鎂渣可提高Pb酸提取態(tài)含量，降低可還原態(tài)含量：酸提取態(tài)含量隨添加量的增加而提高，增幅為1%～4%；可還原態(tài)含量隨添加量的增大而降低，降幅為1%～4%；可氧化態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)無明顯變化。鹽改性鎂渣可降低Pb酸提取態(tài)和可還原態(tài)含量，提高可氧化態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)含量：隨著添加量的增加酸提取態(tài)和可還原態(tài)含量逐漸降低，降幅分別為1%～2%、0～6%；可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量提高，增幅分別為0～4%、0～2%。

以上結(jié)果表明，土壤中Pb主要以可還原態(tài)存在，未改性鎂渣和酸改性鎂渣將Pb從可還原態(tài)向酸提取態(tài)轉(zhuǎn)化；鹽改性鎂渣將Pb從酸提取態(tài)向可還原態(tài)、可氧化態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。本文結(jié)果與雷鳴[21]的研究結(jié)果，即采用含磷物質(zhì)可以使Pb、Cd交換態(tài)向其他難溶性的形態(tài)轉(zhuǎn)化相符。

2.4.3Cd、Pb遷移率

以F1、F2、F3和F4分別表示Cd、Pb的酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)含量，4種形態(tài)的穩(wěn)定性依次增強(qiáng)。F1+F2、F3+F4分別代表Pb、Cd不穩(wěn)定態(tài)含量與穩(wěn)定態(tài)含量，以(F3+F4)/(F1+F2)評(píng)價(jià)Pb、Cd的遷移能力，該比值越大，其在土壤中的遷移能力越小，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)越低[22-23]。

由表3可知，Cd、Pb的(F3+F4)/(F1+F2)值隨鎂渣材料的添加量升高而呈現(xiàn)不同的趨勢(shì)。未改性鎂渣對(duì)Cd穩(wěn)定化效果最好，添加量為1%時(shí)，(F3+F4)/(F1+F2)達(dá)到最大值0.15；酸改性鎂渣對(duì)Cd穩(wěn)定化效果最差，添加量為3%時(shí)，(F3+F4)/(F1+F2)達(dá)到最大值0.06。鹽改性鎂渣對(duì)Pb穩(wěn)定化效果最好，添加量為5%時(shí)，(F3+F4)/(F1+F2)達(dá)到最大值0.20；酸改性鎂渣對(duì)Pb穩(wěn)定化效果最差，添加量為1%、3%、5%時(shí)，(F3+F4)/(F1+F2)值均為0.11。

3 結(jié)論

(1)改性后的鎂渣比表面積大小次序?yàn)辂}改性鎂渣>酸改性鎂渣>未改性鎂渣，鹽改性鎂渣的比表面積為80.65 m2/g，分別是未改性鎂渣(1.47 m2/g)和酸改性鎂渣(47.24 m2/g)的54.86倍和1.71倍。

(2)3種鎂渣均可提高土壤pH值，且pH值隨添加量的增加而提高。未改性鎂渣對(duì)土壤pH值提升效果最明顯，可使pH值提升3.03～4.67；酸改性鎂渣使pH值提升0.03～0.93；鹽改性鎂渣使pH值提升1.5～3.45。

表3 添加不同比例鎂渣對(duì)土壤中Cd、Pb的遷移率的影響

A—針對(duì)于Cd；B—針對(duì)于Pb；上標(biāo)不同小寫字母表示各處理間差異顯著(p<0.05)。

(3)3種鎂渣均可有效降低Cd、Pb在土壤中的生物有效性。當(dāng)添加量相同時(shí)，對(duì)Cd的穩(wěn)定化效果由大到小依次為未改性鎂渣>鹽改性鎂渣>酸改性鎂渣；對(duì)Pb穩(wěn)定化效果由大到小依次為未改性鎂渣>酸改性鎂渣>鹽改性鎂渣。添加3%未改性鎂渣后的土壤對(duì)生物有效態(tài)Cd穩(wěn)定化效果最好，生物有效態(tài)Cd濃度由2.58 mg/kg降低到0.16 mg/kg；添加5%未改性鎂渣后的土壤對(duì)生物有效態(tài)Pb穩(wěn)定化效果最好，生物有效態(tài)Pb濃度由735.37 mg/kg降低到51.54 mg/kg。

(4)供試土壤中Cd主要以酸提取態(tài)存在，Pb主要以可還原態(tài)存在。添加未改性鎂渣、鹽改性鎂渣可顯著降低酸提取態(tài)Cd含量，并將酸提取態(tài)Cd向可還原態(tài)和可氧化態(tài)轉(zhuǎn)化；添加鹽改性鎂渣可顯著降低酸提取態(tài)和可還原態(tài)Pb含量，并將酸提取態(tài)和可還原態(tài)Pb向可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。

(5)添加1%未改性鎂渣時(shí)Cd的遷移能力最低；添加5%鹽改性鎂渣時(shí)Pb的遷移能力最低。