李達，徐康寧，郭飛

1.北京林業(yè)大學環(huán)境科學與工程學院

2.環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，中國環(huán)境科學研究院

在我國經(jīng)濟發(fā)展過程中，礦產(chǎn)資源始終扮演著重要角色，由此帶來的酸性礦涌水治理成了很棘手的問題。眾多研究表明，赤泥在處理酸性礦涌水方面具有良好的前景。肖麗萍等[1]利用赤泥、膨潤土黏合劑、Na2CO3造孔劑按一定比例制作赤泥復合顆粒加入到酸性礦涌水中，結(jié)果顯示分別去除了99.41%、94.27%的Fe2+和Mn2+。盧儀思等[2]探究了赤泥吸附酸性礦涌水中Fe2+和Cu2+的最佳改性溫度和反應時間。王芳等[3]利用赤泥陶粒吸附酸性礦涌水中的Cu2+，得到了良好的效果。赤泥處理酸性礦涌水既可以解決酸性礦涌水的處理問題，也可以實現(xiàn)固體廢物的資源化利用。但目前，關(guān)于處理過酸性礦涌水的脫堿赤泥的后續(xù)處理以及風險評估研究較少。赤泥土壤化處置技術(shù)是實現(xiàn)赤泥大宗消納的有效途徑，主要包括3 部分內(nèi)容：1）向赤泥中添加特定的改良劑對赤泥進行基質(zhì)改良，降低赤泥堿度與重金屬含量，提高肥力，為植被重建打下基礎(chǔ)；2）篩選出適應赤泥堆場環(huán)境的耐性植物進行植被重建；3）對基質(zhì)改良和植被重建過程進行環(huán)境風險評估[4-5]?；|(zhì)改良是實現(xiàn)赤泥土壤化的基礎(chǔ)，Zhu 等[6]發(fā)現(xiàn)石膏和蚯蚓菌肥聯(lián)合施用改良赤泥可以降低赤泥pH 及可交換鈉含量，提高赤泥可交換鈣含量，顯著增加赤泥的孔隙率和總有機碳含量，促進赤泥顆粒的團聚。Xenidis 等[7]發(fā)現(xiàn)，經(jīng)石膏、城市污泥、磷酸鈣聯(lián)合施用改良后的赤泥更加適合植物的生長。胡樹翔等[8]利用玉米秸稈做改良劑，發(fā)現(xiàn)經(jīng)過生物質(zhì)改良，赤泥中的微生物群落生長代謝水平、多樣性均有顯著提高。

近年來，國內(nèi)外學者利用磷石膏、生物質(zhì)、酸性肥料、硝酸鈣和腐殖質(zhì)、蚯蚓菌肥、黃腐酸等制作改良劑處理脫堿赤泥，都取得了一定的效果[9-12]。有學者研究發(fā)現(xiàn)硝酸鈣與腐殖質(zhì)聯(lián)合添加到赤泥中可以有效調(diào)控赤泥堿度，改善赤泥團聚體結(jié)構(gòu)[13]。然而目前國內(nèi)外大多數(shù)的赤泥基質(zhì)改良研究僅限于添加各種有機質(zhì)改良劑對赤泥理化性質(zhì)的影響，而對有機質(zhì)添加后在脫堿赤泥中的變化以及添加有機質(zhì)后對脫堿赤泥風險評估的研究鮮有報道。因此，筆者利用腐殖酸改良處理過酸性礦涌水的脫堿赤泥，并對添加腐殖酸后脫堿赤泥的理化性質(zhì)以及腐殖酸在脫堿赤泥中的變化情況進行研究，同時對添加腐殖酸后的脫堿赤泥的環(huán)境風險進行評估，以期為處理過酸性礦涌水脫堿赤泥的有效處理提供參考。

1 材料與方法

1.1 原始赤泥

試驗所采用的脫堿赤泥為處理過酸性礦涌水的赤泥珠，該赤泥珠原材料（原始赤泥）采自山東濱州某氧化鋁廠中通過拜耳法燒結(jié)所得到的赤泥堆場，在堆存時間超過5 個月的赤泥堆場中隨機選擇30 m×30 m 的范圍，在30 cm 深度分5 個點進行混合采樣。原始赤泥的物相組成如圖1 所示，主要為沸石、赤鐵礦、氧化鋁、石英、方解石。對采集的原始赤泥進行干燥，使其含水率降至0.1%左右。

圖1 拜耳法赤泥的XRD 圖譜Fig.1 X-ray diffraction patterns of Bayer red mud

試驗所用試劑主要用于酸性礦涌水的配制與改良后赤泥的風險評估過程。試驗試劑規(guī)格、生產(chǎn)廠家及CAS 編號見表1。

表1 試驗試劑規(guī)格、廠家及CAS 編號Table 1 Specification, manufacturer and CAS number of experimental reagent

按照實際的酸性礦涌水金屬離子濃度及pH，在實驗室利用七水硫酸亞鐵、硫酸錳、鹽酸、去離子水配制鐵離子濃度為1 000 mg/L、錳離子濃度為20 mg/L、pH 為2.42±0.08 的模擬酸性礦涌水。

取2 g 腐殖酸試劑加入20 mL 去離子水中，在常溫下通過恒溫搖床振蕩24 h 配制腐殖酸溶液，用作后續(xù)脫堿赤泥的基質(zhì)改良。

1.2 脫堿赤泥及其試驗

1.2.1 脫氧赤泥制備

通過向赤泥溶液中加入配制好的酸性礦涌水來進行赤泥脫堿，在常溫下經(jīng)過2 h 后，選取沉底脫堿赤泥樣品100 g，采用恒溫干燥箱在80 ℃下恒溫干燥6 h，得到脫堿赤泥，標記為CK。

1.2.2 腐殖酸加入對脫堿赤泥影響試驗

腐殖酸溶液配制完成后立刻按質(zhì)量百分比（腐殖酸:赤泥）為1%、3%、5%、10%加到CK 中，分別標記為L1、L3、L5、L10，加入去離子水，使其含水率維持在75%，在25 ℃恒溫箱中培養(yǎng)30 d，第1、5、10、20、30 天采底部脫堿赤泥樣，第1 天采集的樣品分別記作L1-1d、L3-1d、L5-1d、L10-1d，第5、10、20、30 天采集的樣品亦用相同方法標記，用作后續(xù)分析。

1.2.2 .1 零電荷點的測定

將采集到的加入不同質(zhì)量比腐殖酸的脫堿赤泥樣品分別放入50 mL 的離心管中，加入去離子水，經(jīng)充分混合后，將其放入離心機中，以4 000 r/min 的速度離心20 min，倒掉上清液。重復上述操作4~5 次后取出底部剩余的加入不同質(zhì)量比腐殖酸的脫堿赤泥進行風干保存。

以0.1 mol/L 鹽酸和0.1 mol/L 氫氧化鈉為調(diào)節(jié)劑，取0.1 g 上述加入不同質(zhì)量比腐殖酸的脫堿赤泥樣品，加入到一定量配制好的濃度為0.1 mol/L 的氯化鈉溶液中，每組樣品需配制10 組平行樣，配制完成后穩(wěn)定15 min，進行Zeta 電位測定。

1.2.2 .2 pH 和電導率的測定

將第1、5、10、20、30 天采集的CK、L1、L3、L5、L10 樣品風干后，分別按1∶2.5（樣品:去離子水）的固液比配置樣品來測量pH，按1∶5（樣品:去離子水）的固液比配置樣品來測量電導率（EC），將配置好用來測量pH 和EC 的樣品分別放到恒溫搖床中，經(jīng)過2 h 的振蕩后充分混勻，再將混勻的樣品放入離心機中離心2 h，離心好的溶液用0.45 μm 的濾膜過濾，測定過濾液pH 和電導率。

1.2.2 .3 三維熒光表征

為了探究腐殖酸加入脫堿赤泥后有機質(zhì)的變化情況，對脫堿赤泥進行三維熒光表征。將上述腐殖酸改良脫堿赤泥試驗第1、10、20 和30 天的L10 樣品風干后，取5 g 樣品加入50 mL 去離子水，在25℃的條件下采用恒溫搖床充分混合18 h，將混合溶液放入離心機中離心2 h，離心好的溶液用0.45μm 的濾膜過濾，測定過濾液的三維熒光光譜。

腐殖酸有機質(zhì)的三維熒光光譜采用熒光分光光度計（Hitachi 7000）測定，所用的激發(fā)光源為150 W 的氬燈，測定電壓為600 V。主要程序如下：激發(fā)波長（Ex）和發(fā)射波長（Em）的狹縫寬度均為5 nm，Ex 為200~450 nm，Em 為250~550 nm，波長間隔均為2 nm，掃描速度為2 400 nm/min。對樣品進行三維熒光光譜解析前，先將瑞利散射上方的光譜數(shù)據(jù)置零，以消除瑞利散射的影響；再用去離子水做空白，用樣品的掃描數(shù)據(jù)結(jié)果減去去離子水的三維熒光光譜數(shù)據(jù)，以此來消除拉曼散射的影響[14]；測量腐殖酸的紫外吸收，并對熒光強度進行校正，以此來規(guī)避熒光光譜中的內(nèi)濾效應。最后采用熒光區(qū)域積分法（FRI）對光譜進行定量分析[15]。熒光區(qū)域積分法將光譜劃分為5 個區(qū)域，各個區(qū)域的范圍及代表的有機物類型[15]如表2 所示。

表2 熒光區(qū)域積分法區(qū)域范圍及有機物類型Table 2 Region range and organic type of fluorescence region integral method

1.2.3 腐殖酸對脫堿赤泥浸出風險試驗

1.2.3 .1 水浸出風險評估

水浸出風險評估采用GB 5086.1—1997《固體廢物 浸出毒性浸出方法 翻轉(zhuǎn)法》[16]來提取浸出液，浸提劑為去離子水，分別取4 g 干燥的CK 和腐殖酸改良脫堿赤泥試驗第1、10、20 和30 天的L10 樣品加入到100 mL 聚乙烯瓶中，分別加入40 mL 水，以液固比10∶1 的比例將樣品混合，然后在室溫下以30 r/min 的速度在翻轉(zhuǎn)器上翻轉(zhuǎn)18 h?；旌贤瓿珊?，將混合液靜置30 min，使用20 mL 注射器抽取上清液，經(jīng)0.45 μm 的濾膜過濾后，采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）檢測過濾液中的重金屬濃度。通過GB 5085.3—2007《危險廢物鑒別標準 浸出毒性鑒別》[17]判斷腐殖酸的添加對脫堿赤泥環(huán)境風險的影響，通過GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》[18]來判斷腐殖酸添加對脫堿赤泥的浸出液的改善情況（表3）。

表3 重金屬浸出濃度限值Table 3 Metal leaching concentration limits mg/L

1.2.3 .2 酸雨浸出風險評估

采用HJ/T 299—2007《固體廢物 浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》[19]來提取浸出液，浸提劑采用硫酸∶硝酸為60∶40（質(zhì)量比）的混合酸溶液，分別取4 g 干燥的CK 和腐殖酸改良脫堿赤泥試驗第1、10、20 和30 天的L10 樣品加入100 mL 聚乙烯瓶中，分別加入40 mL 浸提劑，使樣品以液固比10∶1 混合，在室溫下以30 r/min 的速度在翻轉(zhuǎn)器上充分混合24 h，靜置10 min 后，取出上清液倒入50 mL 離心管中，以4 000 r/min 的速度離心5 min。將離心后的上清液用0.45 μm 濾膜過濾，采用ICP-OES 檢測過濾液中的重金屬濃度。采用GB 5085.3—2007[17]判斷腐殖酸的添加對脫堿赤泥在酸雨條件下的環(huán)境風險，采用GB 3838—2002[18]判斷腐殖酸的添加對酸雨條件下脫堿赤泥浸出液的改善情況（表3）。

2 結(jié)果與討論

2.1 pH 隨時間的變化

pH 是判斷赤泥堿化程度的重要標準，過高的堿度導致赤泥對人體和環(huán)境造成不良影響[20]。本試驗所選用的CK 是處理過酸改性礦涌水，堿度已大幅下降的赤泥。但即便如此， CK 仍然存在著很大的環(huán)境風險。為了評估腐殖酸的添加量及時間對CK 的pH 的影響，將不同比例的腐殖酸添加到CK 中，其pH 變化情況如圖2 所示。

圖2 腐殖酸對脫堿赤泥pH 的影響Fig.2 Effect of humic acid addition on pH of dealkalized red mud

自然條件下的土壤pH 主要受土壤鹽基狀況的影響，處理過酸性礦涌水的赤泥與添加硝酸鈣和磷石膏脫堿的赤泥相比，由于不能持續(xù)提供Ca2+，會抑制結(jié)合堿溶解[13,21]，因此pH 會有較大幅度的波動。由圖2 可知，腐殖酸的添加會在較短的時間內(nèi)降低脫堿赤泥CK 的pH[21]，并且腐殖酸含量越高，pH 下降得越多。導致這一現(xiàn)象的原因可能是由于腐殖酸具有諸如羧基、醇羥基、酚羥基等酸性官能團，使其具有弱酸性[22-23]，當腐殖酸加入到脫堿赤泥中后，其酸性官能團會釋放出H+與脫堿赤泥中的OH-結(jié)合，從而生成H2O[24]；另外，腐殖酸有利于脫堿赤泥中Ca2+溶解，從而代換Na+，這也是導致該現(xiàn)象的原因[25]。在反應10 d 內(nèi)，腐殖酸的酸性官能團會與脫堿赤泥CK 中的OH-結(jié)合，所以這段時間內(nèi)脫堿赤泥CK 的pH 仍會逐漸下降；在反應10 d 后，由于腐殖酸中含有的許多有機官能團可以和赤泥中的金屬離子反應生成腐殖酸鹽，從而形成腐殖酸-腐殖酸鹽相互轉(zhuǎn)化的緩沖體系，使pH 有所上升，從而調(diào)節(jié)土壤酸度[26-27]，因此在加入腐殖酸10 d 后，L1、L3、L5、L10 的pH 會逐漸上升?？傮w來看，添加10%的腐殖酸的脫堿赤泥最終穩(wěn)定時的pH 維持在7.6~8.0，降低脫堿赤泥pH 的效果最好。

2.2 電導率隨時間的變化

土壤電導率（EC）可以直觀反映土壤的鹽化程度[28]，電導率過高或過低都會阻礙作物的生長[11]，適合植物生長的土壤電導率一般在200~600 μS/cm。本試驗所選用的赤泥的電導率為2 120 μS/cm，向樣品CK 添加不同比例腐殖酸后，赤泥電導率的變化如圖3 所示。

圖3 腐殖酸對脫堿赤泥電導率的影響Fig.3 Effect of humic acid addition on conductivity of dealkalized red mud

通過向赤泥中添加1%、3%、5%和10%的腐殖酸時，赤泥的電導率會隨著腐殖酸添加量的增加而增大，這是由于腐殖酸可以提升脫堿赤泥中Ca2+溶解程度，降低交換性Na+濃度，從而使樣品電導率升高[8]。在5 d 之后L1、L3、L5、L10 的電導率逐漸下降，可能是腐殖酸中的羧基等酸性官能團逐漸與碳酸鹽等發(fā)生反應，并且腐殖酸可以吸附脫堿赤泥中的硝酸根及部分陽離子，維系脫堿赤泥的孔隙，維持了水鹽平衡，降低脫堿赤泥毛細結(jié)構(gòu)中的鹽分含量[11,29-30]，使電導率有所降低。在加入腐殖酸20 d后，腐殖酸與脫堿赤泥中的堿性離子結(jié)合，生成水溶性腐殖酸鹽[31]，維持其電導率的穩(wěn)定，加之赤泥金屬離子的緩釋性，會導致電導率逐漸升高。

2.3 三維熒光的變化

考慮到較高的pH 會極大限制脫堿赤泥的后續(xù)利用，因此選擇了pH 最低、更適合后續(xù)利用的L10 組進行三維熒光表征，分析在反應過程中腐殖酸中有機質(zhì)的變化情況，具體如圖4 所示。

圖4 腐殖酸加入脫堿赤泥后三維熒光光譜隨時間的變化Fig.4 Changes of three-dimensional fluorescence spectra with time after adding humic acid to dealkalized red mud

如圖4（a）所示，本試驗所使用的腐殖酸主要含有2 種有機質(zhì)，熒光主峰在區(qū)域Ⅲ內(nèi)，代表富里酸類物質(zhì)，另一個較小的熒光峰在區(qū)域Ⅴ的位置，代表腐殖質(zhì)類物質(zhì)。由圖4（b）~（e）可知，當腐殖酸加入到脫堿赤泥中后，區(qū)域Ⅲ內(nèi)的熒光峰迅速紅移到區(qū)域Ⅴ內(nèi)，并隨著反應時間的增加區(qū)域Ⅴ熒光強度也逐漸增加。這表明區(qū)域Ⅴ內(nèi)熒光峰所代表的腐殖質(zhì)類物質(zhì)含量在不斷增加，區(qū)域Ⅲ內(nèi)熒光峰代表的富里酸類物質(zhì)在反應過程中被分解或者縮合成新的產(chǎn)物，從而不斷減少。導致這一現(xiàn)象的原因是富里酸分子量小、結(jié)構(gòu)較為簡單，在反應初期富里酸被赤泥中的微生物分解利用，轉(zhuǎn)化為更加穩(wěn)定的胡敏酸類物質(zhì)[32]；隨著反應的進行，反應初期胡敏酸物質(zhì)在Ex/Em=270 nm/440 nm 的特征峰熒光強度呈降低趨勢，該 特 征 峰 逐 漸 紅 移 至Ex/Em=370 nm/440 nm處。造成這種紅移現(xiàn)象是由于胡敏酸分子間進行的能量傳遞形成激發(fā)態(tài)分子（原子）/激態(tài)復合物，提高了雙分子縮合的概率，進而增強胡敏酸分子中多個熒光團聚合度，這代表胡敏酸芳構(gòu)化程度增加、腐殖化程度加強[33]。

2.4 Zeta 電位的變化

Zeta 電位可以反映膠體與電解質(zhì)的相互作用，Zeta 電位的絕對值高，膠體粒子間的排斥力強，膠體處于穩(wěn)定的分散狀態(tài)，反之膠體粒子傾向于凝聚，膠體穩(wěn)定的分散狀態(tài)被破壞[34]。零電荷點是用體系pH 來表示，在某一pH 時，固相上凈總電荷為0。零電荷點可以闡明各類膠體雙電層游離電荷性質(zhì)，以及對離子吸附的影響[35]。不同pH 條件下，添加質(zhì)量比為10%腐殖酸的脫堿赤泥的Zeta 電位隨時間的變化情況如圖5 所示。

圖5 不同pH 條件下L10-10d、L10-20d、L10-30d 的Zeta 電位變化情況Fig.5 Zeta potential changes of L10-10d, L10-20d, L10-30d for samples under different pH conditions

從圖5 可以看出，L10-20d 與L10-30d 的零電荷點幾乎重疊，反應10 d 所對應的零電荷點小于20 與30 d。由于有機質(zhì)含量會影響脫堿赤泥CK 的零電荷點，有機質(zhì)含量越高零電荷點越低[36]。在反應前期，腐殖酸并沒有充分與脫堿赤泥CK 反應，脫堿赤泥CK 中有機質(zhì)含量較高，隨著反應的進行，腐殖酸與脫堿赤泥CK 在20 d 左右反應完全，此時脫堿赤泥CK 中的有機質(zhì)含量趨于穩(wěn)定。

由圖6 可知，3 組樣品零電荷點對應的pH 為原始赤泥>加入腐殖酸的赤泥>CK（脫堿赤泥），在較低的pH 時3 組樣品的Zeta 電位均為正值，并且隨著pH 的增大而逐漸減小。這是由于在較低的pH 條件下，懸浮液中的H+可以中和赤泥表面的負電荷，從而使得Zeta 電位為正值，Zeta 電位的絕對值較低，穩(wěn)定性較差。隨著pH 的增大，H+會逐漸減少，赤泥表面的負電荷會逐漸增加，Zeta 電位逐漸由正變負，并且絕對值逐漸增大，穩(wěn)定性逐漸增強。CK 是原始赤泥處理過酸性礦山廢水后得到的，原始赤泥表面有大量的鐵錳離子，需要大量的OH-來中和，其在處理酸性礦涌水的過程中表面鐵錳離子由于沖刷、溶解而減少，因此CK 的Zeta 電位為0 mV 時的pH 相較于原始赤泥會降低。L10-30d 的Zeta 電位為0 mV 時的pH 相對于原始赤泥也會降低，這是因為其添加了10%的腐殖酸，腐殖酸中含有大量的有機物，可以絡合CK 中的不穩(wěn)定金屬。最終穩(wěn)定時L10-30d 的Zeta 電位絕對值相較于原始赤泥和CK 更大，可能是由于腐殖酸對赤泥中的不穩(wěn)定金屬的絡合作用、螯合作用以及氧化還原反應[37-38]有利于腐殖酸對脫堿赤泥中金屬離子的固定，并且腐殖酸還能提升脫堿赤泥中Ca2+溶解程度，置換Na+，減輕Na+對赤泥顆粒團聚的阻礙作用[25]。

圖6 不同pH 條件下原始赤泥、脫堿赤泥、L10-30d 的Zeta 電位變化情況Fig.6 Zeta potential changes of raw red mud, dealkalized red mud, L10-30d under different pH conditions

2.5 腐殖酸改良脫堿赤泥的風險評估

赤泥中含有大量的重金屬，在日常降水的過程中容易釋放到環(huán)境中，對自然環(huán)境造成嚴重影響[39]。因此模擬評估了赤泥在酸雨和水浸2 種情況下金屬離子浸出情況，來分析腐殖酸的添加對脫堿赤泥重金屬浸出風險的影響。酸雨和水浸條件下CK、L10-1d、L10-10d、L10-20d、L10-30d 的金屬離子浸出情況如圖7 所示。

圖7 不同條件下脫堿赤泥重金屬浸出情況Fig.7 Leaching of heavy metals from dealkalized red mud under different conditions

由圖7 可見，在酸雨和水浸的條件下向脫堿赤泥CK 加入10%的腐殖酸會在較短的時間內(nèi)大幅降低大部分金屬離子的浸出濃度，隨著反應的進行金屬離子的浸出濃度會逐步下降，于20 d 左右趨于穩(wěn)定，這可能是由于加入腐殖酸以后，腐殖酸的羧基、羥基、羰基等與金屬離子發(fā)生絡合作用，從而降低重金屬的浸出濃度。另外腐殖酸還可以與Fe3+/Fe2+氧化還原電對緊密結(jié)合，形成腐殖酸-Fe2+配合物，該配合物可以間接地還原更多的金屬離子，也會一定程度上減少金屬離子的浸出。為了評估脫堿赤泥的環(huán)境風險，將酸雨和水浸條件下脫堿赤泥的金屬離子浸出情況與GB 5085.3—2007 的濃度限值進行比較，結(jié)果顯示，酸雨和水浸條件下脫堿赤泥CK 的所有金屬浸出濃度均未超出限值。加入腐殖酸后，在酸雨和水浸條件下金屬離子的浸出濃度均有大幅下降，說明腐殖酸的添加對CK 中重金屬的固定有積極的作用。為了進一步分析酸雨、水浸條件下添加腐殖酸對CK 浸出液的改善情況，將浸出液中金屬離子濃度與GB 3838—2002 進行比較，在酸雨和水浸的條件下CK 浸出液中Cd、Cr、Pb、Se 的浸出濃度均超過地表水Ⅴ類水體濃度限值，浸出液均屬于劣Ⅴ類水，加入腐殖酸20 d 后的CK 在酸雨條件下的浸出液水體除Se 外滿足Ⅴ類水要求，在水浸條件下的浸出液Cd、Cr 的浸出濃度由超過Ⅴ類水濃度限值改善為滿足Ⅱ類水濃度限值，Pb 的浸出濃度由原來超過Ⅴ類水濃度限值改善為滿足Ⅲ類水濃度限值，浸出液中金屬離子濃度大幅降低。

3 結(jié)論

（1）向脫堿赤泥中加入質(zhì)量百分比為10%的腐殖酸可以穩(wěn)定脫堿赤泥的pH 在7.8 左右。

（2）向脫堿赤泥中加入腐殖酸20 d 后，由于金屬離子的緩釋性會使脫堿赤泥的電導率升高700μS/cm 左右。

（3）腐殖酸加入脫堿赤泥中后，隨著微生物的反應，不穩(wěn)定的富里酸物質(zhì)會逐漸轉(zhuǎn)變成穩(wěn)定的胡敏酸類物質(zhì)。

（4）腐殖酸加入CK 中20 d 后趨于穩(wěn)定，腐殖酸可以絡合CK 中的重金屬，因此加入腐殖酸的脫堿赤泥最終穩(wěn)定時的Zeta 電位的絕對值高于原始赤泥和CK。

（5）腐殖酸的添加有利于固定脫堿赤泥中的重金屬離子，降低脫堿赤泥浸出液中的金屬離子濃度。