焚燒飛灰水熱合成托貝莫來石過程中重金屬的固化特性

李瀟鼎，田書磊，吳宗儒，吳騫，王嵯，周睫雅，周秀艷，吳昊*

1.東北大學資源與土木工程學院

2.環境基準與風險評估國家重點實驗室,中國環境科學研究院

3.東北大學秦皇島分校資源與材料學院

隨著經濟的發展和城市化進程的加快，城市生活垃圾的數量大幅增加。2021 年我國城市生活垃圾清運量達到2.35 億t，相較于2011 年的1.64 億t 增長約43%[1]。據估計，2030 年我國城市生活垃圾清運量將超過3 億t[2]。焚燒技術因具有減容減量、節省土地資源、消除大部分有機物和病原微生物以及回收熱能等優點成為處理城市生活垃圾的首選方式[3-4]。2021 年，我國城市生活垃圾焚燒處理量達1.80 億t，約占無害化處理量的72%[1]。然而，隨著垃圾清運量的逐年增加以及垃圾焚燒技術在國內的大力推廣，產生了大量高氯、高重金屬的城市生活垃圾焚燒飛灰（FA）[5]，嚴重威脅了生態環境和人體健康。因此，如何安全有效地處置FA 已經成為當前亟須解決的環境問題。

目前，我國FA 多采用進入生活垃圾填埋場進行處置，但隨著北京、上海、廣東、江蘇、浙江等?。ㄊ校┑纳罾盥駡鲆逊鈭龌蚣磳⒎鈭?，新建填埋場選址困難，新產生的FA 面臨著無處填埋的窘境[6]。對此，諸多學者對FA 的處理處置開展了研究，包括固化/穩定化（水泥固化[7]）、熱處理（玻璃化[8]、熔融[9]和燒結[10]）和分離萃?。ㄉ锝醄11]、化學浸提[12]）等。水泥固化因其成本低廉、工業設備簡單而被廣泛應用，但重金屬長期穩定性和水泥耐久性是主要問題[13]。分離萃取技術通過有機溶劑、無機溶劑或生物浸提劑可以有效分離FA 中的重金屬和可溶性氯鹽[14]，但大量化學試劑的消耗和產生的廢液難處置的問題限制了其工業應用[15]。傳統的熱處理方法對于FA 中非揮發性重金屬具有良好的固化效果，尤其是玻璃化[16]，但因其設備復雜和能耗高極大增加了處理成本[17]。因此，找到一種集經濟、節能和高效于一體的處置方法成為學者研究的重點。

近年來，水熱技術因能耗低、設備簡單、無害化效果好等優點，引起了國內外學者的關注。水熱條件下分子運動加快、離子積常數增加、化學反應速率顯著提高，可將FA 中的Ca、Si 和Al 等元素轉化為更穩定的硅鋁酸鹽礦物（如沸石類、硅酸鈣類和水滑石類），實現對FA 中重金屬的固化/穩定化，達到“解毒”的目的[18]。Bayuseno 等[19]采用堿法水熱處理FA，發現水熱過程中可形成多種硅鋁酸鹽礦物，包括方沸石、羥基鈣霞石和托貝莫來石〔tobermorite，Ca5Si6O16(OH)2·4H2O〕等，使Zn 和Pb的浸出毒性分別降低93.2%和94.1%。阮熠[20]將爐排爐FA 與流化床FA 協同水熱處置，形成大量水鈣鋁榴石和托貝莫來石等硅鋁酸鹽礦物，重金屬（Cd、Cr、Cu、Pb、Zn）浸出濃度顯著降低，遠低于填埋標準。

托貝莫來石是一類重要的硅酸鈣礦物，對重金屬的穩定具有重要作用[18-19,21]，同時其優良的離子交換性能可作為去除廢水中Pb2+、Cu2+、Cd2+和Ni2+等重金屬離子的有效吸附劑[22]，尤其是部分Si4+被Al3+取代的托貝莫來石。研究表明，Al 的摻入不僅可以加速托貝莫來石的形成，還會產生電荷不平衡，使其具有更加優異的離子交換性能[23-24]。此外，托貝莫來石因其輕質、抗壓強度高、導熱系數低的特點也被廣泛應用于隔熱和耐火建筑材料[25-26]。托貝莫來石的形成受多種因素的影響，包括Ca 與(Si+Al)的摩爾比〔以Ca/(Si+Al)表示〕、時間、溫度等。研究表明，Ca/(Si+Al)是影響合成的關鍵因素，其最佳范圍為0.6～1.2[27]。然而，由于垃圾焚燒過程中會向洗滌器中注入大量Ca(OH)2以去除酸性氣體[28]，因此FA 中Ca/(Si+Al)較高，若要合成托貝莫來石需添加額外硅鋁源來調節比例。此外，相關研究表明FA 中大量的氯會阻礙托貝莫來石前驅體〔C—(A)—S—H凝膠〕的形成[29]，進而影響托貝莫來石的結晶，因此合成前需將FA 進行脫氯預處理。

目前關于FA 合成托貝莫來石穩定重金屬的研究僅限于產物的浸出毒性，對合成過程中重金屬的液相遷移規律、分布形態和環境風險評估關注較少[30-32]。因此本研究以經過水洗脫氯的FA（WFA）為原料水熱合成托貝莫來石，探究Ca/(Si+Al)對水熱產物晶相組成、微觀形貌和表面官能團的影響，同時分析水熱過程中重金屬在固相產物和水熱液中的分布規律以及表征產物中重金屬的浸出行為、形態演變和環境風險，以期為FA 基托貝莫來石的后續應用提供試驗與理論基礎。

1 材料與方法

1.1 原料

WFA 樣品取自北京市某水泥廠，該廠采用飛灰水洗脫鹽（FWD）技術對FA 進行水洗預處理，工藝流程如圖1 所示。首先將FA 以密閉方式送入飛灰料倉中，將計量好的FA 與水混合制成漿料，經過三級逆流漂洗工藝后利用氣流烘干機低溫烘干形成WFA。試驗樣品經混勻后放入烘箱，在105 ℃條件下烘干24 h。

圖1 FWD 工藝流程示意Fig.1 FWD process flow diagram

WFA 的主要化學成分如表1 所示。WFA 主要由Ca（78.9%）、Si（2.80%）、Fe（2.40%）、S（4.19%）和Al（1.29%）組成，Ca 主要來源于煙氣脫酸過程中大量加入的石灰石等物質。WFA 中的Ca/(Si+Al)和Al/(Si+Al)約為19.29 和0.68，遠超出合成托貝莫來石的比例范圍[21]，因此需額外添加Si 源和Al 源調節比例。WFA 的微觀形貌呈球形或橢球形顆粒，顆粒之間緊密連接，孔隙率較低（圖2）。

表1 WFA 的化學組成Table 1 Chemical composition of WFA

圖2 WFA 的微觀形貌Fig.2 Micromorphology of WFA

1.2 水熱合成試驗

采用帶有攪拌驅動器的MC 500 型固定頭多功能反應器進行水熱試驗，流程如圖3 所示。取15 g WFA，加入SiO2和Al2O3調節原料中Al/(Si+Al)為0.15，Ca/(Si+Al)依次為0.60、0.83、1.10，調整比例后按照液固比為10 mL∶1 g 加入濃度為2 mol/L 的NaOH 溶液，將所得漿液在恒溫磁力攪拌器中50 ℃攪拌混合5 h。將攪拌后的漿液放入帶有聚四氟乙烯材質內襯的反應釜中，密封反應釜，將溫度升至200 ℃持續8 h。反應結束后采用冷卻水盤管將釜體內溫度降至室溫，用布氏漏斗對漿體進行液固分離，水熱產物用超純水洗滌至中性后在80 ℃下干燥12 h。Ca/(Si+Al)為0.60、0.83、1.10 條件下的水熱產物分別標記為WHT-1、WHT-2 和WHT-3。

圖3 水熱合成托貝莫來石的流程Fig.3 Flow chart of hydrothermal synthesis of tobermorite

1.3 重金屬浸出毒性

WFA 及其水熱產物的重金屬毒性浸出試驗參照HJ/T 299—2007《固體廢物 浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》進行，采用電感耦合等離子體原子發射光譜儀（ICP-OES，5100 SVDV，Agilent，美國）測定重金屬濃度，浸出毒性標準參照GB 5085.3—2007《危險廢物鑒別標準 浸出毒性鑒別》。

重金屬浸出率的計算公式如下：

式中：n為浸出率，%；t為目標金屬的浸出毒性，mg/kg；H為目標金屬在樣品中的濃度，mg/kg。

水熱過程中重金屬向液相遷移率[18]的計算公式如下：

式中：w為水熱過程中重金屬向液相中的遷移率，%；Ci為水熱液中重金屬i（Cr、Cd、Zn、Pb、Hg）的濃度，mg/L；V為對應水熱液的體積，L；Wi為WFA 中重金屬i的濃度，mg/kg；m為WFA 的質量，g。

1.4 重金屬含量

WFA 及其水熱產物中Pb、Cr、Zn、Ni 濃度參照HJ 766—2015《固體廢物 金屬元素的測定 電感耦合等離子體質譜法》采用耦合等離子體質譜儀（ICPMS，HR-TCP-MS，Finigan-MAT，德國）測定，WFA 及其水熱產物中Hg 濃度參照GB/T 22105.1—2008《土壤質量 總汞、總砷、總鉛的測定 原子熒光法 第1 部分：土壤中總汞的測定》采用原子熒光光度計（AFS-2202E，北京海光）測定。

1.5 重金屬形態提取

采用改進BCR（Community Bureau of Reference）四步連續提取法[33]對WFA 和水熱產物進行重金屬化學形態分析，提取液經0.45 μm 濾膜過濾后采用ICP-MS 測定提取液中的重金屬濃度。

目標重金屬的風險評價指數（risk assessment code，RAC）定義為弱酸可提取態所占比例[34]，計算方法如下：

式中：CF1為弱酸可提取態濃度，mg/kg；CF2為可還原態濃度，mg/kg；CF3為可氧化態濃度，mg/kg；CF4為殘渣態濃度，mg/kg。

1.6 分析測試方法

采用X 射線衍射儀(XRD，D8 Advance，BRUKER OPTICS，德國)測定WFA 和水熱產物的晶相組成；采用掃描電子顯微鏡-能譜儀(SEM-EDS，ZWISSigma 300，德國)觀察WFA 和水熱產物的微觀形貌；采用傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR-650，天津港東科技）分析測定WFA 及其水熱產物的表面官能團；使用ICP-OES 測定水熱液中Zn、Pb、Cr、Cd 的濃度；采用原子熒光光度計測定水熱液中Hg 的濃度。

2 結果與討論

2.1 水熱合成托貝莫來石

2.1.1 礦物相分析

WFA 和水熱產物的XRD 圖譜如圖4 所示。WFA 的晶相組成主要包括石膏（CaSO4·2H2O）、方解石（CaCO3）、石英（SiO2）和硬石膏（CaSO4）。經水熱處理后，石膏、硬石膏和石英的特征峰消失，所有產物在2θ為7.76°、16.3°、28.9°和29.9°處均發現托貝莫來石晶體峰位，說明在堿性水熱條件下石膏和石英發生溶解，為后續硅鋁酸鹽礦物的形成提供Ca 和Si 元素。WHT-1 水熱產物中發現大量方沸石（NaAlSi2O6·H2O）和青金石（Na6Ca2Al6Si6O24SO4）與托貝莫來石共存。這可能是由于在低Ca/(Si+Al)時，隨著SiO2和Al2O3的溶解，溶液中較低的Ca2+濃度更有利于形成硅鋁酸鹽凝膠，進而結晶形成沸石類（方沸石、青金石）硅鋁酸鹽礦物；隨著反應的進行，方沸石和青金石的形成消耗了溶液中大量Si 和Al，此時體系中Ca/(Si+Al)得到提升，更有利于富含Ca 的C—S—H 凝膠形成，因此出現托貝莫來石特征峰[20]。Ca/(Si+Al)的增加更有利于形成Ca 含量較高的水化硅（鋁）酸鈣〔C—(A)—S—H〕凝膠，因此方沸石和青金石等礦物相消失，托貝莫來石特征峰強度逐漸增強。結果表明，Ca/(Si+Al)對產物類型有重要影響，較高的Ca/(Si+Al)更有利于托貝莫來石的形成。

圖4 WFA 和水熱產物的XRD 分析Fig.4 XRD analysis of WFA and hydrothermal products

2.1.2 微觀形貌分析

水熱產物的SEM、EDS 分析結果見圖5、圖6。經水熱處理后微觀形貌發生較大改變，WHT-1 表面出現大量大小不一、不規則的片狀晶體，但大部分仍以聚集體的形態存在，孔隙率較低。隨著Ca/(Si+Al)的增加，WHT-2 表面片狀物質的結晶更加明顯，同時聚集體逐漸解聚，形成更多的片狀結構。當Ca/(Si+Al)為1.10 時，WHT-3 中出現大量板條狀晶體，彼此相互交錯形成高孔隙率結構，這是托貝莫來石的典型結構[35-36]，這種結構可以大大增加其表面積，更有利于重金屬的吸附。同時，EDS 分析結果檢測到水熱產物由Ca、Si、Al、C 和O 等元素組成，WHT-1、WHT-2和WHT-3 水熱產物中Ca/(Si+Al)分別為0.36、0.48和0.87，可見WHT-3 更接近理想托貝莫來石晶體的Ca/(Si+Al)（0.85），進一步證明Ca/(Si+Al)的增加更有利于合成托貝莫來石晶體。

圖5 水熱產物的SEM 分析Fig.5 SEM analysis of hydrothermal products

圖6 水熱產物的EDS 分析Fig.6 EDS analysis of hydrothermal products

2.1.3 FTIR 分析

FTIR 已被用于描述原子堆積模式下晶體和非晶材料的復雜化學結構，WFA 和水熱產物主要特征峰位置和強度如圖7 所示。WFA 中3 417 cm?1附近的寬吸收峰為O—H 的伸縮振動[37]，1 425 和873 cm?1附近的吸收峰歸因于CO32?的振動[38]，713 cm?1處的吸收峰歸因于Si—O（石英）的振動[39]，以上結果表明WFA 中存在CaCO3和SiO2。水熱處理后，水熱產物WHT-1、WHT-2 和WHT-3 在451 和664 cm?1附近均出現1 個新的吸收峰，這是由于O—Si—O 的彎曲振動和Si—O—Si 的伸縮振動[37]引起的，表明水熱產物中硅酸鹽結構的形成。WHT-1樣品在1 000 cm?1附近出現的吸收峰對應沸石中TO4（T 為Si 或Al）的不對稱伸縮振動[40]，表明WHT-1 樣品中存在沸石結構，這與XRD 分析相一致。960 cm?1處的吸收峰歸因于托貝莫來石Q2位點Si—O 的拉伸振動[41]，隨著Ca/(Si+Al)從0.60 增至1.10，此處的吸收峰強度逐漸增強，表明托貝莫來石的結晶度逐漸增加；同時波數從967 cm?1位移至956 cm?1附近，這歸因于Al 元素摻入托貝莫來石形成了Al—O—Si 結構，因此加劇了Si—O 的不對稱伸縮振動[42]。Ca/(Si+Al)的增加抑制了沸石類結構的形成，減少了Al 的消耗，因此更有利于Al 摻入托貝莫來石結構，圖6 也證明了這一點。WHT-3 水熱產物在1 176 cm?1附近出現1 個新的吸收峰，是由托貝莫來石Q3位點的Si—O 拉伸振動引起的，這是托貝莫來石的特征帶[43]，表明形成了聚合度更高的托貝莫來石結構。這是由于Ca/(Si+Al)的增加更有利于形成富含鈣的C—(A)—S—H 凝膠，此時凝膠中的硅氧四面體大多以短鏈或二聚體的形式存在，更有利于重排形成托貝莫來石晶體[44]。此外，Al 元素的摻入也可以增加托貝莫來石的聚合度[45]。1 639 cm?1附近的吸收峰是層間水分子的O—H 彎曲振動產生的，3 475 cm?1附近的寬峰歸因于O—H 的伸縮振動[41]。1 434 cm?1處的吸收峰對應CO32?的不對稱拉伸振動[44]，這歸因于水熱產物制備過程中的碳化[46]。以上結果表明，WHT-3 中形成的托貝莫來石具有更好的結晶度和聚合度，可能更有利于穩定重金屬。

圖7 WFA 和水熱產物的FTIR 分析Fig.7 FTIR analysis of WFA and hydrothermal products

2.2 重金屬的穩定性

2.2.1 重金屬的浸出濃度

WFA 和水熱產物中存在大量重金屬（表2），其濃度表現為Zn＞Pb＞Cr＞Ni＞Hg。WFA 中大量Pb、Zn 的存在除了與垃圾本身相關以外，還與Pb 和Zn 的存在形態相關，在垃圾焚燒過程中Pb、Zn 容易與Cl 元素結合形成沸點較低的ZnCl2和PbCl2[47]，因此易揮發并最終吸附在飛灰表面。然而重金屬總量不足以反映其穩定性，因此采用硫酸硝酸法測定了WFA 及其水熱產物的浸出濃度（表3）。WFA 中Hg 的浸出濃度為0.210 mg/L，為GB 5085.3—2007中規定限值的2.1 倍，因此WFA 被歸于危險固體廢物。經水熱處理后，產物中Hg、Ni、Pb、Zn 和Cr 的浸出濃度分別降低了87.1%～99.5%、89.3%～99.0%、88.3%～99.4%、63.1%～88.9%和48.5%～63.7%，遠低于GB 5085.3—2007 所規定的濃度限值。

表2 WFA 和水熱產物中的重金屬濃度Table 2 Heavy metal contents of WFA and hydrothermal products mg/kg

表3 WFA 和水熱產物中的重金屬浸出濃度和浸出率Table 3 Heavy metal leaching concentrations and leaching rates of WFA and hydrothermal products

重金屬浸出率是指重金屬總量中可浸出部分的數量，是揭示重金屬可浸出比例的重要指標[48]，可以更加直觀地反映出水熱前后固相產物中重金屬浸出毒性的變化。WFA 中5 種重金屬的浸出率分別為11.86%、3.71%、0.38%、0.04%和7.09%（表3）。隨著Ca/(Si+Al)的增加，水熱產物中5 種重金屬的浸出率呈下降趨勢。相較于WFA，WHT-3 樣品中5 種重金屬的浸出率分別降低了97.89%、97.84%、97.37%、75.00%和61.49%，表明重金屬遷移性大大降低。這可能是由于水熱過程中的堿性條件促進了溶解的重金屬與OH?在液相中的沉淀[18]，同時托貝莫來石的形成也對重金屬的穩定有重要作用[40]。相較于Hg、Ni、Pb 和Zn，Cr 的浸出濃度和浸出率下降幅度較小，這可能是由于托貝莫來石主要通過層間Ca2+與重金屬的離子交換作用將重金屬吸附固定在晶格中[12]，而飛灰中部分Cr 以Cr3+和Cr6+的形式存在，由于價態效應，托貝莫來石結構中的Ca2+更容易與Ni2+、Pb2+和Zn2+等二價重金屬交換[49]。

2.2.2 重金屬的液相遷移

在水熱過程中，較高的堿度會導致部分重金屬轉移至液相中。尤其是當堿激發劑濃度超過1 mol/L時，Pb 和Zn 的氧化物和氫氧化物會在強堿性條件下發生溶解，形成等配位陰離子，具體反應過程如下[50-51]：

這些配合物會導致水熱液中重金屬濃度上升，通常合成的硅酸鈣礦物對帶負電荷的兩性金屬絡合物吸附作用較弱。水熱過程中重金屬向液相的遷移率如圖8 所示。從圖8 可以看出，Ca/(Si+Al)較低時，WHT-1 中Pb 的液相遷移率（18.96%）較高，這是因為水熱液的堿度較高（pH 約為13.7）。隨著Ca/(Si+Al)的增加，重金屬向液相中的遷移率逐漸降低，在WHT-3 樣品中4 種重金屬（Cr、Pb、Zn 和Hg）的液相遷移率分別降至1.41%、4.28%、0.29%和0.05%（由于Ni 在水熱液中的濃度低于檢出限，故不做討論），表明大部分重金屬均穩定在水熱產物之中，這可能與水熱產物中托貝莫來石晶體逐漸增加有關[52]。研究發現，托貝莫來石合成的各階段具有穩定重金屬的效果。在合成初期，托貝莫來石的前驅體C—S—H 凝膠具有較大的比表面積和吸附能力[53]，可以吸附大量重金屬。同時，重金屬離子還可以與Ca、Si 形成化合物，吸附沉淀在非晶態的C—S—H 表面[54]。在晶體成核生長的過程中，吸附在表面的重金屬可以逐漸遷移至晶體內部，與層間的Ca2+進行交換，從而進入晶格內部，實現重金屬的固化[50]。

圖8 水熱過程中重金屬向液相的遷移率Fig.8 Mobility of heavy metals to liquid phase during hydrothermal processes

2.2.3 重金屬的形態分布

水熱產物中重金屬的生物有效性和流動性與重金屬的形態分布息息相關[55]。水熱處理對5 種重金屬形態分布的影響如圖9 所示。重金屬的流動性和生物有效性順序依次為弱酸可提取態(F1)＞可還原態(F2)＞可氧化態(F3)＞殘渣態(F4)。由圖9 可見，WFA 中Hg 含有大量F1 形態，占比為44.68%；Zn 主要以F2 的形式存在（占比為68%），具有較高的遷移性和生物有效性；Pb、Cr 和Ni 主要以F4 形態存在（占比分別為62.1%、69.3%和56.9%），生物有效性和遷移性較低。經水熱處理后，5 種重金屬的F1 形態和F2 形態占比降低，F4 形態占比顯著上升。尤其是Zn 和Hg，WHT-3 樣品中Zn 和Hg 的F4 形態占比相較于WFA 分別上升72.3 和44.3 個百分點。對于Cr 而言，水熱處理對其形態分布影響不大，隨著Ca/(Si+Al)的增加，Cr 的F1 形態占比僅降低4.2 個百分點，F4 形態占比提升約18 個百分點。表明托貝莫來石對Cr 的固化效果有限，這也與水熱產物中Cr 的浸出率明顯高于其他重金屬的結果相一致。以上結果表明，托貝莫來石的形成可以將重金屬轉化為殘渣態，大大降低重金屬的遷移性與生物利用度。這歸因于托貝莫來石形成過程中對重金屬的物理/化學吸附[52]、離子交換和物理包封[29,49,56]作用，使重金屬轉化為不易浸出的組分，達到固化重金屬的效果。

圖9 WFA 和水熱產物的BCR 形態分析Fig.9 BCR morphological analysis of WFA and hydrothermal products

2.2.4 環境風險評估

RAC 也是評價水熱處理前后WFA 中重金屬環境風險的重要指標，根據RAC 可以將重金屬環境風險分為5 類：無風險水平(＜1%)，低風險水平(1%～10%)，中等風險水平(11%～30%)，高風險水平(31%～50%)，極高風險水平(＞50%)。WFA 和水熱產物的RAC 評價結果顯示（表4），WFA 中只有Zn 的RAC 小于1%，表明其無環境風險；Cr 和Pb 的RAC 分別為6.52%和2.03%，具有低環境風險；Ni 的RAC 為13.56%，具有中等環境風險；Hg 的RAC 高達44.68%，具有高環境風險。在水熱過程中，隨著Ca/(Si+Al)的增加，5 種重金屬的RAC 逐漸降低。WHT-3 樣品中Hg、Ni、Pb、Zn 和Cr 的RAC分別降至1.04%、0.95%、0.04%、0.04%和2.40%，其中Hg 和Cr 降至低風險水平，而Ni、Zn 和Pb 均達到無風險水平（＜1%）。

表4 WFA 和水熱產物的RAC 評價結果Table 4 Results of RAC evaluation of WFA and hydrothermal products %

3 結論

（1）Ca/(Si+Al)對產物類型具有重要影響，Ca/(Si+Al)較低時，水熱產物中出現大量方沸石和青金石等沸石類礦物相。隨著Ca/(Si+Al)的逐漸升高，水熱產物中托貝莫來石特征衍射峰和特征官能團吸收峰的強度逐漸增加，微觀形貌也由緊密連接的球形或橢球形顆粒轉變為典型的板條狀結構。因此，較高的Ca/(Si+Al)更有利于托貝莫來石的合成。

（2）水熱過程中WFA 中的大部分重金屬均穩定在固相產物中，而不是遷移至液相中。水熱處理顯著降低了WFA 中重金屬的毒性浸出濃度和浸出率，這歸因于托貝莫來石的形成降低了弱酸可提取態重金屬的占比，顯著增加了殘渣態重金屬的占比。在Ca/(Si+Al)為1.10 條件下水熱產物中5 種重金屬的RAC 均低于10%，達到環境低風險水平。表明水熱合成托貝莫來石對FA 中重金屬具有良好的穩定效果。