鈣基固化劑對釩礦污染土壤固化效果的研究

丁旭彤，蔣建國，李德安，李天然，王佳明（.清華大學環境學院，北京00084；2.哈爾濱師范大學生命科學與技術學院，哈爾濱50025；3.固體廢物處理與環境安全教育部重點實驗室，北京00084）

?

鈣基固化劑對釩礦污染土壤固化效果的研究

丁旭彤1，2，蔣建國1，3*，李德安1，李天然1，王佳明1
（1.清華大學環境學院，北京100084；2.哈爾濱師范大學生命科學與技術學院，哈爾濱150025；3.固體廢物處理與環境安全教育部重點實驗室，北京100084）

摘要：針對國內外對釩礦污染土壤修復研究少的現狀，選擇氧化鈣、氯化鈣、羥基磷灰石三種鈣基固化劑對釩礦污染土壤進行固化效果研究。結果表明：在中性環境下，三種鈣基固化劑分別在0.5%、1%、2%添加量時，對釩（V）的固化率由高到低依次為氧化鈣＞氯化鈣＞羥基磷灰石，對鉻（Cr）的固化效果為氧化鈣優于氯化鈣和羥基磷灰石；除添加2%氯化鈣外，其他固化劑的不同添加量均降低了V的伴生重金屬Cd、Cu、Pb、Zn的浸出量；在添加量2%、固化3 h時，氧化鈣對V和Cr的固化率分別達到99.0%和38.6%；氧化鈣固化污染土壤后，V的殘渣態比例為22.9%，比固化前提高了76.2%。

關鍵詞：重金屬污染土壤；鈣基固化劑；釩；鉻

丁旭彤，蔣建國，李德安，等.鈣基固化劑對釩礦污染土壤固化效果的研究[J].農業環境科學學報, 2016, 35（2）：274-280.

釩（V）是一種過渡元素，在地殼中分散存在[1]，主要伴生于釩鉀鈾礦、硫釩銅礦、釩鈦鐵礦和鈦磁鐵礦等礦物中[2-4]。V的冶煉方法有石煤法、熔融還原法、高爐法等[5-6]。V應用廣泛，主要應用在鋼鐵行業，并且在有色金屬、陶瓷、玻璃、顏料、蓄電池工業中也都有應用[7]，但在應用過程中也會造成一定污染，例如在提煉V過程中產生的廢渣含有大量的重金屬，可能會對土壤和水體造成污染[8]。若土壤中的V超標，一方面在雨水的淋濾作用下遷移，可能導致地下水污染；另一方面，通過植物-土壤體系進入食物鏈，最后影響動物和人類的健康[9-10]，但目前對V及其伴生重金屬污染事件的關注和報道較少。本文針對V及其伴生重金屬污染土壤進行研究。

目前的研究中，對于重金屬污染土壤的治理技術有淋洗、電熱、固化等[11-15]，其中固化技術具有適用范圍廣、成本較低等優點[16-17]，所以本研究主要采用固化處理對V及其伴生重金屬污染土壤進行修復研究。在固化中，因為氧化鈣等鈣基材料能調節土壤pH[18]，且Ca2+易與陰離子反應形成沉淀[19]，所以在修復重金屬污染土壤中鈣基固化劑研究較多。吳烈善等[20]研究發現，在重金屬污染的土壤中添加2%的石灰可提高Cd的穩定性；陳炳睿等[21]研究發現，添加8.0 g·kg-1的羥基磷灰石可使土壤中Cd的浸出量減少39.8%。本文選用氧化鈣、氯化鈣、羥基磷灰石三種鈣基固化劑對V及其伴生重金屬的固化效果進行了研究。

1　材料與方法

1.1材料

1.1.1土壤樣品

土壤樣品采自湖北省某釩礦污染區，依據《場地環境調查技術導則》（HJ 25.2—2014），采用系統布點法布點，污染土壤樣品是由幾個采樣點的土樣等量混合而成。根據現場調查分析，此污染場地原是釩礦渣堆場，土壤中含有少量未清理凈的釩礦渣。采樣深度為0～20 cm，采回后自然風干至恒重，過5 mm篩。該污染土壤理化性質如表1所示。

表1　污染土壤理化性質Table 1 Physicochemical properties of experimental soil

1.1.2鈣基固化劑

本文重點對氧化鈣（CaO）、氯化鈣（CaCl2）、羥基磷灰石[Ca10（PO4）6（OH）2]三種鈣基固化劑進行研究，其中氧化鈣和氯化鈣均為分析純，羥基磷灰石屬于生化試劑，基本信息如表2所示。

表2　三種鈣基固化劑的基本信息Table 2 Basic information for three calcium-based immobilizers

1.2方法

1.2.1土壤理化性質測定

土壤pH值按照《森林土壤pH值的測定》（GB 7859—87）規定方法，采用2.5：1水土比的土漿浸提液測定；有機質按照《土壤檢測第6部分：土壤有機質的測定》（NY/T 1121.6—2006）規定方法測定；有效磷按照《森林土壤有效磷》（LY/T 1233—1999）規定方法測定；速效鉀按照《森林土壤速效鉀》（LY/T 1236—1999）規定方法測定；土壤全氮按照《森林土壤全氮》（LY/T 1228—1999）規定方法測定；陽離子交換量按照《森林土壤陽離子交換量》（LY/1243—1999）規定方法測定。

1.2.2固化實驗

分別按0.5%、1%、2%的質量比例向污染土壤中加入鈣基固化劑，然后按照15%的質量比例加入高純水，控制土壤含水率為15%左右并攪拌均勻。固化過程中將盛有上述污染土壤及固化劑的燒杯置于人工氣候箱（RXZ-500L-LED）中，設定溫度為25℃，濕度為80%。

1.2.3浸出實驗

浸出實驗分別按照《固體廢物浸出毒性浸出方法水平振蕩法》（HJ 557—2010）（pH=7.00）和《固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》（HJ/T 299—2007）（pH=3.20±0.05）實施。浸出濃度通過電感耦合等離子體原子發射光譜儀（Inductive Coupled Plasma Emission Spectrometer,ICP）測定，所采用的ICP型號為Thermo SCIENTIFIC iCAP 7000 SERIES。

本研究通過浸出量表征重金屬浸出特性，浸出量是指單位質量的土壤內所含某種重金屬可浸出的全部質量。在實驗中浸提液與浸提土壤的配比是10：1 （L·kg-1），則浸出量計算公式如下：

式中：L為浸出量，mg·kg-1；C為浸出濃度，mg·L-1。

在實驗當中，為確保實驗方法及數據的準確性，取兩個土樣作為平行樣進行測定，所給出的結果均為平均值。

1.2.4固化效率評價

本研究采用固化率評價固化效果，固化率是指固化后浸出濃度比固化前浸出濃度減少的百分比。固化率計算公式如下：

式中：R為固化率，%；C1為固化前浸出濃度，mg·L-1；

C2為固化后浸出濃度，mg·L-1。

1.2.5重金屬形態分析

采用BCR三步連續提取法分析V及其伴生重金屬的形態分布[22]，確定土壤中重金屬的各形態（提取態、可還原態、可氧化態、殘渣態）所占比例。三步提取后剩余的殘渣采用微波消解方法處理。其做法是準確稱取三步提取后剩余殘渣（精確至0.001 g），完全轉移至聚四氟乙烯微波消解罐中，加入9 mL的王水浸泡12 h，按微波消解程序（表3）上機消解，再稀釋定容。上述液相中重金屬也通過ICP測定。

全量消解過程是準確稱取0.200 g的污染土壤后進行微波消解。

表3　微波消解程序Table 3 Microwave digestion procedure

2　結果與討論

2.1土壤重金屬總量與浸出量分析

中國土壤V含量背景值為82.0 mg·kg-1[23]，本研究所采用的污染土壤中V超過了中國土壤釩含量背景值14.9倍，污染土壤中重金屬Cr的含量超過了《土壤環境質量標準》（GB 15618—1995）規定的三級標準Cr（300 mg·kg-1）的1.9倍。V和Cr含量總和占全量消解總含量的81.9%，因此本研究主要針對V及其伴生重金屬Cr進行固化劑固化效果研究。污染土壤全量消解和浸出量如表4所示。

表4　污染土壤全量消解和浸出量（mg·kg-1）Table 4 Total and leaching amount of heavy metals in soil（mg·kg-1）

2.2三種鈣基固化劑比選

2.2.1不同pH值對固化效果的影響

設定固化時間3 h，采用水平振蕩法模擬中性環境（pH7.0）下鈣基固化劑的固化效果，采用硫酸硝酸法模擬酸性環境（pH3.2）下鈣基固化劑的固化效果。

中性環境條件下鈣基固化劑對V、Cr的固化效果見圖1。由圖1a可以看出，三種鈣基固化劑對V均有固化效果。隨著鈣基固化劑添加量的增加，V的固化率也隨之增加；三種鈣基固化劑在相同添加量時，固化率由高到低依次為氧化鈣＞氯化鈣＞羥基磷灰石。當氧化鈣添加量從0.5%增至1%時，固化率從53.3%提高到92.7%，而當添加量從1%增至2%時，固化率從92.7%增至99.0%，僅增加了6.3%，則氧化鈣在1%的添加量下即可達到相對穩定的狀態；隨添加量的增加，氯化鈣表現出和氧化鈣相似的固化規律；當羥基磷灰石的添加量從0.5%增至1%時，其對V的固化率僅增加了0.5%，并無顯著變化，而當添加量從1%增至2%時，固化率增加了20.2%，呈現出上升趨勢。圖1b是固化劑對Cr的固化效果。當氧化鈣的添加量從0.5%增到2%時，固化率增加了13.5%，尚未達到穩定。在三個添加量下，氯化鈣對Cr未表現出固化效果，在固化釩礦污染土壤時需添加其他材料輔助固化Cr；羥基磷灰石促進了Cr的浸出，故羥基磷灰石不宜作為伴生重金屬Cr含量較高的釩礦污染土壤的固化劑。

酸性環境條件下鈣基固化劑對V、Cr的固化效果見圖2。由圖2a可以看出，三種鈣基固化劑對V均有固化效果。隨鈣基固化劑添加量的增加，固化效果與中性環境下的趨勢相似，且氧化鈣對V的固化效果仍遠高于氯化鈣和羥基磷灰石。原樣的pH為7.20，在污染土壤中加入鈣基固化劑固化3 h后，添加氧化鈣的土壤pH最小值為8.97，與原樣相比變化較大；添加氯化鈣和羥基磷灰石的土壤pH最大值為7.76，與原樣相比升高不大。可能是因pH升高，降低了V的活性，浸出量降低。矯旭東等[13]的研究表明，提高V污染土壤的pH值，可降低V的活性，與本研究的結果是一致的。綜上所述，添加氧化鈣后，土壤的pH值升高較大；添加氯化鈣和羥基磷灰石后，對土壤的pH值影響較小。氧化鈣固化能力較氯化鈣和羥基磷灰石強。對比圖1a與圖2a中固化劑對V的固化率可以看出，在酸性與中性反應條件下，氧化鈣的不同添加量的固化率變化范圍均在10%以內，固化效果差別不大，酸性環境條件未對氧化鈣的固化效果產生明顯影響；而氯化鈣與羥基磷灰石的固化率，均有不同程度的降低。受酸性環境條件影響，氯化鈣固化率下降20%～30%；羥基磷灰石固化率下降0～10%。圖2b為鈣基固化劑對Cr的固化效果，隨氯化鈣添加量的增加，固化率緩慢上升。與圖1b中的氯化鈣數據相比，在實驗最大添加量2%時，氯化鈣對Cr的固化率可以達到48.7%，遠高于在中性環境下氯化鈣的固化率。

圖1　中性環境條件下鈣基固化劑對V和Cr的固化效果Figure 1 Immobilizing effects of calcium-based agents on V and Cr under neutral conditions

圖2　酸性環境條件下鈣基固化劑對V和Cr的固化效果Figure 2 Immobilizing effects of calcium-based agents on V and Cr under acidic conditions

上述研究表明：在酸性環境條件下，氧化鈣對V保持較好的固化效果，而氯化鈣和羥基磷灰石對V的固化效果有所降低；氧化鈣和氯化鈣對Cr的固化效果有所增加，羥基磷灰石會促進Cr浸出。

本研究所用污染土壤是中性土壤，為探討固化劑針對該土樣及其所在環境的固化效果，以下實驗均在pH7條件下，采用水平振蕩的方法進行。

2.2.2固化時間對固化效果的影響

為研究固化時間對固化劑固化效果的影響，通過實驗研究了固化14 d內土樣的浸出量，如表5所示。在檢測時間內，對不同鈣基固化劑的三種添加量的固化率進行線性擬合優度R2的計算，結果如表6所示。

固化3 h時，氧化鈣對V和Cr表現出較高的固化率；在固化14 d時，與表4中水平振蕩條件下的浸出量相比，氧化鈣對V的固化率可達95.2%，對Cr的固化率為38.8%。說明在檢測的時間內，氧化鈣和氯化鈣對V和Cr均表現出較好的固化效果。表6所給出的R2值較低，固化效果與固化時間無明顯線性相關性，即固化效果并未隨固化時間的延長呈現出明顯上升或下降的趨勢。時間延長后，羥基磷灰石對V固化效果仍然較弱，依然促進Cr浸出。

表5　不同固化時間下污染土壤中V、Cr的浸出量（mg·kg-1）Table 5 Leaching amount of V and Cr from polluted soil after different immobilizing time（mg·kg-1）

表6　線性擬合優度R2Table 6 Linear goodness of fit R2

2.2.3伴生重金屬固化效果分析

在上述研究的基礎上，采用固化3 h后的土樣，對釩礦污染土壤中其他伴生重金屬的固化效果進行分析，浸出量如表7所示。在不同鈣基固化劑和不同添加量下，Cd、Cu、Pb、Zn的浸出量與表4中水平振蕩方法下原樣中Cd、Cu、Pb、Zn的浸出量相比，除2%添加量的氯化鈣使Zn的浸出量增加了0.4 mg·kg-1外，其他固化劑的不同添加量均降低了Cd、Cu、Pb、Zn的浸出量。張向軍[24]研究發現，在重金屬污染的土壤中添加5%的石灰，Cd浸出濃度降低85.5%；王曉麗等[25]研究發現，羥基磷灰石能夠增強重金屬污染沉積物中Cu、Zn、Pb、Cd的穩定性。這與本研究的結果是一致的。在實際應用中，添加這三種鈣基固化劑不會提高Cd、Cu、Pb、Zn污染的風險。

表7　重金屬浸出量（mg·kg-1）Table 7 Amount of heavy metals leached from soil（mg·kg-1）

2.2.4固化前后土壤中V和Cr的形態變化分析

在添加量為2%、固化時間為14 d的條件下，本研究采用BCR三步提取法分析了污染土壤被氧化鈣固化前后的重金屬形態變化情況，初步研究了氧化鈣對重金屬的固化原理。對加入氧化鈣前后污染土壤進行V、Cr形態分析，各形態比例如圖3所示。

污染土壤中重金屬V主要以提取態和可還原態形式存在，共計占83.3%，可氧化態的比例最少，僅為3.7%，殘渣態為13.0%。加入固化劑后，V的提取態所占比例大幅降低，并且V的殘渣態所占比例大幅度提高，達到了22.9%。污染土壤中重金屬Cr主要以穩定的殘渣態形式存在，Cr的殘渣態占71.6%，在陸泗進等[26]的研究也證實Cr在環境中是屬于惰性元素。Cr的提取態比例很少，與實驗中Cr的浸出量較低的結果是一致的。加入氧化鈣后，重金屬Cr的形態變化不大。

圖3　添加氧化鈣前后V、Cr形態比例Figure 3 Variations of V and Cr fractions before and after calcium oxide addition

研究表明：氧化鈣能夠使污染土壤中處于穩定狀態的V含量增多，從而達到增強V穩定性的目的，但其基本不改變Cr的形態比例。

3　結論

（1）固化劑添加量為2%時，氧化鈣對V和Cr均有良好的固化效果，酸性環境利于其對Cr的固化；中性環境有利于氯化鈣對V的固化，酸性環境會增加其對Cr的固化效果；羥基磷灰石在中性環境下對V的固化效果較好，但其會促進Cr的浸出。

（2）在固化的14 d內，固化效果不會隨固化時間的延長呈現出明顯上升或下降的趨勢。添加鈣基固化劑后，除2%添加量的氯化鈣會增加Zn的浸出量外，其他固化劑的不同添加量均可降低Cd、Cu、Pb、Zn的浸出量。

（3）在添加量2%、固化14 d時，氧化鈣能增加穩定狀態的V含量，但其對Cr不同形態的比例無明顯影響。

參考文獻：

[1]蔣凱琦,郭朝暉,肖細元.中國釩礦資源的區域分布于石煤中釩的提取工藝[J].濕法冶金, 2010, 29（4）：216-219. JIANG Kai-qi, GUO Zhao-hui, XIAO Xi-yuan. Regional distribution of vanadium ore resources and extraction processes of vanadium from stone coal in China[J]. Hydrometallurgy of China, 2010, 29（4）：216-219.

[2]劉世友.釩的應用與展望[J].稀有金屬與硬質合金, 2000（2）：58-61. LIU Shi-you. Applications and outlook of vanadium[J]. Rare Metals and Cemented Carbides, 2000（2）：58-61.

[3]包申旭,張一敏,劉濤,等.全球釩的生產、消費及市場分析[J].中國礦業, 2009, 18（7）：12-15. BAO Shen-xu, ZHANG Yi-min, LIU Tao, et al. The production, consumption and market analysis of vanadium in the world[J]. China Mining Magazine, 2009, 18（7）：12-15.

[4]楊金燕,唐亞,李廷強,等.我國釩資源現狀及土壤中釩的生物效應[J].土壤通報, 2010, 41（6）：1511-1517. YANG Jin-yan, TANG Ya, LI Ting-qiang, et al. Soil biogeochemistry and resources situation of vanadium in China[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2010, 41（6）：1511-1517.

[5]張青梅,尤翔宇,劉湛.湖南省石煤提釩冶煉行業清潔生產評價指標體系[J].湖南有色金屬, 2014, 30（5）：67-70. ZHANG Qing-mei, YOU Xiang-yu, LIU Zhan. Cleaner production evaluation index system for vanadium extraction from stone coal smelting industry in Hunan Province[J]. Hunan Nonferrous Metals, 2014, 30（5）：67-70.

[6]劉清才,林靜.冶煉釩鈦磁鐵時鐵液中釩的擴散及V2O5還原動力學[J].鋼鐵釩鈦, 1996, 17（2）：15-19. LIU Qing-cai, LIN Jing. Reduction kinetics of V2O5and vanadium diffusion in molten iron during smelting V-bearing titaniferous magnetite[J]. Iron Steel Vanadium Titanium, 1996, 17（2）：15-19.

[7]滕彥國,徐爭啟,王金生,等.釩的環境生物地球化學[M].北京：科學出版社，2011：6-9. TENG Yan-guo, XU Zheng-qi, WANG Jin-sheng, et al. Environmental biogeochemistry of vanadium[M]. Beijing：Science Press, 2011：6-9.

[8]熊如意,張西林.石煤提釩的生產工藝及污染治理措施[J].環保科技, 2010, 16（3）：26-29. XIONG Ru-yi, ZHANG Xi-lin. The process of extracting vanadium pentoxide from bone coal and the pollution treatment measures[J]. Environmental Protection Science and Technology, 2010, 16（3）：26-29.

[9]余平.采礦環境地球化學研究[J].礦產與地質, 2002, 16（93）：360-363. YU Ping. Geochemical research on mining environment[J]. Mineral Resources and Geology, 2002, 16（93）：360-363.

[10]張溪,周愛國,甘義群,等.金屬礦山土壤重金屬污染生物修復研究進展[J].環境科學與技術, 2010, 33（3）：106-112. ZHANG Xi, ZHOU Ai-guo, Gan Yi-qun, et al. Advances in bioremediation technologies of contaminated soils by heavy metal in metallic mines[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 33（3）：106-112.

[11] Li Y J, Hu P J, Zhao J, et al. Remediation of cadmium-and lead-contaminated agricultural soil by composite washing with chlorides and citric acid[J]. Environ Sci Pollut Res, 2015, 22：5563-5571.

[12] Maity J P, Huang Y M, Hsu C, et al. Removal of Cu, Pb and Zn by foam fractionation and a soil washing process from contaminated industrial soils using soapberry-derived saponin：A comparative effectiveness as-sessment[J]. Chemosphere, 2013, 92：1286-1293.

[13]矯旭東,滕彥國.土壤中釩污染的修復與治理技術研究[J].土壤通報, 2008, 39（2）：448-452. JIAO Xu-dong, TENG Yan-guo. Techniques on soil remediation and disposal of vanadium pollution[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2008, 39（2）：448-452.

[14]孫朋成,黃占斌,唐可,等.土壤重金屬污染治理的化學固化研究進展[J].環境工程, 2013（1）：158-161. SUN Peng -cheng, Huang Zhan -bin, TANG Ke, et al. Research progress of chemical solidification on administering soil heavy metal pollution[J]. Environmental Engineering, 2013（1）：158-161.

[15]黃益宗,郝曉偉,雷鳴,等.重金屬污染土壤修復技術及其修復實踐[J].農業環境科學學報, 2013, 32（3）：409-417. HUANG Yi-zong, HAO Xiao-wei, LEI Ming, et al. The remediation technology and remediation practice of heavy metals-contaminated soil [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32（3）：409-417.

[16] Suman Raj D S, Aparna C, Rekha P, et al. Stabilization and solidification technologies for the remediation of contaminated soils and sediments：An overview[J]. Land Contamination and Reclamation, 2005, 13 （1）：23-48.

[17]黃碩,陸春海,徐真,等.土壤重金屬污染修復技術研究及進展[J].廣州化工, 2014, 42（23）：6-8. HUANG Shuo, LU Chun-hai, XU Zhen, et al. Advances in remediation technology of heavy metal-contaminated soil[J]. Guangzhou Chemical Industry, 2014, 42（23）：6-8.

[18]曾卉,徐超,周航,等.幾種固化劑組配修復重金屬污染土壤[J].環境化學, 2012, 31（9）：1368-1374. ZENG Hui, XU Chao, ZHOU Hang, et al. Effects of mixed curing agents on the remediation of soils with heavy metal pollution[J]. Environmental Chemistry, 2012, 31（9）：1368-1374.

[19]許龍.重金屬污染土的固化修復及長期穩定性研究[D].合肥：合肥工業大學, 2012：22-23. XU Long. Research on remediation and long-termstability of solidified/ stabilized heavy metal contaminated soil[D]. Hefei：Hefei University of Technology, 2012：22-23.

[20]吳烈善,曾東梅,莫小榮,等.不同鈍化劑對重金屬污染土壤穩定化效應的研究[J].環境科學, 2015, 36（1）：309-313. WU Lie-shan, ZENG Dong-mei, MO Xiao-rong, et al. Immobilization impact of different fixatives on heavy metals contaminated soil[J]. Environmental Science, 2015, 36（1）：309-313.

[21]陳炳睿,徐超,曾敏,等. 6種固化劑對土壤Pb Cd Cu Zn的固化效果[J].農業環境科學學報, 2012, 31（7）：1330-1336. CHEN Bing-rui, XU Chao, ZENG Min, et al. Effects of six kinds of curing agents on lead, cadmium, copper, zinc stabilization in the tested soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2012, 31（7）：1330-1336.

[22] Raureta G，López-Sánchez J F, Sahuquillo A, et al. Improvement of the BCR three step sequential extraction procedure prior to the certification of new sediment and soil reference materials[J]. J Environ, 1999 （1）：57-61.

[23]中國環境監測總站.中國土壤元素背景值[M].北京：中國環境科學出版社, 1990：87-91. China National Environmental Monitoring Centre. China's soil environmental background values[M]. Beijing：China Environmental Science Press, 1990：87-91.

[24]張向軍.石灰、粉煤灰處理Cd、Pb、Cr污染土壤的試驗研究[D].重慶：重慶大學, 2009：24-25. ZHANG Xiang-jun. Experimental study on the treatment of Cd, Pb and Cr-polluted soil with lime and fly ash[D]. Chongqing：Chongqing University, 2009：24-25.

[25]王曉麗,王婷,杜顯元,等.羥基磷灰石對沉積物中重金屬釋放特性的影響[J].生態環境學報, 2009, 18（6）：2071-2075. WANG Xiao-li, WANG Ting, DU Xian-yuan, et al. Effect of hydroxyapatite on the releasing characteristics of heavy metals in the sediments [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2009, 18（6）：2071-2075.

[26]陸泗進,王業耀,何立環.湖北省某冶煉廠周邊農田土壤重金屬污染及生態風險評價[J].中國環境監測, 2015, 31（3）：77-83. LU Si-jin, WANG Ye-yao, HE Li-huan. Heavy metal pollution and ecological risk assessment of the paddy soils near a smelting area in Hubei Province[J]. Environmental Monitoring in China, 2015, 31（3）：77-83.

DING Xu-tong, JIANG Jian-guo, LI De-an, et al. Immobilizing effects of calcium-based agents on soil contaminated by vanadium ore[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35（2）：274-280.

Immobilizing effects of calcium-based agents on soil contaminated by vanadium ore

DING Xu-tong1,2, JIANG Jian-guo1,3*, LI De-an1, LI Tian-ran1, WANG Jia-ming1
（1.School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084,China; 2.College of Life Science and Technology, Harbin Normal University , Harbin 150025, China; 3.Key Laboratory for Soil Waste Management and Environment Safety, Ministry of Education, Beijing 100084, China）

Abstract：There are not many investigations available regarding the remediation of vanadium（V）-contaminated soil. Here three calciumbased immobilizing agents, i.e. calcium oxide, calcium chloride, and hydroxyl-apatite, were employed to investigate their immobilizing effects on V-contaminated soil. Results showed that the efficiency of different agents for immobilizing V exhibited in order of calcium oxide＞calcium chloride＞hydroxyl-apatite, at a rate of 0.5%, 1%, and 2%, respectively, under neutral-pH conditions. Calcium oxide showed a better immobilizing efficiency for Cr than calcium chloride and hydroxyl-apatite did. In acidic conditions, calcium oxide was still better in immobilizing V than calcium chloride and hydroxyapatite were. Calcium oxide and calcium chloride increased Cr immobilization, but hydroxyapatite promoted Cr leaching under acidic conditions. After 14 d of treatment, the immobilizing efficiencies did not change over time. The releases of other V-accompanied heavy metals, i.e. Cd, Cu, Pb, and Zn, were reduced by all three agents at all rates, expect calcium chloride at 2%. Applying calcium oxide at 2% immobilized V and Cr by 99.0% and 38.6%, respectively, after a 3-h. In calcium oxide treatment, soil residual V was 22.9%, which increased by 76.2% as compared to the untreated soil.

Keywords：heavy metal pollution; calcium-based immobilizing agent; vanadium; chromium

*通信作者：蔣建國E-mail：jianguoj@mail.tsinghua.edu.cn

作者簡介：丁旭彤（1992—），女，黑龍江人，碩士研究生，主要從事土壤重金屬污染修復和微生物遺傳研究。E-mail：dxt_good_girl@163.com

基金項目：丹江口庫區小流域特色礦產重金屬污染全過程控制關鍵技術研究與示范（2015ZX07205-003）

收稿日期：2015-09-22

中圖分類號：X53

文獻標志碼：A

文章編號：1672-2043（2016）02-0274-07

doi:10.11654/jaes.2016.02.010