鎂基穩定劑協同硅酸鹽固化/穩定化處置鉛污染土壤研究

摘要：采用鎂基穩定劑協同硅酸鹽固化/穩定化處置重金屬污染土壤，以鉛浸出濃度和藥劑處理成本為綜合指標確定穩定劑和固化劑的最優配比，并對處置機制及影響因素等探討，為后期同類型的重金屬污染土壤修復提供技術支持。研究結果表明，按照穩定劑添加比例2.5%與固化劑添加比例3%的最優配比處置后，土體重金屬鉛降低99.8%，可達到鉛浸出修復目標值50μg/L的要求。

關鍵詞：鉛;固化/穩定化;鎂基穩定劑;浸出

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：2095-672X（2020）02-00-03

DOI：10.16647/j.cnki.cn15-1369/X.2020.02.049

Abstract：Magnesium-based stabilizer was used in coordination with silicate solidification/stabilization of heavy metal contaminated soil， the optimal ratio of stabilizer and curing agent was determined with lead leaching toxicity and agent treatment cost as comprehensive indexes， and the disposal mechanism and influencing factors were discussed， providing reference for the later remediation of heavy metal contaminated soil of the same type. The results showed that the addition ratio of stabilizer was 2.5% and that of curing agent was 3%. Under the optimal ratio， the weight of metal lead in the treated soil decreased by 99.8%， which could reach the target value of 50μg/L.

Key words：Lead;Solidification / stabilization;Magnesium based stabilizer;Leaching

環境中重金屬污染不但影響農作物和水產品的質量與品質，而且涉及大氣和水環境質量，并可通過食物鏈危害人類生命和健康。由于重金屬來源復雜，環境中重金屬不同形態、不同重金屬之間及與其他污染物的相互作用，產生各種復雜污染問題，且重金屬對動植物和人體的危害具有長期性、潛在性和不可逆性，因此對受到重金屬嚴重污染的土壤必須進行修復。

國務院先后批復的《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》《國務院辦公廳關于印發近期土壤環境保護和綜合治理工作安排的通知》（國辦發〔2013〕7號）和《國務院關于加快發展節能環保產業的意見》（國發〔2013〕30號）等文件，明確提出了攻克污染土壤修復技術和加強試點規范的要求[1]。為貫徹落實《土壤污染防治行動計劃》，2017年生態環境部組織編制了《污染地塊風險管控技術指南—阻隔技術（試行）（征求意見稿）》《污染地塊修復技術指南—固化/穩定化技術（試行）（征求意見稿）》《鉻污染地塊風險管控技術指南（試行）（征求意見稿）》等3個技術文件。2018年生態環境部與國家市場監督管理總局聯合發布了《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618-2018）、《土壤環境質量 建設用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB36600-2018）等兩項標準為國家環境質量標準。

目前處理土壤重金屬污染理論上可行的修復技術有植物修復技術、微生物修復技術、化學修復技術、物理修復技術和綜合修復技術方法，具體在實踐中常用的方法有客土法、挖掘填埋、低溫熱脫附、高溫熱脫、固化穩定化、玻璃固化、電動力修復、化學淋洗、化學萃取、化學氧化、植物修復、微生物修復等[2，3]，其中固化/穩定化技術對于土壤重金屬污染具有修復效果好、成本低、操作簡單、見效快等優點，成為實踐中常用的修復技術[3]。固化/穩定化技術是一種通過添加固化劑或穩定劑，將土壤中的有毒有害物質固定起來，或者將污染物轉化成化學性質不活潑的形態，阻止其在環境中遷移和擴散過程，從而降低其危害的修復技術。固化和穩定化技術在工作原理和作用特點上各有不同，但在實踐中經常搭配使用，是兩個密切關聯的過程。與吸附劑通過吸附質點對重金屬產生物理或化學吸引作用不同，穩定劑配合固化劑可通過沉淀、吸附、配位、有機絡合和氧化還原等作用改變重金屬在土壤中的存在形態和化學形態，從而達到降低其遷移性和浸出濃度的修復目的。

鉛是土壤中最常見的重金屬污染物之一，土壤中的鉛以溶解態、離子交換態、有機結合態、碳酸鹽結合態等多種形態存在，其中溶解態和離子交換態的鉛遷移能力最強[4]。本研究選取福建省南平市某公司場地鉛污染土壤為研究對象，采用固化/穩定化處理，在綜合考慮浸出濃度和施工成本的基礎上確定最佳藥劑添加量，為同類型的重金屬污染土壤提供參考。

1 實驗材料與方法

1.1 實驗材料

實驗所用土壤采自福建省南平市某公司，根據場地調查工作確認的重污染區域（原極板化成車間），采樣深度為0～40cm，將采集的土壤樣品風干后備用。土壤樣品的基本污染指標如表1所示。樣品前處理方法采用HJ/T 299-2007浸出方法“硫酸硝酸法”，檢測采用HJ766-2015固體廢物金屬元素的電感耦合等離子體質譜法。土壤樣品中干物質，采用HJ613-2011干物質和水分測定的重量法。結果顯示，土壤樣品中Pb平均含量為1620mg/kg，超過了“風險評估報告”中確定的300mg/kg土壤風險控制目標值，超標倍數為4.4倍;鉛浸出濃度為平均濃度為2810μg/L，超過鉛浸出修復目標值50μg/L，超標倍數為55.2倍。

實驗所采用的穩定劑為鎂基穩定劑，固化劑為硅酸鹽（水泥）。鎂基穩定劑和固化劑水泥的物質主要組成見表2和表3。

1.2 實驗方案

設計實驗每組土壤重量為100kg，并進行必要的預處理，包括土壤人工篩分、破碎、濕度調節等，土壤堆體含水率控制在25%～35%。采用人工的方式，將藥劑添加到堆體中。藥劑添加到土壤堆體中后，采用固化/穩定化處置使得藥劑和土壤的混合攪拌，反復對土壤堆體進行混合攪拌作業，直至將土壤和藥劑混合均勻，每個堆體混合攪拌時間控制在10～15min。在重金屬靜止反應過程中，分別在第3天和第10天采集土樣并送往具有資質的檢測機構進行檢測分析。

實驗中，通過改變穩定劑和固化劑的摻入量檢驗鎂基協同硅酸鹽固化/穩定化重金屬污染土壤的效果。根據浸出濃度為參考指標，并結合處理每噸土壤所需藥劑成本綜合篩選穩定劑與固化劑的配比組合。

2 結果與討論

2.1 固化劑摻入量實驗

固化劑采用的是普通的硅酸鹽水泥，在固定的鎂基穩定劑和固化時間下進行實驗。實驗方案見表4。實驗結果見表5。

由表中數據可得出：固化時間3天，固化劑添加比例從1%增加到3%時，Pb浸出濃度隨著固化劑添加量增大而降低;當固化劑比例增加到3%以上時，Pb浸出液濃度逐漸上升。加入過多固化劑可能會影響藥劑的分散程度，進而影響反應效果。固化時間為10天時，提高固化劑添加比例至3%，Pb浸出濃度達到最低值，與固化時間3天一樣，繼續添加固化劑量，浸出濃度逐漸提高。添加固化劑比例在3%～5%的區間中，浸出濃度平均提高7.46μg/l（3天養護）、16.5μg/l（10天養護）。

2.2 鎂基穩定劑摻入量實驗

在固定的固化劑和固化時間下進行實驗，鎂基穩定劑摻入量實驗方案見表6，實驗結果見表7。

由表中數據可得出：隨著穩定劑添加量上升，Pb的浸出液逐步下降，當穩定劑加入比例大于2.5%時，Pb濃度基本穩定在較低水平。固化劑添加比例為3%，穩定劑添加比例為1%～4%，Pb的浸出液濃度均低于目標值50μg/L，穩提高固化劑添加量至5%，浸出濃度與3%相差不大。延長固化時間至10天，除固化劑5%、穩定劑1%時未達到修復目標外，其余配比均低于目標值50μg//L。

2.3 固化時間的影響分析

由表5，表7，圖1和圖2可知，固化時間分別為3天和10天，對Pb浸出濃度影響沒有明顯的規律，隨著時間的增加部分樣品浸出濃度略下降，部分樣品浸出濃度上升。這表明延長固化時間對Pb浸出結果影響不大，鎂基穩定劑配合硅酸鹽固化劑反應速率較快，基于修復時間和修復成本考慮，固化3天即可達到修復目標要求。

綜上實驗的結果分析，為了保證在修復過程中不造成過度修復且達到修復目標值，在固化3天，固化劑添加比例為3%，穩定劑添加比例為2.5%時，即可保證Pb浸出濃度符合目標值。

2.4 實驗結果分析

采用氧化鎂為主的穩定劑配合硅酸鹽固化劑，同一般金屬氧化物相比，氧化鎂在水體中會生成氫氧化鎂，對水體和土壤中的重金屬離子同時具有沉淀和吸附作用[5]。氧化鎂表面積大，表面帶有鎂氧基（Mg-O）是表面活潑的反應基團，為物理吸附提供位置。待修復土壤采自某企業極板化成車間，主要進行涂片并烘干后的生極板化成，利用稀硫酸進行電解，經過一系列氧化還原反應將電極表面鉛轉變成海綿狀。經過調查發現，土壤可能由于前期滲漏原因呈酸性，經過穩定化藥劑添加處置后的污染土壤會起到調和pH的作用，以利于重金屬在土壤中以沉淀形式穩定存在。與此同時，硅酸鹽作為膠凝材料，在固化過程中發生水化反應，重金屬可能同氫氧根離子反應生成沉淀或硅酸鹽絡合合成鈣鹽[6];利用水化作用形成的具有高比面積的C-S-H吸附重金屬，或將重金屬包裹與水化作用形成的晶格當中。硅酸鹽和氧化鎂混合，可使靜電引力、范德華力、離子交換和化學沉淀等反應同時進行，從而吸附固化重金屬。因此，在合理的氧化鎂為主的穩定劑配合硅酸鹽固化劑能夠達到修復效果。

3 結論

（1）綜合考慮Pb浸出濃度及噸處理藥劑成本且不存在修復過度的綜合條件下，最優的固化/穩定化藥劑配比組合為W4G3（穩定劑摻入量為2.5%，固化劑摻入量為3%），修復土體中重金屬Pb的浸出濃度降低99.8%，低于“風險評估報告”中提出的0.5mg/l的標準。

（2）考慮Pb浸出濃度濃度在0.042～0.5mg/l的范圍之間，3天的養護期和10天養護期在浸出液濃度上并沒有很明顯的減少，證明鎂基穩定劑配合硅酸鹽固化劑反應速率較快，在實際的工程應用上3天的靜置反應便能達到修復目標值。在日后的修復工程中，可減少靜置反應時間，合理安排工期減少時間及人工成本。

4 建議

（1）由于不同的土壤的酸堿度不同，在實際治理工程應采用本配比先進行小樣實驗后，到達目標值后再進行全面修復。

（2）可進行固化體滲透實驗，驗證鎂基穩定劑配合硅酸鹽固化劑能否大幅改善固化體的滲透性能，增大防滲層阻隔能力，減少對周邊地下水的污染。

（3）除了鎂基穩定劑和硅酸鹽固化劑外，本實驗過程進行了添加一定比例的蒙脫石的少量實驗，有一定的作用，建議具體修復時可進行進一步實驗研究。

參考文獻

[1]周建軍，周桔，馮仁國.我國土壤重金屬污染現狀及治理戰略[J].中國科學院院刊，2014，29（3）：315-320.

[2]李秀悌，顧圣嘯，鄭文杰，等.重金屬污染土壤修復技術研究進展[J].環境科學與技術，2013，36（12M）：203-208.

[3]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，2014，32（1）：158-161.

[4]陳再明，方遠，徐義亮，等.水稻秸稈生物碳對重金屬Pb的吸附作用及影響因素[J].環境科學學報，2012，32（4）：769-776.

[5]王川，楊朝暉，曾光明，等.DTCR協同水泥固化/穩定化重金屬污染底泥的研究[J].中國環境科學，2012，32（11）：2060-2066.

[6]LIU Yangyi，JIANG Jun，GAO Minrui，et a1.Phase transformation of magnesium amorphous calcium carbonate（Mg-ACC）in a binary solution of ethanol and water[J].Crystal Growth& Design，2013，13（1）：59-65.

收稿日期：2019-12-09

作者簡介：高盛民（1974-），男，漢族，本科學歷，工程師，研究方向為區域土壤環境風險防控。