鉻污染土壤還原固化穩(wěn)定化藥劑的篩選

龔亞龍 范敏 高曉梅 宋安康 胡思揚(yáng)

摘 要：固化/穩(wěn)定化技術(shù)是鉻污染土壤處置的有效手段，不同性質(zhì)的藥劑對(duì)鉻的還原、吸附、固化效果不同，優(yōu)選出低價(jià)、高效的藥劑對(duì)治理鉻污染土壤具有重大的意義。采用常見的7種還原劑、10種吸附劑和6種固化劑分別對(duì)鉻污染土壤進(jìn)行修復(fù)，篩選出較好的還原劑、吸附劑和固化劑，并研究不同添加量對(duì)藥劑修復(fù)效果的影響。研究結(jié)果表明：多硫化鈣、硫化鈉、氯化亞鐵和硫酸亞鐵優(yōu)選為鉻污染土壤還原劑，其中多硫化鈣的效果最好，當(dāng)投加摩爾比為0.8時(shí)，六價(jià)鉻的穩(wěn)定效率達(dá)90%以上;鈣鎂磷肥、弱堿性陰離子交換樹脂、氧化鎂和三水鋁石為優(yōu)選鉻污染土壤吸附劑，綜合考慮，鈣鎂磷肥的效果最好，當(dāng)投加質(zhì)量比為20%時(shí)，六價(jià)鉻的穩(wěn)定效率達(dá)90%以上，總鉻的穩(wěn)定效率達(dá)80%以上;粒化高爐礦渣粉（分別購自重慶、河南）和水玻璃為優(yōu)選鉻污染土壤固化劑，其中粒化高爐礦渣粉（重慶）效果最好，當(dāng)投加質(zhì)量比為16%時(shí)，六價(jià)鉻的固化效率達(dá)98%以上，總鉻的固化效率達(dá)70%以上。所用材料在修復(fù)鉻污染土壤方面發(fā)揮了重要作用，在實(shí)驗(yàn)室能達(dá)到較高的六價(jià)鉻穩(wěn)定性效率，作為鉻固化/穩(wěn)定化藥劑的潛在價(jià)值及其修復(fù)效果值得在大規(guī)模的現(xiàn)場試驗(yàn)中進(jìn)一步研究。

關(guān)鍵詞：鉻污染土壤;土壤修復(fù);還原;固化穩(wěn)定化;藥劑

Abstract： Solidification/stabilization was an effective mean for the remediation of chromium （Cr）-contaminated soil. Different agents differ in their abilities of Cr-reduction， adsorption and stabilization. Screening agents that are low-cost and high-efficiency is vital to remediate Cr-contaminated soil. In the present study， in order to screen out the better reductants， adsorbents and stabilizers and study on the effect of different dosage on remediation，seven reductants， ten adsorbents and six stabilizers in different doses were used as amendments to remediate Cr-contaminated soil， respectively.The main findings were as follows： （1） Calcium polysulfide （CPS）， sodium sulfide （Na2S）， ferrous chloride （FeCl2） and ferrous sulfate （FeSO4） can be used as reducing materials of Cr-contaminated soil. CPS had the best Cr （VI）-stability efficiency exceeding 90% when it was added at the mole ratio of 0.8.（2） Calcium magnesium phosphate （CMP）， weak-base anion-exchange resin （WAR）， magnesium oxide （MgO） and diaspore （Al2O3·3nH2O） can be used as absorbing materials of Cr-contaminated soil. CMP demonstrated the best adsorptivity with Cr （Ⅵ）-stability efficiency being above 90% and total Cr 80% when it was added at the mass ratio of 20%.（3） Furnace slag powder （FSP， bought from Chongqing and Henan） and sodium silicate （Na2SiO3·9H2O） can be used as immobilizing materials of Cr-contaminated soil. FSP from Chongqing was the best in immobilizing Cr （Ⅵ） with stability efficiency reaching 98% and total Cr higher 70% when it was added at the mass ratio of 16%. In conclusion， the materials used in this study played important role in remediation of Cr-contaminated soil and achieved the high Cr （Ⅵ）-stability efficiency under laboratory conditions.Their potential value as Cr-solidification/stabilizing agents and their remediation efficacy deserve further studies in large-scale field trials.

Keywords： chromium-contaminated soil;soil remediation;reduction;solidification/stabilization; agents

鉻（Cr）是自然環(huán)境中常見的一種金屬污染物，也是美國超級(jí)基金優(yōu)先控制的前20種有毒物質(zhì)之一[1]，主要以六價(jià)鉻和三價(jià)鉻形態(tài)存在，六價(jià)鉻比三價(jià)鉻毒性高100倍[2]，可通過消化、呼吸道、皮膚及粘膜被人體吸收并在體內(nèi)蓄積[3]。土壤中的鉻主要來源于冶金、電鍍、制革、油漆、印染等相關(guān)行業(yè)在生產(chǎn)、貯存、運(yùn)輸、使用及處置等過程中產(chǎn)生的廢水和廢渣[4]。據(jù)不完全統(tǒng)計(jì)，由此導(dǎo)致的鉻污染土壤已達(dá)到1 250萬t [5]。鉻污染給生態(tài)環(huán)境和人類生命健康帶來了極大的危害，對(duì)鉻污染土壤的治理刻不容緩。

目前，鉻污染場地修復(fù)的基本思路有兩種：一是通過固態(tài)形式在物理上隔離污染物，或者將其中毒性較高的Cr（Ⅵ）還原為毒性很低的Cr（Ⅲ）并形成沉淀，降低其毒性和生物可利用性，如固化穩(wěn)定化、化學(xué)還原等;二是將Cr從土壤和地下水中徹底去除，消除其危害，如土壤淋洗、電動(dòng)修復(fù)、植物修復(fù)等。其中固化/穩(wěn)定化技術(shù)具有技術(shù)成熟、可操作性強(qiáng)、成本低廉、修復(fù)周期短等特點(diǎn)，目前廣泛應(yīng)用在工程中。鉻污染土壤的固化/穩(wěn)定化包括兩個(gè)過程：穩(wěn)定化和固化。單純的固化過程可以不發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，僅僅是機(jī)械地將污染物固封在固體結(jié)構(gòu)中，達(dá)到隔離污染土壤和控制污染物遷移的目的;穩(wěn)定化包含了一定的化學(xué)反應(yīng)，指通過添加化學(xué)物質(zhì)或改變環(huán)境條件，將污染物轉(zhuǎn)化為低毒、難溶、不易遷移的形式，從而降低其生物危害性。通過調(diào)研中國14個(gè)鉻污染土壤修復(fù)工程案例，其中12個(gè)項(xiàng)目采用了還原穩(wěn)定化技術(shù)或固化穩(wěn)定化技術(shù)，部分大型或復(fù)雜場地還會(huì)使用淋洗技術(shù)與固化穩(wěn)定化技術(shù)相結(jié)合。

在鉻污染土壤固化/穩(wěn)定化技術(shù)系統(tǒng)設(shè)計(jì)中，需要綜合考慮氧化還原、膠凝固化、吸附三方面因素，常用的藥劑主要包括還原劑、吸附劑和固化劑3類。還原劑主要包括鐵系還原劑（如二價(jià)鐵和零價(jià)鐵）、硫系還原劑（如硫化鈉和多硫化鈣）和有機(jī)質(zhì)（如葡萄糖和檸檬酸）3類[6-7]，其中，鐵系還原劑和硫系還原劑反應(yīng)快速、成本低廉，但易引起二次污染，而有機(jī)質(zhì)較生態(tài)環(huán)保，但修復(fù)周期長，修復(fù)污染物濃度受到限制。吸附劑則包括粘土礦物（如膨潤土）、生物質(zhì)和有機(jī)聚合物（如陰離子樹脂）等，粘土礦物和生物質(zhì)成本低廉，但吸附不穩(wěn)定;有機(jī)聚合物穩(wěn)定效果好，但成本較高。固化劑包含堿性物質(zhì)（如生石灰）、固化基材（如水泥）和工業(yè)廢渣（如高爐渣）等，成本低廉，但長期穩(wěn)定性不明。目前，工程上常使用成本低廉的硫酸亞鐵和水泥，通過投加過量的硫酸亞鐵等還原劑，在短時(shí)間內(nèi)對(duì)土壤進(jìn)行浸提，未出現(xiàn)六價(jià)鉻的檢出情況，認(rèn)為達(dá)標(biāo)即可驗(yàn)收。但隨著時(shí)間的增加，還原劑被氧化或隨著雨水流失，出現(xiàn)返黃現(xiàn)象，六價(jià)鉻再次浸出，對(duì)場地造成潛在安全威脅。同時(shí)，由于土壤中各形態(tài)的鉻在一定的環(huán)境條件下可以互相轉(zhuǎn)化，穩(wěn)定化處理后的土壤在自然環(huán)境條件下能否保持長期安全成為大家普遍關(guān)心的問題。

由于不同性質(zhì)的藥劑對(duì)Cr的還原、吸附、固化效果不同，優(yōu)選出低價(jià)、高效的藥劑對(duì)治理鉻污染土壤具有重大的意義。筆者通過查閱文獻(xiàn)資料和工程應(yīng)用案例，研究了常用的7種還原劑（硫酸亞鐵、氯化亞鐵、硫化鈉、多硫化鈣、葡萄糖、檸檬酸、腐殖酸）、10種吸附劑（膨潤土、高嶺土、蛭石、天然沸石、硅土、三水鋁石、粉煤灰、氧化鎂、鈣鎂磷肥、弱堿性陰離子交換樹脂）和6種固化劑（水泥、生石灰、粒化高爐礦渣粉（重慶、河南和四川）、水玻璃）對(duì)鉻污染土壤修復(fù)的效果，篩選出較好的還原劑、吸附劑和固化劑，研究了不同添加量對(duì)藥劑修復(fù)效果的影響。

1 試驗(yàn)

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤：鉻污染土壤取自重慶某制版廠Cr污染場地，土樣風(fēng)干后研磨，過孔徑為0.25 mm尼龍篩。供試土壤基本理化性質(zhì)見表1。

試驗(yàn)試劑：

1）還原劑：七水硫酸亞鐵（FeSO4·7H2O，分析純）;四水氯化亞鐵（FeCl2·4H2O，分析純）;九水硫化鈉（Na2S·9H2O，分析純）;多硫化鈣（CPS）;一水葡萄糖，分析純;一水檸檬酸，分析純;腐殖酸，分析純。

2）吸附劑：膨潤土、高嶺土、蛭石、天然沸石、硅土、三水鋁石、粉煤灰、氧化鎂、鈣鎂磷肥、弱堿性陰離子交換樹脂。

3）固化劑：基準(zhǔn)水泥、生石灰（氧化鈣，分析純）、粒化高爐礦渣粉（S95級(jí)分別購自重慶、河南和四川）和固體水玻璃（硅酸鈉，分析純）;

4）其他試劑：冰醋酸，分析純;去離子水。

1.2 試驗(yàn)方案及測試方法

1.2.1 試驗(yàn)方案

1）藥劑篩選試驗(yàn)：選取7種還原劑、10種吸附劑和6種固化劑，分別稱取200.00 g供試土壤樣品于聚丙烯盒中，按照還原劑與土壤中Cr（VI）的摩爾比（投加摩爾比）為1.5、吸附劑與土壤的質(zhì)量（投加質(zhì)量比）為10%、固化劑與土壤的質(zhì)量（投加質(zhì)量比）為10%分別向供試土壤中投加各修復(fù)藥劑，并加入適量的去離子水，保持土壤的含水率在35%左右，用攪拌機(jī)攪拌5 min，混合均勻后，在聚丙烯盒內(nèi)進(jìn)行加蓋密封養(yǎng)護(hù)，養(yǎng)護(hù)3 d，每組設(shè)3個(gè)平行樣，不添加修復(fù)藥劑的土壤作為空白對(duì)照。養(yǎng)護(hù)結(jié)束后，將土壤在35 ℃烘箱中烘干，研磨過篩，按照《固體廢物 浸出毒性浸出方法 醋酸緩沖溶液法》（HJ/T 300—2007）標(biāo)準(zhǔn)測定各土壤樣品總Cr和Cr（VI）的浸出濃度。

2）藥劑投加梯度試驗(yàn)：針對(duì)藥劑篩選試驗(yàn)中篩出的4種還原劑、4種吸附劑和3種固化劑，按照表2～表4中的投加比例進(jìn)行藥劑投加梯度試驗(yàn)，其他步驟同藥劑篩選試驗(yàn)。

1.2.2 測試方法

土壤中總鉻的測定參考《土壤 總鉻的測定 火焰原子吸收分光光度法》（HJ 491—2009），先采用全消解法對(duì)土壤進(jìn)行消解，再利用火焰原子吸收分光光度法測定消解液中的總鉻;土壤中六價(jià)鉻的測定先參考美國環(huán)保局的堿式消解法（Method 3060A） 對(duì)土壤進(jìn)行消解，再采用二苯碳酰二肼分光光度法（GB 7467—1987）測定消解液中的六價(jià)鉻;土壤浸出毒性測定參考《固體廢物 浸出毒性浸出方法 醋酸緩沖溶液法》（HJ/T 300—2007）進(jìn)行浸提，浸出液中總鉻的測定采用火焰原子吸收分光光度法（HJ 749—2015），浸出液中六價(jià)鉻的測定采用二苯碳酰二肼分光光度法（GB 7467—1987）;土壤pH值的測定依據(jù)《森林土壤pH的測定》（LY/T 1239—1999），有機(jī)質(zhì)的測定依據(jù)《森林土壤有機(jī)質(zhì)的測定及碳氮比的計(jì)算》（LY/T 1237—1999），陽離子交換量的測定依據(jù)《森林土壤陽離子交換量的測定》（LY/T 1243—1999）。

1.2.3 數(shù)據(jù)分析

所有數(shù)據(jù)均采用Excel分析，所有圖由OriginPro 9.0 制作，采用OriginPro 9.0進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVA）不同處理結(jié)果間的顯著性差異（P<0.05）。

2 試驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1 不同還原劑及其投加量對(duì)土壤Cr（VI）浸出濃度的影響

按照投加摩爾比為1.5時(shí)各還原劑處理后土壤中Cr（VI）的浸出濃度（如圖1所示），添加硫酸亞鐵、氯化亞鐵、硫化鈉、多硫化鈣、葡萄糖、檸檬酸、腐殖酸處理后，土壤中Cr（VI）的穩(wěn)定效率分別為：60.5%、77.4%、95.7%、95.9%、96.1%、50.0%和14.0%，各還原劑均表現(xiàn)出還原性。與空白對(duì)照相比，添加葡萄糖、多硫化鈣、硫化鈉、氯化亞鐵和硫酸亞鐵對(duì)Cr（VI）的穩(wěn)定效率超過60%，表現(xiàn)出了良好的還原效果，可優(yōu)選為鉻污染土壤還原劑。

從圖1可以看出，硫系還原劑（CPS、Na2S）還原效果優(yōu)于鐵系還原劑（FeCl2、FeSO4），這可能是因?yàn)镃PS和Na2S的氧化產(chǎn)物為單質(zhì)S，單質(zhì)S可能逐漸形成膠體態(tài)S，膠體態(tài)S繼而對(duì)反應(yīng)產(chǎn)生顯著的催化加速作用[8]，能夠使土壤持續(xù)保持還原環(huán)境，有效抑制氧氣等氧化劑對(duì)鉻的氧化作用[9]。對(duì)于3種有機(jī)還原劑，由于葡萄糖結(jié)構(gòu)簡單，更易被氧化，效果優(yōu)于檸檬酸和腐殖酸[10]，適合修復(fù)低Cr（Ⅵ）污染土壤，不僅可以直接作為還原Cr（Ⅵ）的電子供體，還能間接促進(jìn)微生物生長還原Cr（Ⅵ）[11]，但其適用范圍窄、價(jià)格高，工程實(shí)際應(yīng)用受到限制，故暫不篩選葡萄糖進(jìn)行投加梯度試驗(yàn)。不同還原劑與Cr（Ⅵ）的反應(yīng)機(jī)理如表5所示。

不同還原劑用量條件下處理后土壤中Cr（VI）的浸出濃度如圖2所示。硫酸亞鐵、氯化亞鐵、硫化鈉、多硫化鈣的投加摩爾比分別為0.5、0.5、0.2、0.1時(shí)即可達(dá)到《生活垃圾填埋場污染控制標(biāo)準(zhǔn)》（GB 16889—2008）對(duì)Cr（VI）浸出的要求（六價(jià)鉻浸出濃度限值為1.50 mg/L）。當(dāng)FeSO4和FeCl2投加摩爾比為3.0時(shí)，Na2S投加摩爾比為1.6時(shí)，CPS投加摩爾比為0.8時(shí)，六價(jià)鉻的穩(wěn)定效率達(dá)90%以上。

2.2 不同吸附劑及其投加量對(duì)土壤總Cr和Cr（Ⅵ）浸出濃度的影響

按照投加質(zhì)量比為10%時(shí)各吸附劑處理后土壤中總Cr和Cr（VI）的浸出濃度如圖3所示，膨潤土、高嶺土、蛭石、天然沸石、硅土、三水鋁石、粉煤灰、氧化鎂、鈣鎂磷肥、弱堿性陰離子交換樹脂處理后對(duì)土壤中Cr（VI）的穩(wěn)定效率分別為：5.0%、5.9%、3.6%、0.7%、0.9%、8.0%、3.6%、2.2%、40.1%和97.5%;對(duì)土壤中總Cr的穩(wěn)定效率分別為：1.7%、2.7%、4.2%、6.7%、16.6%、17.7%、0.6%、35.3%、49.4%和14.1%。與空白對(duì)照相比，弱堿性陰離子交換樹脂、三水鋁石和鈣鎂磷肥對(duì)Cr（Ⅵ）的吸附效果較好;而氧化鎂和鈣鎂磷肥對(duì)總Cr的吸附性能較好。綜合考慮，優(yōu)選鈣鎂磷肥、弱堿性陰離子交換樹脂、氧化鎂和三水鋁石為鉻污染土壤吸附劑。

從圖3可以看出，弱堿性陰離子交換樹脂對(duì)土壤中六價(jià)鉻的穩(wěn)定性能最好，穩(wěn)定效率高達(dá)97.5%，這可能是因?yàn)槿鯄A性陰離子交換樹脂結(jié)構(gòu)中大量存在的弱堿性基團(tuán)與土壤中CrO2-4產(chǎn)生了良好的離子交換吸附。氧化鎂可以提高土壤的pH值，使土壤堿性增加[19]，促進(jìn)土壤中六價(jià)鉻的解吸，但降低了三價(jià)鉻的溶解度，六價(jià)鉻的浸出濃度反而增加，而總鉻的穩(wěn)定效率較高。鈣鎂磷肥除了因其強(qiáng)堿性使土壤pH值升高，使土壤表面負(fù)電荷增加，促進(jìn)對(duì)三價(jià)鉻的吸附，還與離子共沉淀有關(guān)[20]。鋁在很大程度上促進(jìn)Cr（Ⅵ）的吸附，鋁氧化物吸附Cr（Ⅵ）量超過其他礦物[21]，而三水鋁石主要成分為Al（OH）3，含Al2O3 65.4%，對(duì)Cr（Ⅵ）有一定吸附作用。粉煤灰粒細(xì)質(zhì)輕，

疏松多孔，表面能高，具有一定的活性基團(tuán)和較強(qiáng)的吸附能力，可以有效降低鉻污染土中鉻的活性。但在粉煤灰中，Cr是典型的易浸出元素[22]，再經(jīng)過醋酸緩沖溶液法的浸出，使得粉煤灰的處理效果不佳。而對(duì)于膨潤土、蛭石、天然沸石、高嶺土等黏土礦物，一般具有較大比表面積和孔容，結(jié)構(gòu)層帶電荷，主要通過配位、吸附和共沉淀反應(yīng)等作用，降低土壤重金屬離子的濃度和活性[23]，但酸浸出會(huì)使重金屬從黏土礦物中解吸出來，其作用不穩(wěn)定。

不同吸附劑用量條件下，處理后土壤總Cr和Cr（Ⅵ）的浸出濃度如圖4所示。其中，弱堿性陰離子交換樹脂對(duì)Cr（Ⅵ）的吸附效果最好，而氧化鎂和鈣鎂磷肥對(duì)總Cr的吸附效果最好。弱堿性陰離子交換樹脂、三水鋁石、鈣鎂磷肥的投加質(zhì)量比分別為0.2%、24%、8%時(shí)，可以達(dá)到GB 16889—2008對(duì)Cr（Ⅵ）的浸出要求，當(dāng)弱堿性陰離子交換樹脂和鈣鎂磷肥的投加質(zhì)量比超過16%時(shí)，可以達(dá)到總Cr的浸出要求（總鉻浸出濃度限值為4.50 mg/L），而三水鋁石用量超過24%后，仍未達(dá)到總Cr的浸出要求。當(dāng)鈣鎂磷肥的投加質(zhì)量比為20%時(shí)，六價(jià)鉻的穩(wěn)定效率達(dá)90%以上，總鉻的穩(wěn)定效率達(dá)80%以上。

2.3 不同固化劑及其投加量對(duì)土壤總Cr和Cr（Ⅵ）浸出濃度的影響

按照投加質(zhì)量比為10%時(shí)各固化劑固化后土壤的總Cr和Cr（Ⅵ）的浸出濃度如圖5所示。以粒化高爐礦渣粉（分別購自重慶、河南和四川）和水玻璃做固化劑的土壤樣品總Cr和Cr（Ⅵ）浸出濃度較空白對(duì)照有所降低，并以粒化高爐礦渣粉（重慶）的固化效果最好，六價(jià)鉻的固化效率高達(dá)98%，總鉻的固化效率達(dá)70%。綜合考慮，以粒化高爐礦渣粉（分別購自重慶、河南）和水玻璃為優(yōu)選鉻污染土壤固化劑。

粒化高爐礦渣粉是由高爐礦渣研磨至玻璃粉狀的細(xì)粉，是一種慢性水硬性水泥材料，能在數(shù)周至數(shù)月形成一定強(qiáng)度[24]。高爐渣是冶煉生鐵時(shí)從高爐中排出的廢物，以硅酸鹽和鋁酸鹽為主，浮在鐵水上面的熔渣，其在高溫熔融狀態(tài)下經(jīng)過水淬急冷而形成細(xì)小顆粒，是一種具有很高潛在活性的玻璃體結(jié)構(gòu)材料，也是一種多孔質(zhì)硅酸鹽材料，對(duì)Cr（Ⅵ）有較好的吸附性能[25]。而水泥和生石灰添加后總Cr和Cr（Ⅵ）浸出濃度均較空白對(duì)照高，可能是因?yàn)樗嗪蜕壹尤牒髉H值太高，促進(jìn)了土壤中六價(jià)鉻的解吸，同時(shí)，形成的氫氧化鉻沉淀又發(fā)生了溶解[26]。

不同粒化高爐礦渣粉用量條件下，固化后土壤總Cr和Cr（Ⅵ）的浸出濃度如圖6所示。粒化高爐礦渣粉對(duì)土壤中Cr（Ⅵ）的固化效果較好，當(dāng)投加質(zhì)量比為2%時(shí)，即可達(dá)到良好的固化效果，固化效率高達(dá)96%以上，六價(jià)鉻浸出濃度低至0.06 mg/L，可達(dá)到GB 16889—2008的要求。隨著粒化高爐礦渣粉用量的增加，固化效果不斷變好，當(dāng)投加質(zhì)量比超過12%時(shí)，其對(duì)總Cr固化效果即可達(dá)到GB 16889—2008的要求，而水玻璃用量超過16%后仍未達(dá)到總Cr的浸出要求。當(dāng)粒化高爐礦渣粉（重慶）的投加質(zhì)量比為16%時(shí)，六價(jià)鉻的固化效率達(dá)98%以上，總鉻的固化效率達(dá)70%以上。

3 結(jié)論

1）通過鉻污染土壤藥劑篩選試驗(yàn)研究，共篩選出11種對(duì)鉻污染土壤具有良好還原、吸附和固化效果的藥劑，其中包括4種還原劑（硫酸亞鐵、氯化亞鐵、硫化鈉、多硫化鈣）、4種吸附劑（鈣鎂磷肥、弱堿性陰離子交換樹脂、氧化鎂和三水鋁石）以及3種固化劑（分別購自河南和重慶的粒化高爐礦渣粉和水玻璃）。

2）在選定優(yōu)化藥劑之后，進(jìn)行了藥劑投加梯度實(shí)驗(yàn)，還原劑中多硫化鈣的效果最好，投加摩爾比為0.1時(shí)，即可達(dá)到《生活垃圾填埋場污染控制標(biāo)準(zhǔn)》（GB 16889—2008）對(duì)Cr（Ⅵ）浸出的要求，投加摩爾比為0.8時(shí)，六價(jià)鉻的穩(wěn)定效率達(dá)90%以上;吸附劑中鈣鎂磷肥效果最好，投加質(zhì)量比分別為8%和16%時(shí)，可以達(dá)到GB 16889—2008對(duì)Cr（Ⅵ）和總Cr的浸出要求，投加質(zhì)量比為20%時(shí)，六價(jià)鉻的穩(wěn)定效率達(dá)90%以上，總鉻的穩(wěn)定效率達(dá)80%以上;固化劑中的粒化高爐礦渣粉（重慶）效果最好，投加質(zhì)量比分別為2%和12%時(shí)，可達(dá)到GB 16889—2008對(duì)Cr（Ⅵ）和總Cr的要求，投加質(zhì)量比為16%時(shí)，六價(jià)鉻的固化效率達(dá)98%以上，總鉻的固化效率達(dá)70%以上。

參考文獻(xiàn)：

[1] CHRYSOCHOOU M， JOHNSTON C P， DAHAL G. A comparative evaluation of hexavalent chromium treatment in contaminated soil by calcium polysulfide and green-tea nanoscale zero-valent iron [J]. Journal of Hazardous Materials， 2012， 201/202： 33-42.

[2] 楊武， 郭琳， 陳明， 等. 某鉻鹽廠Cr（Ⅵ）污染土壤還原穩(wěn)定化效果研究[J]. 環(huán)境保護(hù)科學(xué)， 2018， 44（4）： 114-120.

YANG W， GUO L， CHEN M， et al. Effects on reduction and stabilization of hexavalent chromic-contaminated soil at a chromium salt site [J]. Environmental Protection Science， 2018， 44（4）： 114-120.（in Chinese）

[3] 王興潤， 張艷霞， 王琪， 等. 鉻污染建筑廢物不同清洗劑的作用效果比較[J]. 化工學(xué)報(bào)， 2012， 63（10）： 3255-3261.

WANG X R， ZHANG Y X， WANG Q， et al. Comparison of different washing agents for disposal of chromium-contaminated construction waste [J]. Journal of Chemical Industry and Engineering （China）， 2012， 63（10）： 3255-3261.（in Chinese）

[4] 于慧鑫， 張廣鑫， 李杰， 等. 鉻污染土壤的形態(tài)特征及藥劑穩(wěn)定化研究[J]. 環(huán)境保護(hù)科學(xué)， 2019， 45（1）： 116-121.

YU H X， ZHANG G X， LI J， et al. Study on the speciation characteristics and chemical stabilization of chromium contaminated soil [J]. Environmental Protection Science， 2019， 45（1）： 116-121.（in Chinese）

[5] 張麗， 畢學(xué)， 楊文曉， 等. 六價(jià)鉻污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)材料文獻(xiàn)計(jì)量分析[C]//《環(huán)境工程》2019年全國學(xué)術(shù)年會(huì)論文集， 2019： 984-991.

ZHANG L， BI X， YANG W X， et al. Bibliometric analysis of stabilization materials research of hexavalent chromium contaminated soils [C]//Proceedings of the 2019 national academic annual conference on environmental engineering，2019： 984-991. （in Chinese）

[6] WANG L， CHO D W， TSANG D C W， et al. Green remediation of As and Pb contaminated soil using cement-free clay-based stabilization/solidification [J]. Environment International， 2019， 126： 336-345.

[7] 王宇峰， 楊強(qiáng)， 劉磊， 等. 不同還原劑對(duì)某鉻渣污染場地修復(fù)效果的實(shí)驗(yàn)研究[J]. 環(huán)境污染與防治， 2017， 39（4）： 384-387， 391.

WANG Y F， YANG Q， LIU L， et al. Experimental study on remediation of chromium slag contaminated site by different reductants [J]. Environmental Pollution & Control， 2017， 39（4）： 384-387， 391.（in Chinese）

[8] 史開宇， 王興潤， 范琴， 等. 不同還原藥劑修復(fù)Cr（Ⅵ）污染土壤的穩(wěn)定性評(píng)估[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)， 2020， 14（2）： 473-479.

SHI K Y， WANG X R， FAN Q， et al. Stability evaluation of Cr（Ⅵ）-contaminated soils restoration with different reducing agents [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering， 2020， 14（2）： 473-479.

[9] 李培中， 呂曉健， 王海見， 等. 某電鍍廠六價(jià)鉻污染土壤還原穩(wěn)定化試劑篩選與過程監(jiān)測[J]. 環(huán)境科學(xué)， 2017， 38（1）： 368-373.

LI P Z， LV X J， WANG H J， et al. Screening of the reduction/stabilization reagent for Cr（Ⅵ） contaminated soil in a planting site and reaction process monitoring [J]. Chinese Journal of Environmental Science， 2017， 38（1）： 368-373.（in Chinese）

[10] 孫堯， 王興潤， 楊延梅， 等. 鉻渣污染土壤穩(wěn)定化技術(shù)研究[J]. 環(huán)境工程， 2012， 30（Sup2）： 524-527.

SUN Y， WANG X R， YANG Y M， et al. Study of stabilization technology of chromium slag-contaminated soil [J]. Environmental Engineering， 2012， 30（Sup2）： 524-527.（in Chinese）

[11] 黃瑩， 徐民民， 李書鵬， 等. 還原穩(wěn)定化法修復(fù)六價(jià)鉻污染土壤的中試研究[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)， 2015， 9（2）： 951-958.

HUANG Y， XU M M， LI S P， et al. Remediation of hexavalent chromic-contaminated soil by reduction and stabilization technology at pilot-scale studies [J].

Chinese Journal of Environmental Engineering， 2015， 9（2）： 951-958.（in Chinese）

[12] 劉增俊， 夏旭， 張旭， 等. 鉻污染土壤的藥劑修復(fù)及其長期穩(wěn)定性研究[J]. 環(huán)境工程， 2015， 33（2）： 160-163.

LIU Z J， XIA X， ZHANG X， et al. Study of remediation and long-term effect of agents on chromium contaminated soil [J]. Environmental Engineering， 2015， 33（2）：160-163.（in Chinese）

[13] 盧鑫， 羅啟仕， 劉馥雯， 等. 硫化物對(duì)電鍍廠鉻污染土壤的穩(wěn)定化效果及其機(jī)理研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2017， 37（6）： 2315-2321.

LU X， LUO Q S， LIU F W， et al. Effect and mechanism of stabilization of chromium contaminated soils in electroplating factory by sulfide-based stabilizers [J]. Acta Scientiae Circumstantiae， 2017， 37（6）： 2315-2321.（in Chinese）

[14] 尹貞， 廖書林， 馬強(qiáng)， 等. 幾種穩(wěn)定化藥劑修復(fù)鉻污染土壤的研究[J]. 環(huán)境工程， 2016， 34（5）： 166-169.

YIN Z， LIAO S L， MA Q， et al. Stabilization of chromium in the contaminated soil by several different chemicals [J]. Environmental Engineering， 2016， 34（5）： 166-169.（in Chinese）

[15] 徐小希， 陳胡星， 劉浩， 等. 水泥基材料對(duì)鉻污染土壤的固化/穩(wěn)定化研究[J]. 材料導(dǎo)報(bào)， 2012， 26（18）： 132-135， 147.

XU X X， CHEN H X， LIU H， et al. Solidification/stabilization of FeCl2 and cement clinker on chromium contaminated soil [J]. Materials Review， 2012， 26（18）： 132-135， 147.（in Chinese）

[16] 周冰. 鉻污染場地土壤化學(xué)修復(fù)技術(shù)研究[D]. 石家莊： 河北科技大學(xué)， 2016.

ZHOU B.Study on soil chemical remediation technology of chromium contaminated sites [D]. Shijiazhuang： Hebei University of Science and Technology， 2016.（in Chinese）

[17] 王婉玉， 劉元元， 黃思敏， 等. 利用CPS還原穩(wěn)定化修復(fù)Cr（Ⅵ）污染土壤[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)， 2017， 11（6）： 3853-3860.

WANG W Y， LIU Y Y， HUANG S M， et al. Stabilization of Cr（Ⅵ）-contaminated soil with calcium polysulfide [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering， 2017， 11（6）： 3853-3860.（in Chinese）

[18] 周斌， 黃道友， 吳金水， 等. 還原穩(wěn)定劑配伍對(duì)鉻污染土壤的穩(wěn)定化效果[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)， 2018， 12（10）： 2874-2883.

ZHOU B， HUANG D Y， WU J S， et al. Effect of reducing amendments combination on stabilization remediation of chromium contaminated soil [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering， 2018， 12（10）： 2874-2883.（in Chinese）

[19] 黃現(xiàn)統(tǒng)， 曹洪濤， 劉洋. 不同固定劑對(duì)鉻污染土壤的原位修復(fù)[J]. 廣東化工， 2014， 41（12）： 171-172.

HUANG X T， CAO H T， LIU Y. Different fixatives on the in situ remediation of chromium-contaminated soil [J]. Guangdong Chemical Industry， 2014， 41（12）： 171-172.（in Chinese）

[20] 郭觀林， 周啟星， 李秀穎. 重金屬污染土壤原位化學(xué)固定修復(fù)研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 2005， 16（10）： 1990-1996.

GUO G L， ZHOU Q X， LI X Y. Advances in research on in situ chemo-immobilization of heavy metals in contaminated soils [J]. Chinese Journal of Applied Ecology， 2005， 16（10）： 1990-1996.（in Chinese）

[21] 陳英旭， 朱祖祥. 土壤、礦物對(duì)Cr（Ⅵ）吸附機(jī)制的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)， 1993（4）： 150-152.

CHEN Y X， ZHU Z X.Mechanism of adsorption of Cr （Ⅵ） by soils and minerals [J]. Agro-Environmental Protection， 1993（4）： 150-152.（in Chinese）

[22] PAUL M， SANDSTRM ， PAUL J. Prospects for cleaning ash in the acidic effluent from bioleaching of sulfidic concentrates [J]. Journal of Hazardous Materials， 2004， 106（1）： 39-54.

[23] 徐慧婷， 張煒文， 沈旭陽， 等. 重金屬污染土壤原位化學(xué)固定修復(fù)研究進(jìn)展[J]. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)， 2019， 58（1）： 10-14.

XU H T， ZHANG W W， SHEN X Y， et al. Advances inremediation of heavy metal contaminated soils by in situ chemical fixation [J]. Hubei Agricultural Sciences， 2019， 58（1）： 10-14.（in Chinese）

[24] 環(huán)境保護(hù)部. 污染地塊修復(fù)技術(shù)指南固化/穩(wěn)定化技術(shù)（試行）（征求意見稿）[Z]. 2017.

Ministry of Environmental Protectionof China. Guide to remediation technology of contaminated site-solidification/stabilization technology （Trial） （Draft for Comments） [Z]. 2017. （in Chinese）

[25] 陳莉榮， 張思思， 王哲. 高爐渣對(duì)Cr6+吸附性能的研究[J]. 應(yīng)用化工， 2016， 45（7）： 1267-1271， 1275.

CHEN L R， ZHANG S S， WANG Z. Study on adsorption property of hexavalent chromium on blast furnace slag [J]. Applied Chemical Industry， 2016， 45（7）： 1267-1271， 1275.（in Chinese）

[26] 單暉峰， 陳俊華， 胡浩， 等. 重金屬穩(wěn)定化技術(shù)的最新進(jìn)展及工程實(shí)踐[J]. 環(huán)境工程， 2017（Sup2）： 448-452.

SHAN H F， CHEN J H， HU H， et al. The latest progress of heavy metal stabilization technology and practical application[J]. Environmental Engineering， 2017（Sup2）： 448-452. （in Chinese）

（編輯 王秀玲）