固化/穩定化修復后土壤重金屬穩定性及再活化研究進展①

常春英，曹浩軒，陶 亮，呂貽忠*，董敏剛

固化/穩定化修復后土壤重金屬穩定性及再活化研究進展①

常春英1，曹浩軒2，陶 亮3，呂貽忠2*，董敏剛1

(1 廣東省環境科學研究院，廣東省污染場地環境管理與修復重點實驗室，廣州 510045；2 中國農業大學土地科學與技術學院，北京 100193；3 廣東省科學院生態環境與土壤研究所，華南土壤污染控制與修復國家地方聯合工程研究中心，廣東省農業環境綜合治理重點實驗室，廣州 510650)

固化/穩定化技術是一種經濟、有效、快捷的重金屬污染主流修復技術，隨著我國以風險管控為主導策略的土壤污染防治工作的推進，該技術正發揮著極其重要的作用。固化/穩定化技術處置后土壤中的重金屬并未移除，存在再活化的風險。本文對固化/穩定化技術特點、修復效果評估方法、評價標準等進行了系統總結，概述了修復后重金屬賦存形態、生物有效性、微觀形態等特征，著重闡述了凍融、水環境和酸雨淋溶3類環境脅迫下重金屬的再活化行為和影響因素。在此基礎上，討論了當前固化/穩定化修復后土壤和場地環境監管體系構建的現狀、不足和發展需求，提出需注重修復后重金屬環境行為、再活化定量化等研究方向。

土壤；重金屬；固化/穩定化；再活化；風險管控

土壤固化/穩定化技術因其具有修復周期短、達標能力強、作用對象廣泛且易與其他修復技術聯用等特征，被廣泛應用于國內外污染土壤的治理與修復工程中[1-3]。根據美國超級基金修復報告統計，在已開展的1 447個補救措施場地中，有460個污染場地使用了固化/穩定化技術，使用率高達31.8%，尤以2012—2014年這3年為甚[4]。根據美國環境商務國際有限公司(EBI)發布的2019年《美國環境修復產業報告：修復與產業服務》，熱修復、化學氧化和固化/穩定化仍是場地污染土壤修復的三大主流技術，其中使用固化/穩定化修復的地塊占比為18%，而采用清挖實施場外處置的地塊也有較大比例(占38%)采用固化/穩定化修復技術[5]。隨著《中華人民共和國土壤污染防治法》[6]《土壤污染防治行動計劃》[7]等的深入推進，固化/穩定化技術作為污染土壤治理與修復的重要風險管控技術正發揮著極其重要的作用。目前針對固化/穩定化技術的研究主要涵蓋藥劑體系研發、修復機理及效果研究、評價方法及標準、相關裝備研發及優化等，形成了較為完善的技術和工程應用體系，但針對固化/穩定化修復后重金屬的穩定性，以及因外界環境改變而導致重金屬再活化及其調控機制的研究仍相對較少[8-9]。固化/穩定化修復后場地因污染物未徹底清除仍存在潛在風險，可能對人居環境健康造成危害。本文在系統論述固化/穩定化處理技術、修復后重金屬賦存特征、重金屬再活化行為等的基礎上，針對固化/穩定化修復后重金屬的環境行為及其機理、定量化活化預測方法、異地處置與監管等方面提出展望，以期為修復后場地的長期監管提供參考。

1 固化/穩定化技術及其應用概述

1.1 固化/穩定化技術

固化/穩定化修復技術，是通過物理或化學手段將有毒有害物質固定起來或者將污染物轉成化學性質不活潑的形態，從而降低污染物毒害程度的一種修復技術[10-11]。實際應用中，固化/穩定化修復技術分為固定化和穩定化兩種技術，二者常聯合使用。前者是利用惰性基材(固化劑)與污染物完全混合生成結構完整、具有一定尺寸和機械強度的塊狀密實體(固化體)的工藝，后者是利用化學添加劑改變介質中污染物的賦存狀況或化學組成，降低其毒性、溶解性和遷移性的工藝。在固化/穩定化修復工程中，由于修復對象、修復需求等的不同，使用的固化/穩定化材料差異較大。按照固化/穩定化材料性質和作用機理的差異，分為有機材料、無機材料和有機無機復合材料三類[8,12]。有機材料分為有機黏結劑和有機添加劑，分別通過黏結劑的固液態轉變、添加劑的離子交換或絡合作用固定或吸附土壤重金屬。無機材料主要分為無機黏結劑、硅鈣類材料、黏土礦物材料和磷酸鹽類材料。其中無機黏結劑通過水泥水化反應形成固化體；硅鈣類材料通過提高土壤pH，增加土壤表面負電荷，促進對重金屬陽離子吸附或形成重金屬碳酸鹽、硅酸鹽沉淀，以降低土壤重金屬遷移性和生物有效性[13]；黏土礦物材料比表面積大，結構層帶電荷，通過吸附、配位和共沉淀作用減少土壤溶液中重金屬離子濃度和活性；磷酸鹽類材料通過誘導重金屬吸附、沉淀和共沉淀作用降低土壤重金屬活性[14]。有機無機復合類材料包括零價Fe、FeSO4、鐵氧化物、錳氧化物等，一方面通過表面吸附、共沉淀途徑固定土壤中重金屬，另一方面通過氧化還原反應使土壤中一些變價重金屬如Cr6+、As3+氧化或還原為毒性和遷移性更小的Cr3+、As5+。固化/穩定化修復技術主要應用于As、Cd、Cr、Pb等重金屬污染的土壤修復中，在多環芳烴和農藥污染的土壤中也有應用，具有修復周期短、施工簡單、成本低等優點，其工程技術較為成熟。

1.2 修復效果評價方法及標準

固化/穩定化修復技術不能實質性銷毀或去除污染物，而是對污染物的暴露和遷移進行阻斷，污染物仍存在于介質中，因此其修復后效果評估方法及其標準一直是該技術關注的熱點[15-17]。表1為國內外常用的固化/穩定化修復效果評估試驗方法及其適用情形，根據最終的處置或再利用情景，固化/穩定化技術的修復效果具有不同的評估試驗方法。針對修復后產物用作原地填埋用土、衛生場填埋覆蓋用土、公園綠地用土、河堤填充土等，其修復效果多以浸出的重金屬濃度為衡量指標；針對修復后產物用作路基材料、路堤、河堤護岸材料、建筑骨料等情形的，其修復效果評價在浸出濃度的基礎上，還要以無側限抗壓強度、抗滲透性、抗耐久性等物理性質作為額外的衡量指標。

表1中所述振蕩浸出試驗是固化/穩定化技術最常用的效果評價方法，該方法可以指示特定場景下介質的浸出特性，但不適用于大范圍介質及其釋放情景。2013年，美國國家環境保護署提出了浸出環境評估框架(leaching environmental assessment frame-work, LEAF)，LEAF方法包括多pH平行浸出試驗(Method 1313)[35]、柱淋溶測試(Method 1314)[36]、半動態槽浸出試驗(Method 1315)[37]和不同液固比平行浸出試驗(Method 1316)[38]4類。通常4類試驗，可以單獨或聯合判斷固體廢物更廣泛的浸出特性。與傳統浸出方法相比，LEAF方法不限于特定的處置情景，考慮的處置和污染釋放情景范圍更廣，可滿足實際管理過程中遇到的多種環境條件，但該法對填埋等釋放情景的評估較少，未考慮廢棄物在長期環境影響下的浸出特征。由于該方法操作較為繁瑣，在國內已有的工程應用中鮮有報道。我國大多使用醋酸緩沖溶液法(HJ/T 300—2007)[26]和硫酸硝酸法(HJ/T 299—2007)[28]對固化/穩定化效果進行評價。

表1 國內外常用的固化/穩定化修復效果評價方法

除了各種試驗測試方法外，固化/穩定化修復效果評估還需采用國家或地方制定的驗收標準以判斷修復是否達標[39]。各國結合本土實際，制定了不同毒性浸出評價標準，如美國針對TCLP(毒性特性浸出程序)試驗制定的40 CFR 261.24標準[40]，日本的《土壤污染對策法》[41]以及我國的GB 5085.3—2007《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》[42]均規定了浸出液中危險成分濃度限值。同時，固化/穩定化產物的物理性能及其評價標準也需根據其最終用途和接收地要求來確定，如針對衛生填埋處理，根據GB50869—2007《生活垃圾衛生填埋處理技術規范》[43]填埋物需滿足無側限抗壓強度≥50 kPa的要求；針對公路路基，根據GJJ01—2007《城鎮道路工程施工與質量驗收規范》[44]，城市快速路、主干路基層水泥穩定土類材料7 d無側限抗壓強度為3.0 ～ 4.0 MPa，底基層為1.5 ～ 2.5 MPa。表2列舉了部分污染土壤固化/穩定化修復后案例的浸出評價方法和標準，浸出毒性評價標準主要有《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》[42]《污水綜合排放標準》[45]《地表水環境質量標準》[46]《地下水質量標準》[47]和《生活垃圾填埋場污染控制標準》[48]等。

表2 部分固化/穩定化修復案例評價方法和標準

Table 1 Evaluation methods and criteria in some cases of solidification/stabilization remediation

2 固化/穩定化修復后土壤重金屬的賦存特征

2.1 重金屬的賦存形態

固化/穩定化技術通過沉淀、吸附、絡合等作用暫時降低重金屬的暴露風險，或是通過氧化還原作用使變價金屬轉化為毒性和遷移性更小的價態，將土壤重金屬由較為活躍的形態(如可交換態、碳酸鹽結合態或弱酸提取態)向較為穩定的形態(如鐵錳氧化態、有機結合態、殘渣態)轉化。陳承峰[50]向污染底泥中添加10% 鐵基和10% 水泥固化劑并養護7 d后，利用Tessier形態分析法測得污染底泥中5種重金屬(Cu、Ni、Cd、As、Pb)在固化穩定化前后的變化，發現重金屬形態都呈現活躍態向穩定態轉化的現象。尹鵬[51]以自制堿白泥、脫硫灰渣為助劑的改性工業廢渣作為鈍化劑，使污染土壤中Cd、Pb、Cu的可交換態和碳酸鹽結合態含量顯著降低。Deng和Qian[52]以飛灰與偏高嶺土和礬土水泥混合后的產物作為固化/穩定化藥劑，探究了修復前后Pb、Cd、Zn形態變化，表明固化/穩定化后Pb和Cd的可交換態、碳酸鹽結合態和鐵錳氧化態含量減少，有機結合態和殘渣態含量增加，而Zn主要轉化為有機結合態和殘渣態。Zhang等[53]用巰基改性的納米二氧化硅(SiO2-SH)對土壤中Ni2+、Cu2+和Zn2+進行了鈍化處理，發現重金屬均從可交換態、碳酸鹽結合態和鐵錳氧化態向有機結合態和殘渣態轉化。

根據添加的固化/穩定劑不同，其修復機理也有一定區別，鐵鹽穩定劑(主要含Fe2+)在酸性或中性條件下與氧氣和水反應生成Fe3+，Fe3+能將環境中As3+氧化成As5+，并與可溶性AsO3– 4、AsO3– 3和AsO– 2形成砷酸鐵、五水合亞砷酸鐵沉淀，使可交換態和碳酸鹽結合態As減少，鐵錳氧化態和殘渣態As增加[47]。水泥能夠提升土壤pH，并發生水化反應產生Ca(OH)2、水化硅酸鈣(CSH)和鈣礬石，使土壤中游離重金屬沉淀或被吸附包裹到礦物晶格中，進而降低可交換態和碳酸鹽結合態重金屬。石灰、粉煤灰等強堿性固化/穩定劑可提升土壤pH，通過物理吸附、化學沉淀、配位和氧化還原等方式，使重金屬離子的化學形態由不穩定狀態變為穩定狀態。此外，土壤的pH上升會使黏土礦物表面的負電荷增加，進而高效吸附帶正電的重金屬離子[54]。王洪才[55]利用30% 石膏和15% 竹炭穩定化處理污染土壤，發現這兩種穩定劑對Cu、Ni的穩定作用均體現為可交換態的降低，前者表現為碳酸鹽結合態和鐵錳氧化態的增加，后者表現為鐵錳氧化態和有機結合態的增加?？傊?，不同固化/穩定劑對重金屬的修復效果與固定機理不同，具有一定的特異性，工程應用中常用多種固化/穩定劑以增強對重金屬復合污染的修復效果。

2.2 重金屬的生物有效性

生物有效性也稱生物可利用性，通過生物有效性的分析可以確切了解介質中重金屬污染程度，預測重金屬對人體健康和生態環境造成的影響，分析方法主要有化學分析法和生物學方法[56]。化學分析法是以土壤重金屬的形態分級來估算，以生物活性較大的重金屬形態占總量的百分比來評估土壤重金屬的生物有效性，一般來說當重金屬可交換態和碳酸鹽結合態占比越高時風險越高，土壤重金屬離子越容易進入生物體內。從某種意義上來說，上述化學提取方法以及國內外評估修復效果的TCLP、SPLP(合成沉降浸出程序)、MEP(多級提取程序)、醋酸緩沖溶液法、硫酸硝酸法等毒性浸出方法均為“化學有效性”的評估方法，其通過測定土壤修復前后“化學有效態”重金屬的濃度變化，確定經過固化/穩定化修復后重金屬的生物有效性變化。生物學方法以植物指示法和微生物指示法為代表，是評價土壤重金屬生物有效性最直觀的方法。植物指示法采用指示植物對重金屬吸收量的大小來判斷土壤中重金屬生物有效性的高低，微生物指示法采用土壤微生物的生物量、ATP含量、土壤代謝墑、土壤酶活性等來表征土壤重金屬污染的生物學效應[57-58]。前者多選用黑麥幼苗作為指示植物，通過測定短期內土壤中被消耗的生物有效態元素含量以及植物體內重金屬含量揭示生物有效性的高低；后者常以蚯蚓豐度及其體內重金屬含量等作為土壤污染監測、特征描述和風險評估的工具[59-60]。Davies等[61]研究了Pb污染土壤使用Ca5(PO4)3OH穩定化修復前后蚯蚓的生物有效性，蚯蚓的產繭率半數效應濃度、28 d體重損失半數效應濃度和28 d半致死濃度分別由修復前的(971±633)、(1 408±198)和(4 379± 356)mg/kg變為修復后的(1 814±613)、(3 334±731)和(5 203±401)mg/kg。González等[62]通過測試蚯蚓的存活、生長、繁殖和生物累積等指標評估有機穩定劑(6% 堆肥)和無機穩定劑(8% 大理石污泥)對重金屬污染土壤降低其生物有效性的效果，結果顯示，無機處理沒有顯著降低重金屬毒性，有機處理使重金屬毒性顯著增加，蚯蚓存活率由穩定前的100% 降低為穩定后的30%。

2.3 重金屬的微觀特征

國內外學者利用光譜和電鏡技術，通過研究固化/穩定化藥劑與重金屬之間的相互作用及其復合物質的構象，解析了固化/穩定化的微觀結構和修復機制，表明處理后土體緊密程度增加、孔隙減少，土體內部可形成完整骨架結構，其物理強度和重金屬包裹能力增加，但總體上仍以定性分析為主。目前，常用的微觀界面分析方法有X射線衍射法(XRD)、掃描電子顯微鏡法(SEM)和傅里葉變換紅外光譜法(FTIR)等。原奇[63]利用SEM探究了FeSO4·7H2O–水泥–生石灰固化后土壤的微觀結構及形貌特征，發現固化土結構相對致密，水泥顆粒發生水化反應形成的水化產物與土壤顆粒之間呈現包裹、嵌套、膠結的結構形式，土壤顆粒多以點–點、點–面和面–面接觸。張雪芹[64]通過SEM分析了水泥–堿渣固化后其產物的微觀界面特征，發現經固化/穩定化后土體膠結性良好、土體孔隙密集，出現少量薄片狀小顆粒結晶體，土體覆蓋少量的纖維狀水化硅酸鈣以及片狀水化鋁酸鈣，土體內部的比表面積大幅增加；XRD試驗也發現CaCO3、水化硅酸鈣(CSH)和水化鋁酸鈣(CAH)等含量均有增加，證明了重金屬離子化合物的進一步生成。Katsioti等[65]采用膨潤土–水泥混合物對重金屬污泥進行了固化/穩定化修復處理并對其做了XRD分析，證實固化/穩定化產物主要為Ca-Si-H、Ca(OH)2和鈣礬石、硅酸鈣等。

3 固化/穩定化修復后土壤重金屬的活化行為

3.1 重金屬再活化影響因素

固化/穩定化修復后土壤重金屬的遷移性和活性大幅降低，重金屬形態更趨于穩定，這個過程涉及水泥基材料的固定作用、化學藥劑的穩定化作用和有機物料的螯合作用等。圖1為影響固化/穩定化產物的主要因素示意圖。當固化/穩定化修復后土壤的環境發生改變，如土壤pH、氧化還原電位(Eh)、土壤水分、孔隙度、黏土礦物等發生變化時，會打破原有固化/穩定化的平衡，使重金屬重新活化[66]。各因素相互聯系、相互影響，共同作用于固化/穩定化修復后的土壤，其中土壤pH和Eh是影響重金屬活化的關鍵因素，土壤外來物質加入(微生物和植物根系分泌物)也可以通過酸化、改變氧化還原條件來促進重金屬的活化。

3.1.1 土壤pH 土壤pH可通過改變土體介質中重金屬元素的吸附點位、配位性質、吸附表面的穩定性等方面來影響土壤中重金屬的物理化學行為，它的升降強烈影響土壤膠體表面電荷的變化、有機質對重金屬的吸附、絡合或螯合作用[68]。一般土壤pH升高，重金屬從離子交換態轉變為不溶解態如碳酸鹽結合態(As除外)，隨著pH持續升高，當達到重金屬離子的沉淀平衡常數(sp)后，重金屬離子就會與氫氧根離子結合沉淀為不溶性的氫氧化物；相反，pH降低可導致碳酸鹽和氫氧化物結合態的重金屬溶解，土壤溶液H+增加也導致土壤膠體表面吸附的重金屬陽離子被H+置換而釋放出來。

圖1 影響固化/穩定化產物的內部和外部因素示意圖[66-67]

3.1.2 土壤Eh Eh代表土壤氧化性和還原性的相對程度，以Eh反映土壤所處氧化還原狀態，其也是影響重金屬活性的關鍵因素[69]。H+是氧化還原反應過程中的重要反應物，Eh發生改變時，土壤pH也隨之變化，進而引發重金屬化學行為的改變。同時，土壤中具有結合重金屬能力的鐵錳氧化物、硫化物、有機質等對氧化還原電位的變化極為敏感，高Eh有利于促使鐵錳氧化物的形成和重金屬離子的固定，低Eh促進鐵錳氧化物溶解，促進重金屬離子的釋放，進而增強重金屬離子的遷移性和生物有效性。此外，Eh可通過硫化物的氧化還原反應影響重金屬活性，氧化環境下重金屬硫化物被氧化釋放出重金屬離子，還原條件下(–75 ～ 150 mV)，硫還原專性厭氧菌脫磷弧菌屬()通過厭氧呼吸生成H2S，并與重金屬陽離子結合生成硫化物沉淀，富氧環境時S2–被重新氧化為SO2– 4并產生H+使環境pH下降，增強重金屬活性[70]。

3.1.3 其他因素 高分子量有機物易與重金屬形成難溶性配合物或發生共沉淀，而可溶性有機物(DOM)如中低分子量的羧酸、氨基酸和富里酸容易與重金屬形成可溶性的金屬–DOM配合物。厭氧條件下，高分子量有機物可以作為電子受體被微生物還原分解成DOM，與之結合的重金屬離子隨其分解而釋放，并與DOM結合生成可溶性絡合物，提高重金屬的遷移性和活性[71]。此外，硫酸鹽侵蝕也能促進固化/穩定化后土壤重金屬的重新活化，原因可能是硫酸鹽侵蝕導致土壤pH降低，土壤基質中的部分氫氧化鈣和水化硅酸鈣逐漸溶解，進而降低了土壤緩沖能力和孔隙度。

3.2 環境脅迫下重金屬活化特性

3.2.1 凍融 凍融是作用在土壤的非生物應力，土壤中的游離水遇冷結成冰后發生體積膨脹，遇熱后體積縮小，引起土體結構的破壞。凍融循環可以顯著降低二氧化硅的地球化學和生態有效性，刺激硅質礦物和巖石的溶解，改變土壤基本理化性質，破壞穩定的土壤結構，增強土壤滲透性，使得土壤礦物顆粒內的金屬離子溶出[72]。王漫莉[73]通過研究穩定化后土壤在長期凍融循環和干濕交替作用下的穩定性，發現凍融循環使土壤As浸出濃度增加，并將土壤As轉化為離子交換態和碳酸鹽結合態。楊潔等[74]通過考察不同狀態下凍融與高溫老化對固化/穩定化土壤中As的影響發現，反復凍融和高溫老化可顯著削弱固化效果，降低抗壓強度，提升不穩定態As含量，提高As浸出濃度。

3.2.2 水環境脅迫 干濕交替和淹水是自然土壤經常遭受的水環境脅迫情形，干濕交替可通過改變固化/穩定化土體強度、結構及重金屬離子化學穩定性等而改變修復效果；淹水會降低土壤氧含量和氧化還原電位，通過吸附–解吸、氧化–還原、有機–無機絡合等方式改變土壤重金屬的賦存狀態[75-78]。查甫生等[79]研究了水泥固化Pb2+、Zn2+污染土在干濕交替作用下的強度特性和淋濾特性，結果表明固化后土壤的無側限抗壓強度隨干濕交替次數的增加而先增大后減小，且其淋濾液重金屬濃度隨著干濕交替次數的增加而不斷增大。楊賓等[15]研究了淹水過程對土壤重金屬及其形態的影響，發現Eh值隨著淹水增加而降低，pH向中性靠攏，重金屬浸出濃度呈先增后降趨勢，淹水結束后土壤重金屬形態由弱酸提取態轉化為相對穩定的形態。史開宇等[17]研究了淹水密閉條件對修復后土壤Cr6+穩定性的影響，發現試樣中Cr6+濃度均有下降趨勢。總體上，干濕交替可使得固化土無側限抗壓強度降低，水化產物的破碎分解導致被其吸附包裹的重金屬離子重新溶解、浸出；淹水環境會間接導致酸性土壤中游離態重金屬沉淀或堿性土壤中吸附態重金屬釋放。

3.2.3 酸雨淋溶 酸雨淋溶是導致土壤重金屬活化的又一個重要環境因子。長期酸雨淋溶會大大降低土壤pH，使吸附在帶負電荷土壤膠體上的重金屬陽離子發生置換反應，進而陽離子從土壤膠體解吸到土壤溶液中。羅盈[80]在模擬酸雨對土壤Cr、Cu、Cd釋放影響的試驗中發現，各重金屬累積淋失率隨著酸雨pH降低而增加。劉馥雯等[81]通過模擬酸雨試驗研究多硫化鈣(CPS)穩定化處理后土壤中Cr的長期穩定性，發現穩定化處理后土壤中總Cr和Cr6+的釋放量遠低于未穩定土壤，且增加穩定劑CPS的投放量有助于加快淋出液總Cr和Cr6+濃度趨于穩定達到釋放平衡并保持在安全范圍內。Li等[82]研究了模擬酸雨對廣州市8種城市土壤Cd、Pb、Cu、Zn遷移及其形態轉化的影響，發現淋出液中Pb和Cd的最高濃度分別超過了Ⅲ類和Ⅴ類地下水質量標準，模擬酸雨試驗結束后土壤重金屬形態均發生不同程度的變化。此外，Du等[83]研究了不同pH條件下酸雨對水泥穩定Pb污染土壤的淋溶特性，其結果顯示，強酸性(pH 2.0)浸出液可顯著增強土壤中Pb和Ca浸出，并歸因于水化產物的穩定性及其對土壤緩沖能力和結構的影響。

除極端環境外，修復后土壤在長期自然環境下其穩定性也會發生改變。有研究表明，固化污染土累積孔隙體積隨風化時間逐漸增加，通過對比自然大氣環境影響下磷礦粉、水泥和氧化鐵固化Pb污染土的溶出特性，發現磷礦粉固定Pb效果最優，而水泥固化Pb污染土的pH降低最明顯，Pb的溶出風險最高。Antemir等[84]對英國和美國的8個超級基金場地在修復后的4 ～ 21年的水泥基材料固化重金屬廢棄物進行調查發現，由于長期接觸大氣CO2，固化污染廢棄物中的水泥水化產物和重金屬與CO2發生反應，生成大量強膨脹性鈣礬石和碳酸鈣，導致固化體產生細小裂縫并影響固定效果。因此，長期自然或極端環境條件下，固化/穩定化后重金屬有重新溶出再活化的現象。

4 固化/穩定化修復后土壤的后期監管

固化/穩定化修復因其污染物未完全清除，地塊風險仍然存在，在后續利用中仍需長期監管地塊的使用以確保安全。美國、英國、荷蘭、加拿大等國家均建立了污染場地修復后長期監管制度體系，構建了一套長期監測、跟蹤、回顧性檢查與評估及后期風險管理制度，并結合場地實際采取設備及工程運行與維護、長期監測、長期存檔等制度，開展定期或不定期的回顧性檢查，其中以美國超級基金的5年回顧政策最為完善并被廣泛采用。我國污染場地再利用環境監管大多終止于通過“修復效果評估并驗收”，關于后續實際建設與原修復假設條件的偏離以及風險是否有“反彈”等情況則尚未引起足夠關注[85]?！吨腥A人民共和國土壤污染防治法》[6]明確提出了后期監管的要求，生態環境部發布的HJ 25.5—2018《污染地塊風險管控與土壤修復效果評估技術導則》[86]和HJ 25.6—2019《污染地塊地下水修復和風險管控技術導則》[87]中均提出針對實施風險管控的地塊需開展后期環境監管，但后期監管的具體要求尚未明確。2020年12月，廣州市印發實施《污染地塊修復后環境監管工作要點(試行)》[88]，針對采用風險管控措施(原地阻隔、固化/穩定化等)的地塊提出以跟蹤監測、現場檢查等方式強化監管，首次實質性啟動了污染場地后期監管，打通了污染場地全生命周期監管的最后一環。工程實際中，為管控固化/穩定化修復后場地土壤重金屬的潛在風險，確保固化/穩定化修復效果的長期有效性，需對固化/穩定化產物進行有效的后期防護。具體措施包括：①建設保護系統(如在固化/穩定化產物上方覆土或鋪設瀝青層)，防止固化/穩定化產物受到風化影響；②對固化/穩定化產物進行阻隔，避免敏感受體與其發生接觸；③限制土地利用，避免對固化/穩定化產物造成破壞；④固化/穩定化產物用作建筑、路基等工程材料時，根據工程壽命設計維護時間；⑤固化/穩定化產物進行回填處理時，根據污染控制要求確定維護時間。在實際案例中最常用的防護措施為阻隔，通過鋪設阻隔層阻斷土壤介質中污染物遷移擴散途徑，隔離污染介質與周圍環境，該技術既避免人體直接接觸污染物，還隔斷了污染物通過水的遷移途徑，有效限制了污染物遷移。

5 展望

固化/穩定化技術作為一種經濟高效的主流修復技術，非常依賴于對土壤、地下水等的使用限制，在修復后不僅需要測試其浸出毒性是否符合相關標準，還需根據其資源再利用方式進行后期風險控制，以規避對植物、動物的影響，確保修復效果的長期有效性。良好的固化/穩定化修復效果可持續上百年，但其間污染物也會緩慢釋放，尤其是環境條件的改變會影響污染物質的浸出與釋放。固化/穩定化修復后場地和土壤安全利用的相關問題不是“自然環境是否能導致污染物的釋放”而是“以什么形式和什么速度發生”，因此，需對固化/穩定化修復后土壤重金屬的環境歸趨及其機理深入研究，探索建立固化/穩定化修復后土壤重金屬再活化的定量化預測方法，并采取措施有效管控風險。此外，隨著國家針對污染場地固化/穩定化修復后監測時間(土壤不低于1年，地下水近2年)要求的實施，針對珠三角等土地流轉較快的城市將進一步催生污染土壤的異地處置，針對污染土壤場外的固化/穩定化及其后續監管必將是一個關乎技術、管理和各相關方密切銜接的系統課題。

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Advances on Heavy Metal Stability and Reactivation for Soil After Solidification/Stabilization Remediation

CHANG Chunying1, CAO Haoxuan2, TAO Liang3, Lü Yizhong2*, DONG Mingang1

(1 Guangdong Provincial Academy of Environmental Science, Guangdong Key Laboratory of Contaminated Environmental Management and Remediation, Guangzhou 510045, China; 2 College of Land Science and Technology, China Agricultural University, Beijing 100193, China; 3 National-Regional Joint Engineering Research Center for Soil Pollution Control and Remediation in South China, Guangdong Key Laboratory of Integrated Agro-environmental Pollution Control and Management, Institute of Eco-environmental and Soil Sciences, Guangdong Academy of Sciences, Guangzhou 510650, China)

Solidification/stabilization technology (SST) has been widely used to remediate the heavy-metal contaminated soils due to its economy, effectiveness and quickness.With the promotion of risk-based soil management and controlling policy in China, SST is becoming more and more important nowadays in soil remediation.Heavy metals are not removed from the contaminated soils after the treatment of SST, and there is still a risk of reactivation.In this paper, the characteristics of SST, the evaluation method on remediation effects, and the index of performance criteria were systematically summarized at first, and then the speciation, bioavailability and micromorphology of heavy metals were described after SST remediation.Furthermore, three typical environmental stresses, including freeze-thaw, water environment factors and acid rain leaching, were highlighted to discuss the activation behavior of heavy metals and the influencing factors.After that, the current management system, deficiency supervision and demand for the soil after remediation were discussed, and more attentions should be paid tothe research of heavy metal environmental behavior and the quantitative prediction of reactivation.

Soil; Heavy metals; Solidification/stabilization; Reactivation; Risk management and control

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2021.04.003

常春英, 曹浩軒, 陶亮, 等.固化/穩定化修復后土壤重金屬穩定性及再活化研究進展.土壤, 2021, 53(4): 682–691.

國家重點研發計劃項目(2018YFC1801403)、國家自然科學基金項目(41877038)和廣東省珠江人才計劃本土創新科研團隊項目(2017BT01Z176)資助。

(yizhong.lv@gmail.com)

常春英(1983—)，女，河北衡水人，高級工程師，主要從事土壤重金屬污染與控制、土壤環境管理相關研究。E-mail: xiaochong1219@163.com