輕燒白云巖砂固化電解錳渣中的錳離子

摘要： 為了有效防止電解錳渣中重金屬錳遷移到水體對環境造成危害，將白云巖砂在900 ℃煅燒 2 h制備輕燒白云巖砂，采用X射線衍射分析、 吸附比表面測試、 掃描電子顯微鏡觀察等手段表征煅燒前、 后白云巖砂的物相及微觀形貌，對不同處理組電解錳渣開展模擬淋溶與毒性浸出實驗，探究輕燒白云巖砂對電解錳渣中Mn²⁺的固化效果及固化機制。結果表明： 白云巖砂經900 ℃煅燒后的產物為CaO、 MgO，比表面積、 孔徑、 比孔容分別為煅燒前白云巖砂的4.98、 4.32、 21.48倍；在電解錳渣中添加質量分數為10%的輕燒白云巖砂，第1次淋溶液中Mn²⁺的質量濃度為4.08 mg/L，比純電解錳渣處理組的降低99.99%， 且淋溶浸出液中Mn²⁺的質量濃度低于檢出限（0.01 mg/L），電解錳渣固化體中新增物相錳榍石和 MnO2，形貌發生改變，Mn元素的質量分數達到11.82%。

關鍵詞： 電解錳渣； 輕燒白云巖砂； 固化； 淋溶遷移

文章編號：1671-3559（2025）02-0204-08

中圖分類號： X753

文獻標志碼： A

Fixation of Mn²⁺ in Electrolytic Manganese Slag with Light-burned Dolomite Sand

YANG Jiana， ZHANG Zhenminga， LIU Fanga，b， DAI Jiea，b

（a. College of Resources and Environmental Engineering， b. Key Laboratory of Karst Geological Resources and Environment Ministry of Education， Guizhou University， Guiyang 550025， Guizhou， China）

Abstract： To effectively prevent the heavy metal manganese in electrolytic manganese slag from migrating to water and causing harm to the environment， dolomite sand was calcined at 900 ℃ for 2 h to prepare light-burned dolomite sand. X-ray diffraction， adsorption ratio surface test， scanning electron microscope and other means were used to characterize the phase and microscopic morphology of the dolomite sand before and after calcination. Simulated leaching and toxic leaching tests were carried out on electrolytic manganese slag of different treatment groups to explore the fix effect and fix mechanism of light-burned dolomite sand on Mn²⁺ in electrolytic manganese slag. The results show that the products of dolomite sand after calcination at 900 ℃ are CaO and MgO， and the specific surface area， pore size and pore volume are 4.98， 4.32 and 21.48 times of those of dolomite sand before calcination， respectively. The mass concentration of Mn²⁺ in the first leaching solution is 4.08 mg/L when mass fraction of 10% light-burned dolomite sand is added to the electrolytic manganese slag， which is 99.99% lower than that in the pure electrolytic manganese slag treatment group， and the mass concentration of Mn²⁺ in the leaching solution is lower than the detection limit （0.01 mg/L）. Groutite and MnO2 are the new phases in the electrolytic manganese slag fixed body， the morphology is changed， and the mass fraction of Mn element is 11.82%.

Keywords： electrolytic manganese skag; light-burned dolomite sand; fixation; leaching migration

近年來，隨著新能源汽車的興起，金屬錳已成為鋰電池生產的重要原料^［1］。中國是世界上金屬錳生產大國，同時電解提取金屬錳產生了大量的固體廢物電解錳渣。電解錳渣含有大量的可溶性污染物Mn²⁺。國內外已有研究發現，電解錳渣在長期存儲過程中Mn²⁺很容易浸出，排放量遠高于《污水綜合排放標準》（GB 8978—1996）中規定的數值^［2］。電解錳渣中的Mn²⁺污染物極易隨雨水、 滲濾液等進入生態環境，對生態環境構成嚴重威脅^［3］，攝入過量的Mn²⁺會對人體的神經、 生殖系統， 肝臟和肺造成傷害，遷移到環境中會影響植物和水生生物的生長，因此，最大限度地防止電解錳渣中的Mn²⁺遷移到生態環境中已成為電解錳行業的難題。

固化或穩定化已經被證明是一種有效的危險廢物治理修復技術，通過將天然材料、 黏合劑、 化學試劑和工業廢棄物等添加到污染物中形成穩定物質來防止有害離子遷移，是用于受污染土壤修復治理的有效技術之一^［4-5］。已有研究發現，加入氯氧鎂水泥^［6］、 石灰等形成的新型固化物質能在一定程度上提高電解錳渣的力學強度，并能使土壤中的污染物不易浸出^［7-8］。堿性材料可以使電解錳渣中的Mn²⁺固化穩定為Mn（OH）2或MnOOH^［9］，并使電解錳渣淋溶液中Mn²⁺含量低于我國廢水綜合排放標準^［10］，固化效率大于99%。常見的錳渣固化劑包括生石灰、 水泥、 氧化鎂、 可溶性磷酸鹽和硅酸鹽等^［11］。白云石是一種天然的含鎂礦物，儲量大，分布廣，開采成本低，因此利用白云石制備固化劑具有原料儲量豐富且廉價的優點^［12］，而且白云石同時含有氧化鎂和氧化鈣，其中氧化鎂的比表面積大，表面活性位點多，反應活性強，是極好的吸附和固化材料^［13-14］。吸附沉淀是減少滲濾液中重金屬錳元素含量的有效方法，特別是在酸性降雨地區，減少電解錳渣中Mn²⁺釋放的效果極其顯著^［15-16］。

目前針對電解錳渣長期固化穩定效果的研究較少，其固化機制和長期穩定性仍值得深入研究，同時高性價比和高效率的固化劑的研究非常迫切，因此，本文中將白云巖砂經900 ℃煅燒得到輕燒白云巖砂，通過X射線衍射（XRD）分析、 吸附比表面測試、 掃描電子顯微鏡（SEM）觀察等手段表征白云巖砂煅燒前、 后的物相組成和表觀形貌，將其按不同比例添加到電解錳渣中，通過降雨模擬淋溶實驗及毒性浸出實驗探究輕燒白云巖砂對電解錳渣中Mn²⁺的固化效果與固化機制，為電解錳渣的高效固化以及長期穩定貯存提供參考。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

電解錳渣樣品取自貴州省某電解錳廠，樣品為新鮮電解錳廢渣堆場的表層混合樣，將樣品自然風干后用球磨機研磨，過孔徑為0.25 mm的尼龍篩備用，有效錳元素質量比為16 940.46 mg/kg，酸堿度pH=6.24，含水率為27.85%。白云巖砂取自貴州省某白云石礦山，研磨過孔徑為0.25 mm的尼龍篩備用。電解錳渣、 白云巖砂的化學組分分析結果見表1。

1.2 實驗方法

1.2.1 白云巖砂煅燒實驗

參考江家泉等^［17］的研究方法，將白云巖砂放入球磨機中機械研磨，取部分磨細的白云巖砂，密封保存。再在坩堝中放入剩余研磨后的白云巖砂，在高溫電爐中于溫度900 ℃煅燒2 h，取出坩堝在空氣中自然冷卻，得到輕燒白云巖砂，密封保存。

1.2.2 降雨淋溶模擬實驗

構建模擬降雨對電解錳渣污染物淋溶的實驗裝置。淋溶柱由內徑為6 cm、 長度為40 cm的聚氯乙烯（PVC）圓管制成，為了避免電解錳渣顆粒流失進入收集裝置，在管底部鋪設厚度為2 cm的石英砂墊層，并在裝填之前使用孔徑為0.15 mm的尼龍紗網包扎管底，管內壁用凡士林均勻涂抹，增大電解錳渣和管壁的摩擦力，防止淋溶時發生貼壁優先流。在實驗中，為了避免靜水壓力對淋溶柱的影響，在土柱上方設置淋溶進水的固定裝置，并調控淋溶強度。為了便于收集淋溶柱的淋溶液，在土柱下方配備一個直徑為70 mm的漏斗，并連接一個容量為300 mL的錐形瓶。

參考羅樂等^［18］、 杜兵等^［19］的實驗方法，本實驗設計對照組（CK）為純電解錳渣，設計每個處理組3個重復，每個處理組添加電解錳渣400 g。在電解錳渣中添加未煅燒白云巖砂作為處理組A1、 A2、 A3，添加量（質量分數，以下同）分別為5%、 10%、 15%； 在電解錳渣中添加輕燒白云巖砂作為處理組B1、 B2、 B3，添加量分別為5%、 10%、 15%。

實驗采取間歇淋溶法，參考中國氣象局雨量等級分類的中雨等級，即24 h內降雨量為10～24.9 mm。設計連續48 h共淋溶300 mL去離子水， 間歇5 d再進行下一次淋溶， 共計8次。 每次的淋溶液經過定量濾紙過濾后用濃硝酸調節樣品的pHlt;2， 然后轉移到容量為50 mL的離心管中， 放置于冰箱內以溫度0～4 ℃冷藏保存。

1.2.3 電解錳渣浸出實驗

淋溶實驗結束后， 將每個處理組的電解錳渣固化體和CK組電解錳渣取出自然風干， 再放置烘箱中以溫度100 ℃恒溫烘干， 再參照環境保護行業標準HJ 557—2010《固體廢物 浸出毒性浸出方法 水平振蕩法》進行電解錳渣的浸出實驗^［20］。稱取100 g電解錳渣試樣， 置于2 L提取瓶中， 按液固質量比10∶1加入去離子水， 固定在水平振蕩裝置上， 調節振蕩頻次為（110±10） min^-1， 振幅為40 mm， 在室溫下振蕩8 h后靜置16 h。 取上清液過孔徑為0.45 μm的濾膜后轉移至容量為50 mL的離心管中， 并冷藏保存。

1.2.4 分析方法

浸出液與淋溶液中Mn²⁺含量采用Spectr AA 220FS/220Z型火焰原子吸收光譜儀檢測^［21］； 浸出液pH參照《水質 pH值的測定 玻璃電極法》（GB/T 6920—1986）測定； 采用XRD-6100型X射線衍射儀檢測煅燒前、 后白云巖砂和電解錳渣的物相； 電解錳渣及白云巖砂的化學元素含量采用Zetium型X射線熒光光譜儀分析^［22］； 采用Autosorb-iQ型全自動比表面和孔徑分析儀分析煅燒前、 后白云巖砂的比表面積、 孔徑、 孔容^［23］； 用MIRA LMS型掃描電子顯微鏡（SEM）和X-Max 20型能量色散X射線譜儀觀察和表征處理前、 后的電解錳渣及煅燒前、 后白云巖砂微觀組織形貌、 結構特征^［24］和元素含量分布； 利用 DYE-300S型全自動恒應力試驗機測試樣品的抗壓強度^［25］， 加載速率為100 N/s， 試件形狀為正方體， 邊長為70 mm。 試驗開始后記錄抗壓強度-時間曲線， 直至固結體被壓裂， 曲線出現拐點的試驗結束， 記錄固結體極限抗壓強度。

2 結果

2.1 高溫煅燒對白云巖砂性質的影響

2.1.1 物相分析

白云巖砂經溫度為900 ℃煅燒前、 后的XRD譜圖如圖1所示。從圖中可知： 未煅燒白云巖砂的主要礦物是白云石；煅燒后的白云巖砂化學主要成分為方解石、 石灰石、 菱鎂礦，白云石相完全消失，且方解石和菱鎂礦的衍射峰更加尖銳。通常白云巖砂完全煅燒后，內部的碳酸鹽分解為二氧化碳逸出^［26］，產物為氧化鈣和氧化鎂； 但是，由于純碳酸鈣的開始分解溫度為910 ℃，高于純碳酸鎂的分解溫度，實驗設置的煅燒溫度為900 ℃，因此白云巖的分解不完全，還存在部分未分解的石灰石、 方解石。

2.1.2 形貌分析

白云巖砂經溫度為900 ℃煅燒前、 后的SEM圖像如圖2所示。從圖中可以看出： 未煅燒白云巖砂的形貌主要為片狀顆粒和緊實的平板；輕燒白云巖砂中出現很多粒徑細小、 形狀規整的顆粒，孔隙明顯增多，且孔隙間具有連通性，有利于二氧化碳氣體的擴散，同時這種多孔結構有利于在作為電解錳渣固化劑時將固化處理后的Mn²⁺吸附于孔洞中。

2.1.3 比表面積和孔隙分析

白云巖砂經溫度為900 ℃煅燒前、 后的比表面積、 孔徑、 比孔容對比見表2。由表中數據可知，輕燒白云巖砂的比表面積、 孔徑、 比孔容分別為未煅燒白云巖砂的4.98、 4.32、 21.48倍，表明白云巖砂經過煅燒后，其比表面積、 孔徑、 比孔容都顯著增大。

2.2 輕燒白云巖砂對電解錳渣中Mn²⁺淋溶遷移的影響

不同處理組電解錳渣淋溶液中Mn²⁺質量濃度見表3。由表中數據可以看出，各組淋溶液中Mn²⁺含量隨著淋溶次數的增加大體上呈現下降趨勢，加入輕燒白云巖砂的處理組B1、 B2、 B3在第1次淋溶后，淋溶液中Mn²⁺的質量濃度分別為8.33、 4.08、 3.87 mg/L，與CK組相比，均降低99%以上，其中處理組B2、 B3的Mn²⁺質量濃度已低于《污水綜合排放標準》（GB 8978—1996）最高允許排放濃度三級標準（5 mg/L）， 同時比加入未煅燒白云巖砂的處理組A1、A2、A3對淋溶液中Mn²⁺的去除效果更顯著。第2次淋溶后，輕燒白云巖砂添加量不同的各處理組中電解錳渣淋溶液中Mn²⁺的質量濃度無明顯差異，表明輕燒白云巖砂可以快速固化電解錳渣中可溶性Mn²⁺， 大幅減少可溶性Mn²⁺向水體環境的遷移，從而實現無害化處理。淋溶實驗結束時，處理組B2的電解錳渣淋溶液中Mn²⁺質量濃度可以達到《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）中集中式生活飲用水地表水源地對于Mn²⁺質量濃度的標準限值（0.1mg/L）。從經濟性和處理效果來看，輕燒白云巖砂的添加量為10%時對電解錳渣中Mn²⁺的固化效果最好。

將淋溶結束后的各處理組電解錳渣收集烘干，根據環境保護行業標準HJ 557—2010，在常溫下開展Mn²⁺浸出毒性實驗及pH測定，結果見表4。由表可看出，處理組A1、 A2、 A3淋溶后浸出液中Mn²⁺平均質量濃度為168.87 mg/L，固化率為23.18%～50.18%； 處理組B1、 B2、 B3的浸出液中Mn²⁺質量濃度均低于檢出限（0.01 mg/L），表明添加輕燒白云巖后，電解錳渣中Mn²⁺二次釋放率極低，固化率大于99.99%。CK組的浸出液中pH為7.06，處理組A1、 A2、 A3的浸出液中pH增加9.83%～12.62%，處理組B1、 B2、 B3的浸出液中pH增加22.41%～23.26%，進一步證明輕燒白云巖砂可以使電解錳渣堿性化，且Mn²⁺難以被二次釋放，能有效固化電解錳渣中的Mn²⁺。

2.3 電解錳渣固化體表征分析

不同處理組電解錳渣固化體的XRD譜圖如圖3所示。由圖可知： 電解錳渣主要成分為石英和石膏，以及少量的白云母、 鈉長石、 黃鐵礦、 鉀明礬、 剛玉及含水硫酸鎂鹽。固化后電解錳渣中，含水硫酸鎂鹽與鉀明礬的衍射峰消失，二水石膏衍射峰增強，處理組A2中石英的衍射峰增強，但處理組B2中石英的衍射峰減弱，并出現錳鋇礦和錳榍石等新相。綜上分析，采用輕燒白云巖砂固化電解錳渣中Mn²⁺的主要固化機制如下：

CaO+H2OCa（OH）2→Ca²⁺+2OH- ，（1）

MnSO4+Ca（OH）2Mn（OH）2↓+CaSO4·2H2O↓，（2）

MgO+H2OMg（OH）2→Mg²⁺+2OH- ，（3）

MnSO4+Mg（OH）2Mn（OH）2↓MgSO4·2H2O↓，（4）

Mn（OH）2+O2→MnOOH↓+MnO↓ 。（5）

不同處理組電解錳渣固化體的SEM及能量色散X射線譜（EDS）分析結果如圖4所示。從圖中可以看出：電解錳渣主要由外形規則的條、 柱狀顆粒和不規則細小顆粒物及絨球狀渣體物質組成。 固化后的電解錳渣形成團狀聚集體，一些片狀、 短柱狀、 多孔狀和塊狀顆粒簇擁在一起，說明固化后錳渣結構更加致密。從EDS結果可以看出，經過輕燒白云巖砂固化后，Mn元素的質量分數達到11.82%， Mg元素的質量分數達到8.12%， Mn、 Mg元素均比原電解錳渣、 處理組A2的顯著增加， 證明錳渣中的Mn²⁺被有效固定。此外， 處理組B1、 B2、 B3試件的抗壓強度分別為2.52、 2.59、 2.64 MPa， 隨著輕燒白云巖砂添加量的增加， 試件的抗壓強度逐漸增大。

3 討論

3.1 輕燒白云巖砂

白云巖砂經溫度為900 ℃煅燒發生分解， 礦石中的CaCO3和MgCO3分解生成CaO和MgO^［27-28］， 物相由塊狀轉變成粒徑細小的方解石和方鎂石球形顆粒。 也有研究發現， 當煅燒溫度達到800 ℃后， 白云巖砂在高溫環境和流體共同作用下發生擴散交換， 白云巖礦物發生分解，孔隙增多， 并形成眾多圓球顆粒^［29-30］， 導致輕燒白云巖砂的比表面積、 孔徑、 比孔容顯著增大。 白云巖砂經高溫煅燒后出現MgO和CaO的新物相， 一系列性狀變化能夠增加白云石的堿度，同時Mn²⁺在堿性條件下與OH-反應生成Mn（OH）2、 Mn3O4、MnO2、 MnOOH等難溶于水的物質^［31］，從而增強對Mn²⁺的固化效果^［17］。總之，輕燒白云巖砂物相及微觀結構的變化，為電解錳渣中可溶性Mn²⁺的固化提供有利條件。

3.2 輕燒白云巖砂固化電解錳渣中的Mn²⁺

通過降雨淋溶模擬實驗發現，未添加固化劑的電解錳渣首次淋溶液Mn²⁺的質量濃度為39025.89mg/L，添加輕燒白云巖砂后使淋溶液中Mn²⁺的質量濃度減小至3.87～8.33 mg/L，并且添加輕燒白云巖砂后的電解錳渣固化體浸出液中Mn²⁺的質量濃度已低于檢出限（0.01 mg/L），固化率大于99.99%。對電解錳渣固化體進行XRD與化學反應分析發現，在添加輕燒白云巖砂的處理組出現MnO2和錳榍石等新增物相。輕燒白云巖砂中的MgO和CaO與水反應生成Mg（OH）2和Ca（OH）2，由于含有大量的OH-和較高的短期累積堿度^［17］，因此與Mn²⁺生成沉淀MnOOH與MnO2，將大量的可溶性Mn²⁺轉變為沉淀物質。從電解錳渣固化體的SEM圖像和EDS分析發現， 固化體的結構較原渣的更加緊實， Mn元素質量分數達到11.82%，Mg元素質量分數為8.12%。與目前廣泛使用的電解錳渣固化劑生石灰（主要成分為CaO）的不同之處在于，輕燒白云巖砂中富含的MgO是一種表面活性位點多、 反應活性強的吸附材料，以Mg（OH）2為原料制備的無規則、 六角片、 片層花狀、 活性氧化鎂晶須等材料可吸附Pb^{2+［32-32］}，吸附容量分別為230、 280、 322、 364 mg/g。研究^［34］發現，納米氧化鎂顆粒對As³⁺、 As⁵⁺的吸附效果顯著，對As³⁺、 As⁵⁺的吸附容量可分別高達643.84、 378.89 mg/g，證明MgO對重金屬離子具有良好的吸附性能。同時電解錳渣中含有大量的SiO2，這些活性組分與Ca（OH）2發生反應，激發火山灰效應生成水化硅酸鈣、 水化鋁酸鈣或水化硫鋁酸鈣等產物^［35］，最終形成復合膠凝固化體系^［36］，可將固化產物吸附、 包裹于孔隙中實現有效固化，使得第1次錳渣淋溶液中Mn²⁺含量顯著降低，且避免Mn²⁺二次釋放。未煅燒白云巖砂中Ca、 Mg元素主要以CaCO3和MgCO3穩定形式存在，因此對Mn²⁺的固化效果比輕燒白云巖砂差。

4 結論

1）白云巖砂經溫度為900 ℃煅燒后的產物為CaO、 MgO，輕燒白云巖砂的比表面積、 孔徑、 比孔容分別為白云巖砂的4.98、 4.32、 21.48倍，微觀結構由片狀結構和緊實的平面結構轉變為細小、 規則顆粒狀多孔結構。

2）對電解錳渣固化體樣品表征分析可知，固化體新增物相錳榍石和MnO2，形貌發生改變，且在吸附、 包裹、 膠凝作用下結構更加緊密，Mn元素質量分數達到11.82%。

3）輕燒白云巖砂的最適宜添加量為10%，電解錳渣第1次淋溶液中Mn²⁺的質量濃度為4.08 mg/L，比純電解錳渣處理組的降低99.99%。淋溶浸出液Mn²⁺的質量濃度低于最低檢出限（0.01 mg/L），Mn²⁺的固化率高于99.99%。

本文中將輕燒白云巖砂作為電解錳渣固化添加劑，為電解錳渣堆場污染防治提供可行方案，但是對電解錳渣固化體的進一步資源化利用研究還有所不足，在今后的研究中可以將添加輕燒白云巖砂的電解錳渣固化體應用于生態建筑材料，為生態修復資源化利用奠定基礎。

參考文獻：

［1］ YANG Y， LAN L B， HAO Z， et al. Life cycle prediction assessment of battery electrical vehicles with special focus on different lithium-ionpowerbatteriesinChina［J］.Energies，2022，15（15）： 5321.

［2］ HEDJ，LUOZG，ZENG X F， et al. Electrolytic manganese residue disposal based on basic burning raw material： heavy metals solidification/stabilization and long-term stability［J］. Science of the Total Environment， 2022， 825： 153774.

［3］ 毛秋紅. 電解金屬錳渣污染現狀及治理對策研究： 以貴州省為例［J］. 中國錳業， 2023， 41（5）： 1.

［4］ 景琦， 石巍巍， 陳文芳， 等. 土壤Cr（Ⅵ）穩定化修復材料的野外應用研究［J］. 首都師范大學學報（自然科學版）， 2023， 44（1）： 43.

［5］ SHIRLEY R， BLACK L. Alkali activated solidification/stabilisation of air pollution control residue using co-fired PFA： mineralogical characterisation［J］. Advances in Applied Ceramics， 2011， 110： 438.

［6］ HE Z Y， TANG L， CHEN K F， et al. Study on the mechanism and mechanical properties of magnesium oxychloride cement for blocking pollutants migration from electrolytic manganese residue［J］. Journal of Material Cycles and Waste Management， 2023， 25（6）： 3161.

［7］ 何德軍， 舒建成， 陳夢君， 等. 電解錳渣建材資源化研究現狀與展望［J］. 化工進展， 2020， 39（10）： 4227.

［8］ 牛磊， 鄭春麗. 生物炭協同微生物礦化技術修復復合重金屬污染農田土壤［J］. 有色金屬工程， 2023， 13（11）： 141.

［9］ SHU J C， WU H P， LIU R L， et al. Simultaneous stabilization/solidificationofMn²⁺andNH+4-Nfromelectrolyticmanganeseresidue using MgO and different phosphate resource［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety， 2018， 148： 220.

［10］ XUE F， WANG T， ZHOU M， et al. Self-solidification/stabilisation of electrolytic manganese residue： mechanistic insights［J］. Construction and Building Materials， 2020， 255： 118971.

［11］ 梁宇廷， 林曄， 孟棒棒， 等. 多種材料固化/穩定化電解錳渣效果研究［J］. 環境工程， 2023， 41（增刊2）： 544.

［12］ 陳振紅， 陳建立， 王九一， 等. 世界天然堿礦床資源分布、成礦因素及找礦遠景［J］. 中國地質， 2023， 50（5）： 1399.

［13］ SYED M R， NASEEM S S， ADEELD T， et al. Influence of Cu doping in magnesium hydroxide nanoparticles for bandgap engineering［J］.JournalofWuhanUniversityofTechnology（Materials Science）， 2023， 38： 485.

［14］ 薛志爽， 鄧信忠， 梁海， 等. 高比表面積超細氧化鎂的制備及吸附水體中磷的性能［J］. 有色金屬（冶煉部分）， 2022（7）： 88.

［15］ ZHANG X W， WANG P， LI J S， et al. Exploring the migration and transformation behaviors of heavy metals and ammonia nitrogen from electrolytic manganese residue to agricultural soils through column leaching test［J］. Environmental Science and Pollution Research International， 2023， 30（40）： 93199.

［16］ WANG F， LI W， WANG H， et al. The leaching behavior of heavy metal from contaminated mining soil： the effect of rainfall conditions and the impact on surrounding agricultural lands［J］. Science of the Total Environment， 2024， 914： 169877.

［17］ 江家泉， 周亮， 張曉龍， 等. 煅燒對白云石治酸效果及其鈣鎂釋放動力學特性的影響［J］. 農業工程學報， 2020， 36（9）： 235.

［18］ 羅樂， 降林華， 段寧. 電解錳廢渣中污染物的固化脫除技術［J］. 中國有色冶金， 2017， 46（6）： 75.

［19］ 杜兵， 但智鋼， 肖軻， 等. 穩定劑對電解錳廢渣中高濃度可溶性錳穩定效果的影響［J］. 中國環境科學， 2015， 35（4）： 1088.

［20］ 董馨予， 王海峰， 賀躍， 等. 電解錳渣的浸出毒性分析及無害化處理［J］. 無機鹽工業， 2023， 55（5）： 85.

［21］ 馮旭晗， 劉方， 朱健， 等. 酚醛樹脂-腐殖酸鈉復合材料性能及其對水體中Mn²⁺的吸附效應［J］. 應用化工， 2021， 50（2）： 331.

［22］ 張歡歡， 方雙明， 付娟， 等. 電解錳渣中錳的檸檬酸浸出工藝及機理研究［J］. 硅酸鹽通報， 2023， 42（6）： 2071.

［23］ 王安民， 曹代勇， 魏迎春， 等. 青海聚乎更礦區煤系頁巖脆/韌性變形對孔隙結構的影響［J］. 煤炭科學技術， 2022， 50（3）： 193.

［24］ 譚海波， 孫亞利. 熱處理工藝對GH4169高溫合金鍛件組織與力學性能的影響［J］. 熱加工工藝， 2022， 51（2）： 114.

［25］ 趙蓓蕾， 劉爽. 建筑垃圾-粉煤灰基膠結充填體強度機理研究［J］. 非金屬礦， 2023， 46（6）： 82.

［26］ CALUGARY I L， GENTY T， NECULITA C M. Treatment of manganese， inthepresenceorabsenceofiron，inacidand neutral mine drainage using raw vs half-calcined dolomite［J］. Minerals Engineering， 2021， 160： 106666.

［27］ WU J J， YUAN Y， YU X W， et al. The high-temperature oxidation resistance properties of magnesium alloys alloyed with Gd and Ca［J］. Journal of Materials Science， 2021， 56（14）： 8745.

［28］ 牛愛紅. 不同溫度下煅燒的白云石系列產品的研究與實踐［J］. 耐火與石灰， 2018， 43（2）： 4.

［29］ MANUELVJ，ANTONIOP，SANTIAGO M， et al. Thermal decomposition of dolomite under CO2： insights from TGA and in situ XRD analysis［J］. Physical Chemistry Chemical Physics， 2015， 17（44）： 30162.

［30］ ZHANG W Q， WANG Z Q， ZHANG S T， et al. Effect of high temperature on pore characteristics， yield stress， and deformation property of sandstone［J］. Bulletin of Engineering Geology and the Environment， 2022， 81： 43.

［31］ 劉津， 張軍方， 王濟， 等. 赤泥對電解錳渣中可溶性錳離子固化效果研究［J］. 地球與環境，2021， 49（4）： 455.

［32］ 王素平， 李祥高， 王世榮， 等. 高活性氧化鎂的制備及其對鉛離子吸附性能［J］. 化學工業與工程， 2017， 34（5）： 1.

［33］ 姜雙誠， 周元芬， 龍飛， 等. 輕質氧化鎂的制備、 表征與活性研究［J］. 化學研究與應用， 2019， 31（12）： 2130.

［34］ 田鍵， 劉洋， 胡攀， 等. 氧化鎂在環境污染治理中應用研究進展［J］. 湖北大學學報（自然科學版）， 2021， 43（1）： 74.

［35］ WEISEK，KUKRAINCZYKN，KOENDERSE.Pozzolanicreactionsofmetakaolinwithcalciumhydroxide：reviewonhydrate phase formations and effect of alkali hydroxides， carbonates and sulfates［J］. Materials amp; Design， 2023， 231： 112062.

［36］ TANG Y J， LIU G， SCHOLLBACH K， et al. Recementation effect s by carbonation and the pozzolanic reaction on LWAs produced by hydrated cement paste powder［J］. Journal of Cleaner Production， 2022， 377： 134529.

（責任編輯：于海琴）

基金項目： 國家自然科學基金項目（42367031）； 貴州省百層次人才項目（GCC［2023］062）

第一作者簡介： 楊鑒（1995—），男（布依族），貴州貴陽人。助理研究員，碩士，研究方向為土壤污染治理與有機修復。E-mail： yjian0328@163.com。

通信作者簡介： 張珍明（1986—）， 男， 福建三明人。 教授， 博士， 博士生導師， 研究方向為農業環境污染防治與生態恢復。E-mail：zhangzm@gzu.edu.cn。