有色金屬冶煉廠周邊砷鎘復(fù)合污染土壤的鈍化材料研究①

鄧 林，戴青云，周金泉，桂 娟，和君強(qiáng)，符云聰，劉代歡*

有色金屬冶煉廠周邊砷鎘復(fù)合污染土壤的鈍化材料研究①

鄧 林1，2，戴青云1，2，周金泉1，桂 娟1，2，和君強(qiáng)1，2，符云聰1，2，劉代歡1，2*

(1永清環(huán)保股份有限公司，長(zhǎng)沙 410330；2土壤養(yǎng)分管理與污染修復(fù)國(guó)家工程研究中心，南京 210008)

為篩選適宜有色金屬冶煉廠周邊砷(As)鎘(Cd)污染土壤修復(fù)的復(fù)合鈍化材料，通過室內(nèi)模擬試驗(yàn)，研究了包含2,4,6-三巰基均三嗪三鈉(TMT)、鐵鹽、黏土礦物、鋁基材料等材料的最優(yōu)復(fù)配配方。結(jié)果顯示：相同試驗(yàn)條件下，添加C1(黏土礦物+ TMT)、C2(鈣鎂磷肥+鐵鹽+沸石+ TMT)、C3(鐵鹽+鋁基材料+TMT)三種鈍化材料后，有色金屬冶煉廠周邊土壤中酸浸提態(tài)As、Cd濃度均達(dá)到GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅳ類標(biāo)準(zhǔn)。隨著時(shí)間的推移，添加1.0% 的C3材料鈍化重金屬As、Cd效果最好，其中，酸浸提態(tài)As、Cd含量降低率最高可達(dá)96.95%、99.37%。通過Tessier法形態(tài)分析可知，C3鈍化材料能使重金屬As、Cd的形態(tài)從可交換態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)慢慢向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，起到同時(shí)鈍化 As、Cd 的效果，降低As、Cd的遷移能力，從而降低冶煉廠周邊As、Cd重金屬污染環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

有色金屬冶煉廠；砷、鎘；2,4,6-三巰基均三嗪三鈉(TMT)；鐵鹽；鋁基材料；鈍化

工業(yè)活動(dòng)在推動(dòng)經(jīng)濟(jì)高速發(fā)展的同時(shí)，無疑也帶來了眾多土壤污染問題。其中，有色重金屬冶煉帶來的環(huán)境問題備受關(guān)注[1-3]。作為“有色金屬之鄉(xiāng)”的湖南，一直是各專家學(xué)者研究重金屬污染的重點(diǎn)區(qū)域，而重金屬砷(As)、鎘(Cd)污染又被列為重點(diǎn)研究對(duì)象[4-7]。目前As、Cd復(fù)合污染土壤常用的修復(fù)技術(shù)以相對(duì)經(jīng)濟(jì)、快速的鈍化修復(fù)為主[8-9]。對(duì)于As、Cd復(fù)合污染土壤修復(fù)鈍化材料，目前常見的有生物質(zhì)炭類、磷酸鹽類、鐵基類、含硅類、黏土礦物類、有機(jī)肥類和新型材料[10-12]。另外，也有少量學(xué)者利用鋁基材料[8，13]、無機(jī)硫化物[14-15]來固定吸附重金屬As，但鈍化效果不太理想，并且大都以污泥、廢水、地下水為研究對(duì)象[16-17]，應(yīng)用到有色金屬冶煉廠周邊污染土壤較少。

本研究以湖南省郴州市臨武縣某冶煉廠周邊的As、Cd復(fù)合污染土壤為研究對(duì)象，選用硫酸鹽、鐵基、鎂鋁基材料、2,4,6-三巰基均三嗪三鈉(TMT)等材料，采用毒性浸出法評(píng)估鈍化材料對(duì)重金屬As、Cd的穩(wěn)定效果，篩選鈍化As、Cd的最佳材料，并進(jìn)一步研究該鈍化材料處理在穩(wěn)定期間對(duì)As、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響，為有色金屬冶煉廠周邊污染土壤安全利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤：采自湖南郴州臨武某冶煉廠周邊，采樣深度為0 ～ 20 cm表層，經(jīng)風(fēng)干、碾磨、過2.0 mm孔徑篩后作為室內(nèi)土培試驗(yàn)基礎(chǔ)土樣。土壤部分理化性質(zhì)見表1，根據(jù)GB36600—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》第二類用地標(biāo)準(zhǔn)[18]和DB43/T 1165—2016《重金屬污染場(chǎng)地土壤修復(fù)標(biāo)準(zhǔn)》居住用地/地表水Ⅳ 類標(biāo)準(zhǔn)[19]，土壤中As和Cd含量均超標(biāo)。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)

鈍化材料：均是本課題通過前期土培試驗(yàn)篩選出的復(fù)配產(chǎn)品C1、C2、C3。C1復(fù)配材料為黏土礦物+ TMT(4∶1，∶)；C2復(fù)配材料為鈣鎂磷肥+鐵鹽+沸石+ TMT(2∶2∶1.5∶1.5，∶)；C3復(fù)配材料為鐵鹽+鋁基材料+TMT(2∶3.5∶1.5，∶)。其中，TMT是一種無毒無害的重金屬捕捉劑，按其純度一般分為TMT15(液體，/=15%) 、TMT55(固體，/=55%)。本課題組近年來專注于利用TMT55含硫材料修復(fù)土壤重金屬Cd污染，目前已有的研究成果包括發(fā)明專利兩項(xiàng)(ZL201810970549.1、ZL201810970527.5)，核心期刊2篇。TMT、黏土礦物、鋁基材料、沸石、鐵鹽、鈣鎂磷肥分別來源于吳江市杏雄金屬化工有限公司、河南諾賽德生物科技有限公司、淄博區(qū)圓夢(mèng)五金經(jīng)營(yíng)部、鞏義市淼源水處理材料有限公司、安徽奧邦新材料有限公司、湖南省瀏陽(yáng)市焦溪高升生資店。

1.2 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)選用C1、C2、C3三種材料，每種材料設(shè)計(jì)3種劑量(0.4%、0.6% 和1.0%)，每種劑量處理3個(gè)平行，并設(shè)置空白對(duì)照1個(gè)。試驗(yàn)中將各材料分別加入200 g基礎(chǔ)土樣中(投加量為質(zhì)量分?jǐn)?shù))，在塑料盆中充分混勻；再加去離子水100 mL，保持土壤含水率28% 左右(定期加水)進(jìn)行培養(yǎng)，分別于培養(yǎng)7、15、30 d后采集土壤樣品研磨后送檢；并將上述篩選的最佳添加量的鈍化材料處理土樣進(jìn)行Tessier五步提取，測(cè)定其可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)As、Cd含量，研究As、Cd復(fù)合污染土壤在鈍化材料的作用下重金屬形態(tài)隨時(shí)間轉(zhuǎn)化的規(guī)律。

土壤中重金屬As、Cd酸浸提態(tài)采用HJ/T 299— 2007《固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》[20]測(cè)定，以硝酸和硫酸混合液作為浸提劑，浸提劑的pH為3.20 ± 0.05，按照液固比10∶1(︰)進(jìn)行浸提。該方法是模擬有害組分在酸性降水條件下浸出進(jìn)入環(huán)境的過程。重金屬全量用HCl-HNO3-HClO4消解，原子吸收光譜儀(AAS)測(cè)定；pH 測(cè)定使用雷磁PHS-3C型pH計(jì)。

1.3 數(shù)據(jù)分析

采用Microsoft Excel 2013進(jìn)行數(shù)據(jù)整理，SPSS 22.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，LSD法檢驗(yàn)不同處理間差異顯著性，Origin 8.0制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同鈍化劑材料對(duì)土壤pH的影響

在培養(yǎng)周期中鈍化材料不同添加量對(duì)土壤pH 的影響如圖1 所示。從圖1 可以看出，培養(yǎng)7 d后，C1、C2鈍化材料對(duì)土壤pH影響不顯著，C3材料可顯著降低土壤pH(<0.05)。其中，C3鈍化材料1.0% 添加量處理土壤pH相比對(duì)照降低最為顯著，土壤pH 降低了1 ～ 1.5個(gè)單位。隨培養(yǎng)時(shí)間延續(xù)到15、30 d后，相比對(duì)照，C1、C2鈍化材料可顯著提高土壤pH(<0.05)，土壤pH 增加了0.5 ～ 1.0個(gè)單位；C3材料可顯著降低土壤pH，其中0.6% 與1.0% 添加量處理pH 下降最為顯著。

(圖中不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)，下同)

2.2 不同鈍化劑材料對(duì)土壤中酸浸提態(tài)As、Cd含量影響

由圖2可以看出，經(jīng)過7、15、30 d的室內(nèi)土培后，土壤中酸浸提態(tài)As、Cd含量均呈現(xiàn)顯著下降的趨勢(shì)(<0.05)，且經(jīng)過3種鈍化劑材料處理后土壤酸浸提態(tài)As、Cd含量均達(dá)到了GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅳ類標(biāo)準(zhǔn)(As：0.10 mg/L，Cd：0.01 mg/L)[21]。對(duì)于As，隨著鈍化劑投加量從0.0% 提高到1.0%，3種鈍化材料均顯著降低了土壤中酸浸提態(tài)As的含量，其中降低幅度為C3>C2>C1。其中，當(dāng)C3鈍化劑添加量為1.0% 時(shí)，As降低效果最好，酸浸提態(tài)As含量從0.276 0 mg/L下降到0.008 5 mg/L。對(duì)于Cd，隨著鈍化劑投加量從0.0% 提高到1.0%，3種鈍化材料也顯著降低了土壤中酸浸提態(tài)Cd的含量，但降低幅度差異不顯著。

通過分析不同鈍化材料處理下土壤酸浸提態(tài)重金屬含量降低率隨時(shí)間的變化情況(圖3)可以看出，對(duì)于As，隨著鈍化材料添加劑量的增加，C1、C2鈍化材料處理后的土壤中As的降低率逐漸降低，當(dāng)土壤中添加1.0% 的C3鈍化材料培養(yǎng)15 d后，土壤中酸浸提態(tài)As含量降低率達(dá)到最高，為96.95%；對(duì)于Cd，隨著鈍化材料添加劑量的增加，C1、C2、C3鈍化材料處理后的土壤中重金屬Cd的降低率變化差異不顯著，降低率范圍在90.76% ～ 99.37%。從穩(wěn)定時(shí)間看，鈍化材料對(duì)As、Cd的穩(wěn)定效果隨著時(shí)間的變化差異均不顯著，30 d內(nèi)的穩(wěn)定性均較好，后續(xù)鈍化材料的長(zhǎng)效性還需進(jìn)一步研究。

2.3 土壤酸浸提態(tài)As、Cd含量與土壤pH的相關(guān)性

表2為不同鈍化材料處理土壤As、Cd酸浸提態(tài)含量與土壤pH的相關(guān)性分析結(jié)果。由表2可以看出，C1鈍化材料處理后土壤酸浸提態(tài)Cd含量與pH呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05)，表明添加C1鈍化材料可有效提高土壤pH 并降低土壤酸浸提態(tài)Cd含量。添加C2鈍化材料后，土壤pH 與土壤酸浸提態(tài)Cd、As含量無顯著相關(guān)性。添加C3鈍化材料后，酸浸提態(tài)As 含量與土壤pH呈極顯著正相關(guān)(<0.01)，而酸浸提態(tài)Cd含量與土壤pH無顯著相關(guān)關(guān)系。可見，添加C1材料后土壤酸浸提態(tài)Cd含量的降低，以及添加C3材料土壤酸浸提態(tài)As的降低與土壤中pH的變化關(guān)系密切。

圖2 不同鈍化劑材料對(duì)土壤中酸浸提態(tài)As、Cd含量的影響

(圖中虛線為土壤重金屬酸浸提態(tài)含量降低率90%)

表2 不同鈍化劑材料處理下酸浸提態(tài)As、Cd含量與土壤pH的相關(guān)性

注：*、**分別表示在<0.05、<0.01 水平顯著相關(guān)(雙側(cè))。

2.4 鈍化劑材料對(duì)土壤As、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響

由上述試驗(yàn)結(jié)果可以得出，對(duì)于供試As、Cd復(fù)合污染土壤，添加1.0% 的C3(鐵鹽+鎂鋁基材料+ TMT+磷酸鹽)材料鈍化效果最好，因此下文對(duì)該處理土壤As、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化進(jìn)行分析。

由圖4可以看出，C3材料可明顯改變土壤中As、Cd的賦存形態(tài)。其中，As的形態(tài)主要以殘?jiān)鼞B(tài)為主，占比80% 以上，其次為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)，可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量較少。隨著時(shí)間的推移，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)占比從15.99% 降到了10.38%，可交換態(tài)含量占比從0.13% 降到了0.01%，碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量占比從0.55% 降到了0.08%，殘?jiān)鼞B(tài)含量占比整體呈增加的趨勢(shì)，從80.79% 增加到了88.12%。表明添加C3鈍化材料后，As的形態(tài)隨著時(shí)間的推移由鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、可交換態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)慢慢轉(zhuǎn)化。

Cd的形態(tài)主要以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)為主。隨著時(shí)間的推移，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量占比從51.12% 降到了42.78%，可交換態(tài)含量占比從11.07% 降到了0.78%，殘?jiān)鼞B(tài)含量占比整體呈增加的趨勢(shì)，從34.89% 增加到了51.76%。表明添加C3鈍化材料后，Cd的形態(tài)隨著時(shí)間的推移由鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、可交換態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)慢慢轉(zhuǎn)化。

3 討論

土壤中重金屬有效態(tài)的變化與很多因素有關(guān)，其中土壤pH 對(duì)重金屬影響最為顯著。本研究中C1鈍化材料中黏土礦物主要成分中SiO2、MgO 和CaO 等堿性氧化物居多，通過添加材料土壤pH 上升顯著，且隨用量的增加pH也隨之上升[22]；而C2鈍化材料成分中同樣以Si、Ca、Mg元素居多，土壤pH也隨其添加量的增加而上升。對(duì)于C3鈍化材料，在培養(yǎng)7、15 d后，土壤pH顯著下降，其原因是C3復(fù)配材料中的硫酸亞鐵進(jìn)入土壤后會(huì)產(chǎn)生Fe2O3沉淀，從而釋放出H2SO4，降低了土壤pH[23-24]；而在培養(yǎng)30 d后降低趨勢(shì)有所緩和，這主要是因?yàn)镃3鈍化材料成分中含有兩性物質(zhì)鋁基材料，對(duì)土壤pH 變化具有一定緩沖作用。

本研究中，鈍化材料C1、C2、C3對(duì)土壤酸浸提態(tài)Cd均有很好的穩(wěn)定效果，可能是由于3種材料都添加了TMT的緣故，TMT有3個(gè)S鍵，能與重金屬螯合形成極難溶于水且穩(wěn)定性良好的有機(jī)硫沉淀[25]。Jiang和Zhou[26]研究表明，TMT 可有效穩(wěn)定土壤中的 Pb、Cd和As，穩(wěn)定化效率相比未添加TMT時(shí)提高了55%；穩(wěn)定Pb、Cd 和 As 的最佳TMT 用量為0.02 ～ 0.06 L/kg。符云聰?shù)萚27]研究也發(fā)現(xiàn)，3種鈍化劑對(duì)DTPA 有效態(tài)Cd降低效率的大小順序均為TMT>DTCR(聚合二硫代氨基甲酸鈉)>CaS(硫化鈣)，TMT穩(wěn)定后有效態(tài)Cd含量分別比對(duì)照降低21.15%、48.71% 和41.69%。本研究中，C1、C2鈍化材料隨著添加量的增加，鈍化效率有所降低，這可能是由于土壤pH的增加降低了材料的固As效果；而鈍化材料C3對(duì)土壤酸浸提態(tài)As的穩(wěn)定效果要高于鈍化材料C1、C2，且隨著添加量的增加穩(wěn)定效果越好，這可能是因?yàn)镃3材料中含有鐵鹽的原因，隨添加劑量的增加，鐵鹽在一定程度上逐漸降低了土壤pH，增加土壤表面的正電荷，與As形成穩(wěn)定的化合物而沉淀[28]，更加有利于降低土壤As的移動(dòng)性。另外，C3材料中的鋁基氧化物的比表面積較大，表面含有大量–OH，孔隙度高，對(duì)重金屬離子有吸附、裹挾作用[29]。

從相關(guān)性分析結(jié)果看，添加C1材料后土壤酸浸提態(tài)Cd 含量的降低，以及添加C3材料土壤酸浸提態(tài)As含量的降低與土壤中pH的變化相關(guān)性強(qiáng)。這很大可能是因?yàn)镃1材料中含有的黏土礦物使土壤pH增加，C3材料中含有的鐵基材料導(dǎo)致了土壤pH降低，從而影響了土壤中酸浸提態(tài)As、Cd的含量。而C3材料添加后土壤pH又與酸浸提態(tài)Cd含量無顯著相關(guān)性，這更加為As、Cd的同步修復(fù)提供了條件。盧美獻(xiàn)等[30]研究也表明，鐵鹽復(fù)配材料的添加可使土壤 pH 與土壤有效態(tài) As 含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(<0. 01)，而與土壤有效態(tài) Cd 含量相關(guān)性不顯著。

土壤中的重金屬元素以多種形態(tài)存在，各形態(tài)間相互轉(zhuǎn)化程度是決定土壤重金屬生物有效性的關(guān)鍵[31]。一般認(rèn)為，可溶態(tài)對(duì)環(huán)境變化最敏感，易被植物吸收利用；碳酸鹽結(jié)合態(tài)在pH降低時(shí)易被釋放，鐵錳氧化態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)在強(qiáng)氧化條件下可被分解，而殘?jiān)鼞B(tài)一般穩(wěn)定存在[32]。本研究中，對(duì)最佳鈍化材料C3(鐵鹽+鋁基材料+ TMT)處理土壤的重金屬形態(tài)分析表明，土壤中As的形態(tài)隨著時(shí)間的推移由鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、可交換態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)慢慢轉(zhuǎn)化，Cd的形態(tài)隨著時(shí)間的推移由鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、可交換態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)慢慢轉(zhuǎn)化，從而降低了土壤中酸浸提態(tài)As、Cd含量，大大降低了其遷移轉(zhuǎn)化的風(fēng)險(xiǎn)。熊靜等[33]也發(fā)現(xiàn)，鐵改性生物質(zhì)炭、酸改性海泡石和酸改性蛭石復(fù)配能有效降低土壤有效態(tài)Cd和As含量，活性態(tài)Cd主要向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，活性態(tài)As主要向有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。

4 小結(jié)

1) C1、C2、C3三種鈍化材料處理后，湖南郴州某地有色金屬冶煉廠周邊土壤酸浸提態(tài)As、Cd濃度均達(dá)到了GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅳ類標(biāo)準(zhǔn)。

2) 從鈍化效果看，添加1.0% 的C3材料同時(shí)鈍化重金屬As、Cd效果最好，酸浸提態(tài)As含量降低率最高可達(dá)96.95%，酸浸提態(tài)Cd含量降低率最高可達(dá)99.37%。

3) C3鈍化材料改變了土壤中 As 和 Cd 的形態(tài)分布，隨著時(shí)間的推移使重金屬As、Cd的形態(tài)從可交換態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)慢慢向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，起到了同時(shí)鈍化As、Cd 的效果，降低了As、Cd的遷移能力及其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

[1] 許大毛, 張家泉, 占長(zhǎng)林, 等. 有色金屬冶煉廠周邊地表水和農(nóng)業(yè)土壤中重金屬污染特征與評(píng)價(jià)[J]. 環(huán)境化學(xué), 2016, 35(11): 2305–2314.

[2] 許毅濤, 李成學(xué), 陳建軍, 等. 鉛鋅冶煉廠周邊農(nóng)田土壤、苕子與薺菜的重金屬污染特征[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 15(5): 347–351.

[3] 甘鳳偉, 王菁菁. 有色金屬礦區(qū)土壤重金屬污染調(diào)查與修復(fù)研究進(jìn)展[J]. 礦產(chǎn)勘查, 2018, 9(5): 1023–1030.

[4] 徐長(zhǎng)春, 鄭戈, 林友華. “十三五”國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃農(nóng)田鎘砷污染防治領(lǐng)域資助情況概述[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2018, 37(7): 1321–1325.

[5] 郭朝暉, 朱永官. 典型礦冶周邊地區(qū)土壤重金屬污染及有效性含量[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2004, 13(4): 553–555.

[6] 周俊馳, 鐵柏清, 劉孝利, 等. 湖南礦區(qū)縣域耕地重金屬污染空間特征及潛在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 湖南農(nóng)業(yè)科學(xué), 2017(4): 75–79, 82.

[7] 曹雪瑩, 張莎娜, 譚長(zhǎng)銀, 等. 中南大型有色金屬冶煉廠周邊農(nóng)田土壤重金屬污染特征研究[J]. 土壤, 2015, 47(1): 94–99.

[8] Komárek M, Vaněk A, Ettler V. Chemical stabilization of metals and arsenic in contaminated soils using oxides–A review[J]. Environmental Pollution, 2013, 172: 9–22.

[9] 王乃麗, 魏彤宇, 商曉甫, 等. 穩(wěn)定化技術(shù)在鉛砷復(fù)合污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用[J]. 化工環(huán)保, 2021, 41(1): 66–70.

[10] 李英, 商建英, 黃益宗, 等. 鎘砷復(fù)合污染土壤鈍化材料研究進(jìn)展[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2021, 58(4): 837–850.

[11] 涂春艷, 蔣林伶, 張超蘭, 等. 蠶沙有機(jī)肥—鐵基復(fù)配材料對(duì)鎘砷鋅復(fù)合污染土壤的修復(fù)效應(yīng)[J]. 南方農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2019, 50(11): 2436–2442.

[12] 吳寶麟, 楊志輝, 柴立元, 等. 磷基及鐵基鈍化劑對(duì)Pb、Cd、As復(fù)合污染土壤的修復(fù)效果及其工藝條件優(yōu)化[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 15(5): 314–319.

[13] 于冰冰, 顏湘華, 王興潤(rùn), 等. 不同材料對(duì)高As污泥中As的固定效果[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2019, 13(11): 2743–2752.

[14] Porter S, Scheckel K, Impellitteri C, et al. Toxic metals in the environment: Thermodynamic considerations for possible immobilization strategies for Pb, Cd, As, and Hg[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2004, 34(6): 495–604.

[15] 高峰, 賈永忠, 孫進(jìn)賀, 等. 鋅冶煉廢渣浸出液硫化法除砷的研究[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2011, 5(4): 812–814.

[16] Hu C Z, Chen Q X, Liu H J, et al. Coagulation of methylated arsenic from drinking water: Influence of methyl substitution[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 293: 97–104.

[17] 趙雅光, 孫曉峰. 硫酸鹽還原菌處理模擬含砷酸性廢水性能研究[J]. 環(huán)境科技, 2018, 31(6): 11–17.

[18] 生態(tài)環(huán)境部, 國(guó)家市場(chǎng)監(jiān)督管理總局. 土壤環(huán)境質(zhì)量建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行): GB 36600—2018[S]. 北京: 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社, 2018.

[19] 湖南省環(huán)境保護(hù)廳, 湖南省質(zhì)量技術(shù)監(jiān)督局. 重金屬污染場(chǎng)地土壤修復(fù)標(biāo)準(zhǔn): DB43/T1165—2016[S]. 長(zhǎng)沙: 湖南省環(huán)境保護(hù)廳, 2016.

[20] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法: HJ/T 299—2007[S]. 北京: 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2007.

[21] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局, 國(guó)家質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)檢疫總局. 地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn): GB 3838—2002[S]. 北京: 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

[22] 冀建華, 李絮花, 劉秀梅, 等. 硅鈣鉀鎂肥對(duì)南方稻田土壤酸性和鹽基離子動(dòng)態(tài)變化的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2019, 30(2): 583–592.

[23] 官迪, 吳家梅, 謝運(yùn)河, 等. 鐵基硅鹽對(duì)土壤環(huán)境鎘砷賦存形態(tài)及轉(zhuǎn)化影響[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2022, 42(4): 1803–1811.

[24] 吳寶麟. 鉛鎘砷復(fù)合污染土壤鈍化修復(fù)研究[D]. 長(zhǎng)沙: 中南大學(xué), 2014.

[25] 張江生, 周康根, 姜科, 等. 新型TMT-硫酸鐵固定劑對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)研究[J]. 有色金屬科學(xué)與工程, 2014, 5(2): 10–14.

[26] Jiang K, Zhou K G. Chemical immobilization of lead, cadmium, and arsenic in a smelter-contaminated soil using 2, 4, 6-trimercaptotriazine, trisodium salt, nonahydrate and ferric sulfate[J]. Journal of Soils and Sediments, 2018, 18(3): 1060–1065.

[27] 符云聰, 朱曉龍, 袁毳, 等. 含硫材料對(duì)中堿性農(nóng)田土壤鎘的鈍化效果[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2019, 35(10): 1353–1360.

[28] 李娟, 劉新春, 余志晟, 等. 煤渣吸附水中氟和砷的研究[J]. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 31(4): 471–476.

[29] 孟倩, 南軍, 宮奕波, 等. 混凝/吸附處理突發(fā)性重金屬鎘污染的效能及絮體形態(tài)特征分析[J]. 給水排水, 2020, 56(S2): 88–95.

[30] 盧美獻(xiàn), 李方圓, 張超蘭, 等. 不同固定劑對(duì)土壤中鎘砷鈍化修復(fù)效果研究[J]. 廣西大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2016, 41(5): 1667–1675.

[31] 王一志, 曹雪瑩, 譚長(zhǎng)銀, 等. 不同土壤pH對(duì)紅壤稻田鎘形態(tài)及水稻鎘積累的影響[J]. 湖南師范大學(xué)自然科學(xué)學(xué)報(bào), 2017, 40(1): 10–16.

[32] 朱利楠, 化黨領(lǐng), 楊金康, 等. 不同改良劑對(duì)微堿性土壤鎘形態(tài)及小麥吸收的影響[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2020, 40(8): 3559–3566.

[33] 熊靜, 郭麗莉, 李書鵬, 等. 鎘砷污染土壤鈍化劑配方優(yōu)化及效果研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2019, 38(8): 1909–1918.

Research on Passivation Materials for As and Cd Compound Contaminated Soil Around Non-ferrous Metal Smelters

DENG Lin1, 2, DAI Qingyun1, 2, ZHOU Jinquan1, GUI Juan1, 2, HE Junqiang1, 2, FU Yuncong1, 2, LIU Daihuan1, 2*

(1 Yonker Environmental Protection Co., Ltd., Changsha 410330, China; 2 National Engineering Research Center for Soil Nutrient Management and Pollution Remediation, Nanjing 210008, China)

In order to screen out the composite passivation materials suitable for the remediation of arsenic (As) cadmium (Cd) contaminated soil around non-ferrous metal smelters, 2,4,6-trimine trisodium (TMT), iron salt, clay minerals and aluminum-based material were selected and the optimal compound formula for Cd and As passivation was studied. The results showed that under the same test conditions, after adding three passivation materials: C1 (clay mineral + TMT), C2 (calcium, magnesium and phosphorus fertilizer + iron salt + zeolite + TMT), C3 (iron salt + aluminum-based material + TMT),the concentrations of acid soluble As and Cd in the soils around the non-ferrous metal smelter had reached the Category IV Standard of GB 3838—2002 "Environmental Quality Standard for Surface Water". With the passage of time, adding 1.0% C3 had the best passivation effect. Among them, the reduction rates of acid soluble As and Cd concentrations could be up to 96.95% and 99.37%, respectively. Tessier five-step extraction analysis showed that C3 slowly transferred the forms of As and Cd from the exchangeable form and iron-manganese oxide combined form to the residual form, suggesting its effect of passivating As and Cd at the same time, thus could reduce the migration ability of As and Cd, and reduce the pollution risk of As and Cd in the environment around the smelter..

Non-ferrous metal smelters; As and Cd; 2,4,6-trimercapto-s-triazine trisodium (TMT); Iron salts; Al-based materials; Passivation

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2023.03.020

鄧林, 戴青云, 周金泉, 等. 有色金屬冶煉廠周邊砷鎘復(fù)合污染土壤的鈍化材料研究. 土壤, 2023, 55(3): 619–625.

中南有色金屬冶煉場(chǎng)地綜合防控及再開發(fā)安全利用技術(shù)研發(fā)與集成示范項(xiàng)目(2018YFC1802700) 和冶煉場(chǎng)地與周邊重金屬原位生物固定穩(wěn)定修復(fù)技術(shù)及裝備研發(fā)應(yīng)用示范項(xiàng)目(2018YFC1802702)資助。

(daihuan.liu@yonker.com.cn)

鄧林(1989—)，女，湖南常德人，碩士研究生，工程師，主要從事土壤重金屬污染穩(wěn)定修復(fù)與植物修復(fù)研究。E-mail: lin.deng@ yonker.com.cn