有色金屬冶煉廠周邊砷鎘復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，符云聰，劉代歡*

有色金屬冶煉廠周邊砷鎘復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，長沙 410330；2土壤養(yǎng)分管理與污染修復國家工程研究中心，南京 210008)

為篩選適宜有色金屬冶煉廠周邊砷(As)鎘(Cd)污染土壤修復的復合鈍化材料，通過室內(nèi)模擬試驗，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)復配配方。結(jié)果顯示：相同試驗條件下，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濃度均達到GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》Ⅳ類標準。隨著時間的推移，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)慢慢向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，起到同時鈍化 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)境風險。

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)活動在推動經(jīng)濟高速發(fā)展的同時，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，一直是各專家學者研究重金屬污染的重點區(qū)域，而重金屬砷(As)、鎘(Cd)污染又被列為重點研究對象[4-7]。目前As、Cd復合污染土壤常用的修復技術(shù)以相對經(jīng)濟、快速的鈍化修復為主[8-9]。對于As、Cd復合污染土壤修復鈍化材料，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、有機肥類和新型材料[10-12]。另外，也有少量學者利用鋁基材料[8，13]、無機硫化物[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復合污染土壤為研究對象，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，采用毒性浸出法評估鈍化材料對重金屬As、Cd的穩(wěn)定效果，篩選鈍化As、Cd的最佳材料，并進一步研究該鈍化材料處理在穩(wěn)定期間對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)風干、碾磨、過2.0 mm孔徑篩后作為室內(nèi)土培試驗基礎(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)用地土壤污染風險管控標準(試行)》第二類用地標準[18]和DB43/T 1165—2016《重金屬污染場地土壤修復標準》居住用地/地表水Ⅳ 類標準[19]，土壤中As和Cd含量均超標。

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篩選出的復配產(chǎn)品C1、C2、C3。C1復配材料為黏土礦物+ TMT(4∶1，∶)；C2復配材料為鈣鎂磷肥+鐵鹽+沸石+ TMT(2∶2∶1.5∶1.5，∶)；C3復配材料為鐵鹽+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(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)圓夢五金經(jīng)營部、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、湖南省瀏陽市焦溪高升生資店。

1.2 試驗方法

試驗選用C1、C2、C3三種材料，每種材料設(shè)計3種劑量(0.4%、0.6% 和1.0%)，每種劑量處理3個平行，并設(shè)置空白對照1個。試驗中將各材料分別加入200 g基礎(chǔ)土樣中(投加量為質(zhì)量分數(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行Tessier五步提取，測定其可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)As、Cd含量，研究As、Cd復合污染土壤在鈍化材料的作用下重金屬形態(tài)隨時間轉(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(︰)進行浸提。該方法是模擬有害組分在酸性降水條件下浸出進入環(huán)境的過程。重金屬全量用HCl-HNO3-HClO4消解，原子吸收光譜儀(AAS)測定；pH 測定使用雷磁PHS-3C型pH計。

1.3 數(shù)據(jù)分析

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

2 結(jié)果與分析

2.1 不同鈍化劑材料對土壤pH的影響

在培養(yǎng)周期中鈍化材料不同添加量對土壤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相比對照降低最為顯著，土壤pH 降低了1 ～ 1.5個單位。隨培養(yǎng)時間延續(xù)到15、30 d后，相比對照，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(<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含量均達到了GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》中Ⅳ類標準(As：0.10 mg/L，Cd：0.01 mg/L)[21]。對于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C3鈍化劑添加量為1.0% 時，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間的變化情況(圖3)可以看出，對于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含量降低率達到最高，為96.95%；對于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)定時間看，鈍化材料對As、Cd的穩(wěn)定效果隨著時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)鈍化材料的長效性還需進一步研究。

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?？梢?，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 鈍化劑材料對土壤As、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響

由上述試驗結(jié)果可以得出，對于供試As、Cd復合污染土壤，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，因此下文對該處理土壤As、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化進行分析。

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)主要以殘渣態(tài)為主，占比80% 以上，其次為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(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%，殘渣態(tài)含量占比整體呈增加的趨勢，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)向殘渣態(tài)慢慢轉(zhuǎn)化。

Cd的形態(tài)主要以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)為主。隨著時間的推移，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%，殘渣態(tài)含量占比整體呈增加的趨勢，從34.89% 增加到了51.76%。表明添加C3鈍化材料后，Cd的形態(tài)隨著時間的推移由鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、可交換態(tài)向殘渣態(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復配材料中的硫酸亞鐵進入土壤后會產(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后降低趨勢有所緩和，這主要是因為C3鈍化材料成分中含有兩性物質(zhì)鋁基材料，對土壤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，這可能是因為C3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。這很大可能是因為C1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的同步修復提供了條件。盧美獻等[30]研究也表明，鐵鹽復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]。一般認為，可溶態(tài)對環(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降低時易被釋放，鐵錳氧化態(tài)和有機結(jié)合態(tài)在強氧化條件下可被分解，而殘渣態(tài)一般穩(wěn)定存在[32]。本研究中，對最佳鈍化材料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)向殘渣態(tài)慢慢轉(zhuǎn)化，Cd的形態(tài)隨著時間的推移由鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、可交換態(tài)向殘渣態(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)化的風險。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主要向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，活性態(tài)As主要向有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(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濃度均達到了GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》Ⅳ類標準。

2) 從鈍化效果看，添加1.0% 的C3材料同時鈍化重金屬As、Cd效果最好，酸浸提態(tài)As含量降低率最高可達96.95%，酸浸提態(tài)Cd含量降低率最高可達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)慢慢向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，起到了同時鈍化As、Cd 的效果，降低了As、Cd的遷移能力及其環(huán)境風險。

[1] 許大毛, 張家泉, 占長林, 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價[J]. 環(huán)境化學, 2016, 35(11): 2305–2314.

[2] 許毅濤, 李成學, 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)境學報, 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)查與修復研究進展[J]. 礦產(chǎn)勘查, 2018, 9(5): 1023–1030.

[4] 徐長春, 鄭戈, 林友華. “十三五”國家重點研發(fā)計劃農(nóng)田鎘砷污染防治領(lǐng)域資助情況概述[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 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險評價[J]. 湖南農(nóng)業(yè)科學, 2017(4): 75–79, 82.

[7] 曹雪瑩, 張莎娜, 譚長銀, 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)在鉛砷復合污染土壤修復中的應(yīng)用[J]. 化工環(huán)保, 2021, 41(1): 66–70.

[10] 李英, 商建英, 黃益宗, 等. 鎘砷復合污染土壤鈍化材料研究進展[J]. 土壤學報, 2021, 58(4): 837–850.

[11] 涂春艷, 蔣林伶, 張超蘭, 等. 蠶沙有機肥—鐵基復配材料對鎘砷鋅復合污染土壤的修復效應(yīng)[J]. 南方農(nóng)業(yè)學報, 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Pb、Cd、As復合污染土壤的修復效果及其工藝條件優(yōu)化[J]. 安全與環(huán)境學報, 2015, 15(5): 314–319.

[13] 于冰冰, 顏湘華, 王興潤, 等. 不同材料對高As污泥中As的固定效果[J]. 環(huán)境工程學報, 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)境工程學報, 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, 國家市場監(jiān)督管理總局. 土壤環(huán)境質(zhì)量建設(shè)用地土壤污染風險管控標準(試行): GB 36600—2018[S]. 北京: 中國標準出版社, 2018.

[19] 湖南省環(huán)境保護廳, 湖南省質(zhì)量技術(shù)監(jiān)督局. 重金屬污染場地土壤修復標準: DB43/T1165—2016[S]. 長沙: 湖南省環(huán)境保護廳, 2016.

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

[21] 國家環(huán)境保護總局, 國家質(zhì)量監(jiān)督檢驗檢疫總局. 地表水環(huán)境質(zhì)量標準: GB 3838—2002[S]. 北京: 中國環(huán)境科學出版社, 2002.

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

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

[24] 吳寶麟. 鉛鎘砷復合污染土壤鈍化修復研究[D]. 長沙: 中南大學, 2014.

[25] 張江生, 周康根, 姜科, 等. 新型TMT-硫酸鐵固定劑對重金屬污染土壤的修復研究[J]. 有色金屬科學與工程, 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)境學報, 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]. 中國科學院大學學報, 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, 李方圓, 張超蘭, 等. 不同固定劑對土壤中鎘砷鈍化修復效果研究[J]. 廣西大學學報(自然科學版), 2016, 41(5): 1667–1675.

[31] 王一志, 曹雪瑩, 譚長銀, 等. 不同土壤pH對紅壤稻田鎘形態(tài)及水稻鎘積累的影響[J]. 湖南師范大學自然科學學報, 2017, 40(1): 10–16.

[32] 朱利楠, 化黨領(lǐng), 楊金康, 等. 不同改良劑對微堿性土壤鎘形態(tài)及小麥吸收的影響[J]. 中國環(huán)境科學, 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)境科學學報, 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)與集成示范項目(2018YFC1802700) 和冶煉場地與周邊重金屬原位生物固定穩(wěn)定修復技術(shù)及裝備研發(fā)應(yīng)用示范項目(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)定修復與植物修復研究。E-mail: lin.deng@ yonker.com.cn