復(fù)合穩(wěn)定劑對(duì)污泥中重金屬的穩(wěn)定化效能研究

【摘 " "要】：重金屬賦存是制約污泥資源化利用的重要因素。選取碳酸鈣（CaCO3）、羥基磷灰石（HAP）和海泡石（Sepiolite）3種穩(wěn)定劑，以污泥干重的2%、5%、10%投加到供試污泥中，21 d后，采用四分法取樣分析浸出毒性及重金屬形態(tài)，結(jié)果表明：3種穩(wěn)定劑對(duì)Cd的穩(wěn)定作用較弱；另外，HAP的投入量與As的穩(wěn)定效果成反比。將3種穩(wěn)定劑按比例復(fù)配后，以同樣方法研究各組配比對(duì)污泥重金屬穩(wěn)定效果，結(jié)果表明：HAP∶sepiolite∶CaCO3（質(zhì)量比）為1∶1∶1時(shí)效果最好；此時(shí)，污泥中Cd的穩(wěn)定率達(dá)到了80%以上，As、Cr、Pb及Cu的浸出穩(wěn)定率接近100%，只有Zn和Ni的穩(wěn)定率與單一穩(wěn)定劑時(shí)相比無(wú)明顯變化；Cd、Cr、Pb及Cu的穩(wěn)定態(tài)較之前單一穩(wěn)定劑作用無(wú)明顯變化甚至減少，但復(fù)合穩(wěn)定劑可提高殘?jiān)鼞B(tài)的比例；As、Zn和Ni的形態(tài)則未有明顯變化；復(fù)合穩(wěn)定劑間的協(xié)同作用，促使Cd、Cr、Pb及Cu的形態(tài)向更穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化。

【關(guān)鍵詞】：污泥；重金屬；復(fù)合穩(wěn)定劑；浸出穩(wěn)定率；形態(tài)分析

【中圖分類號(hào)】：X703 【文獻(xiàn)標(biāo)志碼】：A 【文章編號(hào)】：1008-3197（2024）04-56-06

【DOI編碼】：10.3969/j.issn.1008-3197.2024.04.014

Effect of Composite Stabilizer on the Stability of Heavy Metal Containing Sludge

ZHANG Hui， LI Jinhe， ZHAO Liwei， WANG Hui

（Tianjin Capital Environmental Protection Group Co. Ltd.，Tianjin 300381， China）

【Abstract】：The occurrence of heavy metals is an important factor restricting the utilization of sludge resources. The three stabilizers， calcium carbonate （CaCO3）， hydroxyapatite （HAP）， and sepiolite were selected and added to the tested sludge. The addition ratios were 2%， 5% and 10% of the dry sludge weight. After 21 days， the leaching toxicity and heavy metal morphology were researched via the quartering method. The results indicate that the three stabilizers have weaker stabilizing effects on Cd. In addition， the total amount of HAP is inversely proportional to the stability effect of As. Therefore， after compounding the three stabilizers in proportion， the effects of each group's ratio on stabilization of heavy metals in sludge was explored using the same method. The results indicated that the best result achieved when the mass ratio of HAP to sepiolite to CaCO3 was 1∶1∶1. At this ratio， the stabilization rate of Cd in the sludge reached over 80%， and the leaching stabilization efficiencies of As， Cr， Pb and Cu were close to 100%. Only the stabilization efficiency of Zn and Ni showed no significant change compared to a single stabilizer. The stable states of Cd， Cr， Pb and Cu showed no significant change or even decrease compared to the previous single stabilizer. But the composite stabilizer can increase the proportion of residual states，the morphology of As， Zn and Ni did not show significant changes. The synergistic effect between composite stabilizers promotes the transformation of Cd， Cr， Pb and Cu forms to more stable states.

【Key words】：sludge; heavy metal;composite stabilizer;leaching stabilization efficiency; speciation analysis

污泥是城鎮(zhèn)污水處理廠在生化、物化處理過(guò)程中的副產(chǎn)物，具有“資源”和“污染”的雙重性[1]。對(duì)污泥進(jìn)行土地利用前，必須采取有效處理措施盡可能減少污泥中重金屬對(duì)環(huán)境的危害。目前，國(guó)內(nèi)外對(duì)污泥重金屬污染的研究主要集中在污泥中重金屬元素的總量，污泥處理對(duì)重金屬形態(tài)的影響[2～12]及污泥重金屬化學(xué)、生物淋洗[13]等方面，專門針對(duì)污泥重金屬穩(wěn)定化的研究較少。重金屬穩(wěn)定化是通過(guò)物理化學(xué)的方法降低污泥重金屬的生物有效性和在環(huán)境中的遷移滲透性，是實(shí)現(xiàn)重金屬污染底泥資源化利用較為有效的方法[14～15]。

單一的穩(wěn)定劑往往只針對(duì)特定重金屬。鑒于城鎮(zhèn)污水處理廠污泥往往存在多種重金屬?gòu)?fù)合污染的問(wèn)題，因此亟需開(kāi)發(fā)復(fù)合穩(wěn)定劑發(fā)揮不同穩(wěn)定劑的優(yōu)點(diǎn)及穩(wěn)定劑間的協(xié)同作用，平衡污泥中多種重金屬的穩(wěn)定效果。本文針對(duì)供試污泥重金屬?gòu)?fù)合污染的特點(diǎn)，選擇3種穩(wěn)定劑聯(lián)合修復(fù)，通過(guò)浸出毒性、賦存形態(tài)等方式評(píng)價(jià)修復(fù)效果，探討復(fù)合穩(wěn)定劑對(duì)供試污泥中各種重金屬的穩(wěn)定規(guī)律和相關(guān)機(jī)制。

1 材料與方法

1.1 供試污泥

天津某污水處理廠中試厭氧消化后污泥，經(jīng)過(guò)自然風(fēng)干、搗碎、剔除雜物過(guò)3 mm尼龍篩后裝于自封袋中備用，pH值為7.53左右，有機(jī)份為44.50%。與GB/T 23486—2009《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置 園林綠化用泥質(zhì)》、GB/T 24600—2009《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置 土地改良用泥質(zhì)》和CJ/T 362—2011《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置 林地用泥質(zhì)》對(duì)比可以發(fā)現(xiàn)，供試污泥存在7種重金屬不同程度污染情況，重金屬含量均在3種限值范圍內(nèi)；同時(shí)因污水處理廠工藝特點(diǎn)，污泥中含有高含量的Fe。見(jiàn)表1。

Cd含量相對(duì)較高，已接近施用標(biāo)準(zhǔn)限值；因此，本研究以Cd為主要治理目標(biāo)并達(dá)到同步治理其他重金屬污染效果。

1.2 污泥穩(wěn)定劑的選擇和試驗(yàn)方法

1.2.1 穩(wěn)定劑

海泡石作為黏土類穩(wěn)定劑因極大的比表面積和獨(dú)特的孔結(jié)構(gòu)，具有良好的吸附性、陽(yáng)離子交換性等性能，對(duì)Cd、Pb等重金屬有較強(qiáng)的吸附能力[16～17]。石灰石作為堿性類穩(wěn)定劑可提高污泥pH值，使污泥中Cd、Cu、Zn等元素形成氫氧化物或碳酸鹽結(jié)合態(tài)沉淀[18]。磷酸鹽穩(wěn)定劑羥基磷灰石HAP可有效降低污泥重金屬的生物可利用性，具有較強(qiáng)的穩(wěn)定化效果[19]。

本研究選定的穩(wěn)定藥劑：穩(wěn)定劑石灰石CaCO3和羥基磷灰石HAP為試劑級(jí)，海泡石Sepiolite為工業(yè)級(jí)。HAP純度≥96%，粒徑為200～325目； CaCO3純度gt;99%；海泡石純度≥95%，粒徑為100～320目。

1.2.2 試驗(yàn)方法

單一穩(wěn)定劑試驗(yàn)將CaCO3、HAP和海泡石按污泥干重的2%、5%、10%投加。復(fù)合穩(wěn)定劑試驗(yàn)將 HAP、海泡石和CaCO3按比例復(fù)配，總投加量為污泥干重的10%。每組試驗(yàn)均取500 g供試污泥于花盆中，同時(shí)設(shè)置空白對(duì)照組 （CK） 。每種穩(wěn)定劑以懸濁液形式與污泥充分?jǐn)嚢杌靹颍恳粯悠肪O(shè)置2組平行，密封避光放于室內(nèi)，改變3種穩(wěn)定劑的配比。見(jiàn)表2。

試驗(yàn)周期為21 d，21 d后采用四分法取樣進(jìn)行浸出毒性及重金屬形態(tài)分析。

1.3 分析項(xiàng)目及方法

采用 CJ/T 221—2005《城市污水處理廠污泥檢驗(yàn)方法》測(cè)定污泥中Zn、Cu、Cd、Cr、As、Pb、Ni的含量；污泥中重金屬浸出量通過(guò)HJ/T 299—2007《固體廢物 浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》進(jìn)行提?。徊捎脷W洲標(biāo)準(zhǔn)測(cè)試分析委員會(huì)推薦的BCR三態(tài)連續(xù)提取法[20～22]研究污泥樣品中重金屬元素的形態(tài)分布。

1.4 試驗(yàn)儀器

電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀iCAP-7200、安東帕微波消解儀MW PRO +24HVT Rotor、智能恒溫培養(yǎng)振蕩器HNY-1102C、醫(yī)用離心機(jī)JW-3024HR、數(shù)顯恒溫水浴鍋BHS-2、翻轉(zhuǎn)式振蕩器JKC-D、零頂空提取器ZHE。

1.5 重金屬浸出穩(wěn)定率

選擇重金屬浸出穩(wěn)定率作為主要評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，用污泥穩(wěn)定后的形態(tài)變化趨勢(shì)作為主要評(píng)價(jià)佐證，評(píng)價(jià)復(fù)合穩(wěn)定劑的修復(fù)效率及重金屬生物有效性和遷移能力的變化，考察復(fù)合穩(wěn)定劑對(duì)污泥重金屬的穩(wěn)定化效果。穩(wěn)定后重金屬的浸出濃度越低，穩(wěn)定率越高，穩(wěn)定效果越好。

浸出穩(wěn)定率[η=（Ca-Cb ）Ca×100%] （1）

式中：Ca為未加穩(wěn)定劑的供試污泥中重金屬浸出質(zhì)量濃度，mg/L；Cb為加入穩(wěn)定劑的供試污泥中重金屬浸出質(zhì)量濃度，mg/L。

2 結(jié)果與討論

2.1 單一穩(wěn)定劑

2.1.1 CaCO3

3種不同投加量下均具有穩(wěn)定化作用，對(duì)不同重金屬穩(wěn)定影響不同。只有As穩(wěn)定率隨著穩(wěn)定劑投加量的增加而增大，其他重金屬的穩(wěn)定率與CaCO3投加量未呈現(xiàn)出成正比的規(guī)律；Cr的穩(wěn)定率最高，接近100%；Pb、Ni、As也表現(xiàn)出較高的穩(wěn)定率，均在80%以上；Cd的的穩(wěn)定率最低在40%～55%。見(jiàn)圖1。

經(jīng)10%CaCO3穩(wěn)定后污泥中各重金屬中的可交換態(tài)和還原態(tài)均有不同程度降低，轉(zhuǎn)化為殘?jiān)鼞B(tài)和氧化態(tài)，表明各重金屬由不穩(wěn)定態(tài)向穩(wěn)定態(tài)的轉(zhuǎn)變。以殘?jiān)鼞B(tài)和氧化態(tài)作為穩(wěn)定態(tài)的參考標(biāo)準(zhǔn)各重金屬穩(wěn)定后的穩(wěn)定程度為Pb＞Cr＞Cu＞As＞Ni＞Zn＞Cd。Pb、As、Cd主要向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，Cr、Zn、Cu、Ni主要向氧化態(tài)轉(zhuǎn)化。其中，Pb、Cr穩(wěn)定后的穩(wěn)定態(tài)高達(dá)90%以上，穩(wěn)定后的浸出穩(wěn)定率也較高；而Cd的穩(wěn)定態(tài)比其他重金屬低，占比在30%左右，這也與Cd浸出穩(wěn)定率最低相印證。見(jiàn)圖2。

CaCO3呈堿性，投加后增加了表面顆粒負(fù)電荷，提高污泥pH值，增強(qiáng)其對(duì)重金屬離子的吸附能力和結(jié)合能力，降低重金屬的解吸[23～24]；同時(shí)，促進(jìn)重金屬生成碳酸鹽或氫氧化物沉淀，使污泥中不穩(wěn)定態(tài)重金屬向更穩(wěn)定、更復(fù)雜的形態(tài)轉(zhuǎn)化，進(jìn)而降低重金屬活性[25]。

2.1.2 HAP

3種不同投加量下對(duì)不同重金屬穩(wěn)定影響作用機(jī)制是不同的。穩(wěn)定率最高與最低的重金屬依舊是Cr和Cd，Cr的穩(wěn)定率接近100%，Ni穩(wěn)定率在90%以上，Cd的穩(wěn)定率在40%左右。Pb的穩(wěn)定率與穩(wěn)定劑的增加成正比，而類金屬元素As則成反比。見(jiàn)圖3。

10%HAP穩(wěn)定后，除As外，污泥中各重金屬中的可交換態(tài)和還原態(tài)有不同程度降低，轉(zhuǎn)化為殘?jiān)鼞B(tài)和氧化態(tài)，各重金屬中的不穩(wěn)定態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)變。各重金屬穩(wěn)定后的穩(wěn)定程度為Pb＞Cr＞Cu＞Ni＞Cd＞Zn。Pb、Cr、Ni、Cu、Cd主要是向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化；Zn則主要是向氧化態(tài)轉(zhuǎn)化。Cr和Pb在穩(wěn)定后的穩(wěn)定態(tài)達(dá)到90%以上且Pb的殘?jiān)鼞B(tài)達(dá)到了80%以上；而Cd的穩(wěn)定態(tài)依舊最低，占比為17%左右。見(jiàn)圖4。

HAP主要有與重金屬離子生成沉淀或礦物和表面直接吸附重金屬兩方面作用[26]。特別是對(duì)Pb、Cr等重金屬的穩(wěn)定主要有穩(wěn)定劑的溶解和形成礦化物質(zhì)兩個(gè)過(guò)程，反應(yīng)式[27]

[Ca10PO46X2+12H+=10Ca2++6H2PO-4+2X-] （2）

[10M2++6H2PO-4+2X-=M10PO43X2+12H+] （3）

式中：M為重金屬，如：Pb、Cr等；X為Cl、OH等。

穩(wěn)定后可生成穩(wěn)定的磷酸鹽礦物，如：羥基磷鉛礦Ksp[Pb5（PO4）3Cl]≈ 10-84[28]和氯磷鉛礦Ksp[Pb5（PO4）3OH]≈10-78[29]等，Pb與Cr的大部分形態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。這解釋了為何在HAP的穩(wěn)定下Pb與Cr的穩(wěn)定態(tài)最高且同時(shí)在10%的投加量下Pb與Cr的浸出穩(wěn)定率在95%以上。

HAP對(duì)Zn、Cu、Cd、Ni的穩(wěn)定效果不如Pb與Cr，是因?yàn)槠渲饕员砻娼j(luò)合吸附和共沉淀產(chǎn)生穩(wěn)定作用，反應(yīng)式[27]

[≡POH+M2+=≡POM++H+≡POH代表磷灰石表面]

（4）

[≡POCa+M2+=≡POM+Ca2+] （5）

據(jù)文獻(xiàn)[30]報(bào)道，Cd離子更容易發(fā)生共沉淀反應(yīng)

[Ca10PO46OH2+xCd2+→CdxCa10-xPO46OH2+xCa2+] （6）

供試污泥中本身具有高含量的Fe，在HAP投加量較少的情況下As通過(guò)吸附在羥基氧化鐵表面，As離子取代表面上的羥基，與含鐵物質(zhì)通過(guò)形成無(wú)定形或結(jié)晶的砷酸鐵化合物實(shí)現(xiàn)對(duì)As的穩(wěn)定；而隨著作為磷酸鹽穩(wěn)定劑的HAP投加量的增大，污泥含磷量增大，P與As為元素周期表同主族元素，各自的五價(jià)含氧陰離子砷酸根和磷酸根具有非常相似的結(jié)構(gòu)和化學(xué)反應(yīng)性，導(dǎo)致它們的吸附行為遵循相似的模式，磷酸根可取代砷酸根吸附、甚至結(jié)晶，對(duì)砷酸鐵化合物產(chǎn)生顯著的抑制作用[31]。污泥中磷含量過(guò)高會(huì)增加As的活性[32～34]，與其他重金屬相反。

2.1.3 Sepiolite

3種不同投加量下均具有穩(wěn)定化作用，Cr和Pb的穩(wěn)定率依舊最高，接近100%；Cd的穩(wěn)定率依然最低，在67%左右，但高于CaCO3和HAP穩(wěn)定作用下的浸出穩(wěn)定率。見(jiàn)圖5。

10% Sepiolite穩(wěn)定后污泥Cr、Pb、As、Cd的不穩(wěn)定態(tài)有不同程度降低，轉(zhuǎn)化為殘?jiān)鼞B(tài)，Cr與Pb的穩(wěn)定態(tài)均達(dá)到了90%左右與浸出穩(wěn)定率結(jié)果一致；但其他重金屬元素的穩(wěn)定態(tài)不同程度減少。穩(wěn)定作用后Zn、Cu、Ni穩(wěn)定態(tài)的減少是由氧化態(tài)的減少引起的，但其殘?jiān)鼞B(tài)缺有不同程度的增加，生成了硅酸鹽礦物或結(jié)晶鐵鎂氧化物，此種形態(tài)變化是Sepiolite對(duì)重金屬具有穩(wěn)定作用的主要原因。見(jiàn)圖6。

Sepiolite是一種硅酸鎂黏土，由二層硅氧四面體片之間夾一層金屬陽(yáng)離子八面體交替組成，有巨大比表面積和較強(qiáng)的表面吸附能力[35]。其投加到污泥后先吸附重金屬離子或絡(luò)合物，使重金屬污染物的活性和擴(kuò)散性大大減弱；然后將一些重金屬離子吸持在層間的晶架結(jié)構(gòu)內(nèi)而成為固定離子，通過(guò)配合作用重金屬?gòu)幕钚愿叩牟环€(wěn)定態(tài)向穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，生成硅酸鹽，反應(yīng)式[36]

[SiOH+M2+=SiOM++H+或SiO-+M2+=SiOM+] （6）

[SiOH+MOH+=SiOMOH+H+或SiO-+MOH+=SiOMOH] （7）

[SiOH+M2+=SiOM++H+或 "2SiO-+M2+=SiO2M] （8）

2.2 復(fù)合穩(wěn)定劑

CaCO3、HAP 、Sepiolite對(duì)污泥中的重金屬均有一定穩(wěn)定效果，但都對(duì)重金屬鎘Cd的穩(wěn)定效果較差；因此對(duì)污泥中的重金屬進(jìn)行復(fù)配穩(wěn)定化處理，以期能發(fā)揮各種穩(wěn)定劑間的協(xié)同作用，對(duì)復(fù)合污染達(dá)到穩(wěn)定效果的同時(shí)，實(shí)現(xiàn)對(duì)重金屬鎘Cd穩(wěn)定作用的提高。

復(fù)合穩(wěn)定劑穩(wěn)定后As、Cr、Pb及Cu的浸出穩(wěn)定率接近100%，Cd的浸出穩(wěn)定率相比單一穩(wěn)定劑也有一定提升，只有Zn和Ni的穩(wěn)定率沒(méi)有太多變化。見(jiàn)圖7。

復(fù)合穩(wěn)定劑中各成分對(duì)Cd、As、Cr、Pb及Cu的穩(wěn)定化產(chǎn)生了協(xié)同作用。不同比例的復(fù)合穩(wěn)定劑對(duì)各重金屬的浸出穩(wěn)定率相差不大，C3對(duì)Cd的穩(wěn)定效果最好。

Cd、Cr、Pb及Cu穩(wěn)定態(tài)較單一穩(wěn)定劑作用無(wú)太大變化甚至減少，但其中的殘?jiān)鼞B(tài)在復(fù)合穩(wěn)定劑作用下均有所增長(zhǎng)；As、Zn和Ni的形態(tài)未有明顯變化。進(jìn)一步說(shuō)明了復(fù)合穩(wěn)定劑對(duì)Cd、Cr、Pb及Cu穩(wěn)定化的協(xié)同作用促使重金屬形態(tài)向更穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化。見(jiàn)圖8。

穩(wěn)定劑投加到污泥后Sepiolite先吸附重金屬離子或絡(luò)合物，使重金屬污染物的活性和擴(kuò)散性大大減弱，重金屬離子吸附在層間的晶架結(jié)構(gòu)內(nèi)配合HAP產(chǎn)生穩(wěn)定化作用。此時(shí)，HAP與重金屬反應(yīng)生成難溶性金屬絡(luò)合物的過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生H+，使得污泥pH值降低，而堿性穩(wěn)定劑CaCO3水解生成的OH-可以和H+反應(yīng)，從而促使HAP和重金屬向生成沉淀的反應(yīng)方向；同時(shí)，由于供試污泥中含高劑量Fe，其水解產(chǎn)生膠體污泥酸化并對(duì)Zn、Cd 等重金屬產(chǎn)生一定的活化作用，而CaCO3的投加，則是在促使生成沉淀的同時(shí)，又抑制了污泥酸化問(wèn)題。污泥中可變負(fù)電荷的增加以及Sepiolite強(qiáng)大的表面吸附能力，共同增強(qiáng)了底泥對(duì)重金屬的吸附能力，提高了HAP和重金屬的反應(yīng)效率。

雖然As元素形態(tài)未有明顯變化，但浸出穩(wěn)定率接近100%，主要是因?yàn)楣┰囄勰嘀杏懈吆康腇e，As吸附在羥基氧化鐵表面，用As離子取代表面上的羥基，同時(shí)As與含鐵物質(zhì)通過(guò)形成無(wú)定形或結(jié)晶的砷酸鐵化合物實(shí)現(xiàn)對(duì)As的穩(wěn)定[32]。由于污泥中重金屬間的相互作用，Ni與Zn的吸附競(jìng)爭(zhēng)能力較弱[37]，復(fù)合穩(wěn)定劑對(duì)污泥中的Ni和Zn的穩(wěn)定效果有限。

3 結(jié)論

1）3種單一穩(wěn)定劑對(duì)Cr、Pb、Ni有良好的穩(wěn)定效果，CaCO3對(duì)Cr的影響主要體現(xiàn)在不穩(wěn)定態(tài)向氧化態(tài)的轉(zhuǎn)化，其他均是由不穩(wěn)定態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)的轉(zhuǎn)化穩(wěn)定作用，穩(wěn)定率基本在90%以上。

2）3種單一穩(wěn)定劑對(duì)As、Zn、Cu也有一定的穩(wěn)定作用，主要體現(xiàn)在不穩(wěn)定態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)的轉(zhuǎn)化；但穩(wěn)定程度不如Cr、Pb、Ni，浸出穩(wěn)定率均在50%以上。

3）3種單一穩(wěn)定劑對(duì)Cd穩(wěn)定作用相對(duì)其他重金屬并不理想，穩(wěn)定作用主要體現(xiàn)在不穩(wěn)定態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)的轉(zhuǎn)化；穩(wěn)定率在40%～60%。

4）As的穩(wěn)定率與CaCO3和Sepiolite投加量成正比，與HAP投加量成反比；Pb的穩(wěn)定率也會(huì)隨著HAP投加量的增加而增大；其他重金屬的穩(wěn)定率與穩(wěn)定劑投加量未呈現(xiàn)出線性規(guī)律。

5）復(fù)合穩(wěn)定劑穩(wěn)定后As、Cr、Pb及Cu的浸出穩(wěn)定率接近100%，Cd的浸出穩(wěn)定率相比單一穩(wěn)定劑也有一定的提升，除As外這幾種重金屬的殘?jiān)鼞B(tài)在復(fù)合穩(wěn)定劑作用下均有所增長(zhǎng)。說(shuō)明復(fù)合穩(wěn)定劑對(duì)Cd、Cr、Pb及Cu的穩(wěn)定產(chǎn)生了協(xié)同作用促進(jìn)重金屬形態(tài)向更穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化。

6）在復(fù)合穩(wěn)定劑的穩(wěn)定作用下，Zn和Ni的穩(wěn)定率沒(méi)有太多變化，形態(tài)也未有明顯變化。

7）HAP∶sepiolite∶CaCO3（質(zhì)量比）為1∶1∶1，污泥中鎘Cd的穩(wěn)定率達(dá)到80%以上。

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參考文獻(xiàn)：

[1]莫測(cè)輝，吳啟堂，蔡全英，等.論城市污泥農(nóng)用資源化與可持續(xù)發(fā)展[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2000，（1）：158-161.

[2]王 新，陳 濤，梁仁祿，等.污泥土地利用對(duì)農(nóng)作物及土壤的影響研究[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)生態(tài)學(xué)報(bào)，2002，（2）：163-166.

[3]郭 蘭，田若濤，王雁卿，等.城市污泥和污泥垃圾堆肥作為肥源對(duì)作物重金屬積累的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)，1995，（2）：67-71.

[4]陳同斌，黃啟飛，高 定，等.中國(guó)城市污泥的重金屬含量及其變化趨勢(shì)[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，（5）：561-569.

[5]安 淼，周 琪，李永秋.城市污泥中重金屬的形態(tài)分布和處理方法的研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，（2）：199-202.

[6]孟昭福，張?jiān)鰪?qiáng)，張一平，等.幾種污泥中重金屬生物有效性及其影響因素的研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2004，（1）：115-118.

[7]陳茂林，胡 忻，王 超.我國(guó)部分城市污泥中重金屬元素形態(tài)的研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2004，（6）：1102-1105.

[8]喬顯亮，駱永明.污泥土地利用研究II.連續(xù)化學(xué)提取法研究施污泥土壤重金屬的有效性和環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[J].土壤，2001，（4）：210-213+217.

[9]喬顯亮，駱永明. 我國(guó)部分城市污泥化學(xué)組成及其農(nóng)用標(biāo)準(zhǔn)初探[J].土壤，2001，（4）：205-209.

[10]謝 冰，奚旦立，陳季華.活性污泥工藝對(duì)重金屬的去除及微生物的抵抗機(jī)制[J]. 上海環(huán)境科學(xué)，2003，22（4）：283-288.

[11]沈 " "杰，張朝暉，周曉云，等. 生物法去除水中重金屬離子的研究[J]. 水處理技術(shù)，2005，（3）：5-8.

[12]Gray C W，DunhaM S J，Dennis P G，et al．Field evaluation of in situ remediation of a heavy metal contaminated soil using lime and red-mud[J].Environmental Pollutio（Barking Essex），2006，142（3）：530-538.

[13]劉 " "佳.綠色有機(jī)酸和螯合劑萃取水廠污泥中典型重金屬的研究[D].長(zhǎng)沙：湖南大學(xué)，2012.

[14]王 " "浩，潘利祥，張翔宇，等.復(fù)合穩(wěn)定劑對(duì)砷污染土壤的穩(wěn)定研究[J]. 環(huán)境科學(xué)，2013，34（9）： 3587-3594.

[15]Carolin F C ，Kumar S P ，Saravanan A ， et al.Efficient techniques for the removal of toxic heavy metals from aquatic environment：A review[J].Journal of Environmental Chemical Engineering，2017，5（3）：2782-2799．

[16]丁凌云，藍(lán)崇鈺，林建平，等.不同改良劑對(duì)重金屬污染農(nóng)田水稻產(chǎn)量和重金屬吸收的影響[J].生態(tài)環(huán)境，2006，（6）：1204-1208.

[17]曾 " "卉，徐 " "超，周 " "航，等.幾種固化劑組配修復(fù)重金屬污染土壤[J].環(huán)境化學(xué)，2012，31（9）：1368-1374.

[18]韓躍新，印萬(wàn)忠，王澤紅，等.礦物材料[M].北京：科學(xué)出版社，2006.

[19]梁 " "媛，王曉春，曹心德.基于磷酸鹽、碳酸鹽和硅酸鹽材料化學(xué)鈍化修復(fù)重金屬污染土壤的研究進(jìn)展[J].環(huán)境化學(xué)，2012，31（1）：16-25.

[20]Quevauviller P，Rauret G，J-F López-Sánchez，et al. Certifification of trace metal extractable contents in a sediment reference material （CRM 601）following a three-step sequential extraction procedure[J]. Science of the Total Environment， 1997，205（2）：223-234.

[21]??an?ar J ，Mila?i? R，Stra?ar M ，et al.Total metal concentrations and partitioning of Cd， Cr， Cu， Fe， Ni and Zn in sewage sludge[J].The Science of the Total Environment ，2000，250（1）：9-19.

[22]RauretG. Improvement of the BCR three step sequential extraction procedure prior to the certification of new sediment and soil reference materials [J]. Journal of Environmental Monitoring ，1999，（1）：57-61.

[23]Gray C W，McLaren R G，Roberts A H C，et al.Sorption and desorption of cadmium from some New Zealand soils： effect of pH and contact time[J].Australian Journal of Soil Research，1998，36（2）：199-216.

[24]張 " "茜，徐明崗，張文菊，等.磷酸鹽和石灰對(duì)污染紅壤與黃泥土中重金屬銅鋅的鈍化作用[J].生態(tài)環(huán)境，2008，（3）：1037-1041.

[25]Gr?fe Markus，Nachtegaal Maarten，Sparks Donald .Formation of metal-arsenate precipitates at the goethite-water interface[J].Environmental Science amp; Technology，2004，38（24）： 6561-6 570.

[26]周世偉，徐明崗.磷酸鹽修復(fù)重金屬污染土壤的研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2007，（7）：3043-3050.

[27]Raicevic S，Kaludjerovic-Radoicic T，Zouboulis A I. In situ stabilization of toxic metals in polluted soils using phosphates： theoretical prediction and experimental verification[J].Journal of Hazardous Materials，2005，117（1）：41-53.

[28]Ozawa M，Satake K，Suzuki R. Removal of aqueous chromium by fish bone waste originated hydroxyapatite[J]. Journal of Materials Science Letters，2003，22（7）：513-514.

[29]Ma B，Shin W S，Oh S，et al.Adsorptive removal of Co and Sr ions fromaqueous solution by synthetic hydroxyapatite nanoparticles[J]. Separation Science and Technology，2010，45（4）：453-462.

[30]Xu Y，Schwartz F W，Tralna S J.Sorption of Zn2+ and Cd2+ onhydroxyapatite surfaces[J].Environmental Science amp; Technology，1994，28（8）：1472-1480.

[31]Anthimos X，Christina S，Nymphodora P. Stabilization of Pb and As in soils by applying combined treatment with phosphates and ferrous iron[J]. Journal of Hazardous Materials，2010，177（1-3）：929-937.

[32]Peryea F J ， Kammereck R. Phosphate-enhanced movement of arsenic out of lead arsenate contaminated topsoil and through uncontaminated subsoil[J].Water Air and Soil Pollut，1997，93 （1）：243-254.

[33]Panagiots T， Nymphodora P， Anthimos X.Evaluation of monobasic calcium phosphate for the immobilization of heavy metals in contaminated soils from Lavrion[J]. Journal of Hazardous Materials，2002，94（2）：135-146.

[34]林愛(ài)軍，張旭紅，蘇玉紅，等.骨炭修復(fù)重金屬污染土壤和降低基因毒性的研究[J].環(huán)境科學(xué)，2007（2）：232-237.

[35]王長(zhǎng)偉.粘土礦物對(duì)重金屬污染土壤鈍化修復(fù)效應(yīng)研究[D].天津：天津理工大學(xué)，2010.

[36]林云青，章鋼婭.粘土礦物修復(fù)重金屬污染土壤的研究進(jìn)展[J] .中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，2009，25（24）：422-427.

[37]Gomes CP，F(xiàn)ontes P M，Silva G A ，et al. Selectivity Sequence and Competitive Adsorption of Heavy Metals by Brazilian Soils[J]. Soil Science Society of America Journal，2001，65（4）：1115-1121.