李天然,蔣建國(guó),2,3*,李德安,王佳明

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鐵基固體材料對(duì)釩礦污染土壤的固化效果研究

李天然1,蔣建國(guó)1,2,3*,李德安1,王佳明1

(1.清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院,北京 100084；2.清華大學(xué)固體廢物處理與環(huán)境安全教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100084；3.清華大學(xué)區(qū)域環(huán)境質(zhì)量協(xié)同創(chuàng)新中心,北京 100084)

選用還原性材料鐵粉、硫酸亞鐵,氧化性材料三氧化二鐵,吸附性材料鋼渣、針鐵礦,共5種3類鐵基固體材料對(duì)釩冶煉渣污染的土壤進(jìn)行了固化研究.結(jié)果表明,固定效率由高到低依次為硫酸亞鐵>鐵粉>針鐵礦>鋼渣>三氧化二鐵.在1%的添加量、固化7d的固化條件及水平振蕩的檢測(cè)方法下,鐵粉、硫酸亞鐵對(duì)V的固定效率分別達(dá)到了97.7%和98.8%.模擬酸雨的浸出環(huán)境對(duì)還原性材料影響不大.還原性材料固化1d內(nèi)對(duì)V和Cr便達(dá)到較高固定效率,之后30d內(nèi)固定效率呈現(xiàn)輕微下降趨勢(shì).隨材料用量增加,還原性材料對(duì)V和Cr的固定效率增大,實(shí)驗(yàn)最大用量2%時(shí),鐵粉對(duì)兩者固定效率分別達(dá)到99.6%和78.5%,硫酸亞鐵達(dá)到99.9%和90.6%.BCR分析表明,還原性材料對(duì)實(shí)驗(yàn)土樣固化后,大幅降低了V的酸提取態(tài),增加了V的可氧化態(tài).

釩；土壤；重金屬；固化/穩(wěn)定化；鐵基

金屬元素釩(V)在環(huán)境與生物體內(nèi)都會(huì)有少量分布.我國(guó)土壤中平均V含量約為0.01%,與地殼表面和形成土壤的風(fēng)化巖中的含量非常接近,一般以難溶性鹽類形式存在,對(duì)生物影響較小[1].是重要的微量元素,在動(dòng)物體內(nèi),有刺激造血功能和類胰島素等作用;在植物體內(nèi),參與到固氮等多種酶促反應(yīng)過程中[2].但V化合物也有著一定的毒性及致癌作用,過量的攝入可能會(huì)對(duì)動(dòng)物的呼吸系統(tǒng)、消化系統(tǒng)等造成嚴(yán)重影響[3-4].

近年來(lái),由于V可以大幅提高鋼的強(qiáng)度、韌性、延展性和耐熱性,作為添加劑,大量的V被應(yīng)用于鋼鐵行業(yè)中[5].V的應(yīng)用中包括含V礦物的開采、粉碎、燒結(jié)、煉鋼等系列工藝過程,上述工藝中排放的廢水廢氣中的V最終可能通過沉降、吸附等過程匯集到土壤中,廢渣堆放過程產(chǎn)生的滲濾液也會(huì)提高土壤V含量,最終造成土壤的V污染[6-7].此外,釩礦中還伴生了Cr等重金屬,也可能通過上述途徑導(dǎo)致土壤中伴生重金屬超標(biāo)[8].

應(yīng)對(duì)V存在上述的危害與污染,國(guó)內(nèi)外近年展開了相關(guān)研究.V的地球化學(xué)研究表明V5+與Fe3+離子半徑相近,兩者可置換構(gòu)成類質(zhì)同象[9],因此鐵基材料對(duì)V的污染處理是研究的一個(gè)方向.Peacock等[10]研究發(fā)現(xiàn),水體中的V(V)會(huì)以VO2+和VO3(OH)2-的形式被針鐵礦(-FeOOH)吸附.劉黎慧等[11]用硫酸亞鐵處理含V廢水,在酸性條件下還原,堿性條件下絮凝,出水濃度可降至1mg/L以下.但目前研究多為水相反應(yīng),對(duì)土壤中V的研究和針對(duì)V污染土壤的修復(fù)文獻(xiàn)報(bào)道較少[12],危險(xiǎn)廢物的浸出毒性鑒別標(biāo)準(zhǔn)中也未涉及V.而對(duì)于土壤中其他重金屬的修復(fù)中,固化技術(shù)由于其施工方便價(jià)格低廉,是一種常用技術(shù),鐵基材料由于其氧化還原性或吸附性且便宜易得,得到了廣泛應(yīng)用[13].如Xu等[14]利用納米鐵修復(fù)Cr(VI)污染沙壤土,在1g:10mL土水比的浸出試驗(yàn)中,0.08g/L的納米鐵添加量可以使Cr的浸出減少50%.本文嘗試用鐵基固體材料對(duì)釩礦污染土壤進(jìn)行修復(fù),并探求其影響因素.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

1.1.1 實(shí)驗(yàn)土樣 實(shí)驗(yàn)土樣取自湖北省某原釩冶煉渣堆場(chǎng).該場(chǎng)地冶煉渣清理后,部分殘余廢渣、污染土壤與客土混合,被原位平整壓實(shí).場(chǎng)地土壤取樣深度為20cm,取回后在室溫下自然風(fēng)干,經(jīng)過5mm篩進(jìn)行篩分處理后,充分?jǐn)嚢杌靹?即為實(shí)驗(yàn)土樣.表1為實(shí)驗(yàn)土樣基本性質(zhì).

表1 實(shí)驗(yàn)土樣基本理化性質(zhì) Table 1 Physical and chemical properties of the tested soil

注:“-”表示低于儀器檢出限.

從表1可以看出,實(shí)驗(yàn)土樣基本呈中性,沒有酸化.實(shí)驗(yàn)土樣陽(yáng)離子交換量低,對(duì)于陽(yáng)離子態(tài)重金屬的吸附能力低,則重金屬在其中的遷移性較強(qiáng),實(shí)驗(yàn)土樣受重金屬污染后風(fēng)險(xiǎn)較高.實(shí)驗(yàn)土樣中V和Cr的總量遠(yuǎn)高于其他重金屬,總和達(dá)到了重金屬總量的80%以上.則實(shí)驗(yàn)土樣主要受到了釩渣中的V和伴生重金屬Cr的污染,后續(xù)實(shí)驗(yàn)分析將主要針對(duì)這兩種重金屬.

1.1.2 固化材料 本實(shí)驗(yàn)主要選取5種鐵基材料,還原性材料:鐵粉(Fe),硫酸亞鐵(FeSO4×7H2O),氧化性材料:三氧化二鐵(Fe2O3),吸附性材料:鋼渣和針鐵礦(α-FeOOH).

鐵基固化劑實(shí)驗(yàn)用鋼渣取自首鋼遷安廠,其XRF測(cè)定結(jié)果如表2所示.可以看出其中Ca、Fe含量較高,有研究表明一些含Ca化合物也對(duì)重金屬有固化作用[15].但是同時(shí)也含有一定量的V和Cr,存在外來(lái)污染的風(fēng)險(xiǎn).

表2 實(shí)驗(yàn)用鋼渣成分 Table 2 Elemental compositions of the tested steel slag

針鐵礦的合成步驟[10]為:稱取20.2gFe (NO3)3×9H2O和40gNaOH分別置于100mL和500mL容量瓶中定容,將兩者全部倒入燒杯中迅速攪拌混合,調(diào)節(jié)pH 12~13,于70℃下老化48h,過0.45mm濾膜,用去離子水潤(rùn)洗濾渣3次,將濾渣置于70℃干燥至恒重,研磨成粉末.

其他實(shí)驗(yàn)藥劑鐵粉(Fe),硫酸亞鐵(FeSO4×7H2O),三氧化二鐵(Fe2O3),均為分析純?cè)噭?

1.2 分析儀器及方法

實(shí)驗(yàn)土樣總量測(cè)定采用手持式礦石土壤分析儀XRF(Thermo Fisher Niton XL3t 500),液相重金屬濃度測(cè)定采用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀ICP(Thermo Scientific iCAP 7400),液相pH值測(cè)定采用pH計(jì)(Thermo Scientific Orion Star A214).

實(shí)驗(yàn)土樣基本理化性質(zhì)采用常規(guī)方法測(cè)定[16]. pH值測(cè)定水土比為2.5:1,有機(jī)質(zhì)測(cè)定采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法,陽(yáng)離子交換量測(cè)定采用乙酸銨法.

浸出方法:達(dá)到實(shí)驗(yàn)設(shè)定的固化時(shí)間后,將混合樣充分混勻,根據(jù)實(shí)驗(yàn)設(shè)定,按照《固體廢物浸出毒性浸出方法 水平振蕩法》[17](HJ 557-2010)或《固體廢物浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》[18](HJ/T299-2007)取樣,進(jìn)行固化后土壤中的重金屬的浸出實(shí)驗(yàn),2個(gè)實(shí)驗(yàn)分別記為S法和L法.

重金屬形態(tài)分析方法:BCR三步提取法[19].將重金屬形態(tài)分為酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài).

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

按照實(shí)驗(yàn)設(shè)定質(zhì)量比將500g實(shí)驗(yàn)土樣與幾種固化劑分別混合置于燒杯中,充分?jǐn)嚢杌旌?按照15%的質(zhì)量比,向混合樣中加入去離子水,再次充分?jǐn)嚢杌靹?將上述燒杯置于人工氣候箱中,控制溫度為25℃,濕度為80%,進(jìn)行固化.固化過程中每天測(cè)試一次含水率,適當(dāng)增加去離子水使含水率維持在14%~16%.實(shí)驗(yàn)中按照設(shè)定時(shí)間取3個(gè)平行樣進(jìn)行浸出實(shí)驗(yàn).實(shí)驗(yàn)檢測(cè)期間每次取出浸出實(shí)驗(yàn)用樣品后,未取出土樣繼續(xù)固化.

比較不同材料分別在模擬酸雨和地下水浸出條件下的固化效果,選取3種類型5種鐵基材料,還原性材料硫酸亞鐵和鐵粉,氧化性材料三氧化二鐵,吸附性材料鋼渣和針鐵礦,選取1%的添加量,7d的固化時(shí)間,分別用S法和L法對(duì)原樣和固化后土樣進(jìn)行浸出實(shí)驗(yàn),比較固化前后浸出濃度的變化.

探究固化時(shí)間對(duì)固化效果的影響,選取鐵粉和硫酸亞鐵兩種還原性材料,添加量為1%,固化時(shí)間延長(zhǎng)至30d,通過S法測(cè)定樣品V和Cr的浸出濃度.

探究添加量對(duì)固化效果的影響,選取0.1%、0.25%、0.5%、1%、2% 5種添加量,選取鐵粉和硫酸亞鐵2種還原性材料,固化時(shí)間為7d,通過S法測(cè)定樣品V和Cr的浸出濃度.

探究固化對(duì)重金屬形態(tài)的影響,選取經(jīng)1%的添加量的鐵粉和硫酸亞鐵固化30d之后的土樣以及未經(jīng)固化的實(shí)驗(yàn)土樣進(jìn)行BCR 3步提取.

1.4 評(píng)價(jià)方法

為了更好的表示出濃度的變化,研究中以固定效率進(jìn)行對(duì)比,固定效率定義為固化后浸出濃度比原樣浸出濃度減少的百分比,計(jì)算如公式(1)所示:

式中:為固定效率;ie分別為固化前后的浸出濃度.

2 結(jié)果與討論

2.1 不同材料的固化效果

表3為實(shí)驗(yàn)土樣在固化前后幾種主要重金屬的浸出濃度,所有測(cè)試樣品中Pb均低于儀器檢出限未列出.

從表3可以看出,2種環(huán)境下,固化前后的實(shí)驗(yàn)土樣中浸出濃度較高的兩種重金屬均為V和Cr,兩者在L法下的浸出濃度要略高于S法下的浸出濃度.2種環(huán)境下,Cd、Cu、Zn的浸出濃度均在0.01mg/L以下,由于濃度較低,浸出方法的影響并不明顯.

從鐵基材料固化前后V的浸出濃度可以看出,在中性環(huán)境中,5種材料對(duì)于重金屬V均體現(xiàn)出了一定的固化效果,浸出濃度由低到高依次為硫酸亞鐵<鐵粉<針鐵礦<鋼渣<三氧化二鐵.可見兩種還原性材料固化效果最佳,鐵粉和硫酸亞鐵的固定效率分別高達(dá)97.7%和98.8%.吸附性材料有一定固化效果,但固定效率低于還原性材料,針鐵礦達(dá)到了48.2%,鋼渣達(dá)到了20.2%.而氧化性材料三氧化二鐵的固化效果并不明顯,僅為5.7%.而與S法數(shù)據(jù)相比,多數(shù)材料在L法下對(duì)V的固定效率變化不大,2種還原性材料固定效率均在98.5%左右,鋼渣的固定效率降低至9.8%.

表3 鐵基材料固化前后實(shí)驗(yàn)土樣浸出濃度(mg/L) Table 3 The concentration of heavy metals leached from the tested soil before and after the iron-based agents stabilization (mg/L)

注:S指按照《固體廢物浸出毒性浸出方法 水平振蕩法》(HJ 557-2010)[17],在中性水平振蕩浸出環(huán)境下的浸出實(shí)驗(yàn);L指按照《固體廢物浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》(HJ/T299-2007)[18],在酸性翻轉(zhuǎn)振蕩浸出環(huán)境下的浸出實(shí)驗(yàn).

從鐵基材料固化前后Cr的浸出濃度可以看出,在S法和L法2種環(huán)境下,還原性材料對(duì)Cr均表現(xiàn)出良好的固化效果,其中鐵粉固定效率均達(dá)到了78.8%,L法下的固定效率略有上升.吸附性材料表現(xiàn)不一,鋼渣S法下固定效率達(dá)到33.3%,L法下略有降低;而針鐵礦呈現(xiàn)出明顯的促進(jìn)浸出的效果,S法下浸出濃度達(dá)到了之前的2.17倍.氧化性材料依然固化效果一般,兩種環(huán)境中的固定效率均在15%以下.

由此可見,不論在S法或是L法環(huán)境中,還原性材料均對(duì)V和Cr表現(xiàn)出了良好的固化效果,氧化性材料則促進(jìn)了兩者的浸出.這主要可能是因?yàn)閂和Cr均為變價(jià)重金屬元素,在還原條件下價(jià)態(tài)降低,溶解度降低,這與水相的溶解度規(guī)律是一致的[14,20].

吸附性材料表現(xiàn)不一,鋼渣效果不明顯,針鐵礦雖對(duì)V產(chǎn)生了一定的固化效果,卻促進(jìn)了Cr的浸出.吸附性材料表現(xiàn)一般,可能是由于重金屬浸出濃度過高,已經(jīng)遠(yuǎn)超出材料的吸附容量,如趙倩等[21]在進(jìn)行沸石對(duì)含V廢水處理時(shí),雖然可將其濃度從80mg/L降至1mg/L,但是污染負(fù)荷僅為0.4mgV/g吸附劑,遠(yuǎn)低于本實(shí)驗(yàn)的12.77~ 13.62mgV/g吸附劑.

由于實(shí)驗(yàn)土樣為中性,為應(yīng)用于取樣的污染場(chǎng)地,后續(xù)實(shí)驗(yàn)采用S法研究固化劑在地下水環(huán)境中的浸出.綜合考慮鐵基材料對(duì)浸出量最多的兩種重金屬V和Cr的固化效果,選取兩種還原性材料鐵粉和硫酸亞鐵進(jìn)行影響因素探究.

2.2 固化時(shí)間對(duì)固化效果的影響

實(shí)驗(yàn)土樣分別添加質(zhì)量比1%的鐵粉和硫酸亞鐵,V和Cr的浸出濃度隨時(shí)間的變化如圖1所示.從圖1(a)可以看出,經(jīng)過相同的固化時(shí)間,鐵粉與硫酸亞鐵對(duì)V的固定效率差別不大.比較圖1(a)和(b)可以看出,V和Cr的固定效率隨時(shí)間變化規(guī)律相似:在固化1d之內(nèi)便達(dá)到較高值,之后維持較高固定效率.

將2種鐵基固化劑的固定效率對(duì)固化時(shí)間分別進(jìn)行線性擬合,結(jié)果如表4所示.可以看出斜率均為負(fù)值,說(shuō)明固定效率呈現(xiàn)一定下降趨勢(shì),但是絕對(duì)值均較低,說(shuō)明固定效率下降較慢;擬合的2也較低,數(shù)據(jù)下降的趨勢(shì)并不明顯.結(jié)合圖1數(shù)據(jù),相比于固化7d的固定效率,30d后鐵粉和硫酸亞鐵對(duì)V和Cr的固定效率分別降低了0~7%.

表4 V和Cr的固定效率對(duì)時(shí)間線性擬合結(jié)果 Table 4 The linear-fitting results of the stabilization efficiency of V and Cr with time

綜上,在30d的時(shí)間內(nèi),兩種還原性鐵基固化劑對(duì)V和Cr的固定效率下降趨勢(shì)并不明顯,隨時(shí)間變化的穩(wěn)定性良好,在30d的固化時(shí)間后仍然有著良好的固化效果.

2.3 添加量對(duì)固化效果的影響

實(shí)驗(yàn)土樣分別添加不同質(zhì)量比的鐵粉和硫酸亞鐵后,固定效率隨固化劑添加量的變化曲線如圖2所示.

從圖2(a)可以看出,相同添加量下硫酸亞鐵與鐵粉對(duì)V的固定效率差距不大,隨著固化劑添加量的增加,兩者對(duì)V的固定效率增加,在1%的用量以上,固定效率趨近100%.在低用量下,兩者便已表現(xiàn)出良好的固化效果,在0.1%的用量時(shí)硫酸亞鐵和鐵粉對(duì)V的固定效率就分別達(dá)到了57.0%和64.6%.

從圖2(b)可以看出,隨著固化劑添加量的增加,硫酸亞鐵與鐵粉對(duì)Cr的固定效率也在增加.鐵粉在1%的用量以上時(shí),對(duì)Cr的固定效率基本穩(wěn)定在80%.實(shí)驗(yàn)用量下,硫酸亞鐵對(duì)Cr的固定效率尚未達(dá)到上限,在2%的實(shí)驗(yàn)最大用量時(shí),固定效率可以達(dá)到90.6%.

2.4 固化對(duì)重金屬形態(tài)的影響

實(shí)驗(yàn)土樣在鐵粉和硫酸亞鐵固化前后V和Cr重金屬形態(tài)比例如圖3所示.

從圖3(a)中可以看出,未固化實(shí)驗(yàn)土樣中V的殘?jiān)鼞B(tài)較少,僅為5.6%,主要為酸提取態(tài)和可還原態(tài),兩者的比例分別達(dá)到了38.1%和46.7%,這說(shuō)明未固化實(shí)驗(yàn)土樣中大部分V處于相對(duì)不穩(wěn)定的狀態(tài),遷移性較強(qiáng).這與V的地球化學(xué)特征并不相符,滕彥國(guó)等[22]和Xiao等[23]分別基于四川和湖南土壤的研究結(jié)果表明,V的酸提取態(tài)比例在2%以下,殘?jiān)鼞B(tài)比例多數(shù)在60%以上,這可能是因?yàn)閷?shí)驗(yàn)土樣中含有一定量的冶煉廢渣,而冶煉中V經(jīng)過了Na的活化,因而實(shí)驗(yàn)土樣前三態(tài)比例較高,殘?jiān)鼞B(tài)含量較少.

而經(jīng)過鐵粉和硫酸亞鐵的固化后,V的酸提取態(tài)得到了大幅度的降低,達(dá)到了4.8%以下,可氧化態(tài)則大幅度增加,分別提高為未固化實(shí)驗(yàn)土樣的2.95倍和2.62倍,這說(shuō)明還原性材料的固化機(jī)理主要是將遷移性較強(qiáng)的酸提取態(tài)還原,成為相對(duì)穩(wěn)定的可氧化態(tài).此外,硫酸亞鐵還將殘?jiān)鼞B(tài)的比例從5.6%提高到了10.7%.

而從圖3(b)中可以看出,Cr的形態(tài)比例與V的形態(tài)比例差別較大,固化前后Cr的殘?jiān)鼞B(tài)比例均較高,未固化實(shí)驗(yàn)土樣中殘?jiān)鼞B(tài)便已經(jīng)達(dá)到了81.3%.結(jié)果與Cr的地球化學(xué)特征是一致的[24].固化過程對(duì)Cr的形態(tài)比例影響不大,鐵粉固化后可氧化態(tài)和可還原態(tài)略有升高,而硫酸亞鐵固化后殘?jiān)鼞B(tài)略有增高,達(dá)到84.0%.

3 結(jié)論

3.1 在1%的鐵基固化劑添加量、固化7d的固化條件下,V的固定效率由高到低對(duì)應(yīng)的固化劑依次為硫酸亞鐵>鐵粉>針鐵礦>鋼渣>三氧化二鐵.在模擬地下水浸出環(huán)境中固化效果最佳的還原性材料鐵粉和硫酸亞鐵的固定效率分別達(dá)到97.7%和98.8%.在模擬酸雨浸出環(huán)境中,兩種還原性材料依然保持了良好的固化效果.

3.2 鐵粉和硫酸亞鐵固化速度較快,在1d內(nèi)對(duì)V和Cr固化效率便達(dá)到較高比例,之后30d內(nèi)基本維持效率,有輕微下降趨勢(shì).

3.3 隨鐵粉和硫酸亞鐵用量增加,其對(duì)V固定效率升高,在0.1%的添加量下便已有明顯固化效果,1%以上用量固定效率近似100%.隨用量增加,固化劑對(duì)Cr的固定效率升高,2%用量下硫酸亞鐵固定效率可達(dá)90.6%.

3.4 BCR分析表明,鐵粉和硫酸亞鐵對(duì)實(shí)驗(yàn)土樣固化后,大幅降低了V的酸提取態(tài),增加了V的可氧化態(tài).

汪金舫,劉 錚.釩在土壤中的含量分布和影響因素 [J]. 土壤學(xué)報(bào), 1994,31(1):61-67.

Rehder D. The role of vanadium in biology [J]. Metallomics, 2015,7(5):730-742.

Cui W, Guo H, Cui H. Vanadium toxicity in the thymic development [J]. Oncotarget, 2015,6(30):28661-28677.

Imura H, Shimada A, Naota M, et al. Vanadium Toxicity in Mice Possible Impairment of Lipid Metabolism and Mucosal Epithelial Cell Necrosis in the Small Intestine [J]. Toxicologic pathology, 2013,41(6):842-856.

Moskalyk R R, Alfantazi A M. Processing of vanadium: a review [J]. Minerals Engineering, 2003,16(9):793-805.

Yang J, Tang Y, Yang K, et al. Leaching characteristics of vanadium in mine tailings and soils near a vanadium titanomagnetite mining site [J]. Journal of hazardous materials, 2014,264:498-504.

矯旭東,滕彥國(guó).土壤中釩污染的修復(fù)與治理技術(shù)研究 [J]. 土壤通報(bào), 2008(2):448-452.

Liu B, Du H, Wang S N, et al. A novel method to extract vanadium and chromium from vanadium slag using molten NaOH-NaNO3binary system [J]. AIChE Journal, 2013,59(2): 541-552.

Oliveira H S, Oliveira L C, Pereira M C, et al. Nanostructured vanadium-doped iron oxide: catalytic oxidation of methylene blue dye [J]. New Journal of Chemistry, 2015,39(4):3051-3058.

Peacock C L, Sherman D M. Vanadium (V) adsorption onto goethite (α-FeOOH) at pH 1.5to 12: a surface complexation model based on ab initio molecular geometries and EXAFS spectroscopy [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2004,68(8): 1723-1733.

劉黎慧,周朝昕,楊洪升,等.FeSO4還原混凝法處理奧里油電廠含釩廢水 [J]. 安全與環(huán)境工程, 2009(3):45-49.

張文杰,蔣建國(guó),李德安,等.吸附材料對(duì)釩礦污染土壤重金屬的穩(wěn)定化效果 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016,36(5):1500-1505.

Kumpiene J, Lagerkvist A, Maurice C. Stabilization of As, Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendments–a review [J]. Waste management, 2008,28(1):215-225.

Xu Y, Zhao D. Reductive immobilization of chromate in water and soil using stabilized iron nanoparticles [J]. Water research, 2007,41(10):2101-2108.

Hale B, Evans L, Lambert R. Effects of cement or lime on Cd, Co, Cu, Ni, Pb, Sb and Zn mobility in field-contaminated and aged soils [J]. Journal of hazardous materials, 2012,199:119-127.

魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法 [M]. 北京:農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

HJ 557-2010 固體廢物浸出毒性浸出方法 水平振蕩法 [S].

HJ/T299-2007 固體廢物浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法 [S].

Wang J, Jiang J, Li D, et al. Removal of Pb and Zn from contaminated soil by different washing methods: the influence of reagents and ultrasound [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015,22:20084-20091.

Wright M T, Stollenwerk K G, Belitz K. Assessing the solubility controls on vanadium in groundwater, northeastern San Joaquin Valley, CA [J]. Applied Geochemistry, 2014,48:41-52.

趙 倩,張 戈.改性沸石靜態(tài)吸附釩的實(shí)驗(yàn)研究 [J]. 實(shí)驗(yàn)室研究與探索, 2010(7):31-33.

滕彥國(guó),張慶強(qiáng),肖 杰,等.攀枝花公園土壤中釩的地球化學(xué)形態(tài)及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn) [J]. 礦物巖石, 2008(2):102-106.

Xiao X, Miao Y, Guo Z, et al. Soil vanadium pollution and microbial response characteristics from stone coal smelting district [J]. Transactions of Nonferrous Metals Society of China, 2015,25(4):1271-1278.

Wu S L, Chen B D, Sun Y Q, et al. Chromium resistance of dandelion (Taraxacum platypecidum Diels.) and bermudagrass (Cynodon dactylon [Linn.] Pers.) is enhanced by arbuscular mycorrhiza in Cr (VI)-contaminated soils [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2014,33(9):2105-2113.

* 責(zé)任作者, 教授, jianguoj@mail.tsinghua.edu.cn

Solidifying effect of heavy metals in the vanadium deposit-polluted soil by iron-based solid agents

LI Tian-ran1, JIANG Jian-guo1,2,3*, LI De-an, WANG Jia-ming1

(1.School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China；2.Key Laboratory for Solid Waste Management and Environment Safety, Ministry of Education, Tsinghua University, Beijing 100084, China；3.Collaborative Innovation Center for Regional Environmental Quality, Tsinghua University, Beijing 100084, China)., 2016,36(7)：2108~2114

Three kinds of iron-based solid agents, including reducing agents (iron powder and), oxidizing agents (ferric oxide), and absorbing agents (steel slag and goethite), were investigated to stabilize vanadium (V) and chromium (Cr) in the vanadium deposit-polluted soil. Results showed that, the stabilizationof such agents decreased as the following order: sulfate> iron powder> goethite> steel slag> ferrous sulfate. After solidifying for 7days at a dosage of 1wt%, the stabilization efficiency of iron powder and ferrous sulfate on V was 97.7% and 98.8%, respectively, using the horizontal vibration method. The stabilization efficiency of reducing agents was similar between the groundwater and acid rain leaching conditions. For an increasing dosage of the agents, the stabilization efficiency of reducing agents gradually increased. With the highest dosage of 2wt%, the efficiency of iron powder on V and Cr was 99.6% and 78.5%, respectively; while the efficiency of ferrous sulfate was 99.9% and 90.6%, respectively. The European Community Bureau of Reference (BCR) test showed that, after stabilization using the reducing agents, both the exchangeable and acid-soluble fractions of V in the soil decreased significantly, while the residual fraction increased.

vanadium；soil；heavy metal；solidification/stabilization；iron-based agents

X53

A

1000-6923(2016)07-2108-07

李天然(1991-),男,山東棗莊人,清華大學(xué)碩士研究生,主要從事固體廢棄物處理處置與資源化的研究.

2015-12-18

丹江口庫(kù)區(qū)小流域特色礦產(chǎn)重金屬污染全過程控制關(guān)鍵技術(shù)研究與示范(2015ZX07205-003)