固化穩定化修復技術范文

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篇1

關鍵詞：重金屬污染 底泥 穩定化 固化技術

中圖分類號：X70 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3791（2014）02（b）-0011-01

本文以廣州市作為案例。由于廣州市河網縱橫交織，收到珠江三角洲和泰，河勢以及水動力等多個方面的影響，沒有足夠的水環境容量，同時水體不能夠實現自身的凈化。尤其是感潮河段，污水咋河道位置受到潮水的頂托從而滯留在河道處。而由于污水存在著很難被稀釋，降解等問題，從而使得城市的河涌淤積嚴重，同時底泥又被重金屬等污染物污染，這將會對河流的生態環境構成嚴重的威脅并直接影響群眾的飲水的安全性等問題。

所以目前所面臨的一個較為嚴重的問題就是清楚河道內部的污染源。進而排除了重金屬污染所構成的威脅，進而實現改善河道的水生態環境。就目前的狀況看來，珠江三角洲流域的城市河道的底泥大量增加，僅僅在廣州市內部現在就有230多條城市河道，而需要清理的底泥總計起來一共有大約700多萬平方米。而目前國內所采取的“抓斗挖泥+自然感化”和“絞吸挖泥+圍堰自然干化”，這兩種實施較為粗放，并且大量的占用了土地資源，同時極其容易對土壤造成二次污染。在國外普遍采取的是“絞吸挖泥+底泥固結”的方法來實現這一目標。通過與國外的先進技術的引入，并開展出來自主研發的受到重金屬污染的河道底泥環保清淤以及資源化的處置技術是十分有必要的。本研究是以廣州市城市河道環保清淤和生態島的建設，其成果在珠江三角洲地區和國內其他的很多城市都有著廣泛的應用以及推廣的前景。

1 廣州市河涌淤泥情況調查

1.1 基本情況

本次實驗是對廣州市200多條城市的河流涌到，600多個采樣點的分析和調研來綜合分析從而得出以下調查結果。

1.1.1 廣州市河涌淤泥的物理學方面的數據

有調研結果可知，廣州市河涌淤泥的粒徑組成變動幅度較大，而其中的大部分是在0.05～2 mm的范圍之內，而淤泥的質地總體上屬于偏砂土。河涌淤泥的含水率在15%～88%之間，正常情況下是虎仔飽和的狀態的。含水率的差異主要是受著淤泥的顆粒組成以及與你的有機質含量等多方面的影響，淤泥的顆粒質地越輕那么就是有機質的含量越高，也就是含水量越高。河涌淤泥的密度較低，屬于較為疏松的類型，密度也是在0.57～1.55 g/m3之間的。

1.1.2 廣州市河涌淤泥的化學成分以及化學特性淺析

廣州市河涌淤泥的PH值，也就是酸堿度的范圍是在5.07～9.46之間的。而有機質的含量則是在1.6～191.4 g每千克之間的?？偟暮剂渴窃?.38～16.49 g每千克之間的，總的鉀的含量是在0.28 ～4.43 g每千克之間。

在河流的底泥中，硫化物的含量是在0.88～10.49 g每千克之間，氰化物的含量則是在0.042～0.659 g每千克之間。還有一定量的氟化物，揮發份以及石油在其中。

1.2 原狀淤泥的重金屬的檢測

廣州是的河涌的淤泥中包括了很多有毒有害的重金屬元素。對水生生物和人體的健康有著極大的危害。廣州是河涌淤泥的重金屬的含量雖然差別比較大，但都超過我國土壤環境質量的標準所規定的重金屬含量的設定值很多，大多數屬于中度的污染水平。廣州市的河涌底泥重金屬的含量已得到了具體的含量數據。

2 底泥的處置基本原則

目前，已制定成型的制定的原則和方法是秉持著以下四個原則來綜合治理：（1）減少排放量；（2）力爭排放的無害；（3）處理過程中的穩定性；（4）資源化處理。在處理的過程中最終要實現的目標是對淤泥中的很多有害的病菌，寄生蟲亂以及病毒等進行滅活的程序。在處理之后的淤泥中，盡量使得各種指標能夠實現無害化的符合環境友好的目標的規定和要求。固結土地是的能夠實現工程能夠使用的土地的要求。

3 底泥資源化的工程系統的研究

3.1 底泥資源化系統

系統是并不是我國獨立研制生產出來的。而是對國內外引進別人已經研制出來的先進的科技成果的基礎之上作進一步的研發。通過河流疏浚與你的室內的實驗的研究，進行多方面的不同領域的實驗，甚至是現場實驗，進一步分析具有代表性的河涌淤泥的化學組成以及結構，進一步研究出來適合于建筑用土的固化配合的黃金比例，是的淤泥的調理，固化，脫水以及運輸等工藝流程和完整的設備更進一步的實現優化和提升。這也是能夠實現更廣泛推廣應用夯實了堅實的理論基礎，并且為其提供了經濟分析的原理和依據。在這項技術里面，最為關鍵的組成部分就是：首先是廣州市的河涌復雜的淤泥的預先處理過程的開展和實施；二是對于先進的從國外引進的設備以及消化配套和完善。最后是河涌淤泥固話時候采取最為有效果并且最簡潔的方法對淤泥進行有害金屬的固封的效果的實現。最后是研制開發并采用新型的固結藥劑。

4 結語

這項技術在處理城市河涌淤泥的過程中取得了十分顯著的效果。能夠在短時間內處理大量的淤泥，并且不用很大的空間便能夠開展和實施。對于城市人口密度很大的城市以及河涌的生態系統的修復具有很好的效果。同時對于有害物質進行處理和固化之后，淤泥的質量達標了之后，被固化的泥土仍舊能夠作為資源實現再循環和再利用等。

參考文獻

[1] 劉志彥，孫麗娜，鄭冬梅，等.河道底泥重金屬污染及農用潛在風險評價[J].安徽農業科學，2010（21）.

篇2

關鍵詞：穩定劑；重金屬污染；TCLP；土壤修復

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）12-3042-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.12.013

Abstract：Two different types of soil were chosen as matrix and soluble Cd， Zn， Pb and Cu salt were added to form soil heavy metal contamination. USEPA TCLP test（Toxicity Characteristic Leaching Procedure，TCLP） were used to study the effect of remediation agent which is composed of calcium sulfide，calcium phosphate and calcium hydroxide. The results showed that：（1）Addition of soluble salts to the soil made the soil pH decrease. The more soluble heavy metal salt was added， pH decreased more. （2）The average percentage of water soluble view，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）.（3）experimental program 1：0.5% calcium sulfide+1% calcium superphosphate+0.1% calcium hydroxide+20% water，experimental program 2 is：2% calcium sulfide+calcium phosphate or superphosphate 1%+0.5% calcium hydroxide+20% water.（4）For Cd and Zn， program 2 is superior in heavy metal reduction than project 2. Heavy metal reduction rate of is 89.7% for Cd and 99.7% for Zn in project 2，higher than project 1 with reduction rate of 88.9% for Cd and 95.7% for Zn. For Cu and Pb， program 1 is better than program 2，with reduction rate of 67.2% and 53.9% for Cu and Pb， respectively.

Key words：stabilizer；heavy metal pollution；TCLP；soil remediation

中國由鉛酸電池、電鍍、礦物開采以及冶煉等導致的土壤重金屬污染往往引發環境[1]。如在2009年發生的陜西鳳翔兒童血鉛超標、湖南瀏陽鎘污染及山東臨沂砷污染以及在廣西環江、云南會澤、湖南湘江等地土壤重金屬污染引起了社會廣泛關注，成為公共環境事件。作為“化學定時炸彈”，土壤重金屬污染呈現出污染持續時間長、污染隱蔽性強、不能被微生物降解、隨食物鏈富集，最終危害人類健康[2]。中國受重金屬污染土壤面積約2 000萬hm2，占全部耕地面積的1/5，每年被污染的糧食多達1 200萬t，土壤重金屬污染亟需得到修復治理[3]。

目前常用的污染場地修復技術主要包括客土法/換土法、熱脫附、穩定/固化（solidification/stabilization，S/S）、電動修復、化學淋洗、氣提、生物修復、農業生態修復技術等[4]。與其他修復技術相比，固化/穩定化技術具有處理時間短、高效、經濟等優勢，美國環保局將固化/穩定化技術稱為處理有害有毒廢物的最佳技術[5]。根據場地修復技術年度報告（ASR），1982-2005年間美國超級基金有22.2%場地修復使用S/S技術[6]。

與固化技術的物理隔離污染物不同，穩定化技術通過穩定劑發生化學反應，改變重金屬的形態，轉化為不易溶解、遷移能力或毒性更小的形式，從而降低土壤重金屬的生物有效性[7]。現有研究表明，通過固化作用形成的固化體會導致污染物從固化體中二次釋放，而穩定化則不會涉及到這個問題[8]。

目前土壤重金屬穩定化藥劑有石膏、磷酸鹽、氫氧化鈉、硫化鈉、硫酸亞鐵、氯化鐵[9]。此外，黏土礦物、高分子聚合材料、生物質基重金屬吸附材料也作為穩定劑。在土壤重金屬污染修復實踐中所用的磷化合物種類較多。包括水溶性物質如磷酸二氫鉀、磷酸二氫鈣及磷酸氫二銨、磷酸氫二鈉等，也有水難溶性物質如羥基磷灰石、磷礦石等[10]。磷酸鹽加入污染土壤后，顯著降低重金屬有效態濃度，促使重金屬（尤其是鉛）向殘渣態轉化。磷酸鹽穩定重金屬的反應機理十分復雜，目前的研究將其大體分為3類：磷酸鹽表面直接吸附重金屬；土壤中重金屬與磷酸鹽反應生成沉淀或礦物；磷酸鹽誘導重金屬吸附[11]。

批處理是評估土壤中金屬元素危害性的通用方法。為了評估固體廢物遇水浸瀝浸出的有害物質的危害性，中國頒布了《固體廢物浸出毒性浸出方法-水平振蕩法》（HJ 557-2009）、《固體廢物浸出毒性浸出方法-硫酸硝酸法》（HJ/T 299-2007）及《固體廢物浸出毒性浸出方法-醋酸緩沖溶液法》（HJ/T 300-2007）。TCLP方法是EPA指定的重金屬釋放效應評價方法，用來檢測在批處理試驗中固體廢棄物中重金屬元素遷移性和溶出性[12]。該方法采用乙酸作為浸提劑，土水比（g∶mL）為1∶20，浸提時間為18 h。多重提取試驗MEP（Multiple Extraction Procedure）方法可模擬設計不合理的衛生填埋場，經多次酸雨沖蝕后廢物的浸出狀況，通過重復提取得出實際填埋場廢物可浸出組分的最高濃度。MEP試驗也可用于廢物的長期浸出性測試，其提取過程長達7 d。

本研究采用硫化物、無機磷化合物、堿等物質混合添加至土壤中，結合TCLP浸出毒性鑒別標準評價方法，分析土壤重金屬在不同配比修復劑情況下重金屬浸出程度和土壤重金屬有效性改變程度。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

采集兩種不同的土壤，分別為校內菜園土（用X代表），潛山黃紅壤（用Q代表）。硝酸鉛、硫酸銅、四水合硝酸鎘、七水合硫酸鋅均為國藥試劑。硫化鈣、磷酸鈣、氫氧化鈣均為阿拉丁試劑。

1.2 試驗方法

將校園菜園土與潛山土壤各1 kg風干過0.25 mm土篩。在潛山土壤（Q）、校園菜園土（X）中分別加入硝酸鉛、硫酸銅、四水合硝酸鎘、七水合硫酸鋅，使其待測重金屬含量至少超過國家3級標準（記為QA、XA）。在潛山土壤（Q）、校園菜園土（X）中加入上述藥劑，使其待測重金屬含量至少超過2倍國家3級標準（記為QB、XB）。6份土樣分別加入330 mL去離子水，充分攪拌混合。置于陰涼處反應3 d，然后將6份土樣分別平鋪于干凈紙上，置于室內陰涼通風處風干。

準確稱取上述風干后的QA、QB、XA、XB土壤各200 g，采用兩種穩定劑方案處理。方案1：加硫化鈣0.5%+過磷酸鈣1%+氫氧化鈣0.1%+去離子水20%。方案2：加硫化鈣2%+過磷酸鈣1%+氫氧化鈣0.5%+去離子水20%。潛山三級污染土壤經過兩種穩定劑方案處理后的土壤樣品記為QAF1，QAF2，其他類推。

潛山土壤（Q）和校園菜園土（X）土壤pH測定：土水比（g∶mL，下同）為1∶2.5，即10 g土加入25 mL去離子水，于恒溫振蕩器中，25 ℃條件下以150 r/min振蕩30 min。

QA、QB、XA、XB土壤重金屬測定：土壤重金屬含量采用HC1-HNO3-HF消解，用原子吸收分光光度計進行測定。

QA、QB、XA、XB土壤重金屬水溶態測定：在三角燒瓶中加入2.5 g風干土壤及25 mL去離子水，在（25±2） ℃條件下振蕩2 h，過濾[13]。

TCLP浸提試驗：將質量比為2∶1的濃硫酸和濃硝酸混合液加入到去離子水（1 L去離子水約加入2滴混合液）中，配制為pH 3.2的浸提液。按液固比為10∶1（L/kg）計算出所需浸提劑的體積，加入浸提劑，蓋緊瓶蓋后固定在翻轉式振蕩裝置上，調節轉速為30 r/min，于25 ℃下振蕩18 h。過濾，原子吸收分光光度計測定浸提液重金屬濃度[4]。

1.3 統計分析

本研究所列結果為3次重復的測定值。標準物質銅、鋅、鎘、鉛溶液來自國家標準物質中心。4種重金屬元素測定的變異系數（CV）均小于10%。

2 結果與分析

2.1 土壤重金屬含量及土壤pH

土壤重金屬含量及pH見表1。潛山土壤pH 6.38，大于校園菜園土壤pH 5.92。校園菜園土壤酸性較強。潛山土壤屬于黃紅壤，據咸寧市土壤普查其土壤pH在5.30～6.80之間[14]，此次測定的土壤pH在此范圍內。從pH來看，X>XA>XB，Q>QA>QB。水溶性重金屬鹽的加入，土壤在吸附金屬陽離子的同時釋放出H+，使得各土壤pH均降低，并且隨水溶性重金屬鹽加入量的增加，pH降低越多，繆德仁[15]的研究中也有類似報道。

從氧化還原電位值來看，校園土壤氧化還原電位值校園土壤（X）小于潛山土壤（Q），顯示校園土壤還原性比潛山土壤強。隨著水溶性鹽的加入，土壤氧化還原電位值下降，還原性加強，并且隨著水溶性重金屬鹽的加入增加，氧化還原電位值降低越多。

2.2 土壤重金屬水溶態含量

土壤重金屬水溶態含量代表了生物可利用性[16]。對于潛山土壤Q和校園土壤X，從水溶態的平均百分比來看，Cd（12.85%）>Zn（6.59%）>Cu（3.35%）>Pb（0.69%）。4種重金屬中，除Cd的水溶態比例高于10%外，其他3種重金屬的水溶態比例均低于10%。結果顯示土壤Cd生物有效性最強，Pb的生物有效性最差。

對Cu和Pb來講，土壤水溶性重金屬鹽添加量增加，水溶態的比例也增加（校園菜園土Cu從1.36%增加到5.01%，Pb從0.31%增加到0.40%，潛山土壤也是類似）。但是對于Cd和Zn來講，在校園菜園土壤中，土壤水溶性重金屬鹽添加量增加，水溶態的比例反而降低（表2）。

2.3 TCLP浸提

表3是在兩種土壤重金屬修復劑處理下，經過TCLP浸提的結果。從表3可以看出，方案1和方案2均使校園菜園土壤和潛山土壤pH增加，如原土壤XA的pH為5.39，現在變為6.87和8.53。方案1和方案2均使兩種土壤電位值增加，并且方案2比方案1更能顯著增加土壤的氧化還原電位值（增加值在50 mV以上）。

表4列出了兩種不同方案對土壤重金屬溶液濃度的消減率。消減率計算公式為：

D=×100%

式中，D為土壤重金屬溶液濃度的消減率（%），C0為土壤在沒有加修復劑前的重金屬水溶態濃度（mg/L）；C為經過不同穩定劑處理后再經過TCLP浸出液中重金屬離子的濃度（mg/L）。

由表4可知，對Cd和Zn，方案2優于方案1。方案2中，Cd（89.7%）和Zn（99.7%）的消減率大于方案1中Cd（88.9%）和Zn（95.7%）的消減率。對于Cu和Pb，方案1優于方案2，方案1消減率Cu為67.2%、Pb為53.9%。

2.4 土壤重金屬TCLP浸出率

污染土壤中各目標元素的TCLP浸出率采用下式進行計算：

L=×100%

式中，L為TCLP浸出率（%），C為TCLP浸出液中金屬離子濃度（mg/L），V為浸提體積（L），CT為土壤重金屬全量（mg/kg），m為TCLP浸提土壤質量（kg）。

供試土壤中重金屬元素的TCLP浸出率其平均值按照大小順序為Cd（12.8%）>Zn（7.1%）>Cu（3.3%）>Pb（0.7%），其比例與4種重金屬的水溶態比例及大小相當，Cd最高，而Pb最低。

中國環保部制定了“危險廢物鑒別標準-浸出毒性鑒別”（GB5085.3-2007），采用規定的浸提方法超過GB 5085.3-2007所規定的閾值，則判定該物質為具有浸出毒性的危害物質。TCLP是美國資源保護和再生法（Resource Conservation and Recovery Act，RCRA）法規指定的針對條款40CFR261.24的試驗方法[17]。表5列出了國內外常見的4種設計重金屬的質量限制標準。

在土壤4種重金屬含量接近土壤質量標準3級及2倍3級標準值情況下，經過2種土壤修復劑的處理，TCLP浸提后，Cd和Zn符合表的所有要求。在方案1處理下，土壤Cu浸提符合表5的所有要求，土壤鉛浸提除地表水環境質量標準（三類值）不符合外，其他標準均符合。

3 小結與討論

環境定元素的生物有效性或在生物體中的積累能力或對生物的毒性與該元素在環境中存在的物理形態及化學形態密切相關。目前，應用較廣泛的連續提取方法主要有兩種，即歐共體標準物質局提出的三步提取法（BCR法）[18]和Tessier等[19]提出的五級提取法。中國地質調查局地質調查技術標準一生態地球化學評價（DD2005-3）將土壤重金屬的形態分為水溶態（WS）、離子交換態（EXC）、碳酸鹽態（Carb）、弱有機態（WOM）、鐵錳氧化物結合態（CBD）、強有機態（SOM）、殘渣態（RES）[20]。

在本試驗中采用類似于DD2005-03的方法，水溶態采用去離子水在土水比為10∶1情況下振蕩2 h。相比于作者在河南堿性土壤的形態分析，本研究中的各種重金屬水溶態含量平均百分比[Cd（12.85%）、Zn（6.59%）、Cu（3.35%）]均大于河南堿性土壤[Cd（2.0%）、Zn（1.6%）、Cu（0.9%）]（無Pb的數據）[20]。結果均表示土壤重金屬的生物有效性為Cd>Zn>Cu。

國外學者研究表明，重金屬的形態與其生物可利用性存在一定的相關關系，其中植物中重金屬濃度與土壤中交換態和碳酸鹽結合態重金屬有著顯著的相關關系，土壤中重金屬可交換態和碳酸鹽結合態含量的升高會增加重金屬的生物有效性[21-23]，在此基礎上提出了RAC（Risk Assessment Code）風險評價方法。該評價方法分為4個風險等級：低（50%）。在本研究中土壤鎘含量不到國家土壤質量標準值3級標準，其水溶態的比例大于10%，顯示土壤鎘有較高的風險等級。

pH 6時，含Zn2+溶液即析出白色氫氧化鋅。Zn2+是兩性物質存在下列平衡：

Zn2++2OH-=Zn（OH）2，Zn（OH）2+2NaOH=Na2[Zn（OH）4]

pH 8～10時，溶液中主要以Zn（OH）2為主，pH 11時生成可溶的鋅的羥基絡合物。在方案2中pH在8～10范圍內。

當pH>7.5時，土壤中的Cd主要以鐵錳氧化物結合態和殘渣態等形態存在是導致土壤Cd生物有效性（Bioavailability）降低的主要原因[24]。Hoods等[25]研究表明，土壤添加石灰至pH 7時，胡蘿卜和菠菜對重金屬的吸收顯著降低，與Cu和Pb相比，Cd和Zn的降幅更大。推測對于Cu和Pb，在較低的pH下形成磷酸鹽沉淀。對Cd和Zn，是硫化物及磷酸鹽和pH共同作用的結果。

土壤還原狀態下，硫酸鹽還原菌將硫酸鹽變成硫化氫，Zn2+與S2-有很強的親合力，土壤中的Zn2+轉變成溶度積小的ZnS。在本試驗中，添加的磷酸鹽與土壤中Fe3+形成沉淀，土壤電位值應該降低，但是在TCLP試驗強酸浸提下，電位值出現了升高。

本試驗以兩種不同性質的土壤為基質土壤，通過添加可溶性重金屬鹽的方法，得到不同污染程度的土壤，兩種不同的快速土壤修復劑經過TCLP試驗，得到以下結論：

1）土壤在添加可溶性鹽后pH降低?？扇苄灾亟饘冫}加入越多，pH下降越多。

2）水溶態的平均百分比來看，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）。4種重金屬中，除Cd的水溶態比例高于10%外，其他3種重金屬的水溶態比例均低于10%。

3）Cd和Zn，TCLP浸提液濃度與pH呈負相關；Cu和Pb，TCLP浸提液濃度與pH呈正相關。

4）方案2消減率Cd（89.7%）、Zn（99.7%）大于方案1消減率Cd（88.9%）、Zn（95.7%）。對于Cu和Pb，方案1優于方案2。方案1消減率Cu為67.2%、Pb為53.9%。

參考文獻：

[1] 戴 彬，呂建樹，戰金成，等.山東省典型工業城市土壤重金屬來源、空間分布及潛在生態風險評價[J].環境科學，2015，36（2）：507-515.

[2] 劉 強.吉林省典型城市郊區菜地重金屬污染與累積效應研究[D].長春：中國科學院研究生院（東北地理與農業生態研究所），2014.

[3] 羅 倩.遼寧太子河流域非點源污染模擬研究[D].北京：中國農業大學，2013.

[4] 郝漢舟，陳同斌，靳孟貴，等.重金屬污染土壤穩定/固化修復技術研究進展[J].應用生態學報，2011，22（3）：816-824.

[5] GOUGAR M LD， SCHEETZ B E， ROY D M. Ettringite and C-S-H Portlandcement phases for waste ion immobilization： A review[J]. Waste Management，1996，16（4）：295-303.

[6] AGENCY U E P. Treatment Technologies for Site Cleanup： Annual Status Report（ASR，12th Edition）（EPA-542-R-07-012）[M]. Washington DC：Office of Solid Waste and Emergency Response，2007.

[7] L？dPEZ-DELGADO， L？dPEZ， F A， et al. A microencapsulation process of liquid mercury by sulfur polymer stabilization/solidification technology. Part I：Characterization of materials[J]. Revista De Metalurgia，2012，48（1）：45-57.

[8] 劉晶晶.化學物質滲入作用下固化重金屬污染土的穩定性研究[D].合肥：合肥工業大學，2014.

[9] 王 浩，潘利祥，張翔宇，等.復合穩定劑對砷污染土壤的穩定研究[J].環境科學，2013，34（9）：3587-3594.

[10] 何 茂.磷酸鹽固定重金屬污染土壤中Pb和Cd的研究[D].西安：西安建筑科技大學，2013.

[11] 張 瑩，黃占斌，孫朋成，等.土壤重金屬的固化材料研究進展[A]農業環境與生態安全――第五屆全國農業環境科學學術研討會論文集[C].天津：中國農業生態環境保護協會，2013.

[12] 胡恭任，于瑞蓮，林燕萍，等.TCLP法評價泉州市大氣降塵重金屬的生態環境風險[J].礦物學報，2013，33（1）：1-9.

[13] 郝漢舟.土壤地理學與生物地理學實習實踐教程[M].成都：西南交通大學出版社，2013.

[14] 柳 琪.咸寧市部分土系的認證及其質量評價研究[D].武漢：華中農業大學，2014.

[15] 繆德仁.重金屬復合污染土壤原位化學穩定化試驗研究[D].北京：中國地質大學（北京），2010.

[16] 線 郁.土壤重金屬生物有效性生物表征與預測研究[D].北京：中國科學院大學，2013.

[17] MUSSON S E，VANN K N，JANG Y C，et al. RCRA toxicity characterization of discarded electronic devices[J]. Environ Sci technol，2006，40（8）：2721-2726.

[18] DABEK-ZLOTORZYNSKA E， KELLY M， CHEN H， et al. Evaluation of capillary electrophoresis combined with a BCR sequential extraction for determining distribution of Fe， Zn， Cu， Mn， and Cd in airborne particulate matter[J]. Analytica Chimica Acta，2003，498：175-187.

[19] TESSIER A， CAMPBELL P G， BISSON M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals， Anal. Chem[J]. Analytical Chemistry，1979，51（7）：844-851.

[20] 郝漢舟，靳孟貴，李瑞敏，等.耕地土壤銅、鎘、鋅形態及生物有效性研究[J].生態環境學報，2010，19（1）：92-96.

[21] KONG I C，BITTON G. Correlation between heavy metal toxicity and metal fractions of contaminated soils in Korea[J]. Bull Environ Contam Toxicol，2003，70（3）：557-565.

[22] LIU J，ZHANG H，TRAN H，et al. Heavy metal contamination and risk assessment in water， paddy soil， and rice around an electroplating plant[J].Environ Sci Pollut Res Int，2011，18（9）：1623-1632.

[23] FOLI G，GAWU S K Y，NUDE P M. Arsenic contamination and secondary mineral evaluation in mine drainage using integrated acid-base accounting and toxicity characterisation leaching procedure：The case of Obuasi Mine，Ghana[J]. Environmental Earth Sciences，2015，73（12）：8471-8486.

篇3

[關鍵字] 地下水污染 水資源 治理技術 治理措施

[中圖分類號]X52 [文獻碼] B [文章編號] 1000-405X（2013）-2-158-2

水資源是我們人類賴以生存的必需品之一，但經過我們人類長年累月對水資源的過度索取和污染，水資源缺乏已經成為了當今世界性的一個重要問題。

地下水是人類可用的淡水資源的重要組成部分，在我國，地下水資源量占了總水資源量的三分之一，占全國總用水量的五分之一，是我國大約7成的人口的主要飲用水源。

地下水的特點是水質好、分布廣， 因此得到廣泛利用?？梢姷叵滤Y源對我國的重要性。除此之外，地下水還是維持水系統平衡的重要保障，支撐著整個大自然的正常運作。但是隨著我國經濟的高速發展和人口的急劇增長，地下水污染的程度日益嚴重?，F今，如何治理地下水污染已經成為全社會急需解決的一個重要問題。

因此，本文就分析我國地下水的污染現狀，然后有針對性地提出一些治理措施，希望為我國在地下水污染的治理上提供一點幫助。

1 我國的地下水的污染現狀

近年，我國地下水的污染狀況越來越嚴重，大部分地區的地下水環境受到污染，有部分地區污染嚴重到已不宜飲用，且污染程度每天都在加深。

根據最近的水質監測報告，我國大部分地區的地下水水質都在不斷惡化。其中，以北方城市地區最為嚴重，污染元素多且超標率高，主要污染超標因素有礦化度、總硬度、氟化物、氯化物、細菌和大腸菌群等。

除了以上的無機污染物之外，還有例如苯并花、氯代烴等持久性的有機污染物。部分重污染區水質污染屬于嚴重超標，超標原因多為硬度、汞、鉻和氨氮含量較大等，該地區地下水的水質已不宜人類飲用，其中汞和鉻等有毒有害物質更會對人體造成直接損害。

2 地下水污染的治理技術措施

經過長時間的研究和實踐，人們總結出了比較系統的地下水污染治理技術。以下我們就列舉一些比較有效的措施：

2.1 物理處理法

顧名思義，物理處理法就是采用物理手段來治理受污染的地下水，物理處理法主要有屏蔽法、被動收集法和水動力控制法三種方法。

（1）屏蔽法

屏蔽法的做法就是在受污染的地下水體周圍建立起各種物理屏障， 以防止污染范圍進一步擴大。在通常情況下屏蔽法只作為地下水污染治理初期中的一種臨時性控制辦法，除了對小范圍的帶有劇毒的重度污染物時進行屏蔽時才作為永久性的辦法。

（2）被動收集法

被動收集法就是在地下水流的下游部分挖出一條溝道，目的是利用設置在溝內的收集系統將漂浮在水面的污染物質統一收集起來然后方便集中處理。

（3）水動力控制法

水動力控制法是通過向含水層注水或者抽水從而使地下水的水力坡度發生改變， 運用井群系統來將受清潔的水體與受污染的水體分隔開，有效地保證清潔水體免受污染，根據井群系統布置方式的不同，水力控制法又可分為上游分水嶺法和下游分水嶺法。

2.2 化學處理法

（1）加藥法

將化學藥劑通過井群系統注入到受污染的水體中， 例如添加氧化劑使有機物降解或沉淀無機化合物，注入中和劑用來中和酸、堿性溶液等。

（2）沖洗法

是治理有機烴類污染的有效辦法，可分為蒸汽沖洗、空氣沖洗或者酒精沖洗等。蒸汽沖洗是通過令機物熱解，逼使揮發性組份溢出。而空氣沖洗就是將空氣直接注入受污染水體的底部， 然后空氣在水中上升時，會攜帶污染物中的揮發性組份一同溢出，最后再用集氣系統統一將氣體收集起來進行處理。

（3）土壤改性法

通過把有機改性物質和原位注入表面活性劑注射到土壤的粘土層中，促使粘性變成有機粘土，而有機粘土的特性就是能有效吸附有機污染物，對改善水質很有幫助。

（4）射頻放電加熱法

通入電流到受污染水體中使水中的污染物降解。

2.3 穩定和固化技術

穩定化技術是指將污染物的有害性轉化為毒性較小甚至無毒性和不易溶解的狀態。而固化技術是指將液態的污染物質包起來變成顆粒狀或塊狀的固態，從而使污染物難以受周圍環境的影響，也難以對環境作出破壞，處于一個相對穩定的狀態。穩定化技術與固化技術融合運用對控制重金屬離子和放射性物質，使其變得穩定有很大效用。

穩定、固化技術的步驟是：

1、中和重金屬離子和放射性物質的酸堿度；

2、破壞金屬絡合物；3、控制金屬的氧化還原態；

4、轉化成毒性低、不溶性的穩定形態；

5、最后使用固化劑令污染物轉變成相對穩定的固態物。

2.4 抽出處理法

抽出處理法指的是我們將地下受污染的地下水通過抽水系統抽到地面來再進行治理的方法。這種方法能直接有效地治理受污染的地下水，由于已經把地下水抽到地表，則可以按照地表水的治理方法來治理：

1、物理法，包括過濾法、吸附法、反滲透法、重力分離法、空氣吹脫法、氣提法和焚燒法等；

2、化學法，包括混凝離子交換法、氧化還原法、沉淀法和中和法等；

3、生物法，包括厭氧消化法、生物膜法、活性污泥法和土壤處置法等。

雖然抽出處理法直接有效，但畢竟要將地下水抽到地面上，需要的人力物力和專業器械肯定不少，導致治理成本升高，如果抽取的過程處理不善還有可能會引起地面塌陷等問題。

2.5 原位處理技術

原位處理技術是當下最受重用的治理技術之一，原位處理技術分為物理化學處理法和生物處理法，其擁有治理費用相對低下，有效減少水體中污染物，減少對環境的破壞等優勢，是一種綜合性能很不錯的地下水污染治理技術。原位處理技術?；钚詽B濾墻是其中一種常見的物理化學處理法，活性滲濾墻一般運用在地下儲水層中，它的原理是當地下水通過活性滲濾墻時，活性墻體的物質與地下水中的污染物接觸產生物理化學反應，然后污染物被消除，從而達到修復的目的。而生物修復就是其中一種最常見的生物處理法，它的原理是通過利用原生微生物對污染區域產生微生物反應，從而達到降解污染物質的目的。一般原生微生物進行降解污染物的能力不高，降解效率偏低。因此，我們必須專門培養一些擁有高降解能力的特異微生物。將這些高效的特異微生物添加到受污染的地下水中來降解那些難降解的有機物，從而使污染的地下水得到有效凈化。

3 地下水污染的預防措施

對于改善地下水污染的狀況，只是采取不同的治理措施是不夠的，還需要采取預防措施從源頭控制地下水污染，盡量做到防治結合，把污染的危害減小到最低限度，這樣才可以令地下水污染的治理效果事半功倍。

（1）建設完備的法律法規體系對地下水污染進行全面監管， 事實證明，僅憑借現有的法律法規是不足以解決現時嚴重的地下水污染狀況的，政府應該有針對性地逐步加強相關的法律法規體系，使在對地下水環境污染的監管工作上擁有更為完善的法律憑據。

（2）加大投入力度建設地下水監測網絡，為了時刻能對水環境質量進行檢測，政府應加大投入力度，逐步增加負責監測地下水環境的基礎設施， 使監測設施形成一個地下水環境監測系統，從而不斷完善水環境監測體系，達到更方便、及時地對地下水進行檢測的目的。

（3）進行系統的全國地下水污染情況調查，開展全國地下水污染調查工作水質總體狀況、污染來源，劃分地下水質量區域，科學制定水資源保護與防治規劃。因此急需開展全國地下水污染調查評價，并建立地下水污染區域的評價指標體系，為地下水污染的防治工作提供基礎資料。

（4）設定全國地下水污染預警與應急預案，實現大區域范圍內的地下水污染信息進行實時監控，對地下水污染嚴重的地區及時預報，使我們能夠在第一時間掌握地下水污染的情況并及時采取措施控制污染的蔓延。

（5）加大宣傳力度，提高公眾環保意識?？赏ㄟ^廣播、電視、報紙等信息媒體及培訓班等不同宣傳手段提高全社會對地下水污染危害的認識，增強全民的環境意識，提高公眾環境保護的參與意識。

4 結束語

本文分析了我國地下水的污染現狀，提出了一些地下水污染的治理和預防措施，目的就是為解決地下水污染問題提供建議。對于已經受污染的地下水，要以預防為主，防治結合為原則，采用有效的治理措施，同事還要查明和整治污染源，在實踐中不斷積累經驗，借鑒國內外優秀的治理技術，研究出更加有效、更有效率的治理技術措施，為任重道遠的地下水治理事業出一份力。

參考文獻

[1] 梁亦欣，劉祥，于魯冀.我國地下水污染現狀及趨勢[J].科技信息，2007，（27）：584.

[2] 張秀芳.我國地下水的開發利用現狀與可持續發展[J].北京地質，2002，14（3）：40-42.

[3] 路青艷，李朝林，李濤.我國地下水污染概況[J].中華勞動衛生職業病雜質，2006，24（5）：317-320.

[4] 陳秀成，曹瑞鈺.地下水污染治理技術的進展[J].中國給排水，2001，17（4）：23-26.

篇4

該垃圾填埋場地處沿海某地城郊，原為荒灘林地，現因當地經濟快速發展，已經開發成工業開發區，填埋場距離市區30km左右，離最近的城鎮8km左右，目前填埋場周圍均有工廠分布。填埋場總面積約16.585hm2，其中填埋區為15.838hm2，管理區及滲瀝液處理區約0.747hm2。整個庫區由生活垃圾填埋區和拆解垃圾填埋區組成。生活垃圾填埋區占地面積14.078hm2，分為一期庫區和二期庫區。一期庫區占地6.328hm2，自1998年啟用，已于2006年封場，填埋量約33萬t；二期庫區占地7.75hm2，自2006年啟用，于2012年底封場，填埋量52萬t，生活垃圾填埋區已填埋的垃圾總量約為85萬t。拆解垃圾填埋區位于填埋庫區西面，占地面積約1.76hm2，填埋厚度5.8m，庫容10.23萬m3，已填埋的垃圾總量約為15萬t。至2012年底，填埋場庫區均已達到設計庫容，實行封場，目前已進入封場后管理維護階段。

2當地工業發展和用地現狀

按照工業新城區的定位，當地編制了工業集聚區各項規劃和產業發展規劃，投入資金建設園區的主干道路網及水、電、通信等基礎設施，著力培育規模企業，提升區域經濟競爭力，形成了以機電、汽摩配、塑料制品、五金、水產冷凍等五大特色行業為主導的產業結構。全鎮億元企業8家，千萬元以上企業達20多家。根據當地國土資源局國有土地使用權招拍掛出讓成交公示（2012年6月顯示，當地近期的工業用地拍賣屢創新高，反映了其工業用地緊張的現實。城鎮生活垃圾均采用焚燒方式處理，已封場的填埋場位于工業開發區核心區域，成為工業園區中的“棕色地塊”，制約了工業園區的發展。根據國家規范，若要對該塊土地重新利用，則需要填埋場達到穩定安全期后方可進行土地使用，且不能建造永久性建筑物，為了使已封場填埋場的場地發揮更積極的土地效益和社會經濟效益，減少填埋場維護費用，降低填埋場對周邊區域環境污染的風險，可以利用填埋場距當地焚燒發電廠較近的優勢，對填埋物采取“外運焚燒”的方式對土地進行整理，并對搬遷后的場地進行土壤修復、回填，使之達到GB15618—2008土壤環境質量標準（修訂中第二級工業用地標準，讓該地塊恢復成工業用地，并從土地轉讓收益中抵扣掉土地整理的費用。

3方案實施的條件

3.1交通運輸條件。填埋場所屬區塊路網建設已經成熟，運輸條件良好。填埋場距當地焚燒發電廠6km，運距合適，交通方便，具備了項目實施必須的交通條件。

3.2處理場地條件。當地焚燒發電廠總占地面積61124m2，總投資近3億元，裝機容量25MW，上網電量1億kW·h/a，處理規模一期1000t/d，年處理生活垃圾28萬t。其二期工程預計在近2a內實施，屆時會增加處理量800t/d，處理量將達到1800t/d。目前該焚燒發電廠日處理量為800t/d，有200t/d的余量垃圾可以提供給垃圾填埋場做二次處理；2a后，該公司二期工程實施，可提供給垃圾填埋場二次處理垃圾最大處理量約600t/d，能滿足垃圾填埋場垃圾的二次處理要求。

4已填埋垃圾分析

4.1生活垃圾。一期庫區垃圾。生活垃圾填埋區一期庫區自1998年啟用，至2006年封場完畢，使用年限8a，已填埋垃圾約33萬t。一期庫區封場至今已有6a，部分垃圾在填埋場中填埋多年，垃圾中易降解物質降解已經完成，垃圾成分基本達到穩定化，礦化率較高。二期庫區垃圾。生活垃圾填埋區二期庫區自2006年啟用，至2012年封場，使用年限6a，已填埋垃圾52萬t。根據城區生活垃圾產生量的相關資料顯示，從2009年開始，每天垃圾填埋量平均約500t，經計算，二期庫區上層4m左右厚的垃圾基本是近1~2a填入的，其降解、礦化率較低甚至還未進入礦化階段。2008—2009年垃圾產生量較初始填埋時有所增長，垃圾填埋齡3~4a，其有機物已部分或大部分降解，垃圾礦化率相對較高，降解后垃圾層有一定的沉降性，估計這部分垃圾層厚度在2.5m左右。最下層垃圾是2005—2007年填埋的垃圾，當時垃圾產生量較少，并經過5~6a的降解，絕大部分有機物已降解，礦化程度較高，并且礦化后垃圾沉降量較大，這部分垃圾層厚約1.5m。

4.2拆解垃圾。拆解垃圾庫區自2006年啟用，至2012年封場，已使用6a，填埋垃圾約15萬t。根據當地拆解垃圾的相關資料可知，垃圾主要成分為橡膠、沙子、磚塊、塑料、線路板、鐵、銅以及極少量的紙張等，經分選后的垃圾焚燒熱值較高。

5外運焚燒工藝

5.1工藝設計

5.1.1工藝流程簡介。根據焚燒廠接納能力和篩分機處理能力制定垃圾挖掘計劃，垃圾挖掘后，經過篩分機篩分，篩上物運至焚燒廠焚燒；篩下物作為礦化垃圾利用。

5.1.2設備及人員配置。垃圾焚燒廠一期設計處理規模為1000t/d，近2a可接納填埋場二次處理垃圾量約200t/d。人員及設備配備。根據焚燒發電廠的規劃，其二期將在2014年建設運營，總設計處理規模將達到1800t/d，預估可接納填埋場二次處理垃圾量最大約600t/d。人員及設備配備。

5.2處理周期分析

5.2.1已填垃圾成分分析。根據國內對已填埋垃圾篩分測定的相關研究，填埋場內垃圾篩分物隨填埋年限各有不同。

5.2.2垃圾總量分析。結合垃圾填埋場填埋種類和年限，垃圾填埋場中垃圾經篩分后，篩上物、篩下物分析結果。

5.2.3垃圾處理周期分析。垃圾填埋場垃圾處理周期。

5.3礦化垃圾的性質和用途。垃圾填埋數年后，垃圾中易降解物質完全或接近完全降解，垃圾填埋場表面沉降非常小，垃圾本身已很少或不產生滲瀝液和填埋氣，垃圾中可生物降解含量較小，滲瀝液中COD濃度較低，垃圾填埋場達到穩定化狀態即無害化狀態，這部分垃圾稱為礦化垃圾。根據礦化垃圾性質可知，礦化垃圾中有一定的有機質和營養元素，主要用途：①種植、綠化用的營養土；②建筑材料；③生物反應床的填料。

6場地修復及土地重新利用

6.1場地土壤檢測和修復目的。填埋場庫區按區塊搬空后，即可對搬空區塊進行土壤檢測，根據GB15618—2008（修訂工業用地土壤污染物濃度控制要求取樣、分析、給出調查報告，并制定修復方案進行場地修復，使之達到該標準中工業用地的要求，實現地塊的重新利用。

6.2常用修復技術根據。《污染場地土壤修復技術導則》（征求意見稿，常用的污染場地修復技術包括挖掘、穩定/固化、化學淋洗、氣提、電動、熱處理、生物修復等。

6.3土地重新利用。場址土方填筑完成并驗收合格后，即可進行地塊規劃設計，然后進行場地平整、路網建設、通水、通電等基礎建設，建設完成后即可進行土地的重新利用。

7投資收益分析

根據工藝各流程和設備配備，項目總投資約為9714.3萬元（含土壤修復費用，其中垃圾焚燒按80元/t計，場地調查和修復按1300萬元計，未計礦化垃圾的收益或處理成本。根據的統計，目前工業土地的均價近930萬元/hm2，本項目完成后可整理出工業用地16.58hm2，考慮項目實施完成需4.3a，屆時土地價格漲價按15%計，預計可以回收土地資金17728.5萬元，故按本方案，該垃圾填埋場地塊整理利用后，可以產生8014.2萬元的凈收益。

8結論

(1)垃圾填埋場封場后土地開發利用，要結合當地經濟發展狀況、環境保護意識及現狀等方面進行綜合分析，確定最合理的方案。

(2)根據某地垃圾填埋場的實際情況，經過整理技術和經濟成本、收益的分析，外運焚燒+場地土壤修復方案是切實可行的。

篇5

隨著城市生活污水處理率的逐漸提高，城市污泥產量也不斷增加。本文分析了污泥的特性，論述了目前國內外污泥處置技術（土地填埋，堆肥化，焚燒，排海）與資源化利用主要方式（土地利用及建材利用）及存在的問題。

關鍵詞：

城市污泥，重金屬，資源化

中圖分類號：B834文獻標識碼： A

Abstract:

With more and more wastewater being treated, the amount of sewage sludge has increased dramatically. This paper analyzed the property of sewage sludge and discussed the issues resulting from such treatment processes as landfilling, composting, incineration, sea discharge, and some utilization techniques.

Keywords:

Sewage sludge, heavy metals, utilization

前言：

隨著經濟發展、城市規模擴大和人口增加，城市污水處理廠的負荷迅速加大，污水處理產生大量的固體廢棄物――污泥。截止2008年，全國日污水排放量達13.4×105萬噸，經處理后約0.5%~1.0%轉化為污泥[1]。隨著城市污水處理廠的增多和污水處理率的提高，污泥排放量將持續增高。污泥處理處置也日益成為一大難題。

1、污泥特征：

污泥成分十分復雜，是由多種微生物形成的菌膠團與其吸附的有機物、無機物等組成。其中的固體物質由污水處理過程中截留下來的懸浮物、生物處理系統排出的生物污泥以及由于投加藥劑而形成的化學污泥組成。包括混入生活污水或工業廢水中的泥沙、纖維、動植物殘體等固體顆粒以及難降解的有機物、重金屬、鹽類及病原微生物和寄生蟲等[1]。

污泥中含約70%~80%的水分，且難以去除，如果處置不當，污泥中的水除了一部分自然蒸發到空氣中外，大部分將滲入地表土層，并在雨水等的沖刷下進入地表水系統或影響地下水，污泥中的污染物將沿著這兩種途徑進行傳播。

污泥中有機物含量豐富，Min-jian Wang[2]通過研究中國七個城市市政污泥發現有機質含量平均為31.75%。主要營養元素N、P、K含量分別為：2.53%，1.05%以及0.74%。高的有機質含量使得使得污泥釋放大量的惡臭氣體的同時及容易腐化[3]。未經處理的城市污泥任意排放會對環境造成嚴重的危害。

污泥中不僅含有大量有機物，還含有N、P、K等植物營養元素，以及Ca、Mg、Zn、Cu、Fe等植物生長必須元素，同時還含有SiO2、Al2O3等礦物材料。如果能將污泥實現資源化利用，不僅可以減少污泥對環境所造成的不良影響，還能達到節約資源的目的。本文針對目前城市污泥處置方式以及資源化利用途徑進行探討。

2、污泥處理處置與資源化利用方式

目前，世界上大多數國家對城市污泥的處置普遍采用土地利用、堆肥、焚燒和排海四種方式。各國的國情不同，不同處置方式在不同國家所占的比例也不相同[4]。世界上發達國家對污泥的處置平均為45.3%為農用，38%為填埋，10.5%為焚燒，6.0%為排海。如，美國和英國以農用為主（30%和42%），加拿大以焚燒為主（40%），西歐以填埋為主（45%）。目前我國的污泥處置狀況主要還是農業利用。各種污泥處置方法比例大致為：農用44.8%，填埋31%，無污泥處置占13.7%[5]。

2.1污泥處理處置方式

2.1.1土地填埋

土地填埋是處置城市污泥的基本方式之一。該法處理過程非常簡單，適于質量較差的污泥。但是，這種處置方式在浪費了污泥中的有用成分的同時，有害成分的滲漏也會對地下水造成污染，而且污泥含水率高，使得運輸和填埋場地建設費用較高，可供填埋的場地越來越少[6]。在美國，填埋造成的問題日益嚴重[3]。據美國環保局估計，今后十幾年近80%的填埋場將關閉[7]。

2.1.2堆肥化

堆肥化是指依靠自然界廣泛分布的細菌、放線菌、真菌等微生物，人為地促進可生物降解的有機物向穩定的腐植質轉化的微生物學過程。進行過堆肥處理的污泥質地疏松，陽離子交換量增加，容重減少，同時病原微生物能被有效殺滅。林云琴等[8]采用強制通風好養靜態方式對城市污泥進行堆肥實驗。當堆肥進行到第20天左右，已完成了一次發酵。污泥有機質發生降解，TN、TP和TK含量都成上升趨勢，VS和有機碳分別達到60%和30%的穩定狀態，小白菜種子發芽指數達到100%左右，并有效殺滅病原菌，實現城市污泥無害化、穩定化和減量化的要求。使得腐熟的污泥堆肥成為較高價值的農用產品。

2.1.3焚燒

城市污泥中含有大量的有機物和一定量的纖維素、木質素等，具有一定的熱值，經脫水干燥后可用焚燒來加以處理。焚燒后產生無菌、無臭的無機殘渣。污泥灰量大約是含水率75%的污泥的1/10，最大限度的減少污泥體積。是一種可靠而有效的處置方法。但是，城市污泥存在不易燃燒、產熱量低、污染空氣、操作管理復雜、能耗和運行費用高等缺點，使得污泥焚燒處置的投資巨大[3]。同時，在焚燒的過程中會產生大量酸性氣體、顆粒物及二英等有毒污染物，造成大氣污染[9]；另外，污泥中的重金屬焚燒之后轉移到底渣和飛灰中，限制了底渣和飛灰的進一步資源化利用。

2.1.4排海

這是一種操作簡單而經濟的處理方法。但是，污泥進入水體后，其中的有毒有害物質溶出，導致海洋環境的惡化。隨著人類生態環境意識的加強，越來越多的人關注污泥投海對海洋生態環境可能存在的影響。1988年美國規定禁止向海洋傾倒污泥，并于1991年全面加以禁止[10]，歐盟規定2005年以后，有機物>5%的污泥禁止排海[11]。

2.1.5 污泥主要預處理技術

城市污泥若采用填埋處理一般要求污泥水分低于60%[12]，焚燒處理則要求污泥的水分低于40%，城市污泥只有經過預處理才能滿足填埋或焚燒處理的水分要求。目前，城市污泥主要的預處理方法主要有熱干燥法[13,14]（直接熱干燥法、間接熱干燥法、直接-間接聯合式干燥法）、生物干燥法[15]、石灰干燥法、濕熱水解脫水法以及太陽能干燥法[16]等。

2.2污泥資源化利用方式：

2.2.1土地利用

土地利用是把城市污泥應用于農田、菜地、果園、林地、草地、市政綠化、育苗基質及嚴重擾動的土地修復與重建等。污泥中的有機質、N、P分別可達廄肥的數倍[17]，可以用作肥料或者土壤調節劑。城市污泥中的有機質可促進土壤團粒結構的形成；提高土壤有機質的含量；同時可提供給植株所需的N、P、K、Ca、Fe、Mg、Cu、Zn、Mn等微量元素。污泥的農業利用逐漸發展為最具有潛力的污泥處置方式。孫永明等[18]將城市污泥應用在礦區廢棄地復墾中發現，由于污泥中含有大量的N、P、K和有機質，同時污泥具有較強的粘性、持水性和保水性等理化性質，不僅可以提高礦區土壤的肥力、迅速恢復植被，而且可以改善土壤的結構，從而達到復墾的目的。

但是，污泥中含有多種有機污染物質（如氯酚、氯苯、硝基苯、多氯聯苯、多環芳烴和有機農藥等），重金屬（如Pb、Ni、Cd、Hg等）和鹽類等，如果隨意施用，污泥中的營養元素在進入土壤的同時，有機污染物、重金屬和鹽類也遷移到土壤中[19]，造成土壤板結、重金屬累積超標，甚至造成耕地的不可逆退化；另外，隨污泥帶入土壤的大量N、P，通過農田排水、雨水淋洗，地表徑流等方式又被帶入地表水和地下水，造成水體的污染；而污泥中的多氯聯苯等有機污染物和病原菌則可能通過食物鏈造成危害[3]。

2.2.2建材利用

污泥成分中含有一定的SiO2和Al2O3，可以用來生產某些建筑材料如水泥、磚、輕集料等。

以城市污泥焚燒飛灰和下水道污泥為主要原料，經過處理、配料，并通過嚴格的生產管理可以制成水泥。俞銳等[20]對污泥熱值、熱失重、焙燒后的化學成分等進行測試，并進行了不加助溶劑和添加助溶劑的兩種焙燒試驗。結果顯示在900℃下焙燒得到的污泥，具有很好的易磨性。通過水泥膠砂強度檢驗發現，該焙燒污泥的火山灰活性較高，可用作混凝土粘合料。具有建材化利用的價值。但是在水泥水化時，會溶出大量的氯離子，同時硬化體在養護的和使用的過程中也會釋放出氯化物，造成水泥中鋼筋等腐蝕。因此這種水泥只能用于建筑灰漿或者土壤固化材料等[21]。

利用城市污泥制磚有兩種工藝方式，一種是污泥焚燒灰制磚；另一種是干化污泥直接制磚。陳勝霞等[22]采用這兩種方式制磚發現：用焚燒污泥灰制磚，其污泥灰含量較高，甚至達到100%，含量低于10%的污泥灰磚其強度性能比粘土磚高；用干污泥制磚，其適宜干污泥含量為5%~10%，干污泥磚強度與粘土磚相當。利用污泥制磚不僅處理了污泥，而且能夠是污泥中的重金屬得到固化和穩定化，同時殺滅了有害病菌。具有輕質、多孔、隔音降噪等效果。

王慧萍等[23]利用污泥和粉煤灰的混合比為6:4成型的配體，通過控制焙燒制度，生產出了筒壓強度高達7.10 Mpa，吸水率為7.0%的800級高強優質粉煤灰輕集料。Kae-long Lin等[24]進行污泥焚燒飛灰的燒結性質的研究發現，污泥焚燒飛灰的主要成分是SiO2、Al2O3、Fe2O3以及P2O5，在焚燒溫度為900~1000 ℃時，輕集料的抗壓強度可以達到204 MPa，同時該輕集料的各種重金屬浸出濃度都滿足標準的要求。另有研究者[25,26]利用城市污泥燒結制陶粒，實驗結果表明，在合適的配料或者污泥經過改性后可以燒制超輕陶粒。

3、結語

隨著城市工業化的發展，污泥產生量也將大大增加。而污泥中的有毒有害化學物質和病原菌是制約污泥進一步資源化利用的限制因素。無論采用何種資源化利用途徑，都必須防止其對土壤、地下水等造成二次污染，需兼顧環境生態效益、社會效益以及經濟效益的均衡。

參考文獻：

[1]孫長樂。城市污泥處理處置及有效利用的探索。阜陽師范學院學報（自然科學版）。2008，25（1）：52-54

[2]Min-Jian Wang. Land application of sewage sludge in China. The Science of Total Environment. 1997，17：149-160

[3]李建穎，李樹和，楊霞，李明。城市污泥處理處置及資源化研究進展。天津農學院學報。2007，14（4）：42-46

[4]Davis.R.D. The impact of EU and UK environmental pressures on future of sludge treatment and disposal. Water Environ.Manage.1996，10（2）：65-69

[5]杭世，劉旭東，梁鵬。污泥處理處置的認識誤區與控制對策。中國給水排水。2004，20（12）：89-92

[6]彭詠梅，劉建華。城市污泥處理處置與土地利用。河北化工。2007，30（5）：72-74

[7]鄒少文，張樹清，王玉軍等。中國城市污泥的性質和處置方式及土地利用前景。中國農學通報。2005，21（1）：198-201

[8]林云琴，周少奇。城市污泥反應器堆肥實驗。環境衛生工程。2007，15（6）：8-11

[9]Goldstein, N. EPA tackles sludge rule comments. BioCycle .1989, 9: 56-59

[10]朱南文，高廷耀，周增炎。我國城市污水廠污泥處置途徑的選擇。上海環境科學。1998，17（11）：41-42

[11]楊麗標，鄒國元，張麗娟等。城市污泥農用處置研究進展。2008，24（1）：420-424

[12] 環境保護部，國家質量監督檢疫總局。生活垃圾填埋場污染控制標準，GB16889-2008，中國環境科學出版社：北京，2008

[13]丘錦榮，吳啟堂，衛澤斌等。城市污泥干燥研究進展。生態環境。2007，16（2）：667-671

[14]朱南文，徐華偉。國外污泥熱干燥技術。給水排水。2002，28（1）：16-19

[15]SAMAKE Moussa, WU Qi-tang, MO Ce-hui, et al. Plants grown on sewage in South China and its relevance to sludge stabilization and metal removal. Journal of Environmental Science. 2003, 15(5): 622-627

[16]雷海燕，李惟毅，鄭宗和。污泥的太陽能干燥實驗研究。太陽能學報。2004，25（4）：479-482

[17]Guo, M.-L., K. Wang, Q.-X. Zhang, et al. Study of agricultural utilizaiton of sewage sludge in Taiyuan. Agro-environ. Protect. 1993, 12(6): 258-262,285

[18]孫永明，郭衡煥，孫輝明等。城市污泥在礦區廢棄地復墾中應用的可行性研究。環境科學與技術。2008，31（6）：22-25

[19]M.Lundin, M. Olofsson, G.J.Pettersson, et al. Environmental and economic assessment of sewage sludge handling options. Resources, conservation and Recycling. 2004, 41: 255-278

[20]俞銳，葉青，葉文。城市污泥建材化的相關測試及研究。中國給水排水。2004，20（11）：1-5

[21]喬燕，陸文雄。城市污泥資源化處理技術。粉煤灰。2007，3：35-37

[22]陳勝霞，張亞梅。城市生活污泥在制磚工業中的應用。磚瓦。2004，（2）：3-5

[23]王慧萍，黃勁，丁慶軍等。利用污泥和粉煤灰生產高強優質輕集料的研究。武漢理工大學學報，2004，26（7）：38-40

[24]Kae-long Lin, Kung-Yuh Chiang, Deng-Fong Lin. Effect of heating temperature on the singtering characteristics of sewage sludge ash. Journal of Hazardous Materials. 2006, B128: 175-181

篇6

【關鍵詞】 鉻渣污染；利用；治理

鉻渣污染的治理問題和如何能夠綜合利用問題是目前一項急需完成的任務，非常之艱巨。鉻渣中具體的有害成分主要包括酸溶性鉻酸鈣、可溶性鉻酸鈉等六價鉻離子，這些物質加大了鉻渣處理的難度，成為了化工行業最棘手的問題。由于鉻渣里有害成分非常多，大多具有強致癌性，如果運移不當，很可能會隨著自然災害如水土流失和自然現象的變化如地下水流動等原因運移到其他地方，會使污染范圍不斷擴大，導致嚴重的環境污染問題，對社會造成不可挽回的危害。

1回收鉻渣替代其他成分生產鈣鎂磷肥

由于鉻渣和蛇紋石的成分有很大的相似之處，而蛇紋石是生產鈣鎂磷肥所要用到的主要溶劑，因此可以通過調整生產過程中的配料比例，將鉻渣綜合利用，代替蛇紋石來生產鈣鎂磷肥。具體調配方法可以將硅石、白云石、磷礦石、焦炭和鉻渣按一定的比例混合，先用高溫熔融，進行水淬，然后將其干燥，粉碎后即可得到鈣鎂磷肥。本法可以有效的轉化大量鉻渣， 產品的含磷量低，導致成本過高，而且銷量也有限。

2玻璃生產可將鉻渣作為著色劑從而降低成本

玻璃的生產也可以適當引用鉻渣來作為生產原料。由于玻璃是通過熔融冷卻進行無規則的排列，最后形成的一種非晶態固體。在玻璃的熔制過程中，需要加入一些含有鉻離子的礦物質，從而形成含有鉻離子的玻璃。玻璃呈現綠色需要在高溫熔制過程中將六價鉻轉化成三價鉻。玻璃生產中需要用到白云石和石灰石等原料，而鉻渣中含有的氧化鎂、氧化鈣等可以代替這些高成本的原料，從而有利于玻璃生產過程中降低生產原材料的使用量和生產費用。除此之外，用鉻渣做玻璃著色劑還可以徹底的進行解毒，具有很強的穩定性，節約大量的能源。但是，這種方法雖然大大提高了玻璃的生產效率，但是對鉻渣的消耗量卻不大。

3燒制青磚將鉻渣作為生產原料

這種將鉻渣作為青磚的生產原料曾被很多企業例如鉻鹽廠、磚廠試驗并進行試生產，事實證明，在生產青磚和紅磚的過程中將鉻渣和黏土、煤混合燒制，可以大大的降低成本和費用，而且技術簡單，適用于很多規模不算很大的企業，最主要的是對鉻渣的消耗量很大。在燒制青磚的立窯工序中，可以有效的把紅褐色的氧化鐵還原成青灰色的四氧化三鐵，優化解毒效果。而且原料中黏土在高溫情況下會顯強酸性，再加上磚坯中煤經汽化后一氧化碳的特點，非常有利于六價鉻的還原，生產技術上的要求并不高。

4在煉鐵時代替白云石、石灰石

煉鐵需要氧化鈣、氧化鎂以及氧化鐵等成分，而鉻渣中含有大約50%-60%的氧化鈣和氧化鎂，而且氧化鐵的成分也占據鉻渣總含量的10%-20%。在燒結機燒結時，只需要把鉻渣和其他原料混合加入即可。在高爐冶煉過程中，三價鉻進一步被還原成金屬鉻。生鐵的煉制中會把鉻渣中的鐵和部分金屬吸收，而其他成分可以經過高爐渣里，水泥廠也能回收利用。

經過檢測分析，煉鐵時用鉻渣作為溶劑，是目前所有解決鉻渣污染的方案里利用率最高、產生的經濟效益最大的。1t的生鐵可以用到600g的鉻渣，吃渣量非常大，大大回收了鉻資源，對于鉻鐵礦的開采和消耗也有適當的控制和減少。而且在高爐冶煉的過程中六價鉻的還原率也是非常高的，解毒效果特別明顯。此外對燒結煉鐵工藝條件也沒有太大改變，煉出來的鐵的質量也得到很好的保障。

5水泥制作過程中鉻渣的利用

由于鉻渣中含有多種成分，例如CaO、SiO2、Al2O3、Fe2O3，符合了水泥制作過程中所需要的熟料成分，因此在水泥制作過程中鉻渣的運用有三種方式。一是鉻渣干法解毒后做混合材，同水泥熟料、石膏磨混制得水泥，鉻渣用量約為成品水泥的10％。二是鉻渣作為水泥原料之一燒制水泥熟料，鉻渣用量約為水泥熟料的5％，三是鉻渣作水泥礦化劑用量約為水泥熟料的2％。鉻渣在立窯生產過程中六價鉻的毒性被解除，因此用鉻渣作水泥礦化劑在理論上是可行的。在原料中，石灰石的含鎂量是決定三種方式里鉻渣用量的最主要因素。

6鉻渣的其他用途

鉻渣不僅可以用于以上工業產品的制作，目前還發現有很多其他的用途。比如棉制品的制造是將鉻渣和石英砂、粘土、鋇渣以及水泥等按照一定比例混合。還可以將鉻渣與粉煤灰或焦炭、粘土按照一定比率混合，并且在還原即下進行高溫熔融，可以冷制成鉻渣骨料、路面材、地面改良材、混凝土骨料等。

總之，對于鉻渣的污染，雖然一直深受企業、國家以及科研工作者的重視，但是由于其毒性太大，排放量一直沒有得到很好的抑制，導致占地面積不斷增加，嚴重污染了環境，如果長期得不到有效的治理和控制，將會導致鉻渣持續不斷的堆放處理，最終成為一個龐大的污染源。鉻渣的治理應該受到更多的關注和規范，國家可以制定相應的措施來強制引導鉻渣的處理工作。一方面可以從鉻渣的源頭上開始控制，在生產過程中盡量改進鉻鹽的生產技術。比如采用先進的無鈣焙燒法生產，便可以大大減少鉻渣的產生和堆積；在完成無鈣焙燒前，淘汰白云石，采用能夠充分消解的反渣和石灰石代替有鈣填料。盡可能的使用鉻精礦，這樣便能將鉻渣的排放量縮減到二分之一。另一方面，采用上述所說的用鉻渣作為溶劑來制造燒結生鐵和水泥熟料，這種方法的吃渣量非常大，解毒也很徹底，成本低，并且獲得的經濟效益好，只要相關部門制定出有效的政策再來加以引導，鉻渣的處理工作就可以得到初步的解決了。不過，雖然高爐法處理含鉻廢渣,將其制造成鉻生鐵，處理的比較徹底,但是會消耗掉大量的鐵精礦，需要承擔的成本費用過高，無法真正意義上進行鉻渣的處理工作。目前值得研究的是鉻渣的就地生物解毒，以及如何提高回收鉻渣的處理技術，這也許將會成為未來實現控制鉻污染的關鍵技術。

參考文獻

[1]楊揚.專家警告:鉻鹽化工污染整治刻不容緩/中國鉻鹽廢渣污染觸目驚心[J].化工管理,2003,(1):4-5.

[2]韓懷芬,黃玉柱,金慢彤.鉻渣的固化/穩定化研究[J].環境污染與防治,2002,(4):199-200.

[3]張瑞華,孫紅文.零價鐵修復鉻污染水體的實驗室研究[J].農業環境科學學報,2004,23(6):1192-1195.