场地土壤中有效态砷的稳定化处理及机理研究_卢聪
不同修复措施对砷污染土壤处理效果及土壤理化性质的影响
不同修复措施对砷污染土壤处理效果及土壤理化性质的影响卜庆国;李朝晖;张姣;熊燕娜【摘要】通过稳定化处理、淋洗处理与生物修复处理砷污染土壤,探讨不同修复措施对土壤总砷水浸浓度、总砷酸浸浓度、容重、pH、质地、渗透系数与电导率的影响.结果表明:3种修复措施均对土壤总砷水浸与酸浸浓度产生显著影响,经稳定化处理、淋洗处理与生物修复处理的污染土壤总砷水浸均值由1.10 mg/L分别降低至0.05、0.48与0.92 mg/L;经稳定化处理、淋洗处理与生物修复处理的污染土壤总砷酸浸均值由4.35 mg/L分别降低至0.38、0.45与3.99 mg/L.稳定化处理显著提高了土壤容重、pH、电导率,显著降低土壤渗透率系数,并使土壤质地由壤土变为砂土;淋洗处理显著提高土壤渗透系数,显著降低土壤pH;生物修复处理显著提高土壤渗透系数.【期刊名称】《安徽农业科学》【年(卷),期】2019(047)006【总页数】3页(P85-87)【关键词】砷污染;土壤;浸出浓度;土壤理化性质【作者】卜庆国;李朝晖;张姣;熊燕娜【作者单位】中节能环保装备股份有限公司,北京100082;中节能环保装备股份有限公司,北京100082;路域生态工程有限公司,北京100082;环境保护部固体废物与化学品管理技术中心,北京100029【正文语种】中文【中图分类】X53砷污染在我国不仅范围广，污染程度深，而且危害严重[1]，砷污染治理已经成为当前环境治理的当务之急[2]，其治理技术已成为环境科学领域关注的焦点问题之一[3]。
土壤砷污染对人体健康和生态安全都存在着极大威胁[4-5] 。
稳定化技术、淋洗技术与生物修复技术是目前国内外土壤砷污染处理常用技术[6]。
淋洗技术通过淋洗剂的透析作用，以实现土壤中污染物清理[7-8]，该技术对于砷污染控制机理在于通过淋洗液作用将土壤中难溶性砷转变为可溶、易溶性形态砷，通过淋洗液将污染物从土壤中析出，通过土壤中污染物减量达到污染治理。
《SRB与DFeRB对砷形态转化的影响机制研究》范文
《SRB与DFeRB对砷形态转化的影响机制研究》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，砷污染问题日益严重，对环境和人类健康构成了严重威胁。
砷在自然环境和工业废水中的形态多样，不同形态的砷具有不同的生物活性和毒性。
因此，研究砷的形态转化机制对于了解其环境行为、生物地球化学过程以及降低其环境风险具有重要意义。
本文将重点探讨硫酸盐还原菌（SRB）和二价铁还原酶（DFeRB）对砷形态转化的影响机制。
二、SRB与DFeRB概述SRB是一种能够在厌氧条件下利用硫酸盐作为电子受体的细菌。
DFeRB则是一种能够将Fe(III)还原为Fe(II)的酶。
这两种生物过程在自然环境和工业废水处理中均具有重要作用。
它们通过改变环境中的氧化还原条件，影响砷的形态转化。
三、SRB对砷形态转化的影响机制SRB通过硫酸盐还原作用，将硫酸盐还原为硫化物，同时为其他微生物提供电子和能量。
在还原过程中，环境中的氧化还原条件发生改变，从而影响砷的形态转化。
SRB作用下，砷可能从较稳定的形态转化为更易被生物体吸收的形态。
具体来说，砷可能通过与硫化物结合形成难溶性的砷硫化物，从而降低其环境中的流动性。
同时，硫化物还能通过吸附或共沉淀作用，使砷从溶解态转化为颗粒态或固态，降低其生物可利用性。
四、DFeRB对砷形态转化的影响机制DFeRB通过还原Fe(III)为Fe(II)，改变环境中的氧化还原条件。
在还原过程中，DFeRB可能通过与砷的络合作用，改变其存在形态。
具体来说，Fe(II)可能通过与砷形成稳定的络合物，如FeAsO2或FeAsO3等，从而影响砷的迁移性和生物可利用性。
此外，Fe(II)还可以通过吸附或共沉淀作用与砷结合，形成更稳定的化合物，降低砷的环境风险。
五、研究方法本研究采用实验室模拟实验和野外实地观测相结合的方法。
首先，通过实验室模拟实验，探究SRB和DFeRB对砷形态转化的影响机制。
实验中设置不同浓度的SRB和DFeRB以及不同浓度的砷溶液，观察其形态变化。
砷渣污染土壤稳定化处置的工程案例
砷渣污染土壤稳定化处置的工程案例[摘要]砷污染土壤给生态环境和人体健康造成了极大的危害，是亟待解决的环境问题。
本文简单介绍了目前砷渣污染土壤的治理技术，并以南华县某化工厂为工程实例对砷渣污染土壤污染特征及通过固化/稳定化对其处理后进行安全填埋处置进行了阐述，旨在为今后砷渣污染土壤的治理提供借鉴。
[关键词]砷渣；污染特征；稳定化；固化砷是常见元素，在自然界中广泛存在，其化合物具有很强的毒性。
含砷金属矿石的开采、冶炼以及造纸、化工、炼焦、皮革、火电等行业都会排放含砷废渣、废水、废气，其中以冶金、化工排放砷量最高【1】。
我国有色矿山每年开采出数万吨砷资源量，但是有70%左右都被废弃于选矿尾砂中【2】。
砷可在土壤中逐年累积并进入农作物中，再通过食物链在生物体内富集，有严重的累积性毒性，对人的神经、呼吸系统造成损伤，甚至引发癌变。
砷污染土壤已经成为全球性的环境问题。
一、砷渣污染土壤的治理技术对于砷渣污染土壤的治理技术主要包括土壤淋洗、微生物修复、稳定化/固化治理等，分别简单阐述如下：（一）土壤淋洗【3，4】土壤淋洗是通过向土壤中注入淋洗液，使淋洗液与土壤中的污染物发生化学作用，将污染物溶解、乳化和渗入到淋洗液中，再用泵将吸附过污染物的淋洗液抽吸处理。
该技术一般要反复淋洗多次，然后对抽吸出的淋洗液进行收集处理与回用。
此法在土壤粘粒含量低于25%的土壤及水力传导系数大于10-3cm/s的多空隙、易渗透的轻质土壤中适用，红壤、黄壤等质地较细的土壤中慎用。
优势在于对砷渣治理较彻底，处理后的土壤可以再利用。
缺点是用水量大、成本较高，淋洗废液处理难度大、可能产生二次污染，且易造成土壤养分的流失。
（二）微生物修复【5-8】微生物修复指在人为优化的环境下，利用某些具有特定功能的微生物群（土著微生物、外源微生物和基因工程菌）对污染物进行吸收、沉淀、氧化还原等作用，以降低污染物活性或将污染物转变为无毒害的物质的修复技术。
其主要机理是生物吸附、生物积累、胞外沉淀、生物转化和外排作用。
土壤砷_铬污染的控制技术
后进行集中处理或分离的方法。
任春强等，2012
化学固定化修复(Solidification)
As3+
+
固化剂
As5+
铁氧化物 锰氧化物
As3+溶解、 迁移性降低
铝氧化物 具有快速、简单、成本低且二次污染小等优点，但该技术 只是改变了砷在土壤中的存在形态，并没有将其去除。
土壤化学淋洗技术(Soil washing)
Cr的形态
大气沉降
Cr(Ⅱ) 污水灌C溉r(Ⅲ)
Cr(Ⅵ)
矿山开采
随固体废物进入土壤
随农用物资进入土壤
Transformation
胶体吸附 Adsorption of
soil colloid
沉淀溶解 Precipitation and dissolution
络合作用 Complexation
Cr
生物转运 Biotransformation
土壤中插入电极，并通入高压电流产生高温将土壤融化，
冷电却动后修形复成法化是学一惰种性原的位、修非复扩技散术的，坚将硬电玻极璃插体入，污砷染酸土盐壤进，
而并 利 物适程转施 用 沿合化化加 电 电小应为场 场微硅用范产 方弱酸生 向直。围化的定流、砷电向电低酸渗迁（渗盐析移mA固透、，/c定从电性m其而迁2的或中将移黏电．和污土势电染为和泳物富等V淤/集效c泥m应至）土，电形。驱极成尚动区电污，未场染随工，
成土母质
高砷地区水侵蚀、植物吸收和火山活动
等自然过程
As
环境
人为源
工矿业活动 废弃物排放 燃煤
农业活动
AS的循环(Biogeochemical cycle of arsenic )
不同水分下水铁矿在土壤中稳定性变化对砷移动性的影响
Effects of instability of ferrihydrite on arsenic chemical behavior in soil under different water regimesZHANG Tuo 1,2,ZENG Xi-bai 2*,SU Shi-ming 2,WANG Ya-nan 2,BAI Ling-yu 2（1.College of Environmental Science &Engineering,China West Normal University,Nanchong,637009,China;2.Institute of Environment and Sustainable Development in Agriculture,Chinese Academy of Agricultural Sciences/Key Laboratory of Agro-Environment,Ministry of Agriculture and Rural Affairs,Beijing 100081,China ）Abstract ：In order to utilize ferrihydrite as an efficient and stable amendment of arsenic （As ）-contaminated farmland,three typical red soils were sampled in three towns in Shimen Region,Hunan Province,and were used for the indoor soil incubation experiment.Sequential extraction and Diffusive gradients in the thin-films technique （DGT ）were employed in this research to study the effect of soil moisture onthe stability of ferrihydrite in soils.The results determined the transformation rate of ferrihydrite （0.1%W /W ）in three soils （one uncontami⁃nated soil and two contaminated soils ）using three soil water management regimes[100%SWHC （Soil water holding capacity ）,DWC （Dry/张拓，曾希柏，苏世鸣，等.不同水分下水铁矿在土壤中稳定性变化对砷移动性的影响[J].农业环境科学学报,2020,39（2）：282-293.ZHANG Tuo,ZENG Xi-bai,SU Shi-ming,et al.Effects of instability of ferrihydrite on arsenic chemical behavior in soil under different water regimes[J].Journal of Agro-Environment Science ,2020,39（2）:282-293.不同水分下水铁矿在土壤中稳定性变化对砷移动性的影响张拓1，2，曾希柏2*，苏世鸣2，王亚男2，白玲玉2（1.西华师范大学环境科学与工程学院，四川南充637009；2.中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所农业农村部农业环境重点实验室，北京100081）收稿日期：2019-09-18录用日期：2019-11-29作者简介：张拓（1990—），男，黑龙江大庆人，博士，讲师，从事土壤重金属污染修复研究。
电感耦合等离子体质谱法测定土壤中的砷锑铋汞
电感耦合等离子体质谱法测定土壤中的砷锑铋汞
电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）是一种高精度、高灵敏度的分析测试方法，可以
快速准确地测定土壤中的砷、锑、铋、汞等重金属元素含量分布情况。
ICP-MS分析原理是将待测样品通过高温等离子体产生的离子化状态，再通过质谱仪的四极杆质谱检测系统进行快速检测砷、锑、铋、汞等目标元素的含量。
在实际测定过程中，首先需要将土样进行样品预处理，例如选取适当的取样点，并对
土样进行干燥、粉碎和筛分等步骤，以获得均匀的样品粒度。
然后，将土样加入适量的稀
释液，例如稀硝酸和超纯水混合后进行待测样品的处理。
在ICP-MS实验操作过程中，主要分为样品进样、离子化、分离、检测四个步骤。
具体流程如下：
1. 样品进样：将处理后的待测样品通过高压泵系统送入ICP发生器中。
2. 离子化：在ICP发生器内，将待测样品耦合到高频电场中，经过高温离子化后，形成离子态的待测元素，如砷、锑、铋、汞等。
3. 分离：离子化后的待测元素经过气体离子源中的四极杆分离器的作用，将离子按
照质量比例顺序通过筛选，以获得目标离子。
4. 检测：离子越过四极杆后，进入离子检测器，其中离子的数量将被转换为电信号，并通过放大器将信号扩大到合适的程度。
信号将被电位电场收集，输入计算机进行数据处
理和分析。
最后，通过ICP-MS测定土壤中砷、锑、铋、汞等重金属元素的含量，可以为相关环保工作和生态保护提供重要的数据支持。
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壤营养物质流失或沉淀;原位电动修复技术对土 壤类型要求严格,且尚处于开始阶段;生物修复技 术对土壤要求高 , 耗时长 , 易造成二次污染 . 而稳 定化技术能有效、 经济、 快速地稳定土壤中的有 效态砷,且应用较广,技术成熟[7]. 铁盐能够降低砷的移动性并减轻对植物的 危害,常被用作砷稳定化处理的药剂[8 11].赵慧敏 等[12]发现硫酸亚铁对土壤中的砷有良好的稳定 效果.Moore 等[13]指出向土壤中添加亚铁盐时会
摘要：分别以化学浸出、形态及结构研究,揭示土壤中有 效砷的稳定效率和机理.结果表明,外源铁添加量与土壤砷含量(Fe/As)的物质的量比达到 6:1~8:1,CaO 投加比例为 0.05%~0.1%(w/w)时,土壤 中有效态砷的稳定效率超过 85%.土壤有效砷的稳定化处理主要是将砷从非专性吸附态和专性吸附态转化为弱结晶的铁铝或铁锰水化氧 化物结合态、结晶铁铝或铁锰水化氧化物结合态.稳定处理后 2 种污染土均有新物相羟砷铜矿(As2Cu5H4O12)生成. 关键词：土壤；砷；稳定化；形态变化；X 射线衍射 中图分类号：X703.5 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2013)02-0298-07
收稿日期：2012-05-23 基金项目：2011 年环保公益项目(201109019);上海市环保科研青年 基金项目(沪环科(2011-3));徐汇区科委项目(RCT201003);2011 年上 海市科委迪斯尼专项 (11dz1201700) * 责任作者, 高级工程师, qsluo99@
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B 土样 棕黄偏黄 黏质土壤 7.9 4.0 3999.5 37.7 244.8 1058.1 41534.6
J 土样 黑褐色 砂质土壤 6.9 3.6 411.0 17.1 79.3 485.5 26017.2
测定方法 采用美国环境保护局的毒性特性浸出程序 (TCLP)[21]对处理后砷的稳定化效果进行分析;有 效态砷测定采用 Wenzel 等[22]的连续提取方法; 物理结构表征主要采用 X 射线衍射(XRD)和扫 描电镜/能谱仪(SEM/EDS)对稳定前后的土壤进 行物相、表面和元素成分加以分析. 浸提液中砷的测定方法同 1.1 部分.采用 X 射线衍射仪(Rigaku D/max 2550 VB/PC, Japan) 进 行 物 相 分 析 , 扫 描 电 子 显 微 镜 (JEOL JSM6380LV, Japan)进行结构表征,能量分散 X 射线 光谱 (JEOL JSM-6380LA, Japan)进行元素成分 分析. 2 2.1 结果与讨论
表 2 正交实验因素水平表 Table 2 Orthogonal experiment under different ratios of Fe/As and CaO/soil
试验因素 水平 1 2 3 4 Fe/As(mol/mol) 2:1 4:1 6:1 8:1 CaO/Soil(W/ W)(%) 0.05 0.1 0.5 2 养护时间(d) 1 7 14 28
2期
卢
聪等：场地土壤中有效态砷的稳定化处理及机理研究
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产生硫酸从而引起酸化,增加砷以及其他金属的 迁移能力 [14 15], 因此通常需要与碱性物质 ( 如石 灰等)混用. 本文分别以生石灰和硫酸亚铁作为辅助剂 和稳定剂,研究 2 种污染土壤中砷的稳定化处理 效果,探究有效态砷在不同环境条件下的转化机 制和土壤微观结构的变化,为砷污染土壤的稳定 化处理及其后续利用提供依据. 1 1.1 材料与方法
Stabilization treatment of available arsenic in contaminated soils and mechanism studies. LU Cong1,2, LI Qing-qing1, LUO Qi-shi1*, LIU Li-li2 , ZHANG Chang-bo1 (1.Shanghai Academy of Environmental Sciences, Shanghai 200233, China; 2.School of Resources and Environmental Engineering of East China University of Science and Technology, Shanghai 200237, China). China Environmental Science, 2013,33(2)：298~304 Abstract：Lime and Ferrous salt was used as the auxiliary agent and stabilizing agent to treat two arsenic contaminated soils. Following chemical leaching test, the stabilizing effectiveness and mechanism of available arsenic on treated soil were shown using morphology and structure analysis. Importantly, the stabilizing efficiency of arsenic for the two types of soils were both over 85% when the ratio of exogenous Fe and soil As (mol/mol) was 6:1~8:1 and the dosing ratio of CaO was 0.05% ~ 0.1% (w/w). The stabilization of arsenic in soil was attributed mainly to two following reasons: (1) arsenic was transformed from non-specific adsorption and the specific adsorption state into the weakly crystalline Fe-Al or Fe-Mn hydrated oxides and (2) crystalline Fe-Al or Fe-Mn hydrated oxides state. The new phase of hydroxyl arsenic copper mineral (As2Cu5H4O12) was generated after the stabilization treatment of the contaminated soils. Key words：soil；arsenic；stabilization treatment；morphological change；X-ray diffraction
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中
国
环
境
科
学
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89.3%,见表 3.在此基础上采用极化分析法对稳 铁盐>养护天数.pH 值变化范围为 7.0~8.3,稳定 定效率进一步分析,对特定因素特定水平的所有 效果最佳时 pH 值为 7.1 左右. 试验结果进行平均值计算,见表 4.其中 k1、k2、 表 4 B 和 J 两种土样极差分析表(%) k3 、 k4 依次代表各个试验因素的 4 个水平 . 以 Table 4 Ranging analysis for the soil B and soil J(%) k2、 k3、 k4 分别为 2:1、 4:1、 Fe/As 摩尔比为例,k1、 因素 6:1 和 8:1,4 个水平的 As 稳定效率平均值依次为 土样种类 极差分 析项目 Fe/As(mol/mol) CaO(W/W) 养护时间(d) 34.9%、43.1%、74.5%、64.8%.由此可以看出 k3 k1 34.9 64.4 41.3 值最大,说明因素 Fe/As 的最优摩尔比是 6:1.同理 k2 43.1 67.8 50.6 分析得出因素 CaO 的最佳质量投加比例为 0.1%, B 土样 k3 74.5 62.1 50.4 k 64.8 30.6 42.9 4 最佳养护时间为 7~14d.极差 R 为某一特定因素 R 39.6 37.2 20.7 最大 k 值与最小 k 值之差,可以判断因素的主次 k1 83.9 92.4 84.0 顺序.因素 Fe/As 摩尔比、CaO 质量添加比例、 k2 85.7 92.5 91.7 J 土样 k3 86.7 84.4 89.0 养护时间的 R 值分别为 39.6%、28.8%和 20.7%, k4 92.6 79.5 84.1 由此可以判断影响稳定化效果的顺序为亚铁盐 R 8.7 13.0 7.7 >生石灰>养护时间.pH 变化范围为 7.3~9.4,稳定 效率最佳时,处理后土样的 pH 值为 7.5. Moore 等[13]曾指出处理砷污染土壤时 Fe/As 摩尔比应大于 2.赵慧敏[12]采用七水硫酸亚铁稳 定含砷土壤时最佳 Fe/As 摩尔比为 6:1, pH 值为 8 表 3 B 土样稳定化处理条件及稳定效率表 左右时稳定效果最佳,这些都与本文的结果一致. Table 3 Stabilizing performance for the soil B under various conditions 2.2 土壤中砷的形态变化 Wenzel 等[22]将土壤中的砷可分为 5 种形态, 因素 试验 B 土样稳定效 Fe/As CaO/Soil 分别为:非专性吸附态 F1、专性吸附态 F2、无定 号 率(%) 养护时间(d) (mol/mol) (W/W)(%) 形和弱结晶铁铝或铁锰水化氧化物结合态 F3、 1 2:1 0.05 1 53.9 结晶铁锰或铁铝水化氧化物结合态 F4 和残渣态 2 2:1 0.1 7 21.9 F5.F1 和 F2 形态的砷与介质结合程度较弱,迁移 3 2:1 0.5 14 37.8 4 2:1 2 28 25.9 能力较强,对环境存在较大的风险,通常被认为是 5 4:1 0.05 7 48.1 可溶态,因此 F1 和 F2 是稳定化处理中重点关注 6 4:1 0.1 1 50.2 的形态. 7 4:1 0.5 28 56.7 8 4:1 2 14 17.7 用迁移系数的变化来表示可溶态砷在土壤 9 6:1 0.05 14 77.4 中的变化,其公式为: 10 6:1 0.1 28 77.8 M=(F1+F2)/( F1+F2+F3+F4+F5) (2) 11 6:1 0.5 1 82.5 图 1 为 2 类土壤稳定前后 5 种形态的提取含 12 6:1 2 7 60.1 13 8:1 0.05 28 78.1 量,自下而上分别为 F1 ~ F5 形态的提取含量.最 14 8:1 0.1 14 89.3 优处理条件下稳定化处理后,B 土样中的 F1+F2 15 8:1 0.5 7 71.4 的含量由 2378 mg/kg 减少为 1260 mg/kg,而 M 值 16 8:1 2 1 18.5 由 50.9%降为 23.9%,降低了 26.8%;F3 由 22.3% 对于 J 土样,稳定效率范围为 14.5%~91.0%. 升高为 57.1%.F4 减少 8%左右.而 F5 基本没有发 J 土样的最优稳定效果的参数:Fe/As 摩尔比为 生变化. 8:1,CaO 质量添加比例为 0.05%~0.1%,养护时间 对 于 J 土 样 , 稳 定 后 F1+F2 的 含 量 由 为 7d 以上.影响稳定化效果的顺序为生石灰>亚 93.5mg/kg 减少到 65.6mg/kg,而 M 值由 23.0%降