本文選題：典型鉛污染土壤修復工藝技術(shù)研究 + 　

分類號——
ＵＤＣ

密

級
量Ｑ壘窆２

學校代碼

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學
題 目

位

論

文

典型鉛污染土壤修復工藝技術(shù)研究
Ｓｔｕｄｙ
ｏｎ ａ

英文 題
目

ｔｙｐｉｃａｌ ｌｅａｄ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ

壘Ｑｉ！堂魚ｉ坐衛(wèi)翌魚笪墨鯉魚地墜趕
楊雯 教授 學位 博士 姓名

研究生姓各

彭會清一職稱 指導教師單位名稱童塑皇堡墮三猩學陵
申請學位級別 論文提交日期 碩士

郵編壘蘭ＱＱｚＱ 環(huán)境工程

學科專業(yè)名稱

２Ｑ！三生三旦論文答辯日期至Ｑ！呈生堇旦

學位授予單位武漢理工大學學位授予日期

答辯委員會主席壟．．趙邊，

評閱人圍杰

壑益遺

２０１３年５月

獨創(chuàng)性聲明
本人聲明，所呈交的論文是本人在導師指導下進行的研究工作及 取得的研究成果。盡我所知，除了文中特別加以標注和致謝的地方外， 論文中不包含其他人已經(jīng)發(fā)表或撰寫過的研究成果，也不包含為獲得 武漢理工大學或其他教育機構(gòu)的學位或證書而使用過的材料。與我一 同工作的同志對本研究所做的任何貢獻均已在論文中作了明確的說
明并表示了謝意。

簽名：

裼蜜

學位論文使用授權(quán)書
本人完全了解武漢理工大學有關保留、使用學位論文的規(guī)定，即 學校有權(quán)保留并向國家有關部門或機構(gòu)送交論文的復印件和電子版， 允許論文被查閱和借閱。本人授權(quán)武漢理工大學可以將本學位論文的 全部內(nèi)容編入有關數(shù)據(jù)庫進行檢索，可以采用影印、縮印或其他復制
手段保存或匯編本學位論文。同時授權(quán)經(jīng)武漢理工大學認可的國家有

關機構(gòu)或論文數(shù)據(jù)庫使用或收錄本學位論文，并向社會公眾提供信息
服務。 （保密的論文在解密后應遵守此規(guī)定）

研究生（簽名）：書嚶

導師（簽名攤?cè)掌谏愁保叮畨?br />
武漢理工大學顧士學位論文

摘

要

近年來，隨著我國城市建設進程的加快，搬遷企業(yè)遺慰下的大片污染場地 引發(fā)的環(huán)境問題網(wǎng)益受到關注。由于士壤污染的修復難、費用高，亟需快速、

有效的土壤修復技術(shù)以加快我國污染場地的轉(zhuǎn)型利用。本文對西南區(qū)某典型鉛 蓄電池污染場地土壤為研究對象，首先對場地污染土壤特征及環(huán)境風險進行評 價以確定修復值，然后利用土壤清洗技術(shù)修復污染土壤，并對清洗的參數(shù)優(yōu)化 及土壤測試分析進行研究。本研究得出的主要結(jié)論如下： （１）污染場地土壤特征及環(huán)境風險評價 對該場地１０４個采樣點共計２７６個土壤樣品進行ｐＨ值、鉛濃度測定，結(jié)果
顯示場地ｐＨ值整體里弱堿性，部分區(qū)域受鉛污染嚴重；檢測實驗土壤鉛的粒徑 分布發(fā)現(xiàn)可針對不同粒徑進行清洗。對場地進行風險識別、暴露評估、毒性評

估后，通過綜合考慮，確定當場地用作住宅及公共用地時，采用血鉛評價值
２９３ｍｇ／ｋｇ為修復目標值；當用作商服及工業(yè)用地時６００ｍｇ／ｋｇ為修復目標值。

（２）摩擦清洗實驗室研究
通過正交實驗確定最佳清洗參數(shù)為：水土比為７０％干物質(zhì)、溫度為２５℃、 攪拌３０ｍｉｎ、攪拌速率為１２００ｒ／ｍｉｎ。對３份土壤進行摩擦清洗，清洗效率分別

為：６７．６１％、３１．７１％、４１．０１％。研究砂粒粒級變化規(guī)律發(fā)現(xiàn)０．２５～０．５ｍｍ處是清
洗質(zhì)量變化的拐點；掃描電鏡（ＳＥＭ）觀察發(fā)現(xiàn)摩擦清洗能從砂粒表面去除一 部分細粒土壤和鉛污染物。 （３）泡沫浮選實驗室研究 通過浮選條件實驗確定浮選最佳條件為：土壤粒徑范圍為＜０．０５ｍｍ、ｐＨ值 為１ １．０、２％Ｎａ２Ｓ ２ｍＬ、ｌ％黃藥４ｍＬ、浮選時間為５ｍｉｎ。研究浮選的形態(tài)變化 發(fā)現(xiàn)：浮選對有機物和硫化物結(jié)合態(tài)去除率最好；加入Ｎａ２Ｓ有利于提高有機物 和硫化物結(jié)合態(tài)的去除率。 （４）土壤清洗工藝實驗室研究 將清洗工藝進行組合后研究發(fā)現(xiàn)：流程２是最佳流程，且處理后最終土壤 能達標排放。形態(tài)研究表明：摩擦清洗主要去除碳酸鹽結(jié)合態(tài)和Ｆｅ．Ｍｎ氧化物 結(jié)合態(tài)；泡沫浮選主要去除有機物和硫化物結(jié)合態(tài)；藥劑清洗對各個形態(tài)的去

武漢理二Ｅ大學碩士學位論文

除效果均較好。處理后±壤的鉛毒性浸出．評價表明：流程１、２處理后土壤不屬

于危險廢物，可用作其他用途；而流程３處理后土壤則屬于危險廢物，需做填 埋等其他處理。 關鍵詞：土壤清洗技術(shù)，鉛污染，土壤特征，環(huán)境風險評價，工藝研究；

ＩＩ

一——————————————————————————————————————————————————一
Ａｂｓｔｒａｃｔ

武漢理一【大學碩士學位論文

Ｉｎ ｒｅｃｅｎｔ ｙｅａｒｓ，ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｓｐｅｅｄｉｎｇ

ｕｐ

ｏｆ ｃｉｔｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ

ｉｎ

ＯＵｒ

ｃｏｕｎｔｒｙ，

ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｐｒｏｂｌｅｍｓ ｃａｕｓｅｄ ｂｙ ｔｈｅ ｒｅｌｏｃａｔｉｏｎ ｏｆ ｅｎｔｅｒｐｒｉｓｅｓ ｌａｒｇｅ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ
ｓｉｔｅｓ ｌｅｆｔ ｉｓ ｂｅｃｏｍｉｎｇ ｍｏｒｅ ａｎｄ ｍｏｒｅ ａｔｔｅｎｔｉｏｎ．Ｓｏｉｌ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ ｉｓ ｄｉｆｆｉｃｕｌｔ ｔｏ ｏｆ Ｕｒｇｅｎｔ，ｎｅｅｄ ｆａｓｔ，ｅｆｆｅｃｔｉｖｅ ｓｏｉｌ ｒｃｍｅｄｉａｔｉｏｎ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ｔｏ ｒｅｐａｉｒ，ａｎｄ ｔｈｅ ｈｉｇｈ ｃｏｓｔ ｓｐｅｅｄ ｕｐ ｔｈｅ ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ

ａｎｄ

ｕｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｉｔｅｓ ｉｎ Ｃｈｉｎａ．Ｉｎ ｔｈｉｓ
ａｒｅａ ａｓ

ｓｏｉｌ ａｔ ｔｈｅ ｓｉｔｅ ｏｆｔｈｅ ｓｏｕｔｈｗｅｓｔ ｐａｐｅｒ，ａ ｔｙｐｉｃａｌ ｌｅａｄ ｂｍｔｅｒｙ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｒｅｓｅａｒｃｈ ｏｂｉｅｃｔ，ａｔ ｆｉｒｓｔ ｔｏ ｅｖａｌｕａｔｅ ｓｉｔｅ

ｔｈｅ

ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ ｓｏｉｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ

ａｎｄ

ｅｎｖｉｒｏｎｒｎｅｎｔａｌ ｒｉｓｋｓ ｔｏ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅ ｔｈｅ ｒｅｐａｉｒ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ ｏｆ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ

ｖａｌｕｅ，ｔｈｅｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ
ａｎｄ

ｒｉｓｅ

ｏｆ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｗａｓｈｉｎｇ ｏｆ

ｃｌｅａｎｉｎｇ

ｔｈｅ

ｐａｒａｍｅｔｅｒ ｆｏｌｌｏｗｓ：

ｏｐｔｉｍｉｚａｔｉｏｎ ａｎｄ ｓｏｉｌ ａｎａｌｙｓｉｓ ｔｅｓｔ ｓｔｕｄｙ．Ｔｈｉｓ ｓｔｕｄｙ＇ｓ

ｍａｉｎ ｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎｓ

ａｒｅ ａｓ

（１１ Ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｉｔｅ ｓｏｉｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ａｎｄ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ
ｓｏｉｌ Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ ｓｏｉｌ ｐＨ ｖａｌｕｅ ｏｆ ｔｈｅ ｓｉｔｅ １０４ ｓａｍｐｌｉｎｇ ｐｏｉｎｔｓ ｔｏｔａｌ ｏｆ ２７６ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｌｅａｄ ｓａｍｐｌｅｓ．ｔｈｅ ｐａｒｔｉｃｌｅ ｓｉｚｅ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ，ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｗｅａｋｌｙ ａｌｋａｌｉｎｅ ｓｈｏｗ
ｖｅｎｕｅ

ａｎｄ

ｌｅａｄ ｄｅｔｅｃｔｉｏｎ
ｓｅｖｅｒｅ

ｐＨ

ｖａｌｕｅ ｏｖｅｒａｌｌ，ｓｏｍｅ

ａｒｅａｓ

ａｆｆｅｃｔｅｄ ｂｙ

ｌｅａｄ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ；ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｔａｂｌｅｔｓ ｄｉａｍｅｔｅｒ ｆｏｒ

ｗａｓｈｉｎｇ．Ｖｅｎｕｅ

ｆｏｒ ｒｉｓｋ ｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎ，

ｅｘｐｏｓｕｒｅ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ，ｔｏｘｉｃｉｔｙ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ，ｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅ
ｔｈｅ ｓｐｏｔ ｆｏｒ ｒｅｓｉｄｅｎｔｉａｌ ｒｅｐａｋ ｔｈｅ ｔａｒｇｅｔ

ｃｏｎｓｉｄｅｒａｔｉｏｎ，ｔｏ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅ

ａｎｄ

ｐｕｂｌｉｃ

ｌａｎｄ，ｕｓｉｎｇ
ａｓ ａ

ｂｌｏｏｄ ｌｅａｄ ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｖａｌｕｅ ２９３ｍｇ／ｋｇ

ｖａｌｕｅ；Ｗｈｅｎ

ｕｓｅｄ

ｃｏｍｍｅｒｃｉａｌ’ｓｅｒｖｉｃｅ ａｎｄ ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ

ｌａｎｄ

６００ｍｇ＆ｇ ｔａｒｇｅｔ ｖａｌｕｅ ｆｏｒ ｔｈｅ ｒｅｐａｉｒ．

（２）Ａｔｔｒｉｔｉｏｎ ｓｃｒｕｂｂｉｎｇ

ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ

ｓｔｕｄｉｅｓ ｏｒｔｈｏ ｇｏｎａｌ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ：ｓｏ ｉｌ
ａｎｄ ｗａｔｅｒ
ｒａｔｅ

Ｂｅｓｔ ｗａｓｈｉｎｇ ｐａｍｒｍｔｅｒｓ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ ｂｙ

ｒａｔｉｏ ｏｆ ７０％ｄｒｙ ｔｒｏｔｔｅｒ，ｔｈｅ ｔｅｍｐｅｍｔｕｒｅ ｏｆ ２５℃，ｓｔｉｒｒｉｎｇ １２００ｒ／ｍｉｎ．３ ｐａｒｔｓ ｓｏｉｌ ａｔｔｒｉｔｉｏｎ

３０ｒａｉｎ，ｓｔ打ｉｎｇ
ａｒｅ

ｔｏ

ｓｃｒｕｂｂｉｎｇ，ｃｌｅａｎｉｎｇ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｉｅｓ

６７．６１％，３１．７１％， ｔｈｅ

４１．０１％．Ｒｅｓｅａｒｃｈ ｓａｎｄ ｐａｒｔｉｃｌｅ ｓｉｚｅ
ｃｌｅａｎｉｎｇ ｑｕａｌｉｔｙ

ｇｒａｄ噸ｖａｒｉａｔｉｏｎ

ｆｏｕｎｄ

ａｔ

０．２５～０．５ｍｍ

ｃｈａｎｇｅｓ

ｉｎｆｌｅｃｔｉｏｎ ｐｏｉｎｔ；ｓｃａｎｎｉｎｇ ｅｌｅｃｔｒｏｎ

ｍｉｃｒｏｓｃｏｐｙ（ＳＥＭ）

ｏｂｓｅｒｖｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｆｒｉｃｔｉｏｎ ｃｌｅａｎｉｎｇ ｔＯ ｒｅｍｏｖｅ ｐａｒｔ ｏｆ

ｔｈｅ

ｆａｇ－ｇｒａｉｎｅｄ ｓｏｉｌ ａｎｄ ｌｅａｄ

ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ丘Ｄｍ

ａ

ｓａｎｄ Ｓｉｌｌ＂ｆａｃｅ．

（３）Ｆｌｏｔａｔｉｏｎ

ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ

ｓｔｕｄｉｅｓ

ＩＩＩ

武漢理工大學碩士學位論文
Ｆｂｔａｔｉｏｎ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ

ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ

ｔｏ

ｄｅｔｅｒｍｉｎｅ

ｔｈｅ ｏｐｔｉｍａｌ

ｐａｍｒｍｔｅｒｓ：ｓｏ ｉｌ

ｐａｒｔｉｃｌｅ ｓｉｚｅ ｒａｎｇｅ ｏｆ＜０．０５ｒｎｍ，ｔｈｅ ｐＨ ｖａｌｕｅ ｏｆ １１．０，２％Ｎａ２Ｓ ２ｍＬ，１％ｘａｎｔｈａｔｅ ４ｍＬ，ｆｌｏｔａｔｉｏｎ ｔｉｍｅ ｏｆ５ｍｉｎ．Ｒｅｓｅａｒｃｈ ｏｆ ｆｌｏｔａｔｉｏｎ ｍｏｒｐｈｏｌｏｇｉｃａｌ ｃｈａｎｇｅｓ＂ｆｌｏｔａｔｉｏｎ ｏｆ ｏｒｇａｎｉｃ

ｌｍｔｔｅｒ

ａｎｄ ｓｕｌｆｉｄｅ ｂｏｕｎｄ ｂｅｓｔ

ｉｍｐｒｏｖｅ ｔｈｅ ｏｒｇａｎｉｃ

ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ；，ｊｏｉｎ ｒｍｔｔｅｒ ａｎｄ ｓｕｌｆｉｄｅ ｂｏｕｎｄ ｒｅｍｏｖａｌ ｒａｔｅ．
ｈｂｏｒａｔｏｒｙ ｓｔｕｄｉｅｓ

Ｎａ２Ｓ

ｈｅｐ

ｔｏ

（４）Ｓｏｉｌ ｗａｓｈｉｎｇ ｐｒｏｃｅｓｓ

Ａｆｔｅｒ ｔｈｅ ｗａｓｈｉｎｇ ｐｒｏｃｅｓｓ ｔｏ ｃｏｍｂｉｎｅ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ｆｏｕｎｄ：ｔｈｅ ｓｅｃｏｎｄ ｐｒｏｃｅｓｓ ｉｓ ｔｈｅ ｂｅｓｔ ｐｒｏｃｅｓｓ ａｎｄ ｆｉｎａｌ ｓｏｉｌ ｔｒｅａｔｅｄ ｄｉｓｃｂａｒｇｅ ｓｃｒｕｂｂｉｎｇ ｔｏ ｒｅｍｏｖｅ ｃａｒｂｏｎａｔｅ ｍａｔｔｅｒ

ｓｔａｎｄａｒｄｓ．Ｍｏｒｐｈｏｂｇｙ

ｆｏｕｎｄ ｔｈｅ ａｔｔｒｉｔｉｏｎ

ａｎｄ Ｆｅ－Ｍｎ

ｏｘｉｄｅ ｂｏｕｎｄ；ｆｌｏｔａｔｉｏｎ ｔｏ

ｒｅｍｏｖｅ

ｏｒｇａｎｉｃ

ａｎｄ

ｓｕｌｆｉｄｅ ｂｏｕｎｄ；ｃｌｅａｎｉｎｇ ａｇｅｎｔｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ ｖａｒｉｏｕｓ ｆｏｒｒｍ ｏｆ ｇｏｏｄ．

Ｔｒｅａｔｅｄ ｓｏｉｌ ｌｅａｃｈｉｎｇ ｏｆ ｌｅａｄ ｔｏｘｉｃｉｔｙ

ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ

ｓｈｏｗｅｄ

ｔｈａｔ

ｐｒｏｃｅｓｓ １，２ ｔｒｅａｔｅｄ ｓｏｉｌ

ｄｏｅｓ ｎｏｔ ｂｅｌｏｎｇ ｔｏ ｔｈｅ ｈａｚａｒｄｏｕｓ ｗａｓｔｅ，ｃａｎ ｂｅ ｕｓｅｄ ｆｏｒ ｏｔｈｅｒ ｐｕｒｐｏｓｅ；ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ３ ｔｒｅａｔｅｄ ｓｏｉｌ ｉｓ
ａ

ｈａｚａｒｄｏｕｓ ｗａｓｔｅ，ｔｏ ｂｅ ｄｏｎｅ ｔｏ ｌａｎｄｆｉｌｌ ａｎｄ ｏｔｈｅｒ ｐｒｏｃｅｓｓｉｎｇ．

Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ：Ｓｏｉｌ ｗａｓｈｉｎｇ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，ｌｅａｄ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ，ｓｏｉｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ，ｐｒｏｃｅｓｓ ｒｅｓｅａｒｃｈ；

ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ，ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ

ＩＶ

武漢理工大學碩士學位論文

目

錄

摘

要…………………………………………………………………………………．Ｉ

Ａｂｓｔｒａｃｔ…………………………………………………………………………………………………………ＩＩＩ

目勇之……………………………………………………………………………………………………………．ｉ 第１章文獻綜述……………………………………………………………………１
１．１

研究背景…………………………………………………………………．．１

１．２典型場地重金屬污染土壤特征概述………………………………………２
１．２．１我國場地土壤重金屬污染現(xiàn)狀……………………………………２ １．２．２鉛污染危害及其途徑………………………………………………３

１．２．３鉛的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及影響因素……………………………………４
１．２．４土壤中鉛的存在形態(tài)………………………………………………４

１．３場地土壤環(huán)境風險評價概述……………………………………………．．５
１．４重金屬污染土壤修復技術(shù)簡介…………………………………………．．６
１．４．１

電動修復……………………………………………………………６

１．４．２固化／穩(wěn)定化………………………………………………………．．７

１．４．３土壤淋洗法…．：……………………………………………………．８
１．４．４土壤清洗……………………………………………………………９ １．４．５植物修復……………………………………………………………９

１．５土壤清洗技術(shù)工藝研究現(xiàn)狀……………………………………………１０ １．５．１土壤清洗技術(shù)機理及工藝研究現(xiàn)狀……………………………．１０ １．５．２摩擦清洗研究現(xiàn)狀………………………………………………．１２ １．５．３泡沫浮選研究現(xiàn)狀………………………………………………．１ ３ １．６研究目的、意義與內(nèi)容…………………………………………………１４
１．６．１研究目的、意義…………………………………………………．１４ １．６．２研究內(nèi)容…………………………………………………………．．１ ５ 第２章
２．１

實驗設備、藥劑及研究方法……………………………………………．１ ６ 實驗設備與藥劑…………………………………………………………１６ ２．１．１實驗設備…………………………………………………………．１６

武漢理工大學碩士學位論文

２．１．２實驗藥劑…………………………………………………………。１６ ２．２主要實驗研究方法………………………………………………………１７ ２．２．１土壤性質(zhì)研究方法………………………………………………．１７ ２．２．２土壤清洗實驗方法………………………………………………．１７ ２．２．３實驗指標測定及評價方法………………………………………．．１７ ２．２．４清洗土壤測試分析方法…………………………………………．１７ 第３章鉛污染場地土壤特征分析及環(huán)境風險評價……………………………．１９
３．１材料與方法………………………………………………………………１９ ３．１．１供試土壤…………………………………………………………．１９ ３．１．２實驗方法…………………………………………………………．２０

３．１．３測試指標及分析方法……………………………………………．２１ ３．１．４數(shù)據(jù)統(tǒng)計與處理…………………………………………………．２３ ３．２鉛污染場地土壤特征分析結(jié)果與討論…………………………………２３ ３．２．１采樣土壤ｐＨ值與鉛濃度統(tǒng)計分析規(guī)律………………………．．２３ ３．２．２土壤鉛的遷移率…………………………………………………．２６ ３．２．３實驗土壤特征……………………………………………………．２７ ３．３鉛污染場地土壤環(huán)境風險評價…………………………………………２８ ３．３．１建立場地概念模型………………………………………………．２９
３．３．２毒性評估…………………………………………………………．．３２

３．３．３修復值的確定……………………………………………………．．３２
３．５

小結(jié)………………………………………………………………………………………………３５

第４章摩擦清洗實驗室研究……………………………………………………。３６ ４．１實驗內(nèi)容…………………………………………………………………．３６
４．２數(shù)據(jù)處理……………………………………‰…………………………．．３７ ４．３結(jié)果與分析………………………………………………………………３７

４．３．１參數(shù)優(yōu)化…………………………………………………………．３７ ４．３．２摩擦清洗效率評價………………………………………………．３９ ４．３．３摩擦清洗后砂粒粒級變化規(guī)律…………………………………．４２ ４．３．４掃描電鏡測試分析………………………………………………．４３
４．４＿、結(jié)………………………………………………………………………………………………４４ 第５章泡沫浮選實驗室研究………………………………………………………４６
５．１

實驗流程…………………………………………………………………４６

武漢理工大學碩士學位論文
５．２ ５．３

數(shù)據(jù)處理…………………………………………………………………４６

泡沫浮選條件實驗研究…………………………………………………４７
５．２．１ ５．２．２ ５．２．３

土壤粒徑條件實驗………………………………………………．４７ ｐＨ值條件實驗……………………………………………………４７ Ｎａ２Ｓ用量條件實驗………………………………………………４８

５．２．４黃藥用量條件實驗………………………………………………．４９
５．２．５浮選時間條件實驗………………………………………………．５０

浮選前后土樣中鉛形態(tài)分析……………………………………………５ｌ
５．３．１ ５．３．２ ５．４

ｐＨ值條件實驗浮選前后鉛形態(tài)分析……………………………５１ Ｎａ２Ｓ用量條件實驗浮選前后鉛形態(tài)分析………………………５２

小結(jié)………………………………………………………………………………………………５３

第６章
６．１ ６．２ ６．３

土壤清洗工藝實驗室研究………………………………………………．５４ 實驗內(nèi)容…………………………………………………………………５４ 測試指標及分析方法……………．－．……………………………………．５５
結(jié)果與分析………………………………………………………………５５
６．３．１

清洗效率評價……………………………………………………．５５

６．３．２清洗前后鉛形態(tài)分布評價………………………………………．５６ ６．３．３清洗后土壤鉛毒性浸出評價……………………………………．５７
６．４

小結(jié)………………………………………………………………………………………………５８

第７章結(jié)論與建議………………………………………………………………．５９
７．１

結(jié)論………………………………………………………………………………………………５９

７．２存在的問題及建議………………………………………………………６１ 致

謝………………………………………………………………………………………………………．．６２

參考文獻……………………………………………………………………………．６３ 附錄：攻讀碩士期間發(fā)表論文和參加科研情況…………………………………．６９

武漢理工大學碩士學位論文

第１章文獻綜述

１．１

研究背景
土壤是人類賴以生存的主要自然資源之一，也是人類生態(tài)環(huán)境的重要組成

部分。隨著經(jīng)濟的發(fā)展和城鎮(zhèn)建設速度的加快，許多工業(yè)企業(yè)陸續(xù)搬出城區(qū)， 用地性質(zhì)發(fā)生改變，原有的工業(yè)用地被逐步開發(fā)為居住用地或公建用地，但搬
遷企業(yè)所遺留下的場地環(huán)境污染問題一時難以快速解決，不僅影響了土地的轉(zhuǎn)

型利用還嚴重危害未來居住者的身體健康。比如鉛蓄電池、采礦、冶煉、化工 等行業(yè)，這些企業(yè)在生產(chǎn)中由于化學品泄露、廢水廢氣排放以及固體廢物隨意
傾倒和堆放，并通過大氣、地表徑流和地下水等地表地質(zhì)作用的影響，致使許

多工業(yè)企業(yè)場地的土壤、地下水遭受嚴重污染，并危害到居民的健康。相對于 水污染、大氣污染及固體凌物污染，無論從立法上還是技術(shù)工藝上，土壤污染
的修復都相對滯后，土壤污染的治理難度也更大。所以，無論是從環(huán)境保護需

要還是從商業(yè)角度來說，土壤修復都具有極為廣闊的應用前景。
近些年，全國各地鉛蓄電池行業(yè)的重金屬污染造成許多“血鉛＂事件，引

起廣泛關注。自２０１１年２月１８日，國務院正式批復《重金屬污染綜合防治“十 二五”規(guī)劃》，中國陸續(xù)關閉了一大批鉛蓄電池工』一，然而遺留下來以鉛為主要
重金瞞污染物的場地治理成為難題。因為鉛污染土壤具有隱蔽性、毒害性、累

積性、長期性、多樣性等特點，被污染的土壤通過地下水或生物富集作用直接
或間接地影響著人類健康：人體積累的鉛過量會導致人體的神經(jīng)系統(tǒng)、造血系 統(tǒng)、消化系統(tǒng)以及生殖系統(tǒng)混亂，尤其對兒童的危害最大。

土壤清洗技術(shù)適合修復重金屬污染場地，在美國、加拿大和歐洲得到廣泛
應用。在我國，土壤清洗技術(shù)工藝的研究尚不成熟。本研究針對我國鉛蓄電池 行業(yè)重金屬污染場地土壤狀況，以西南某鉛蓄電池廠土壤為研究對象，采集并 分析該場地鉛污染土壤并進行土壤污染特征分析及風險評價；同時，以鉛為主 要修復目標，采用土壤清洗技術(shù)工藝對污染場地土壤進行修復，對土壤清洗技 術(shù)的單體工藝和復合清洗工藝進行實驗室研究。通過本研究對鉛蓄電池行業(yè)的

重金屬污染場地修復具有一定的指導意義。

武漢理工大學碩士學協(xié)論文

１．２典型場地重金屬污染土壤特征概述
１．２．１

我國場地土壤重金屬污染現(xiàn)狀

土壤環(huán)境中的重金屬污染物在土壤中的滯留時間長，一般不易遷移，也不 能被土壤微生物分解，相反可在土壤中積累，并通過食物鏈在生物體中富集， 或轉(zhuǎn)化為毒性更大的甲基化合物，對食物鏈中某些生物達到有害水平，最終在 人體內(nèi)蓄積而危害人體健康。 目前，全世界平均每年排放Ｈｇ約１．５萬噸，Ｃｕ ３４０萬噸，Ｐｂ ５００萬噸，
Ｍｎ １５００萬噸，Ｎｉ １００萬噸１１】。國土資源部統(tǒng)計‘表明，我匿已受重金屬污染受重

金瘸污染的耕地已達２０００萬ｈｍ２，占我國耕種土地面積的１０％以上【２１。我國現(xiàn) 在每年因重金屬土壤污染問題而帶來的糧食與經(jīng)濟損失巨大｜３１。近些年，頻繁爆 發(fā)的重金屬污染事故眾多，不僅影響了社會穩(wěn)定還增加了土壤修復成本。 于２０１１年國務院批復的《重金屬污染綜合防治“十二五”規(guī)劃》中，重點 對５大行業(yè)：采礦、冶煉、鉛蓄電池、皮革及其制品、化學原料及其制品的砷、 鉛、汞、鉻、鎘等重金屬污染進行控制。近些年，血鉛事件頻發(fā)，如陜西風翔 縣數(shù)百兒意“血鉛超標”、浙江臺州等地因鉛酸蓄電池廠等涉鉛企業(yè)對大氣、水、 土壤等的污染引起的血鉛事件更是造成了極大的社會影響，使得鉛蓄電池的環(huán) 境和健康風險引起了引起管理部門和學者的極大關注［４１。我圜鉛蓄電池廠主要分 布在江浙沿海一帶，具體分布見圖１．１所示。截止２０１１年，我國各地共排查鉛 蓄電池相關企業(yè)１９３０家，其中８０％的企業(yè)停業(yè)整頓或勒令停產(chǎn)，由于管理不善， 致使其大部分場地土壤鉛嚴重超標，如電池回收場地鉛污染土壤鉛含量范圍在

幾千到幾十萬ｍｇ／ｋｇ不掣５１，亟待修復。物料堆放場，廢渣場及排污口是造成鉛 蓄電池行業(yè)場地高濃度鉛污染的主要原剛６’。如休斯頓鉛蓄電池回收場地的電池
拆解車間臨近區(qū)域，鉛的濃度最高可達３０萬ｍｇ／ｋｇ，平均濃度在６萬．１０萬ｍｇ／ｋｇ，

其他的研究表明鉛也在相似的濃度范耐７＇８】。

武漢理工大學碩士學位論文

目

＞１００ １００．５０ ５０．１０ ＜１０

圖１．１

我國鉛蓄電池廠分布圖

１．２．２鉛污染危害及其途徑
鉛（Ｐｂ）的原子序數(shù)為４２，位于元素周期表的第六周期第四主族，相對原

子質(zhì)量為２０７．１９，是一種銀灰色、質(zhì)軟的金屬，相對密度為１１．３５，熔點為３２７．４６Ｃ， 沸點為１６２０。Ｃ。鉛是構(gòu)成地殼的元素之一，在地殼中的平均含量約為１３ｍｇ／ｋｇ。 世界土壤中鉛的背景含量范圍值為２～２００ｍｇ／ｋｇ，平均值為１５．２５ｍｇ／ｋｇ＿【引。鉛主 要通過消化系統(tǒng)和呼吸道進入人體，鉛進入人體后分布于肝、腎、腦、胰及主 要動脈中，對人體造成危害很大。鉛中毒對人體中樞神經(jīng)系統(tǒng)，造血系統(tǒng)會造 成很大的危害，也會引起消化系統(tǒng)、腎功能損傷、對兒童的不良影響尤為突出【１０Ｊ。

土壤重金屬污染途型¨】主要有：（１）受污染的土壤直接暴露在環(huán)境中，通
過土壤顆粒物等形式直接或間接地為動物或人所吸收，從而在生物體內(nèi)蓄積， 對生物體產(chǎn)生危害；（２）通過雨水的淋溶作用，土壤中的重金屬向下緩慢滲透， 可能導致地下水的污染；（３）外界環(huán)境條件的變化，如酸雨、施加土壤添加劑 等因素提高了土壤重金屬的活性和生物可利用性，使得重金屬較容易為植物吸 收利用而進人食物鏈，對動物和人體產(chǎn)生毒害作用。

武漢理工大學碩士學能論文 １．２．３

鉛的迂移轉(zhuǎn)化規(guī)律及影響因素

鉛褐于積累性土壤污染物，進入±壤中的鉛大部分被土壤顆粒和膠體吸附 或與有機．無機化合物形成復合物。土壤中鉛化合物的溶解度和降解自由度低， 在土壤剖面向下移動很少，隨土壤剖面深度增加，鉛含量下降，鉛大多積累于
０～１５ｃｍ耕層中，且水平移動和垂直移動都很困難［汜】。

Ｐ．Ｓｔｉｌｌｅ研究表明［１３］土壤中的鉛主要富集在表層土壤４０ｃｍ中。通過淋洗實 驗表明，表±中的鉛多是以有機質(zhì)形式存在，而隨著土層深度的增加，鉛的磷 酸鹽礦物形式及鐵氧化物的形式有所提升。鉛在表層土壤４０ｃｍ中的的遷移速度 大致范圍是０．５ｃｍ／ｙ－１．６ｃｍ／ｙ。杜紅霞【¨］對鉛在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律進行了研 究，結(jié)果表明土壤中全鉛的含量隨有機質(zhì)含量的降低而降低，這主要是由于有 機質(zhì)和鉛形成穩(wěn)定的有機鉛絡合物和鰲合物，具有一定的吸附能力。各形態(tài)鉛 中主要為殘渣態(tài)的鉛，其次是碳酸鹽結(jié)合態(tài)，主要是和當?shù)氐摹廊佬再|(zhì)有關。 尹玲玲【１５】通過靜態(tài)試驗表明，±壤對鉛具有很好的吸附性能，吸附容量可 達９９．８６ｍ／ｇ，這對保護地下水免受鉛污染具有重要意義。通過土柱試驗表明， 鉛主要被吸附在土壤的表層，自淺至深鉛的含量越來越低。土壤對鉛的吸附與 土壤種類、ｐＨ值以及淋濾液的鉛含量有直接關系，不同土壤對同一含鉛廢水的 吸附量不同，同一土壤對不同聲值和濃度的含鉛廢水的吸附量也不同。這不僅 為研究土壤中鉛的吸附提供了試驗依據(jù)，也為了解和掌握鉛在土壤中的分布和 遷移提供理論指導。

１．２．４土壤中鉛的存在形態(tài)
土壤重金屬的形態(tài)分析主要有兩種：一種是Ｔｅｓｓｉｅｒ法【１６】，另一種是ＢＣＲ＇法。 Ｔｅｓｓｉｅｒ?qū)⒅亟饘傩螒B(tài)分為：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 物硫化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)等５種形態(tài)；ＢＣＲ法將可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)合并為 一種形態(tài)，其余不變�？山粨Q態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物 硫化物結(jié)合態(tài)屬于易被生物利用的形態(tài)，容易遷移轉(zhuǎn)化：殘渣態(tài)則較穩(wěn)定。 土壤中的可溶性鉛的含量一般很低，約占土壤總鉛量的１／４。土壤中的無機
鉛主要以二價態(tài)難溶性化合物存在，如ＰｂＣ０３、ＰｂＳ０４、Ｐｂ（０Ｈ）２等難溶態(tài)形

式存在，使鉛的移動性和生物有效性降低，這是由于土壤中的各種陰離子對鉛 的固定作用。±壤中的黏土礦物與有機質(zhì)對鉛的吸附能力很強，鉛可以與絡合 劑與螫合劑形成穩(wěn)定的絡合物和螯合物。黏土礦物對鉛的吸附作用以及鐵錳氫
４

武漢理工大學碩士學位論文

氧化物（特別是錳的氫氧化物）對Ｐｂ２＋的專性吸附作用，對鉛的遷移能力、活性

與毒性影響較大。當土壤的ｐＨ值降低時，由于一對吸附性鉛的解吸作用和增進 ＰｂＣ０３的溶解，部分被固定的ＰｂＣ０３可以釋放出來。土壤功的增高，會降低鉛的
可溶性。

１－３

場地土壤環(huán)境風險評價概述
目前，很多污染場地的調(diào)查只是對土壤和地下水進行單一的采樣檢測，與

相應標準進行比較判斷場地的污染狀況，沒有結(jié)合場地的實際情況進行評估， 這對實際的管理和修復沒有實際意義。其他各國均已通過采用環(huán)境風險評價對 實際場地進行識別、度量和管理。場地風險評估是指對已經(jīng)或可能污染的場地， 由于污染物排放或者泄露對人體健康和生態(tài)環(huán)境造成的影響與損害進行評估【１７
環(huán)境風險評價可分為生態(tài)風險評價和健康風險評價【１引。
Ｊ。

生態(tài)風險評價的定義是【”】：研究一種或多種應激物形成或可能形成不利生 態(tài)效應可能性的過程，用來評估由于化學排放、人類活動和子讓災害產(chǎn)生非預
期影響的可能性和強度，對暴露和影響進行定性／定量研究的一整套方式／方法。 健康風險評價是生態(tài)風險評價的一種，主要是針對人體健康風險。１９８３年

美國最早提出健康風險評估的定義與框架；之后并對此進行完善，現(xiàn)在風險評
佶的步驟更加具體化。之后其他歐洲各國均根據(jù)各自的污染現(xiàn)狀和環(huán)境管理模

式建立了相應的系統(tǒng)的污染場地的風險管理方法和程序【２０］。我國場地風險評估 研究起步較晚，北京市２００７年率先頒布了《場地環(huán)境評價導則（暫行）》，對我 國場地風險評價起到促進作用。在具體的風險評估項目研究中，張厚堅等｜２ｌ】評 估了鉻渣污染場地土壤中鉻的健康風險并利用ＥＰＡ的健康風險計算公式計算出
場地修復值。

鉛以外的污染物，通常采用ＲＢＣＡ模型計算場地風險及場地修復值。根據(jù) 暴露情景和土地利用方式，確定主要受體類型，計算所有污染物經(jīng)所有暴露途 徑的總致癌風險和非致癌風險，以及基于場地特征的土壤和地下水修復啟動值。
對于鉛污染物，一般采用綜合暴露吸收生物動力學模型（Ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ Ｅｘｐｏｓｕｒｅ
Ｕｐｔａｋｅ Ｂｉｏｋｉｎｅｔｉｃ

Ｍｏｄｅｌ

ｆｏｒ Ｌｅａｄ ｉｎ

Ｃｈｉｌｄｒｅｎ，ＩＥＵＢＫ）（０歲～６歲的兒童）和成

人血鉛模型（Ａｄｕｌｔ Ｌｅａｄ Ｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｙ Ｍｏｄｅｌ，ＡＬＭ）計算基于血鉛的人體健康

風險和場地修復啟動值［！’１。對于居住用地，采用ＩＥＵＢＫ模型討‘算預測兒童（Ｏ

武漢理工大學碩士學位論文

歲～６歲）環(huán)境鉛暴露后血鉛濃度水平及基于人體血鉛的土壤修復啟動值【２３】；對

于Ｉ／商業(yè)用地采用ＡＬＭ模型評估暴露于２１１／商業(yè)用地鉛污染土壤的孕婦胎兒血 鉛含量，表征鉛污染土壤的人體健康風險并用于計算鉛的土壤修復啟動值ｆ２４１。
鑒于鉛污染物對兒煮具有強烈毒性，大部分國家都是基于兒毫健康風險制 定鉛的土壤環(huán)境標準值ｆ２５１。

１．４重金屬污染土壤修復技術(shù)簡介
近年來，污染土壤修復技術(shù)與工程發(fā)展很快，特別在歐美等發(fā)達國家，已 具有相對成熟先進的修復技術(shù)，具體污染土壤修復技術(shù)的分類見表１．１【２６１。按處
置場地的不同，分為原位修復技術(shù)和異位修復技術(shù)。原位不需要再搬運，但需

要更長的時間周期。因為土壤的可變性和含水層的特征，很難證實該過程的有
效性，所以目前沒有統(tǒng)一確定的原位土壤物理／化學處理方法。

表１．１污染土壤修復技術(shù)分類

熱能

熱處理（ｔｈｅｒｍａｌ）

目前，針對重金屬污染土壤的修復技術(shù)主要有電動修復、固ｌＪｃ／穩(wěn)定化、化 學淋洗、士壤清洗、植物修復這幾類。下面就主要介紹以上幾種針對鉛污染±
壤的修復技術(shù)。
１．４．１

電動修復

土壤電動修復是一門新的經(jīng)濟型土壤修復技術(shù)，其原理是在包含污染土壤

武漢理工大學碩士學位論文

的電解池兩側(cè)施加直流電壓形成電場梯度，土壤中的重金屬離子（如Ｐｂ、Ｃｄ、

Ｃｒ、Ｚｎ等）和無機離子通過電遷移、電滲流或電泳等途徑被帶到位于電解池兩

極的處理室中，并進行集中收集處理從而實現(xiàn)污染±壤樣品的減污或清洲２７．２ ８１。
該技術(shù)產(chǎn)生的動電效應一般不受土壤透水性影響，因而特別適合于低滲透 性粘土和淤泥土，對于土壤中的Ｐｂ、舡、Ｃｒ、Ｃｄ、Ｃｕ、Ｈｇ和Ｚｎ等重金屬非常 有效的［：９］；在沙土上的實驗結(jié)果表明，土壤中Ｐｂ２＋、ｃｒｓ＋等重金屬離子的去除率
可達９０％以上【３ ０１。

電動修復技術(shù)最大的問題是對土壤的特性要求很高，研究發(fā)現(xiàn)，土壤的ｐＨ 值、導電率、所含的雜質(zhì)、含水率、斷層的存在等因素均影晌該技術(shù)的效果［３１］。

１．４．２固化／穩(wěn)定化
固定化技術(shù)通過把污染物囊封入惰性基材中，或在污染物外面加上低滲透 性的材料，來減少污染物暴露的淋濾面積以達到限制污染物遷移的目的。穩(wěn)定 化技術(shù)是從改變污染物的有效性出發(fā)，將污染物轉(zhuǎn)化為不易溶解、遷移能力或 毒性更小的形式。Ｓ／Ｓ技術(shù)包括：水泥固化、石灰火山灰固化、塑性材料包容固 化、玻璃化技術(shù)、藥劑穩(wěn)定化。在穩(wěn)定化技術(shù)中，加入藥劑的目的是改變土壤 的物理、化學性質(zhì)，通過ｐＨ控制技術(shù)、氧化還原電勢技術(shù)、沉淀技術(shù)、吸附技 術(shù)、離子交換技術(shù)等改變重金屬在土壤中的存在狀態(tài)，從而降低其生物有效性
和遷移性�！劲�

在污染土壤的固化／穩(wěn)定化修復技術(shù)方面，國內(nèi)外學者探討了水泥、粉煤灰、 石灰等單一固化劑對鉻渣或土壤中鉻的固定效率，但是完整的解釋固定機理的 理論體系并沒有建立起來，尤其是影響土壤固化體中重金屬的持久固定的因素 還不清楚，需要從重金屬的固定過程與ｐＨ、溫度、物料配比、混合條件等關系

進一步開展研究，探索土壤固化體中重金屬的持久固定機制，以確保土壤固似
穩(wěn)定化修復技術(shù)的安全性。 固化／穩(wěn)定化技術(shù)工藝簡單，可利用現(xiàn)有的工程設備，處理成本較低。但該

技術(shù)主要存在增容比大和固化臆定化后的混合體需要進行安全處囂，且對混合
體需要后期長期的監(jiān)測和跟蹤等缺點。國際上，固化／穩(wěn)定化技術(shù)一般是作為填 埋技術(shù)的預處理技術(shù)，很少單獨使用。固化／穩(wěn)定化技術(shù)較適用于作為處置量較 小、危害性很大的危險廢物填埋處置的預處理。

武漢理工大學碩士學位論文

１．４．３土壤淋洗法
土壤淋洗法包括土壤異位洗滌技術(shù)和土壤原位淋洗技術(shù)。土壤淋洗使用的

藥劑主要有：ＥＤＴＡ、草酸、鹽酸、檸檬酸掣３ ３１。大量文獻表明對于受重金渦污
染的土壤（尤其是Ｐｂ，Ｃｄ，Ｃｕ及Ｚｎ），ＥＤＴＡ是被公認的處理效果最好的人工 合成螫合劑。這是由于：（１）ＥＤＴＡ對于重金屬陽離子有著很強的螯合能力；（２）

ＥＤＴＡ可以適用于更多的土壤類型；（３）ＥＤＴＡ可以回收并重復使用。 土壤異位洗滌技術(shù)由一系列物理操作單元和化學過程組成。首先，將污染 土壤挖掘出來，物理篩分為不同的顆粒級別；然后分別用水或溶于水的化學試 劑來清洗，去除污染物；薦處理含有污染物的廢水或廢液；最后將潔凈的土壤 回填或運到其他地點。 土壤原位淋洗技術(shù)是將清洗液注入土壤中，從而帶走土壤孔隙問的污染物， 然后把沖洗液進行回收并進行處理和分離的技術(shù)，作用原理見圖１．２。

垂 善
ｉ
星
童

菩

蟄

詈
善

ｇ

圖１－２

原位淋洗．地下水抽提技術(shù)示意圖［４１】

影響土壤淋洗效果的主要因素有：土壤質(zhì)地、污染物種類及賦存狀態(tài)和清 洗劑的選擇［３４１�！廊懒芟床贿m宜于修復質(zhì)地粘重、滲透性差的土壤；目前使用 的土壤淋洗藥劑價格都比較昂貴，不具有實際應用性；另外，淋洗液的回收處 理問題也有待解決［３ ５１。

武漢理ｌ二大學碩士學位論文 １．４．４

土壤清洗

土壤清洗技術(shù)大部分基于選礦技術(shù)，是一種物理化學方法，廣泛應用于歐 洲北部和美國的被污染的土壤治理。土壤清洗是一個以水為基的過程，洗滌非

原位上的土壤來去除污染物。通常用下列兩種方法從土壤去除污染物： （１）使污染物溶解或懸浮于清洗液中（可通過化學ｐＨ值的處理持續(xù)一段
時問）： （２）通過土壤粒度分級、重力分級、摩擦清洗（其他與這些技術(shù)相似的應 用于沙子和碎石操作中）使污染物濃縮為更小體積。 土壤清洗技術(shù)主要是由物理分離和化學清洗兩部分組成。研究表明大部分

污染物附著于細粒土壤顆粒（如粉粒和黏粒）表面上，可先采用物理分離技術(shù) 將大顆粒土壤予以分離，大大降低待處理污染土壤的質(zhì)量和體積；然后通過化
學清洗過程，使清洗液清沈液和污染土充分混合，被土壤吸附的無機或有機污 染物通過溶解、乳化或化學作用進入淋洗液，從而隨淋洗液從土壤中去除。

物理分離技術(shù)主要包括：機械篩分、水力分級、重力濃縮、磁選、摩擦清 洗等�；瘜W清洗主要包括：螫合荊清洗，表面活性劑清洗，萃取劑萃取，酸堿 溶液清洗。 陳同斌等人通過使用清洗技術(shù)某鋼鐵工業(yè)遺留場地污染土壤進行修復并取 得較好的效果【３６ｌ，ＡＲＴ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ公司曾成功運用清洗技術(shù)對Ｂｅｎｄ Ｔｒａｐ射擊俱
樂部２３８００噸鉛污染土壤進行處理，并實現(xiàn)回收１１０噸鉛精礦。根據(jù)鉛蓄電池

污染場地的特殊性，土壤受高濃度重金屬污染，且急需完成整治緊迫性，土壤 清洗法以其集成化、時間短、效率高、整治成本較低等特點即為值得加以評估 考慮的修復技術(shù)。為了發(fā)揮最佳修復效果，在進行土壤清洗技術(shù)之前，需對先 對污染場地的特點進行分析，如土壤粒徑分布及理化性質(zhì)，污染物賦存形態(tài)等，
粒徑分布與污染物含量的關系【３７】等。有觀點認為清洗技術(shù)所適用的土壤條件為 粗質(zhì)地粘粒與粉粒（＜０．０５ｍｍ）總含量低于２０￣３０％【３ ８１。而我國鉛蓄電池行業(yè)聚

集主要的南方地區(qū)，土壤質(zhì)地主要以壤土及粘土為主【３９１，土壤顆粒偏細，清洗 起來難度較大。
土壤清洗技術(shù)具體研究進展見后續(xù)章節(jié)。
１．４．５

植物修復

植物修復技術(shù)是指利用植物本身特有的吸收富集污染物、轉(zhuǎn)化固定污染物

武漢理工大學碩士學位論文

以及通過氧化．還原或水解反應等生態(tài)化學過程，使土壤環(huán)境中的有機污染物得

以講解，使重金滿等無機污染物被固定脫毒；與此同時，還利用植物根際圈特 殊的生態(tài)條件加速土壤微生物生長，顯著提高根際微環(huán)境中微生物的生物量和 潛能，從而提高對土壤有機污染的分解作用能力，以及利用某些植物特殊的積
累與固定能力去除土壤中某些無機污染物的能力【４０
Ｊ。

針對鉛污染土壤的植物修復方法中主要有植物提取和植物穩(wěn)定兩種方法。 植物提取就是采用超積累植物將土壤中的重金屬富集到植物體內(nèi)，然后對植物

進行處理。針對鉛的超積累植物有：土荊芥、羽葉鬼針草、魯白等。植物穩(wěn)定 則傾向于研究如何促進植物根系的發(fā)育，使重會屬富集在根．土體系中…】。 植物修復具有效果好、投資省、費用低、易于管理與操作、不產(chǎn)生二次污 染等優(yōu)點，同益受到人們的重視，但其缺點是治理效率低，治理速度較緩慢目． 周期較長，不能治理重度污染土壤區(qū)域。

１．５

土壤清洗技術(shù)工藝研究現(xiàn)狀
土壤清洗技術(shù)機理及工藝研究現(xiàn)狀

１．５．１

美國ＥＰＡ研究表明由于大部分土壤污染附著于細小±壤顆粒（如黏士及粉 土）表面上，在此一情形下，，則可利用物理分離技術(shù)，先將大顆粒土壤先予分

離，可大大降低待處理污染土壤的體積。而后通過化學清洗的過程，使清洗液 和污染土充分混合，被土壤吸附的無機或有機污染物通過溶解、乳化或化學作 用進入淋洗液，從而隨淋洗液從土壤中去除。美國ＥＰＡ建議的土壤清洗流程如
圖１．３所示【４ ２ｌ。

武漢理工大學碩士學位論文

圖１－３

ＥＰＡ建議土壤清洗流程［３６】

粒度分離是基于找到土壤中大多數(shù)有機和無機污染物傾向于通過物理或化 學性質(zhì)的結(jié)合的粘土、淤泥、土壤有機顆粒。淤泥和粘土通過物理過程，主要 是壓實和粘附在砂和碎石顆粒上。清洗過程就是從粗糙的、劣質(zhì)的砂和碎石土 壤中有效分離那些好的（小）粘土和淤泥顆粒，然后使污染物濃縮成一個小體 積的土壤，可以加以利用或處理。重力分離可以有效去除比重高或低的粒子， 例如：含有重金屬的混合污染物（鉛、鐳氧化物）。摩擦清洗去除糨糙顆粒上粘 附的污染物。摩擦清洗可以增加土壤處理過程中的細粒土。那些清潔的、更大 顆粒的土壤可以回填繼續(xù)使用。 含有復雜混合污染物（像混合了會屬、非揮發(fā)性有機物和ＳＶｏＣｓ）和含有 異構(gòu)污染物成分的土壤中，這種污染土壤很難制定一個合適的清洗解決方案， 穩(wěn)定，可靠地清除所有不同類型的污染物。這些情況下，可能需要連續(xù)清洗、使用 不同的洗配方和／或不同土壤清洗液比。 限制清洗的適用范圍和有效性的因素包括： （１）復雜混合污染物（如，金屬和有機物），難以制定沈滌液； （２）土壤含有高腐植酸的土壤可能需要預處理； （３）土壤清洗過程中產(chǎn)生的廢液需要處理； （４）是否需要額外的處理步騾來處理那些殘留在己處理的土壤中的高危險

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性的清洗溶劑；

（５）可能很難處理那些吸附在粘土粒子上的有機物。 土壤清沈工藝流程是根據(jù)不同污染場地土壤性質(zhì)來設計‘的，其中確定污染土 壤的分割粒徑是關鍵。圖１．４是簡化的土壤清洗工藝流程圖，基本說明了整個流 程需要的清洗設備、清洗方法以及土壤清洗過程。土壤清洗不是一個單一的過 程，而是一批單元操作組裝為每個項目，所有的過程必須為相互協(xié)調(diào)。在確定 單獨清洗方法的最佳參數(shù)后，需要將整個清洗流程進行模擬實驗根據(jù)實驗結(jié)果 以進一步確定不同清洗方法適用的清洗粒徑范圍。

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圖１—４土壤清洗工藝流程圖［４１】

１．５．２摩擦清洗研究現(xiàn)狀
目前，摩擦清洗的研究對象主要是人工合成土壤和底泥沉積物，對原狀重 金屬污染土壤的研究較少：研究內(nèi)容集中在清洗參數(shù)的優(yōu)化和清洗效率的評價
【４

３１。為達到強烈的清洗作用，懸浮液必須以很高的固體濃度以確保使各種顆粒

互相緊挨在一起的條件下給入到擦洗機中；但水土比過大時，使內(nèi)部顆粒很少 的進行粒子運動：當水土比增加時，水量過多使摩擦清效果不理想【４４１。有研究 表明【４５１，隨著攪拌時間的增加，清洗效率趨于平衡，清洗時間超過３０ｒｒ血后效

武漢理工大學碩士學位論文

果沒有明顯變化。對于有機物污染土壤，溫度的增加有利于摩擦清洗，但對于 重金屬污染土壤溫度的高低對清洗效率不一定有影響【４們。摩擦清洗通過攪拌葉 輪輸入機械能，使顆粒間產(chǎn)生物理沖擊和剪切作用，破壞土壤中污染物與顆粒

表面的結(jié)合方式［４７１。攪拌速率越大，輸入的機械能越大，但攪拌速率需要與摩
擦清洗系統(tǒng)成比例１４引。以上這些研究，都是對單因素變量進行研究，沒有綜合 考慮各因素對摩擦清洗效果的影響。

摩擦清洗主要適用于較糧砂粒的清洗，將富集在較粗砂粒表面上的污染物 和細粒土擦洗下來。由于污染物在較粗顆粒士壤中分布的不均勻性，清洗過程 會引起粗顆粒土壤質(zhì)量和污染物濃度的變化，單一的污染物濃度變化對清洗效
率的評價不夠全面，不能反應單位質(zhì)量上污染物的減少程度。國外研究中［４９５０］

采用尺值的變化對摩擦清洗效率進行評價，其中膽污染物質(zhì)量分數(shù)（％）／質(zhì)量
百分數(shù)（％）。同時，Ｒ值還可以反映不同粒徑土壤對污染物的富集程度，當尺 ≥１時，污染物富集程度高；尺＜１時，污染物富集程度低。
１．５．３

泡沫浮選研究現(xiàn)狀
浮選的原理是【”】依據(jù)各種土壤顆粒的表面性質(zhì)的不同，在浮選劑（捕收劑，

起泡劑，調(diào)節(jié)劑）的作用下，借助氣泡的浮力，從土壤顆粒懸濁液中將受污染 土壤與潔凈土壤分離。（丘繼存）在三種浮選劑中，捕收劑是影響重金屬去除效 率最重要的因素。對于浮選法中捕收劑修復重金屬污染土壤的研究，大多數(shù)集
中在浮選捕收劑的篩選及條４＇－ｔ：優(yōu)化，對于硫化礦浮選理論研究集中于捕收荊（黃

藥）與硫化礦物作用機理，先后提出了多種理論或假設，最有代表性的機理主 要有早期的“溶度積假說’’、“吸附假說”和現(xiàn)代的“浮選電化學理論＂【５引。在 電化學調(diào)控下，氧化開始時，硫化礦物表面的金屬離子優(yōu)先離開礦物晶格，進 入液相，形成缺金屬晶格（ａｒｎｅｔａｌ－ｄｅｆｃｉｉｅｎｔｌａｔｔｉｃｅ）或多硫化物（ｐｏｌｙｓｕｌｐｈｉｄｅ）， 這種物質(zhì)被認為是疏水的。隨著氧化過程的繼續(xù)，金屬離子越來越多地離開礦
物晶格，富硫程度越來越高，最終在礦物表面生成中性硫（Ｓｏ）。 浮選技術(shù)修復Ｐｂ污染土壤中主要使用的浮選捕收藥棄ｌＪ有：鉀己黃藥（ＫＩ－ＩＸ）
［５

３１、鉀乙基黃藥（ＫＥＸ）［５４１、鉀戊基黃藥（ＫＡＸ）ｌ ５５｜、煤油（Ｋｅｒｓｅｙ）［５６ｌ、
ｍ

二硫代磷酸鹽（ＤＴＰ）、油酰胺（ＯＡＡ）等。Ｄｅｒｍｏｎｔ Ｇ等１５ ７Ｊ研究出２０．１２５ＩＪ

的粒徑范圍上具有最佳浮選效果。在進行浮選實驗之前，對城市重金屬污染土 壤進行化學物相分析和礦物物相分析，通過ＳＥＭ—ＥＤＳ（掃描電鏡．能譜儀）分析

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出污染土壤中鉛主要是各種氧化物／碳酸酯化合物；實驗對比了煤油和ＫＡＸ的浮 選效果，隨著煤油濃度的增加，浮選效果先升高后略微下降；ＫＡＸ濃度增大，

捕收效果略微增加。ｐＨ值對浮選效果沒有明顯的影響，但Ｓｅｓｅｌｊ等【５ ８】實驗表明
ｐＨ值為９．０時Ｐｂ的浮選回收率可以達到９１％。孫慧超ｐ】總結(jié)國外浮選法修復重 金屬污染土壤中ｐＨ值范圍一般在８．０．１２．０。 Ｍ．Ｖａｎｔｈｕｙｎｅ等【６０１總結(jié)出浮選適合于１６．１２５１Ｊ ｍ的土壤。金屬在粒徑和物理 化學物相上的分布和有機質(zhì)含量是影響浮選的主要因素：對于細粒浮選和捕收 劑的浮選機理有待研究。Ｍｏｓｒｍｎｓ
ａｎｄ
ｖａｎ

ＭｉｌｌＥ ６１】對＜１６１Ｊ ｍ的土壤進行半工業(yè)

浮選實驗，但結(jié)果并不理想。有機質(zhì)因為吸附在土壤表面而對浮選造成不利影 響。

Ｍ．Ｖａｎｔｈｕｙｎｅ等［６０】總結(jié)出在浮選前可進行硫化和羥基化的預處理，提高捕收
劑捕收效率，降低浮選對土壤的選擇性，因為浮選前加Ｎａ２Ｓ的硫化處理產(chǎn)生的

ＨＳ。使污染物更容易吸附在ＫＡＸ上。Ｍ．Ｖａｎｔｈｕｙｎｅ等【６２］在空氣中或Ｎ２／Ｈ２的缺氧
手套箱中對土壤進行硫化預處理使重金屬變?yōu)閱为毜闹亟饘倭蚧锵嗷蚺cＦｅＳ

形成共沉淀；同時，使用煤油捕收劑，在高電解質(zhì)溶液中進行浮選實驗，可以 減少金屬硫化物與有機質(zhì)問的反應，這種離子強度作用在重金屬硫化物的可浮 性被解釋為“赫析效應”ｆ６
３１。

Ｌａｎｇｅｎ．Ｍ等【６４】用陰離子型磺酸酯捕收劑對Ｐｂ、盈污染土壤進行實驗室浮
選，研究表明對于重金屬Ｆｅ．Ｍｎ氧化態(tài)結(jié)合態(tài)含量＞６０％的土壤在ｐＨ值為４．０ 時浮選效果最好，但金屬回收率只有６０％．６５％，隨著捕收劑量的增加，金屬回 收率增加，但質(zhì)量回收率也增加。對于重金屬有機物和硫化物結(jié)合態(tài)以及殘渣

態(tài)含量高的浮選實驗結(jié)果不理想。 總之，泡沫浮選法是源于傳統(tǒng)的選礦技術(shù)，可根據(jù)傳統(tǒng)選礦的研究方法對
泡沫浮選修復土壤進行研究。

１．６

研究目的、意義與內(nèi)容

１．６．１研究目的、意義
本研究擬選取我國優(yōu)先控制行業(yè)一鉛蓄電池污染場地土壤為研究對象，通 過布點采樣分析，評價該場地整體和四個區(qū)域土壤中鉛濃度及ｐＨ值的分布規(guī)律

１４

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土壤鉛污染現(xiàn)狀；制備土壤清洗的實驗士壤，對實驗土壤的基本理化性質(zhì)進行 分析并研究鉛在粒徑上的分布規(guī)律，初步判斷不同粒徑應采用的清洗方法；并
對場地鉛污染場環(huán)境風險進行評價確定修復值。明晰土壤鉛污染規(guī)律后，分別 采用摩擦清洗和泡沫浮選對不同粒徑土壤進行清洗，確定分割粒徑，并針對某 一粒徑范圍的土壤進行清洗參數(shù)優(yōu)化及清洗土壤前后的分析測試研究。根據(jù)摩

擦清洗和泡沫浮選的實驗室研究結(jié)果，將摩擦清洗和泡沫浮選進行清洗工藝的 組合，設計出不同的土壤清洗工藝流程，測定清洗后土壤的質(zhì)量以及鉛濃度和 形態(tài)，對不同土壤清洗工藝進行清洗效率評價、清沈過程鉛形態(tài)變化評價、修
復后土壤鉛的毒性浸出評價，根據(jù)評價結(jié)果選擇最優(yōu)工藝流程，為促進我國鉛

污染場地土壤修復提供科學依據(jù)和理淪基礎。

１．６．２研究內(nèi)容
（１）測定并分析鉛污染場地土壤污染特征以及實驗土壤的粒徑分布規(guī)律，對潛 在的環(huán)境風險進行評價以確定修復值； （２）摩擦清洗法修復鉛污染土壤的參數(shù)優(yōu)化、效率評價及掃描電鏡測試分析； （３）泡沫浮選法修復鉛污染土壤的條件實驗、效率評價及清洗前后鉛形態(tài)變化
評價；

（４）土壤清洗工藝修復鉛污染土壤的效率評價、鉛形態(tài)變化評價及修復后士壤
的毒性浸出評價。

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第２章

實驗設備、藥劑及研究方法

２．１

實驗設備與藥劑
實驗設備
表２．１實驗儀器設備列表

２．１．１

２．１．２實驗藥劑
表２－２實驗藥劑列表

１６

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２．２

主要實驗研究方法
土壤性質(zhì)研究方法

２．２．１

土壤性質(zhì)的測定主要包括ｐＨ值測定、鉛全量測定、有機質(zhì)含量測定、鉛形

態(tài)測定、土壤粒徑分布測定等測定方法，查明土壤中鉛濃度、形態(tài)、主要富集 粒徑的分布規(guī)律，為后續(xù)的土壤清洗實驗研究提供基本的理論依據(jù)。通過全面 系統(tǒng)的實驗研究，不斷優(yōu)化±壤清洗工藝流程，研究適宜于該土壤特征的清洗 工藝，為土壤清洗的實際應用提供理論依據(jù)和技術(shù)指導。

２．２．２土壤清洗實驗方法
實驗主要采用摩擦清洗和泡沫浮選兩種方法。摩擦清洗實驗設備采用電子 攪拌器，將污染土壤放入１Ｌ的燒杯中，加入去離子水進行攪拌。首先針‘對不同
粒徑土壤進行清洗以確定適合摩擦清洗的粒徑范圍，然后通過正交實驗優(yōu)化清

洗參數(shù)，對清沈效率進行評價并研究清洗規(guī)律。泡沫浮選實驗設備采用掛槽浮 選機，將污染土壤按固液比１：５，配置成ｌＯＯｍＬ的土壤溶液于ｌＯＯｍＬ浮選槽中， 按照浮選流程進行實驗。首先針對不同粒徑土壤進行清洗以確定適合泡沫浮選 的粒徑范圍，然后通過條件實驗確定最佳的浮選條件，并對清洗前后鉛的形態(tài)
分布進行研究。

根據(jù)摩擦清洗和泡沫浮選的研究結(jié)果，將兩種方法進行組合，設計出針對
該場地士壤的工藝流程，對比不同流程的清洗效率、鉛形態(tài)變化以及毒性浸出 值，根據(jù)評價指標選擇最優(yōu)的土壤清洗工藝流程。 ２．２．３

實驗指標測定及評價方法

通過實驗研究，盡可能將土壤中的鉛去除。由于單一的鉛濃度不能反映土 壤整體的去除效果，將質(zhì)量變化也考慮進去。對于摩擦清洗，采用尺值評價清 洗效果和土壤中鉛的富集情況。對于泡沫浮選采用金屬回收率、鉛去除率評價 清洗效果。

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２．２．４清洗土壤測試分析方法
掃描電鏡是一種利用電子束掃描樣品表面從而獲得樣品信息的電子顯微鏡。 它能產(chǎn)生樣品表面的高分辨率圖像，且圖像呈三維，掃描電子顯微鏡能被用來 鑒定樣品的表面結(jié)構(gòu)。通過掃描電鏡可以觀察土壤在摩擦清洗前后的表面結(jié)構(gòu)

變化，從而判斷摩擦清洗效果和微觀變化規(guī)律。
重金屬形態(tài)是反應重余屬在土壤中的實際存在形式，通過分析形態(tài)分布可 以針對不同形態(tài)采用不同物理化學方法進行去除，去除后分析形態(tài)分布可以評 價去除效果。同時，重金滿形態(tài)中除了殘渣態(tài)是不利于植物吸收的形態(tài)，其余 形態(tài)則被稱為有效態(tài)，有效態(tài)重金屬可以評價土壤實際污染狀況以及對植物的 危害。

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第３章鉛污染場地土壤特征分析及環(huán)境風險評價

以西南地區(qū)某鉛蓄電池污染場地為例，根據(jù)場地實際情況，通過合理的布 點采樣，評價該場地整體和四個區(qū)域土壤中鉛濃度及ｐＨ值的分布規(guī)律土壤鉛污 染現(xiàn)狀；制備土壤清洗的實驗土壤，對實驗土壤的基本理化性質(zhì)進行分析并研 究鉛在粒徑上的分布規(guī)律；另外，對污染現(xiàn)狀進行環(huán)境風險評價并確定修復目 標值。根據(jù)研究結(jié)果為該污染場地應采用的可行性修復技術(shù)提供參考和后續(xù)±
壤清洗工藝研究提供基礎支持。

３．１材料與方法
３．１．１供試土壤
（１）場地概況

該場地從１９５８年開始生產(chǎn)鉛酸蓄電池至今，部分車問仍在運行。該企業(yè)生 產(chǎn)區(qū)域為一斜坡地帶，但坡度不大，土層較薄，為砂質(zhì)泥巖夾薄層砂巖，無邊 坡失穩(wěn)，無場地斷層與滑坡，場地工程地質(zhì)條件簡單，有較好的穩(wěn)定性。 （２）土壤樣品采集
按照土壤采樣技術(shù)規(guī)范［６引，結(jié)合場地前期評估報告，根據(jù)Ｊ‘區(qū)內(nèi)污染區(qū)域 分布以及廠區(qū)地形特點，將污染場地劃分為４個區(qū)域，在一車間、二車間、三

車間、污水處理站和靠近污水處理站的四車間采用２０ｒｎ～３０ｍ的網(wǎng)格布點，對場
內(nèi)其余區(qū)域采用５０～ｌＯＯｍ的間距布點，布點范圍擴展Ｎ）－一區(qū)邊界。廠。區(qū)內(nèi)總共

布設了１０４個監(jiān)測點位。１區(qū)設景１５個采樣點，共采集３７個樣品；２區(qū)設置２４
個采樣點，共采集６６個樣品；３區(qū)設置５０個采樣點，共采集１４３個樣品；４區(qū)

設置１５個采樣點，共采集３４個樣品。具體采樣區(qū)域及點位如圖３．１所示。每個 采樣點通過鉆井取芯進行剖面采樣，自上而下逐層采集０．２０、２０．５０、５０－１００、
２００、３００、４００ｃｍ的單獨土壤樣品，不同位點依據(jù)現(xiàn)場實際情況進行土壤樣品采 集。

（３）采樣土壤樣品制備與保存

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所有土壤采集后分別置于封條塑料袋中，并粘貼識別標簽，于自然通風處 風干后，將其碾碎、磨細過２ｍｍ篩后保存于陰涼通風處待用。用四分法取部分 過２ｍｍ篩的土樣研磨過６０日及１００目篩，用于測定土壤ｐＨ值和鉛含量。
（４）實驗土壤樣品制備與保存 將采集到的土壤樣品自然風干后用四分法取部分過２ｍｍ篩，然后將所有土

樣混合均勻后罱于４。Ｃ以下的冰箱中冷藏備用，以免土壤性質(zhì)發(fā)生改變。

囂簿 囂 心麓般越雒囂朝翔顙秘翔熱秘如勰赫鐳豫

圖３．１某鉛蓄電池廠一土壤采樣點分布圖

３．１．２實驗方法
３．１．２．１

鉛污染場地土壤特征研究
（１）采樣土壤污染特征研究：測定所有采樣土壤樣品的ｐＨ值、鉛濃度，

對整個場地以及矚個區(qū)域的ｐＨ值、鉛濃度進行統(tǒng)計分析。

（２）土壤鉛的遷移率：計算土壤鉛的遷移率，分析鉛的剖面遷移規(guī)律。
（３）實驗土壤污染特征研究：測定混合土樣的基本理化性質(zhì)ｐＨ值、有機 質(zhì)、鉛濃度、鉛濃度；分析鉛的粒徑分布，包括粒徑質(zhì)量分布、粒徑濃度分布，

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確定各個粒徑鉛濃度的高低以及富集程度。

３．１．２．２鉛污染場地±壤環(huán)境風險評價
首先建立場地概念模型，調(diào)查分析鉛污染場地的污染源及暴露途徑；然后 對污染受體進行毒性評估：最后根據(jù)《展覽會用地土壤環(huán)境質(zhì)量評價標準（暫

行）》、廠區(qū)附近背景值和兒童血鉛風險評價，確定該場地土壤鉛的最終修復目 標值。

３．１．３測試指標及分析方法
（１）ｐＨ值測定方法№６
Ｊ

稱取１０．０９＿０．１９試樣，置于５０ｍＬ高型燒杯中，并加入２５ｍＬ水。將容器

密封后，用攪拌器劇烈攪拌５ｍｉｎ，然后靜置１～３ｈ。ｐＨ測量時，應在攪拌的條 件下，將電極插入試樣溶液中，待讀數(shù)穩(wěn)定后讀取ｐＨ。
（２）土壤有機質(zhì)測定Ｉ∥７】 采用重鉻酸鉀法。稱取土樣０．０５～０．５ ｇ放入硬質(zhì)試管中，記錄下每個樣品的 稱量重量薦根據(jù)實驗結(jié)果進行適當調(diào)整。然后加入１０．００ｍＬ ０．４ｒｒｏｌ／Ｌ重鉻酸鉀．

硫酸溶液，搖勻后插入玻璃漏斗。將試管放入已加熱至１８５～１９０℃的油浴鍋中， ５±Ｏ．５ｍｉｎ后取出冷卻，把消煮液沖洗入三角瓶，加３滴鄰菲羅啉指示劑，用硫

酸亞鐵標液滴定剩余的Ｋ２Ｃｒａ０７溶液，待溶液的變色過程為橙黃．藍綠棕紅時表
示為滴定終點。結(jié)果計算如公式（３．１）所示：
ｃ×（ｖｎ—Ｖ）Ｘ ０．００３×１．７２４ Ｘ １．１０ ０．Ｍ＝———————二Ｌ—————————————————————————————一×１０００ ｍ

公式（３．１）

式中：Ｏ．Ｍ～土壤有機質(zhì)的質(zhì)量分數(shù)，ｇ／ｋｇ； Ｖｏ一空白樣品消耗硫酸亞鐵標準溶液體積，ｍＬ： Ｖ一土樣測定消耗硫酸亞鐵標準溶液體積，ｍＬ； Ｃ—硫酸亞鐵標準溶液濃度，ｍｏｌ／Ｌ； ｒｎ一稱取烘干試樣的質(zhì)量，ｇ。
（３）鉛總量測定【６８】

準確稱取土壤樣品０．２５００９，置于微波消解罐中，依次加入

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５ｍＬＨＮ０３．２ｍＬＨＦ．１ｍＬＨ２０２，加蓋密封后放入ＭＡＲＳ．５微波消解器消解。待消
解完成，溫度降到８０。Ｃ以下，消解液用針筒濾頭過濾后用超純水定容至５０ｍｌ； 置于４。Ｃ下待全譜直讀等離子體發(fā)射光譜儀測定土壤中鉛含量。鉛化學分析中插 入國家標準參比物質(zhì)（ＧＳＳ．１４）進行全過程質(zhì)量控制，質(zhì)控樣測定均值及平行 樣偏差均在允許范圍內(nèi)。 （４）土壤鉛形態(tài)測定

形態(tài)的測定采用歐共體標準物質(zhì)局于提出的４步提取法，即ＢＣＲ法【６９】，具
體步驟見表３－３所示。

表３－３

ＢＣＲ四步提取法

（５）土壤鉛的粒徑分布 將１００９土壤用去離子水進行浸泡并輕微攪拌使顆粒分開：將泡開的土壤依

次用篩子進行濕篩，篩分為６個粒級：＜０．０５ｍｍ、０．０５～０．１２５ｍｍ、０．１２５～０．２５ｍｍ、
０．２５～０．５ｍｍ、Ｏ．５～１ｒａｉｎ、１～２ｍｍ，貼好標簽；將篩分好的土壤過濾掉水分：用

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漏斗過濾或用烘箱低溫烘干；測定每個粒級土壤的質(zhì)量以及鉛濃度。

３．１．４數(shù)據(jù)統(tǒng)計與處理
運用Ｍｉｃｒｏｓｏｆｔ
Ｅｘｃｅｌ

２００７，ＳＰＳＳｌ６．０等統(tǒng)計分析軟件進行數(shù)據(jù)分析。

３．２

鉛污染場地土壤特征分析結(jié)果與討論 采樣土壤ｐＨ值與鉛濃度統(tǒng)計分析規(guī)律

３．２．１

對１０４個采樣點共計２７６個樣品的ｐＨ值和鉛濃度的檢測結(jié)果進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計
分析，分析結(jié)果見表３．１、表３．２、圖３—２和圖３—３所示。統(tǒng)計分析結(jié)果顯示，土 壤中ｐＨ值最大值與最小值相差ｌＯ倍，采樣區(qū)域內(nèi)土壤ｐＨ值平均值為８．０００，

中位值為８．４００，均超過《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》（ＧＢ １５６１８．１９９５）；土壤ｐＨ值中
有１０％樣品＜５．２００，土壤ｐＨ值整體呈弱堿性。土壤鉛濃度最大值與最小值相 差５．４６３×１０４倍，鉛濃度平均值為１．０２２×１０４ｎｇ／ｋｇ，中位值為８３３．５ｍｇ／ｋｇ，均 超過《展覽會用地土壤環(huán)境質(zhì)量評價標準（暫行）》（ＨＪ－３５０．２００７）中的Ａ級 （１４０ｍｇ／ｋｇ）和Ｂ級（６００ｍｇ／ｋｇ）標準。監(jiān)測區(qū)域土壤鉛濃度較高，鉛污染嚴 霞。

表３．１
統(tǒng)計參數(shù) 樣品數(shù)景 最小值

土壤ｐＨ值及鉛濃度統(tǒng)計分析值
最大值 平均值 中位值 標準差 變異系數(shù)

表３．２
累積分布 函數(shù)值 ｐＨ值 鉛濃度 （ｍｇ／ｋｇ）
３．２８５ ２２．１１ ５．２００ ２８．６８

ｐＨ值及鉛濃度積累分布函數(shù)表
２５％ ５０％ ７５％８０％ ９０％ ９５％ ９９％

５％

１０％

２０％

７．４００ ７３．４０

７．７００ １４１．８

８．４００ ８３３．５

８．９００ ５８１０

９．１００ ９０７４

９．８００ １．９００ ×１０４

１０．５０ ４．０９２ ×１０４

１１．０２ １．５９８ ×１０３

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ｐＨ伍

均韻一８００ 鈾：難酗■。１．８４
Ｎ＝２７６

圖３－２

ｐＨ值統(tǒng)計分析頻率圖

鉗濃發(fā)

粕蹴，，翳韙。，
Ｎ＝２７６

留ｊ－濃艘

圖３．３鉛濃度統(tǒng)計分析頻率圖

將場地劃分為４個區(qū)域，對各個區(qū)域的ｐＨ值和鉛濃度的檢測結(jié)果進行數(shù)據(jù) 統(tǒng)計‘分析，分析結(jié)果見表３—３、３．４、３．５和３－６所示。

ｐＨ值統(tǒng)計分析結(jié)采顯示，２、３區(qū)采樣區(qū)域內(nèi)ｐＨ值最大值與最小值相差倍
數(shù)最大，均達到１０倍左右，２、３區(qū)為污水處理站和鉛蓄電池的主要生產(chǎn)區(qū)域， 污染較嚴重。２區(qū)ｐＨ值最大值為１１．２０，最小值為１．６０，平均值為７．０４６，中位

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值為８．０５０；３區(qū)ｐＨ值最大值為１１．０，最小值為１．１０，平均值為８．４４１，中位值 為８．６００。２區(qū)的變異系數(shù)最大，其次是３區(qū)。變異系數(shù)是級差、標準差和方差 一樣都是反映數(shù)據(jù)離散程度的絕對值，其數(shù)據(jù)大小不僅受變量值離散程度的影 響，而且還受變量值平均水平大小的影響。一般來說，變量值平均水平高，其 離散程度的測度值也大，反之越ｄ，ｔ Ｍ’ｌ。 鉛濃度統(tǒng)計分析結(jié)果顯示，２區(qū)采樣區(qū)域內(nèi)最大值為５．９００×１０５ｍｇ／ｋｇ，最 小值為３０．２０ｍｇ／ｋｇ，平均值為２．３４１×１０４ ｍｇ／ｋｇ，中位值為５９６５ｍｇ／ｋｇ，是受鉛 污染最嚴重的區(qū)域。其次是３區(qū)，最大值為２．８３０×１０５ ｍｇ／ｋｇ，最小值為１６．９ｍｇ／ｋｇ， 平均值為７９２０ｍｇ／ｋｇ，中位值為１１２０ｍｇ／ｋｇ。ｌ區(qū)鉛濃度最大值為４０１０ｍｇ／ｋｇ， 最小值為１２．５ｍｇ／ｋｇ，平均值為４０６．０ｍｇ／ｋｇ，中位值為５７．６０ｍｇ／ｋｇ。４區(qū)鉛濃度 最大值為９．４６０×１０４ ｍｇ／ｋｇ，最小值為１０．８ｍｇ／ｋｇ，平均值為３７９０ｍｇ／ｋｇ，中位 值為５３．０５ｍｇ／ｋｇ。整體來看，２、３區(qū)受鉛污染嚴重，１、４區(qū)受鉛污染影響相對 較小。由于２、３區(qū)鉛污染嚴重，各個位點的鉛濃度變化較大，因此２、３區(qū)鉛 濃度變異系數(shù)相較于１、４區(qū)要大；這表明該場地土壤已受人為擾動的影響。

表３－３

ｐＨ值分區(qū)的統(tǒng)計特征值

區(qū)域 編號
ｌ ２ ３ ４

累積分布 函數(shù)值 ｐＨ值 ｐＨ值 ｐＨ值 ｐＨ值

５％

１０％

２０％

２５％

５０％

７５％

８０％

９０％

９５％

９９％

６．００ ２．０７ ６．５４ ６．１５

６．８８ ２．６４ ７．３４ ６．６０

７．５８ ３．８６ ７．９０ ７．４０

７．７０ ５．００ ８．００ ７．４８

８．２０ ８．０５ ８．６０ ８．３０

８．５０ ９．００ ９．２０ ８．７０

８．６２ ９．４４ ９．４０ ８．８０

８．７６ １０．６６ ９．９０ ８．８０

８．９０ １０．８６ １０．２８ ８．９０

８．９０ １１．２０ １０．９６ ８．９０

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表３．５鉛濃度分區(qū)的統(tǒng)計特征值
隧域 編號
ｌ區(qū) ２區(qū) ３區(qū) ４區(qū)

樣品 數(shù)景
３７ ６６ １４３ ３４

最小值

最大值

平均值

中位值

標準差

變：異系 數(shù)

１２．５ ３０．２０ １６．９ １０．８

４０１０ ５．９００×１０’ ２．８３０×１０３ ９．４６０×１０４

４０６．０ ２．３４１×１０４ ７９２０ ３７９０

５７．６０ ５９６５ １１２０ ５３．０５

７５８．１ ７．３９０×１０’

１．７７０ ３．０５４

２．８７９×１０’４．６８６ １．６２５×１０’ ２．３９７

表３－６鉛濃度分區(qū)積累分布函數(shù)表
區(qū)域 編號 累積分 布函數(shù)
５％
１０ ２０ ２５ ５０

７５％８０％

９０％

９５％

９９％

％

％

％

％

３．２．２土壤鉛的遷移率
土壤重金屬在土壤中的遷移率也稱為淋失率（ｗａｔｅｒ ｗａｓｈｉｎｇ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ， ＷＷＣ），可以用來比較重金璃在土壤剖面中的遷移特征【７１ｌ。 各土層元素遷移率按公式（３．２）計算ｆ７２】：
ＷＷＣｉｊ＝Ｍ（ｉ．１）ｊ

Ｍｉｊ＋Ｍ（ｉ．１）ｊ

公式（３－２）

式中：ＷＷＣｉｊ＿ｉ層中Ｊ元素的遷移率； Ｍ㈦）ｊ一（ｉ－１）層中Ｊ元素的濃度； ＭＤ—ｉ層中Ｊ元素的濃度。 按照上述公式對４個區(qū)域鉛的遷移率進行計算，計算結(jié)果如表３．７所示。

２６

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由表３．７可知，４個區(qū)域的土壤鉛的遷移率均不高，除了４區(qū)２０．５０ｃｍ的遷

移率＞ｏ．５，其余區(qū)域的遷移率均＜０．５。同時，各個區(qū)域的鉛的遷移率隨著深度 的增加而降低，說明鉛的遷移率較差，多集中在表層土壤中，而很難進一步遷
移到深層土壤中。 土壤鉛的遷移率一方面受污染源釋放的影響，另一方面受土壤ｐＨ值的影響。 該場地由于鉛蓄電池的生產(chǎn)過程會產(chǎn)生大量鉛塵及含鉛廢水，造成表層土壤含 鉛較高并逐層向下遷移。土壤中的鉛大部分以難溶態(tài)存在，環(huán)境介質(zhì)中酸堿度

極大的影響著鉛的可溶性。在土壤一定的ｐＨ值范圍內(nèi)，一般土壤ｐＨ值越高， 土壤中可溶性鉛比例越小，活性越低，難以向深層土壤及植物中遷移；反之，
則易遷移【７３１。這是因為當土壤呈堿性時，土壤中Ｐｂ２＋與ＯＨ＂形成絡合物，使鉛 形成難溶態(tài)化合物：當土壤ｐＨ值降低時，土壤中固定的鉛，尤其是ＰｂＣ０３易被 釋放，增加土壤中可溶性鉛，促進土壤中鉛的遷移【７４］。而該場地土壤整體呈弱 堿性，使鉛的遷移率降低。

３．２．３實驗土壤特征
將混合土樣進行基本理化性質(zhì)測定，測定結(jié)果見表３．８和３－９所示。 表３．８ 實驗土壤樣品的基本理化性質(zhì)

水溶態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài) 結(jié)合態(tài)（Ｂ１）（１３２）
６２４．１ １０１９

有機物和硫化物結(jié)合 態(tài)（Ｂ３）
２７１．０

殘渣態(tài)（１３４）

４４９．２

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對實驗土壤進行篩分分析，各個粒徑的質(zhì)量、鉛濃度及金屬量百分數(shù)分布結(jié) 果如圖３－４所示。由圖可知質(zhì)量百分數(shù)隨著粒徑的增大而減小，其中粒徑＜ Ｏ．０５ｍｍ的污染土壤質(zhì)量百分數(shù)最大，達４６．０９％；濃度百分數(shù)呈現(xiàn)“兩端高，中
間低＂的趨勢，即＜０．０５ｍｍ和＞０．５ｍｍ部分較高，其余部分較低：金屬量百分 數(shù)的最大值出現(xiàn)在＜０．０５ｍｍ的土壤中，其余土壤基本持平在１０％左右。結(jié)果表

明，＞０．５ｍｍ土壤質(zhì)量少、鉛濃度高，＾舀了直接進行篩分去除�？紤]到工程可行 性，將篩分粒徑定為ｌｍｍ。＜Ｏ．０５ｍｍ土壤質(zhì)量多、鉛濃度中等，適合泡沫浮選，
將鉛污染物濃縮分離。

綜合考慮后，初步計劃將＞ｌｍｍ土壤篩分去除；Ｏ．０５～ｌｍ土壤進行物理分離
（摩擦清洗）；＜０．０５ｍｍ土壤進行分離濃縮（浮選、藥劑），具體分割粒徑的確 定根據(jù)后續(xù)章節(jié)的實驗結(jié)果。
７０ ６０ ５０

黎

＼４０
３０

百分
２０ １０

０

、

粒徑／ｒａｍ

圖３－４鉛污染土壤的粒徑分布規(guī)律

３．３

鉛污染場地土壤環(huán)境風險評價
污染場地風險評價是分析污染物從來源、途徑到受體的傳播過程，主要步

驟為風險識別、暴露評估、毒性評估和風險表征，污染場地風險評價一般程序 如圖３．５所示ｃ７引。由于鉛不具有致癌性，因此本場地不需要進行土壤風險值的計 算。

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圖３—５污染場地風險評價一般程序

３．３．１

建立場地概念模型

場地概念模型是綜合描述場地污染源釋放的污染物，通過土壤、水、空氣
等環(huán)境介質(zhì)，進入人體并對場地周邊及場地未來居住、工作人群的健康產(chǎn)生影

響的關系模型。建立場地概念模型的工作內(nèi)容包括： （１）確定場地主要污染源及其向環(huán)境釋放的方式； （２）根據(jù)污染場地未來用地規(guī)劃，分析和確定未來受污染場地影響的人群；
（３）根據(jù)污染物及環(huán)境介質(zhì)的特性，分析污染物在環(huán)境介質(zhì)中的遷移和轉(zhuǎn) 化； （４）根據(jù)未來人群的活動規(guī)律和污染物在環(huán)境介質(zhì)中的遷移規(guī)律，分析和 確定未來人群接觸污染物的暴露點，并進一步確定暴露方式；

（５）綜合各種暴露途徑，建立場地污染概念模型。

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３．３．１．１污染源及環(huán)境釋放方式 對４個區(qū)的鉛濃度分布進行Ｋｏｌｍｏｇｏｒｏｖ－Ｓｍｉｒｎｏｖ數(shù)據(jù)檢測，結(jié)果表明ｌ～４區(qū) 都不符合正態(tài)分布，因此采用局部污染對場地進行評價，即采用局部區(qū)域的采 用點濃度９５％置信水平上限值。由于鉛的垂直遷移率較差ｆ７６１，因此在風險評價過 程中不考慮將場地分層。具體各區(qū)域污染源濃度見表３．１０。

表３．１０場地鉛污染物污染源濃度

根據(jù)對該場地重金屬鉛污染土壤的調(diào)查分析可知，該場地在進行鉛蓄電池 的極板生產(chǎn)和組裝生產(chǎn)過程中會產(chǎn)生大量鉛塵、鉛煙、鉛渣和含鉛酸廢水等。

具體的鉛環(huán)境釋放方式如圖３－６、３－７所示。

⑨＠

圖３－６極板生產(chǎn)污染物釋放方式

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＠＠

圖３．７組裝生產(chǎn)污染物釋放方式

３．３．１．２暴露途徑 暴露途徑的確定是根據(jù)場地用地規(guī)劃，確定場地的未來用地情景，根據(jù)受 體特征，分析受體人群與場地污染物的接觸方式。一般可將用地情景分為三類：

居住、工商業(yè)和公園。該場地未來±地利用方式為：商住用地�？紤]到環(huán)境風 險，暴露途徑的確定根據(jù)居住情景柬確定。另外，該場地在未來的開發(fā)過程中，’ 會涉及土地的建設問題，施工過程中會對建設人員的身體健康產(chǎn)生影響，因此
要對建設人員的健康風險進行評價。 根據(jù)場地利用方式以及鉛污染的特性，并考慮建設施工期工人的風險影響，

該場地鉛污染物的主要暴露途徑為：經(jīng)口攝入污染土壤、皮膚直接接觸污染土 壤、吸入土壤顆粒物三種途徑。
（１）經(jīng)口攝入污染土壤

土壤是影響人類身體健康的一個重要途徑，人類在室外環(huán)境中或多或少都
會直接或間接食入部分土壤。有研究發(fā)現(xiàn)，由于兒童的衛(wèi)生意識較差，同樣的

環(huán)境下兒童比成年人更易食入土壤，并隨著室外活動時問的增加而加大土壤食
入量。對于建設工人麗言， 土壤的概率。 由于長時間暴露在污染場地中，增加了食入鉛污染

（２）皮膚直接接觸污染土壤

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人體皮膚是人體與自然環(huán)境直接接觸的最大面積的器官，當人類在戶外活

動時難免會用皮膚接觸到土壤，使污染土壤滲入皮膚。
（３）吸入土壤顆粒物 大氣環(huán)境是人類每天必須接觸的環(huán)境之一，土壤中顆粒物會通過呼吸系統(tǒng) 吸入人體。在建設過程中由于機械或自然原因，會揚起大量土壤顆粒物，對建 設工人的身體健康造成巨大危害。 ３．３．２

毒性評估

由于該場地部分區(qū)域鉛污染嚴重，對人體健康危害巨大，需進行鉛的毒性

評估。鉛容易在人體內(nèi)富集，可通過多種途徑進入人體。據(jù)世界衛(wèi)生組織建議【７７】，
成年人每周允許的鉛攝入量為２５ｐ ｇ／ｋｇ，人體血鉛濃度為１５－４０ｌＪ ｇ／１００９時屬于 正常范圍。人體積累的鉛過量會損害造血、神經(jīng)、消化系統(tǒng)及腎臟，尤其對兒 童的危害最大。

鉛對造血系統(tǒng)的損害會出現(xiàn)鉛性貧血，會抑制原卟啉向血紅素的轉(zhuǎn)變，主
要表現(xiàn)為抑制Ｈｂ的合成、縮短循環(huán)中的ＲＢＣ壽命［７８】。列．牢申經(jīng)系統(tǒng)的損害主要 表現(xiàn)為對大腦皮層和小腦以及運動神經(jīng)軸突的損害。對消化系統(tǒng)的損害表現(xiàn)為 食欲不振、惡心、腹脹、腹瀉或便秘。對腎臟的損害表現(xiàn)為急性鉛腎病和慢性

鉛腎病，急性鉛腎病損傷是可逆的，慢性鉛腎病嚴重時會導致腎衰竭。

據(jù)報道【７９】，兒童血鉛水平在１００ｌＪ班時就會影響幾最的智能、智商發(fā)育及
學習能力。當血鉛水平從１００ｔＪ ｇ／Ｌ上升到２００１Ｊ ｇ／Ｌ，其ＩＱ水平下降２．６分。另 外，兒童積累過高的血鉛還會影響其以后的閱讀能力、定向能力、聽力、眼手 協(xié)調(diào)能力等于學習能力有關的心理行為發(fā)育。

３．３．３修復值的確定
修復行動值和目標值的確定有三個依據(jù)來源：《展覽會用地土壤環(huán)境質(zhì)量評
價標準（暫行）》、Ｊ一區(qū)附近背景值和兒童血鉛風險評價。 （１）《展覽會用地±壤環(huán)境質(zhì)量評價標準（暫行）》 根據(jù)《展覽會用地土壤環(huán)境質(zhì)量評價標準（暫行）》標準，標準規(guī)定當土壤

中鉛濃度超過６００ｍｇ／ｋｇ時要對土壤進行修復，修復至１４０ｍｇ／ｋｇ時即可。
（２）廠區(qū)附近背景值 根據(jù)前期該場地背景值監(jiān)測統(tǒng)計分析的結(jié)果，�。梗担ド舷揞A測值２１５．６ｍｇ／ｋｇ

武漢理工大學碩士學｛＝：７－論！文

為修復行動值和目標值。 （３）兒童血鉛風險評價

鉛污染物可通過多種途徑（呼吸系統(tǒng)、消化系統(tǒng)和皮膚）進入到人體，而嬰
幼兒又是環(huán)境鉛暴露研究的主要關注人群【８剛。該場地未來規(guī)劃為商住用地，鉛 污染物會通過空氣呼吸攝入、食物攝入、飲水攝入、土壤／灰塵經(jīng)過皮膚接觸和 母體攝入進入到嬰幼兒體內(nèi)，因此需要對場地兒童血鉛進行風險評價從而確定 鉛的修復目標值。

由于該場地的未來規(guī)劃用地為商住用地，要采用較為嚴格的評估模型，因 此本研究使用暴露吸收生物動力學模型（ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ
ｅｘｐｏｓｕｒｅ ｕｐｔａｋｅ

ｂｉｏｋｉｎｅｔｉｃ

ｍｏｄｅｌ ｆｏｒ ｌｅａｄ ｉｎ ｃｈｉｌｄｒｅｎ，ＩＥＵＢＫ）進行鉛修復值的計算。１ＥＵＢＫ是美國環(huán)保局

（Ⅱ＇Ａ）于１９９４年開發(fā)并經(jīng)過多年完善的模型，該模型通過測定環(huán)境介質(zhì)（空 氣、食物、飲水、土壤、母體）中的鉛濃度，預測和計算兒童（０－６歲）個體血 鉛和群體攝入鉛污染物后體內(nèi)的血鉛濃度水平；另外，還可以根據(jù)兒童血鉛的 實測濃度來反推出居住場所的鉛污染土壤修復值。根據(jù)該模型計算出鉛的修復 目標值為２９３ｍｇ／ｋｇ，計算出的血鉛分布概率密度見圖３．８所示。ＩＥＵＢＫ中各種 暴露方式的計算參數(shù)見表３．１ｌ至３．１４所示。

ｃＩ＾一：＇●．嘲●刪
Ｇｔ●Ｕ‘●ｎ，３Ｊ２４

啪＝１．ｍ０ Ｘ■ＩＭ；乞０４１

ＸＢｄ口－＊９ｒ．，鉑

圖３－８

ＩＥＵＢＫ血鉛分布概率密度

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表３．１１

ＩＥＵＢＫ空氣呼吸攝入?yún)?shù)

空氣中Ｐｂ濃度（１Ｊ ｇ／ｍ３） 戶外活動時問（ｈ／ｄ） 通風換氣尾（ｍ３／ｄ） 肺吸收率（％） 備注

二型堅＝壁壘＝一！二！ ０．３８
１ ２ ３２

！二！
０．３８ ２ ３ ３２

！二！
０．３８ ３ ５ ３２

！二蘭
０．３８ ４ ５ ３２

蘭二！
０．３８ ４ ５ ３２

！二！
Ｏ．３８ ４ ７ ３２

！二！
０．３８ ４ ７ ３２

１．空氣中Ｐｂ濃度參照我國城市空氣中鉛的背景濃度瞵¨；

…一一…，ｎ“
２．其余參數(shù)參考ＵＳＥＰＡ數(shù)據(jù)４１＂

表３．１２

ＩＥＵＢＫ食物攝入?yún)?shù)

食物攝入鉛景（Ｕ ｇ／ｄ） 備注

二壁！二壁竺＝一

！二！
５．５３

生！
５．７８

！二！
６．４９

！二蘭
６．２４

蘭二！
６．０１

！二！
６．３４

竺！
７

參數(shù)參考ＵＳＥＰＡ數(shù)據(jù)

表３．１３

ＩＥＵＢＫ飲水攝入?yún)?shù)

２塑＝蘭咝蘭≥～！二！
水攝入景（Ｌ／ｄ） 水中鉛濃度（ｕ ｇ／Ｌ） 備注
０．２

�。�！
０．５

！二！
０．５２

！二！
０．５３ ６

蘭二！
０．５５

！二！
０．５８

！二：
０．５９

１．飲用水中Ｐｂ濃度參照《生活飲用水衛(wèi)生標準》（ＧＢ－５７４９．８５） 中標準限值‘８２】； ２．其余參數(shù)參考ＵＳＥＰＡ數(shù)據(jù)

表２．１４

ＩＥＵＢＫ土壤／灰塵經(jīng)過皮膚接觸和母體攝入?yún)?shù)

：蘭塑二蘭竺＝～
母乳中鉛濃度（ＩＪ ｇ／ｄＬ） 備注

！二！

�。�
０．１３５

！二！
０．１３５

！二蘭
０．１３５ ４．７４

蘭二！
Ｏ．１００

！二！
０．０９０

竺！
０．０８５

土壤攝入景（ｇ／ｄ）０．０８５

１．母乳中鉛濃度參照國內(nèi)公開發(fā)表孕婦血鉛禽最的幾何平均值
【８３．８４］
＇

２．其余參數(shù)參考ＵＳＥＰＡ數(shù)據(jù)

綜合考慮以上三個標準值的嚴格程度、應用廣泛性和技術(shù)條件，當場地用

作住宅及公共用地（普通住宅、公寓、別墅等；幼兒園、學校；醫(yī)院；養(yǎng)老院； 游樂場、公園等）時，采用血鉛評價值２９３ｍｇ／ｋｇ為該場地的修復行動和疆標值，
即：±壤鉛濃度超過２９３ｍｇ／ｋｇ的必須進行修復，修復到濃度低于２９３ｍｇ／ｋｇ即

３４

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可；當用作商服及工業(yè)用地（商場、超市等各類批發(fā)零售用地及其附屬用地）

時，修復行動值和目標值可取《展覽會用地土壤環(huán)境質(zhì)量評價標準（暫行）》Ｂ 級標準值６００ｍｇ／ｋｇ，即：土壤鉛濃度超過６００ｍｇ／ｋｇ的必須進行修復，修復到濃 度低于６００ｍｇ／ｋｇ即可。

３．５

小結(jié)
（１）污染場地土壤特征 本研究共設置１０４個采樣點共計２７６個樣品，對該場地土壤樣品進行ｐＨ值

和鉛濃度檢測，結(jié)果顯示場地ｐＨ值整體呈弱堿性，受鉛污染嚴重。 根據(jù)廠區(qū)內(nèi)污染區(qū)域分布以及廠區(qū)地形特點，將污染場地劃分為４個區(qū)域，
經(jīng)過統(tǒng)計分析結(jié)果顯示，２、３區(qū)受鉛污染影響嚴重，１、４區(qū)鉛污染較輕。

對實驗土壤進行基本理化性質(zhì)分析及鉛的粒徑分布規(guī)律進行研究，根據(jù)各 個粒徑的質(zhì)量、鉛濃度及金屬量百分數(shù)分布結(jié)果，建議將＞１ｍｍ土壤篩分去除； Ｏ．０５～ｌｍ土壤進行物理分離（摩擦清洗）；＜０．０５ｍｍ土壤進行分離濃縮（浮選、
藥劑）。 （２）鉛污染場地環(huán)境風險評價 該場地的污染源是在進行鉛蓄電池的極板生產(chǎn)和組裝生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的大

量鉛塵、鉛煙、鉛渣和含鉛酸廢水等。鉛污染物的主要暴露途徑為：經(jīng)口攝入 污染土壤、皮膚直接接觸污染土壤、吸入土壤顆粒物三種途徑。鉛污染土壤的 毒性很大，會對施工工人以及未來規(guī)劃的商住用地居民帶來健康危害，尤其是
對兒童的影響更大。

通過《展覽會用地土壤環(huán)境質(zhì)量評價標準（暫行）》、廠一區(qū)附近背景值和兒 奄血鉛風險評價來確定該場地的修復值。綜合考慮以上三個標準值的嚴格程度、 應用廣泛性和技術(shù)條件，當場地用作住宅及公共用地（普通住宅、公寓、別墅 等：幼兒園、學校；醫(yī)院：養(yǎng)老院：游樂場、公園等）時，采用血鉛評價值２９３ｍｇ／ｋｇ 為該場地的修復行動和目標值：當用作商服及工業(yè)用地（商場、超市等各類批
發(fā)零售用地及其附屬用地）時，修復行動值和目標值可取《展覽會用地土壤環(huán) 境質(zhì)量評價標準（暫行）》Ｂ級標準值６００ｍｇ／ｋｇ。

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第４章摩擦清洗實驗室研究

４．１

實驗內(nèi)容
摩擦清洗流程：�。保埃埃雇翗樱茫埃埃担恚砗Y子將土樣篩分為＜０．０５ｍｍ（粉

黏粒）和０．０５～２ｍｍ（砂粒）兩部分，由于摩擦清洗主要針對砂粒土壤進行清洗，
因此主要針對Ｏ．０５～２ｍｍ部分土壤進行摩擦清洗，清洗后土壤過０．０５ｍｍ篩，＜

Ｏ．０５ｍｍ的土樣與原土的＜ｏ．０５ｍｍ士樣混合，０．０５～２ｍｍ的清洗后土樣進行化驗
分析。

（１）清洗參數(shù)優(yōu)化：針對最佳粒徑范圍對水土比、溫度、攪拌時問、攪拌 速率４個因素設計成四因素三水平Ｌ９（３４）正交實驗（見表４．１、４．２），取１００９ 土壤進行摩擦清洗，對比實驗前后砂粒土壤的摩擦清洗效率。
（２）摩擦清洗實驗：基于最佳清洗參數(shù)，�。撤菰瓲钔粮鳎保埃埃狗謩e進行 摩擦清洗實驗，對各粒徑土壤摩擦清洗前后進行鉛濃度、質(zhì)量、有機質(zhì)測定。

分布計算Ｒ（Ｐｂ）移Ｒ（ＯＭ）值評價不同粒徑土壤對鉛的富集程度和摩擦清洗
效率。

（３）掃描電鏡實驗［８５］：將士壤均勻鋪在導電雙嚼膠上，將其粘貼在金屬樣 品托上。隨后，將樣品用真空鍍膜機鍍金，以獲得較高分辨率的圖像。采用掃
描電鏡儀進行顆粒物形貌觀察并拍攝照片。

表４．１
因素 水平
ｌ ２ ３

實驗因子和水平列表
溫度／℃
Ｂ ２５ ５０ ７５

水土比／％
Ａ ４０ ７０ ９０

攪拌時悔ｌ／ｍｍ
Ｃ １０ ２０ ３０

攪拌速率／ｒ?ｍｍ．１
Ｄ ４００ ８００ １２００

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表４－２摩擦清洗正交實驗表

①

１ ｌ ｌ ２ ２ ２ ３ ３ ３

１ ２ ３ １ ２ ３ １ ２ ３

ｌ ２ ３ ２ ３ １ ３ １ ２

ｌ ２ ３ ３ １ ２ ２ ３ ｌ

②
③ ④ ⑤

⑥
⑦ ⑧

⑨

４．２

數(shù)據(jù)處理
所有實驗樣品均重復３次，數(shù)據(jù)�。炒蔚钠骄�。Ｒ值和清洗效率的計算公

式見公式（４．１）、（４．２）所示。
污染物質(zhì)暈分數(shù)（％） 質(zhì)量百分數(shù)（％）

Ｔ１：簍生×１００％
１１ ２

Ｔ¨叫％

公式（４．１）

公式（４．２） ８．０等統(tǒng)

所得數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析采用Ｍｉｃｒｏｓｏｆｔ 計分析軟件進行數(shù)據(jù)分析。

Ｅｘｃｅｌ ２００７，ＳＰＳＳｌ６．０，Ｏｒｉｇｉｎ

４－３結(jié)果與分析
４．３．１

參數(shù)優(yōu)化

通過清洗參數(shù)正交實驗，從表４—３直觀分析可知：實驗號⑧的Ａ３８２Ｃ１Ｄ３

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實驗結(jié)果最佳；即當水土比為９０％干物質(zhì)、溫度為５０℃、攪拌時間為１０ｍｉｎ、

攪拌速率為１２００ｒ／ｍｉｎ時，清洗效率最好。由于正交試驗并非完全試驗，實驗中 未考慮各因素問的交互作用，因此清洗效率最好不能說明此時清洗參數(shù)最優(yōu)泌ｂ｜。
極差是指各水平平均值最大值與最小值之差，極差的大小反映了因子水平 改變時對實驗結(jié)果的影響大小。由表４．３極差分析可知Ａ因子的極差最大，其 次是Ｃ因子、Ｂ因子、Ｄ因子。說明Ａ因子對清洗效率產(chǎn)生了最大的影響。要 把引起數(shù)據(jù)波動的原因進行分解，數(shù)據(jù)的波動可以用偏差平方和來表示。由表

４－４方差分析瞰】可知，Ａ因子是引起數(shù)據(jù)波動的關鍵因素，其次是Ｃ因子、Ｂ因
子、Ｄ因子。這與表４．３的極差分析結(jié)果相同，因此可以確定Ａ因子是關鍵影 響因素，對Ａ因子和其他因子進行交互作用分析，分析結(jié)果如表４—５、４－６和４．７ 所示。交互作用值最大的即為最優(yōu)參數(shù)，由表４．５、４．６和４．７分析可知，Ａ２８１Ｃ３Ｄ３ 為最佳清洗參數(shù)，即水土比為７０％二ｆ物質(zhì)、溫度為２５℃、攪拌時間為３０ｍｉｎ、 攪拌速率為１２００ｒ／ｍｉｎ。

表４－３正交實驗結(jié)果

３２．８４ ●２ ３ ２ ６ ６ ｌ ５ ９ ０ ３ １ ３５．２６ ６５．２３ ５４．６８ ５０．７０ ６４．４５ １３．７５ ５ ４ ６ １ ３● ２≯＆王孓 舛騶％弱 ５５．１０ ５２．０７ ６２．６７ １０．６ｌ Ｏ ７

鉉甜鵂％弱他夠”

①②③④⑤⑥⑦⑧⑨靴齜始贓

６９．３５ ３４．０９

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表４．５溫度、水土比交互作用分析

表４－６攪拌時問、水土比交互作用分析

表４．７攪拌速率、水土比交互作用分析

４．３．２摩擦清洗效率評價
針對三份土壤進行摩擦清洗后砂粒和粉黏粒各自的鉛濃度、質(zhì)量、有機質(zhì) 含量見表４—８所示。分別計算三份土壤砂粒和粉粘粒的Ｒ（Ｐｂ）和Ｒ（ＯＭ）值， 對清洗效率進行評價并分析砂粒、粉粘粒的鉛富集情況。

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（１）摩擦清洗后砂粒的尺值變化規(guī)律及清洗效率評價 分別計算三份土壤進行摩擦清洗后砂粒的Ｒ值，Ｒ值的變化規(guī)律如圖４—１所

示。從中可知，經(jīng)過摩擦清洗后，３份土壤中砂粒部分Ｒ（Ｐｂ）和Ｒ（０Ｍ）均
減少至＜１，使富集在砂粒上的鉛減少。３份土Ｒ（Ｐｂ）分別減少：０．７７６８、０．３６１８、 ０．３８８１：Ｒ（ＯＭ）分別減少：０．２８９０、０．２８９３、０．４８１９。 通過對清沈效率進行計算，摩擦清洗對于３份土的清沈效率分別為：６７．６１％、 ３１．７１％、４１．０１％。卜號土壤砂粒鉛濃度最高，因此被擦洗下來的鉛也相對最多，

去除效果最好；２、３號土壤砂粒濃度差別不大，但質(zhì)量差別很大，３號土壤比２
號土壤砂粒質(zhì)量百分數(shù)多３０．５４％，造成３號比２號清洗效率高。摩擦清洗對于

３份土砂粒中鉛的去除均有較明顯的效果，而且有機質(zhì)的變化規(guī)律與鉛相同，這 更加證實了鉛含量與有機質(zhì)有極大相關性。
總之，尺值對３份士的清洗效率評價說明摩擦清洗對３份土壤的砂粒中的鉛 均有較好的去除效果。

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１．４

１．２

１

０．８

隹０．６

０．４

０．２

Ｏ

圖４．１摩擦清沈后砂粒尺值變化圖

（２）摩擦清洗后粉黏粒變化規(guī)律 針對三份土壤進行摩擦清洗后粉黏粒Ｒ值變化規(guī)律如圖４．２所示。從中可知， 經(jīng)過摩擦清洗后，３份土壤中粉黏粒部分Ｒ（Ｐｂ）和Ｒ（ＯＭ）均增，說明從砂 粒上擦洗下來的粘粉粒富集了大量的鉛，摩擦清洗起到了濃縮鉛污染物的目的。 高、中、低濃度土Ｒ（Ｐｂ）分別增加：０．４７６０、０．０４８００、０．３３５０；Ｒ（ＯＭ）分別 增加：０．５７７０、Ｏ．１０００、Ｏ．３４１０。３份土的粉黏粒尺值的增加量均小于砂粒Ｒ值 減少量，這是由于３份土的ｐＨ值偏弱堿，在清洗過程中釋放出一部分水溶態(tài)鉛， 隨液體流失掉［８８】。Ｒ（Ｐｂ）和Ｒ（ＯＭ）變化規(guī)律相同，證實了鉛含量與有機質(zhì) 有極大相關性。 由此說明，摩擦清洗能使３份土壤砂粒表面聚集的粉黏粒擦洗下來，能有 效將鉛濃縮到粉黏粒中。

４１

武漢理工大學碩士學位論文
．１．８ １．６ １．４ １．２
１

℃０．８ ０．６ ０．４ ０．２ ０

圖４．２摩擦清洗后粉黏粒Ｒ值變化圖

４．３．３

摩擦清洗后砂粒粒級變化規(guī)律

為進一步研究砂粒在清洗后的變化規(guī)律，將砂粒分成５個等級：
Ｏ．０５～０．１２５ｍｍ、０．１２５～０．２５ｍｍ、Ｏ．２５～０．５ｍｍ、０．５～ｌ

ｍｍ，１－２ｍｍ。３份土摩擦清

洗前后在各粒級上質(zhì)量百分數(shù)的變化情況如圖４．３所示。在Ｏ．０５．０．１２５ｍｍ粒級 上高、中濃度土的質(zhì)量增加百分數(shù)為：３．２３０％和５．７１０％，低濃度土的質(zhì)量百分 數(shù)減少０．９２９２％；在０．１２５～０．２５ｍｍ粒級上３份土的質(zhì)量百分數(shù)均在增加，增加 量分別為：２．４８０％、６．８２０％、３．１１９％；在Ｏ．２５～０．５ｍｍ粒級。￡高濃度土的質(zhì)量百 分數(shù)減少：２．２７０％，中、低濃度土的質(zhì)量增加百分數(shù)為：３．２３０％和０．２１８９％； 在０．５～ｌｍｍ粒級上３份土的質(zhì)量百分數(shù)均減少，減少量分別為：１．６０８％、４．４８０％、 １．４０５％：在１，－，２ｍｍ粒級上３份土的質(zhì)量百分數(shù)均減少，減少量分別為：１．８６６％、 １１．２９％、１．００４％。由實驗結(jié)果，可以看出三種濃度士壤在０．２５—０．５ｍｍ粒級處是
摩擦清洗后質(zhì)量分布發(fā)生變化的拐點處。泌明摩擦清洗使砂粒中粗砂粒 （２－０．２５ｒａｍ）粒級分布率減少，細砂粒ｆＯ．２５～０．０５ｍｍ）粒級分布率增加。

４２

武漢理工大學碩士學位論文

０．０５／ｏ．１２５０．１２５／０２．５ ０．２５／ｏ．５

０．５／１

１１２

０．０５／ｏ．１２５０．１２５／０．２５ ０．２５／ｏ．５

０．５１１

１１２

粒徑／ｐｍ
（ａ）

粒徑／ｐｍ
（ｂ）

０．０５／ｏ．１２．．５ ０．１２５／ｏ．２５ ０．２５／ｏ．５

０．ｓ／ｚ

１／２

粒徑／ｍｍ
（Ｃ）

圖４－３摩擦清洗后砂粒質(zhì)量百分數(shù)變化

４．３．４掃描電鏡測試分析
通過掃描電鏡（ＳＥＭ）觀察摩擦清洗后砂粒的變化來確認清洗效果，如圖
４．４所示。圖４－４（ａ）、４－２（ｂ）表明砂粒在清洗前表面由于鉛污染物的富集而凹 凸不平，應該是富集較多細粒土壤，細粒土壤具有較大的比表面積而吸附大量 鉛污染物【８９】；圖４．４（ｃ）、４－２ Ｃｄ）表明摩擦清洗后砂粒土表面較光滑，一部分 細粒土從砂粒表面擦洗下來。土壤中污染物與顆粒表面結(jié)合主要有３種形式ｍ】：

①污染物與土壤的潛在化學反應，如顆粒表面的腐植酸與污染物的反應：②污

４３

武漢理工大學碩士學能論文

染物的疏水／親水性；③污染物和固體表面的表面力作用。掃描電鏡（ＳＥＭ）觀 測結(jié)果表明，摩擦清洗通過破壞土壤中污染物與顆粒表面的結(jié)合方式使砂粒表
面的污染物擦洗下來。
摩擦清洗前

（ｂ）

摩擦清洗后

（Ｃ）

（ｄ）

圖４．４摩擦清洗前后砂粒表面掃描電鏡（ＳＥＭ）照片

４．４

小結(jié)
（１）參數(shù)優(yōu)化：本研究采ｊｊｌ ｂ（３４）正交實驗，根據(jù)鉛污染物的去除率對

實驗結(jié)采進行極差、方差和交互作用分板，優(yōu)化清洗參數(shù)是：水土比為７０％干 物質(zhì)、溫度為２５℃、攪拌時間為３０ｍｉｎ、攪拌速率為１２００ｒ／ｍｉｎ。

（２）摩擦清洗實驗：本研究通過尺值評價摩擦清洗效率，當尺＞１時鉛富 集程度較高，反之較少。對３份原狀土壤進行摩擦清洗實驗，結(jié)果表明：
３份

土壤的摩擦清洗效率分別為：６７．６１％、３ １．７１％、４１．０１％，摩擦清洗對３份土壤

武漢理工大學碩士學能論文

的砂粒中的鉛均有較好的去除效果。粉黏粒的變化規(guī)律表明摩擦清洗能使．３份 土壤砂粒表面聚集的粉黏粒擦洗下來，能有效將鉛濃縮到粉黏粒中。

（３）通過掃描電鏡（ＳＥＭ）和砂粒粒徑分級進一步研究摩擦清洗后砂粒的 變化規(guī)律，結(jié)果表明：摩擦清洗能從砂粒表面去除一部分細粒土壤和鉛污染物；
Ｏ．２５～０．５ｍｍ處是摩擦清洗質(zhì)量變化的拐點。

４５

武漢理工大學碩士學位論文

第５章泡沫浮選實驗室研究

５．１

實驗流程
浮選流程為：稱�。玻埃雇翗影垂桃罕龋� ５，配置成ｌＯＯｍＬ的土壤溶液于浮選

槽中，然后按照以下流程進行浮選實驗：水土混勻攪拌２ｍｉｎ；加入ＮａＯＨ調(diào)節(jié)
ｐＨ，攪拌２ｍｉｎ；加入Ｎａ２Ｓ活化，攪拌２ｍｉｎ；加入黃藥，攪拌２ｍｉｎ；加入１滴 松醇油，攪拌１ ｍｉｎ；充氣ｌｍｉｎ；刮去浮選泡沫層。其中，攪拌速率為２４００ｒｐｍ／ｍｉｎ，

充氣量為１５０Ｌ／ｍｉｎ。浮選條件實驗過程中藥劑用量根據(jù)查閱相關參考文獻及前
期實驗結(jié)果分別定為：ｐＨ值調(diào)節(jié)為１０．０， Ｎａ２Ｓ加入２％質(zhì)量分數(shù)２ｍＬ，黃藥

加入１％質(zhì)量分數(shù)４ｍＬ。

５．２

數(shù)據(jù)處理
質(zhì)量網(wǎng)收率、金屬回收率、富集的比的計算公式見公式（５．１）、公式（５．２）

所示。

質(zhì)量回收率（％）＝弋面蓮簀
［金屬濃度］泡沫崖×質(zhì)量泡洙層

公式（５．１）

金瘸回收率‘％’２弋曩西爵蒗夏Ｉ：ｉｉ歷蠶≤蓑喜；Ｔ磊ｉ豢羞纛五面
＾阿＿脅擊…、 公式（５．２）

武漢理ｌ二大學碩士學位論文

５＿３

泡沫浮選條件實驗研究
土壤粒徑條件實驗

５．２．１

根據(jù)文獻可知，土壤的最大可浮粒徑范圍為０～０．２５ｒａｍ，因此浮選土壤的粒 徑主要針對０－０．２５ｍｍ的土壤進行泡沫浮選分離。分別稱�。迹埃埃担恚�、

０．０５～０．１２５ｒａｍ、０．１２５～０．２５ｍｍ的土樣２０９于浮選槽中，按照浮選流程進行浮選、
在４０＊（２下烘干浮選泡沫層土壤和底層土壤，稱重并進行鉛量測定。

針對不同粒徑范圍的土壤進行浮選實驗，實驗結(jié)果如圖５．１所示。實驗結(jié)果 顯示，隨著土壤粒徑范圍的增加，鉛的金屬回收率、去除率都逐漸降低。綜合
考慮，粒徑范圍為＜０．０５ｍｍ的土樣是最佳浮選粒徑范圍。 粗顆粒土樣的浮選效果不佳是由于顆粒較粗、質(zhì)量較大，限制了空氣泡承

載他們的能力，它們不能夾雜在氣泡與水體之間，而是被機械（液壓）誘導作 用機制，將它們排回漿。

－．ｏ－金耩網(wǎng)收率
６０

＋去除率

５０

４０
永 ＼ ３０

卣甕
１０

０

＜０．０５

０．０５”ｏ．１２５

０．１２５“０．２５

粒徑范圍／ｍｍ

圖５．１

不同粒徑范圍的浮選效果

５．２．２

ｐＨ值條件實驗

根據(jù)不同粒徑土壤的浮選效果，稱取浮選效果較好的＜Ｏ．０５ｍｉｎｔ壤２０９于

４７

武漢理工大學碩士學位論文

浮選槽中，用ＮａＯＨ調(diào)節(jié)ｐＨ值至８．０、９．０、１０．０、１１．０、１２．０，按照浮選流程進
行浮選。在４０℃下烘干浮選泡沫層土壤和底層土壤，稱重并進行鉛量測定。

在不同ｐＨ環(huán)境的士樣中加入２％黃藥溶液２ｍＬ，進行浮選實驗，結(jié)果如圖
５．２所示。實驗結(jié)果顯示，在ｐＨ值為１１．０時鉛的金屬回收率、去除率最高，鉛 濃度最低。 ｐＨ值是浮選的一個重要工藝參數(shù)，浮選過程只有在一定ｐＨ值范圍內(nèi)才能

有較好的浮選效果。由于浮選藥劑只能在堿性條件下進行與土壤表面產(chǎn)生化學 或吸附反應，但溶液中存在大量ＯＨ＂離子時，藥劑陰離子與ＯＩＴ會競爭反應或吸
附土壤表面。著名的Ｂａｒｓｋｙ公式：Ｉｘ－］／［ＯＨ．］－Ｋ（常數(shù)）就說明了這個問題， 當ｐＨ值提高，ＯＨ．離子濃度也隨之增加，這時加入藥荊的質(zhì)量分數(shù)也需增加；

因此在一定的藥劑質(zhì)量分數(shù)條件下，針對不同士樣都有浮選臨界值［９１】。

小金屬同收率

＋去除率

８

９

１０

１１

１２

ｐＨ值

圖５－２不同ｐＨ值對浮選效果的影響

５．２．３

Ｎａ２Ｓ用量條件實驗

根據(jù)粒徑和ｐＨ值條件實驗結(jié)果，分別稱�。迹埃埃担恚硗寥溃玻埃褂诟∵x槽中， 將溶液ｐＨ值調(diào)節(jié)為１１．０，分別加入１、２、３、４、５ｍＬ質(zhì)量分數(shù)為２％的Ｎａ２Ｓ 溶液，按照浮選流程進行浮選。在４０。Ｃ下烘干浮選泡沫層土壤和底層土壤，稱 重并進行鉛量測定。

武漢理工大學顧士學位論文

在不同Ｎａ２Ｓ用量條件下，浮選結(jié)果見圖５．３所示。由圖表可知，ＮａＥＳ投加 量的不同會對浮選效果造成較大影響，但隨著ＮａＥＳ投加量的增加，金屬回收率、

去除率變化趨勢基本一致。在加入２％Ｎａ２Ｓ ２ｍＬ時，是最佳浮選條件。 硫化鈉可與土樣中的鉛發(fā)生化學反應，從而提高黃藥對鉛的捕收效果；但
硫化鈉投加量過大，導致多余的硫化鈉水解產(chǎn)生ＨＳ。與吸附在礦物表面的黃原酸 根離子發(fā)生競爭吸附，使吸附在礦物表面的黃原酸根離子解吸，阻礙重金屬硫 化物與捕收劑之間的疏水反應。［９２，９３］

—卜金屬同收率
６０ ５０

咿去除率

４０

＼
３０

永

自．甕
１０

０ １

２

３

４

５

Ｎａ２Ｓ體積／ｍ１．

圖５．３不同ＮａＥＳ用量對浮選效果的影響

５．２．４黃藥用量條件實驗
根據(jù)粒徑、ｐＨ值和ＮａＥＳ條件實驗結(jié)采，分別稱�。迹希埃担恚硗翗樱玻埃褂诟� 選槽中，將溶液ｐＨ值調(diào)節(jié)為１１．０，加入２％Ｎａ２Ｓ ２ｍＬ后，分別加入０．１、０．２、ｌ、 ２、４ｍＬ質(zhì)量分數(shù)為１％的黃藥溶液，按照浮選流程進行浮選。在４０℃下烘干浮
選泡沫層土壤和底層土壤，稱重并進行鉛量測定。 在供試土樣中加入不同用量的黃藥溶液進行浮選實驗，結(jié)果如圖５．４所示。 由表圖可知，隨黃藥濃度的增加，鉛的金屬回收率，去除率均不斷增加，在加

入１％黃藥４ｍＬ時，Ｐｂ的金屬回收率、去除率最佳，比分別為４７．７３％、３８．９７％。 關于浮選過程中黃藥與重金屬之間的作用機理十分復雜，有早期的“溶度

４９

武漢理工大學碩士學位論文

積假說”、“吸附假說’’和現(xiàn)代的“浮選電化學假說”【９鍆。其中，以沃克和柯克

斯‘９５１提出的離子交換吸附最受認同，模型為：畔＋以‘ｊＭ嘩＋Ⅳ一，式中
Ｘ為黃藥陰離子，礦為礦物陽離子，Ｎ．為礦物陰離子。
６０

５０

４０

＼
３０

摹

髓分
２０

１０

０

黃藥體積／ｍＬ

圖５．４不同黃藥用量對浮選效果的影響

５．２．５

浮選時閆條件實驗

根據(jù)粒徑、ｐＨ值、Ｎａ２Ｓ和黃藥條件實驗結(jié)果，分別稱�。迹埃埃担恚硗寥溃玻埃�
于浮選槽中，將溶液ｐＨ值調(diào)節(jié)為１１．０，加入２％ＮａｚＳ ２ｍＬ，１％黃藥４ｍＬ后， 刮去泡沫層的時間為１、２、３、４、５ｍｉｎ，按照浮選流程進行浮選。在４０℃下烘 干浮選泡沫層土壤和底層土壤，稱重并進行鉛量測定。 不同時間浮選條件下，浮選結(jié)果見圖５．５所示。由表圖可知，隨著浮選時間 的增加，對鉛的去除率呈現(xiàn)先增大后趨于平衡，最后減小的趨勢。浮選在７．５ｍｉｎ 時達到最大值，而后隨著時問的增加去除率降低。在５ｍｉｎ時，金屬去除率達到 最大值，之后金屬回收率降低。因此，浮選時間在５ｍｉｎ時，是最佳浮選時間。 隨著浮選時間的增加，土樣中鉛與黃藥的反應充分進行，因此可以提高土 樣中鉛的去除率；但作用時間過長，不利于浮選

武漢理工大學碩士學位論文

百

１

２．５

Ｓ

７．５

１０

ｌ坩問／ｍｉｎ

圖５－５不同浮選時問對浮選效果的影響

５．３

浮選前后土樣中鉛形態(tài)分析
稱取不同ｐＨ值、ＮａＥＳ濃度浮選前后泡沫層土壤和底層土壤２．５０９各三份，

用ＢＣＲ三步提取法將土壤中鉛按照碳酸鹽結(jié)合態(tài)、Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)、有機 物和硫化物結(jié)合態(tài)進行逐級分離【９６１，殘渣態(tài)由鉛總量減去其它３種形態(tài)含量求 得。土樣中鉛總量采用ＨＮ０３．ＨＦ．ＨＥ０２消解，ＩＣＰ－ＯＥＳ進行測定。

５．３．１

ｐＨ值條件實驗浮選前后鉛形態(tài)分析

對不同ｐＨ值條件下浮選前后土壤進行鉛形態(tài)測定，形態(tài)含量分布結(jié)果如圖 ５－６所示。由圖５－６可知，原土中鉛以Ｆｅ－Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)為主，

含量分別是４３．１３％和２６．４０％，其次為殘渣態(tài)。經(jīng)泡沫浮選后，鉛的形態(tài)含量分 布與原土一致，但去除率較高。經(jīng)過泡沫浮選后，其有機物和硫化物結(jié)合態(tài)的 去除率最高，均在５０％以上，最高可達７５％；其次是Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)，去
除率為５０％左右。不同ｐＨ值條件下，ｐＨ值為１０．０和１１．０時的去除率最高。 碳酸鹽結(jié)合態(tài)比較容易受ｐＨ值的影響重新釋放進入水相１９７】，由于浮選是在 堿性條件下進行，因此造成碳酸鹽結(jié)合態(tài)的去除率不高。有機物和硫化物結(jié)合

態(tài)易與黃藥生成絡合物，黃藥的基團主要作用在硫基與氧基上，因此有機物和

武漢理工大學頌士學位論！文

硫化物結(jié)合態(tài)去除率最好。Ｆｅ—Ｍｎ氧化物上也有氧基，因此去除率也較高。殘渣

態(tài)在土壤中的滯留能力較強，泡沫浮選不易進行去除。

１００

８０

６０

４０

鉻硼
Ｏ

ｐＨ值

圖５－６不同ｐＨ值浮選前后鉛形態(tài)變化

５．３．２

Ｎａ２Ｓ用量條件實驗浮選前后鉛形態(tài)分析

對Ｎａ２Ｓ用量條件條件實驗浮選前后土壤進行鉛形態(tài)測定，形態(tài)含量分布結(jié) 果如圖５．７所示。由圖５－７可知，經(jīng)泡沫浮選后，鉛的形態(tài)含量分布與原土一致，
但去除率較高。加入Ｎａ２Ｓ進行浮選，其有機物和硫化物結(jié)合態(tài)的去除率最高， 均在８０％以上，最高可達９７％；其次是Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)去除率為５０％左右。 加入２％質(zhì)量分數(shù)Ｎａ２Ｓ的不同體積條件下，加入２ｍＬ時各形態(tài)去除率最高。 總之，浮選過程對于鉛的各個形態(tài)的去除中，有機物和硫化物結(jié)合態(tài)去除

率最好，其次是Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)。在加入Ｎａ２Ｓ后，提高了有機物和硫化物
結(jié)合態(tài)的去除率。

武漢理工大學碩士學何論文
１００

８０

６０

４０

鉛不
２０

０
４

Ｎａ２ｓ體積／ｍＬ

圖３．１２不同Ｎａ２Ｓ用量浮選前后鉛形態(tài)變化

５．４

小結(jié)
（１）浮選分離控制因素：在一定的浮選條件下，士樣粒徑范圍為＜Ｏ．０５ｍｍ、

ｐＨ值為１１．０、２％Ｎａ２Ｓ加入２ｍＬ、１％黃藥加入４ｍＬ、浮選時間為５ｍｉｎ時，土

壤中鉛的金屬回收率、去除率及富集比均為最佳。 （２）形態(tài)變化：從形態(tài)變化可以判斷ｐＨ值為１１．０，２％Ｎａ２Ｓ加入２ｍＬ時 去除率最好，這與之前的實驗結(jié)果相符；另外，浮選過程對于鉛的各個形態(tài)的
去除中，有機物和硫化物結(jié)合態(tài)去除率最好，其次是Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)。在 加入Ｎａ２Ｓ后，大大提高了有機物和硫化物結(jié)合態(tài)的去除率。

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第６章土壤清洗工藝實驗室研究

６．１

實驗內(nèi)容
根據(jù)第三、四章實驗結(jié)果，針對不同粒徑土壤的處理效果將摩擦清洗、泡

沫浮選進行工藝組合，設計三種清洗工藝，工藝圖如圖６．１、６．２和每３所示。 三種清洗工藝流程的主要區(qū)別在于不同清洗工藝所適用的土壤粒徑范圍。測定 摩擦清洗、泡沫浮選、ＥＤＴＡ清洗后土壤的質(zhì)量以及鉛濃度和形態(tài)，進行分析研 究；根據(jù)測定結(jié)果確定最終的清洗工藝流程。將最終清洗后土壤混合后進行土 壤鉛毒性浸出評價。

圖６．１工藝流程１

圖６－２工藝流程２

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圖６－３工藝流程３

６．２

測試指標及分析方法
毒性特性浸出程序（ＴＣＬＰ）實驗研究：根據(jù)Ｕ．Ｓ．ＥＰＡ的１３１１方法ｆ９引，對

堿性廢物，用Ｏ．１Ｎ醋酸溶液，ｐＨ２．８８；對非堿性廢物，用０．１Ｎ醋酸鹽緩沖溶液， ｐＨ４．９３：固液比為２０：ｌ（ｍ／ｍ）；最大粒徑為：９．５ｒａｍ；提取時間為１８＿２ｈ的水 平震蕩；提�。贝�。

其他指標（鉛濃度、形態(tài)）的測定方法見第３章３．１．３所示。

６－３結(jié)果與分析
６．３．１

清洗效率評價
對３個流程的清洗效率進行評價，分別對各工藝的每個單體工藝的去除效

率以及整體工藝的去除率進行評價。摩擦清洗效果的評價步驟為：取摩擦清洗
后土壤進行鉛質(zhì)量、濃度測定，然后計算清洗前后Ｒ值得出去除率；泡沫浮選 效果的評價步驟為：測定泡沫浮選后土壤質(zhì)量、鉛濃度，然后計算金屬回收率、 富集Ｌｔ－，ｋｌ去除率來評價浮選效果；藥劑清洗效果的評價步驟為：測定清洗前后 鉛濃度，計算鉛去除率；總?cè)コЧ脑u價步驟為測定摩擦清洗與藥劑清洗后

混合土壤的質(zhì)量及鉛濃度，計算鉛去除率。具體評價結(jié)果見表６．１所示。

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由表６．１可知，摩擦清洗的去除效果中，工藝流程２的去除率最高為８０．１６％； 泡沫浮選的去除效果中工藝流程２的金屬回收率、富集比和鉛去除率均為最高， 分別為：７８．７２，ｏ，／ｏ、１．６６４、６８．１３％；藥劑去除效果中工藝流程２的去除率最高為 ７５．９０％；總?cè)コЧ泄に嚵鞒蹋驳淖罱K鉛濃度和去除率均為最佳，分別為： ２３０．４ｍｇ／ｋｇ、８８．７８％。工藝流程１的去除效果比工藝流程２的略差，工藝流程３ 的去除效果不是很理想。其中工藝流程２的最終處理后土壤中鉛濃度達到第１ 章中計算出的修復值２９３ｍｇ／ｋｇ。通過清洗效率評價，得出工藝流程２為推薦清 洗工藝：流程。

表６．１工藝清洗效率評價

６．３．２清洗前后鉛形態(tài)分布評價
對３個工藝流程清洗前后土壤中鉛的形態(tài)分布進行測定，測定結(jié)果如圖６．４ （ａ）、（ｂ）、（ｃ）所示。由圖可知，工藝流程ｌ、２的摩擦清洗主要去除的是碳酸 鹽結(jié)合態(tài)、Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)，說明摩擦清洗中加入ＨＣｌ對這兩種形態(tài)的去
除效果很明顯；工藝流程３的摩擦清洗效果不理想，形態(tài)幾乎沒有改變，這是 由于流程３用于摩擦清洗的土壤質(zhì)量少、顆粒粗且濃度高，沒有起到將細粒徑 鉛濃縮的作用。流程１、２、３的泡沫浮選對于有機物和硫化物結(jié)合態(tài)去除率最

好，其次是Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)，然后是碳酸鹽結(jié)合態(tài)。藥劑萃取使可溶態(tài)及 交換態(tài)、碳酸赫結(jié)合態(tài)的濃度急劇減少，從而降低了鉛的生物可利用性和毒性。
鉛在土壤中主要以化學吸附為主，一般難以解吸出來，但ＥＤＴＡ能利用自 身的強螯合作用與土壤中的鉛形成較穩(wěn)定的化合物。ＥＤＴＡ使可交換態(tài)Ｐｂ和部 分殘渣態(tài)減少，可能是由于鉛與殘渣態(tài)形成的沉淀穩(wěn)定性小于鉛與ＥＤＴＡ形成

的水溶性配合物的穩(wěn)定性，從而使殘渣態(tài)Ｐｂ的含量降低。同時由于土壤中還存 在部分浮選藥劑黃藥，黃藥屬于表面活性劑，它通過膠束作用和反相電荷離子

武漢理工大學碩士學位論文

作用，使難于交換出的部分Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)和吸附在土壤顆粒物表面的有 機物和硫化物結(jié)合態(tài)鉛溶出【９９１。

１００

１００

８０

８０

逞６０
毽｜（分

逞６０

壬盼
２０

２０

０

０

原土

摩擦清洗泡沫浮選藥劑萃取

原土

摩擦清洗泡沫浮選藥劑孳取

（ａ）工藝流程ｌ形態(tài)分布
１００ 四 阿機！
８０

（ｂ）丁藝流程２形態(tài)分布

勿和硫化物結(jié)臺 態(tài) １氧化物結(jié)合態(tài)

口１ ：ｅ．Ｍ

日： 炭酸． 汰結(jié)合態(tài)

逞６０

百撇
２０

０

霧
原土

。國。

摩擦清洗泡沫浮選藥劑摹取

（Ｃ）工藝流程３形態(tài)分布

圖６．４土壤清洗前后形態(tài)分布

６．３．３

清洗后土壤鉛毒性浸出評價

土壤清洗后，各處理土壤的毒性浸出液中Ｐｂ濃度如圖６．５所示。固體廢棄 物中Ｐｂ的浸出毒性鑒別標準值為５ｍｇ／Ｌ。由圖可知，流程１、２的土壤毒性浸出

液中Ｐｂ濃度沒有超標，而流程３則超出標準。按照ＨＪ／Ｔ ２９９制備的固體廢物浸

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出液中任何一種危害成分含量超過浸出毒性鑒別標準值，則判定該固體廢物是 具有浸出毒性特性的危險廢物。所以流程１、２處理后土壤不屬于危險廢物，可 用作其他用途；而流程３處理后土壤則屬于危險廢物，需做填埋等其他處理。

．．Ｊ

＼ ∞ ＼
Ｅ

五的 也

毒

圖６．５土壤清洗后土壤毒性浸出液中Ｐｂ濃度

６．４

小結(jié)
（１）清洗效率評價 對３個土壤清洗工藝流程的單體工藝的以及整體工藝的去除率進行評價，

結(jié)果表明流程２是最佳流程，各項指標均為最高：摩擦清洗去除率達８０．１６％；
泡沫浮選金屬網(wǎng)收率、富集比、去除率分別達７８．７２％、１．６６４、６８．１３％；藥劑清 洗去除率達７５．９０％；工藝整體去除率達８８．７８％。經(jīng)流程２處理后最終土壤中鉛 濃度為２３０．４ｍｇ／ｋｇ，達到第ｌ章中計算得到的修復值２９３ｍｇ／ｋｇ的標準。

（２）清洗前后鉛形態(tài)分布 對３個±壤清洗工藝流程的清沈前后鉛形態(tài)分布進行測定，結(jié)果表明摩擦
清洗主要去除碳酸鹽結(jié)合態(tài)和Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)；泡沫浮選主要去除有機物 和硫化物結(jié)合態(tài)；藥劑清洗對各個形態(tài)的去除效果都較好。 （３）清洗后土壤鉛毒性浸出評價 流程１、２的土壤毒性浸出液中Ｐｂ濃度沒有超標，而流程３則超出標準。

所以流程１、２處理后土壤不屬于危險廢物，可用作其他用途；而流程３處理后
土壤則屬于危險廢物，需做填埋等其他處理。

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第７章結(jié)論與建議

７．１

結(jié)論
本文在對典型鉛污染場地進行土壤特征分析及風險評價確定修復值的基礎

上，利用土壤清洗技術(shù)修復污染土壤：首先對摩擦清洗、泡沫浮選進行單體工
藝的清洗參數(shù)及測試分析研究：然后將清洗工藝進行組合以確定最優(yōu)工藝的實 驗室研究，為土壤清洗技術(shù)的實際工程應用提供理論依據(jù)。本研究得出的主要 結(jié)論如下： （１）污染場地土壤特征 本研究共設置１０４個采樣點共計２７６個樣品，對該場地土壤樣品進行ｐＨ值

和鉛濃度檢測，結(jié)果顯示場地ｐＨ值整體呈弱堿性，受鉛污染嚴重。將污染場地
劃分為４個區(qū)域，經(jīng)過統(tǒng)計分析結(jié)果顯示，２、３區(qū)受鉛污染影響嚴重，１、４區(qū)

鉛污染較輕。對實驗土壤進行基本理化性質(zhì)分析及鉛的粒徑分布規(guī)律進行研究，
根據(jù)各個粒徑的質(zhì)量、鉛濃度及金屬量百分數(shù)分布結(jié)果，建議將＞１ｍｍ土壤篩

分去除；Ｏ．０５～ｌｍ土壤進行物理分離（摩擦清洗）；＜０．０５ｒａｍ土壤進行分離濃縮
（浮選、藥劑）。

（２）鉛污染場地環(huán)境風險評價 對該場地進行風險識別、暴露評估、毒性評估，評價結(jié)果表明該場地的污
染源是鉛塵、鉛煙、鉛渣和含鉛酸廢水等。鉛污染物的主要暴露途徑為：經(jīng)口

攝入污染土壤、皮膚直接接觸污染土壤、吸入土壤顆粒物三種途徑。鉛污染土
壤的毒性很大，會對施工工人以及未來規(guī)劃的商住用地居民帶來健康危害，尤 其是對兒童的影響更大。

通過展覽會用地土壤環(huán)境質(zhì)量評價標準（暫行）》、廠區(qū)附近背景值和兒章 血鉛風險評價來確定該場地的修復值。綜合考慮以上三個標準值的嚴格程度、
應用廣泛性和技術(shù)條件，當場地用作住宅及公共用地（普通住宅、公寓、別墅

等；幼兒園、學校；醫(yī)院；養(yǎng)老院；游樂場、公園等）時，采用血鉛評價值２９３ｍｇ／ｋｇ 為該場地的修復行動和Ｅｌ標值；當用作商服及工業(yè)用地（商場、超市等各類批 發(fā)零售用地及其附屬用地）時，修復行動值和目標值可取《展覽會用地土壤環(huán)

武漢理工大學頒士學位論文

境質(zhì)量評價標準（暫行）》Ｂ級標準值６００ｍｇ／ｋｇ。

（３）摩擦清洗實驗室研究 摩擦清洗的最佳清洗參數(shù)是：水土比為７０％干物質(zhì)、溫度為２５℃、攪拌時
間為３０ｍｉｎ、攪拌速率為１２００ｒ／ｍｉｎ。通過Ｒ值評價不同粒徑土壤對鉛富集程度 的高低及摩擦清洗效率，結(jié)果表明：３份土壤鉛主要富集在砂粒和粉黏粒中，鉛 的分布與有機質(zhì)有極大相關性；３份土壤的摩擦清洗效率分別為：６７．６１％、３１．７１％、

４１．０１％。通過掃描電鏡（ＳⅨ）和砂粒粒徑分級研究摩擦清洗后砂粒的變化規(guī)
律，結(jié)果表明：摩擦清洗能從砂粒表面去除一部分細粒土壤和鉛污染物； ０．２５～０．５ｍｍ處是摩擦清洗質(zhì)量變化的拐點。粉黏粒的變化規(guī)律表明摩擦清洗能 使３份土壤砂粒表面聚集的粉黏粒擦洗下來，能有效將鉛濃縮到粉黏粒中。 （４）泡沫浮選實驗室研究
泡沫浮選實驗的最佳分離控制因素是：在一定的浮選條件下，ｐＨ值為１１．０、
２％Ｎａ２Ｓ ２ｍＬ、１％黃藥４ｍＬ、浮選時間為５ｍｉｎ時，土壤中鉛的金屬回收率、去

除率及富集比均為最佳。另外，從形態(tài)變化可以判斷ｐＨ值為１１．０，２％Ｎａ２Ｓ

２ｍＬ

時去除率最好，這與之前的實驗結(jié)果相符；另外，浮選過程對于鉛的各個形態(tài) 的去除中，有機物和硫化物結(jié)合態(tài)去除率最好，其次是Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)。 在加入Ｎａ２Ｓ后，大大提高了有機物和硫化物結(jié)合態(tài)的去除率。

（５）土壤清洗工藝實驗室研究 ①清沈效率評價：對３個土壤清洗工藝流程的單體工藝的以及整體工藝的
去除率進行評價，結(jié)果表明流程２是最佳流程，各項指標均為最高：摩擦清洗 去除率達８０．１６％；泡沫浮選金璃回收率、富集比、去除率分別達７８．７２％、１．６６４、 ６８．１３％：藥劑清洗去除率達７５．９０％；工藝整體去除率達８８．７８％。經(jīng)流程２處理 后最終土壤中鉛濃度為２３０．４ｍｇ／ｋｇ，達到第１章中計算得到的修復值２９３ｍｇ／ｋｇ 的標準。

②清洗前后鉛形態(tài)分布：對３個土壤清洗工藝流程的清洗前后鉛形態(tài)分布
進行測定，結(jié)果表明摩擦清洗主要去除碳酸鹽結(jié)合態(tài)和Ｆｅ．Ｍｎ氧化物結(jié)合態(tài)；

泡沫浮選主要去除有機物和硫化物結(jié)合態(tài)；藥劑清洗對各個形態(tài)的去除效果都
較好。

③清洗后土壤鉛毒性浸出評價：流程１、２的土壤毒性浸出液中Ｐｂ濃度沒
有超標，而流程３則超出標準。所以流程１、２處理后土壤不屬于危險廢物，可

用作其他用途：而流程３處理后土壤則屬于危險廢物，需做填埋等其他處理。

武漢理ｌ二大學碩士學位論文

７．２

存在的問題及建議
（１）在計算兒毫血鉛風險評價修復值的過程中，參數(shù)的選定可以再進行現(xiàn)

場調(diào)查以更精確修復值：
（２）浮選使用的藥劑可使用其他藥劑進行實驗研究；同時，浮選過程中， 藥劑與土壤中污染物的反應機理比較復雜，需要進行進一步的機理分析研究；

（３）復合清沈工藝的最佳流程可以進行小試實驗以進一步推進土壤清洗技
術(shù)的實際應用范圍。

武漢理工大學碩士學位論文

致

謝

畢業(yè)論文即將完成，我的學生生涯也要告一段落了。借此機會，我要對研 究生三年來幫助過我的人表示深深的感謝。 首先，要感謝我的母校導師彭會清教授，本論文是在彭老師的悉心指導和 幫助下完成的，從課題的確定到論文的撰寫都凝聚著彭老師辛勤的汗水。彭老 師淵博的學識、嚴謹?shù)闹螌W態(tài)度、富于鉆研的創(chuàng)新精神，促使我努力學習；悉 心的指導使我在論文完成過程中糾正了很多錯誤；彭老師的教導對我影響至深， 在此謹向彭老師表示深深的謝意！ 本文的研究工作是在中科院生態(tài)環(huán)境研究中心黃錦樓副研究員的精心指導 和關懷下完成的，感謝黃老師為我的實驗研究提供大力支持以及生活上的關懷。 黃老師富有創(chuàng)造力的思想和開闊的思維為我在學習道路上提供了很多的幫助， 在此向黃老師表示深深的感謝！ 實驗期間，得到了中科院生態(tài)環(huán)境研究中心和北京金隅生態(tài)島科技有限責 任公司的大力支持，在此，深切感謝兩個公司的老師、領導和員工！ 感謝同門師兄弟，感謝你們的是與你們在一起讓我感覺到團結(jié)協(xié)作的友誼 是我的最大收獲，感謝高潔博士、劉艷杰博士、秦磊博士及李思拓、任貝、岳 希、陳琴、張曉洲、胡淼在實驗中所給予的熱情幫助，感謝師妹林芳芳、李麗 娟及師弟程冠全、王東、劉世錚、彭林、張偉等在實驗中給予的支持，朝夕相 處所建立起深厚的感情和友誼是終身難忘的，祝大家今后的生活一帆風順。 忠心感謝培育我七年的武漢理工大學和資環(huán)學院，優(yōu)美的校園環(huán)境和良好 的生活條件，還有和藹可親的老師與先進的實驗平臺，我會為在未來工作中積 極努力，回報武漢理工和資環(huán)學院的培育之恩！ 最后，要感謝我的家人，在讀書期間給予的理解和支持，使我順利完成研 究生的學業(yè)，真心地感謝您們！ 向所有關心和幫助過我的領導、老師、同學和朋友表示由衷的感謝！
楊雯
２０１

３年５月于西院

６２

武漢理工大學碩士學位論文

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ｓｃｒｕｂｂｅｒ ｆｏｒ ｔｈｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ ｈｉｇｈ

ｍｏｌｅｃｕｌａｒ ｗｅｉｇｈｔ ｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔｓ ｉｎ ｓａｎｄ［Ｊ】．Ｃｈｅｍｉｃａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｊｏｕｒｎａｌ，２００５，１ １ １（１）：
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Ｌ，Ａｌｄｒｉｃｈ

Ｃ，ｃｔ ａｋ Ｅｘ

ｓｉｔｕ

ｄｉｅｓｅｌ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ

ｓｏｉｌ ｗａｓｈｉｎｇ

ｗ曲

ｍｅｃｈａｎｉｃａｌ ｍｅｔｈｏｄｓ［Ｊ］．Ｍｉｎｅｒａｌｓ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２００１，１４（９）：１０９３－１１００． 【４４］Ｓｔｒａｚｉｓａｒ Ｊ，Ｓｅｓｅｌｊ Ａ
Ａｔｔｒｉｔｉｏｎ ａｓ
ａ

ｐｒｏｃｅｓｓ

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Ｇ

Ｓ，Ｗａｋｅｆｉｅｌｄ

Ａ

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ｅｆｆｅｃｔｉｖｅ

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Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ

ｏｆ

ａｎ

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ａｎｄ
ｃｏａｌ

ｍｅｔａｌ

ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ

ｓｏｉｌｓ

ｂｙ

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Ｆｌｏｔａｔｉｏｎ

ａｓ

ａ

ｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ

ｔｅｃｈｎｉｑｕｅ

ｆｏｒ ｈｅａｖｉｌｙ

ｐｏｌｌｕｔｅｄ ｄｒｅｄｇｅｄ ｍａｔｅｒｉａｌ．１．Ａ ｆｅａｓ而ｉｌｉｔｙ ｓｔｕｄｙ．Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，１ ９９８，２０９

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ｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ

ｏｆ

ｍｅｔａｌ

ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ

ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ

ａｎｄ

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Ｔｈｅ

ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ ｈｅａｖｙ

ｍｅｔａｌｓ

ｆｒｏｍ

ａ

ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌ ｂｙ

ａ

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武漢理工大學碩士學位論文 ［６２］Ｙａｒｉｖ
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［８４】劉田．裴宗平．棗莊市大氣顆粒物掃描電鏡分析和來源識別［Ｊ］．環(huán)境科學與管理，２００９，
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２０１０．

［８９］Ｄｕｒａｎｄ Ｃ，Ｒｕｂａｎ、ｃ Ａｍｂｌｅｓ Ａ Ｍｏｂｉｌｉｔｙ
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Ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ［Ｊ］．

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【９０］羅仙平，付丹，呂中海，等．捕收劑在硫化礦物表砸吸附機理的研究進展［Ｊ］．江西理工 大學學報，２００９，３０（５）：５－９． ［９１］孫偉，董艷紅，張剛．硫化鈉在銅鉛分離中的應用【Ｊ】．金屬礦山，２０１０，（１０）：４４．４７．

［９２］孫偉，張剛，董艷紅．硫化鈉在銅鉛混合浮選中的應用及其作用機理研究【Ｊ】．有色金屬
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Ｋ

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Ｉ

Ｗ

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［９５］張輝，馬東升．南京地區(qū)土壤沉積物中重金屬形態(tài)的研究［Ｊ】．環(huán)境科學學報，１９９７，１７
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［９６］王洋，劉景雙，王金達，等．土壤ｐＨ值對凍融黑士重金屬Ｃｄ賦存形態(tài)的影響［Ｊ】．農(nóng) 業(yè)環(huán)境科學學報，２００８，２７（２）：５７４—５７８． ［９７】中國環(huán)境科學研究院，同體廢物污染控制技術(shù)研究所．困體廢物浸出毒性浸出方法水 平振蕩法（征求意見稿）［Ｓ］．２００８． 【９８］Ｐｅｔｅｒｓ
Ｒ

Ｗ

Ｃｈｅｌａｎｔ ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ ｏｆ ｈｅａｖｙ

ｍｅｔａｌｓ ｆｒｏｍ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌｓ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ

Ｈａｚａｒｄｏｕｓ

Ｍａｔｅｒｉａｌｓ，１９９９，６６（１－２）：１５１－２１０．

６８

武漢理工大學碩士學能論文

附錄：攻讀碩士期間發(fā)表論文和參加科研情況

發(fā)表論文情況：
１．摩擦清洗修復鉛污染土壤的參數(shù)優(yōu)化及清洗效率評價，環(huán)境科學

參加科研情況：
１．２０１Ｉ／０７至今土壤清洗修復鉛污染場地士壤研究 ２．２０１Ｉ／０７．２０１Ｉ／０９京煤集團門頭溝區(qū)王平電廠工礦棚戶區(qū)改造定向安置房項 目場地環(huán)境評價
３．２０１Ｉ／０９．２０１１／１１

北京地鐵ｌＯ號線二期宋家莊站～成壽寺區(qū)問項目（石榴莊

七號路以東）場地環(huán)境評價 ４．２０１１／１０．２０１１／１２京煤集團房山區(qū)河北鎮(zhèn)國有工礦棚戶區(qū)改造定向安置房項 目場地環(huán)境評價

典型鉛污染土壤修復工藝技術(shù)研究
作者： 學位授予單位： 楊雯 武漢理工大學

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