重金属污染土壤修复后资源化利用制备陶粒

随着经济的快速发展，工业化和城市化的进程加快，许多工业企业通过关闭、破产、异地迁建等陆续搬出主城区，原有的工业企业用地被逐调整为居住用地或公建用地。

由于历史上的粗放型生产导致场地土壤被不同程度的污染，需要通过对企业拆迁污染场地风险评估和修复治理来实现净地转移。

随着2016年以来，国务院颁布《土壤污染治理防治行动计划》的实施，各省也陆续出台了针对污染土壤治理修复的相关政策文件，近年来，各省（区、市）相继开展了一系列的污染场地治理修复工程，据土壤修复行业市场规模数据显示，2017年~2021年我国土壤修复行业公开招标项目数量分别为800个、1468个、1698个、3521个、3626个，土壤环境修复项目数量逐年增加，其中尤以2020年增加幅度最为明显，2021年持续增长。

在政策导向、场地再开发利用需求和环保意识增强的影响下，土壤修复工程行业受到持续关注。

以2021年为例，全国钢铁行业遗留场地修复工程项目共启动15个，主要在重庆、杭州、安徽等地，项目合同额总计达30亿元，占全国修复工程金额的25%。

其中围绕着重钢、杭钢和合肥马钢等三个大型污染地块共计产生了25.2亿元的修复工程，占全国总修复工程市场的
五分之一。

因此，重金属污染土壤修复治理及修复后
土壤和土地资源的再利用，已成为国内城镇环境治理与开发的热点。

而以重金属污染土壤为原料，用于制备建材陶粒，不仅能有效地减小重金属污染土对环境的危害，还能起到变废为宝，提高社会效益及经济效益的作用。

1重金属污染土壤1.1概念
重金属一般是指密度在5.0g/cm 3以上的45种元素，在环境污染研究中，通常所说的土壤重金属污染所指的重金属，主要是指Zn 、Cu 、Cr 、Cd 、Pb 、Ni 、Hg 以及类金属As ，8种重金属引起的土壤污染。

土壤重金属污染是指由于人类活动将重金属直接或者间接地引入土壤中，导致土壤中重金属明显高于原生含量，并造成生态环境质量恶化的现象。

土壤重金属污染具有：不能为生物所分解，且易在土壤及生物体内蓄积，有些还会转化为毒性更大的甲基化合物；多为复合型的污染；大多数重金属可移动性较差或迁移距离短；重金属对植物造成的伤害具潜伏性；大多数重金属不能通过焚烧的方法从土壤中去除等五大特点。

重金属污染土壤修复后资源化利用制备陶粒
张宪芝
何汇洲
刘
松
韦丹丰
林
军
夏惠承（浙江寰龙环境科技有限公司，浙江
衢州
324400）
摘要：简述了目前重金属污染土壤的修复现状，研究了重金属污染土壤的特性，对其修复后资源化利
用制备超轻陶粒进行了研究。

研究结果表明：只要污染土壤本身的化学元素满足Riley 相图，基本可用于制备陶粒，为进一步改善其内部的发泡情况，可与市政污泥配伍使用。

关键词：重金属；污染土壤；陶粒
中图分类号：TU522.09
文献标识码：A
文章编号：1001-6945（2022）04-55-04
Abstract:In this paper,the present status of heavy metal contaminated soil remediation is summarized,and the characteristics of heavy metal contaminated soil are studied.The results show that if the chemical element of the contaminated soil satisfies the Riley phase diagram,it can be used to prepare ceramsite,and it can be used in combination with municipal sludge to further improve the foaming condition inside.Key Words:heavy metal,contaminated soil,ceramsite Using remediation of heavy metal contaminated soil to make ceramsite
ZHANG Xian-zhi HE Hui-zhou LIU Song WEI Dan-feng LIN Jun XIA Hui-cheng
1.2修复现状
由于重金属不可降解的特殊性，目前治理土壤重金属污染主要有两种途径：①固定，改变重金属在土壤中的存在形态以使其固定，降低其在环境中的迁移性
和生物可利用性；②转移，从土壤中去除重金属。

按照技术类别重金属污染场地修复的方法可分为物理修复法、化学修复法、植物修复法及微生物修复法。

在十三五期间，重金属污染土壤修复技术发展迅速，通过自主研发和引进消化吸收，土壤热脱附、固化/稳定化、原位化学/氧化、土壤淋洗、多相抽提等工艺纷纷得到了验证和推广。

2021年期间，上述技术基本上是国内土壤修复市场的主流，随着项目实施的增多，各种技术运行管理更加精细和成熟。

同时，由于我国污染场地修复后的开发需求较大，而修复后土壤的再利用又存在较多的限制，因此水泥窑协同处置、烧结制砖等处置方式的应用在2021年有较大幅度提高。

由于修复土壤的再利用仍缺乏相关制度支持，因此，目前利用较为成熟的水泥窑、砖窑等修复技术在短期内仍将排在地方管理部门和技术咨询单位修复技术清单的前列，且处置压力巨大。

陶粒窑协同处置技术在近些年也积累了些实践经验，2022年初，中国建筑材料联合会发布了《陶粒窑协同处置固体废物技术规范》（征求意见稿），对陶粒窑协同处置固体废物（含受污染土壤）相关技术应用做了明确的规定。

2重金属污染土壤特性
重金属污染土壤本质是土壤，土壤主要由矿物质和有机质组成，与陶粒用矿产资源基本一致。

土壤的矿物质主要源于岩石的物理风化和化学风化作用，按其成因不同可分为原生矿物质和次生矿物质。

原生矿物质主要包含硅酸盐类矿物、氧化物类矿物、硫化物等；次生矿物质是岩石经化学作用和成土过程形成新的矿物质，主要包含简单盐类、氧化物类以及次生铝硅酸盐类，其对土壤的可塑性、结合力和干燥强度起着重要的作用。

土壤中的矿物质为陶粒提供骨架成分以及熔剂成分。

土壤的有机质主要源于土壤中的动植物残体，包括活的有机体，如植物根系和土壤生物等，另一类是有机化合物，如腐殖酸、富里酸等。

土壤中的有机质为陶粒提供了一定量的发泡物质。

本次试验研究对象是浙江某重金属污染土壤地块，分别对其化学元素组成、物理性能以及重金属浸出毒性检测进行了检测。

2.1化学组成
试验所用浙江某重金属污染土壤地块化学成分见表1。

由表1可见，污染土壤的化学组成基本满足Riley 相图所研究适合烧胀陶粒的化学组成区间：SiO253%～79%，Al2O312%～16%，熔剂8%～24%。

2.2物理性能
试验所用浙江某重金属污染土壤地块的物理性能见表2。

由表2
可见，土A及土B采用生石灰为主体的修
复，其土壤的物理性能与常规土壤区别不大，无明显差异。

土C是采用异位洗淋修复后污染土，其内部的次生矿物质（细小颗粒物质）基本被水洗，因此其可塑性较差，同样干燥强度较低，对于生产的陶粒成型以及后续入窑质量均有一定的影响。

2.3重金属含量浸出毒物检测
试验所用浙江某重金属污染土壤地块浸出毒物检测见表3。

由表3可见，土A、B、C在重金属浸出毒性检测上均远小于《危险废物鉴别标准浸出毒物鉴别》（GB5085.3-2007）所规定的限值，结合相应地块的腐蚀性、毒性物质含量以及急性毒性初筛检测报告，判定土A、B、C的土壤不具有危险特性，属于一般固体废物。

3试验
3.1原材料
浙江某重金属污染土壤地块土A、土B、土C以及市政污泥。

3.2试验工艺
3.2.1预处理
将重金属污染土壤自然风干，然后过孔径为10mm 筛网对其进行粗筛，去除里面石块等较大杂物；再将重金属污染土壤依次过孔径为5mm、2.5mm、1.25mm、0.63mm 表1浙江某重金属污染土壤地块化学成分/%
表2浙江某重金属污染土壤地块的物理性能
表3浙江某重金属污染土壤地块浸出毒物检测/mg/L
综合利用
的筛网，使掺杂在污染土壤内的生活垃圾、粗砂等杂质进一步被筛除；取0.63mm筛底，然后对0.63mm~
1.25mm筛余黏土质固体物料进行研磨处理，在碾磨处理后重复过0.63mm筛网，所得0.63mm筛底污染土壤细料备用，如图1所示。

3.2.2配伍造粒
以Riley在研究黏土陶粒的烧胀性能中相图为理论基础，共设计了9组不同比例的污染土和市政污泥进行配比，加入适量水，手工搓成粒径约Φ12mm的生球约60颗，如图2所示，具体配比见表4。

3.2.3焙烧陶粒
将不同配比的陶粒生球放入电热鼓风干燥箱中于105℃恒温干燥6h，将干燥后的生球放入快速升温箱式电炉焙烧，如图3所示，采用一炉连续升温制：室温~ 600℃、时间15min~20min；600℃~1200℃、时间25min，焙烧结束，打开电炉门快速冷却。

3.2.4性能测试
参照GB/T17461-2010《轻集料及其试验方法第2部分：轻集料试验方法》，对陶粒的关键性能发泡倍数、筒压强度和堆积密度进行测试，对比结果见表5。

由图4~图6可见，纯的污染土A本身发泡情况良好，加入一定量的市政污泥后，其内部的细微小孔逐渐变化，堆积密度也越来越小。

纯污染土B和污染土C本身的发泡性能较污染土A差，配伍加入市政污泥后，都对发泡情况起到了一定的积极作用。

需要指出的是污染土C的配比F8在烧成中出现了明显开裂现象，正如前文所述，经异位洗淋的污染土其塑性较差，本身的结合力也较差，在干燥或者低温失水阶段很有可能比较容易出现裂纹，最终影响烧成陶粒的质量。

3.2.5
陶粒重金属浸出毒性检测
根据GB/T30810-2014《水泥胶砂中可浸出重金属
的测定方法》
，结合JC/T2621-2021《污泥陶粒》（征求意表4陶粒配合比
图1典型0.63mm筛底物
图2配伍造粒图
表5不同配合比的陶粒性能对比
图3陶粒焙烧图
图4污染土A配比陶粒图图5污染土B配比陶粒图
图6污染土C配比陶粒图
见稿）中规定有害物质的判定依据，选择利用污染土A 配比的F3配合比烧成的陶粒进行了重金属浸出毒物检测，见表6。

由于是电炉焙烧的小试体系，对于烟气粉尘中的重金属含量并未进行监视研究。

结合所用市政污泥的重金属浸出毒物的检测值（检测值高于或相当于污染土壤），由表6可见，污染土A中的重金属浸出毒物应该得到了进一步固定，且远小于标准限值。

4结语
纯的污染土壤，只要其化学成分基本满足Riley相图的要求，基本可烧制陶粒，发泡性能与其有机物含量以及氧化铁含量成一定的正相关。

在电炉的烧成制度下，市政污泥掺量20%，烧结温度在1200℃，污染土壤A 可以烧制出堆积密度500kg/m3，筒压强度2.0MPa的陶粒。

根据生产经验推测，在批量生产回转窑中，市政污泥掺量20%，烧结温度在1150℃～1180℃，可以烧制出堆积密度500kg/m3，筒压强度2.0MPa的陶粒。

经异位洗淋修复后的污染土，在电炉的静态热工环境下可以烧制陶粒，但因其塑性过差，干燥强度过低，在实际批量生产中可能会存在造粒形态不佳，强度不足，最终导致生球炸裂影响陶粒质量的问题出现，因此在选用异位洗淋修复的污染土时，建议在配比时加入适量的高塑性原料。

污染土壤的批量使用，在工艺上需要考虑几个问题：一般的污染土壤水分接近于普通土壤的水分20%~
25%，在地势较为低洼的地区，会出现水分较高＞30%的污染土壤情况出现，因此需对其干燥处理才能进入后续的破碎筛分环节。

筛分的细度也对陶粒的质量起着一定的影响，建议最后一道筛的尺寸至少在0.63mm 左右。

关于重金属污染物含量问题。

本次试验属于小试试验体系，尚未对焙烧过程中烟气粉尘的重金属含量进行监测研究，在后续的放大试验中需对此部分重金属污染物进行研究。

基于此，需根据各个处置单位自身的处置工艺建立相应的污染土壤接收限值。

以本次试验用污染土壤生产最终的产品陶粒，作为建材本身是满足有害物质的规定的。

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收稿日期：2022-2-16
表6陶粒重金属浸出毒性检测/mg/L
综合利用
（上接第54页）稠度损失较大，降低砂浆的表观密度、黏结强度以及抗压强度，导致自然干燥收缩率增加。

（2）预湿处理混凝土砂和烧结砖砂，能够降低砂浆拌合物的稠度的损失，使得砂浆的可操作时间进一步增加，同时也会降低砂浆的表观密度、抗压强度以及黏结强度。

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收稿日期：2022-2-18作者简介：杨波，出生于1986年6月，男，汉族，甘肃庆阳人，本科，工程师，主要从事混凝土工程安全生产及销售工作。