固化稳定化修复技术范文

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关键词：重金属污染 底泥 稳定化 固化技术

中图分类号：X70 文献标识码：A 文章编号：1672-3791（2014）02（b）-0011-01

本文以广州市作为案例。由于广州市河网纵横交织，收到珠江三角洲和泰，河势以及水动力等多个方面的影响，没有足够的水环境容量，同时水体不能够实现自身的净化。尤其是感潮河段，污水咋河道位置受到潮水的顶托从而滞留在河道处。而由于污水存在着很难被稀释，降解等问题，从而使得城市的河涌淤积严重，同时底泥又被重金属等污染物污染，这将会对河流的生态环境构成严重的威胁并直接影响群众的饮水的安全性等问题。

所以目前所面临的一个较为严重的问题就是清楚河道内部的污染源。进而排除了重金属污染所构成的威胁，进而实现改善河道的水生态环境。就目前的状况看来，珠江三角洲流域的城市河道的底泥大量增加，仅仅在广州市内部现在就有230多条城市河道，而需要清理的底泥总计起来一共有大约700多万平方米。而目前国内所采取的“抓斗挖泥+自然感化”和“绞吸挖泥+围堰自然干化”，这两种实施较为粗放，并且大量的占用了土地资源，同时极其容易对土壤造成二次污染。在国外普遍采取的是“绞吸挖泥+底泥固结”的方法来实现这一目标。通过与国外的先进技术的引入，并开展出来自主研发的受到重金属污染的河道底泥环保清淤以及资源化的处置技术是十分有必要的。本研究是以广州市城市河道环保清淤和生态岛的建设，其成果在珠江三角洲地区和国内其他的很多城市都有着广泛的应用以及推广的前景。

1 广州市河涌淤泥情况调查

1.1 基本情况

本次实验是对广州市200多条城市的河流涌到，600多个采样点的分析和调研来综合分析从而得出以下调查结果。

1.1.1 广州市河涌淤泥的物理学方面的数据

有调研结果可知，广州市河涌淤泥的粒径组成变动幅度较大，而其中的大部分是在0.05～2 mm的范围之内，而淤泥的质地总体上属于偏砂土。河涌淤泥的含水率在15%～88%之间，正常情况下是虎仔饱和的状态的。含水率的差异主要是受着淤泥的颗粒组成以及与你的有机质含量等多方面的影响，淤泥的颗粒质地越轻那么就是有机质的含量越高，也就是含水量越高。河涌淤泥的密度较低，属于较为疏松的类型，密度也是在0.57～1.55 g/m3之间的。

1.1.2 广州市河涌淤泥的化学成分以及化学特性浅析

广州市河涌淤泥的PH值，也就是酸碱度的范围是在5.07～9.46之间的。而有机质的含量则是在1.6～191.4 g每千克之间的。总的含碳量是在0.38～16.49 g每千克之间的，总的钾的含量是在0.28 ～4.43 g每千克之间。

在河流的底泥中，硫化物的含量是在0.88～10.49 g每千克之间，氰化物的含量则是在0.042～0.659 g每千克之间。还有一定量的氟化物，挥发份以及石油在其中。

1.2 原状淤泥的重金属的检测

广州是的河涌的淤泥中包括了很多有毒有害的重金属元素。对水生生物和人体的健康有着极大的危害。广州是河涌淤泥的重金属的含量虽然差别比较大，但都超过我国土壤环境质量的标准所规定的重金属含量的设定值很多，大多数属于中度的污染水平。广州市的河涌底泥重金属的含量已得到了具体的含量数据。

2 底泥的处置基本原则

目前，已制定成型的制定的原则和方法是秉持着以下四个原则来综合治理：（1）减少排放量；（2）力争排放的无害；（3）处理过程中的稳定性；（4）资源化处理。在处理的过程中最终要实现的目标是对淤泥中的很多有害的病菌，寄生虫乱以及病毒等进行灭活的程序。在处理之后的淤泥中，尽量使得各种指标能够实现无害化的符合环境友好的目标的规定和要求。固结土地是的能够实现工程能够使用的土地的要求。

3 底泥资源化的工程系统的研究

3.1 底泥资源化系统

系统是并不是我国独立研制生产出来的。而是对国内外引进别人已经研制出来的先进的科技成果的基础之上作进一步的研发。通过河流疏浚与你的室内的实验的研究，进行多方面的不同领域的实验，甚至是现场实验，进一步分析具有代表性的河涌淤泥的化学组成以及结构，进一步研究出来适合于建筑用土的固化配合的黄金比例，是的淤泥的调理，固化，脱水以及运输等工艺流程和完整的设备更进一步的实现优化和提升。这也是能够实现更广泛推广应用夯实了坚实的理论基础，并且为其提供了经济分析的原理和依据。在这项技术里面，最为关键的组成部分就是：首先是广州市的河涌复杂的淤泥的预先处理过程的开展和实施；二是对于先进的从国外引进的设备以及消化配套和完善。最后是河涌淤泥固话时候采取最为有效果并且最简洁的方法对淤泥进行有害金属的固封的效果的实现。最后是研制开发并采用新型的固结药剂。

4 结语

这项技术在处理城市河涌淤泥的过程中取得了十分显著的效果。能够在短时间内处理大量的淤泥，并且不用很大的空间便能够开展和实施。对于城市人口密度很大的城市以及河涌的生态系统的修复具有很好的效果。同时对于有害物质进行处理和固化之后，淤泥的质量达标了之后，被固化的泥土仍旧能够作为资源实现再循环和再利用等。

参考文献

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关键词：稳定剂；重金属污染；TCLP；土壤修复

中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：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

中国由铅酸电池、电镀、矿物开采以及冶炼等导致的土壤重金属污染往往引发环境[1]。如在2009年发生的陕西凤翔儿童血铅超标、湖南浏阳镉污染及山东临沂砷污染以及在广西环江、云南会泽、湖南湘江等地土壤重金属污染引起了社会广泛关注，成为公共环境事件。作为“化学定时炸弹”，土壤重金属污染呈现出污染持续时间长、污染隐蔽性强、不能被微生物降解、随食物链富集，最终危害人类健康[2]。中国受重金属污染土壤面积约2 000万hm2，占全部耕地面积的1/5，每年被污染的粮食多达1 200万t，土壤重金属污染亟需得到修复治理[3]。

目前常用的污染场地修复技术主要包括客土法/换土法、热脱附、稳定/固化（solidification/stabilization，S/S）、电动修复、化学淋洗、气提、生物修复、农业生态修复技术等[4]。与其他修复技术相比，固化/稳定化技术具有处理时间短、高效、经济等优势，美国环保局将固化/稳定化技术称为处理有害有毒废物的最佳技术[5]。根据场地修复技术年度报告（ASR），1982-2005年间美国超级基金有22.2%场地修复使用S/S技术[6]。

与固化技术的物理隔离污染物不同，稳定化技术通过稳定剂发生化学反应，改变重金属的形态，转化为不易溶解、迁移能力或毒性更小的形式，从而降低土壤重金属的生物有效性[7]。现有研究表明，通过固化作用形成的固化体会导致污染物从固化体中二次释放，而稳定化则不会涉及到这个问题[8]。

目前土壤重金属稳定化药剂有石膏、磷酸盐、氢氧化钠、硫化钠、硫酸亚铁、氯化铁[9]。此外，黏土矿物、高分子聚合材料、生物质基重金属吸附材料也作为稳定剂。在土壤重金属污染修复实践中所用的磷化合物种类较多。包括水溶性物质如磷酸二氢钾、磷酸二氢钙及磷酸氢二铵、磷酸氢二钠等，也有水难溶性物质如羟基磷灰石、磷矿石等[10]。磷酸盐加入污染土壤后，显著降低重金属有效态浓度，促使重金属（尤其是铅）向残渣态转化。磷酸盐稳定重金属的反应机理十分复杂，目前的研究将其大体分为3类：磷酸盐表面直接吸附重金属；土壤中重金属与磷酸盐反应生成沉淀或矿物；磷酸盐诱导重金属吸附[11]。

批处理是评估土壤中金属元素危害性的通用方法。为了评估固体废物遇水浸沥浸出的有害物质的危害性，中国颁布了《固体废物浸出毒性浸出方法-水平振荡法》（HJ 557-2009）、《固体废物浸出毒性浸出方法-硫酸硝酸法》（HJ/T 299-2007）及《固体废物浸出毒性浸出方法-醋酸缓冲溶液法》（HJ/T 300-2007）。TCLP方法是EPA指定的重金属释放效应评价方法，用来检测在批处理试验中固体废弃物中重金属元素迁移性和溶出性[12]。该方法采用乙酸作为浸提剂，土水比（g∶mL）为1∶20，浸提时间为18 h。多重提取试验MEP（Multiple Extraction Procedure）方法可模拟设计不合理的卫生填埋场，经多次酸雨冲蚀后废物的浸出状况，通过重复提取得出实际填埋场废物可浸出组分的最高浓度。MEP试验也可用于废物的长期浸出性测试，其提取过程长达7 d。

本研究采用硫化物、无机磷化合物、碱等物质混合添加至土壤中，结合TCLP浸出毒性鉴别标准评价方法，分析土壤重金属在不同配比修复剂情况下重金属浸出程度和土壤重金属有效性改变程度。

1 材料与方法

1.1 试验材料

采集两种不同的土壤，分别为校内菜园土（用X代表），潜山黄红壤（用Q代表）。硝酸铅、硫酸铜、四水合硝酸镉、七水合硫酸锌均为国药试剂。硫化钙、磷酸钙、氢氧化钙均为阿拉丁试剂。

1.2 试验方法

将校园菜园土与潜山土壤各1 kg风干过0.25 mm土筛。在潜山土壤（Q）、校园菜园土（X）中分别加入硝酸铅、硫酸铜、四水合硝酸镉、七水合硫酸锌，使其待测重金属含量至少超过国家3级标准（记为QA、XA）。在潜山土壤（Q）、校园菜园土（X）中加入上述药剂，使其待测重金属含量至少超过2倍国家3级标准（记为QB、XB）。6份土样分别加入330 mL去离子水，充分搅拌混合。置于阴凉处反应3 d，然后将6份土样分别平铺于干净纸上，置于室内阴凉通风处风干。

准确称取上述风干后的QA、QB、XA、XB土壤各200 g，采用两种稳定剂方案处理。方案1：加硫化钙0.5%+过磷酸钙1%+氢氧化钙0.1%+去离子水20%。方案2：加硫化钙2%+过磷酸钙1%+氢氧化钙0.5%+去离子水20%。潜山三级污染土壤经过两种稳定剂方案处理后的土壤样品记为QAF1，QAF2，其他类推。

潜山土壤（Q）和校园菜园土（X）土壤pH测定：土水比（g∶mL，下同）为1∶2.5，即10 g土加入25 mL去离子水，于恒温振荡器中，25 ℃条件下以150 r/min振荡30 min。

QA、QB、XA、XB土壤重金属测定：土壤重金属含量采用HC1-HNO3-HF消解，用原子吸收分光光度计进行测定。

QA、QB、XA、XB土壤重金属水溶态测定：在三角烧瓶中加入2.5 g风干土壤及25 mL去离子水，在（25±2） ℃条件下振荡2 h，过滤[13]。

TCLP浸提试验：将质量比为2∶1的浓硫酸和浓硝酸混合液加入到去离子水（1 L去离子水约加入2滴混合液）中，配制为pH 3.2的浸提液。按液固比为10∶1（L/kg）计算出所需浸提剂的体积，加入浸提剂，盖紧瓶盖后固定在翻转式振荡装置上，调节转速为30 r/min，于25 ℃下振荡18 h。过滤，原子吸收分光光度计测定浸提液重金属浓度[4]。

1.3 统计分析

本研究所列结果为3次重复的测定值。标准物质铜、锌、镉、铅溶液来自国家标准物质中心。4种重金属元素测定的变异系数（CV）均小于10%。

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量及土壤pH

土壤重金属含量及pH见表1。潜山土壤pH 6.38，大于校园菜园土壤pH 5.92。校园菜园土壤酸性较强。潜山土壤属于黄红壤，据咸宁市土壤普查其土壤pH在5.30～6.80之间[14]，此次测定的土壤pH在此范围内。从pH来看，X>XA>XB，Q>QA>QB。水溶性重金属盐的加入，土壤在吸附金属阳离子的同时释放出H+，使得各土壤pH均降低，并且随水溶性重金属盐加入量的增加，pH降低越多，缪德仁[15]的研究中也有类似报道。

从氧化还原电位值来看，校园土壤氧化还原电位值校园土壤（X）小于潜山土壤（Q），显示校园土壤还原性比潜山土壤强。随着水溶性盐的加入，土壤氧化还原电位值下降，还原性加强，并且随着水溶性重金属盐的加入增加，氧化还原电位值降低越多。

2.2 土壤重金属水溶态含量

土壤重金属水溶态含量代表了生物可利用性[16]。对于潜山土壤Q和校园土壤X，从水溶态的平均百分比来看，Cd（12.85%）>Zn（6.59%）>Cu（3.35%）>Pb（0.69%）。4种重金属中，除Cd的水溶态比例高于10%外，其他3种重金属的水溶态比例均低于10%。结果显示土壤Cd生物有效性最强，Pb的生物有效性最差。

对Cu和Pb来讲，土壤水溶性重金属盐添加量增加，水溶态的比例也增加（校园菜园土Cu从1.36%增加到5.01%，Pb从0.31%增加到0.40%，潜山土壤也是类似）。但是对于Cd和Zn来讲，在校园菜园土壤中，土壤水溶性重金属盐添加量增加，水溶态的比例反而降低（表2）。

2.3 TCLP浸提

表3是在两种土壤重金属修复剂处理下，经过TCLP浸提的结果。从表3可以看出，方案1和方案2均使校园菜园土壤和潜山土壤pH增加，如原土壤XA的pH为5.39，现在变为6.87和8.53。方案1和方案2均使两种土壤电位值增加，并且方案2比方案1更能显著增加土壤的氧化还原电位值（增加值在50 mV以上）。

表4列出了两种不同方案对土壤重金属溶液浓度的消减率。消减率计算公式为：

D=×100%

式中，D为土壤重金属溶液浓度的消减率（%），C0为土壤在没有加修复剂前的重金属水溶态浓度（mg/L）；C为经过不同稳定剂处理后再经过TCLP浸出液中重金属离子的浓度（mg/L）。

由表4可知，对Cd和Zn，方案2优于方案1。方案2中，Cd（89.7%）和Zn（99.7%）的消减率大于方案1中Cd（88.9%）和Zn（95.7%）的消减率。对于Cu和Pb，方案1优于方案2，方案1消减率Cu为67.2%、Pb为53.9%。

2.4 土壤重金属TCLP浸出率

污染土壤中各目标元素的TCLP浸出率采用下式进行计算：

L=×100%

式中，L为TCLP浸出率（%），C为TCLP浸出液中金属离子浓度（mg/L），V为浸提体积（L），CT为土壤重金属全量（mg/kg），m为TCLP浸提土壤质量（kg）。

供试土壤中重金属元素的TCLP浸出率其平均值按照大小顺序为Cd（12.8%）>Zn（7.1%）>Cu（3.3%）>Pb（0.7%），其比例与4种重金属的水溶态比例及大小相当，Cd最高，而Pb最低。

中国环保部制定了“危险废物鉴别标准-浸出毒性鉴别”（GB5085.3-2007），采用规定的浸提方法超过GB 5085.3-2007所规定的阈值，则判定该物质为具有浸出毒性的危害物质。TCLP是美国资源保护和再生法（Resource Conservation and Recovery Act，RCRA）法规指定的针对条款40CFR261.24的试验方法[17]。表5列出了国内外常见的4种设计重金属的质量限制标准。

在土壤4种重金属含量接近土壤质量标准3级及2倍3级标准值情况下，经过2种土壤修复剂的处理，TCLP浸提后，Cd和Zn符合表的所有要求。在方案1处理下，土壤Cu浸提符合表5的所有要求，土壤铅浸提除地表水环境质量标准（三类值）不符合外，其他标准均符合。

3 小结与讨论

环境定元素的生物有效性或在生物体中的积累能力或对生物的毒性与该元素在环境中存在的物理形态及化学形态密切相关。目前，应用较广泛的连续提取方法主要有两种，即欧共体标准物质局提出的三步提取法（BCR法）[18]和Tessier等[19]提出的五级提取法。中国地质调查局地质调查技术标准一生态地球化学评价（DD2005-3）将土壤重金属的形态分为水溶态（WS）、离子交换态（EXC）、碳酸盐态（Carb）、弱有机态（WOM）、铁锰氧化物结合态（CBD）、强有机态（SOM）、残渣态（RES）[20]。

在本试验中采用类似于DD2005-03的方法，水溶态采用去离子水在土水比为10∶1情况下振荡2 h。相比于作者在河南碱性土壤的形态分析，本研究中的各种重金属水溶态含量平均百分比[Cd（12.85%）、Zn（6.59%）、Cu（3.35%）]均大于河南碱性土壤[Cd（2.0%）、Zn（1.6%）、Cu（0.9%）]（无Pb的数据）[20]。结果均表示土壤重金属的生物有效性为Cd>Zn>Cu。

国外学者研究表明，重金属的形态与其生物可利用性存在一定的相关关系，其中植物中重金属浓度与土壤中交换态和碳酸盐结合态重金属有着显著的相关关系，土壤中重金属可交换态和碳酸盐结合态含量的升高会增加重金属的生物有效性[21-23]，在此基础上提出了RAC（Risk Assessment Code）风险评价方法。该评价方法分为4个风险等级：低（50%）。在本研究中土壤镉含量不到国家土壤质量标准值3级标准，其水溶态的比例大于10%，显示土壤镉有较高的风险等级。

pH 6时，含Zn2+溶液即析出白色氢氧化锌。Zn2+是两性物质存在下列平衡：

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

pH 8～10时，溶液中主要以Zn（OH）2为主，pH 11时生成可溶的锌的羟基络合物。在方案2中pH在8～10范围内。

当pH>7.5时，土壤中的Cd主要以铁锰氧化物结合态和残渣态等形态存在是导致土壤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时，胡萝卜和菠菜对重金属的吸收显著降低，与Cu和Pb相比，Cd和Zn的降幅更大。推测对于Cu和Pb，在较低的pH下形成磷酸盐沉淀。对Cd和Zn，是硫化物及磷酸盐和pH共同作用的结果。

土壤还原状态下，硫酸盐还原菌将硫酸盐变成硫化氢，Zn2+与S2-有很强的亲合力，土壤中的Zn2+转变成溶度积小的ZnS。在本试验中，添加的磷酸盐与土壤中Fe3+形成沉淀，土壤电位值应该降低，但是在TCLP试验强酸浸提下，电位值出现了升高。

本试验以两种不同性质的土壤为基质土壤，通过添加可溶性重金属盐的方法，得到不同污染程度的土壤，两种不同的快速土壤修复剂经过TCLP试验，得到以下结论：

1）土壤在添加可溶性盐后pH降低。可溶性重金属盐加入越多，pH下降越多。

2）水溶态的平均百分比来看，Cd（12.9%）>Zn（7.1%）>Cu（3.4%）>Pb（0.7%）。4种重金属中，除Cd的水溶态比例高于10%外，其他3种重金属的水溶态比例均低于10%。

3）Cd和Zn，TCLP浸提液浓度与pH呈负相关；Cu和Pb，TCLP浸提液浓度与pH呈正相关。

4）方案2消减率Cd（89.7%）、Zn（99.7%）大于方案1消减率Cd（88.9%）、Zn（95.7%）。对于Cu和Pb，方案1优于方案2。方案1消减率Cu为67.2%、Pb为53.9%。

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篇3

[关键字] 地下水污染 水资源 治理技术 治理措施

[中图分类号]X52 [文献码] B [文章编号] 1000-405X（2013）-2-158-2

水资源是我们人类赖以生存的必需品之一，但经过我们人类长年累月对水资源的过度索取和污染，水资源缺乏已经成为了当今世界性的一个重要问题。

地下水是人类可用的淡水资源的重要组成部分，在我国，地下水资源量占了总水资源量的三分之一，占全国总用水量的五分之一，是我国大约7成的人口的主要饮用水源。

地下水的特点是水质好、分布广， 因此得到广泛利用。可见地下水资源对我国的重要性。除此之外，地下水还是维持水系统平衡的重要保障，支撑着整个大自然的正常运作。但是随着我国经济的高速发展和人口的急剧增长，地下水污染的程度日益严重。现今，如何治理地下水污染已经成为全社会急需解决的一个重要问题。

因此，本文就分析我国地下水的污染现状，然后有针对性地提出一些治理措施，希望为我国在地下水污染的治理上提供一点帮助。

1 我国的地下水的污染现状

近年，我国地下水的污染状况越来越严重，大部分地区的地下水环境受到污染，有部分地区污染严重到已不宜饮用，且污染程度每天都在加深。

根据最近的水质监测报告，我国大部分地区的地下水水质都在不断恶化。其中，以北方城市地区最为严重，污染元素多且超标率高，主要污染超标因素有矿化度、总硬度、氟化物、氯化物、细菌和大肠菌群等。

除了以上的无机污染物之外，还有例如苯并花、氯代烃等持久性的有机污染物。部分重污染区水质污染属于严重超标，超标原因多为硬度、汞、铬和氨氮含量较大等，该地区地下水的水质已不宜人类饮用，其中汞和铬等有毒有害物质更会对人体造成直接损害。

2 地下水污染的治理技术措施

经过长时间的研究和实践，人们总结出了比较系统的地下水污染治理技术。以下我们就列举一些比较有效的措施：

2.1 物理处理法

顾名思义，物理处理法就是采用物理手段来治理受污染的地下水，物理处理法主要有屏蔽法、被动收集法和水动力控制法三种方法。

（1）屏蔽法

屏蔽法的做法就是在受污染的地下水体周围建立起各种物理屏障， 以防止污染范围进一步扩大。在通常情况下屏蔽法只作为地下水污染治理初期中的一种临时性控制办法，除了对小范围的带有剧毒的重度污染物时进行屏蔽时才作为永久性的办法。

（2）被动收集法

被动收集法就是在地下水流的下游部分挖出一条沟道，目的是利用设置在沟内的收集系统将漂浮在水面的污染物质统一收集起来然后方便集中处理。

（3）水动力控制法

水动力控制法是通过向含水层注水或者抽水从而使地下水的水力坡度发生改变， 运用井群系统来将受清洁的水体与受污染的水体分隔开，有效地保证清洁水体免受污染，根据井群系统布置方式的不同，水力控制法又可分为上游分水岭法和下游分水岭法。

2.2 化学处理法

（1）加药法

将化学药剂通过井群系统注入到受污染的水体中， 例如添加氧化剂使有机物降解或沉淀无机化合物，注入中和剂用来中和酸、碱性溶液等。

（2）冲洗法

是治理有机烃类污染的有效办法，可分为蒸汽冲洗、空气冲洗或者酒精冲洗等。蒸汽冲洗是通过令机物热解，逼使挥发性组份溢出。而空气冲洗就是将空气直接注入受污染水体的底部， 然后空气在水中上升时，会携带污染物中的挥发性组份一同溢出，最后再用集气系统统一将气体收集起来进行处理。

（3）土壤改性法

通过把有机改性物质和原位注入表面活性剂注射到土壤的粘土层中，促使粘性变成有机粘土，而有机粘土的特性就是能有效吸附有机污染物，对改善水质很有帮助。

（4）射频放电加热法

通入电流到受污染水体中使水中的污染物降解。

2.3 稳定和固化技术

稳定化技术是指将污染物的有害性转化为毒性较小甚至无毒性和不易溶解的状态。而固化技术是指将液态的污染物质包起来变成颗粒状或块状的固态，从而使污染物难以受周围环境的影响，也难以对环境作出破坏，处于一个相对稳定的状态。稳定化技术与固化技术融合运用对控制重金属离子和放射性物质，使其变得稳定有很大效用。

稳定、固化技术的步骤是：

1、中和重金属离子和放射性物质的酸碱度；

2、破坏金属络合物；3、控制金属的氧化还原态；

4、转化成毒性低、不溶性的稳定形态；

5、最后使用固化剂令污染物转变成相对稳定的固态物。

2.4 抽出处理法

抽出处理法指的是我们将地下受污染的地下水通过抽水系统抽到地面来再进行治理的方法。这种方法能直接有效地治理受污染的地下水，由于已经把地下水抽到地表，则可以按照地表水的治理方法来治理：

1、物理法，包括过滤法、吸附法、反渗透法、重力分离法、空气吹脱法、气提法和焚烧法等；

2、化学法，包括混凝离子交换法、氧化还原法、沉淀法和中和法等；

3、生物法，包括厌氧消化法、生物膜法、活性污泥法和土壤处置法等。

虽然抽出处理法直接有效，但毕竟要将地下水抽到地面上，需要的人力物力和专业器械肯定不少，导致治理成本升高，如果抽取的过程处理不善还有可能会引起地面塌陷等问题。

2.5 原位处理技术

原位处理技术是当下最受重用的治理技术之一，原位处理技术分为物理化学处理法和生物处理法，其拥有治理费用相对低下，有效减少水体中污染物，减少对环境的破坏等优势，是一种综合性能很不错的地下水污染治理技术。原位处理技术。活性渗滤墙是其中一种常见的物理化学处理法，活性渗滤墙一般运用在地下储水层中，它的原理是当地下水通过活性渗滤墙时，活性墙体的物质与地下水中的污染物接触产生物理化学反应，然后污染物被消除，从而达到修复的目的。而生物修复就是其中一种最常见的生物处理法，它的原理是通过利用原生微生物对污染区域产生微生物反应，从而达到降解污染物质的目的。一般原生微生物进行降解污染物的能力不高，降解效率偏低。因此，我们必须专门培养一些拥有高降解能力的特异微生物。将这些高效的特异微生物添加到受污染的地下水中来降解那些难降解的有机物，从而使污染的地下水得到有效净化。

3 地下水污染的预防措施

对于改善地下水污染的状况，只是采取不同的治理措施是不够的，还需要采取预防措施从源头控制地下水污染，尽量做到防治结合，把污染的危害减小到最低限度，这样才可以令地下水污染的治理效果事半功倍。

（1）建设完备的法律法规体系对地下水污染进行全面监管， 事实证明，仅凭借现有的法律法规是不足以解决现时严重的地下水污染状况的，政府应该有针对性地逐步加强相关的法律法规体系，使在对地下水环境污染的监管工作上拥有更为完善的法律凭据。

（2）加大投入力度建设地下水监测网络，为了时刻能对水环境质量进行检测，政府应加大投入力度，逐步增加负责监测地下水环境的基础设施， 使监测设施形成一个地下水环境监测系统，从而不断完善水环境监测体系，达到更方便、及时地对地下水进行检测的目的。

（3）进行系统的全国地下水污染情况调查，开展全国地下水污染调查工作水质总体状况、污染来源，划分地下水质量区域，科学制定水资源保护与防治规划。因此急需开展全国地下水污染调查评价，并建立地下水污染区域的评价指标体系，为地下水污染的防治工作提供基础资料。

（4）设定全国地下水污染预警与应急预案，实现大区域范围内的地下水污染信息进行实时监控，对地下水污染严重的地区及时预报，使我们能够在第一时间掌握地下水污染的情况并及时采取措施控制污染的蔓延。

（5）加大宣传力度，提高公众环保意识。可通过广播、电视、报纸等信息媒体及培训班等不同宣传手段提高全社会对地下水污染危害的认识，增强全民的环境意识，提高公众环境保护的参与意识。

4 结束语

本文分析了我国地下水的污染现状，提出了一些地下水污染的治理和预防措施，目的就是为解决地下水污染问题提供建议。对于已经受污染的地下水，要以预防为主，防治结合为原则，采用有效的治理措施，同事还要查明和整治污染源，在实践中不断积累经验，借鉴国内外优秀的治理技术，研究出更加有效、更有效率的治理技术措施，为任重道远的地下水治理事业出一份力。

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篇4

该垃圾填埋场地处沿海某地城郊，原为荒滩林地，现因当地经济快速发展，已经开发成工业开发区，填埋场距离市区30km左右，离最近的城镇8km左右，目前填埋场周围均有工厂分布。填埋场总面积约16.585hm2，其中填埋区为15.838hm2，管理区及渗沥液处理区约0.747hm2。整个库区由生活垃圾填埋区和拆解垃圾填埋区组成。生活垃圾填埋区占地面积14.078hm2，分为一期库区和二期库区。一期库区占地6.328hm2，自1998年启用，已于2006年封场，填埋量约33万t；二期库区占地7.75hm2，自2006年启用，于2012年底封场，填埋量52万t，生活垃圾填埋区已填埋的垃圾总量约为85万t。拆解垃圾填埋区位于填埋库区西面，占地面积约1.76hm2，填埋厚度5.8m，库容10.23万m3，已填埋的垃圾总量约为15万t。至2012年底，填埋场库区均已达到设计库容，实行封场，目前已进入封场后管理维护阶段。

2当地工业发展和用地现状

按照工业新城区的定位，当地编制了工业集聚区各项规划和产业发展规划，投入资金建设园区的主干道路网及水、电、通信等基础设施，着力培育规模企业，提升区域经济竞争力，形成了以机电、汽摩配、塑料制品、五金、水产冷冻等五大特色行业为主导的产业结构。全镇亿元企业8家，千万元以上企业达20多家。根据当地国土资源局国有土地使用权招拍挂出让成交公示（2012年6月显示，当地近期的工业用地拍卖屡创新高，反映了其工业用地紧张的现实。城镇生活垃圾均采用焚烧方式处理，已封场的填埋场位于工业开发区核心区域，成为工业园区中的“棕色地块”，制约了工业园区的发展。根据国家规范，若要对该块土地重新利用，则需要填埋场达到稳定安全期后方可进行土地使用，且不能建造永久性建筑物，为了使已封场填埋场的场地发挥更积极的土地效益和社会经济效益，减少填埋场维护费用，降低填埋场对周边区域环境污染的风险，可以利用填埋场距当地焚烧发电厂较近的优势，对填埋物采取“外运焚烧”的方式对土地进行整理，并对搬迁后的场地进行土壤修复、回填，使之达到GB15618—2008土壤环境质量标准（修订中第二级工业用地标准，让该地块恢复成工业用地，并从土地转让收益中抵扣掉土地整理的费用。

3方案实施的条件

3.1交通运输条件。填埋场所属区块路网建设已经成熟，运输条件良好。填埋场距当地焚烧发电厂6km，运距合适，交通方便，具备了项目实施必须的交通条件。

3.2处理场地条件。当地焚烧发电厂总占地面积61124m2，总投资近3亿元，装机容量25MW，上网电量1亿kW·h/a，处理规模一期1000t/d，年处理生活垃圾28万t。其二期工程预计在近2a内实施，届时会增加处理量800t/d，处理量将达到1800t/d。目前该焚烧发电厂日处理量为800t/d，有200t/d的余量垃圾可以提供给垃圾填埋场做二次处理；2a后，该公司二期工程实施，可提供给垃圾填埋场二次处理垃圾最大处理量约600t/d，能满足垃圾填埋场垃圾的二次处理要求。

4已填埋垃圾分析

4.1生活垃圾。一期库区垃圾。生活垃圾填埋区一期库区自1998年启用，至2006年封场完毕，使用年限8a，已填埋垃圾约33万t。一期库区封场至今已有6a，部分垃圾在填埋场中填埋多年，垃圾中易降解物质降解已经完成，垃圾成分基本达到稳定化，矿化率较高。二期库区垃圾。生活垃圾填埋区二期库区自2006年启用，至2012年封场，使用年限6a，已填埋垃圾52万t。根据城区生活垃圾产生量的相关资料显示，从2009年开始，每天垃圾填埋量平均约500t，经计算，二期库区上层4m左右厚的垃圾基本是近1~2a填入的，其降解、矿化率较低甚至还未进入矿化阶段。2008—2009年垃圾产生量较初始填埋时有所增长，垃圾填埋龄3~4a，其有机物已部分或大部分降解，垃圾矿化率相对较高，降解后垃圾层有一定的沉降性，估计这部分垃圾层厚度在2.5m左右。最下层垃圾是2005—2007年填埋的垃圾，当时垃圾产生量较少，并经过5~6a的降解，绝大部分有机物已降解，矿化程度较高，并且矿化后垃圾沉降量较大，这部分垃圾层厚约1.5m。

4.2拆解垃圾。拆解垃圾库区自2006年启用，至2012年封场，已使用6a，填埋垃圾约15万t。根据当地拆解垃圾的相关资料可知，垃圾主要成分为橡胶、沙子、砖块、塑料、线路板、铁、铜以及极少量的纸张等，经分选后的垃圾焚烧热值较高。

5外运焚烧工艺

5.1工艺设计

5.1.1工艺流程简介。根据焚烧厂接纳能力和筛分机处理能力制定垃圾挖掘计划，垃圾挖掘后，经过筛分机筛分，筛上物运至焚烧厂焚烧；筛下物作为矿化垃圾利用。

5.1.2设备及人员配置。垃圾焚烧厂一期设计处理规模为1000t/d，近2a可接纳填埋场二次处理垃圾量约200t/d。人员及设备配备。根据焚烧发电厂的规划，其二期将在2014年建设运营，总设计处理规模将达到1800t/d，预估可接纳填埋场二次处理垃圾量最大约600t/d。人员及设备配备。

5.2处理周期分析

5.2.1已填垃圾成分分析。根据国内对已填埋垃圾筛分测定的相关研究，填埋场内垃圾筛分物随填埋年限各有不同。

5.2.2垃圾总量分析。结合垃圾填埋场填埋种类和年限，垃圾填埋场中垃圾经筛分后，筛上物、筛下物分析结果。

5.2.3垃圾处理周期分析。垃圾填埋场垃圾处理周期。

5.3矿化垃圾的性质和用途。垃圾填埋数年后，垃圾中易降解物质完全或接近完全降解，垃圾填埋场表面沉降非常小，垃圾本身已很少或不产生渗沥液和填埋气，垃圾中可生物降解含量较小，渗沥液中COD浓度较低，垃圾填埋场达到稳定化状态即无害化状态，这部分垃圾称为矿化垃圾。根据矿化垃圾性质可知，矿化垃圾中有一定的有机质和营养元素，主要用途：①种植、绿化用的营养土；②建筑材料；③生物反应床的填料。

6场地修复及土地重新利用

6.1场地土壤检测和修复目的。填埋场库区按区块搬空后，即可对搬空区块进行土壤检测，根据GB15618—2008（修订工业用地土壤污染物浓度控制要求取样、分析、给出调查报告，并制定修复方案进行场地修复，使之达到该标准中工业用地的要求，实现地块的重新利用。

6.2常用修复技术根据。《污染场地土壤修复技术导则》（征求意见稿，常用的污染场地修复技术包括挖掘、稳定/固化、化学淋洗、气提、电动、热处理、生物修复等。

6.3土地重新利用。场址土方填筑完成并验收合格后，即可进行地块规划设计，然后进行场地平整、路网建设、通水、通电等基础建设，建设完成后即可进行土地的重新利用。

7投资收益分析

根据工艺各流程和设备配备，项目总投资约为9714.3万元（含土壤修复费用，其中垃圾焚烧按80元/t计，场地调查和修复按1300万元计，未计矿化垃圾的收益或处理成本。根据的统计，目前工业土地的均价近930万元/hm2，本项目完成后可整理出工业用地16.58hm2，考虑项目实施完成需4.3a，届时土地价格涨价按15%计，预计可以回收土地资金17728.5万元，故按本方案，该垃圾填埋场地块整理利用后，可以产生8014.2万元的净收益。

8结论

(1)垃圾填埋场封场后土地开发利用，要结合当地经济发展状况、环境保护意识及现状等方面进行综合分析，确定最合理的方案。

(2)根据某地垃圾填埋场的实际情况，经过整理技术和经济成本、收益的分析，外运焚烧+场地土壤修复方案是切实可行的。

篇5

随着城市生活污水处理率的逐渐提高，城市污泥产量也不断增加。本文分析了污泥的特性，论述了目前国内外污泥处置技术（土地填埋，堆肥化，焚烧，排海）与资源化利用主要方式（土地利用及建材利用）及存在的问题。

关键词：

城市污泥，重金属，资源化

中图分类号：B834文献标识码： 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：

随着经济发展、城市规模扩大和人口增加，城市污水处理厂的负荷迅速加大，污水处理产生大量的固体废弃物――污泥。截止2008年，全国日污水排放量达13.4×105万吨，经处理后约0.5%~1.0%转化为污泥[1]。随着城市污水处理厂的增多和污水处理率的提高，污泥排放量将持续增高。污泥处理处置也日益成为一大难题。

1、污泥特征：

污泥成分十分复杂，是由多种微生物形成的菌胶团与其吸附的有机物、无机物等组成。其中的固体物质由污水处理过程中截留下来的悬浮物、生物处理系统排出的生物污泥以及由于投加药剂而形成的化学污泥组成。包括混入生活污水或工业废水中的泥沙、纤维、动植物残体等固体颗粒以及难降解的有机物、重金属、盐类及病原微生物和寄生虫等[1]。

污泥中含约70%~80%的水分，且难以去除，如果处置不当，污泥中的水除了一部分自然蒸发到空气中外，大部分将渗入地表土层，并在雨水等的冲刷下进入地表水系统或影响地下水，污泥中的污染物将沿着这两种途径进行传播。

污泥中有机物含量丰富，Min-jian Wang[2]通过研究中国七个城市市政污泥发现有机质含量平均为31.75%。主要营养元素N、P、K含量分别为：2.53%，1.05%以及0.74%。高的有机质含量使得使得污泥释放大量的恶臭气体的同时及容易腐化[3]。未经处理的城市污泥任意排放会对环境造成严重的危害。

污泥中不仅含有大量有机物，还含有N、P、K等植物营养元素，以及Ca、Mg、Zn、Cu、Fe等植物生长必须元素，同时还含有SiO2、Al2O3等矿物材料。如果能将污泥实现资源化利用，不仅可以减少污泥对环境所造成的不良影响，还能达到节约资源的目的。本文针对目前城市污泥处置方式以及资源化利用途径进行探讨。

2、污泥处理处置与资源化利用方式

目前，世界上大多数国家对城市污泥的处置普遍采用土地利用、堆肥、焚烧和排海四种方式。各国的国情不同，不同处置方式在不同国家所占的比例也不相同[4]。世界上发达国家对污泥的处置平均为45.3%为农用，38%为填埋，10.5%为焚烧，6.0%为排海。如，美国和英国以农用为主（30%和42%），加拿大以焚烧为主（40%），西欧以填埋为主（45%）。目前我国的污泥处置状况主要还是农业利用。各种污泥处置方法比例大致为：农用44.8%，填埋31%，无污泥处置占13.7%[5]。

2.1污泥处理处置方式

2.1.1土地填埋

土地填埋是处置城市污泥的基本方式之一。该法处理过程非常简单，适于质量较差的污泥。但是，这种处置方式在浪费了污泥中的有用成分的同时，有害成分的渗漏也会对地下水造成污染，而且污泥含水率高，使得运输和填埋场地建设费用较高，可供填埋的场地越来越少[6]。在美国，填埋造成的问题日益严重[3]。据美国环保局估计，今后十几年近80%的填埋场将关闭[7]。

2.1.2堆肥化

堆肥化是指依靠自然界广泛分布的细菌、放线菌、真菌等微生物，人为地促进可生物降解的有机物向稳定的腐植质转化的微生物学过程。进行过堆肥处理的污泥质地疏松，阳离子交换量增加，容重减少，同时病原微生物能被有效杀灭。林云琴等[8]采用强制通风好养静态方式对城市污泥进行堆肥实验。当堆肥进行到第20天左右，已完成了一次发酵。污泥有机质发生降解，TN、TP和TK含量都成上升趋势，VS和有机碳分别达到60%和30%的稳定状态，小白菜种子发芽指数达到100%左右，并有效杀灭病原菌，实现城市污泥无害化、稳定化和减量化的要求。使得腐熟的污泥堆肥成为较高价值的农用产品。

2.1.3焚烧

城市污泥中含有大量的有机物和一定量的纤维素、木质素等，具有一定的热值，经脱水干燥后可用焚烧来加以处理。焚烧后产生无菌、无臭的无机残渣。污泥灰量大约是含水率75%的污泥的1/10，最大限度的减少污泥体积。是一种可靠而有效的处置方法。但是，城市污泥存在不易燃烧、产热量低、污染空气、操作管理复杂、能耗和运行费用高等缺点，使得污泥焚烧处置的投资巨大[3]。同时，在焚烧的过程中会产生大量酸性气体、颗粒物及二英等有毒污染物，造成大气污染[9]；另外，污泥中的重金属焚烧之后转移到底渣和飞灰中，限制了底渣和飞灰的进一步资源化利用。

2.1.4排海

这是一种操作简单而经济的处理方法。但是，污泥进入水体后，其中的有毒有害物质溶出，导致海洋环境的恶化。随着人类生态环境意识的加强，越来越多的人关注污泥投海对海洋生态环境可能存在的影响。1988年美国规定禁止向海洋倾倒污泥，并于1991年全面加以禁止[10]，欧盟规定2005年以后，有机物>5%的污泥禁止排海[11]。

2.1.5 污泥主要预处理技术

城市污泥若采用填埋处理一般要求污泥水分低于60%[12]，焚烧处理则要求污泥的水分低于40%，城市污泥只有经过预处理才能满足填埋或焚烧处理的水分要求。目前，城市污泥主要的预处理方法主要有热干燥法[13,14]（直接热干燥法、间接热干燥法、直接-间接联合式干燥法）、生物干燥法[15]、石灰干燥法、湿热水解脱水法以及太阳能干燥法[16]等。

2.2污泥资源化利用方式：

2.2.1土地利用

土地利用是把城市污泥应用于农田、菜地、果园、林地、草地、市政绿化、育苗基质及严重扰动的土地修复与重建等。污泥中的有机质、N、P分别可达厩肥的数倍[17]，可以用作肥料或者土壤调节剂。城市污泥中的有机质可促进土壤团粒结构的形成；提高土壤有机质的含量；同时可提供给植株所需的N、P、K、Ca、Fe、Mg、Cu、Zn、Mn等微量元素。污泥的农业利用逐渐发展为最具有潜力的污泥处置方式。孙永明等[18]将城市污泥应用在矿区废弃地复垦中发现，由于污泥中含有大量的N、P、K和有机质，同时污泥具有较强的粘性、持水性和保水性等理化性质，不仅可以提高矿区土壤的肥力、迅速恢复植被，而且可以改善土壤的结构，从而达到复垦的目的。

但是，污泥中含有多种有机污染物质（如氯酚、氯苯、硝基苯、多氯联苯、多环芳烃和有机农药等），重金属（如Pb、Ni、Cd、Hg等）和盐类等，如果随意施用，污泥中的营养元素在进入土壤的同时，有机污染物、重金属和盐类也迁移到土壤中[19]，造成土壤板结、重金属累积超标，甚至造成耕地的不可逆退化；另外，随污泥带入土壤的大量N、P，通过农田排水、雨水淋洗，地表径流等方式又被带入地表水和地下水，造成水体的污染；而污泥中的多氯联苯等有机污染物和病原菌则可能通过食物链造成危害[3]。

2.2.2建材利用

污泥成分中含有一定的SiO2和Al2O3，可以用来生产某些建筑材料如水泥、砖、轻集料等。

以城市污泥焚烧飞灰和下水道污泥为主要原料，经过处理、配料，并通过严格的生产管理可以制成水泥。俞锐等[20]对污泥热值、热失重、焙烧后的化学成分等进行测试，并进行了不加助溶剂和添加助溶剂的两种焙烧试验。结果显示在900℃下焙烧得到的污泥，具有很好的易磨性。通过水泥胶砂强度检验发现，该焙烧污泥的火山灰活性较高，可用作混凝土粘合料。具有建材化利用的价值。但是在水泥水化时，会溶出大量的氯离子，同时硬化体在养护的和使用的过程中也会释放出氯化物，造成水泥中钢筋等腐蚀。因此这种水泥只能用于建筑灰浆或者土壤固化材料等[21]。

利用城市污泥制砖有两种工艺方式，一种是污泥焚烧灰制砖；另一种是干化污泥直接制砖。陈胜霞等[22]采用这两种方式制砖发现：用焚烧污泥灰制砖，其污泥灰含量较高，甚至达到100%，含量低于10%的污泥灰砖其强度性能比粘土砖高；用干污泥制砖，其适宜干污泥含量为5%~10%，干污泥砖强度与粘土砖相当。利用污泥制砖不仅处理了污泥，而且能够是污泥中的重金属得到固化和稳定化，同时杀灭了有害病菌。具有轻质、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为6:4成型的配体，通过控制焙烧制度，生产出了筒压强度高达7.10 Mpa，吸水率为7.0%的800级高强优质粉煤灰轻集料。Kae-long Lin等[24]进行污泥焚烧飞灰的烧结性质的研究发现，污泥焚烧飞灰的主要成分是SiO2、Al2O3、Fe2O3以及P2O5，在焚烧温度为900~1000 ℃时，轻集料的抗压强度可以达到204 MPa，同时该轻集料的各种重金属浸出浓度都满足标准的要求。另有研究者[25,26]利用城市污泥烧结制陶粒，实验结果表明，在合适的配料或者污泥经过改性后可以烧制超轻陶粒。

3、结语

随着城市工业化的发展，污泥产生量也将大大增加。而污泥中的有毒有害化学物质和病原菌是制约污泥进一步资源化利用的限制因素。无论采用何种资源化利用途径，都必须防止其对土壤、地下水等造成二次污染，需兼顾环境生态效益、社会效益以及经济效益的均衡。

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篇6

【关键词】 铬渣污染；利用；治理

铬渣污染的治理问题和如何能够综合利用问题是目前一项急需完成的任务，非常之艰巨。铬渣中具体的有害成分主要包括酸溶性铬酸钙、可溶性铬酸钠等六价铬离子，这些物质加大了铬渣处理的难度，成为了化工行业最棘手的问题。由于铬渣里有害成分非常多，大多具有强致癌性，如果运移不当，很可能会随着自然灾害如水土流失和自然现象的变化如地下水流动等原因运移到其他地方，会使污染范围不断扩大，导致严重的环境污染问题，对社会造成不可挽回的危害。

1回收铬渣替代其他成分生产钙镁磷肥

由于铬渣和蛇纹石的成分有很大的相似之处，而蛇纹石是生产钙镁磷肥所要用到的主要溶剂，因此可以通过调整生产过程中的配料比例，将铬渣综合利用，代替蛇纹石来生产钙镁磷肥。具体调配方法可以将硅石、白云石、磷矿石、焦炭和铬渣按一定的比例混合，先用高温熔融，进行水淬，然后将其干燥，粉碎后即可得到钙镁磷肥。本法可以有效的转化大量铬渣， 产品的含磷量低，导致成本过高，而且销量也有限。

2玻璃生产可将铬渣作为着色剂从而降低成本

玻璃的生产也可以适当引用铬渣来作为生产原料。由于玻璃是通过熔融冷却进行无规则的排列，最后形成的一种非晶态固体。在玻璃的熔制过程中，需要加入一些含有铬离子的矿物质，从而形成含有铬离子的玻璃。玻璃呈现绿色需要在高温熔制过程中将六价铬转化成三价铬。玻璃生产中需要用到白云石和石灰石等原料，而铬渣中含有的氧化镁、氧化钙等可以代替这些高成本的原料，从而有利于玻璃生产过程中降低生产原材料的使用量和生产费用。除此之外，用铬渣做玻璃着色剂还可以彻底的进行解毒，具有很强的稳定性，节约大量的能源。但是，这种方法虽然大大提高了玻璃的生产效率，但是对铬渣的消耗量却不大。

3烧制青砖将铬渣作为生产原料

这种将铬渣作为青砖的生产原料曾被很多企业例如铬盐厂、砖厂试验并进行试生产，事实证明，在生产青砖和红砖的过程中将铬渣和黏土、煤混合烧制，可以大大的降低成本和费用，而且技术简单，适用于很多规模不算很大的企业，最主要的是对铬渣的消耗量很大。在烧制青砖的立窑工序中，可以有效的把红褐色的氧化铁还原成青灰色的四氧化三铁，优化解毒效果。而且原料中黏土在高温情况下会显强酸性，再加上砖坯中煤经汽化后一氧化碳的特点，非常有利于六价铬的还原，生产技术上的要求并不高。

4在炼铁时代替白云石、石灰石

炼铁需要氧化钙、氧化镁以及氧化铁等成分，而铬渣中含有大约50%-60%的氧化钙和氧化镁，而且氧化铁的成分也占据铬渣总含量的10%-20%。在烧结机烧结时，只需要把铬渣和其他原料混合加入即可。在高炉冶炼过程中，三价铬进一步被还原成金属铬。生铁的炼制中会把铬渣中的铁和部分金属吸收，而其他成分可以经过高炉渣里，水泥厂也能回收利用。

经过检测分析，炼铁时用铬渣作为溶剂，是目前所有解决铬渣污染的方案里利用率最高、产生的经济效益最大的。1t的生铁可以用到600g的铬渣，吃渣量非常大，大大回收了铬资源，对于铬铁矿的开采和消耗也有适当的控制和减少。而且在高炉冶炼的过程中六价铬的还原率也是非常高的，解毒效果特别明显。此外对烧结炼铁工艺条件也没有太大改变，炼出来的铁的质量也得到很好的保障。

5水泥制作过程中铬渣的利用

由于铬渣中含有多种成分，例如CaO、SiO2、Al2O3、Fe2O3，符合了水泥制作过程中所需要的熟料成分，因此在水泥制作过程中铬渣的运用有三种方式。一是铬渣干法解毒后做混合材，同水泥熟料、石膏磨混制得水泥，铬渣用量约为成品水泥的10％。二是铬渣作为水泥原料之一烧制水泥熟料，铬渣用量约为水泥熟料的5％，三是铬渣作水泥矿化剂用量约为水泥熟料的2％。铬渣在立窑生产过程中六价铬的毒性被解除，因此用铬渣作水泥矿化剂在理论上是可行的。在原料中，石灰石的含镁量是决定三种方式里铬渣用量的最主要因素。

6铬渣的其他用途

铬渣不仅可以用于以上工业产品的制作，目前还发现有很多其他的用途。比如棉制品的制造是将铬渣和石英砂、粘土、钡渣以及水泥等按照一定比例混合。还可以将铬渣与粉煤灰或焦炭、粘土按照一定比率混合，并且在还原即下进行高温熔融，可以冷制成铬渣骨料、路面材、地面改良材、混凝土骨料等。

总之，对于铬渣的污染，虽然一直深受企业、国家以及科研工作者的重视，但是由于其毒性太大，排放量一直没有得到很好的抑制，导致占地面积不断增加，严重污染了环境，如果长期得不到有效的治理和控制，将会导致铬渣持续不断的堆放处理，最终成为一个庞大的污染源。铬渣的治理应该受到更多的关注和规范，国家可以制定相应的措施来强制引导铬渣的处理工作。一方面可以从铬渣的源头上开始控制，在生产过程中尽量改进铬盐的生产技术。比如采用先进的无钙焙烧法生产，便可以大大减少铬渣的产生和堆积；在完成无钙焙烧前，淘汰白云石，采用能够充分消解的反渣和石灰石代替有钙填料。尽可能的使用铬精矿，这样便能将铬渣的排放量缩减到二分之一。另一方面，采用上述所说的用铬渣作为溶剂来制造烧结生铁和水泥熟料，这种方法的吃渣量非常大，解毒也很彻底，成本低，并且获得的经济效益好，只要相关部门制定出有效的政策再来加以引导，铬渣的处理工作就可以得到初步的解决了。不过，虽然高炉法处理含铬废渣,将其制造成铬生铁，处理的比较彻底,但是会消耗掉大量的铁精矿，需要承担的成本费用过高，无法真正意义上进行铬渣的处理工作。目前值得研究的是铬渣的就地生物解毒，以及如何提高回收铬渣的处理技术，这也许将会成为未来实现控制铬污染的关键技术。

参考文献

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