一种污染土壤的安全处理利用方法与流程

本公开属于土壤污染修复领域，具体涉及一种污染土壤的安全处理利用方法。
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：随着我国城市化进程的加快和产业结构调整政策的实施，大量工业企业需要搬迁或关闭。据不完全统计，全国需要搬迁或关闭企业就有10万余家，这些搬迁或关闭企业当中的相当多数是从事电镀、印染、化肥、农药等污染企业，由于企业设备陈旧、工业“三废”排放以及生产过程中“跑、冒、滴、漏”等原因，大量的有毒有害物质进入了土壤和地下水，企业原址土壤和地下水成为高污染区和高风险区。虽然企业已搬迁或关停，但这些企业对原址的环境污染并未完全消除，企业原址土壤和地下水中积淀的污染物质在短期内难以自然降解，如不及时对企业原址进行治理修复，污染物将会通过地下水、空气等途径进入人体，势必威胁人体健康，危及环境安全，影响社会稳定，这些方面国内外都有惨痛的经验教训。更为严重的是，由于我国人口密度大，土地资源紧缺，这些污染场地会很快重新开发利用，用来建设新的厂房、住宅区、商业区等，如果这些污染场地不能得到有效管理、风险评估和污染修复，将成为一颗颗“化学定时炸弹”，随时威胁着人民的身体健康和生态环境安全，为后续建设带来严重的影响。因此，企业停产或搬迁后，要针对场地被开发成居民住宅区、商业服务区、公用设施或休闲娱乐场所等与居民日常活动密切相关的土地，必须对场地土壤进行相应的治理和修复措施，从而保障人民的健康安全。场地污染土壤处置技术难点是：污染物浓度高、污染土壤不能进行资源化利用，处置后填埋的环境风险仍然存在。治理途径主要分两种思路：一是固化作用，使重金属在土壤中由活化态转变为稳定态，从而减少重金属的迁移性和生物可利用性；二是活化作用，将重金属从土壤中去除，降低其在土壤中的残留浓度。目前，场地重金属污染土壤修复，较多采用原位固化、淋洗、水泥窑回转等技术。其中，原位固化技术在原址进行低强度重金属固定，修复目标区域重金属仍然存在较大活化风险；淋洗则产生大量淋洗液(数倍于目标土壤体积)，形成严重二次污染；水泥窑回转可在一定程度上异位固化重金属，但处理效率极低(如水泥：污染土壤掺原材料比例仅5％)，再加上距离较远原因，成本较高。技术实现要素：本公开的目的是提供一种污染土壤的安全处理利用方法，以达到无二次污染、无污染转移、废物资源化利用的目的。为实现上述目的，技术方案如下：一种污染土壤的安全处理利用方法，所述方法的具体步骤为：(1)首先将污染土壤进行粉碎，然后过筛；(2)将粉碎的污染土壤与土壤固化剂混匀，然后再添加稳定剂，得到混合料；(3)然后将混合料与水搅拌混匀，得到水浆混合料；(4)将水浆混合料挤压成型，然后将成型的水浆混合料进行干燥，得到成型坯；(5)将成型坯进行高温煅烧，然后自然冷却至室温。所述过筛的筛目为90-100目。所述污染土壤与土壤固化剂添加的比例为1：(2-5)。所述土壤固化剂的组分为：粘土、氧化铁、粉煤灰和石粉。所述土壤固化剂各组分的添加量为：粘土40-60％、氧化铁5-15％、粉煤灰20-30％和石粉15-25％。所述粘土为页岩粉、煤矸石粉、高岭石粉、三水铝石粉、水硬铝石粉和勃姆石粉中的一种或多种。所述污染土壤与稳定剂添加的比例为(5-10):1。所述稳定剂为硼酸和聚丙烯酰胺的混合物；优选的所述硼酸和聚丙烯酰胺的添加比例为1：1。所述水浆混合料的含水量为13％-15％。挤压的压力为400mpa-600mpa。所述高温煅烧的温度为1000-1400℃，高温煅烧的时间为3-5h。本公开的有益效果是：提供了一种污染土壤的安全处理利用方法，所述方法使用重金属高温固定技术，可深层次结构化和固定重金属，使重金属以矿物质晶体结构元素形式固定，其后期释放的可能性大大降低，在处理方法中所添加的稳定剂可以有效修复多种介质中的重金属污染，其适用的ph值及其宽泛，在环境ph值2-13的范围都可以使用，修复产生可长期稳定存在的化合物，即使长时间在酸性环境下也不会释放出金属离子，保证污染治理效果长期可靠，其中稳定剂可与重金属瞬时反应，可短期内大面积修复污染，处理量可达数千吨每天，所述添加的稳定剂无毒无害，不会造成二次污染；所以本公开所述的方法利用固化-稳定化技术，用于重金属污染土壤的修复，可以处理多种复杂金属废弃物，较为普遍应用于土壤重金属污染的快速控制，对多种重金属复合污染土壤和放射性物质污染土壤的无害化处理具有明显的优势，最后所述方法所处理制备的产物可应用于建筑或园林材料中。所述污染土壤的安全处理利用方法中使用的粘土中的al2o3的含量较高，所以利用粘土为主土壤固化剂可与污染土壤混合后制成砖体，在高温焙烧后使重金属结构化固定于砖体材料中，通过出毒性实验，确保砖体中重金属的释放安全性，同时使砖体符合砖体行业标准，可作为建筑和园林路基砖体材料使用；所述污染土壤的安全处理利用方法中使用的材料价格低廉，所以本公开所述方法具有节省的优点。附图说明图1为不同煅烧温度下煅烧后柱体中zno与cr2o3的xrd图谱。图2为实施例1中煅烧后柱状体和煅烧前的柱状体的毒性浸出检测结果图。具体实施方式以下各步骤仅用以说明本公开的技术方案，而非对其限制；尽管参照前述各步骤对本公开进行了详细的说明，但本领域的普通技术人员应当理解：其依然可以对前述各步骤所记载的技术方案进行修改，或者对其中部分或者全部技术特征进行等同替换；而这些修改或者替换，并不使相应技术方案的本质脱离本公开各步骤技术方案的范围。实施例1实验土壤取于湖南株洲清水塘清水湖片区无重金属污染的土壤，选用cd、pb、zn、cu四种重金属为目标污染物，重金属添加量：pb(氧化铅)：800-1200ppm、cd(硝酸镉)：30-50ppm、zn(氯化锌)：800-1200ppm、cu(氯化铜)：800-1200ppm。一种污染土壤的安全处理利用方法，所述方法的具体步骤为：(1)首先将上述实验污染土壤进行粉碎，然后过筛，其中筛目为80目；(2)将粉碎的污染土壤与土壤固化剂混匀，然后再添加稳定剂，得到混合料，其中污染土壤与土壤固化剂添加的比例为1：3，所述土壤固化剂为：页岩粉30％、煤矸石粉30％、氧化铁5％、粉煤灰20％和石粉15％，所述污染土壤与稳定剂添加的比例为5:1，其中稳定剂为硼酸和聚丙烯酰胺按照1：1比例混匀；(3)将混合料放入球磨机中，然后加入水搅拌混匀，得到水浆混合料，其中水浆混合料的含水率为15％，搅拌的时间为18h；(4)将水浆混合料利用压片机挤压成直径20mm、高度5mm的柱状体，然后将柱状体进行干燥，压片机压力为650mpa；(5)将柱状体进行高温煅烧，然后自然冷却至室温，其中高温煅烧的温度为1000℃，煅烧时间为3h。实施例2实验土壤取于湖南株洲清水塘污染土壤，选用cd、pb、zn、cu四种重金属为目标污染物，重金属添加量：pb(氧化铅)：800-1200ppm、cd(硝酸镉)：30-50ppm、zn(氯化锌)：800-1200ppm、cu(氯化铜)：800-1200ppm。一种污染土壤的安全处理利用方法，所述方法的具体步骤为：(1)将上述污染土壤通过自动传送带喂如破碎机，在破碎机中均匀破碎，过筛，其中筛目为100目；(2)将破碎的污染土壤通过自动传送带均匀的传送到混料机中，将粉碎的污染土壤与土壤固化剂混匀，然后再添加稳定剂混匀得到制砖生料，其中污染土壤与土壤固化剂添加的比例为1：4，所述土壤固化剂为：高岭石粉20％、煤矸石粉20％、氧化铁5％、粉煤灰30％和石粉25％，所述污染土壤与稳定剂添加的比例为5:1，其中稳定剂为硼酸和聚丙烯酰胺按照1：1比例混匀；(3)将制砖生料与水混合，搅拌均匀得到水浆制砖生料，其中含水率为13％；(4)将水浆制砖生料通过自动传送带传送到制砖压力机中，将制砖生料压制成砖坯，然后自然风干，其中压制压力为400mpa；(5)将干燥后的生砖培进入到砖窑中煅烧，煅烧温度为1000℃，煅烧时间为3小时，之后随炉冷却后获得重金属污染土壤制备的烧结砖。实施例3将实施例1一种污染土壤的安全处理利用方法，其他步骤不变，其中步骤(5)煅烧的温度设置为700℃、800℃、900℃、1000℃、1200℃和1350℃的梯度进行分别烧结，然后将不同煅烧温度下的柱状体经玛瑙研钵研磨至粒径小于10μm的粉末；粉末经x射线衍射表征其晶体结构，以zno和cr2o3为基质。结果如图1，根据图1可以看出，以zno和cr2o3为基质的重金属固定，在700℃时已经开始出现zn和cr的尖晶石结构，随着煅烧温度的升高，尖晶石在烧结体中的比例逐渐增高。当煅烧温度超过1000℃时，固定材料已完全转化为尖晶石结构，重金属以尖晶石结构成分固定于其中。实施例4将实施例1中煅烧后柱状体和煅烧前的柱状体经玛瑙研钵研磨至粒径小于10μm的粉末；粉末按照《固体废物浸出毒性浸出方法-硫酸硝酸法》(hj/t299-2007)进行cu毒性浸出实验，实验条件为10ml提取液(ph3.2硫酸硝酸混合液)与0.5g烧结体研磨粉末混合，然后在25℃翻转式振荡器中震荡18h，研究固定后粉体重金属浸出情况。结果如图2，根据图2可以看出，高温处理前，cu的浸出浓度都大于50mg/l；高温处理后，不同土壤添加比例、不同重金属添加浓度的烧结体的浸出浓度都低于0.5mg/l，低于《地下水环境质量标准》(gb/t14848-93)iii类标准(1mg/l)。实施例5将实施例2中最后烧结制备的烧结砖进行抗压强测试，结果如表1，可以看出，烧结砖的抗压强度都超过10mpa，且大部分样品的抗压强度超过30mpa，完全满足《烧结普通砖》(gb5101-2003)中规定的强度标准。表1污染土壤烧结砖抗压强度样品1234567压力/n460053005800106709860120909880压强/mpa15.216.417.232.231.435.831.6实施例6将实施例2中最后烧结制备的烧结砖进行hj/t299-2007毒性浸出检验中，所采用的icp-ms仪器对zn、cd、pb的检测限分别为0.002、0.001、0.002mg/l。在浸出时间为20h和48h时，3块随机抽取的目标检测烧结砖浸提液中zn、cd、pb均未检出。然后随机选出实施例2中最后烧结制备的烧结砖3块，然后分别研磨成粉末，粉末按照《固体废物浸出毒性浸出方法-硫酸硝酸法》(hj/t299-2007)进行不同时间的毒性浸出实验(毒性浸出时间分别为20h和1-18d)，在《危险废物鉴别标准—毒性物质含量鉴别》(gb5085.3-2007)中，浸提液中zn、cd、pb的浸出毒性鉴别标准值分别为100mg/l、1.0mg/l、5.0mg/l。具体检测结果如表2和表3，可以看出，在浸出时间为20h时，3块随机抽取的目标检测烧结砖浸提液中zn、cd、pb均未检出；在1-18d的检测浸出时间中，直到18天时的浸出液中，zn、cd、pb的浓度在3个样砖浸提液中的最大浓度分别为0.068mgl、0.0043mg/l、0.0067mg/l均低于《地表水环境质量标准》(gb3838-2002)中ii类水标准值。因此，通过本项目实施的重金属超标土壤制备的烧结砖，可用作建筑园林等用途的建筑材料。表2毒性浸出20h检测结果及毒性检验标准(mg/l)表3毒性浸出不同时间的检测结果(mg/l)实施例7将实施例2中最后烧结制备的烧结砖进行建筑材料放射性核素限量检验，其中检测结果为：内招射指数≤0.3，外照射指数≤0.6，均低于标准材料1.0，所以符合建筑主体材料的标准要求；对其放射性核素比活度(bq/kg)进行检测，其中cra55.4，cth76.7，ck754.5符合主体材料标准。当前第1页12