《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學

阻控技術指南》

（征求意見稿）

編制說明

《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制組

二〇二二年九月

I

《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

1項目背景

1.1任務來源

《土壤污染防治法》和《土壤污染防治行動計劃》（簡稱“土十條”）均將風險管控作為

土壤污染防治的核心要點，突出保障環境安全的重要性。隨著我國大量的污染場地（地塊）

修復工程的實施，發現修復后的土壤和場地再利用存在一定的安全風險，需要開展精細化管

理的相關研究。2018年科技部實施國家重點研發計劃項目《污染場地修復后土壤與場地安

全利用監管技術和標準》。項目從技術和管理兩個角度，緊密圍繞污染場地修復后土壤與場

地安全利用監管主題，開展系統的風險控制方法學研究，提出適宜的管控技術和標準，切實

保障我國污染場地的可持續開發利用。

2019年8月，廣東省環境保護產業協會組織召開《修復后重金屬污染場地安全利用物

理阻控技術指南》和《修復后重金屬污染場地安全利用化學阻控技術指南》團體標準立項論

證會，提出了《修復后重金屬污染場地安全利用化學阻控技術指南》（以下簡稱《指南》）的

編制任務。由南方科技大學牽頭，廣東省環境科學研究院、北京建工環境修復股份有限公司

（污染場地安全修復技術國家工程實驗室）、深圳深態環境科技有限公司協作參編完成本指

南。

1.2工作過程

（1）成立編制小組，完成立項申請

2019年6月，主編單位組織3個參編單位召開了指南編制啟動會，成立指南編制小組，

并就主編單位草擬的指南編制大綱內容，進行了充分地研討與交流。

2019年10月28日，廣東省環保產業協會組織召開了《修復后重金屬污染場地安全利

用化學阻控技術指南》指南的立項申請咨詢會。編制組圍繞指南立項的必要性、可行性、適

用范圍以及擬編制內容等方面進行了匯報。專家咨詢組一致同意該團體指南可予立項。

（2）資料調研，完成初稿

2021年1月～2021年8月，編制組根據立項專家反饋意見修改完善了編制大綱草案，

并對各技術要點部分補充完善。編制組在廣泛查閱國內外相關文獻基礎上開展實驗室規模化

學阻控材料性能的等研究，包括材料合成、改性、靶向篩選等。同時在修復后場地案例跟蹤

研究的基礎上，收集了多個國家及地方政策、指南、工程案例等資料，內容涵蓋了污染地塊

環境調查與評估、污染地塊治理與修復工程、污染地塊修復后環境風險評估、環境監理等多

個技術領域。進一步在《污染場地修復后土壤與場地安全利用監管技術和標準》階段性研究

1

《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

成果基礎上，確定了本指南編制的技術路線、適用范圍、工作進度、編制組分工等。

2021年9月~2022年6月，編制組召開多次內容討論會，形成指南初稿。

（3）專家咨詢會

2022年8月19日，廣東省環保產業協會在廣州市組織了業內專家對《修復后重金屬污

染場地安全利用物理阻控技術指南》技術審查會中，指出在修復后重金屬污染場地的主要應

用場景為采用固化/穩定化技術的地塊，而在《污染地塊風險管控與土壤修復效果評估技術

導則（試行）》（HJ25.5—2018）第6.1條款規定：“本標準所指風險管控包括固化/穩定化、

封頂、阻隔填埋、地下水阻隔墻、可滲透反應墻等管控措施”。明確將固化/穩定化技術歸納

為風險管控手段，而不是修復技術。建議將指南題目修改為“《重金屬污染風險管控地塊安

全利用物理阻控技術指南》”。故本指南在編制的過程中也根據相關意見進行修改，將本指南

名稱修改為“《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》”。

（4）形成征求意見稿

2022年8月~2022年9月，根據專家咨詢的意見進行修改，形成了《重金屬污染風險管

控地塊安全利用化學阻控技術指南（征求意見稿）》。

2指南編制目的及必要性

2.1指南編制的目的

本指南主要目的是針對重金屬污染地塊進行固化/穩定化處理后安全再利用，建立一套

以化學阻控技術為核心，在重金屬污染遷移路徑上進行重金屬的捕獲，切斷其遷移暴露風險，

保障重金屬污染地塊風險管控后安全再利用所面臨的潛在風險，實現風險防范管理與安全利

用為一體的集成技術體系，為地塊安全再利用提供管控指南。本指南的制定彌補了國內重金

屬污染風險管控地塊安全利用規范、為推動管理進步和技術應用奠定了基礎。

2.2指南編制的必要性

（1）國家對污染地塊精細化管理的要求

隨著工業化發展，我國的污染地塊數量不斷增多，環境問題日益突出[1]。為規范污染

地塊管理，國家及地方層面陸續頒布了系列污染場地管理標準與文件。已經發布的導則及技

術指南主要針對場地調查、評估、修復以及風險管控等環節，而針對已完成風險管控地塊的

安全利用相關指南仍處于空白。因此，立足我國污染地塊環境管理實際需求，開展地塊可持

續安全利用的系統性研究十分重要，而相關領域的指南和規范是不可或缺的一環。本指南的

制定是貫徹落實《土壤污染防治行動計劃》等文件中有關“構建標準體系，健全土壤污染防

2

《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

治相關標準和技術規范”的必要環節。

（2）保障污染地塊風險管控和修復后安全利用的需求

近年來，在我國土壤修復技術中固化/穩定化修復技術的選取率為48.5%[2]，而在我國

早期重金屬污染地塊修復技術中采用固化/穩定化技術的地塊高達87.2%。項目組收集固化/

穩定化修復重金屬污染地塊案例150個，我國重金屬污染物情況如圖2.2-1和圖2.2-2所示，

部分重金屬風險管控和修復地塊再利用方式見表2.2-1。

圖2.2-1我國重金屬污染地塊分布概況

圖2.2-2各重金屬污染物出現頻次

表2.2-1我國污染地塊的風險管控和修復、再利用類型

3

《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

風險管控和修復技修復后土壤地塊再利用

地塊位置主要污染物

術處置方式類型

北京市-石景

砷、鉛異位固化/穩定化場地回填冬奧廣場

山區

北京市-石景異位固化/穩定技術

砷、PAHs、TPH原位回填居住

山區+熱脫附

北京市-朝陽商業辦公-文

鎳、鋅、鉻、砷異位固化/穩定化場地回填

區化產業園

砷、鉛、汞、苯并(a)

蒽、苯并(b)熒蒽、苯

常溫解吸+土壤淋

遼寧-大連市-并(k)熒蒽、苯并(a)場地回填和綠化+商業+

洗+固化/穩定化+土

甘井子區芘、茚并(1,2,3-cd)芘、再利用道路

壤焚燒

二苯并(a,h)蒽、苯、

二甲苯

原地異位固化/穩定

砷、鉻、鋅、鎳、鉛、

遼寧-沈陽市-化+原地異位化學路基用土+填

汞、PAHs、POPs、住宅

沈北新區氧化+熱脫附+安全埋場覆土

VOC、SVOS、TPH

填埋

砷、鎘、六價鉻、銅、

鉛、汞、鎳、硝基苯、

山東-青島市-異位固化/穩定化+

苯并[a]蒽、苯并[b]場地回填住宅

市北區化學還原

熒蒽、2,4-二硝基甲

苯、苯胺、α-六六六

鎳、鉛、銅、鎘、甲

苯、2-甲基酚、3-甲異位固化/穩定化+

山東-蓬萊市路基用土住宅+商業

基酚、4-甲基酚、二化學升溫解吸

氯甲烷

河北-滄州市-物流中心+

砷異位固化/穩定化場地回填

任丘市綠化

河北-滄州市-原地異位還原穩定

六價鉻場地回填商業

任丘市化

甘肅-白銀市-砷、鎘、銅、鉛、汞、原地異位固化/穩定

安全填埋綠化

白銀區鎳化

綠化+場館+

陜西-寶雞市-鉛、汞、鎘、砷、銅、

異位穩定化安全填埋商業+公共

陳倉區鎳、鋅

市政

河南-鄭州市-

鎳、鋅、鉻異位固化/穩定化路基居住+道路

管城區

湖北-武漢市-

鉛固化/穩定化場地回填商業

東西湖區

湖北-武漢市-

鉛異位固化/穩定化場地回填學校

江夏區

湖北-武漢市-汞、鉻、鎘、銅、鋅、固化/穩定化、化學

場地回填商業

硚口區鉛、氯苯、1,2-二氯苯、氧化、常溫解吸

4

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苯、四氯化碳、二甲

苯、萘、苯并(a)蒽、

苯胺

湖南-郴州市-道路+公園

砷、鉛、鋅異位固化/穩定化場地回填

資興市綠地

湖南-張家界砷、鎘、銅、汞、錳、

異位固化/穩定化安全填埋居住

市-永定區鉛、釩

湖南-株洲市-異位固化/穩定化+

鉛、鋅、砷原位回填居住

酒埠江鎮水泥回轉窯處置

湖南-株洲市-鉛、銅、鋅、砷、鎘、

異位固化/穩定化安全填埋商業+居住

石峰區銻

湖南-株洲市-

鉛、砷、鎘、鋅異位固化/穩定化填埋綠化

石峰區

綠化+加

湖南-株洲市-

鉛、鎘、鋅、砷、汞原位+異位安全填埋油、加氣+港

石峰區

口

湖南-株洲市-安全填埋+原道路+景觀

鎘、砷、銅、鉛異位固化/穩定化

石峰區位回填用地

原地異位還原穩定

湖南-長沙市-

六價鉻化+原位還原穩定場地回填綠化+商業

岳麓區

化

重慶市-大足

銅、鋅、鉛、六價鉻原位穩定化原位回填工業

區

重慶市-大足銅、鋅、鉛、六價鉻異位固化/穩定化安全填埋工業

重慶市-江北

鉻、銅、鉛異位固化/穩定化綠化土居住

區

原位回填+路

廣西-賀州市-砷、氯仿、1,1,2-三氯異位穩定化+化學

基+回填建筑居住

八步鎮乙烷、TPH、氧化+常溫熱解析

基坑

鎳、砷、鉻、鉛、1,4-

原場異位穩定化+

二氯苯、六六六、苯

廣西-南寧市-異位化學氧化+高深基坑回填+

并(a)蒽、氯乙烯、四商業+居住

江南區溫熱解吸+抽出處綠化區堆填

氯化碳、氯仿、

理

TPH(<C16)

廣東-佛山市-

六價鉻異位固化/穩定化場地回填商業+居住

禪城區

砷、鉛、汞、鎳、苯

廣東-廣州市-異位固化/穩定化+

并[a]芘、二苯并[a,h]場地回填商業+居住

荔灣區高溫熱脫附

蒽

鉛、乙苯、鄰二甲苯、

三甲基苯、苯并[a]原位固化/穩定化+

廣東-廣州市-

蒽、苯并[a]芘、苯并化學氧化+土壤阻場地回填商業+居住

荔灣區

[b]熒蒽、二苯并[a,h]隔填埋

蒽、茚并[1,2,3-cd]芘、

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萘、TPH

廣東-廣州市-異位固化/穩定化+

鉛、TPH場地回填商業+居住

天河區原位氧化

廣東-江門市-原地異位固化/穩定

六價鉻、銅、鎳安全填埋居住

蓬江區化+化學氧化/還原

異位穩定化+異位綠化地+市政

廣東-廣州市-鉛、TPH、苯系物、

化學氧化+抽出處道路下面阻居住

從化區PAHs

理隔回填

廣東-廣州市-鉛、鎘、銅、鋅、鎳、路基或建筑

異位固化/穩定化居住

黃埔區砷和汞物地基

廣東-陽江市-

鉻、銅、鎳、銀固化/穩定化異位填埋-

江城區

福建-福州市-汞、α-六六六、β-六原地異位固化/穩定

安全填埋居住

鼓樓區六六、γ-六六六化

固化/穩定化+異位

浙江-寧波市-砷、鎳、硝基苯、氯場地回填+綠

熱脫附+原位熱脫居住

江北區乙烯、氯乙烷、PAHs化帶墊層

附

浙江-杭州市-原地異位修復+異

砷、鉛、苯系物原位回填商業+居住

下城區地處置

六價鉻、鎳、砷、苯

浙江-溫州市-異位固化/穩定化修綠地+住宅+

并(a)芘、氯乙烯、1,2-原位回填

龍灣區復+化學氧化公園

二氯乙烷、TPH

銅、鎳、鉻、六價鉻、

浙江-溫州市-異位穩定化+化學

苯并(b)熒蒽、苯并(a)填埋居住

鹿城區氧化

芘

綠化帶墊層

浙江-溫州市-異位固化/穩定化+

鉛土（上覆1m商業+居住

鹿城區異位化學氧化

干凈土）

鎳、總鉻、銅、氯乙

浙江-溫州市-異位穩定化+高級

烯、苯并(a)蒽、苯并圍海居住

鹿城區氧化

(b)熒蒽、苯并(a)芘

浙江-溫州市-

銅、鎳、鉛、總鉻異位固化/穩定化綠化帶商業+居住

鹿城區

砷、TPH(C10-C40)、居住+商業+

江蘇-南京市-

pH、鄰苯二甲酸(2-原位固化/穩定化原位回填科研+社會

江寧區

乙基己基)酯福利

公共交通場

江蘇-南京市-原地異位穩定化/固工程阻隔管

砷、鉻、鋅站+公園+綠

棲霞區化控

地

江蘇-南京市-

鎳、鉻異位穩定化原位回填學校

棲霞區

江蘇-南通市-

鉛、砷固化/穩定化場地回填居住

崇川區

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《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

江蘇-泰州市-

六價鉻、鎘、砷、鎳異位穩定化道路用土廠房

高港區

銅、鉛、鋅、苯并(a)

上海市-黃浦

芘、苯并(a)蒽、苯并異位固化/穩定化路基世博會用地

區

(b)熒蒽

綠化區域的

上海市-楊浦汞、銅、鉛、砷、鎳、

異位固化/穩定化下層墊土+路商業

區苯并[a]蒽、苯并[a]芘

基材料

砷、鉛、PAHs、苯并

上海市-楊浦(a)芘、苯并(a)蒽、苯原位固化+異位穩

路基回填商業

區并(b)熒蒽及二苯并定化+高級氧化

(a,h)蒽

上海市-寶山鈷、砷、鉛、鎳、鋅、原地異位固化穩定

路基商業

區銅化

銻、砷、鎘、銅、鉛、

鈹、鎳、鉈、苯并(a)

上海市-普陀蒽、苯并(b)熒蒽、苯化學氧化+異位固

基坑回填商業+居住

區并(a)芘、茚并化穩定化+阻隔墻

(1,2,3-cd)芘、二苯并

(a,h)蒽、五氯酚。

根據表2.2-1可知，由于我國土地資源稀缺，且具有較高的商業開發價值。在經過固

化/穩定處理后，其中有61.3%的地塊會被進行再開發用作住宅建設用地，其他地塊也會被

改造成商業區、物流園、公園、綠地、學校等進行再利用。固化/穩定化技術能夠原位或異

位處理各種重金屬污染物，以相對較低的成本快速實現修復目標，將重金屬浸出濃度降低

到驗收標準，根據表2.2-1可知，固化/穩定化技術處理后的土壤多數被回填至原地塊中[3-4]。

因此，采用固化/穩定化技術處理后的地塊因其污染物未徹底清除而備受關注。馮明玉等[5]

對我國中部某鉻污染場地在固化/穩定化修復后進行了長期跟蹤研究。結果發現場地表層土

壤中重金屬鉻的總量會隨修復后時間的延續而降低，導致這一現象的原因有以下兩個方面。

一方面是人類活動，在跟蹤監測過程中，發現在修復后場地中有種植蔬菜的人為活動。經

檢測發現新鮮芥菜植株中鉻的含量為0.12~0.69mg/kg，有超過《食品安全國家標準食品中

污染物限量》（GB2762-2017）中規定限值（0.5mg/kg）的風險，一旦食用會對人體健康產

生影響，增加了Cr在修復后場地中風險暴露的途徑。另一方面，鉻會受到土壤中的pH、

Mn、Fe等環境介質的影響，表現出復雜多變的環境行為，尤其是該場地位于酸雨污染嚴

重區域，已固化/穩定化的鉻會受到酸雨的淋溶而發生遷移與轉化，形成環境風險。王漫莉

[6]通過研究穩定化后土壤在長期凍融循環和干濕交替作用下的穩定性，發現凍融循環使土

壤As浸出濃度增加，并將土壤As轉化為離子交換態和碳酸鹽結合態。同樣地，常春英等

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《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

[7]對我國華南地區固化穩定化修復后場地土壤中鉻的穩定性影響研究。結果發現在外界環

境脅迫下重金屬鉻存在再活化的風險，具體表現在淹水和干濕交替提高了已固化/穩定化土

壤中鉻的浸出濃度，促使已固化/穩定化的鉻賦存形態發生改變。尤其華南地區高溫多雨、

水熱交換頻繁，固化/穩定化修復后場地長期遭受淹水、干濕交替及地下水位變化等的侵蝕，

對場地中土壤的氧化還原電位、pH、鐵氧化物形態等產生影響，進而促進土壤中重金屬的

賦存形態的改變，最終影響其在環境中的歸趨，產生潛在的環境風險。楊潔等[8]通過考察

不同狀態下凍融與高溫老化對固化/穩定化土壤中As的影響發現，反復凍融和高溫老化可

顯著削弱固化效果，降低抗壓強度，提升不穩定態As含量，提高As浸出濃度。楊賓等[9]

研究了淹水過程對土壤重金屬及其形態的影響，發現Eh值隨著淹水增加而降低，pH向中

性靠攏，重金屬浸出濃度呈先增后降趨勢，淹水結束后土壤重金屬形態由弱酸提取態轉化

為相對穩定的形態。Li等[10]研究了模擬酸雨對廣州市8種城市土壤重金屬遷移及其形態

轉化的影響，發現淋出液中Pb和Cd的最高濃度分別超過了Ⅲ類和Ⅴ類地下水質量標準，

模擬酸雨試驗結束后土壤重金屬形態均發生不同程度的變化。另外，土壤pH和Eh（氧化

還原電位）等的改變都會影響土壤中重金屬的穩定性[11-12]。例如，長期水淹條件會導致

土壤Eh降低，釋放到溶液中的As(III)和總砷的濃度均顯著提高。Yamaguchi等[13-14]指出

當土壤Eh從+500mV降至+100mV時，土壤溶液中As(III)濃度和Fe(II)濃度顯著增高。

在水淹條件下，Eh由+100mV下降至-68mV與-75mV時，溶液中砷的釋放量每千克土分

別提高了6.9μmol和19μmol。在酸性條件下，有利于礦物表面的質子化和砷酸鹽陰離

子（H2AsO4-或HAsO42-）的吸附以及提高亞砷酸(H3AsO3)的溶解度。Honma等[15]研究

表明，溶解性砷濃度與pH存在關系可表示為[As]=3.56×10-12exp(4.72pH)；表明土壤砷的

釋放量和土壤pH呈正相關。

地塊的再開發擾動和環境因素的變化可能導致已穩定重金屬的再次活化，尤其是針對

固化/穩定化處理后的重金屬污染地塊，如圖2.2-3所示，對地塊后續再開發利用的安全性

帶來很大的挑戰[16]。

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《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

注：a-還原；b-化學沉淀；c-離子交換；d-氧化；e-靜電吸附；f-植物吸收；g-風化；h-礦化；

i-絡合沉淀；j-離子交換（晶格）；k-共沉淀。

圖2.2-3固化/穩定化處理地塊土壤中Cr的遷移和轉化[16]

（3）完善相關領域規范及指南的需求

近年來，我國多地逐漸重視風險管控和修復后地塊與土壤再利用的環境管理，如北京市

在2015年發布了《污染場地修復后土壤再利用環境評估導則》（DB11/T1281-2015）、廣東

省在2015年7月發布了《廣東省污染地塊修復后土壤再利用技術指南（征求意見稿）》以及

2022年中國風景學會發布了《修復后場地作為綠地用途的安全利用標準（征求意見稿）》。

雖然這些標準，為風險管控和修復后地塊和土壤的安全再利用提出了相應保障措施，但

由于重金屬污染的特殊性、技術的局限性，尤其是固化/穩定化技術，處理后的地塊土壤中

依然有存在大量的重金屬。在再開發過程中，土壤中重金屬及其帶來的次生風險都會嚴重限

制地塊的安全再利用。而相關方面的技術指南研究上，僅有2022年7月廣東省環保產業發

布了《重金屬污染風險管控地塊安全利用物理阻控技術指南》（征求意見稿），該指南是建立

一套以物理阻控技術為核心，是通過在水平或垂直方向上安裝物理阻控措施控制土壤中污染

物的遷移擴散，將污染物與周圍環境隔離，避免污染物與人體接觸、隨降水或地下水遷移而

對人體和周圍環境造成危害，降低或消除地塊污染物對人體健康和生態環境產生風險的技術。

物理阻控技術存在一定的局限性，對阻控層的防滲要求較高，而在地塊再利用過程中，難以

避免對阻控層的破壞，造成滲漏，如需要頻繁打孔、開挖以及管廊區等，再利用過程中需要

種植大型喬木的地塊。另外，對于地下特殊的地塊也會造成物理阻控技術實施存在困難、實

施成本過高以及物理阻隔層完整性不好維護的區域。如在海綿城市的建設中，地塊要求需要

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《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

對雨水具有存儲、滲透、調節循環、釋放等功能，則物理阻控技術實施會受限。而本指南主

要以化學阻控技術為核心，指在污染物遷移的路徑中采用一種或幾種化學材料構成的化學阻

控層，通過吸附、沉淀、絡合、氧化還原等作用，降低污染物的遷移性和毒性，使污染物固

定或轉化為對環境危害較小的形態的技術。化學阻控技術相比物理阻控技術對防滲要求相對

較低，安裝更具有靈活性。此外，本指南的制定可作為《重金屬污染風險管控地塊安全利用

物理阻控技術指南》的一個補充和完善，切實保障風險管控后污染地塊的安全再利用。

3編制依據

本指南的編制以國家環境保護現有法律、法規、標準為主要依據，同時參考行業其他相

關的技術指南和技術規范，結合國內外有關阻隔工程建設運行的文獻以及調研取得的國內工

程運行情況數據資料，總結編制本指南。

3.1法律法規

本指南編制依據法律法規包括：

《中華人民共和國環境保護法》

《中華人民共和國土壤污染防治法》

《中華人民共和國水污染防治法》

《中華人民共和國固體廢物污染環境防治法》

《中華人民共和國土地管理法》

《中華人民共和國環境影響評價法》

《地下水管理條例》

3.2政策文件

本指南編制依據政策文件包括：

《關于加強環境保護重點工作的意見》（國發〔2011〕35號）

《關于印發土壤污染防治行動計劃的通知》（國發〔2016〕31號）

《關于印發近期土壤環境保護和綜合治理工作安排的通知》（國辦發〔2013〕7號）

《國務院辦公廳關于推進海綿城市建設的指導意見》（國辦發〔2015〕75號）

《關于進一步加強重金屬污染防控的意見》（環固體〔2022〕17號）

《關于深入打好污染防治攻堅戰的意見》（2021年11月2日）

3.3標準規范

本指南內容引用了下列文件中的條款。凡是不注明日期的引用文件，其有效版本適用于

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《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

本指南。

GB50010混凝土結構設計規范

GB50037建筑地面設計規范

CJ/T340綠化種植土壤

HJ164地下水環境監測技術規范

HJ25.5污染地塊風險管控與土壤修復效果評估技術導則

4國內外研究進展

土壤中毒性大、遷移性強的重金屬或類重金屬如Cr(Ⅵ)、Hg、As等，這些污染物可能

會穿透物理阻隔層，因此有必要結合化學阻控技術。將具有捕捉重金屬的改性材料作為阻隔

層的基礎材料，并結合地塊地再開發利用進行地上或地下建筑設計部分對污染物進行阻隔。

在國內外均開展了相關阻隔材料、重金屬穩定化材料的研究。

4.1國外研究概況

霧化爐、MgO、鈣質泥、沸石、改性黏土等已被廣泛作為阻隔屏障材料使用。例如，Jung

等[17]利用鋼鐵制造過程中的殘留廢物霧化爐渣作為再生材料，用于可滲透性反應屏障填料，

并分析霧化爐渣的工程特性。在序批次和柱實驗中研究了霧化爐渣對重金屬和有機物的吸附

性能，同時進行了由霧化爐渣組成的可滲透反應性阻隔層的中試和現場試驗。結果表明，中

試規模的測試中，霧化爐渣組成的可滲透反應性阻隔層對重金屬的去除效率超過99.9％；而

在現場測試中，對有機物的去除效率為82％~85％，對于重金屬的去除效率為90％~95％。

Fedoro?ková等[18]用堿性菱鎂作為滲透性反應屏障以去除受污染地下水中的重金屬，發現經

過堿性煅燒后，氧化鎂具有高反應性和低溶解度能夠截留水中的Cu2+、Zn2+、Ni2+和Mn2+

等多種混合陽離子。同樣地，Navarro等[19]發現低品位的MgO（LG-MgO）適合用作可滲

透的反應性屏障填料，能夠有效的截留重金屬離子，這是由于重金屬離子形成的氫氧化物沉

淀能夠被LG-MgO顆粒吸附，氫氧化物沉淀進一步與Mg形成共沉淀而牢固的結合在

LG-MgO顆粒上。Sánchez-Jiménez等[20]用黏土材料作為城市垃圾填埋場的地質屏障。通過

在不同實驗條件下對黏土材料與重金屬的相互作用的研究，評估其作為垃圾填埋場地質屏障

的適用性。結果表明，黏土礦物的豐度、碳酸鹽含量、比表面積和蒙脫石的存在控制著黏土

材料的金屬保留能力。Musso等[21]利用鈣質泥巖作為低滲透屏障材料，能夠減少垃圾填埋

場滲濾液中重金屬的濃度。通過批量和柱測試探究了不同的接觸時間、pH和Cu(II)濃度下，

鈣質泥巖對Cu(II)吸附能力。結果表明，鈣質泥巖在更寬的pH值范圍內表現出比鈉膨潤土

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《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

更高的吸附能力。Sobti等[22]對垃圾填埋場的屏障材料的研究，并制備了由沙子、膨潤土、

煤灰組成的屏障材料。結果發現，隨著混合物中沙子/膨潤土/煤灰百分比的變化，主導吸附

性能的組成材料也有所不同，導致屏障材料對重金屬（Cd，Zn，Ni和Pb）的吸附行為也完

全不同。通過Langmuir吸附等溫線篩選出最適合配比即沙:膨潤土:煤灰為8:12:3。Seliman

等[23]利用天然的菱沸石和絲光沸石作為吸附有害重金屬的反應屏障。結果顯示菱沸石和絲

光沸石對重金屬的吸附能力遵循以下順序：Zn2+>Co2+>Ni2+。實驗結果與Langmuir和

Freundlich吸附等溫線有較好的擬合度。在pH為3.0~8.0范圍內，對重金屬離子的吸附，僅

與重金屬的濃度相關；這表明菱沸石和絲光沸石對重金屬的吸附機制是受離子交換反應控制，

并且在20min內達到平衡，因此，這些沸石材料可用作反應性屏障，以控制重金屬的環境

風險。

在重金屬穩定化材料方面目前也有較多的研究。例如，Lasheras等[24]用殼聚糖改性水

泥，并評估了不同分子量的殼聚糖作為水泥摻合料，改變新鮮水泥漿的流變性。采用電化學

測量經過殼聚糖改性后的水泥材料對幾種重金屬（Pb，Cu，Zn，Cd，Mo、Cr等）的螯合

能力。結果發現經過殼聚糖摻雜后，能夠增稠水泥漿，提高對重金屬的保留能力，其中對

Zn螯合能力最大，其螯合的化學計量比高達1:40。Nath等[25]總結了硅錳渣在波特蘭水泥

和地質聚合物混凝土中作為粘合劑和骨料的潛在用途。非晶相的硅錳渣具有更高的反應性，

主要用作補充膠凝材料，與熟料混合或作為堿活化粘合劑的前體，而結晶相的硅錳渣，主要

用作骨料，可以增強混凝土的性能。另外，硅錳渣中的CaO和SiO2等反應性組分能夠提高

了水泥凝膠的結合能力能夠。由硅錳渣構成粘合劑基質，能夠有效的限制重金屬的浸出。

Calgaro等[26]用鋁酸鈣改性水泥替代普通波特蘭水泥用作土壤中重金屬的固化/穩定化修復。

將改性材料與污染土壤的機械混合，通過XRD、SEM、EDX表征分析發現，土壤中的重金

屬Sb主要被包含在硅酸鈣水合物的結構中而被固定化；Cr、Pb、Ni、Co和Zn的固定化則

是與鈣礬石結構有關；而Se、Cu、Ba和V的主要物理包封作用。經過鋁酸鈣改性水泥使得

修復后土壤始終滿足意大利法規對再利用的要求。

4.2國內研究概況

在我國對重金屬阻控材料也有廣泛的研究。Cao等[27]對水泥進行改性，在水泥中加入

具有高吸水性能的聚合物（SAP），構建土壤-水泥地下水屏障。結果發現加入SAP后，土壤

-水泥地下水屏障的延展性得到提高且不影響土壤-水泥屏障的力學和滲透性特性。另外，當

屏障出現裂縫并在基體中擴展時，摻雜在水泥中的SAP就會被暴露在水中，而SAP就發生

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《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

吸水膨脹反應對裂縫形成密封，具有自愈功能，進一步用SEM-EDX表征驗證這一現象。此

外，探討了SAP對鉛、銅、鋅和鎳等重金屬離子的吸附性能的研究，其吸附結果與Langmuir

模型有較高的擬合度。這種基于SAP摻雜的方法在開發具有增強的重金屬吸附和自愈能力

的地下屏障方面具有巨大的潛力。Li[28]等利用廢棉合成了一種新型生物炭（KCB），將其

用作電動力滲透反應屏障材料。FTIR和XPS的表征結果表明，KCB含有大量的表面官能

團，能夠有效的吸附重金屬離子，其對Pb2+和Cd2+的吸附量分別達到50.44mg/g和33.77

mg/g。通過電遷移、電滲析和電泳等學反應，發現KCB制備的屏障能夠高效去除污染土壤

中的重金屬離子，對Pb2+和Cd2+的去除效率分別為92.87%和86.19%。鐵屑還可作為地下

水阻隔墻的填料。阻隔墻的填料主要材料為鐵屑、礫石、木屑等。其中鐵屑作為主要材料去

除水中污染物；礫石可增大孔隙率，減輕填料板結；木屑作為碳源可厭氧發酵。Han等[29]

將酸洗零價鐵（ZVI）與Al混合作為PRB墻的填料，ZVI與Al質量比為2:1，在300h之

內，對Cr(VI)、Cd2+、Ni2+、Cu2+以及Zn2+的去除率均高于99.5%。

目前對生物炭、煤底灰、水泥等改性作為重金屬的穩定化材料有比較廣泛的研究。例如，

Li等[30]在波特蘭水泥中摻雜β-環糊精改性生物炭（β-CD-BC）得到重金屬穩定化材料（β

-CD-BC/PC），并探究了其對重金屬污染土壤的固化/穩定化作用。經過β-CD修飾后，BC

表面含氧官能團數量增加。得到的β-CD-BC仍具有發達的空隙結構和比表面積，能夠增加

對重金屬吸附作用。經過β-CD-BC/PC固化后，HMs形態發生明顯變化，殘渣態Cu含量

由56%提高到75%；殘渣態Cr含量由54%提高到82%；殘渣態Cd含量從37%增加到77%；

殘渣態Zn含量從61%提高到87%；殘渣態Pb從59%增加到79%。β-CD-BC通過絡合和

靜電引力增強對Pb、Cu、Cr、Cd、Zn的吸附。Dong等[31]利用改性的煤底灰（CBA）聚

合物阻隔重金屬污染土壤。分別利用XRD、XPS、SEM分析了改性后CBA的礦物組成、

微觀結構等；利用無側限抗壓強度、浸出毒性、連續化學萃取和IR光譜等實驗探究了CBA

應力-應變曲線、重金屬浸出濃度和分數以及土壤的固化機制等。結果表明，CBA聚合物的

最佳配比為n(Si):?n(Al)=2.666，n(Na):n(Al)=0.687，n(水):n(粘合劑)=2.422。另外，加入CBA

聚合物后土壤中重金屬的淋溶濃度降低45.8%以上，且浸出毒性符合GB5085.3—2007標準

的要求，土壤中重金屬酸可溶出態的比例降低，殘渣態的比例增加。Niu等[32]合成了硫鋁

酸鹽水泥-膨潤土（SAC-膨潤土）復合材料，并探究其對重金屬的吸附作用。SAC-膨潤土對

Cr3+的吸附能力與單一的膨潤土或SAC相似，而Pb2+和Cd2+的吸附能力明顯高于單一的

膨潤土或SAC；當膨潤土與SAC的比例為1:1時，SAC-膨潤土對Cr3+、Pb2+和Cd2+的去

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《重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控技術指南》編制說明

除效率分別為99.9%，99.8%和99.7%。

重金屬的穩定化材料中，鐵基材料因鐵地殼中含量最豐富金屬元素之一，環境友好；材

料來源廣泛、價格低廉等原因，其研究及潛在應用近年較受關注[33]，如表4.2-1所示。

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表4.2-1鐵基穩定化材料

名稱藥劑比例反應條件施加量目標污染物參考文獻

鐵鋁水滑石+微米鐵粉+麥麩+絲光沸

42:30:15:5混合攪拌50g/kg土Cr(Ⅵ)[34]

石

腐殖酸+硫酸亞鐵+硼氫化鈉1:200:800混合10g/kg土Cr(Ⅵ)[35]

零價鐵醋酸+硅藻土+硼氫化鉀+硫酸亞鐵400:20:10:1混合20g/kg土Cd[36]

零價鐵+二氧化錳+腐殖質+劑聚乙烯

10:10:100:1混合加熱50g/kg土As、Cd[37]

吡咯烷酮

鐵屑+鹽酸+檸檬酸+硫化鈉1:5:2.5:2.5混合浸泡10g/kg土Cr(Ⅵ)[38]

100g+10mL六價鉻還

草酸+黑云母2:1加熱攪拌Cr(Ⅵ)[39]

原細菌菌液/kg土

膨潤土+赤鐵礦+磷灰石+生石灰+檳榔

100:8:1.5:2:6混合200kg/畝Cd[40]

廢棄物

納米α-Fe2O3+絲狀真菌培養液1g:100mL混合培養加熱碳化20g/kg土As[41]

氧化鐵

20g+200mL異化鐵

草酸+黑云母3:2混合加熱Cr(Ⅵ)[42]

還原菌培養液/kg土

生物質+Fe2O310:1高溫碳化50g/kg土As[43]

20g+1L厭氧硫酸

黑云母+草酸1g:5mL加熱Cr(Ⅵ)、Hg[44]

鹽還原菌菌液/kg土

水稻秸稈+硫酸亞鐵+過氧化氫6:1:13加熱碳化10g/kg土As[45]

鐵鹽

高錳酸鉀+雙氧水+硫酸鐵1:3:6混合攪拌20g/kg土As[46]

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生物質+硫酸亞鐵+高嶺土+生物淀粉+混合加熱

20:80:5:10:8:16:10200kg/畝As、Cd[47]

殼聚糖+硅溶膠+乳化劑

混合加熱

硅鋁酸鹽礦物+鈣質原料+硫酸亞鐵5:1:120g/kg土As[48]

生物質+聚丙烯肽胺+草酸+硫酸亞鐵+

1000:1:200:100:50:150混合發酵加熱500mL/m2Cr(Ⅵ)[49]

鹽酸+聚乙烯醇

沼渣+鐵鹽+鈣鹽+生物炭+聚丙烯酸+

50:2:2:15:4:5混合攪拌50g/kg土As[50]

二氧化錳

水合硫酸亞鐵+納米二氧化鈦+生石灰90:1:9混合加熱5kg/畝Cd[51]

氧化鈣+過氧化鈣+硫酸亞鐵10:3:1混合10g/kg土Mn[52]

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4.3相關指南

4.3.1國外指南概況

為規范和保障風險管控和修復后場地安全再利用和土壤的資源化處置，美國、英國、荷

蘭等國家先后設置了合理的技術準則，可為我國重金屬污染風險管控地塊安全利用化學阻控

工作的開展和相關技術標準的制定提供借鑒。

目前，國外在污染阻控技術應用過程中相關標準與指南包括：

（1）美國的《土-膨潤土系豎向阻隔墻施工指南》（GuideSpecificationforConstruction

Soil-bentoniteSlurryTrench）（UFGS-023527，2010），其中詳細給出了膨潤土物理性質指標、

膨潤土漿液和隔離屏障材料的滲透系數