水泥和活性炭对多环芳烃污染土壤固化稳定化效果的影响

张梦梦,王万峰，马福俊，张倩，谷庆宝

1.河南师范大学环境学院，河南 新乡 453007 2.中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室，北京 100012



水泥和活性炭对多环芳烃污染土壤固化稳定化效果的影响

张梦梦1,2,王万峰1，马福俊2*，张倩2，谷庆宝2

1.河南师范大学环境学院，河南 新乡 453007 2.中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室，北京 100012

固化稳定化技术由于处理费用低、操作简单易行，是污染场地修复常用的技术。评估了水泥和活性炭固化稳定化多环芳烃(PAHs)污染土壤的浸出行为和无侧限抗压强度(UCS)。PAHs污染土壤采用非酸性降水、酸性降水和卫生填埋场共处置3种方法分别浸出时，浸出液中PAHs的浓度分别为2.53、2.74和3.88 μgL；当水泥添加量为土壤质量的20%时，3种方法浸出液中PAHs的浓度分别为8.99、10.12和10.99 μgL；水泥固化稳定化会增加污染土壤中PAHs的浸出浓度，不同情景下PAHs的浸出浓度表现为卫生填埋场共处置>酸性降水>非酸性降水。当水泥添加量为土壤质量的20%，活性炭添加量为土壤质量的1%时，PAHs的浸出浓度为0.99 μgL，活性炭的加入可有效降低浸出液中PAHs的浓度。当水泥添加量分别为土壤质量的10%、20%和30%时，固化稳定化产物28 d的UCS分别为1.82、5.95和12.06 MPa，UCS随着水泥添加量的增多而增大；水泥添加量为土壤质量的20%，活性炭添加量不大于土壤质量的2%时，其UCS与不加活性炭时相当。

多环芳烃污染土壤；固化稳定化；浸出行为；无侧限抗压强度

多环芳烃(PAHs)是分子中含有2个或2个以上苯环的碳氢化合物，迄今已发现200多种，其中有相当一部分具有致癌性，如苯并[a]芘、苯并[a]蒽等。美国国家环境保护局(US EPA)将16种PAHs作为优先控制污染物[1]，我国也将萘、荧蒽、苯并[b]荧蒽、苯并[k]荧蒽、苯并[a]芘、茚苯[1,2,3-cd]芘、苯并[g,h,i]苝7种PAHs列入“中国环境优先污染物黑名单”[2]。在焦化行业、石油化工及钢铁冶炼等工业中由于化石燃料的不完全燃烧产生的大量PAHs，会对土壤造成严重的污染。土壤中的PAHs可通过食物链或呼吸进入到人体中，对人类健康造成潜在的危害。

目前PAHs污染土壤的处理处置方法有固化稳定化[3]、化学氧化[4-5]、土壤淋洗[6-7]、热脱附[8-10]、生物修复[11-12]等。其中，固化稳定化技术具有处理费用低、操作简单易行的特点，是污染场地修复常用的技术。基于水泥的固化稳定化技术已经广泛应用于重金属污染土壤的修复中[13-16]。但有机污染土壤的固化稳定化技术目前还存在很多问题，主要是由于有机物在水泥固化稳定化过程中基本不发生化学反应，其固化稳定化效果主要依赖于物理物化稳定化过程，因此有机污染物往往容易从固化稳定化产物中浸出，具有潜在的环境风险[17-18]。另外，有机污染物会干扰水泥的水化过程，改变固化稳定化产物的强度，使污染物的固化稳定化过程变得困难[19-20]。

研究表明，采用水泥固化稳定化有机污染土壤时，加入吸附剂(如有机黏土、活性炭等)可大幅降低固化稳定化产物中污染物的浸出浓度[21-23]。笔者尝试在水泥固化稳定化PAHs污染土壤过程中加入活性炭，考察不同浸出情景下固化稳定化产物中PAHs的浸出行为和无侧限抗压强度(UCS)，以期为经济、高效地处置PAHs污染土壤提供技术支持。

1 材料与方法

1.1 固化稳定化试验

PAHs污染土壤采自北京某化工厂废弃厂区，去除植物残体和大块石砾，研磨过4.5 mm筛备用，经检测土壤中PAHs浓度为305.36 mgkg。土壤含水率为12.6%，pH为8.04，容重为1.34 gkg，阳离子交换量为7.83 cmolkg，土壤中黏粒、粉粒和砂粒占比分别为14%、7%和79%。土壤中16种多环芳烃的浓度如表1所示。

表1 污染土壤中PAHs浓度Table 1 Concentration of PAHs in contaminated soil mgkg

表1 污染土壤中PAHs浓度Table 1 Concentration of PAHs in contaminated soil mgkg

萘苊烯苊芴菲蒽荧蒽芘386297950503181195337992831苯并[a]蒽苯并[b]荧蒽苯并[k]荧蒽苯并[a]芘茚苯[1，2，3⁃cd]芘二苯并[a，h]蒽苯并[g，h，i]苝128922305102610380231093272537

考察水泥添加量对污染土壤固化稳定化效果的影响时，设置水泥添加量分别为土壤质量的10%、20%和30%，水的添加量为固体总质量的30%；考察活性炭对污染土壤固化稳定化效果的影响时，固定水泥添加量为土壤质量的20%，活性炭的添加量分别为土壤质量的1%、2%和5%，水的添加量为固体总质量的30%，每组参数设置3个平行。待样品在净浆搅拌机上搅拌均匀后，转移至7 cm×7 cm×7 cm模具中，于(20±2)℃、湿度为95%的恒温恒湿养护箱中养护28 d。试验设置2组，养护7 d后一组样品脱模破碎，过9.5 mm筛进行浸出试验，另一组样品分别养护7和28 d后按T 0805—1994《公路工程无机结合料稳定材料试验规程》中的方法测定UCS。

1.2 浸出试验

浸出试验是评估固化稳定化修复效果的常用方法。当固化稳定化产物不规范填埋处置或堆存时，在非酸性降水或酸性降水的影响下，其中的PAHs会浸出而进入到环境中；另外，当固化稳定化产物进入卫生填埋场后，在填埋场渗滤液的影响下，其中的PAHs也会浸出。养护结束后，将固化稳定化样品脱模破碎，过9.5 mm筛，选择去离子水、硫酸硝酸混合溶液[24](pH为3.20±0.05)和醋酸缓冲溶液[25](pH为2.88±0.05)作为浸提剂，分别模拟了非酸性降水、酸性降水和卫生填埋场共处置3种浸出情景下固化稳定化产物中PAHs的浸出行为。称取污染土和破碎固化稳定化样品20 g，置于500 mL翻转振荡瓶中，加入400 mL浸提剂，(30±2)rmin下翻转振荡(18±2)h，静置后采用玻璃纤维滤膜抽滤后加入多环芳烃内标物，过C18萃取小柱富集，氮气吹干，使用10 mL二氯甲烷洗脱，收集洗脱液于K-D瓶，氮吹浓缩至1 mL待测。

1.3 GC-MS分析

色谱条件：进样口温度320 ℃；传输线温度300 ℃。质谱条件：EI离子源70 eV；离子源温度230 ℃。溶剂延迟时间为3 min。程序升温条件：起始温度80 ℃，保持3 min；以10 ℃min升至160 ℃；再以5 ℃min升至220 ℃；然后以2 ℃min升至280 ℃，保持3 min。色谱柱为DB-5 MS(30 m×0.25 mm×0.25 μm，Agilent，美国)。载气为高纯氦气(99.999 9%)，采用选择离子模式，进样量为1 μL。

1.4 试验用品

试验所用的16种PAHs混标及5种氘代内标(naphthalene-d8、acenaphthylene-d10、phenanthrene-d10、pyrene-d12、chrysene-d12)均购自AccuStandard(美国)，用二氯甲烷逐级稀释配成标准溶液，于4 ℃密封保存。浓H2SO4、浓HNO3、冰醋酸、粉末活性炭均购自国药集团北京化学试剂公司；二氯甲烷和丙酮均为色谱级，购自Mreda(美国)。所使用水泥为标号425普通硅酸盐水泥(北京水泥厂有限责任公司)。C18固相萃取小柱购自Supelco(美国)。

2 结果与讨论

2.1 浸出浓度

3种浸出情景下污染土壤及固化稳定化产物中PAHs的浸出浓度如表2所示。由表2可见，PAHs污染土壤采用非酸性降水、酸性降水和卫生填埋场共处置分别浸出时，浸出液中PAHs的浓度分别为2.53、2.74和3.88 μgL，卫生填埋场共处置浸出情景下，浸出液中PAHs的浓度最大。这是由于卫生填埋场共处置浸出时使用的浸提剂为醋酸缓冲溶液，溶液的酸度最大，对土壤的侵蚀程度最重[26]。卫生填埋场共处置浸出时，浸出液的pH为4.06，远低于其他2种浸出液，进一步证明了醋酸浸提剂对土壤的侵蚀作用。卫生填埋场共处置浸出情景下，污染土壤中PAHs的浸出率(污染土壤中PAHs浸出浓度与原始浓度的比值)为0.025%，说明PAHs不易从土壤中浸出。其原因主要是由于多环芳烃为疏水性有机物，在浸出过程中更容易吸附到污染土壤表面[27]。

当水泥添加量为土壤质量的10%，采用非酸性降水、酸性降水和卫生填埋场共处置分别浸出时，浸出液中PAHs的浓度分别为10.31、11.04和10.49 μgL，浸出液中PAHs浓度明显高于未固化稳定化时的污染土壤。这是由于水泥为亲水性物质，水泥的加入增加了固化稳定化产物的极性和亲水性；另外，有机污染土壤直接浸出时，土壤颗粒倾向于凝结成团，当加入水泥时，水泥水化后形成小的空腔将污染颗粒包裹起来，从而阻碍了污染土壤颗粒的凝结，增大了土壤与水的接触面积[28]。当水泥添加量为土壤质量的20%，采用非酸性降水、酸性降水和卫生填埋场共处置分别浸出时，浸出液中PAHs的浓度分别为8.99、10.12和10.99 μgL。当水泥添加量为土壤质量的30%时，3种情景下浸出液中PAHs的浓度分别为5.60、5.65和6.61 μgL。随着水泥添加量的增加，PAHs的浸出浓度逐渐降低，但相应的污染土壤中PAHs的浸出率变化不大，说明PAHs浸出浓度的降低主要是由固体总质量的增加导致的。不同情景下固化稳定化产物中PAHs的浸出浓度顺序同样为卫生填埋场共处置>酸性降水>非酸性降水，这与宋敏英等[29-30]的研究结果相似。代表性致癌物苯并[a]芘的最高浸出浓度为0.11 μgL，低于GB 5085.3—2007《危险废物鉴别标准 浸出毒性鉴别》的限值(0.3 μgL)[31]。

污染土壤和固化稳定化产物浸出时，浸出液中高环(4～6环)PAHs的比例最高为21.64%，远低于污染土壤中高环PAHs的比例(83.95%)，这是由于高环PAHs比低环(2～3环)PAHs的Kow大几个数量级，低水溶性使其更容易吸附在土壤颗粒上[32]。3种浸出情景中卫生填埋场共处置的高环PAHs浸出比例较高，可能是由于醋酸溶液的缓冲作用加强了对土壤颗粒的侵蚀。

表2 3种浸出情景下污染土壤及固化稳定化产物中PAHs的浸出特征Table 2 Leaching characteristics of PAHs in contaminated soil and solidifiedstabilized materials under three exposure scenarios

表2 3种浸出情景下污染土壤及固化稳定化产物中PAHs的浸出特征Table 2 Leaching characteristics of PAHs in contaminated soil and solidifiedstabilized materials under three exposure scenarios

项目污染土污染土+10%水泥污染土+20%水泥污染土+30%水泥非酸性降水酸性降水卫生填埋场非酸性降水酸性降水卫生填埋场非酸性降水酸性降水卫生填埋场非酸性降水酸性降水卫生填埋场浸出液pH9158474061162 1156 5151172 1164 55611751166 865低环PAHs浓度∕(μg∕L)萘091117160180334226252264304216165209苊烯014016009019035026028025020013020024苊015022038107282140170152205061102119芴021020028496117114182189122060050050菲038039042082094169087211191076076073蒽044043047064154147091081110066061069比例∕%881493808351919592037836901091118662878683898230高环PAHs浓度∕(μg∕L)荧蒽0100 022043041082046051081036040046芘020017022037037061041034054030042036苯并[a]蒽000080030050200020050030020006000110003013000040009008苯并[b]荧蒽0000100020220000200008苯并[k]荧蒽00000003000000苯并[a]芘000000110000100004茚苯[1，2，3⁃cd]芘000000050000100005二苯并[a，h]蒽000000．02000000苯并[g，h，i]苝000000．08000．01000．04比例∕%11．866．2016．498．057．9721．649．908．8913．3812．1416．1117．70PAHs总浸出浓度∕(μg∕L)2532743881031 11041049 8991012 1099 560565661

注：水泥添加量均为污染土壤质量的20%。图1 活性炭添加量对多环芳烃浸出浓度的影响Fig.1 Effects of AC dosage on leaching concentration of PAHs

图1显示了活性炭添加量对3种浸出情景下PAHs浸出浓度的影响。

由图1可见，当污染土壤仅采用土壤质量20%的水泥固化稳定化时，采用非酸性降水浸出时PAHs浓度为8.99 μgL，添加土壤质量1%的活性炭时，PAHs的浸出浓度为0.99 μgL，活性炭的添加明显降低了PAHs的浸出浓度。随着活性炭添加量的增大，PAHs的浸出浓度进一步降低。其中苯并[a]芘的浸出浓度低于检出限(0.01 μgL)，说明在固化稳定化PAHs时添加活性炭，可以有效吸附污染土壤中的PAHs，降低其浸出浓度。

2.2 无侧限抗压强度(UCS)

为了评估固化稳定化产物的最终处置方式，需要测试其机械强度。UCS是评估固化稳定化产物机械强度常用的指标。水泥及活性炭添加量与固化稳定化产物的UCS关系如表3所示。

由表3可见，当水泥添加量为土壤质量的10%时，固化稳定化产物7和28 d的UCS分别为0.51和1.82 MPa；当水泥添加量为土壤质量的20%时，UCS分别为2.45和5.95 MPa；当水泥添加量为土壤质量的30%时，UCS分别为5.23和12.06 MPa，可见，UCS随着水泥添加量的增多而增大。这是由于水泥的添加量越多，水化生成的胶结物质也越多，固化稳定化产物的抗压强度越高[33]。固化稳定化产物用作填埋处置时，US EPA建议标准养护28 d的固化稳定化产物的UCS大于350 kPa[34]；荷兰和法国建议标准养护28 d的固化稳定化产物的UCS大于1 MPa[35]；本研究中，水泥添加量为土壤质量的10%时，固化稳定化产物标准养护28 d的UCS满足填埋处置的要求。CJJ 01—2008《城镇道路工程施工与质量验收规范》[36]中规定水泥稳定土类材料用作城市快速路、主干路底基层时7 d UCS为1.5～2.5 MPa，用作其他等级道路底基层时7 d UCS为1.5～2.0 MPa。水泥添加量为土壤质量的20%时，其固化稳定化产物的UCS大于2 MPa，满足道路底基层对建筑材料UCS的要求。

表3 固化稳定化产物的无侧限抗压强度Table 3 UCS of solidifiedstabilized materials MPa

表3 固化稳定化产物的无侧限抗压强度Table 3 UCS of solidifiedstabilized materials MPa

时间∕d10%水泥20%水泥20%水泥+1%活性炭20%水泥+2%活性炭20%水泥+5%活性炭30%水泥7051245261253186523281825956226095011206

为了评估活性炭的加入对固化稳定化产物机械强度的影响，固定水泥添加量为土壤质量的20%，考察不同活性炭添加量下固化稳定化产物的UCS变化。当活性炭添加量分别为土壤质量的1%、2%和5%时，固化稳定化产物养护28 d后的UCS分别为6.22、6.09及5.01 MPa，当活性炭添加量不高于土壤质量的2%时，其UCS与不加活性炭时相当；当活性炭添加量为土壤质量的5%时，其UCS明显低于不加活性炭时，这是因为活性炭为多孔性物质，活性炭的加入增加了固化稳定化产物的总孔容，使其结构疏松，进而影响固化稳定化产物的强度。

3 结论

(1)水泥固化稳定化PAHs污染土壤会增加浸出液中污染物的浓度，PAHs浓度明显高于未处理时。不同情景下PAHs的浸出浓度表现为卫生填埋场共处置>酸性降水>非酸性降水。

(2)活性炭的加入可有效降低浸出液中PAHs的浓度。

(3)UCS随着水泥添加量的增多而增大，水泥添加量为土壤质量的20%，活性炭添加量不大于土壤质量的2%时，其UCS与不加活性炭时相当。

[1] US EPA.Priority pollutant list:40 CFR Part 423,appendix A[EBOL].Washington DC:US Environmental Protection Agency.Office of Water,2014[2015-12-27].http:www3.epa.govregion1npdespermitsgenericprioritypollutants.pdf.

[2] 周文敏,傅德黔,孙宗光.水中优先控制污染物黑名单[J].中国环境监测,1990,6(4):1-3.

[3] 申坤.多环芳烃污染土壤固化稳定化修复研究[D].北京:轻工业环境保护研究所,2011.

[4] 赵丹,廖晓勇,阎秀兰,等.不同化学氧化剂对焦化污染场地多环芳烃的修复效果[J].环境科学,2011,32(3):857-863. ZHAO D,LIAO X Y,YAN X L,et al.Chemical oxidants for remediation of soils contaminated with polycyclic aromatic hydrocarbons at a coking site[J].Environmental Science,2011,32(3):857-863.

[5] 郭涓,杨玉盛,杨红玉,等.高锰酸钾氧化修复污染土壤中菲和芘的研究[J].农业环境科学学报,2010,29(3):471-475. GUO J,YANG Y S,YANG H Y,et al.Potassium permanganate oxidation of phenanthrene and pyrene in contaminated soils[J].Journal of Agro-environment Science,2010,29(3):471-475.

[6] 王宏光,郑连伟.表面活性剂在多环芳烃污染土壤修复中的应用[J].化工环保,2006,26(6):471-474. WANG H G,ZHENG L W.Application of surfactant in remediation of polycyclic aromatic hydrocarbons contaminated soil[J].Environmental Protection of Chemical Industry,2006,26(6):471-474.

[7] 巩宗强,李培军,台培东,等.污染土壤的淋洗法修复研究进展[J].环境污染治理技术与设备,2002,3(7):45-50. GONG Z Q,LI P J,TAI P D,et al.Advancement of soil washing process for contaminated soil[J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control,2002,3(7):45-50.

[8] 耿春雷,顾军,於定新.高温热解析在多环芳烃污染土修复中的应用[J].材料导报,2012,26(3):126-129. GENG C L,GU J,YU D X.Application of high temperature thermal decomposition in repairing PAHs polluted soil[J].Materials Review,2012,26(3):126-129.

[9] HARMON T C,BURKS G A,AYCAGUER A C,et al.Thermally enhanced vapor extraction for removing PAHs from lampblack-contaminated soil[J].Journal of Environmental Engineering,2001,127(11):986-993.

[10] 魏萌.焦化污染场地土壤中PAHs的赋存特征及热脱附处置研究[D].北京:首都师范大学,2013.

[11] 侯梅芳,潘栋宇,黄赛花,等.微生物修复土壤多环芳烃污染的研究进展[J].生态环境学报,2014,23(7):1233-1238. HOU M F,PAN D Y,HUANG S H,et al.Microbial remediation of polycyclic aromatic hydrocarbons contaminated soil:a review[J].Ecology and Environmental Sciences,2014,23(7):1233-1238.

[12] 潘声旺.多环芳烃污染土壤的生态修复研究[D].重庆:西南大学,2009.

[13] KANTAR C,CETIN Z,DEMIRAY H.In situ stabilization of chromium(Ⅵ) in polluted soils using organic ligands:the role of galacturonic,glucuronic and alginic acids[J].Journal of Hazardous Materials,2008,159(23):287-293.

[14] KUMPIENE J,LAGERKVIST A,MAURICE C.Stabilization of As,Cr,Cu,Pb and Zn in soil using amendments:a review[J].Waste Management,2008,28:215-225.

[15] BASTA N T,MCGOWEN S L.Evaluation of chemical immobilization treatments for reducing heavy metal transport in a smelter-contaminated soil[J].Environmental Pollution,2004,127(1):73-82.

[16] YOON I H,MOON D H,KIM K W,et al.Mechanism for the stabilizationsolidification of arsenic-contaminated soils with Portland cement and cement kiln dust[J].Journal of Environmental Management,2010,91(11):2322-2328.

[17] SORA I N,PELOSATO R,BOTTA D,et al.Chemistry and microstructure of cement pastes admixed with organic liquids[J].Journal of the European Ceramic Society,2002,22(9):1463-1473.

[18] VIPULANANDAN C.Effect of clays and cement on the solidificationstabilization of phenol-contaminated soils[J].Waste Management,1995,15(56):399-406.

[19] BOTTA D,DOTELLI G,BIANCARDI R,et al.Cement-clay pastes for stabilizationsolidification of 2-chloroaniline[J].Waste Management,2004,24(2):207-216.

[20] VIPULANANDAN C,KRISHNAN S.Solidificationstabilization of phenolic waste with cementitious and polymeric materials[J].Journal of Hazardous Materials,1990,24(2):123-136.

[21] LEONARD S A,STEGEMANN J A.Stabilizationsolidification of petroleum drill cuttings:leaching studies[J].Journal of Hazardous Materials,2010,174(123):463-472.

[22] HEBATPURIA V M,ARAFAT H A,HONG S R,et al.Immobilization of phenol in cement-based solidifiedstabilized hazardous wastes using regenerated activated carbon:leaching studies[J].Journal of Hazardous Materials,2000,70(3):139-156.

[23] MONTGOMERY D,SOLLARS C,PERRY R.Optimization of cement-based stabilizationsolidification of organic-containing industrial wastes using organophilic clay[J].Waste Management & Research,1991,9(1):21-34.

[24] 国家环境保护总局.固体废物浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法:HJT 299—2007[S].北京:中国环境科学出版社,2007.

[25] 国家环境保护总局.固体废物浸出毒性浸出方法 醋酸缓冲溶液法:HJT 300—2007[S].北京:中国环境科学出版社,2007.

[26] LIU J G,NIE X Q,ZENG X W,et al.Long-term leaching behavior of phenol in cementactivated-carbon solidifiedstabilized hazardous waste[J].Journal of Environmental Management,2013,115:265-269.

[27] HEBATPURIA V M,ARAFAT H A,BISHOP P L,et al.Leaching behavior of selected aromatics in cement-based solidificationstabilization under different leaching tests[J].Environmental Engineering Science,1999,16(6):451-463.

[28] KARAMALIDIS A K,VOUDRIAS E A.Cement-based stabilizationsolidification of oil refinery sludge:leaching behavior of alkanes and PAHs[J].Journal of Hazardous Materials,2007,148(12):122-135.

[29] 宋敏英.含硝基苯危险废物固化稳定化技术研究[D].北京:北京工商大学,2010.

[30] 周德杰,刘锋,孙思修,等.固体废物中多环芳烃类化合物(PAHs)的浸出特性研究[J].环境科学研究,2005,18(增刊):31-35. ZHOU D J,LIU F,SUN S X,et al.Study on leaching characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) of solid waste[J].Research of Environmental Sciences,2005,18(Suppl):31-35.

[31] 国家环境保护总局,国家质量监督检验检疫总局.危险废物鉴别标准 浸出毒性鉴别:GB 5085.3—2007[S].北京:中国环境科学出版社,2007.

[32] MULDER E,BROUWER J P,BLAAKMEER J,et al.Immobilisation of PAH in waste materials[J].Waste Management,2001,21(3):247-253.

[33] 王建华,肖佳,陈雷,等.粉煤灰对水泥水化与强度的影响[J].粉煤灰综合利用,2009,22(5):34-36. WANG J H,XIAO J,CHEN L,et al.Influence on cement hydration and strength of fly ash[J].Fly Ash Comprehensive Utilization,2009,22(5):34-36.

[34] US EPA.Prohibition on the disposal of bulk liquid hazardous waste in landfills:statutory interpretive guidance:Office of Solid Waste and Emergency Response (OSWER) Policy Directive:No.9487.00-2A,EPA530-SW-016[R].Washington DC:US EPA,1986.

[35] PERERA A,AL-TABBAA A,REID J,et al.State of practice report UK stabilizationsolidification treatment and remediation:part Ⅳ.testing and performance criteria[C]Proceedings of the International Conference on StabilizationSolidification Treatment and Remediation.London:Balkema,2005:415-435.

[36] 住房与城乡建设部.城镇道路工程施工与质量验收规范:CJJ 01—2008[M].北京:中国建筑工业出版社,2008. ▷

Effect of cement and activated carbon on solidificationstabilization of PAHs contaminated soil

ZHANG Mengmeng1,2, WANG Wanfeng1, MA Fujun2, ZHANG Qian2, GU Qingbao2

1.School of Environment, Henan Normal University, Xinxiang 453007, China 2.Department of Soil Pollution and Control, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China

As a low cost and easy to operate technology, the solidificationstabilization is widely used for remediating contaminated sites. PAHs leachability and unconfined compressive strength (UCS) of cement-based solidifiedstabilized materials with or without activated carbon were evaluated. When the contaminated soil was leached under three scenarios of neutral precipitation, acid precipitation, and co-disposal, the leaching concentrations of PAHs were 2.53, 2.74 and 3.88 μgL, respectively. After treated by cement of 20% soil weight, the leaching concentrations of PAHs were 8.99, 10.12 and 10.99 μgL, respectively under the three scenarios. The leachability of PAHs increased when contaminated soil was solidifiedstabilized by cement. PAHs concentrations in leachates were in the order of co-disposal scenario>acid-precipitation scenario>neutral-precipitation scenario. When the contaminated soil was treated by 20% cement and 1% activated carbon of soil weight, the leaching concentrations of PAHs was 0.99 μgL; the addition of activated carbon can significantly lower PAHs concentrations in leachates. 28 d UCS of solidifiedstabilized materials was 1.82, 5.95 and 12.06 MPa when the contaminated soil was treated by cement of 10%, 20% and 30% of soil weight, respectively. UCS of solidifiedstabilized materials increased with the adding amounts of cement. When the contaminated soil was treated by 20% cement, UCS of solidifiedstabilized materials was not affected by the amount of activated carbon when adding no more than 2% of soil weight.

PAHs contaminated soil; solidificationstabilization; leaching behavior; unconfined compressive strength

2016-06-16

国家高技术研究发展计划(863计划)项目(2013AA06A207)

张梦梦(1991—)，女，硕士研究生，主要从事有机污染土壤固化稳定化修复研究，15138037707@163.com

*责任作者：马福俊(1985—)，男，博士，主要从事污染场地污染修复研究，mafj@craes.org.cn

X53

1674-991X(2017)01-0059-06

10.3969j.issn.1674-991X.2017.01.009

张梦梦,王万峰，马福俊,等.水泥和活性炭对多环芳烃污染土壤固化稳定化效果的影响[J].环境工程技术学报,2017,7(1):59-64.

ZHANG M M, WANG W F, MA F J, et al.Effect of cement and activated carbon on solidificationstabilization of PAHs contaminated soil[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2017,7(1):59-64.