本發(fā)明涉及環(huán)境巖土工程領域，尤其涉及一種用于重金屬污染土的固化劑及制備和應用方法。
背景技術：
：隨著我國城市功能及城市布局的調(diào)整，原位于城市中心區(qū)、郊區(qū)的企業(yè)，例如化工廠、金屬冶煉廠、電鍍廠等都逐步關?；蛘咄顺沁M園，但工業(yè)、企業(yè)多年的生產(chǎn)過程，在其搬遷后遺留的土地中累積了大量污染物，不僅為遺留土地的高效利用帶來了阻力，也為周圍環(huán)境帶來嚴重的安全隱患。近年來，政府頒布的《土壤污染防治行動計劃》(土十條)也將污染土壤修復工作視為當前重要的民生工程之一，開展相關污染修復治理工作迫在眉睫。工業(yè)污染場地土壤重金屬污染呈現(xiàn)為重金屬物種類多、含量高及酸度大等特點。在重金屬污染場地的修復中，固化穩(wěn)定技術被廣泛采用。常用的固化劑主要包括水泥、石灰及磷酸鹽等材料，對重金屬固化穩(wěn)定化具有良好的效果，但也存在大量的缺點，例如生產(chǎn)水泥能耗大、溫室氣體排放多等；石灰、磷酸鹽為不可再生天然礦物、成本高等；而且磷酸鹽的大量施入，會嚴重改變土壤結構及進一步引發(fā)地下水、地表水的磷污染。綜上所述，傳統(tǒng)固化劑存在諸多缺陷，需要減少水泥及磷酸鹽材料的使用，尋找一種能固化穩(wěn)定重金屬，同時固化穩(wěn)定效率高、成本低廉、性能穩(wěn)定、材料來源廣泛且環(huán)境友好的新型固化劑成為環(huán)?？萍脊ぷ髡哧P注的焦點。技術實現(xiàn)要素：發(fā)明目的：本發(fā)明的第一目的是提供一種能夠顯著降低重金屬污染土中的重金屬遷移性及毒性浸出量的重金屬污染土的固化劑；本發(fā)明的第二目的是提供該重金屬污染土固化劑的制備方法；本發(fā)明的第三目的是提供該重金屬污染土固化劑的應用方法。技術方案：本發(fā)明所述用于重金屬污染土的固化劑，由以下質(zhì)量百分比的物料組成：鋼渣粉30-55％；生石灰粉20-50％；負載磷酸鹽的生物炭5-30％。該固化劑的組成物料優(yōu)選為：鋼渣粉35-50％；生石灰粉25-45％；負載磷酸鹽的生物炭10-25％。所述鋼渣粉為由以下方法制備而成活化鋼渣粉：(1)將經(jīng)過磁選后的轉(zhuǎn)爐渣、平爐渣和電爐氧化渣等高活性鋼渣中的一種或多種經(jīng)過破碎過篩；(2)得到的產(chǎn)物中取粒徑小于2mm的物料烘干至其含水率小于2％，優(yōu)選采用100-105℃的氣流烘干；(3)得到的產(chǎn)物進行研磨并過150-200目的篩后(例如可采用球磨)，再經(jīng)500-700℃煅燒1-2h(例如可以優(yōu)先采用電爐煅燒，節(jié)能實用)，得到活化鋼渣粉。所述負載磷酸鹽的生物炭由以下方法制備而成：(1)制備濃度為0.01-0.05mol/l的磷酸鹽溶液(該磷酸鹽優(yōu)選采用磷酸二氫鉀，其水溶液為酸性，對鋼渣活化效果更好)，將生物炭研磨過0.1-0.3mm篩，得到生物炭粉；(2)將生物炭粉和硫酸鋁按照質(zhì)量比20-30:1混合，得到生物炭粉混合料；(3)將所得生物炭粉混合料浸漬到磷酸鹽溶液中，攪拌10-15min(至混合物均勻)，在20-30℃下振蕩攪拌10-15h后靜置36-48h，得到凝膠狀沉淀物；其中，兩次攪拌的目的不同，第一次攪拌是讓固液充分接觸，第二次是快速產(chǎn)生凝膠沉淀物；(4)將凝膠狀沉淀物采用100-250℃的氣流烘干至其含水率小于2％，所得產(chǎn)物磨細過200目篩，得到負載磷酸鹽的生物炭，其中，優(yōu)先采用氣流烘干快速，藥劑不易結塊，方便后續(xù)藥劑生產(chǎn)。采用咖啡渣、茶葉沫和中藥渣中的一種或多種在100-105℃下烘干至其質(zhì)量恒定后，在缺氧條件下經(jīng)過400-700℃裂解制成生物炭。所述生石灰粉由以下方法制備而成：將cao含量大于96％的生石灰采用100-250℃的氣流烘干至其含水率小于2％，研磨過150-200目篩。所述用于重金屬污染土的固化劑的制備方法包括如下步驟：按重量百分比將活化鋼渣粉、生石灰粉以及負載磷酸鹽的生物炭進行混合，采用干法攪拌0.5-1h至混合均勻后過150-200目篩，得到固化劑。所述用于重金屬污染土的固化劑的應用方法為：將所述固化劑與重金屬污染土混合攪拌，其中，該固化劑用量為重金屬污染土干重質(zhì)量的5-15％，且該重金屬污染土的含水率為16-30％。所述重金屬污染土中粒徑小于0.075mm的顆粒含量為65-100％，其中重金屬鉛含量大于2000mg/kg，重金屬鋅含量大于2000mg/kg，重金屬銅含量大于2000mg/kg，重金屬鎳含量大于2000mg/kg。有益效果：與現(xiàn)有技術相比，本發(fā)明的顯著的優(yōu)點為：(1)重金屬固化效果佳。首先，本發(fā)明中涉及到的鋼渣對重金屬離子有著的吸附效果；其次，鋼渣在生石灰的激發(fā)作用下，其潛在的膠凝特性得以展現(xiàn)，對重金屬的氫氧化物沉淀進行了有效的包裹作用，大大增強了單純使用生石灰的對重金屬的固化效果；再次，負載磷酸鹽的生物炭在生石灰的作用下，生成部分羥基磷灰石晶體，羥基磷灰石能夠高效吸附絡合pb、zn、cu及ni等重金屬，其與重金屬生成的羥基磷灰石重金屬鹽溶解度較重金屬氫氧化物低幾十個數(shù)量級，同時其在酸性及堿性條件下溶解較低，固化效果更佳穩(wěn)定。(2)耐久性能好。傳統(tǒng)固化劑易受二氧化碳侵蝕及酸雨侵蝕的影響，產(chǎn)生固化污染土環(huán)境安全性及工程特性劣化衰減現(xiàn)象。本發(fā)明中涉及的固化劑能夠有效克服上述缺點，由于生成的重金屬磷酸鹽類沉淀團聚在生物炭周圍，其在多種ph環(huán)境下溶解度均較低，并且在鋼渣的水化產(chǎn)物c-s-h凝膠的包裹作用下，可以有效減小重金屬沉淀與酸性溶液的接觸；同時鋼渣本身具有極強的酸緩沖能力及吸收二氧化碳的能力，二氧化碳侵蝕作用下，生成caco3晶體進一步填充固化體的孔隙，有效降低酸性溶液入滲量，進一步增加固化體在惡劣環(huán)境下的穩(wěn)定性；另外，負載磷酸鹽的生物炭對酸雨侵蝕也要較好的緩沖作用，負載的磷酸鹽能有有效抑制吸附重金屬的解吸附作用，進一步增加固化體的耐久性。(3)有效利用廢物原料，環(huán)境友好型固化劑。首先，鋼渣作為一種工業(yè)廢渣，大面積堆積，已經(jīng)造成了嚴重的環(huán)境污染，通過對鋼渣的活化，有效提高了鋼渣的利用價值，變廢為寶。其次，鋼渣作為一種高堿性材料，直接用于重金屬污染土的固化穩(wěn)定化中，固化土ph較高，會給土地的后期開發(fā)利用帶來很多問題，通過活化改性，在有效增加了鋼渣對重金屬的固化效果的同時，也有效降低了固化土的ph，并且通過生石灰的添加，使其對重金屬的固化穩(wěn)定化效果達到最佳。再次，咖啡渣、茶葉沫及中藥渣也是生活廢渣，通過中高溫裂解，制備產(chǎn)生物炭后，進一步進行改性，負載上磷酸鹽后能夠有效增加對金屬的固化效果的同時還能實現(xiàn)對鋼渣的激發(fā)，增加鋼渣的水化活性及對重金屬的固化穩(wěn)定化效果。具體實施方式實施例1本發(fā)明用于重金屬污染土的固化劑，由以下質(zhì)量份的物料組成：鋼渣粉：45％；生石灰粉：35％；負載磷酸鹽的生物炭：20％。所述鋼渣粉為由以下方法制備而成的活化鋼渣粉：將轉(zhuǎn)爐渣經(jīng)過磁選后進行破碎過篩；得到的產(chǎn)物中取粒徑小于2mm的物料放置烘箱內(nèi)采用溫度為105℃的氣流烘干至其含水率為1％；得到的產(chǎn)物進行研磨并過200目的篩后，再經(jīng)700℃電爐煅燒2h得到。該鋼渣粉堿度值為2.07。該鋼渣的主要成分及含量見表1，值得說明的是，適用于本發(fā)明的鋼渣并不局限于表1中的數(shù)據(jù)，其僅為本實施例所采用的鋼渣：表1鋼渣主要成分及含量主要化學成分caosio2al2o3fe2o3mgop2o5含量(％)36.3016.263.3218.668.351.26所述負載磷酸鹽的生物炭由以下方法制備而成：制備濃度為0.05mol/l的磷酸二氫鉀溶液，并將生物炭研磨過0.2mm篩，得到生物炭粉；將生物炭粉和硫酸鋁按照質(zhì)量的比30:1進行充分混合，得到生物炭粉混合料；將所得混合料浸漬到上述得到的磷酸二氫鉀溶液中，攪拌15min至混合均勻，在25℃下，振蕩攪拌15h后靜置48h，得到凝膠狀沉淀物；將凝膠狀沉淀物采用200℃的氣流烘干至其含水率為1％，所得產(chǎn)物研磨過200目篩，得到負載磷酸二氫鉀的生物炭。所述生物炭為選取咖啡渣在105℃下烘干至其質(zhì)量不在變化后，在密閉缺氧條件下，經(jīng)過在600℃環(huán)境下裂解6h制成，其物理化學特性及主要化學成分見表2所示。表2生物炭基本化學性質(zhì)和主要元素含量所述生石灰粉由以下方法制備而成：將cao含量為99％生石灰采用200℃的氣流烘干至其含水率為1％，研磨過200目篩。所述用于重金屬污染土的固化劑包括以下步驟制備而成：將上述質(zhì)量份的活化鋼渣粉、生石灰粉以及負載磷酸鹽的生物炭進行混合，采用干法攪拌1h至混合均勻后過200目篩，得到固化劑。所述用于重金屬污染土的固化劑的使用方法具體為：將固化劑與重金屬污染土進行原地混合攪拌，其中，該固化劑用量為重金屬污染土干重質(zhì)量的5％(占復合金屬污染土干重)。重金屬污染物有兩種：污染土a，取自某一工業(yè)污染場地的鉛、鋅復合污染土；污染土b，取自某二工業(yè)污染場地的銅、鎳復合污染土。其它主要理化特性如表3所示。表3污染土主要物理化學性質(zhì)實施例2與實施例1的制備過程和養(yǎng)護過程相同，所不同的是，固化劑的摻量為10％(固化劑占重金屬及有機物復合污染土干重)。實施例3與實施例1的制備過程和養(yǎng)護過程相同，所不同的是，固化劑的摻量為15％(固化劑占重金屬及有機物復合污染土干重)。對比例1不添加任何固化劑，僅取實施例1中的復合重金屬污染土樣。對比例2采用實施例1中的鋼渣不經(jīng)過活化制備固化劑，其他制備步驟不變，摻量與實施例3相同為15％。實施例4本發(fā)明用于重金屬污染土的固化劑，由以下質(zhì)量份的物料組成：鋼渣粉：50％；生石灰粉：25％；負載磷酸鹽的生物炭：25％。所述鋼渣粉為由以下方法制備而成活化鋼渣粉：將平爐渣經(jīng)過磁選后進行破碎過篩；得到的產(chǎn)物中取粒徑小于2mm的物料采用溫度為100℃的氣流烘干至其含水率為1.5％；得到的產(chǎn)物進行研磨并過150目的篩后，再經(jīng)500℃電爐煅燒1h得到。該鋼渣粉堿度值為1.8。所述負載磷酸鹽的生物炭由以下方法制備而成：制備濃度為0.01mol/l的磷酸二氫鉀溶液，并將生物炭研磨過0.1mm篩，得到生物炭粉；將生物炭粉和硫酸鋁按照20:1質(zhì)量的比進行充分混合，得到生物炭粉混合料；將所得混合料浸漬到上述得到的磷酸二氫鉀溶液中，攪拌10min至混合均勻，在20℃下，振蕩攪拌10h后靜置36h，得到凝膠狀沉淀物；將凝膠狀沉淀物采用100℃的氣流烘干至其含水率為1.5％，所得產(chǎn)物研磨過150目篩，得到負載磷酸二氫鉀的生物炭。所述生物炭為選取咖啡渣在100℃下烘干至其質(zhì)量不在變化后，在缺氧條件下，經(jīng)過在400℃環(huán)境下裂解制成。所述生石灰粉由以下方法制備而成：將cao含量為98％生石灰采用100℃的氣流烘干至其含水率為1.5％，研磨過150目篩，得生石灰粉。所述用于重金屬污染土的固化劑包括以下步驟制備而成：將上述質(zhì)量份的鋼渣粉、生石灰粉以及負載磷酸鹽的生物炭進行混合，采用干法攪拌0.5h至混合均勻后過150目篩，得到固化劑。所述用于重金屬污染土的固化劑的使用方法具體為：將固化劑與重金屬污染土進行原地混合攪拌，其中，該固化劑用量為重金屬污染土干重質(zhì)量的5％(占復合金屬污染土干重)，且該重金屬污染土的含水率為16％，重金屬污染土與實施例1中選用的污染土相同，其中該重金屬污染土中粒徑小于0.075mm的顆粒含量為65％。實施例5本發(fā)明用于重金屬污染土的固化劑，由以下質(zhì)量份的物料組成：鋼渣粉：35％；生石灰粉：45％；負載磷酸鹽的生物炭：20％。所述鋼渣粉為由以下方法制備而成活化鋼渣粉：將平爐渣經(jīng)過磁選后進行破碎過篩；得到的產(chǎn)物中取粒徑小于2mm的物料采用溫度為150℃的氣流烘至全干；得到的產(chǎn)物進行研磨并過180目的篩后，再經(jīng)600℃電爐煅燒1.5h得到。該鋼渣粉堿度值為2.2。所述負載磷酸鹽的生物炭由以下方法制備而成：用磷酸鹽制備濃度為0.03mol/l的磷酸二氫鉀溶液，并將生物炭研磨過0.3mm篩，得到生物炭粉；將生物炭粉和硫酸鋁按照25:1質(zhì)量的比進行充分混合，得到生物炭粉混合料；將所得混合料浸漬到上述得到的磷酸二氫鉀溶液中，攪拌13min至混合均勻，在25℃下，振蕩攪拌12.5h后靜置42h，得到凝膠狀沉淀物；將凝膠狀沉淀物采用180℃的氣流烘至全干，所得產(chǎn)物研磨過160目篩，得到負載磷酸二氫鉀的生物炭。所述生物炭為選取茶葉沫在102.5℃下烘干至其質(zhì)量不在變化后，在缺氧條件下，經(jīng)過在550℃環(huán)境下裂解制成。所述生石灰粉由以下方法制備而成：將cao含量為97％生石灰采用175℃的氣流烘干至其全干，研磨過160目篩，得生石灰粉。所述用于重金屬污染土的固化劑包括以下步驟制備而成：將上述質(zhì)量份的鋼渣粉、生石灰粉以及負載磷酸鹽的生物炭進行混合，采用干法攪拌0.75h至混合均勻后過160目篩。所述用于重金屬污染土的固化劑的使用方法具體為：將固化劑與重金屬污染土進行原地混合攪拌，其中，該固化劑用量為重金屬污染土干重質(zhì)量的10％(占復合金屬污染土干重)，且該重金屬污染土的含水率為23％，重金屬污染土與實施例1中選用的污染土相同，其中，該重金屬污染土中粒徑小于0.075mm的顆粒含量為82.5％。實施例6本發(fā)明用于重金屬污染土的固化劑，由以下質(zhì)量份的物料組成：鋼渣粉：40％；生石灰粉：50％；負載磷酸鹽的生物炭：10％。所述鋼渣粉為由以下方法制備而成活化鋼渣粉：將平爐渣經(jīng)過磁選后進行破碎過篩；得到的產(chǎn)物中取粒徑小于2mm的物料采用溫度為125℃的氣流烘干至其含水率為0.5％；得到的產(chǎn)物進行研磨并過200目的篩后，再經(jīng)700℃電爐煅燒2h得到。該鋼渣粉堿度值為2.6。所述負載磷酸鹽的生物炭由以下方法制備而成：制備濃度為0.05mol/l的磷酸二氫鉀溶液，并將生物炭研磨過0.2mm篩，得到生物炭粉；將生物炭粉和硫酸鋁按照30:1質(zhì)量的比進行充分混合，得到生物炭粉混合料；將所得混合料浸漬到上述得到的磷酸鹽溶液中，攪拌15min至混合均勻，在30℃下，振蕩攪拌15h后靜置48h，得到凝膠狀沉淀物；將凝膠狀沉淀物采用250℃的氣流烘干至其含水率為0.5％，所得產(chǎn)物研磨過170目篩，得到負載磷酸二氫鉀的生物炭。所述生物炭為選取中藥渣在105℃下烘干至其質(zhì)量不再變化后，在缺氧條件下，經(jīng)過在700℃環(huán)境下裂解制成。所述生石灰粉由以下方法制備而成：將cao含量為98％的生石灰采用250℃的氣流烘干至其含水率為0.5％，研磨過170目篩，得生石灰粉。所述用于重金屬污染土的固化劑包括以下步驟制備而成：將上述質(zhì)量份的鋼渣粉、生石灰粉以及負載磷酸鹽的生物炭進行混合，采用干法攪拌0.75h至混合均勻后過170目篩，得到固化劑。所述用于重金屬污染土的固化劑的使用方法具體為：將固化劑與重金屬污染土進行原地混合攪拌。其中，該固化劑用量為重金屬污染土干重質(zhì)量的15％(占復合金屬污染土干重)，且該重金屬污染土的含水率為30％。所用重金屬污染土中粒徑小于0.075mm的顆粒含量為83％，重金屬污染土與實施例1中選用的污染土相同，其中，所述重金屬污染土中粒徑小于0.075mm的顆粒含量為100％。實施例7本發(fā)明用于重金屬污染土的固化劑，由以下質(zhì)量份的物料組成：鋼渣粉：30％；生石灰粉：40％；負載磷酸鹽的生物炭：30％。所述鋼渣粉為由以下方法制備而成活化鋼渣粉：將電爐氧化渣經(jīng)過磁選后進行破碎過篩；得到的產(chǎn)物中取粒徑小于2mm的物料采用溫度為150℃的氣流烘至全干；得到的產(chǎn)物進行研磨并過180目的篩后，再經(jīng)600℃電爐煅燒1.5h得到。該鋼渣粉堿度值為2.2。所述負載磷酸鹽的生物炭由以下方法制備而成：用磷酸鹽制備濃度為0.03mol/l的磷酸二氫鉀溶液，并將生物炭研磨過0.3mm篩，得到生物炭粉；將生物炭粉和硫酸鋁按照25:1質(zhì)量的比進行充分混合，得到生物炭粉混合料；將所得混合料浸漬到上述得到的磷酸二氫鉀溶液中，攪拌13min至混合均勻，在25℃下，振蕩攪拌12.5h后靜置42h，得到凝膠狀沉淀物；將凝膠狀沉淀物采用180℃的氣流烘至全干，所得產(chǎn)物研磨過180目篩，得到負載磷酸二氫鉀的生物炭。所述生物炭為選取茶葉沫和咖啡渣的混合物在102.5℃下烘干至其質(zhì)量不在變化后，在缺氧條件下，經(jīng)過在600℃環(huán)境下裂解制成。所述生石灰粉由以下方法制備而成：將cao含量為99％生石灰采用175℃的氣流烘干至其全干，研磨過180目篩，得生石灰粉。所述用于重金屬污染土的固化劑包括以下步驟制備而成：將上述質(zhì)量份的鋼渣粉、生石灰粉以及負載磷酸鹽的生物炭進行混合，采用干法攪拌0.75h至混合均勻后過180目篩。所述用于重金屬污染土的固化劑的使用方法具體為：將固化劑與重金屬污染土進行原地混合攪拌，其中，該固化劑用量為重金屬污染土干重質(zhì)量的5％(占復合金屬污染土干重)，且該重金屬污染土的含水率為25％，重金屬污染土與實施例1中選用的污染土相同，其中，該重金屬污染土中粒徑小于0.075mm的顆粒含量為90％。實施例8本發(fā)明用于重金屬污染土的固化劑，由以下質(zhì)量份的物料組成：鋼渣粉：55％；生石灰粉：20％；負載磷酸鹽的生物炭：25％。所述鋼渣粉為由以下方法制備而成活化鋼渣粉：將電爐氧化渣經(jīng)過磁選后進行破碎過篩；得到的產(chǎn)物中取粒徑小于2mm的物料采用溫度為150℃的氣流烘至全干；得到的產(chǎn)物進行研磨并過180目的篩后，再經(jīng)600℃電爐煅燒1.5h得到。該鋼渣粉堿度值為2.2。所述負載磷酸鹽的生物炭由以下方法制備而成：用磷酸鹽制備濃度為0.03mol/l的磷酸二氫鉀溶液，并將生物炭研磨過0.3mm篩，得到生物炭粉；將生物炭粉和硫酸鋁按照25:1質(zhì)量的比進行充分混合，得到生物炭粉混合料；將所得混合料浸漬到上述得到的磷酸二氫鉀溶液中，攪拌13min至混合均勻，在25℃下，振蕩攪拌12.5h后靜置42h，得到凝膠狀沉淀物；將凝膠狀沉淀物采用180℃的氣流烘至全干，所得產(chǎn)物研磨過190目篩，得到負載磷酸二氫鉀的生物炭。所述生物炭為選取咖啡渣和中藥渣的混合物在102.5℃下烘干至其質(zhì)量不在變化后，在缺氧條件下，經(jīng)過在450℃環(huán)境下裂解制成。所述生石灰粉由以下方法制備而成：將cao含量為97％生石灰采用175℃的氣流烘干至其全干，研磨過190目篩，得生石灰粉。所述用于重金屬污染土的固化劑包括以下步驟制備而成：將上述質(zhì)量份的鋼渣粉、生石灰粉以及負載磷酸鹽的生物炭進行混合，采用干法攪拌0.75h至混合均勻后過190目篩。所述用于重金屬污染土的固化劑的使用方法具體為：將固化劑與重金屬污染土進行原地混合攪拌，其中，該固化劑用量為重金屬污染土干重質(zhì)量的10％(占復合金屬污染土干重)，且該重金屬污染土的含水率為23％，重金屬污染土與實施例1中選用的污染土相同，其中，該重金屬污染土中粒徑小于0.075mm的顆粒含量為75％。實施例9本發(fā)明用于重金屬污染土的固化劑，由以下質(zhì)量份的物料組成：鋼渣粉：55％；生石灰粉：40％；負載磷酸鹽的生物炭：5％。所述鋼渣粉為由以下方法制備而成活化鋼渣粉：將電爐氧化渣經(jīng)過磁選后進行破碎過篩；得到的產(chǎn)物中取粒徑小于2mm的物料采用溫度為150℃的氣流烘至全干；得到的產(chǎn)物進行研磨并過180目的篩后，再經(jīng)600℃電爐煅燒1.5h得到。該鋼渣粉堿度值為2.2。所述負載磷酸鹽的生物炭由以下方法制備而成：用磷酸鹽制備濃度為0.03mol/l的磷酸二氫鉀溶液，并將生物炭研磨過0.3mm篩，得到生物炭粉；將生物炭粉和硫酸鋁按照25:1質(zhì)量的比進行充分混合，得到生物炭粉混合料；將所得混合料浸漬到上述得到的磷酸二氫鉀溶液中，攪拌13min至混合均勻，在25℃下，振蕩攪拌12.5h后靜置42h，得到凝膠狀沉淀物；將凝膠狀沉淀物采用180℃的氣流烘至全干，所得產(chǎn)物研磨過200目篩，得到負載磷酸二氫鉀的生物炭。所述生物炭為選取茶葉沫和中藥渣的混合物在102.5℃下烘干至其質(zhì)量不在變化后，在缺氧條件下，經(jīng)過在550℃環(huán)境下裂解制成。所述生石灰粉由以下方法制備而成：將cao含量為97％生石灰采用175℃的氣流烘干至其全干，研磨過200目篩，得生石灰粉。所述用于重金屬污染土的固化劑包括以下步驟制備而成：將上述質(zhì)量份的鋼渣粉、生石灰粉以及負載磷酸鹽的生物炭進行混合，采用干法攪拌0.75h至混合均勻后過200目篩。所述用于重金屬污染土的固化劑的使用方法具體為：將固化劑與重金屬污染土進行原地混合攪拌，其中，該固化劑用量為重金屬污染土干重質(zhì)量的15％(占復合金屬污染土干重)，且該重金屬污染土的含水率為23％，重金屬污染土與實施例1中選用的污染土相同，其中，該重金屬污染土中粒徑小于0.075mm的顆粒含量為82.5％實施例10毒性浸出試驗：對實施例1、實施例2、實施例3、對比例1、對比例2、實施例4、實施例5、實施例6、實施例7、實施例8和實施例9中實施后的樣土用保鮮袋裹緊密封，在20℃、濕度大于95％條件下養(yǎng)護28天后的固化污染土做毒性浸出試驗：試驗標準：國家環(huán)境保護行業(yè)標準《固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》(hj/t299-2007)。試驗過程：將養(yǎng)護后的固化污染土，稱取其中50g樣品置于105℃下烘干，恒重至兩次稱量值的誤差小于±1％，計算得到樣品含水率。按照含水率計算修復土干重，稱取干基質(zhì)量為10g的修復土樣，并按照《固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》(hj/t299-2007)規(guī)定的方法及步驟進行試驗。試驗結果如表4所示。表4毒性浸出試驗結果(mg/l)硫酸硝酸法浸出方法被用來評價固體廢物是否為危險廢物的標準，也是分析固體廢物在酸性降雨作用下的污染物浸出毒性特征的常用方法。從表4的毒性浸出試驗結果，通過比較實施例1-3、實施例4-6和實施例7-9可以看出：摻有本發(fā)明固化劑的修復土，其浸出液中zn、pb、ni及cu的浸出濃度均隨著固化劑的摻加量增加而減小，通過對比例1可知，未處理的源污染土中的重金屬遷移性極強，重金屬zn、pb、ni及cu的浸出量遠高于《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》(gb5085.3-2007)中的界限值，結合實施例1-9可以發(fā)現(xiàn)固化劑的添加能夠顯著降低重金屬的溶出量，增加環(huán)境安全性。從實施例3和對比例2對比可知，添加本發(fā)明中的固化劑并養(yǎng)護28天后，重金屬的穩(wěn)定性都有所提高，實施例3中的穩(wěn)定效果更為明顯，其浸出量遠低于《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》(gb5085.3-2007)中的界限值，而對比例2中的固化劑內(nèi)的鋼渣粉未經(jīng)活化僅僅由負載磷酸鹽的生物炭配制，其能夠在一地程度上降低重金屬zn、pb、ni及cu在土壤中的遷移特性，降低其對環(huán)境安全性的危害，仍可以滿足本發(fā)明的基本要求，由此可知，對所用鋼渣進行活化改性處理，可有效增強對固化劑對重金屬的固化穩(wěn)定效果，如果鋼渣不經(jīng)過活化處理，也能在一定程度上實現(xiàn)本發(fā)明的技術效果。實施例11對實施例1、實施例2、實施例3、對比例1、對比例2、實施例4、實施例5、實施例6、實施例7、實施例8和實施例9按實施例10的方法養(yǎng)護后的固化污染土做修復土酸堿度試驗：試驗標準：土壤的ph值的測試方法4972-01。試驗過程：將養(yǎng)護后的固化污染土，稱取其中50g樣品置于105℃下烘干，恒重至兩次稱量值的誤差小于1％，計算得到樣品含水率。按照含水率計算修復土干重，過1mm篩并稱取干基質(zhì)量為10g的修復土樣，與10g蒸餾水攪拌混合，靜置1h后測試溶液ph值。試驗結果如表5所示。表5酸堿度試驗結果固化土體的酸堿度是評價固化劑固化重金屬效果的一項重要指標，其對修復場地的二次利用的開發(fā)方式和程度的影響重大。由表5酸堿度試驗結果，通過實施例1-3和對比例1的比較可知，添加固化劑后，固化土體的ph顯著提高，養(yǎng)護28天后，對于污染土的ph值均在6～9之間，接近中性，有利于修復場地的利用，同時實施例4-9中固化土體的ph也顯著提高，養(yǎng)護28天后，對于污染土的ph值也均在6～9之間，接近中性；對比例2相對于實施例3由于沒有對鋼渣進行活化處理，導致ph值略高，但也能基本實現(xiàn)本發(fā)明的技術方案，如果ph持續(xù)升高會給土地后期開發(fā)利用帶來很多問題。實施例12對實施例1、實施例2、實施例3、對比例1、對比例2、實施例4、實施例5、實施例6、實施例7、實施例8和實施例9按實施例10的方法的污染土進行植物毒性試驗(種子發(fā)芽率試驗)：試驗過程：種子發(fā)芽率試驗采用對土壤中重金屬污染物含量較為敏感的黃豆，以其發(fā)芽率作為生態(tài)指標對重金屬及有機物復合污染土壤進行毒性分析，是較為常用的從生態(tài)毒理學角度衡量土壤環(huán)境質(zhì)量和土壤污染的重要方法。首先應將養(yǎng)護28天后的素土及修復土，自然風干并過2mm篩備用。每個樣品取4kg的土壤(素土或各修復土)裝盆(上口直徑為25cm，底部直徑為20cm，高為20cm)，培土高度為18cm；用蒸餾水將盆中土壤澆透至持水率為60％，其后保持持水率不變并在室內(nèi)浸潤放置2天；最后播種黃豆，黃豆播種在深度0.3cm左右，每盆播種100粒；播種后定期采用噴灑方式保持適宜的土壤濕度，使種子在室內(nèi)向陽處、室溫18-22℃、自然采光條件下發(fā)芽。發(fā)芽率＝(發(fā)芽種子粒數(shù)/供試種子粒數(shù))×100％。試驗結果如表6所示。表6種子發(fā)芽率(％)種子發(fā)芽率試驗可以反映出土壤對植物的毒害作用。從表6可以看出：素土(對比例1，即未添加固化劑的污染土)中重金屬含量很高，嚴重影響種子的發(fā)芽率，污染土中的黃豆種子發(fā)芽率僅為8％和11％。而對比例2中的固化劑則一定程度上提高了發(fā)芽率，但是提升幅度有限，僅能達到58％和60％的發(fā)芽率，說明本發(fā)明采用未經(jīng)活化的鋼渣粉制得的固化劑中對污染土內(nèi)的重金屬有一定的穩(wěn)定作用，當時作用有限；相反，本發(fā)明實施例1-9中的固化劑修復土的種子發(fā)芽率在多種摻量的情況下均大于85％，最高甚至能達到100％(實施例3)。實施例1、2、3和對比例1的差異表明，本發(fā)明固化劑修復復合重金屬污染土生態(tài)友好，有利于修復后場地周邊的植物及微生物發(fā)育生長，實施例3和對比例2對比說明對鋼渣的活化處理也可以有效的減少土壤對植物的毒害作用，從側(cè)面反映出其對重金屬的固化穩(wěn)定能力。當前第1頁12