《重金属污染风险管控地块安全利用化学 阻控技术指南》 （征求意见稿） 编制说明

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

《重金属污染风险管控地块安全利用化学

阻控技术指南》

（征求意见稿）

编制说明

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制组

二〇二二年九月

I

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

1项目背景

1.1任务来源

《土壤污染防治法》和《土壤污染防治行动计划》（简称“土十条”）均将风险管控作为

土壤污染防治的核心要点，突出保障环境安全的重要性。随着我国大量的污染场地（地块）

修复工程的实施，发现修复后的土壤和场地再利用存在一定的安全风险，需要开展精细化管

理的相关研究。2018年科技部实施国家重点研发计划项目《污染场地修复后土壤与场地安

全利用监管技术和标准》。项目从技术和管理两个角度，紧密围绕污染场地修复后土壤与场

地安全利用监管主题，开展系统的风险控制方法学研究，提出适宜的管控技术和标准，切实

保障我国污染场地的可持续开发利用。

2019年8月，广东省环境保护产业协会组织召开《修复后重金属污染场地安全利用物

理阻控技术指南》和《修复后重金属污染场地安全利用化学阻控技术指南》团体标准立项论

证会，提出了《修复后重金属污染场地安全利用化学阻控技术指南》（以下简称《指南》）的

编制任务。由南方科技大学牵头，广东省环境科学研究院、北京建工环境修复股份有限公司

（污染场地安全修复技术国家工程实验室）、深圳深态环境科技有限公司协作参编完成本指

南。

1.2工作过程

（1）成立编制小组，完成立项申请

2019年6月，主编单位组织3个参编单位召开了指南编制启动会，成立指南编制小组，

并就主编单位草拟的指南编制大纲内容，进行了充分地研讨与交流。

2019年10月28日，广东省环保产业协会组织召开了《修复后重金属污染场地安全利

用化学阻控技术指南》指南的立项申请咨询会。编制组围绕指南立项的必要性、可行性、适

用范围以及拟编制内容等方面进行了汇报。专家咨询组一致同意该团体指南可予立项。

（2）资料调研，完成初稿

2021年1月～2021年8月，编制组根据立项专家反馈意见修改完善了编制大纲草案，

并对各技术要点部分补充完善。编制组在广泛查阅国内外相关文献基础上开展实验室规模化

学阻控材料性能的等研究，包括材料合成、改性、靶向筛选等。同时在修复后场地案例跟踪

研究的基础上，收集了多个国家及地方政策、指南、工程案例等资料，内容涵盖了污染地块

环境调查与评估、污染地块治理与修复工程、污染地块修复后环境风险评估、环境监理等多

个技术领域。进一步在《污染场地修复后土壤与场地安全利用监管技术和标准》阶段性研究

1

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

成果基础上，确定了本指南编制的技术路线、适用范围、工作进度、编制组分工等。

2021年9月~2022年6月，编制组召开多次内容讨论会，形成指南初稿。

（3）专家咨询会

2022年8月19日，广东省环保产业协会在广州市组织了业内专家对《修复后重金属污

染场地安全利用物理阻控技术指南》技术审查会中，指出在修复后重金属污染场地的主要应

用场景为采用固化/稳定化技术的地块，而在《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术

导则（试行）》（HJ25.5—2018）第6.1条款规定：“本标准所指风险管控包括固化/稳定化、

封顶、阻隔填埋、地下水阻隔墙、可渗透反应墙等管控措施”。明确将固化/稳定化技术归纳

为风险管控手段，而不是修复技术。建议将指南题目修改为“《重金属污染风险管控地块安

全利用物理阻控技术指南》”。故本指南在编制的过程中也根据相关意见进行修改，将本指南

名称修改为“《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》”。

（4）形成征求意见稿

2022年8月~2022年9月，根据专家咨询的意见进行修改，形成了《重金属污染风险管

控地块安全利用化学阻控技术指南（征求意见稿）》。

2指南编制目的及必要性

2.1指南编制的目的

本指南主要目的是针对重金属污染地块进行固化/稳定化处理后安全再利用，建立一套

以化学阻控技术为核心，在重金属污染迁移路径上进行重金属的捕获，切断其迁移暴露风险，

保障重金属污染地块风险管控后安全再利用所面临的潜在风险，实现风险防范管理与安全利

用为一体的集成技术体系，为地块安全再利用提供管控指南。本指南的制定弥补了国内重金

属污染风险管控地块安全利用规范、为推动管理进步和技术应用奠定了基础。

2.2指南编制的必要性

（1）国家对污染地块精细化管理的要求

随着工业化发展，我国的污染地块数量不断增多，环境问题日益突出[1]。为规范污染

地块管理，国家及地方层面陆续颁布了系列污染场地管理标准与文件。已经发布的导则及技

术指南主要针对场地调查、评估、修复以及风险管控等环节，而针对已完成风险管控地块的

安全利用相关指南仍处于空白。因此，立足我国污染地块环境管理实际需求，开展地块可持

续安全利用的系统性研究十分重要，而相关领域的指南和规范是不可或缺的一环。本指南的

制定是贯彻落实《土壤污染防治行动计划》等文件中有关“构建标准体系，健全土壤污染防

2

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

治相关标准和技术规范”的必要环节。

（2）保障污染地块风险管控和修复后安全利用的需求

近年来，在我国土壤修复技术中固化/稳定化修复技术的选取率为48.5%[2]，而在我国

早期重金属污染地块修复技术中采用固化/稳定化技术的地块高达87.2%。项目组收集固化/

稳定化修复重金属污染地块案例150个，我国重金属污染物情况如图2.2-1和图2.2-2所示，

部分重金属风险管控和修复地块再利用方式见表2.2-1。

图2.2-1我国重金属污染地块分布概况

图2.2-2各重金属污染物出现频次

表2.2-1我国污染地块的风险管控和修复、再利用类型

3

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

风险管控和修复技修复后土壤地块再利用

地块位置主要污染物

术处置方式类型

北京市-石景

砷、铅异位固化/稳定化场地回填冬奥广场

山区

北京市-石景异位固化/稳定技术

砷、PAHs、TPH原位回填居住

山区+热脱附

北京市-朝阳商业办公-文

镍、锌、铬、砷异位固化/稳定化场地回填

区化产业园

砷、铅、汞、苯并(a)

蒽、苯并(b)荧蒽、苯

常温解吸+土壤淋

辽宁-大连市-并(k)荧蒽、苯并(a)场地回填和绿化+商业+

洗+固化/稳定化+土

甘井子区芘、茚并(1,2,3-cd)芘、再利用道路

壤焚烧

二苯并(a,h)蒽、苯、

二甲苯

原地异位固化/稳定

砷、铬、锌、镍、铅、

辽宁-沈阳市-化+原地异位化学路基用土+填

汞、PAHs、POPs、住宅

沈北新区氧化+热脱附+安全埋场覆土

VOC、SVOS、TPH

填埋

砷、镉、六价铬、铜、

铅、汞、镍、硝基苯、

山东-青岛市-异位固化/稳定化+

苯并[a]蒽、苯并[b]场地回填住宅

市北区化学还原

荧蒽、2,4-二硝基甲

苯、苯胺、α-六六六

镍、铅、铜、镉、甲

苯、2-甲基酚、3-甲异位固化/稳定化+

山东-蓬莱市路基用土住宅+商业

基酚、4-甲基酚、二化学升温解吸

氯甲烷

河北-沧州市-物流中心+

砷异位固化/稳定化场地回填

任丘市绿化

河北-沧州市-原地异位还原稳定

六价铬场地回填商业

任丘市化

甘肃-白银市-砷、镉、铜、铅、汞、原地异位固化/稳定

安全填埋绿化

白银区镍化

绿化+场馆+

陕西-宝鸡市-铅、汞、镉、砷、铜、

异位稳定化安全填埋商业+公共

陈仓区镍、锌

市政

河南-郑州市-

镍、锌、铬异位固化/稳定化路基居住+道路

管城区

湖北-武汉市-

铅固化/稳定化场地回填商业

东西湖区

湖北-武汉市-

铅异位固化/稳定化场地回填学校

江夏区

湖北-武汉市-汞、铬、镉、铜、锌、固化/稳定化、化学

场地回填商业

硚口区铅、氯苯、1,2-二氯苯、氧化、常温解吸

4

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

苯、四氯化碳、二甲

苯、萘、苯并(a)蒽、

苯胺

湖南-郴州市-道路+公园

砷、铅、锌异位固化/稳定化场地回填

资兴市绿地

湖南-张家界砷、镉、铜、汞、锰、

异位固化/稳定化安全填埋居住

市-永定区铅、钒

湖南-株洲市-异位固化/稳定化+

铅、锌、砷原位回填居住

酒埠江镇水泥回转窑处置

湖南-株洲市-铅、铜、锌、砷、镉、

异位固化/稳定化安全填埋商业+居住

石峰区锑

湖南-株洲市-

铅、砷、镉、锌异位固化/稳定化填埋绿化

石峰区

绿化+加

湖南-株洲市-

铅、镉、锌、砷、汞原位+异位安全填埋油、加气+港

石峰区

口

湖南-株洲市-安全填埋+原道路+景观

镉、砷、铜、铅异位固化/稳定化

石峰区位回填用地

原地异位还原稳定

湖南-长沙市-

六价铬化+原位还原稳定场地回填绿化+商业

岳麓区

化

重庆市-大足

铜、锌、铅、六价铬原位稳定化原位回填工业

区

重庆市-大足铜、锌、铅、六价铬异位固化/稳定化安全填埋工业

重庆市-江北

铬、铜、铅异位固化/稳定化绿化土居住

区

原位回填+路

广西-贺州市-砷、氯仿、1,1,2-三氯异位稳定化+化学

基+回填建筑居住

八步镇乙烷、TPH、氧化+常温热解析

基坑

镍、砷、铬、铅、1,4-

原场异位稳定化+

二氯苯、六六六、苯

广西-南宁市-异位化学氧化+高深基坑回填+

并(a)蒽、氯乙烯、四商业+居住

江南区温热解吸+抽出处绿化区堆填

氯化碳、氯仿、

理

TPH(<C16)

广东-佛山市-

六价铬异位固化/稳定化场地回填商业+居住

禅城区

砷、铅、汞、镍、苯

广东-广州市-异位固化/稳定化+

并[a]芘、二苯并[a,h]场地回填商业+居住

荔湾区高温热脱附

蒽

铅、乙苯、邻二甲苯、

三甲基苯、苯并[a]原位固化/稳定化+

广东-广州市-

蒽、苯并[a]芘、苯并化学氧化+土壤阻场地回填商业+居住

荔湾区

[b]荧蒽、二苯并[a,h]隔填埋

蒽、茚并[1,2,3-cd]芘、

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《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

萘、TPH

广东-广州市-异位固化/稳定化+

铅、TPH场地回填商业+居住

天河区原位氧化

广东-江门市-原地异位固化/稳定

六价铬、铜、镍安全填埋居住

蓬江区化+化学氧化/还原

异位稳定化+异位绿化地+市政

广东-广州市-铅、TPH、苯系物、

化学氧化+抽出处道路下面阻居住

从化区PAHs

理隔回填

广东-广州市-铅、镉、铜、锌、镍、路基或建筑

异位固化/稳定化居住

黄埔区砷和汞物地基

广东-阳江市-

铬、铜、镍、银固化/稳定化异位填埋-

江城区

福建-福州市-汞、α-六六六、β-六原地异位固化/稳定

安全填埋居住

鼓楼区六六、γ-六六六化

固化/稳定化+异位

浙江-宁波市-砷、镍、硝基苯、氯场地回填+绿

热脱附+原位热脱居住

江北区乙烯、氯乙烷、PAHs化带垫层

附

浙江-杭州市-原地异位修复+异

砷、铅、苯系物原位回填商业+居住

下城区地处置

六价铬、镍、砷、苯

浙江-温州市-异位固化/稳定化修绿地+住宅+

并(a)芘、氯乙烯、1,2-原位回填

龙湾区复+化学氧化公园

二氯乙烷、TPH

铜、镍、铬、六价铬、

浙江-温州市-异位稳定化+化学

苯并(b)荧蒽、苯并(a)填埋居住

鹿城区氧化

芘

绿化带垫层

浙江-温州市-异位固化/稳定化+

铅土（上覆1m商业+居住

鹿城区异位化学氧化

干净土）

镍、总铬、铜、氯乙

浙江-温州市-异位稳定化+高级

烯、苯并(a)蒽、苯并围海居住

鹿城区氧化

(b)荧蒽、苯并(a)芘

浙江-温州市-

铜、镍、铅、总铬异位固化/稳定化绿化带商业+居住

鹿城区

砷、TPH(C10-C40)、居住+商业+

江苏-南京市-

pH、邻苯二甲酸(2-原位固化/稳定化原位回填科研+社会

江宁区

乙基己基)酯福利

公共交通场

江苏-南京市-原地异位稳定化/固工程阻隔管

砷、铬、锌站+公园+绿

栖霞区化控

地

江苏-南京市-

镍、铬异位稳定化原位回填学校

栖霞区

江苏-南通市-

铅、砷固化/稳定化场地回填居住

崇川区

6

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

江苏-泰州市-

六价铬、镉、砷、镍异位稳定化道路用土厂房

高港区

铜、铅、锌、苯并(a)

上海市-黄浦

芘、苯并(a)蒽、苯并异位固化/稳定化路基世博会用地

区

(b)荧蒽

绿化区域的

上海市-杨浦汞、铜、铅、砷、镍、

异位固化/稳定化下层垫土+路商业

区苯并[a]蒽、苯并[a]芘

基材料

砷、铅、PAHs、苯并

上海市-杨浦(a)芘、苯并(a)蒽、苯原位固化+异位稳

路基回填商业

区并(b)荧蒽及二苯并定化+高级氧化

(a,h)蒽

上海市-宝山钴、砷、铅、镍、锌、原地异位固化稳定

路基商业

区铜化

锑、砷、镉、铜、铅、

铍、镍、铊、苯并(a)

上海市-普陀蒽、苯并(b)荧蒽、苯化学氧化+异位固

基坑回填商业+居住

区并(a)芘、茚并化稳定化+阻隔墙

(1,2,3-cd)芘、二苯并

(a,h)蒽、五氯酚。

根据表2.2-1可知，由于我国土地资源稀缺，且具有较高的商业开发价值。在经过固

化/稳定处理后，其中有61.3%的地块会被进行再开发用作住宅建设用地，其他地块也会被

改造成商业区、物流园、公园、绿地、学校等进行再利用。固化/稳定化技术能够原位或异

位处理各种重金属污染物，以相对较低的成本快速实现修复目标，将重金属浸出浓度降低

到验收标准，根据表2.2-1可知，固化/稳定化技术处理后的土壤多数被回填至原地块中[3-4]。

因此，采用固化/稳定化技术处理后的地块因其污染物未彻底清除而备受关注。冯明玉等[5]

对我国中部某铬污染场地在固化/稳定化修复后进行了长期跟踪研究。结果发现场地表层土

壤中重金属铬的总量会随修复后时间的延续而降低，导致这一现象的原因有以下两个方面。

一方面是人类活动，在跟踪监测过程中，发现在修复后场地中有种植蔬菜的人为活动。经

检测发现新鲜芥菜植株中铬的含量为0.12~0.69mg/kg，有超过《食品安全国家标准食品中

污染物限量》（GB2762-2017）中规定限值（0.5mg/kg）的风险，一旦食用会对人体健康产

生影响，增加了Cr在修复后场地中风险暴露的途径。另一方面，铬会受到土壤中的pH、

Mn、Fe等环境介质的影响，表现出复杂多变的环境行为，尤其是该场地位于酸雨污染严

重区域，已固化/稳定化的铬会受到酸雨的淋溶而发生迁移与转化，形成环境风险。王漫莉

[6]通过研究稳定化后土壤在长期冻融循环和干湿交替作用下的稳定性，发现冻融循环使土

壤As浸出浓度增加，并将土壤As转化为离子交换态和碳酸盐结合态。同样地，常春英等

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《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

[7]对我国华南地区固化稳定化修复后场地土壤中铬的稳定性影响研究。结果发现在外界环

境胁迫下重金属铬存在再活化的风险，具体表现在淹水和干湿交替提高了已固化/稳定化土

壤中铬的浸出浓度，促使已固化/稳定化的铬赋存形态发生改变。尤其华南地区高温多雨、

水热交换频繁，固化/稳定化修复后场地长期遭受淹水、干湿交替及地下水位变化等的侵蚀，

对场地中土壤的氧化还原电位、pH、铁氧化物形态等产生影响，进而促进土壤中重金属的

赋存形态的改变，最终影响其在环境中的归趋，产生潜在的环境风险。杨洁等[8]通过考察

不同状态下冻融与高温老化对固化/稳定化土壤中As的影响发现，反复冻融和高温老化可

显著削弱固化效果，降低抗压强度，提升不稳定态As含量，提高As浸出浓度。杨宾等[9]

研究了淹水过程对土壤重金属及其形态的影响，发现Eh值随着淹水增加而降低，pH向中

性靠拢，重金属浸出浓度呈先增后降趋势，淹水结束后土壤重金属形态由弱酸提取态转化

为相对稳定的形态。Li等[10]研究了模拟酸雨对广州市8种城市土壤重金属迁移及其形态

转化的影响，发现淋出液中Pb和Cd的最高浓度分别超过了Ⅲ类和Ⅴ类地下水质量标准，

模拟酸雨试验结束后土壤重金属形态均发生不同程度的变化。另外，土壤pH和Eh（氧化

还原电位）等的改变都会影响土壤中重金属的稳定性[11-12]。例如，长期水淹条件会导致

土壤Eh降低，释放到溶液中的As(III)和总砷的浓度均显著提高。Yamaguchi等[13-14]指出

当土壤Eh从+500mV降至+100mV时，土壤溶液中As(III)浓度和Fe(II)浓度显著增高。

在水淹条件下，Eh由+100mV下降至-68mV与-75mV时，溶液中砷的释放量每千克土分

别提高了6.9μmol和19μmol。在酸性条件下，有利于矿物表面的质子化和砷酸盐阴离

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

表明，溶解性砷浓度与pH存在关系可表示为[As]=3.56×10-12exp(4.72pH)；表明土壤砷的

释放量和土壤pH呈正相关。

地块的再开发扰动和环境因素的变化可能导致已稳定重金属的再次活化，尤其是针对

固化/稳定化处理后的重金属污染地块，如图2.2-3所示，对地块后续再开发利用的安全性

带来很大的挑战[16]。

8

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

注：a-还原；b-化学沉淀；c-离子交换；d-氧化；e-静电吸附；f-植物吸收；g-风化；h-矿化；

i-络合沉淀；j-离子交换（晶格）；k-共沉淀。

图2.2-3固化/稳定化处理地块土壤中Cr的迁移和转化[16]

（3）完善相关领域规范及指南的需求

近年来，我国多地逐渐重视风险管控和修复后地块与土壤再利用的环境管理，如北京市

在2015年发布了《污染场地修复后土壤再利用环境评估导则》（DB11/T1281-2015）、广东

省在2015年7月发布了《广东省污染地块修复后土壤再利用技术指南（征求意见稿）》以及

2022年中国风景学会发布了《修复后场地作为绿地用途的安全利用标准（征求意见稿）》。

虽然这些标准，为风险管控和修复后地块和土壤的安全再利用提出了相应保障措施，但

由于重金属污染的特殊性、技术的局限性，尤其是固化/稳定化技术，处理后的地块土壤中

依然有存在大量的重金属。在再开发过程中，土壤中重金属及其带来的次生风险都会严重限

制地块的安全再利用。而相关方面的技术指南研究上，仅有2022年7月广东省环保产业发

布了《重金属污染风险管控地块安全利用物理阻控技术指南》（征求意见稿），该指南是建立

一套以物理阻控技术为核心，是通过在水平或垂直方向上安装物理阻控措施控制土壤中污染

物的迁移扩散，将污染物与周围环境隔离，避免污染物与人体接触、随降水或地下水迁移而

对人体和周围环境造成危害，降低或消除地块污染物对人体健康和生态环境产生风险的技术。

物理阻控技术存在一定的局限性，对阻控层的防渗要求较高，而在地块再利用过程中，难以

避免对阻控层的破坏，造成渗漏，如需要频繁打孔、开挖以及管廊区等，再利用过程中需要

种植大型乔木的地块。另外，对于地下特殊的地块也会造成物理阻控技术实施存在困难、实

施成本过高以及物理阻隔层完整性不好维护的区域。如在海绵城市的建设中，地块要求需要

9

《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

对雨水具有存储、渗透、调节循环、释放等功能，则物理阻控技术实施会受限。而本指南主

要以化学阻控技术为核心，指在污染物迁移的路径中采用一种或几种化学材料构成的化学阻

控层，通过吸附、沉淀、络合、氧化还原等作用，降低污染物的迁移性和毒性，使污染物固

定或转化为对环境危害较小的形态的技术。化学阻控技术相比物理阻控技术对防渗要求相对

较低，安装更具有灵活性。此外，本指南的制定可作为《重金属污染风险管控地块安全利用

物理阻控技术指南》的一个补充和完善，切实保障风险管控后污染地块的安全再利用。

3编制依据

本指南的编制以国家环境保护现有法律、法规、标准为主要依据，同时参考行业其他相

关的技术指南和技术规范，结合国内外有关阻隔工程建设运行的文献以及调研取得的国内工

程运行情况数据资料，总结编制本指南。

3.1法律法规

本指南编制依据法律法规包括：

《中华人民共和国环境保护法》

《中华人民共和国土壤污染防治法》

《中华人民共和国水污染防治法》

《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》

《中华人民共和国土地管理法》

《中华人民共和国环境影响评价法》

《地下水管理条例》

3.2政策文件

本指南编制依据政策文件包括：

《关于加强环境保护重点工作的意见》（国发〔2011〕35号）

《关于印发土壤污染防治行动计划的通知》（国发〔2016〕31号）

《关于印发近期土壤环境保护和综合治理工作安排的通知》（国办发〔2013〕7号）

《国务院办公厅关于推进海绵城市建设的指导意见》（国办发〔2015〕75号）

《关于进一步加强重金属污染防控的意见》（环固体〔2022〕17号）

《关于深入打好污染防治攻坚战的意见》（2021年11月2日）

3.3标准规范

本指南内容引用了下列文件中的条款。凡是不注明日期的引用文件，其有效版本适用于

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《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

本指南。

GB50010混凝土结构设计规范

GB50037建筑地面设计规范

CJ/T340绿化种植土壤

HJ164地下水环境监测技术规范

HJ25.5污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则

4国内外研究进展

土壤中毒性大、迁移性强的重金属或类重金属如Cr(Ⅵ)、Hg、As等，这些污染物可能

会穿透物理阻隔层，因此有必要结合化学阻控技术。将具有捕捉重金属的改性材料作为阻隔

层的基础材料，并结合地块地再开发利用进行地上或地下建筑设计部分对污染物进行阻隔。

在国内外均开展了相关阻隔材料、重金属稳定化材料的研究。

4.1国外研究概况

雾化炉、MgO、钙质泥、沸石、改性黏土等已被广泛作为阻隔屏障材料使用。例如，Jung

等[17]利用钢铁制造过程中的残留废物雾化炉渣作为再生材料，用于可渗透性反应屏障填料，

并分析雾化炉渣的工程特性。在序批次和柱实验中研究了雾化炉渣对重金属和有机物的吸附

性能，同时进行了由雾化炉渣组成的可渗透反应性阻隔层的中试和现场试验。结果表明，中

试规模的测试中，雾化炉渣组成的可渗透反应性阻隔层对重金属的去除效率超过99.9％；而

在现场测试中，对有机物的去除效率为82％~85％，对于重金属的去除效率为90％~95％。

Fedoročková等[18]用碱性菱镁作为渗透性反应屏障以去除受污染地下水中的重金属，发现经

过碱性煅烧后，氧化镁具有高反应性和低溶解度能够截留水中的Cu2+、Zn2+、Ni2+和Mn2+

等多种混合阳离子。同样地，Navarro等[19]发现低品位的MgO（LG-MgO）适合用作可渗

透的反应性屏障填料，能够有效的截留重金属离子，这是由于重金属离子形成的氢氧化物沉

淀能够被LG-MgO颗粒吸附，氢氧化物沉淀进一步与Mg形成共沉淀而牢固的结合在

LG-MgO颗粒上。Sánchez-Jiménez等[20]用黏土材料作为城市垃圾填埋场的地质屏障。通过

在不同实验条件下对黏土材料与重金属的相互作用的研究，评估其作为垃圾填埋场地质屏障

的适用性。结果表明，黏土矿物的丰度、碳酸盐含量、比表面积和蒙脱石的存在控制着黏土

材料的金属保留能力。Musso等[21]利用钙质泥岩作为低渗透屏障材料，能够减少垃圾填埋

场渗滤液中重金属的浓度。通过批量和柱测试探究了不同的接触时间、pH和Cu(II)浓度下，

钙质泥岩对Cu(II)吸附能力。结果表明，钙质泥岩在更宽的pH值范围内表现出比钠膨润土

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《重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控技术指南》编制说明

更高的吸附能力。Sobti等[22]对垃圾填埋场的屏障材料的研究，并制备了由沙子、膨润土、

煤灰组成的屏障材料。结果发现，随着混合物中沙子/膨润土/煤灰百分比的变化，主导吸附

性能的组成材料也有所不同，导致屏障材料对重金属（Cd，Zn，Ni和Pb）的吸附行为也完

全不同。通过Langmuir吸附等温线筛选出最适合配比即沙:膨润土:煤灰为8:12:3。Seliman

等[23]利用天然的菱沸石和丝光沸石作为吸附有害重金属的反应屏障。结果显示菱沸石和丝

光沸石对重金属的吸附能力遵循以下顺序：Zn2+>Co2+>Ni2+。实验结果与Langmuir和

Freundlich吸附等温线有较好的拟合度。在pH为3.0~8.0范围内，对重金属离子的吸附，仅

与重金属的浓度相关；这表明菱沸石和丝光沸石对重金属的吸附机制是受离子交换反应控制，

并且在20min内达到平衡，因此，这些沸石材料可用作反应性屏障，以控制重金属的环境

风险。

在重金属稳定化材料方面目前也有较多的研究。例如，Lasheras等[24]用壳聚糖改性水

泥，并评估了不同分子量的壳聚糖作为水泥掺合料，改变新鲜水泥浆的流变性。采用电化学

测量经过壳聚糖改性后的水泥材料对几种重金属（Pb，Cu，Zn，Cd，Mo、Cr等）的螯合

能力。结果发现经过壳聚糖掺杂后，能够增稠水泥浆，提高对重金属的保留能力，其中对

Zn螯合能力最大，其螯合的化学计量比高达1:40。Nath等[25]总结了硅锰渣在波特兰水泥

和地质聚合物混凝土中作为粘合剂和骨料的潜在用途。非晶相的硅锰渣具有更高的反应性，

主要用作补充胶凝材料，与熟料混合或作为碱活化粘合剂的前体，而结晶相的硅锰渣，主要

用作骨料，可以增强混凝土的性能。另外，硅锰渣中的CaO和SiO2等反应性组分能够提高

了水泥凝胶的结合能力能够。由硅锰渣构成粘合剂基质，能够有效的限制重金属的浸出。

Calgaro等[26]用铝酸钙改性水泥替代普通波特兰水泥用作土壤中重金属的固化/稳定化修复。

将改性材料与污染土壤的机械混合，通过XRD、SEM、EDX表征分析发现，土壤中的重金

属Sb主要被包含在硅酸钙水合物的结构中而被固定化；Cr、Pb、Ni、Co和Zn的固定化则

是与钙矾石结构有关；而Se、Cu、Ba和V的主要物理包封作用。经过铝酸钙改性水泥使得

修复后土壤始终满足意大利法规对再利用的要求。

4.2国内研究概况

在我国对重金属阻控材料也有广泛的研究。Cao等[27]对水泥进行改性，在水泥中加入

具有高吸水性能的聚合物（SAP），构建土壤-水泥地下水屏障。结果发现加入SAP后，土壤

-水泥地下水屏障的延展性得到提高且不影响土壤-水泥屏障的力学和渗透性特性。另外，当

屏障出现裂缝并在基体中扩展时，掺杂在水泥中的SAP就会被暴露在水中，而SAP就发生

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吸水膨胀反应对裂缝形成密封，具有自愈功能，进一步用SEM-EDX表征验证这一现象。此

外，探讨了SAP对铅、铜、锌和镍等重金属离子的吸附性能的研究，其吸附结果与Langmuir

模型有较高的拟合度。这种基于SAP掺杂的方法在开发具有增强的重金属吸附和自愈能力

的地下屏障方面具有巨大的潜力。Li[28]等利用废棉合成了一种新型生物炭（KCB），将其

用作电动力渗透反应屏障材料。FTIR和XPS的表征结果表明，KCB含有大量的表面官能

团，能够有效的吸附重金属离子，其对Pb2+和Cd2+的吸附量分别达到50.44mg/g和33.77

mg/g。通过电迁移、电渗析和电泳等学反应，发现KCB制备的屏障能够高效去除污染土壤

中的重金属离子，对Pb2+和Cd2+的去除效率分别为92.87%和86.19%。铁屑还可作为地下

水阻隔墙的填料。阻隔墙的填料主要材料为铁屑、砾石、木屑等。其中铁屑作为主要材料去

除水中污染物；砾石可增大孔隙率，减轻填料板结；木屑作为碳源可厌氧发酵。Han等[29]

将酸洗零价铁（ZVI）与Al混合作为PRB墙的填料，ZVI与Al质量比为2:1，在300h之

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

目前对生物炭、煤底灰、水泥等改性作为重金属的稳定化材料有比较广泛的研究。例如，

Li等[30]在波特兰水泥中掺杂β-环糊精改性生物炭（β-CD-BC）得到重金属稳定化材料（β

-CD-BC/PC），并探究了其对重金属污染土壤的固化/稳定化作用。经过β-CD修饰后，BC

表面含氧官能团数量增加。得到的β-CD-BC仍具有发达的空隙结构和比表面积，能够增加

对重金属吸附作用。经过β-CD-BC/PC固化后，HMs形态发生明显变化，残渣态Cu含量

由56%提高到75%；残渣态Cr含量由54%提高到82%；残渣态Cd含量从37%增加到77%；

残渣态Zn含量从61%提高到87%；残渣态Pb从59%增加到79%。β-CD-BC通过络合和

静电引力增强对Pb、Cu、Cr、Cd、Zn的吸附。Dong等[31]利用改性的煤底灰（CBA）聚

合物阻隔重金属污染土壤。分别利用XRD、XPS、SEM分析了改性后CBA的矿物组成、

微观结构等；利用无侧限抗压强度、浸出毒性、连续化学萃取和IR光谱等实验探究了CBA

应力-应变曲线、重金属浸出浓度和分数以及土壤的固化机制等。结果表明，CBA聚合物的

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

聚合物后土壤中重金属的淋溶浓度降低45.8%以上，且浸出毒性符合GB5085.3—2007标准

的要求，土壤中重金属酸可溶出态的比例降低，残渣态的比例增加。Niu等[32]合成了硫铝

酸盐水泥-膨润土（SAC-膨润土）复合材料，并探究其对重金属的吸附作用。SAC-膨润土对

Cr3+的吸附能力与单一的膨润土或SAC相似，而Pb2+和Cd2+的吸附能力明显高于单一的

膨润土或SAC；当膨润土与SAC的比例为1:1时，SAC-膨润土对Cr3+、Pb2+和Cd2+的去

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除效率分别为99.9%，99.8%和99.7%。

重金属的稳定化材料中，铁基材料因铁地壳中含量最丰富金属元素之一，环境友好；材

料来源广泛、价格低廉等原因，其研究及潜在应用近年较受关注[33]，如表4.2-1所示。

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表4.2-1铁基稳定化材料

名称药剂比例反应条件施加量目标污染物参考文献

铁铝水滑石+微米铁粉+麦麸+丝光沸

42:30:15:5混合搅拌50g/kg土Cr(Ⅵ)[34]

石

腐殖酸+硫酸亚铁+硼氢化钠1:200:800混合10g/kg土Cr(Ⅵ)[35]

零价铁醋酸+硅藻土+硼氢化钾+硫酸亚铁400:20:10:1混合20g/kg土Cd[36]

零价铁+二氧化锰+腐殖质+剂聚乙烯

10:10:100:1混合加热50g/kg土As、Cd[37]

吡咯烷酮

铁屑+盐酸+柠檬酸+硫化钠1:5:2.5:2.5混合浸泡10g/kg土Cr(Ⅵ)[38]

100g+10mL六价铬还

草酸+黑云母2:1加热搅拌Cr(Ⅵ)[39]

原细菌菌液/kg土

膨润土+赤铁矿+磷灰石+生石灰+槟榔

100:8:1.5:2:6混合200kg/亩Cd[40]

废弃物

纳米α-Fe2O3+丝状真菌培养液1g:100mL混合培养加热碳化20g/kg土As[41]

氧化铁

20g+200mL异化铁

草酸+黑云母3:2混合加热Cr(Ⅵ)[42]

还原菌培养液/kg土

生物质+Fe2O310:1高温碳化50g/kg土As[43]

20g+1L厌氧硫酸

黑云母+草酸1g:5mL加热Cr(Ⅵ)、Hg[44]

盐还原菌菌液/kg土

水稻秸秆+硫酸亚铁+过氧化氢6:1:13加热碳化10g/kg土As[45]

铁盐

高锰酸钾+双氧水+硫酸铁1:3:6混合搅拌20g/kg土As[46]

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生物质+硫酸亚铁+高岭土+生物淀粉+混合加热

20:80:5:10:8:16:10200kg/亩As、Cd[47]

壳聚糖+硅溶胶+乳化剂

混合加热

硅铝酸盐矿物+钙质原料+硫酸亚铁5:1:120g/kg土As[48]

生物质+聚丙烯肽胺+草酸+硫酸亚铁+

1000:1:200:100:50:150混合发酵加热500mL/m2Cr(Ⅵ)[49]

盐酸+聚乙烯醇

沼渣+铁盐+钙盐+生物炭+聚丙烯酸+

50:2:2:15:4:5混合搅拌50g/kg土As[50]

二氧化锰

水合硫酸亚铁+纳米二氧化钛+生石灰90:1:9混合加热5kg/亩Cd[51]

氧化钙+过氧化钙+硫酸亚铁10:3:1混合10g/kg土Mn[52]

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4.3相关指南

4.3.1国外指南概况

为规范和保障风险管控和修复后场地安全再利用和土壤的资源化处置，美国、英国、荷

兰等国家先后设置了合理的技术准则，可为我国重金属污染风险管控地块安全利用化学阻控

工作的开展和相关技术标准的制定提供借鉴。

目前，国外在污染阻控技术应用过程中相关标准与指南包括：

（1）美国的《土-膨润土系竖向阻隔墙施工指南》（GuideSpecificationforConstruction

Soil-bentoniteSlurryTrench）（UFGS-023527，2010），其中详细给出了膨润土物理性质指标、

膨润土浆液和隔离屏障材料的渗透系数