Experimental study on solidification/stabilization of Cr(Ⅵ)-contaminated soil by alkali-activated ground granulated blast furnace slag
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摘要: 碱激发高炉矿渣（GGBFS）替代水泥（PC）用于污染土固化处置，具有能耗低、碳排放少的特点，同时GGBFS中含的还原性硫可以将铬（Cr）从六价还原成三价，从而显著提高固化/稳定化效率。使用碱激发GGBFS固化/稳定化总Cr含量2000 mg/kg（其中Cr(Ⅵ)1210 mg/kg）的污染土，并与PC固化进行对比。通过浸出毒性、固定效率和无侧限抗压强度分析处理效果，借助pH、还原效率、化学形态、矿物成分和微观图像分析揭示了相关机理。结果表明，GGBFS固化污染土的Cr浸出浓度明显低于PC固化土，GGBFS掺量20%，养护龄期28 d时总Cr和Cr(Ⅵ)浸出浓度分别降至2.12，1.09 mg/L，满足填埋场进场浓度限值要求，且GGBFS固化污染土的强度明显高于PC固化土；还原效率分析表明，GGBFS中的S2-可以有效地将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)，还原效率可达96.0%，从而很大程度上避免了Cr(Ⅵ)对水化过程的抑制作用，使用GGBFS固化/稳定化该含量的Cr(Ⅵ)污染土时不需额外添加还原剂；微观分析表明，与PC相比，GGBFS固化后更多不稳定态的Cr转化成稳定形态，Cr的迁移性显著降低，同时生成了更多水化凝胶，土颗粒胶结程度更高，因此具有更好的封固效果和更高强度。该研究为GGBFS固化/稳定化Cr(Ⅵ)污染土提供了科学依据。Abstract: Alkali-excited ground granulated blast furnace slag (GGBFS) can be used in solidification of contaminated soil as an alternative to cement (PC), and has the merits of low energy consumption and low carbon emission. At the same time, the sulfur contained in the GGBFS can reduce hexavalent chromium to trivalent chrome and therefore significantly improve the treat efficiency. Solidification/stabilization (S/S) of a Cr-contaminated soil with the total Cr content of 2000 mg/kg (including 1210 mg/kg Cr(Ⅵ)) is carried out. The treatment by the alkali-excited GGBFS is compared with that by PC. The leaching toxicity, immobilization efficiency and unconfined compressive strength are analyzed to study the treatment effects. The pH, reduction efficiency, chemical morphology, mineral composition and microscopic images are analyzed to investigate the related mechanism. The results show that the leached Cr concentration after treated by the GGBFS is significantly lower than that of the PC. At a GGBFS dosage of 20% and a curing period of 28 d, the leached total Cr and Cr(Ⅵ) decrease to 2.12 and 1.09 mg/L, which meet the regulation limit for landfill disposal. The strength of the GGBFS-treated soil is obviously higher than that of the PC. The valence state analysis shows that S2- in the GGBFS can effectively reduce Cr(Ⅵ) to Cr(Ⅲ) with a reduction efficiency as high as 96.0%, which avoids the inhibition of Cr(Ⅵ) to the hydration process. The additional reduction agent is not needed when treating such a Cr-contaminated soil with the GGBFS. After the GGBFS treatment, more unstable Cr is transformed to stable forms, and the Cr mobility is significantly reduced. Also, more hydrated gels are generated for cementation of soil particles, resulting in better encapsulation effects and higher strength. This study provides a scientific basis for the S/S of Cr(Ⅵ)-contaminated soil using the GGBFS.
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0. 引言
铬（Cr）在冶金、电镀、皮革、印染及农药行业的广泛使用造成日益严重的水土污染[1]，据2014年发布的《全国土壤污染状况调查公报》，中国土壤中Cr污染的点位超标率为1.1%。在地下水土环境中，Cr主要以Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)两种价态存在，其中Cr(Ⅲ)迁移性弱，毒性低；而Cr(Ⅵ)迁移性强，毒性约是Cr(Ⅲ)的100倍[2]，具有强致癌、致畸和致突变性，对生态环境和人体健康构成严重威胁。
固化/稳定化技术通过物理封固、吸附作用降低污染物迁移性，同时通过化学反应生成沉淀或者将污染物转化为低迁移性或低毒性的形式来降低危害[3]。目前水泥基固化/稳定化技术已广泛应用于污染土修复[4]，由于Cr(Ⅵ)在土中主要以阴离子基团（如CrO42-，Cr2O72-和HCrO4-）形式存在，难以被吸附和固定，因此常同时使用还原剂与水泥对Cr(Ⅵ)污染土进行还原（稳定化）—固化处理，常用还原剂有硫酸亚铁、多硫化钙等。张文等[5]使用了4倍理论用量的硫酸亚铁和35%（按未处理污染土干重）的普通硅酸盐水泥（PC）处理Cr(Ⅵ)含量为3880 mg/kg的污染土，使Cr浸出浓度下降到58.2 mg/L；Bulut等[6]使用了5倍理论用量的硫酸亚铁和30%PC处理Cr粉尘，使得浸出浓度低于美国环保署填埋入场限值。可见当前固化/稳定化Cr(Ⅵ)污染土时使用的还原剂通常远远高于理论用量，过量还原剂的使用会把大量的铁、硫化物等引入土中，对环境造成潜在影响；并且PC是高能耗、高碳排放产品，据调查，每生产1 t PC会产生约0.87 t CO2[7]，PC的大量使用不符合国家“双碳战略”。在低碳环保的大背景下，其他替代水泥的固化剂如赤泥、矿渣、粉煤灰等工业废物越来越受到关注。
粒化高炉矿渣（GGBFS）作为钢铁冶炼过程中的副产品，其1 t的CO2排放量约为PC熟料的1/30，能耗也为PC熟料的2/15[8]。GGBFS本身含有85%~95%的铝硅酸盐，具有潜在的水化胶凝性能，矿渣玻璃体会在水溶液和OH-的作用下解体，解体后的[SiO4]4-、[AlO4]5-与阳离子形成以水化硅酸钙(C-S-H)为主的水化产物，在矿渣表面积累，形成致密的结构体系[9]。伍浩良等[10]使用碱激发矿渣固化铅污染土，发现碱激发矿渣可以有效降低铅浸出浓度并提高固化体的强度。除了较好的水化反应能力之外，矿渣中还含有还原性硫。高炉炼铁过程中，焦炭所含的硫中有85%会留在炉渣中[11]，据调查，GGBFS中硫含量通常在0.1%~1.9%[12]，硫的形态也随生产工艺和原材料而变化，但主要以较低价态的还原性硫（如S2-和S）为主[13]。Huang等[14]使用GGBFS处理Cr渣，发现S2-对Cr(Ⅵ)的还原可以明显提高固化效率，显著降低总Cr的浸出浓度。综上所述，GGBFS在碱激发条件下具有良好的水化能，可替代水泥作为固化剂，同时具有一定还原性，理论上讲，特别适合用于处理Cr(Ⅵ)污染土。但目前将GGBFS用于Cr(Ⅵ)污染土修复的研究很少，且一般仅关注胶凝特性，没有对Cr还原效率和化学形态进行分析，相关固化/稳定化机理的研究尚待深入。
本研究利用GGBFS还原性和碱激发后水化产物的胶凝能力，对总Cr为2000 mg/kg（其中Cr(Ⅵ) 1210 mg/kg）的污染土进行处理，并与PC固化进行对比。通过浸出毒性、固定效率和无侧限抗压强度（UCS）研究处理效果，并借助pH分析、还原效率分析、分步萃取试验（SEP）、X射线衍射图谱（XRD）和扫描电子显微镜（SEM）揭示了相关机理，为GGBFS应用于Cr(Ⅵ)污染土固化/稳定化提供理论和技术支持。
1. 材料与方法
1.1 试验材料
试验用原土取自上海市某基坑1.5 m深度处，为该地广泛分布的②1层褐黄色粉质黏土，相对质量密度为2.71，液限为38.1%，塑限为24.3%，pH为7.91，试验用土中的金属元素含量如表 1所示，化学成分如表 2所示。通过向原土中添加铬酸钠（Na2CrO4，分析纯）溶液制备Cr(Ⅵ)污染土，使用氢氧化钠（NaOH）作为GGBFS的碱激发剂，溶液制备使用去离子水。
表 1 试验用土的金属元素含量Table 1. Metal contents in test soil金属元素 含量/(mg·g-1) 金属元素 含量/(mg·g-1) Fe 18.050 Zn 0.063 Cr 0.082 Ca 5.430 Cu 0.029 Cd 0.033 Al 11.070 Mg 7.360 Mn 0.472 Na 7.500 Pb 0.041 K 21.200 表 2 试验土样的化学成分Table 2. Chemical compositions of soil(%) SiO2 Al2O3 Fe2O3 CaO K2O TiO2 MnO2 62.81 13.63 5.34 3.82 2.26 0.78 0.1 对比GGBFS和PC（PO42.5型普通硅酸盐水泥）两种固化剂，二者均购于河南远恒环保有限公司，通过XRD（外标定量法）测得GGBFS和PC的主要化学成分如表 3所示。按HJ 766-2015测得GGBFS总硫含量为1035±12 mg/kg，通过X射线吸收近边结构谱分析得出GGBFS中的硫形态（图 1），主要是还原性硫化物（S(-Ⅱ)）和单质硫（S(0)）。
表 3 GGBFS和PC主要化学成分含量Table 3. Chemical compositions and contents of GGBFS and PC(%) 材料 SiO2 CaO Al2O3 Fe2O3 MgO GGBFS 33.21 37.14 15.76 0.71 8.51 PC 25.58 48.51 10.31 3.03 0.91 1.2 试样制备和试验方案
向风干、粉碎的粉质黏土中加入定容后的Na2CrO4溶液并充分搅拌，制备Cr(Ⅵ)初始浓度为2000 mg/kg的污染土样。随后密封焖土180 d[15]，使Na2CrO4与土充分反应。焖土结束后测得污染土样中Cr(Ⅵ)含量为1210±20 mg/kg，说明土中某些成分还原了部分Cr(Ⅵ)。按《固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法：HJ/T300—2007》进行浸出试验，得到污染土样总Cr和Cr(Ⅵ)的浸出浓度分别为34.4，28.0 mg/L。选取碱激发GGBFS和PC作为固化剂进行对照试验，固化剂掺量取5%，10%，15%，20%（污染土干重）。激发剂选用NaOH，考虑到适量的碱激发剂（15%~20%）有利于水化产物的生成，而过多NaOH造成的高碱环境会限制离子迁移，从而延迟凝固时间[16]，故本文碱激发剂掺量设为GGBFS质量的20%。试样含水率控制为40%，固化剂、水与污染土充分混合后，分层装入内径5 cm，高10 cm的圆柱形聚乙烯模具中，采用静压法制样，控制压实度为95%。24 h后从模具中取出成型试样，在标准养护条件（20±1℃、湿度95%）下养护7，14，21，28 d后进行试验测试。为确保准确性，本研究每组试验均设置3组样本，选用具有标准偏差的平均值。PC对照处理的固化剂掺量和养护龄期与GGBFS相同。
1.3 试验方法
按照ASTM D4219—08测定固化体UCS值，将UCS试验后的破碎样用于后续试验分析。毒性浸出试验按照标准HJ/T 300-2007进行，采用ICPE-9000电感耦合等离子体发射光谱仪分析滤液中总Cr浓度，按GB15555.4—1995测定Cr(Ⅵ)浓度。通过固定效率E定量来评价固化效果：
E=(1−L1L0)×100%。 (1) 式中：E为重金属固定效率；L0和L1分别为修复前后总重金属浸出浓度（mg/L）。土样中的总铬和Cr(Ⅵ)含量分别按照HJ 491-2009和HJ 687-2014测定，类似地，按式（1）计算Cr(Ⅵ)的还原率，此时L0和L1分别为修复前后的土中Cr(Ⅵ)含量（mg/kg）。取10 g过2 mm筛的破碎试样与50 mL去离子水混合并振荡约3 min，静置30 min后，使用pH计（pHS-3C）测悬浊液的pH。按Tessier的五步萃取法进行SEP试验分析固化体中重金属赋存化学形态，通过逐步使用酸性更强的萃取剂，得到由不稳定到稳定的5种重金属形态：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态。
将部分破碎样浸入无水乙醇并在40 ℃下进一步真空干燥以除去溶剂、终止水化反应。进行XRD分析前将试样粉碎、过300目筛。使用X射线衍射仪（D8 Advance）在Cu Kα辐射下，以4 °/min的扫描速率获得衍射图谱，并将所测数据基于Rietveld法进行定量分析得到矿物组成。SEM试验使用SU-1500钨灯丝电子扫描显微镜，试样为边长10mm的立方体，表面进行喷金处理，加速电压为20 kV，采集SEM图像研究了土样的微观结构特征、水化产物的形貌结构。
2. 试验结果与讨论
2.1 浸出毒性
碱激发GGBFS和PC处理后污染土的浸出浓度如图 2所示。可见随着GGBFS掺量增加，总Cr和Cr(Ⅵ)浸出浓度逐渐降低，GGBFS掺量10%，15%，20%的试样养护28 d后总Cr浸出浓度分别为4.49，3.12，2.12 mg/L，均已低于《生活垃圾填埋场污染控制标准：GB 16889—2008》中总Cr≤4.5 mg/L的浸出浓度要求；其中20%掺量下，Cr(Ⅵ)浸出浓度1.09 mg/L，低于1.5 mg/L的标准限值，总Cr和Cr(Ⅵ)的固定效率分别为93.8%和96.1%。随固化剂用量和养护龄期增加，更多的Cr(Ⅵ)被GGBFS中的还原性硫还原为低迁移性的Cr(Ⅲ)，部分Cr(Ⅲ)与OH-反应形成难溶性沉淀，部分Cr(Ⅲ)通过与C-S-H和钙矾石（Aft）中的[Al3+]、[Ca2+]、[Si4+]发生离子交换从而固定在水化产物中[17]。从养护龄期来看，总Cr和Cr(Ⅵ)浸出浓度在前14 d降低较多，14 d之后降幅减小，说明上述大部分反应都发生在前14 d。
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图 2 不同掺量和养护龄期下总Cr和Cr(Ⅵ)浸出浓度Figure 2. Leached concentrations of total-Cr and Cr(Ⅵ) at different dosages and curing periods从图 2（b）可以看出，增加养护龄期以及PC掺量均有利于总Cr和Cr(Ⅵ)的固定，这与GGBFS修复Cr(Ⅵ)污染土所呈现的规律大致相同，但PC对Cr(Ⅵ)污染土的修复效果要显著低于GGBFS。PC掺量为20%时，养护28 d后的总Cr和Cr(Ⅵ)浸出浓度为14.7和12.9 mg/L，明显超出标准限值，此时总Cr和Cr(Ⅵ)固定效率分别仅为57.3%和53.9%。Cr(Ⅵ)在土中以阴离子团（CrO42-、Cr2O72-）形式存在，无法与OH-反应生成沉淀，因此PC对Cr(Ⅵ)的主要固定机制为物理封固作用，但Cr(Ⅵ)迁移性强，因此PC固化Cr(Ⅵ)效果较差。而GGBFS不仅能发挥水化胶凝的封固作用，本身还具备还原性，可以将迁移性强、较难固定的Cr(Ⅵ)还原成迁移性低、易生成沉淀的Cr(Ⅲ)，从而显著提高固定效率。
2.2 无侧限抗压强度
GGBFS和PC固化后土样的UCS均随掺量和养护龄期而逐渐增长（图 3）。GGBFS掺量10%的土样在养护14 d后UCS达到了1.13 MPa，已满足1 MPa的强度标准要求，掺量20%时养护28 d后UCS已达到2.86 MPa。而PC掺量20%的28 d强度仅为0.76 MPa，这是因为Ca(OH)2中的活性Ca2+会与CrO42-形成低溶解度的CaCrO4沉淀并附着于水泥熟料表面，抑制固定体系的硬化过程[18]，延缓强度增长；而使用GGBFS处理时，土中大部分Cr(Ⅵ)被还原为Cr(Ⅲ)，很大程度上避免了Cr(Ⅵ)对水化过程的抑制作用，且Cr(Ⅲ) 能一定程度上加速硅酸三钙的水化反应[19]。另外，在碱性条件下Cr(Ⅲ)生成Cr(OH)3沉淀填充了部分孔隙，也一定程度上提高了固化体强度。
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图 3 不同用量和养护龄期下的固化土UCSFigure 3. Values of UCS of solidified soil at different dosages and curing periods2.3. pH
碱激发GGBFS和PC都呈碱性，因此固化土pH随固化剂掺量增加而升高。GGBFS固化土的pH在养护初期增加（图 4（a）），这是因为碱激发剂迅速水解并释放出大量OH-，同时GGBFS中的硅酸盐矿物和游离CaO在碱性环境下逐渐水化，释放出大量OH-；但养护超过14 d后，GGBFS固化土pH开始逐渐减小，这表明土中还原生成的大量Cr(Ⅲ)在碱性环境下生成Cr(OH)3沉淀，消耗了部分OH-，以及Ca(OH)2与SiO2在火山灰反应中进一步消耗[20]。与GGBFS固化土不同，PC固化土pH随养护龄期一直增加（图 4b），这是因为PC固化土中没有太多的Cr(Ⅲ)来消耗OH-。在20%PC掺量下养护28 d后pH达到了12.0，接近《危险废物鉴别标准腐蚀性鉴别》（GB 5085.1—2007）中的限值12.5。由此看来，GGBFS比PC固化土更具环境友好性。
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图 4 不同用量和养护龄期下固化土的pHFigure 4. Values of pH of solidified soil at different dosages and curing periods2.4 Cr(Ⅵ)的还原效率分析
GGBFS和PC处理后土中Cr(Ⅵ)含量以及还原效率如图 5所示。GGBFS用量为20%时，随着养护龄期的增加Cr(Ⅵ)含量从511 mg/kg降低至48 mg/kg，还原率从57.8%升至96.0%。这是由于在碱激发环境下矿渣玻璃体结构破坏后还原性物质释放，大量S2-和S等物质将土中Cr(Ⅵ)还原[21]。PC处理后，固化土Cr(Ⅵ)含量稍有降低，还原率最高仅为43.4%，这是由于PC生产原料（黄铁矿、白铁矿、石膏）和燃料自身包含部分低价态硫化物，使PC具有一定的还原性[22]，但PC对Cr(Ⅵ)的还原能力比GGBFS低得多，使得处理后土中仍存在大量Cr(Ⅵ)。上述分析表明，对于Cr(Ⅵ)含量不超过所试验土样（1210 mg/kg）的污染土，使用碱激发GGBFS进行固化/稳定化处理时，不需要再使用多硫化钙、硫酸亚铁等还原剂。
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图 5 固化土中Cr(Ⅵ)的含量及还原效率Figure 5. Cr(Ⅵ) contents and reduction efficiencies in solidified soil2.5 Cr化学形态分析
不同GGBFS和PC掺量的固化土养护28 d后的Cr赋存形态如图 6所示。与未处理污染土（U）相比，GGBFS处理后土中可交换态（F1）明显降低，掺量5%~20%时F1由20.58%分别降至14.56%，11.49%，8.45%，6.71%，另外碳酸盐结合态（F2）也稍有减少。F1是最不稳定的形态，具有很高的水溶性，很容易以离子形式转移到液体环境中，F2则包括了在碳酸盐相中沉淀和共沉淀的Cr，属于酸溶解态，具有较高的化学活性和迁移性[23]，在在酸性条件下的浸出试验中很容易大量浸出。同时，铁锰氧化物结合态（F3）、有机物结合态（F4）不同程度增加，F3和F4为较稳定的形态，其中F3是包封在铁锰氧化物和氢氧化物沉淀中的，具有较强的离子键，不容易被浸出，且铁锰氧化物对Cr(Ⅲ)具有良好的吸附能力，GGBFS中含的铁锰氧化物使F3的比例显著增加，从而明显降低了Cr的潜在移动风险。另外，稳定的残渣态（F5）也有一定增加。上述分析表明GGBFS固化后Cr的不稳定态减少、稳定态增加，稳定性显著提高。
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图 6 不同固化剂用量下的固化土中铬的形态分布Figure 6. Cr fraction distribution of solidified soil under different dosages相比之下，使用PC固化时（图 6（b））稳定形态F4和F5增加不明显，不稳定态F1和F2仅有小幅降低。因为PC固化不能有效地将不稳定态的Cr转化为更稳定的形态，所以在毒性浸出试验中固化体Cr浸出浓度较高，其固化/稳定化效果远低于GGBFS。
2.6 土样矿物成分分析
未经处理的污染土和固化土的XRD图谱如图 7所示。土样中的主要矿物成分为石英（PDF#39-1910）、钠长石（PDF#172-1245）、高岭石（PDF#78-2110）和伊利石（PDF#70-3754），这些矿物成分可以吸附土中的Cr，一定程度上可以降低Cr的移动性。在GGBFS和PC固化土中，可见新形成的氢氧钙石（PDF#04-0733）、AFt（PDF#41-1451）和C-S-H（PDF#33-0306），这些水化产物具有较强的胶结能力，从而起到封固作用并提高固化土强度。
与PC固化土相比，GGBFS固化土XRD图谱中的C-S-H衍射峰强度更高、峰型更尖锐，这是因为GGBFS具有较小的钙硅比，可提高C-S-H聚合度，降低其孔隙率[24]。同时GGBFS固化土的氢氧钙石特征峰略低，方解石特征峰略高，这可能是由于GGBFS固化土中火山灰反应消耗了部分氢氧钙石，而碳化反应促进了方解石的形成。PC固化土中，熟料矿物的水化反应占主体，而火山灰反应的进程相比于GGBFS较差，因此对氢氧钙石的消耗较低，这与前文固化土的酸碱度试验结果相对应。PC固化土和未处理土样在2θ = 18.17°，30.78°，31.14°和33.08°等多处出现了衍射峰，这些衍射峰的位置与Na2CrO4 (PDF# 22-1365) 的位置非常接近，而在GGBFS固化土中基本不可见，这表明污染土中的Cr(Ⅵ)已被GGBFS中的S2-充分还原。另外，PC固化土中出现了更为明显的CaCrO4 (PDF# 87-1647)特征峰，说明PC一定程度上通过形成CaCrO4实现对Cr(Ⅵ)的固定，而在酸性环境下，CaCrO4易与氢离子解离并再次释放。
2.7 土样微观形貌分析
图 8（a）为GGBFS掺量20%的固化土养护28 d后的SEM图，放大500倍后可见土样整体密实度较高，土颗粒被水化产物胶结成整体，表面较为平整，孔隙和裂缝较少；放大1500倍后，可以观察到GGBFS水化程度较好，絮状的C-S-H堆叠、覆盖在土颗粒周围，填充了土中孔隙，最终形成连续、密实的结构，增强了封固作用和土的强度；同时，在孔隙中观察到了针状结构（AFt），AFt具有良好的离子交换能力和孔隙填充效应，可显著提高Cr的稳定/固化效果，然而图像中观察到AFt的数量并不多，这可能是由于大量生成的C-S-H将AFt包裹或覆盖[25]。
对照组PC固化土放大500倍的SEM图像（图 8(b)）显示，土体表面相对并不平整，结构不够致密，部分土颗粒裸露在外并未被水化凝胶包裹，这是水化产物发育不完全所导致的，也证实了CrO42-会阻碍水化进程。放大1500倍后可见，土样主要以细小的团块形式存在，各个团块之间存在较大的孔隙和裂缝，在宏观上表现出浸出浓度高、强度低的特点，与前述浸出和UCS试验结果相对应。
3. 结论
本文研究了碱激发GGBFS稳定化固化Cr(Ⅵ)污染土的效果和机理，得到以下4点结论。
（1）毒性浸出试验表明，对于总Cr含量2000 mg/kg的污染土（含1210 mg/kg Cr(Ⅵ)），用20%掺量的GGBFS固化后养护28 d，总Cr和Cr(Ⅵ)浸出浓度分别降至2.12和1.09 mg/L，固定效率分别达93.8%和96.1%，满足填埋场进场浓度限值要求。
（2）因很大程度上减少了Cr(Ⅵ)对水化过程的干扰，GGBFS固化污染土的强度明显高于PC固化土；GGBFS还原产生的大量Cr(Ⅲ)与OH-结合生成Cr(OH)3沉淀，使得GGBFS固化土的pH低于PC固化土。
（3）价态和形态分析表明，GGBFS中的S2-具有较强的Cr(Ⅵ) 还原能力，还原作用极大提高了Cr的固化/稳定化效果，20%掺量下养护28 d的还原效率可达96.0%，使用GGBFS处理该含量的Cr(Ⅵ)污染土不需要额外添加还原剂；相比PC，GGBFS固化后更多不稳定态的Cr转化成稳定形态，Cr的迁移性显著降低。
（4）XRD和SEM分析表明，相比PC固化土，GGBFS固化土中C-S-H更多，土颗粒胶结程度更高，结构更致密，从而具有更好的封固效果和更高的强度。
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图 2 不同掺量和养护龄期下总Cr和Cr(Ⅵ)浸出浓度
Figure 2. Leached concentrations of total-Cr and Cr(Ⅵ) at different dosages and curing periods
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图 3 不同用量和养护龄期下的固化土UCS
Figure 3. Values of UCS of solidified soil at different dosages and curing periods
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图 4 不同用量和养护龄期下固化土的pH
Figure 4. Values of pH of solidified soil at different dosages and curing periods
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图 5 固化土中Cr(Ⅵ)的含量及还原效率
Figure 5. Cr(Ⅵ) contents and reduction efficiencies in solidified soil
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图 6 不同固化剂用量下的固化土中铬的形态分布
Figure 6. Cr fraction distribution of solidified soil under different dosages
表 1 试验用土的金属元素含量
Table 1 Metal contents in test soil
金属元素 含量/(mg·g-1) 金属元素 含量/(mg·g-1) Fe 18.050 Zn 0.063 Cr 0.082 Ca 5.430 Cu 0.029 Cd 0.033 Al 11.070 Mg 7.360 Mn 0.472 Na 7.500 Pb 0.041 K 21.200 
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表 2 试验土样的化学成分
Table 2 Chemical compositions of soil
(%) SiO2 Al2O3 Fe2O3 CaO K2O TiO2 MnO2 62.81 13.63 5.34 3.82 2.26 0.78 0.1
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表 3 GGBFS和PC主要化学成分含量
Table 3 Chemical compositions and contents of GGBFS and PC
(%) 材料 SiO2 CaO Al2O3 Fe2O3 MgO GGBFS 33.21 37.14 15.76 0.71 8.51 PC 25.58 48.51 10.31 3.03 0.91
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