粉煤灰基沸石固化體中Sr2+、Cs+的浸出行為

羅 潔，廖 蓉，王亞舉，張海軍，楊 劍，黃 勝

粉煤灰基沸石固化體中Sr2+、Cs+的浸出行為

羅 潔1,2,3，廖 蓉2，王亞舉2，張海軍1,4,*，楊 劍5，黃 勝2

以電廠粉煤灰為原料水熱制備粉煤灰基沸石，利用粉煤灰基沸石對模擬放射性廢液中Sr2+、Cs+進行分離富集，在堿激發(fā)劑的作用下，以粉煤灰、粉煤灰基沸石制備地聚合物固化體，測試了所得固化體的抗壓強度和抗浸出性能，并采用X射線衍射法(XRD)和掃描電鏡(SEM)技術(shù)對浸出機理進行了初步探討。結(jié)果表明，不同沸石摻量對固化體的抗壓強度和抗浸出性能有很大的影響，當(dāng)沸石摻量(質(zhì)量分?jǐn)?shù))為20%～30%時，其抗壓性能達到國家標(biāo)準(zhǔn)，浸出率和累積浸出分?jǐn)?shù)均遠(yuǎn)低于國家標(biāo)準(zhǔn)限值。同時，固化體對Sr2+、Cs+阻滯效果不同，其中對Sr2+的固化效果更加優(yōu)異，42 d浸出率最低為1.87×10-6cm/d，累積浸出分?jǐn)?shù)為3.3×10-4cm。實驗得出，粉煤灰基沸石固化體對Sr2+、Cs+具有較優(yōu)異的固化效果。

粉煤灰；沸石；固化；抗壓強度；浸出率

近年來，核技術(shù)在工業(yè)、國防等領(lǐng)域中得到廣泛地利用，并且給社會經(jīng)濟發(fā)展注入了新的活力，但同時，核技術(shù)的廣泛應(yīng)用帶來了潛在的核輻射風(fēng)險[1-2]，大量的放射性廢物如果得不到妥善的處置，一旦泄露到生物圈將會給人類帶來極大的危害。其中90Sr、137Cs作為放射性廢物中的兩種典型核素因其產(chǎn)率高、半衰期長而得到廣泛關(guān)注[3]。以水泥為基質(zhì)的固化技術(shù)憑借設(shè)備簡單、投資和運行費用低等優(yōu)點[3-4]，現(xiàn)已成為目前最主要的放射性廢物固化處理方法。但是，水泥固化材料的多孔性及化學(xué)不穩(wěn)定性[5]，造成放射性核素的浸出率較高，帶來了潛在的環(huán)境風(fēng)險。因此，研發(fā)新型的放射性廢物固化材料已成為普遍關(guān)注的問題。

地聚合物是一類新型的無機聚合物材料[6]，它是指含硅鋁酸鹽的物質(zhì)在堿激發(fā)劑的作用下，其中的硅氧鍵和鋁氧鍵發(fā)生斷裂、重組成三維立體網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)的無機聚合物。與傳統(tǒng)硅酸鹽水泥相比，地聚合物具有高密度、滲透率低、強度高、耐酸堿腐蝕等特點[7]，在建筑材料、耐高溫材料等領(lǐng)域已經(jīng)有大量的應(yīng)用實例，并且在固核固廢中取得了一定的研究成果[8-10]。

目前，普遍認(rèn)為“分離-固化-深地質(zhì)處置”是一種切實可行的高放廢液處理和處置方法[11]，本研究首先利用電廠廢棄物為原料制備離子交換性能優(yōu)異的粉煤灰基沸石，再以粉煤灰基沸石對模擬放射性廢液中Sr2+、Cs+進行分離富集，最后，在堿激發(fā)劑的作用下，以粉煤灰、粉煤灰基沸石制備地聚合物固化體，對固化體進行抗壓試驗，并按照《放射性廢物固化體長期浸出試驗》(GB 7023—1986) 研究地聚合物固化體的核素浸出率，評價其固化性能，同時，運用X射線衍射法(XRD)和掃描電鏡(SEM)技術(shù)對固化體的微觀形貌和成分進行分析，探討其固化機理。

1 實驗

1.1 實驗原料及設(shè)備

實驗所用粉煤灰來源于綿陽某電廠，其主要成分為SiO2、A12O3、CaO、Fe2O3等(質(zhì)量分?jǐn)?shù)接近總量的90%)。粉煤灰化學(xué)組成列于表1。圖1為粉煤灰的顯微形貌。

表1 粉煤灰的成分組成Table 1 Composition of fly ash

圖1 原狀粉煤灰掃描電鏡圖Fig.1 SEM diagram of fly ash

本試驗所用激發(fā)劑為工業(yè)水玻璃(SiO2：w=26%； Na2O：w=8.2 %；模數(shù)3.17)，模數(shù)經(jīng)調(diào)節(jié)后為1.2；氯化鍶、氯化銫、碳酸鈉等，均為市售分析純。

CXGΦ50 型磁選機，武漢洛克公司；馬弗爐，上海光地儀器設(shè)備有限公司；聚四氟內(nèi)襯水熱反應(yīng)釜，濱海縣正信儀器廠；S400 pH計，德國賽多利斯公司；DDBJ-350電導(dǎo)率測定儀，西安云儀儀器儀表有限公司；多功能X射線衍射儀，荷蘭帕納科公司；鎢燈絲掃描電鏡，德國蔡司；AA-700石墨爐原子吸收分光光譜儀，美國鉑金埃爾默公司；恒溫恒濕養(yǎng)護箱，南京泰斯特試驗設(shè)備有限公司；122-15抗壓測試機，美國藍(lán)氏公司。

1.2 樣品的制備

1.2.1 粉煤灰基沸石制備 為消除鐵分對合成沸石的影響，對粉煤灰進行磁選除鐵。將除鐵后的粉煤灰與碳酸鈉(助熔劑)按一定比例混合置于馬弗爐中800 ℃焙燒3 h，冷卻后研磨過篩。按一定比例(固液比1∶30)將熔融粉煤灰與水充分混合攪拌，通過水洗調(diào)節(jié)硅鋁比[12]。然后將熔融粉煤灰加入到2 mol/L氫氧化鈉溶液中(固液比1∶10)，陳化一定時間，置于水熱反應(yīng)釜中，在100 ℃下自生成壓力水熱晶化12 h。冷卻至室溫取出，過濾，反復(fù)用蒸餾水洗滌至pH值為中性，然后在恒溫鼓風(fēng)干燥箱中充分干燥，得到沸石樣品。

1.2.2 固化體制備 用粉煤灰基沸石吸附模擬放射性Sr2+、Cs+廢液，實驗測定其中Sr2+、Cs+的吸附量分別為56.5、108.4 mg/g。將粉煤灰、粉煤灰基沸石和堿激發(fā)劑(工業(yè)水玻璃)按一定比例混合，其中沸石的摻量為10%～50%(質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同)，水灰比為0.35，水玻璃模數(shù)1.2。經(jīng)水泥凈漿攪拌機攪拌后，制備成2 cm×2 cm×2 cm的樣品，將樣品在 (20±1) ℃、濕度大于90%的環(huán)境中養(yǎng)護28 d。

1.3 實驗方法

1.3.1 吸附實驗 移取150 mL一定濃度的Sr2+、Cs+溶液于250 mL容量瓶中，加入適量合成沸石，于恒溫振蕩箱振蕩 (150 r/min)一定時間后，取上清液并用0.45 μm針頭過濾器過濾，濾液采用AA-700型原子吸收分光光譜儀測定其中殘留的Sr2+、Cs+濃度。按式(1)、(2)計算吸附率和平衡吸附量。

R=(ρ0-ρe)/ρ0×100%

(1)

qe=(ρ0-ρe)×V/m

(2)

其中：R為吸附率；ρ0為Sr2+、Cs+初始質(zhì)量濃度；ρe為Sr2+、Cs+平衡質(zhì)量濃度；qe為平衡吸附量；V為Sr2+、Cs+溶液體積；m為加入沸石質(zhì)量。

1.3.2 固化體長期浸出實驗 根據(jù)《放射性廢物固化體長期浸出試驗》(GB 7023—86)，將實驗樣品用尼龍絲懸掛于裝有300 mL聚乙烯塑料容器中，從開始浸出至第1、3、7、10、14、21、28、35、42 d后更換浸出劑。取出實驗樣品后立即轉(zhuǎn)移至放有新鮮浸出液的另一容器中，樣品轉(zhuǎn)移后，立即測試浸出液的pH值和電導(dǎo)率，之后用HCl酸化，以AA-700型原子吸收分光光譜儀測其Sr2 +、Cs+濃度。浸出率Ln由式(3)計算， 累積浸出分?jǐn)?shù)Ct由式(4)計算。

(3)

(4)

式中：Ln為第n浸出周期中Sr2+或Cs+的浸出率，cm/d；mn為第n浸出周期中浸出的Sr2+或Cs+的質(zhì)量，g；m0為浸出試驗樣品中Sr2+或Cs+的初始質(zhì)量，g；F為樣品與浸出劑接觸的幾何表面積，cm2；V為樣品的體積，cm3；tn為第n浸出周期的持續(xù)天數(shù)，d；Ct為時間t時Sr2+或Cs+的累積浸出分?jǐn)?shù)，cm。

2 結(jié)果與分析

2.1 合成沸石表征及其吸附Sr2+、Cs+的特性

圖2 粉煤灰合成沸石XRD圖譜Fig.2 XRD spectrum of synthesized zeolite

合成沸石的XRD分析結(jié)果示于圖2。從圖2可以看出，粉煤灰在15°～35°存在的彌散狀峰包隆起已幾乎消失，說明合成沸石中非晶相物質(zhì)含量很低[13]，經(jīng)JCPDS卡片檢索，其與A型沸石的標(biāo)準(zhǔn)卡片(00-039-0222)吻合度極高，且結(jié)晶較好，可知所得產(chǎn)物為較高純度的A型沸石。此沸石的SEM分析結(jié)果示于圖3。圖3表明，粉煤灰原料中的玻璃珠已完全消失，能夠看到合成產(chǎn)物為明顯的立方體結(jié)構(gòu)，這是A型沸石典型的結(jié)構(gòu)形貌，證明了A型沸石的生成。

圖3 粉煤灰合成沸石SEM圖譜Fig.3 SEM diagram of synthesized zeolite

在Sr2+、Cs+初始質(zhì)量濃度100 mg/L、25 ℃、固液比0.5～15 g/L實驗條件下，考察合成A型沸石對Sr2+、Cs+的吸附性能，結(jié)果示于圖4。從圖4可以發(fā)現(xiàn)，隨著固液比的逐步增大，合成沸石對Sr2+、Cs+的吸附率顯著增大，其中對Cs+最大吸附率能夠達到99%，對Sr2+的吸附率也達到了98%，顯示出合成沸石對Sr2+、Cs+顯著的吸附效果。

Sr2+、Cs+初始質(zhì)量濃度100 mg/L，25 ℃，固液比0.5～15 g/L圖4 合成沸石吸附特性Fig.4 Adsorption characteristic of synthesized zeolite

2.2 固化體的抗壓強度

根據(jù)中華人民共和國《低、中水平放射性廢物固化體性能要求——水泥固化體》(GB 14569.1—2011)要求，固化體試樣的抗壓強度不應(yīng)小于7 MPa。不同沸石摻量下固化體的抗壓強度結(jié)果示于圖5。從圖5可以看出，沸石摻量對抗壓強度的影響很大，不同沸石摻量固化體的抗壓強度順序為20%>30%>10%>50%。其中當(dāng)摻量為20%和30%時，其抗壓強度大于7 MPa，達到國家標(biāo)準(zhǔn)；而沸石摻量為10%和50%時，抗壓強度不足。

圖5 不同沸石摻量下固化體抗壓強度Fig.5 Compressive strength of solidified body under different zeolite content

2.3 浸出液中pH變化

沸石摻量：■——10%，●——20%，▲——30%，▼——50%圖6 不同沸石摻量下浸出液pH變化圖Fig.6 Change of pH in the leaching solution with different zeolite content

圖6是沸石摻量在10%～50%下、浸出液的pH值隨時間的變化圖。由圖6可見，浸出液的pH值總體均隨時間的延長而緩慢下降，在整個浸出周期中，pH保持在較高水平(11左右)，這是由于在水玻璃激發(fā)下制備的地聚合物固化體本身具有強堿性所致。有研究[14]表明，水化產(chǎn)物在低pH條件下易發(fā)生分解，不穩(wěn)定。如果固化體孔溶液的pH可在較長時間內(nèi)維持較高水平，這將有利于固化體的長期穩(wěn)定性。不同摻量的沸石對固化體浸出液的pH值有一定影響，摻量對pH的影響大小順序為：50%>10%>20%>30%，由此可見，摻入一定量沸石會提高固化體孔溶液的pH，但當(dāng)沸石摻量過大時，pH降低明顯，這會在一定程度上影響著固化體的化學(xué)穩(wěn)定性。觀察不同沸石摻量固化體的抗壓強度順序(20%>30%>10%>50%)，不同抗壓強度反映著固化體的疏松緊密程度，在沸石摻量過高或過低時，固化體抗壓強度較小，結(jié)構(gòu)更為疏松，此種條件在長期浸出時更容易被浸出劑侵蝕，加之固化體本身具有堿性，隨著浸出周期增長，疏松的固化體pH下降更加明顯。

2.4 浸出液中電導(dǎo)率變化

浸出液的電導(dǎo)率值反應(yīng)出浸出液中的離子濃度，離子濃度越高表明固化體抗浸出性能越差[5]。沸石摻量對浸出液電導(dǎo)率的影響示于圖7。由圖7可知，浸出液的電導(dǎo)率隨著浸出周期延長逐漸下降，并在20 d以后趨于平衡，均小于0.5 μS/cm，不同沸石摻量對電導(dǎo)率的影響大小順序為 50%>10%>20%>30%，與沸石摻量對pH的影響一致，造成這種結(jié)果可以歸因于沸石摻量對固化體緊密程度的影響。從電導(dǎo)率和pH值的變化規(guī)律可以看出，隨著時間的延長，pH保持在較高水平，電導(dǎo)率趨于較低值，反映出固化體有著較好的化學(xué)穩(wěn)定性。

沸石摻量：■——10%，●——20%，▲——30%，▼——50%圖7 不同沸石摻量下浸出液電導(dǎo)率變化圖Fig.7 Change of electrical conductivity in the leaching solution with different zeolite content

2.5 固化體浸出率和累積浸出分?jǐn)?shù)

固化體的浸出率與制備固化體的材料密切相關(guān)[15]，本研究在工業(yè)水玻璃為堿激發(fā)劑的條件下以粉煤灰、粉煤灰基沸石制備了地聚合物固化體，旨在通過引入沸石增強固化體的抗浸出性能。不同沸石摻量下固化體的浸出率數(shù)據(jù)列于表2。從表2數(shù)據(jù)可以得出，Sr2+、Cs+的浸出率隨著浸出周期的延長而減小，浸出周期相同時，不同沸石摻量下浸出率存在差異，隨著沸石摻量的增大，浸出率逐漸降低。根據(jù)放射性廢物固化體性能要求(國家標(biāo)準(zhǔn))，Sr2+、Cs+第42 d核素的浸出率應(yīng)分別低于1×10-3、4×10-3cm/d，針對Sr2+、Cs+的浸出率比較， Sr2+的42 d浸出率為(1.87～8.75)×10-6cm/d，Cs+的42 d浸出率為(3.44～12.1)×10-5cm/d，所以，在沸石摻量為10%～50%下，Sr2+、Cs+的抗浸出性遠(yuǎn)高于國家標(biāo)準(zhǔn)。其中，固化體中Sr2+的浸出率明顯小于Cs+的浸出率，可見，固化體對Sr2+的固化效果優(yōu)于Cs+。

表2 固化體中Sr2+、Cs+浸出率Table 2 Cs+ and Sr2+ leaching rate of solidified body

圖8、9為不同沸石摻量下Sr2+、Cs+累積浸出分?jǐn)?shù)。從表2和圖8、9可以發(fā)現(xiàn)，在1～14 d的浸出期內(nèi)，Sr2+、Cs+的浸出速率較快，爾后浸出速率逐漸減緩。通過浸出率數(shù)據(jù)計算出42 d累積浸出分?jǐn)?shù)，沸石摻量為10%、20%、30%、50%下，Sr2+的累積浸出分?jǐn)?shù)分別為1.35×10-3、1.12×10-3、7.52×10-4、3.30×10-4cm；Cs+的累積浸出分?jǐn)?shù)分別為2.00×10-2、1.40×10-2、8.02×10-3、5.75×10-3cm。從累積浸出分?jǐn)?shù)的數(shù)據(jù)可以看出，固化體對Sr2+、Cs+的阻滯效果并不一致，相比之下，固化體對Sr2+的阻滯效果更佳。結(jié)合浸出周期內(nèi)pH和電導(dǎo)率的變化規(guī)律，在整個浸出周期中，pH、電導(dǎo)率、浸出率隨著浸出周期的延長而降低，累積浸出分?jǐn)?shù)隨著浸出周期延長而增大。這些數(shù)據(jù)的變化反映出固化體的抗浸出性能，pH穩(wěn)定在較高水平，電導(dǎo)率、浸出率以及累積浸出分?jǐn)?shù)處在較低的水平證明此固化體對Sr2+、Cs+有較好的阻滯作用，其中對Sr2+的固化效果尤為明顯。

沸石摻量：■——10%，●——20%，▲——30%，▼——50%圖8 不同沸石摻量下Sr2+累積浸出分?jǐn)?shù)Fig.8 Accumulative leaching fraction of Sr2+ with different zeolite content

沸石摻量：■——10%，●——20%，▲——30%，▼——50%圖9 不同沸石摻量下Cs+累積浸出分?jǐn)?shù)Fig.9 Accumulative leaching fraction of Cs+with different zeolite content

2.6 浸出機理的探討

浸出率取決于固化體中的配料及其水化產(chǎn)物對核素的吸附和固溶作用[16]，從上述研究中可以看出，粉煤灰基沸石固化體對Sr2+、Cs+有著很好的固化效果，其中Cs+的42 d浸出率最低為3.44×10-5cm/d，優(yōu)于國家標(biāo)準(zhǔn)兩個數(shù)量級；對于Sr2+固化體具有更佳的固化效果，其42 d浸出率最低僅為1.87×10-6cm/d，遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于國家標(biāo)準(zhǔn)的限值。

對成型固化體的形貌和組分進行考察，其XRD和SEM圖譜示于圖10、11，圖譜中，固化體中的晶體組分為石英和沸石相，并在30°附近出現(xiàn)水化產(chǎn)物的特征峰[17]，隨著沸石的摻量增大，其成分組成發(fā)生變化，微觀形貌中可見：當(dāng)沸石摻量為20%～30%時，固化體結(jié)構(gòu)致密緊湊，合成沸石為無定型C—S—H凝膠包裹，沸石吸附Sr2+、Cs+后，部分孔隙被凝膠所堵塞，使 Sr2+、Cs+在沸石中的脫附被阻礙，此條件下，Sr2+、Cs+的浸出率更低。當(dāng)沸石摻量過大時，整個固化體的結(jié)構(gòu)疏松、孔隙率高，雖然Sr2+、Cs+抗浸出效果較好，但是抗壓強度不能達到標(biāo)準(zhǔn)要求。此種現(xiàn)象可能是由于沸石在堿激發(fā)劑作用下可生成水化鋁酸鈣、水化硅酸鈣等[18]，提高了固化體強度，但當(dāng)沸石摻量過大時，粉煤灰膠凝材料減少，無法保證抗壓強度。

圖10 不同沸石摻量固化體XRD圖Fig.10 XRD patterns of solidified body with different zeolite content

固化體的緊密程度對固化體的抗壓強度和浸出效果都存在較大影響，吸附有Sr2+、Cs+的沸石如果被水化產(chǎn)物緊密包裹，則其遷移能力下降，浸出率就會降低。不同沸石摻量對浸出率的影響是隨著摻量增大，浸出率逐漸降低，抗浸出性增強，原因是合成沸石對Sr2+、Cs+具有優(yōu)異的吸附效果，在沸石吸附Sr2+、Cs+后，水化產(chǎn)物包裹阻礙核素進一步遷移。

沸石摻量：(a)——10%，(b)——20%，(c)——30%，(d)——50%圖11 不同沸石摻量固化體SEM圖Fig.11 SEM images of solidified body with different zeolite content

從數(shù)據(jù)中還可以看出，固化體對于Sr2+、Cs+具有很強的阻滯作用，但對于Sr2+、Cs+有著不同的抗浸出性能。造成浸出率差異的原因可能是由Sr2+、Cs+的微觀結(jié)構(gòu)所決定，由于Sr2+的荷徑比大于Cs+[19]，水合Sr2+與O2-的結(jié)合能力大于水合Cs+，其水合離子半徑大于Cs+的，在固化體中遷移速率比Cs+更慢。這為Sr2+取代水化產(chǎn)物中Ca2+形成固溶體創(chuàng)造了條件，所以Sr2+在固化體中可能存在兩種阻滯機理：吸附和固溶。因此，粉煤灰基沸石固化體對Sr2+的束縛能力比對Cs+強。

3 結(jié) 論

(1) 以工業(yè)廢物粉煤灰為原料，采用堿熔-水熱法制備出結(jié)晶度較好的A型沸石。吸附實驗結(jié)果表明，合成沸石對Cs+最大吸附率高達99%，對Sr2+的吸附率也達到了98%，顯示出合成沸石對Sr2+、Cs+顯著的吸附效果。

(2) 在堿激發(fā)劑的作用下，以粉煤灰、粉煤灰基沸石制備地聚合物固化體，沸石摻量為10%和50%時，固化體的抗壓強度不達標(biāo)，在摻量為20%～30%時，抗壓強度符合國家標(biāo)準(zhǔn)。

(3) 固化體孔溶液的pH在整個浸出周期中緩慢下降，但保持在較高水平，這將有利于保持固化體的長期穩(wěn)定性。不同摻量的沸石對固化體浸出液的pH值有一定影響，摻量過大時將降低固化體穩(wěn)定性。固化體孔溶液的電導(dǎo)率在整個浸出周期中迅速下降，并保持在較低水平，不同摻量沸石對電導(dǎo)率的影響大小順序為 50%>10%>20%>30%，與沸石摻量對pH的影響一致。

(4) 固化體的Sr2+、Cs+浸出率隨著沸石摻量的增大而減小，針對Sr2+、Cs+的浸出率比較， Sr2+的42 d浸出率為(1.87～8.75)×10-6cm/d，Cs+的42 d浸出率為(3.44～12.1)×10-5cm/d，遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于放射性廢物固化體性能的國家標(biāo)準(zhǔn)限值，表現(xiàn)出優(yōu)異的抗浸出性能。另外，固化體對Sr2+、Cs+的抗浸出性能存在差異，固化體中Sr2+的浸出率明顯小于Cs+的浸出率，可見，固化體對Sr2+的阻滯效果優(yōu)于Cs+。

(5) 結(jié)合不同摻量沸石固化體的抗壓強度和浸出率，當(dāng)沸石摻量為20%～30%時，抗壓強度符合國家標(biāo)準(zhǔn)，對Sr2+、Cs+的抗浸出性能優(yōu)異，尤其表現(xiàn)出對Sr2+的抗浸出性能。試驗表明，粉煤灰基沸石地聚合物作為放射性廢物的固化材料有著較好的應(yīng)用前景。

[1] 李永青，陳勤，薛明，等.放射性廢水處理方法及國內(nèi)外處理狀況[C]∥中國環(huán)境科學(xué)學(xué)會學(xué)術(shù)年會論文集.北京：北京航空航天大學(xué)出版社，2009:36-39.

[2] Rahman R O A, Ibrahium H A, Hung Y T. Liquid radioactive wastes treatment: a review[J]. Water, 2011(3): 551-565.

[3] 康厚軍，石正坤，張東，等.90Sr、137Cs在水泥固化體中的浸出研究[J].化學(xué)研究與應(yīng)用，2005，18(3)：252-256.

[4] Rahman R O A, Abidin Z E, bou-Shady H A. Assessment of strontium immobilization in cement bentonite matrices[J]. Chem Eng J, 2013, 228: 772-780.

[5] 李玉香，全明，易發(fā)成，等.水泥固化體中Cs+浸出行為研究[J].原子能科學(xué)技術(shù)，2011，45(3)：282-287.

[6] Xu Hui， Li Qin， Shen Lifeng, et al． Synthesis of thermostable geopolymer from circulating fluidized bed combustion(CFBC) bottom ashes[J]. J Hazard Mater, 2010, 175: 198-204.

[7] 李培明,李琴,魏鐘波,等.粉煤灰基地聚合物固化模擬放射性核素 Cs+、Sr2+的研究[J].粉煤灰綜合利用,2011(6):19-22.

[8] Shi Caijun, Fernandez-Jimenez A. Stabilization/solidification of hazardous and radioactive wastes with alkali-activated cements[J]. J Hazard Mater, 2006, 137: 1656-1663.

[9] Li Qin, Sun Zengqing, Tao Dejing, et al．Immobilization of simulated radionuclide133Cs by fly ash-based geopolymer[J]. J Hazard Mater, 2013, 262: 325-331.

[10]徐子芳,楊政,鄒小童,等.煤系廢物地聚合物穩(wěn)定/固化重金屬離子效果研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2015，35(3)：812-818.

[11]趙昱龍，李寶軍，周慧.人造巖石固化模擬137Cs廢物的研究[J].核化學(xué)與放射化學(xué)，2005，27(3)：152-157.

[12]Wang Chunfeng, Li Jiansheng, Wang Lianjun, et al. Influence of NaOH concentrations on synthesis of pure-form zeolite: a from fly ash using two-stage method[J]. J Hazard Mater, 2008, 155(1-2): 58-64.

[13]Wei Ning, Wang Xiaolin, Guan Weixiong. Characterization of a novel zeolite synthesized from coal fly ash[J]. Advanced Materials Research, 2014, 886: 84-87.

[14]沈曉冬，嚴(yán)生，吳學(xué)權(quán)，等.放射性廢物水泥固化的理論基礎(chǔ)、研究現(xiàn)狀及對水泥化學(xué)研究的思考[J].硅酸鹽學(xué)報，1994，22(2)：181-187.

[15]石正坤，康厚軍，張東，等.90Sr、137Cs在水泥固化體中的吸附和遷移行為[J].同位素，2001，14(3)：174-178.

[16]El-Kamash A M, El-Naggar M R, El-Dessouky M I. Immobilization of cesium and strontium radionuclides in zeolite-cement blends[J]. J Hazard Mater, 2006, 136: 310-316.

[17]Fernandez-Jimenez A, Macphee D E, Lachowski E E, et al. Immobilization of cesium in alkaline activated fly ash matrix[J]. J Nucl Mater, 2005, 346: 185-193.

[18]王冬.高放廢液水泥固化體性能提高及Cs+固化機理[D].南京：南京工業(yè)大學(xué)材料學(xué)院，2003.

[19]El-Kamash A M. Evaluation of zeolite A for the sorptive removal of Cs+and Sr2+ions from aqueous solutions using batch and fixed bed column operations[J]. J Hazard Mater, 2008, 151: 432-445.

1.西南科技大學(xué) 固體廢物處理與資源化教育部重點實驗室，四川 綿陽 621010；2.西南科技大學(xué) 環(huán)境工程自控技術(shù)四川省高校重點實驗室，四川 綿陽 621010；3.四川省工業(yè)環(huán)境監(jiān)測研究院，四川 成都 610000；4.西南科技大學(xué) 理學(xué)院，四川 綿陽 621010；5.西南科技大學(xué) 應(yīng)用技術(shù)學(xué)院，四川 綿陽 621010

Leaching Behavior of Sr2+, Cs+in Synthesized Zeolite From Fly Ash-Solidified Waste Forms

LUO Jie1,2,3, LIAO Rong2, WANG Ya-ju2, ZHANG Hai-jun1,4,*, YANG Jian5, HUANG Sheng2

1.The Key Laboratory of the Educational Ministry on Solid Waste Reutilization, Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China; 2.Key Laboratory of Sichuan Province Auto Control Technology of Environmental Engineering, Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China; 3.Sichuan Province Academy of Industrial Environmental Monitoring, Chengdu 610000, China;4.School of Science, Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China;5.Applied Technology School, Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China

Synthetic zeolite was prepared by hydrothermal method using fly ash from power plant as raw material. Cs+and Sr2+were isolated and enriched by synthetic zeolite from the radioactive waste liquid. Then, geopolymer was made with fly ash and synthetic zeolite, using sodium silicate as activator. Finally, the physical properties and the leaching resistance of the solidified body were tested, and the leaching mechanism was preliminarily discussed by XRD and SEM technology. The results show that the compressive strength and the leaching resistance of the solidified body is significantly affected by the zeolite dosage. When the dosage is 20%-30%(mass fraction), the compressive properties reach the national standard, and the leaching rate and the accumulated leaching fraction are far lower than the national standard limits. According to the data, the curing effect of Sr2+and Cs+in the solidified body is different, and the curing effect of Sr2+is more excellent. The leaching rate of 42 d is 1.87×10-6cm/d, and the leaching fraction is 3.3×10-4cm. The experimental reveal that the Sr2+and Cs+of synthesized zeolite from fly ash have excellent curing effect.

fly ash; zeolite; solidified; compressive strength; leaching rate

2015-06-02；

2015-08-28；

時間：2016-09-20

西南科技大學(xué)博士科研基金資助項目(11zx7112)；西南科技大學(xué)研究生創(chuàng)新基金資助項目(15ycx41)

羅 潔(1990—)，男，安徽六安人，碩士研究生，主要研究環(huán)境材料及固體廢物資源化處理

*通信聯(lián)系人：張海軍(1980—)，男，河北遵化人，碩士，講師，主要從事粉煤灰綜合利用研究，E-mail: 228815125@qq.com

X703

A

0253-9950(2017)01-0095-08

10.7538/hhx.YX.2015047