鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)及機(jī)理研究

楊 剛, 李 輝, 陳 華

(1.西安建筑科技大學(xué) 材料科學(xué)與工程學(xué)院, 陜西 西安 710055;2.中冶寶鋼技術(shù)服務(wù)有限公司, 上海 201999)

固化穩(wěn)定化為目前土壤修復(fù)領(lǐng)域最常用的處理技術(shù)[1-2].與其他技術(shù)相比,該技術(shù)具有對(duì)重金屬適用范圍廣、成本低和施工周期短等特點(diǎn)[3-4].固化穩(wěn)定化藥劑主要包括以水泥、石灰等為主的無機(jī)膠凝材料和以沸石、膨潤土、凹凸棒土等為主的吸附材料,此外還有一些螯合劑等化學(xué)藥劑[5].但固化穩(wěn)定化在中國工程應(yīng)用時(shí)存在效果不理想、價(jià)格昂貴及需求強(qiáng)烈等問題,因此,開發(fā)適用于中國重金屬場地修復(fù)且廉價(jià)易得的藥劑具有重要意義.鋼渣微粉具有潛在膠凝活性,可與土壤中的重金屬污染物發(fā)生反應(yīng),使重金屬污染物轉(zhuǎn)化為不易溶解、遷移能力弱、毒性更小的物質(zhì)[6].以上特性均為鋼渣微粉在重金屬土壤修復(fù)方面的應(yīng)用提供了有力保障.

本文以重金屬污染土壤為研究對(duì)象,將轉(zhuǎn)爐滾筒鋼渣微粉(簡稱鋼渣微粉)作為固化穩(wěn)定化藥劑,采用TCLP(toxicity characteristic leaching procedure)方法測定重金屬污染土壤浸出濃度,探討鋼渣微粉作用時(shí)間對(duì)重金屬土壤固化率的影響.利用X射線衍射(XRD)和傅里葉紅外光譜(FTIR)研究鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)機(jī)理,從微觀層面揭示鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)過程,以期為鋼渣微粉作為固化穩(wěn)定化藥劑提供理論支撐.

1 試驗(yàn)

1.1 原材料

重金屬污染土壤,由貴州市某礦區(qū)提供;鋼渣微粉,由寶鋼集團(tuán)有限公司提供;試驗(yàn)用水為去離子水.

1.2 試驗(yàn)方法

考慮到土壤生物工程的實(shí)際情況,試驗(yàn)用重金屬污染土壤未經(jīng)風(fēng)干和研磨處理,保持其自然狀態(tài),只剔除粒徑大于5mm的石礫和植物殘?bào)w,并充分混勻.取少量土壤樣品,研磨過150μm(100目)篩后,按照文獻(xiàn)[7]中的方法消煮,測定土壤中重金屬元素的含量.

鋼渣微粉制備方法如下：將粒徑為0～3mm的轉(zhuǎn)爐滾筒渣原渣,經(jīng)球磨機(jī)研磨,得到粒徑為45μm左右的轉(zhuǎn)爐滾筒渣微粉,即為鋼渣微粉.

土壤修復(fù)體浸出濃度測定方法如下：將鋼渣微粉按質(zhì)量分?jǐn)?shù)25%添加到重金屬污染土壤中,按照水與混合物(鋼渣微粉+重金屬污染土壤)的液固比(質(zhì)量比)1∶3,向重金屬污染土壤中添加去離子水,充分混合,自然養(yǎng)護(hù)后測定土壤修復(fù)體中重金屬元素的含量.

1.3 性能測試及表征

按照USEPA Method 1311 TCLP方法,用Agilent 7500 型電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS)測定重金屬污染土壤修復(fù)體中的重金屬含量及鋼渣微粉在1、3、7、14、28d時(shí)的重金屬污染土壤固化率.

采用D/Max/200PC型XRD測試各齡期重金屬污染土壤與鋼渣微粉的礦物組成;采用Bruker Uecior 22型FTIR測試各齡期重金屬污染土壤與鋼渣微粉的結(jié)構(gòu)組成[8-9].

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬污染土壤性質(zhì)分析

表1為重金屬污染土壤中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+的含量和浸出濃度.由表1可知,重金屬污染土壤中重金屬離子的含量和浸出濃度均較高,說明土壤受污染程度嚴(yán)重.

表1 重金屬污染土壤中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+的含量和浸出濃度

2.2 鋼渣微粉修復(fù)作用效果分析

表2為鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤的固化率和重金屬污染土壤修復(fù)體中的重金屬浸出濃度.由表2可以看出,鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤中的Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+均具有較好的固化率,28d內(nèi)固化率均保持在93%以上,大幅降低了重金屬污染土壤修復(fù)體中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+的浸出濃度.這是因?yàn)殇撛⒎叟c重金屬污染土壤混合后,鋼渣微粉提供的堿環(huán)境能夠促進(jìn)重金屬污染土壤中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+與鋼渣表面的陰離子進(jìn)行反應(yīng),通過離子交換生成金屬化合物.由表2還可以看出：前期(1～3d),鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤中重金屬離子的固化效果較好,即Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+浸出濃度下降速率較快,達(dá)到最佳修復(fù)效果;中后期(3～28d),重金屬污染土壤中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+的浸出濃度小幅上升,這是因?yàn)橹亟饘傥廴就寥佬迯?fù)體具有的堿環(huán)境發(fā)生變化所致[10],但該階段重金屬浸出濃度極低,不影響整體固化率.

表2 鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤的固化率和重金屬污染土壤修復(fù)體中的重金屬浸出濃度

對(duì)比表1、2可知,重金屬污染土壤修復(fù)體中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+的浸出濃度遠(yuǎn)小于重金屬污染土壤,說明鋼渣微粉能夠有效抑制重金屬污染土壤中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+的浸出.

2.3 XRD測試分析

圖1為重金屬污染土壤修復(fù)體的XRD圖譜.由圖1可以看出：1d時(shí),重金屬污染土壤修復(fù)體中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+和Zn2+以Cd2SiO4、Cu(OH)2·2H2O、PbCO3、3Ni(OH)2·2H2O和Zn(OH)2形式存在;3d時(shí),以Cd2SiO4、Cu(OH)2·2H2O、PbCO3、Ni2SiO4、Zn(OH)2和Zn2SiO4形式存在;7d時(shí),以Cd2SiO4、Cu(OH)2·2H2O、PbCO3、Ni2SiO4、Zn(OH)2和Zn2SiO4形式存在;14d 時(shí),以Cd2SiO4、Cu(OH)2·2H2O、PbCO3、Ni2SiO4和Zn2SiO4形式存在;28d時(shí),以Cd2SiO4、Cu(OH)2·2H2O、PbCO3、Ni2SiO4和Zn2SiO4形式存在.這說明鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤中重金屬離子的修復(fù)具有選擇性;鋼渣微粉具有高堿度,可與Cu2+、Ni2+、Zn2+結(jié)合生成Cu(OH)2·2H2O、Ni(OH)2·2H2O、Zn(OH)2;同時(shí)鋼渣微粉中的Ca2SiO4在水化過程產(chǎn)生的含水硅酸鈣(C-S-H)不僅以吸附的方式結(jié)合重金屬污染土壤中的Cd2+、Ni2+、Zn2+,而且其鏈狀結(jié)構(gòu)能夠互相搭結(jié),形成Cd2SiO4、Ni2SiO4、Zn2SiO4;另外鋼渣微粉中的CaCO3可與重金屬污染土壤中的Pb2+結(jié)合生成 PbCO3.

圖1 重金屬污染土壤修復(fù)體的XRD圖譜Fig.1 XRD patterns of mixture of steel slag powder and heavy metals contaminated soil

2.4 FTIR測試分析

圖2 重金屬污染土壤修復(fù)體的FTIR圖譜Fig.2 FTIR spectra of mixture of steel slag power and heavy metals contaminated soil

3 結(jié)論

(1)鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+和Zn2+具有較好的固化效果,28d內(nèi)鋼渣微粉對(duì)上述重金屬元素的固化率保持在93%以上,最佳修復(fù)時(shí)間為3～7d.鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤中重金屬離子修復(fù)具有選擇性,Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+分別以Cd2SiO4、Cu(OH)2·2H2O、PbCO3、3Ni(OH)2·2H2O、Ni2SiO4、Zn(OH)2和Zn2SiO4的形式進(jìn)行離子交換吸附與固化.

(2)鋼渣微粉對(duì)重金屬污染土壤中Cd2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+修復(fù)過程分為3個(gè)階段：前期(1～3d),重金屬污染土壤修復(fù)體環(huán)境中堿度較高,可加速生成Cu(OH)2·2H2O、Ni(OH)2·2H2O和Zn(OH)2,修復(fù)方式以離子交換為主;中期(3～14d),離子交換和凝膠固化同時(shí)起作用;后期(14～28d),重金屬污染土壤修復(fù)體中OH-濃度有所下降,水化較多的Ca2SiO4與Cd2+、Ni2+、Zn2+生成Cd2SiO4、Ni2SiO4、Zn2SiO4,修復(fù)方式以凝膠固化為主.