復配材料鈍化重金屬污泥試驗及工程應用研究

譚 娟,吳建強,陳 春,郭晉川,王耀祖,王潤中,黃沈發*

復配材料鈍化重金屬污泥試驗及工程應用研究

譚 娟1,吳建強1,陳 春2,郭晉川2,王耀祖3,王潤中3,黃沈發1*

(1.上海市環境科學研究院,上海 200233；2.廣西水工程材料與結構重點實驗室,廣西 南寧 530023；3.上海申榕環保設備有限公司,上海 200032)

利用多組分新型高效材料與普通硅酸鹽水泥制得復配材料,開展箱涵清淤重金屬(Cd、Cr、Cu、Ni、 Pb和Zn)污染底泥鈍化試驗及工程應用研究,采用無側限抗壓強度和毒性浸出濃度評價鈍化效果,進一步分析重金屬賦存形態變化探討鈍化機制.結果表明,底泥:復配材料:黃沙質量配比為5:4:1時,鈍化效果最佳.實際工程應用中,H型和O型固化磚抗壓強度分別達10.82和10.11MPa,毒性浸出濃度遠低于鑒別標準值(GB5085.3-2007),滿足資源化應用要求.重金屬浸出濃度與離子交換態和有機結合態占比呈正相關,有機結合態和鐵錳氧化態分別為底泥和固化磚中重金屬的主要賦存形態,二者占比在固化前后呈現完全相反的變化趨勢,該變化對固化穩定化重金屬起重要作用.除H型Cr外,其他固化磚中重金屬殘渣態占比均有所增加.該復配材料基于多組分物質間相互協同作用實現重金屬鈍化具有實際應用前景.

底泥；重金屬；固化穩定化；化學形態；工程應用

重金屬是黑臭水體底泥主要污染物之一[1],污染底泥無害化處置是基本要求,而重金屬的穩定性是限制因素[2].固化穩定化技術具有操作簡單、成本低、處理效果好等優點而備受關注[3],鈍化材料的選擇是關鍵.常用鈍化材料包括水泥[4]、石灰[5]、蒙脫土[6]、粉煤灰[7]、有機質[8]、生物碳[9]等.這些材料通過與重金屬發生吸附、沉淀、氧化還原和離子交換等物理化學反應,降低重金屬的可遷移性及生物有效性[10].大量研究表明復合型鈍化劑修復效果優于單一鈍化劑.茹淑華等[11]指出有機-無機復合鈍化劑對土壤中Cd和Pb的鈍化效果優于兩種材料單獨使用.高瑞麗等[12]發現將生物炭和蒙脫石復配組合可提高對污泥重金屬的穩定效率.Raja等[13]指出利用粉煤灰、生石灰和高爐礦渣制成的復合材料可以有效鈍化污染土壤中的重金屬.綜上可以看出,現有復合材料通常只選用了常用鈍化材料中的2種或3種進行復配,并且修復對象多為單一重金屬,而對更多種類材料進行復配以實現對重金屬復合污染協同修復的相關研究還鮮有報道.因此,對多種材料進行復配形成高效復合鈍化材料極具應用前景.

閆淑蘭等[14]基于文獻計量分析了當前重金屬固化穩定化修復技術發展動態,表明目前國內外學者的研究重點仍側重于修復材料;其次是修復效果評估方法;再次是固化穩定化機理研究;而關于實際處置設備或工藝流程研究的報道很少.箱涵疏浚底泥有機碳含量高[15],重金屬污染嚴重[16],在固化穩定化后只有被實際利用才能真正實現“減污降碳”協同增效.因此,對可應用于實際修復工程的處置裝備及工藝流程的需求十分迫切.

綜上所述,本研究將對多種鈍化材料進行復配制成復合材料,評估其對復合重金屬污染底泥的固化穩定化效果,基于重金屬形態變化分析鈍化機理,并采用研究團隊研發的成套底泥自動固化穩定化制磚裝置生產固化磚,開展實際應用,真正形成從修復材料研發到固化穩定化效果評估到鈍化機理分析到實際工程應用的一體化科學高效的處置途徑,切實實現污染底泥修復減污降碳協同效應.

1 材料與方法

1.1 試驗材料

污染底泥來源于某箱涵清淤底泥,箱涵底部、中間層和上層沉積底泥含水率分別約為60%、70%和80%左右.底泥清淤量約為3100m3,主要存在黑臭、有機質含量高、重金屬污染等環境問題.

復配材料采用高效材料(主要成分為二氧化硅微粉、消石灰、氯化鎂、氯化鈣、木質磺酸鈉、蒙脫土、二氧化鋯等)與普通硅酸鹽水泥按固定質量比(15:85)混合均勻制得,具體制備方法為:先加入85重量份的硅酸鹽水泥,開始攪拌后再加15重量份的高效材料,繼續攪拌,在20℃下混勻150min.

1.2 試驗方案

1.2.1 室內試驗方案 根據箱涵長度,確定3個采樣點位采集底泥,每個點位采上、中和底層底泥3個,將3個底泥樣品進行充分混合后(記為A組)檢測重金屬含量和浸出濃度.將混勻后的底泥去除雜質后靜置脫水,過程中測定含水率,待含水率處于60%左右時,按照底泥:復配材料:黃沙為5:4:1、5:3:2、5:2:3和5:1:4(分別記為A-40%、A-30%、A-20%和A-10%)添加黃沙和復配材料,攪拌30min使其緩慢達到混勻狀態,然后于振蕩條件下將其倒入三聯式立方體模具(71mm×71mm×71mm)中,靜置72h脫模,常溫遮陰條件下養護28d,每個比例梯度設置3個重復.

1.2.2 工程方案 取3個清淤底泥樣品(記為B組)檢測重金屬含量和浸出濃度.根據室內試驗結果確定的最佳底泥:復配材料:黃沙配比比例,將清淤底泥調整至含水率60%左右時,采用成套底泥自動固化穩定化制磚裝置進行處置(圖1) ,預計制得固化磚共計12萬塊,根據形狀這些固化磚可分為H型和O型,制得的固化磚主要用于公園步道及河道生態護坡鋪設.

圖1 施工工藝流程

1.3 分析測試方法

測試方法參照固體廢物測試相關標準執行,其中,底泥pH采用NY/T 1121.2-2006方法測定[17],底泥中Pb、Cd、Cr、Cu、Ni和Zn濃度采用電感耦合等離子體發射光譜法(HJ781-2016)測定[18].

再生磚抗壓強度參照ASTM D4219-2002標準[19]進行測試.測試后立即取破碎磚塊進行重金屬浸出濃度測試.重金屬浸出采用HJ/T 299-2007[20]方法進行.獲取的浸出液按GB 5085.3-2007[21]標準檢測Pb、Cd、Cr、Cu、Ni和Zn濃度.試驗組和工程組每種固化磚均取3塊作為重復.

針對工程組,采用改進的Tessier方法來對底泥和固化磚重金屬賦存形態進行分析,將自然風干的底泥和固化磚研磨過0.15mm篩,準確稱1.00g樣品于50mL聚丙烯塑料離心管中,分別用8mL 1mol/L的MgCl2(pH=7.0)、16mL 1mol/L的NaAc(pH=5.0)、16mL 0.04mol/L 的NH2OH·HCl(25%Hac溶液)、3mL 0.01mol/L的HNO3和5mL 30%H2O2(pH=2.0)、以及HNO3+HF+HClO4連續提取重金屬的5種形態:離子交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化態、有機結合態和殘渣態[22].各形態提取液均采用等離子體原子發射光譜儀(ICP儀)進行測定,所測試樣品均做平行樣.

2 結果與討論

2.1 底泥重金屬污染狀況

由表1可見,底泥中Pb、Cd、Cr、Cu、Ni和Zn 均存在污染,以Cd、Cu、Ni和Zn污染較為嚴重;從浸出濃度來看,Pb、Cd、Cr、Cu、Ni和Zn均超出《污水綜合排放標準》(GB8978-1996)[23]最大排放濃度限值,Cd和工程組Ni超出《浸出毒性鑒別標準》(GB5085.3-2007)[21]標準值.

表1 底泥重金屬檢測結果分析

2.2 試驗組結果分析

圖2 試驗組固化磚無側限抗壓強度

a、b、c表示其兩兩之間的差異達顯著水平(<0.05)

圖3 試驗組固化磚重金屬浸出濃度

a、b、c表示其兩兩之間的差異達顯著水平(<0.01)

2.2.1 抗壓強度 由圖2可見,A-40%試驗組抗壓強度最高,均值為3.88MPa,其次為A-30%、A-20%和A-10%組,其均值分別為2.86、2.57和1.69Mpa, A-40%試驗組和其它3組之間差異顯著(<0.05), A-30%和A-20%試驗組之間無明顯差異,A-10%試驗組和其他3組之間差異顯著(<0.05).

2.2.2 浸出毒性 由圖3可見,除Ni外,其他重金屬均以A-40%試驗組浸出濃度最低,A-40%試驗組Cu、Cd和Ni浸出濃度與其他試驗組之間差異不顯著,Pb與其他試驗組之間均存在顯著性差異(< 0.05).與底泥浸出濃度相比,試驗組各項重金屬浸出濃度均明顯降低,其中,Pb、Cd、Cr、Cu和Zn均以A-40%試驗組降低最多,分別降至原底泥浸出濃度的1.23%、0.27%、1.98%、2.38%、和13.32%,Pb、Cu、Ni和Zn以A-10%試驗組降低最少,分別降低至原底泥浸出濃度的2.50%、36.46%、16.50%和24.40%.總體而言,A-40%試驗組各項重金屬穩定性較好.從抗壓強度和浸出毒性綜合來看, A-40%試驗組固化穩定化效果最優.

2.3 工程組結果分析

根據室內試驗結果,選擇底泥:復配材料:黃沙比例為5:4:1為最佳質量配比方案應用于實際工程中.

2.3.1 抗壓強度 由圖4可見,H型抗壓強度值高于O型,均值分別為10.82和10.11Mpa ,滿足資源化利用要求,二者之間存在顯著性差異(<0.05);與室內A-40%試驗組相比,工程組再生磚抗壓強度顯著提高(<0.01).

圖4 工程組固化磚無側限抗壓強度

a、b、c表示其兩兩之間的差異達顯著水平(<0.01)

2.3.2 浸出濃度 由圖5可見,除Cd外,其他重金屬均以H型低于O型;除Ni外,其他重金屬H型和O型之間無顯著差異;H型和O型Pb、Cr、Cu、Zn均低于試驗組,而Ni以工程組高于試驗組,Cd則以O型略低于試驗組,而H型則高于試驗組.總體而言,工程組重金屬穩定化效果優于試驗組,且以H型效果優于O型.

圖5 工程組固化磚重金屬浸出濃度

a、b表示其兩兩之間的差異達顯著水平(<0.05)

以水泥為主劑添加適量輔劑形成復合材料是處置重金屬污泥的有效途徑[24],本研究選用普通硅酸鹽水泥作為主劑,新型高效固化材料作為輔劑,其鈍化機理一方面表現為水泥水化產物C-H-S凝膠和鈣礬石的作用[25],同時,高效材料中的二氧化硅、消石灰、蒙脫土、木質磺酸鈉和二氧化鋯等物質通過自身及其與水泥水化產物協同作用進一步加強鈍化效果.首先,消石灰可促進鈣礬石的形成[26],同時與二氧化硅粉反應生成C-H-S凝膠[27],進而增強鈍化效果;其次,木質素磺酸鈉苯環和側鏈上所含的活性基團能和金屬離子形成配位鍵而生成木質素磺酸鹽-金屬離子螯合物,進而實現對金屬離子的吸附絡合[28],還可作為減水劑提高固化體強度[29];再次,蒙脫土具有納米級平面片層狀結構,被廣泛應用于重金屬吸附治理[30],研究表明改性后的蒙脫土吸附性能更佳[31],高效材料中的氯化鎂和蘇打灰成分可以實現蒙脫土改性,Mg2+與蒙脫土層間的可交換陽離子進行交換使蒙脫土剝離分散成更薄且具有更大比表面積的單晶片,蘇打灰中的Na2CO3成分可對鈣基蒙脫土進行鈉化改性,使其陽離子交換性和熱穩定性更佳.另外,改性后的蒙脫土還可以和木質素磺酸鈉通過插層-剝離復合法形成木質纖維素/蒙脫土納米復合材料,進一步提升熱穩定和吸附性能[32].此外,二氧化鋯具有良好的熱穩定性及化學穩定性,可用于增強固化體的抗壓強度,同時納米氧化鋯對金屬離子具有良好的吸附作用[33],二氧化鋯是否會在鈍化過程中形成納米氧化鋯材料進而在強化固化體的同時增強穩定性能還有待探討.工程組由于采用的是全自動化裝置,整個物料輸送、混勻攪拌、震蕩平整等操作動力更足,均勻性更好.因此,工程組鈍化效果優于試驗組.

2.4 工程組重金屬賦存形態分析

2.4.1 重金屬賦存形態占比變化 由圖6所示,底泥中重金屬均以有機結合態存在為主,Cd、Cr、Cu、Ni、 Pb和Zn占比分別為68.34%、44.60%、67.70%、46.11%、36.08%和40.36%,可能與底泥理化性質有關,已有研究表明土壤中有機質含量與有機結合態重金屬之間呈正相關[34-35],箱涵底泥有機質含量高,在20%～30%左右,其表面由于帶有大量COO-、OH-、C=O等電性基團可以和金屬離子形成多種絡合物,而底泥pH在7.9左右,呈弱堿性,進一步導致這些基團負電性增加,對金屬離子的絡合能力也增強.經過鈍化后,離子交換態、碳酸鹽結合態和有機結合態占比均下降,鐵錳氧化態占比均升高,增加量在22.30%～57.02%之間,成為主要賦存形態,除H型中的Cr殘渣態占比小幅下降外,其它固化磚中各重金屬殘渣態占比均上升,增加量在2.3%～28.69%,除Cu外,其余5項重金屬殘渣態成為僅次于鐵錳氧化態的賦存形態,表明固化過程中底泥重金屬形態逐步向最穩定的殘渣態轉變,這與已有研究結論一致[36-37].值得探討的是不穩定態占比的下降并非大部分轉換為殘渣態而是轉化為鐵錳氧化態.鐵錳氧化態是指由比表面積較大的活性鐵錳氧化物吸附以及被其包裹的部分重金屬,專屬吸附作用強[38].箱涵底泥中Mn含量在1000mg/ kg左右,Fe含量在3.5%左右,為鈍化過程中鐵錳氧化物對重金屬離子的吸附優勢奠定了基礎.同時,水泥、消石灰、木質磺酸鈉和蘇打灰等物質的添加可提高反應pH和Ca2+、Mg2+和Na+的濃度,進而促進鐵錳氧化物的形成[39].而錳氧化物也是一種強氧化劑,能夠與底泥中的有機物反應進而降低有機結合態重金屬含量[40].

圖6 工程組底泥和固化磚中重金屬賦存形態分布

2.4.2 重金屬賦存形態與浸出濃度相關性 由表2可知,底泥和2種固化磚重金屬浸出濃度均與離子交換態占比呈極顯著(<0.01)和顯著正相關(< 0.05);底泥重金屬浸出濃度與鐵錳氧化態占比呈極顯著負相關(<0.01);2種固化體重金屬浸出濃度均與有機結合態占比呈極顯著正相關(<0.01),H型固化體重金屬浸出濃度與殘渣態占比呈極顯著負相關(<0.01).可以看出,離子交換態和有機結合態占比是影響重金屬浸出的關鍵形態.為了進一步分析鈍化過程中不同形態變化情況對浸出濃度的影響,將不同形態占比變化率絕對值與浸出濃度進行相關性分析,如表3所示,H型和O型浸出濃度與鐵錳氧化態占比變化率呈顯著(<0.05)和極顯著正相關(<0.01),而與有機結合態占比變化率呈顯著(< 0.05)和極顯著負相關(<0.01).表明固化前后有機結合態的降低和鐵錳氧化態的升高對重金屬浸出產生主要影響.

表2 重金屬浸出濃度與不同形態占比相關性分析

注:**<0.01;*<0.05;=18.

表3 重金屬浸出濃度與不同形態占比變化率相關性分析

注:**<0.01;*<0.05;=18.

3 結論

3.1 底泥:復配材料:黃沙質量配比為5:4:1時固化磚抗壓強度和毒性浸出濃度最優.實際工程應用效果優于試驗組,且以H型優于O型.

3.2 固化后,重金屬鐵錳氧化態占比大幅增加(增加量22.30%～57.02%),其次是殘渣態(增加量2.3%～ 28.69%),其他3種形態占比均下降;重金屬浸出濃度與離子交換態和有機結合態占比呈正相關,固化前后有機結合態的降低和鐵錳氧化態的升高對浸出濃度產生主要影響.

3.3 該復配材料鈍化機理主要表現為高效材料中的二氧化硅、消石灰、蒙脫土、木質磺酸鈉和二氧化鋯等物質通過自身及其與水泥水化產物C-H-S凝膠和鈣礬石的協同促進作用實現重金屬固化穩定化.工程應用結果表明該復配材料在鈍化重金屬污染底泥中具有較好的應用前景.

[1] 熊鴻斌,周 鋼.巢湖市城區黑臭水體綜合水質與底泥重金屬污染研究[J]. 合肥工業大學學報(自然科學版), 2020,43(9):1256-1262.

Xiong H B, Zhou G. Studies on comprehensive water quality and heavy and metal pollution in sediment of black and odorous waters in urban area of Chaohu [J]. J. Hefei Univer. Technol. (Natural Science), 2020,43(9):1256-1262.

[2] Mohammad A M S, Mahfuzur R, Shahriar M A R, et al. Assessment of heavy metal contamination in the surficial sediments from the lower Meghna River estuary, Noakhali coast, Bangladesh [J]. International Journal of Sediment Research, 2021,36(3):384-391.

[3] Ma Y, Liu Z, Xu Y, et al. Remediating potentially toxic metal and organic Co-Contamination of soil by combining in situ solidification/stabilization and chemical oxidation: Efficacy, mechanism, and evaluation [J]. International Journal of Environmental Research & Public Health, 2018,15(11):2595-2613.

[4] Pu H, Mastoi A K, Chen X, et al. An integrated method for the rapid dewatering and solidification/stabilization of dredged contaminated sediment with a high water content [J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2021,15(4):67-78.

[5] Eisa H M, Vaezi I, Ardakani A M. Evaluation of solidification/ stabilization in arsenic-contaminated soils using lime dust and cement kiln dust [J]. Bull. Engi. Geol. Environ., 2020,79(4):1683-1692.

[6] Vroa B, Rny C, Md A. Enhancement of cement-based solidification/ stabilization of a lead-contaminate smectite clay [J]. Journal of Hazardous Materials, 2021,403(2):1-13.

[7] 趙述華,張太平,陳志良,等.穩定化處理砷污染土壤對3種修復植物的生態效應[J]. 中國環境科學, 2019,39(9):3925-3932.

Zhao S H, Zhang T P, Chen Z L, et al. Ecological effects of stabilization treatment of As contaminated soils on three remediation plants [J]. China Environmental Science, 2019,39(9):3925-3932.

[8] 譚錦濤,吳 新,李軍輝,等.稻殼灰中溫熱處理穩固化垃圾飛灰重金屬[J]. 中國環境科學, 2020,40(7):3054-3060.

Tan J T, Wu X, Li J H, et al. Stabilization of heavy metals in MSWI fly ash by thermal treatment at intermediate temperatures with rice husk ash [J]. China Environmental Science, 2020,40(7):3054-3060.

[9] 陳顥明,胡亦舒,李 真.溶磷微生物改性生物炭吸附重金屬的機理研究[J]. 中國環境科學, 2021,41(2):684-692.

Chen H M, Hu Y S, Li Z. Adsorption mechanism of heavy metals by phosphate-solubilizing microorganism modified biochar [J]. China Environmental Science, 2020,40(1):312-319.

[10] Kumpiene J, Lagerkvist A, Maurice C. Stabilization of As, Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendments-a review [J]. Waste Management (New York, N.Y.), 2008,28:215-225.

[11] 茹淑華,耿 暖,徐萬強,等.有機-無機復合鈍化劑對污染土壤中Cd和Pb有效性的影響[J]. 河北農業科學, 2017,21(1):85-90.

Ru S H, Geng N, Xu W Q, et al. Effects of organic and inorganic compound amendments and culture times on contents of available Cd and Pb in contaminated soils [J]. J. Hebei Agri. Sci., 2017,21(1):85-90.

[12] 高瑞麗,唐 茂,付慶靈,等.生物炭、蒙脫石及其混合添加對復合污染土壤中重金屬形態的影響[J]. 環境科學, 2017,38(1):361-367.

Gao R L, Tang M, Fu Q L, et al. Fractions transformation of heavy metals in compound contaminated soil treated with biochar, montmorillonite and mixed addition [J]. Environmental Science, 2017, 38(1):361-367.

[13] Raja R, Pal S. Remediation of heavy metal contaminated soils by solidification/stabilization with fly ash, quick lime and blast furnace slag [J]. Journal of the Indian Chemical Society, 2019,96(4):481-486.

[14] 閆淑蘭,趙秀紅,羅啟仕.基于文獻計量的重金屬固化穩定化修復技術發展動態研究[J]. 農業環境科學學報, 2020,39(2):229-238.

Yan S L, Zhao X H, Luo Q S. Bibliometrics-based development trends of solidification/stabilization technology for remediation of sites contaminated by heavy metals [J]. Journal of Agro- Environment Science, 2020,39(2):229-238.

[15] 黃翔峰,王 志,葉廣宇,等.疏浚底泥改良土壤理化性質促進蘆葦快速定植研究[J]. 環境科學學報, 2019,39(12):4261-4268.

Huang X F, Wang Z, Ye G Y, et al. Improvement of soil physico- chemical properties by dredged sediments to promote the rapid colonization of Phragmites [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019, 39(12):4261-4268.

[16] Ren J, Dai L, Tao L. Stabilization of heavy metals in sewage sludge by attapulgite [J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2021,71(3):392-399.

[17] NY/T 1121.2-2006 土壤檢測.第2部分:土壤pH的測定[S].

NY/T 1121.2-2006 Soil testing part 2: method for determination of soil pH [S].

[18] HJ 781-2016 固體廢物22種金屬元素的測定電感耦合等離子體發射光譜法[S].

HJ 781-2016 Solid waste-determination of 22 metal elements- inductively coupled plasma optical emission spectrometry [S].

[19] ASTM D4219-08-2002 化學灌漿土壤無側限抗壓強度指數的標準試驗方法[S].

ASTM D4219-08-2002 Standard test method for unconfined compressive strength index of chemical-grouted soils [S].

[20] HJ/T 299-2007 固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法[S].

HJ/T 299-2007 Solid waste-extraction procedure for leaching toxicity-sulphuric acid & nitric acid method [S].

[21] GB 5085.3-2007 危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別[S].

GB 5085.3-2007 Identification standard for hazardous wastes -Identification for extraction procednre inxicity [S].

[22] 張永利,劉曉文,陳啟敏,等.Tessier法和改進BCR法提取施加熟污泥后黃土中Cd的對比研究[J]. 環境工程, 2019,37(5):34-38,81.

Zhang Y L, Liu X W, Chen Q M, et al. Comparative study of tessier method and modified Bcr method for extracting Cd in loess amended by composted sludge [J]. Environmental Endineering, 2019,37(5): 34-38,81.

[23] GB8978-1996 污水綜合排放標準[S].

GB8978-1996 Integrated wastewater discharge standard [S].

[24] 楊愛武,胡 垚,楊少坤.城市污泥新型固化技術及其力學特性[J]. 巖土力學, 2019,40(11):4439-4449.

Yang A W, Hu G, Yang S K. New soildification technology and mechanical properties of municipal sludge [J]. Rock and Soil Mechanics, 2019,40(11):4439-4449.

[25] Zhen G, Lu X, Cheng X, et al. Hydration process of the aluminate 12 CaO 7Al2O3-assisted portland cementbased solidification/ stabilization of sewage sludge [J]. Construction and Building Materials, 2012,30:675.

[26] 李 晨,張正甫,劉松玉,等.水泥石灰固化軟土中的鈣礬石形成研究[J]. 巖土工程學報, 2013,35(S2):662-665.

Li C, Zhang Z F, Liu S Y, et al. Ettringite formation in lime and cement-stabilized clay [J]. Chinese Journal of Geotechnical Engineering, 2013,35(S2):662-665.

[27] Rafael Z, Manuel L, Luis M C, et al. Producing C-S-H gel by reaction between silica oligomers and portlandite: A promising approach to repair cementitious materials [J]. Cement and Concrete Research, 2020,130(5):1-15.

[28] 王 瑩.木質素基水凝膠制備及其吸附重金屬研究[D]. 重慶:重慶工商大學, 2020.

Wang Y. Preparation of lignin-based hydrogels and their adsorption to heavy metals [D]. Chongqing: Chongqing Technology and Business University, 2020.

[29] 岳 燦,王 芳.木質素磺酸鹽減水劑對防止混凝土水泥顆粒分散的作用分析[J]. 當代化工, 2019,48(11):2529-2532.

Yue C, Wang F. Effect of lignosulfonate water reducer on preventing the dispersion of concrete cement particles [J]. Contemporary Chemical Industry, 2019,48(11):2529-2532.

[30] 王祖波,何天榮.不同硒化修復劑對稻田汞污染修復效果研究[J]. 中國環境科學, 2019,39(10):4254-4261.

Wang Z B, He T R. Effect of different selenization remediation agents on remediation of mercury pollution in paddyfieldst [J]. China Environmental Science, 2019,39(10):4254-4261.

[31] 梁亞琴,張淑萍,李 慧,等.改性蒙脫土去除水中重金屬離子研究新進展[J]. 化工進展, 2018,37(8):3179-3187.

Liang Y Q, Zhang S P, Li H, et al. Progress in development of modified montmorillonite for adsorption of heavy metal ions [J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2018,37(8):3179-3187.

[32] 張曉濤,王喜明.木質纖維素/納米蒙脫土復合材料對廢水中Cu(Ⅱ)的吸附及解吸[J]. 復合材料學報, 2015,32(2):385-394.

Zhang X T, Wang X M. Adsorption and desorption of Cu(Ⅱ) in wastewater by lignocellulose/nano-montmorillonite composites [J]. Acta Materiae Compositae Sinica, 2019,40(4):70-77.

[33] 吳 邊.載鋯納米復合吸附劑去除水中Cr(Ⅲ)性能研究[D]. 南京:南京大學, 2014.

Wu B. Enhanced Cr(Ⅲ) removal from water by A novel hydrous zirconium oxide loaded nanocomposite [D]. Nanjing:Nanjing University, 2014.

[34] 韓春梅,王林山,鞏宗強,等.土壤中重金屬形態分析及其環境學意義[J]. 生態學雜志, 2005,(12):1499-1502.

Han C M, Wang L S, Gong Z Q, et al. Chemical forms of soil heavy metals and their environmental significance [J]. Chinese Journal of Ecology, 2005,(12):1499-1502.

[35] 蔣夢瑩,吳純城,陳俊伊,等.底泥性質對重金屬生物淋濾效果的影響[J]. 環境污染與防治, 2020,42(2):238-243.

Jiang M Y, Wu C C, Chen J Y, et al. Effects of sediment properties on bioleaching of heavy metals [J]. Environmental Pollution & Control, 2020,42(2):238-243.

[36] 吳秋梅,劉 剛,王慧峰,等.水鋁鈣石對不同鎘污染農田重金屬的鈍化效果及機制[J]. 環境科學, 2019,40(12):5540-5549.

Wu Q M, Liu G, Wang H F, et al. Hydrocalumite passivation effect and mechanism on heavy metals in different Cd-contaminated farmland soils [J]. Environmental Science, 2019,40(12):5540-5549.

[37] 王 開,吳 新,梁 財,等.基于二次鋁灰的地聚反應穩固化垃圾飛灰[J]. 中國環境科學, 2020,40(10):4421-4428.

Wang K, Wu X, Liang C, et al. Experimental study on the stabilization/solidification of MSWIFA by geopolymerization based on secondary aluminum dross [J]. China Environmental Science, 2020, 40(10):4421-4428.

[38] 向語兮,王 曉,單保慶,等.白洋淀表層沉積物重金屬形態分布特征及生態風險評價[J]. 環境科學學報, 2020,40(6):2237-2246.

Xiang Y X, Wang X, Shan B Q, et al. Spatial distribution, fractionation and ecological risk of heavy metals in surface Sediments from Baiyangdian Lake [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2020,40(6): 2237-2246.

[39] 周海燕,鄧一榮,林龍勇,等.鐵錳氧化物在不同水分條件下對土壤As的穩定化作用[J]. 環境科學, 2019,40(8):3792-3798.

Zhou H Y, Deng Y R, Lin L Y, et al. Stabilization of arsenic- contaminated soils using Fe-Mn oxide under different water conditions [J]. Environmental Science, 2019,40(8):3792-3798.

[40] Zhou Q, Liao B, Lin L, et al. Adsorption of Cu(Ⅱ) and Cd(Ⅱ) from aqueous solutions by ferromanganese binary oxide-biochar composites [J]. Science of the Total Environment, 2018,615 (FEB.15): 115-122.

Experiments and engineering application research on passivation of heavy metal contaminated sediment by compound material.

TAN Juan1, WU Jian-qiang1, CHEN Chun2, GUO Jin-chuan2, WANG Yao-zu3, WANG Run-zhong3, HUANG Shen-fa1*

(1.Shanghai Academy of Environmental Sciences, Shanghai 200233, China；2.Guangxi Key Laboratory of Water Engineering Materials and Structures, Nanning 530023, China；3.Shanghai Shenrong Environmental Protection Equipment Co., Ltd, Shanghai 200032, China)., 2021,41(10)：4857～4863

Experiments and engineering application study on passivation of heavy metal (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb and Zn) contaminated sediment in box culvert had been carried out, the passivating agents was consist of multi-component new high-efficiency materials and ordinary silicate mud. Unconfined compressive strength and toxic leaching concentration were studied to evaluate the stabilization effect, and the changes in the forms of heavy metals were further analyzed to explore the passivation mechanism. The results indicated that when mass ratio of sediments, compound materials and sand was 5:4:1, the passivation effect was the best. In practical engineering applications, the compressive strength of H-type and O-type cured bricks reached 10.82 and 10.11MPa respectively, and toxic leaching concentration of heavy metals was far lower than the identification standard value (GB5085.3-2007), which met the requirements of resource application. The leaching concentration of heavy metals was positively correlated with the proportions of ion exchange state and organic bond state proportions. Organic bond state and iron-manganese oxidation state were the main forms of heavy metals in sediments and solidified bricks respectively, which showed a completely opposite trend after solidification. This change played an important role in passivating heavy metals. Except for H-type Cr, the proportion of residual state in other cured bricks had all increased. This kind of compound material which based on multi-component interaction had a application prospect in passivation of heavy metals.

sediment；heavy metal；solidification and stabilization；compound material；engineering application

X52

A

1000-6923(2021)10-4857-07

譚 娟(1987-),女,湖北十堰人,高級工程師,碩士,主要從事生態環境調查監測與評價、環境風險管理與評估等方面的研究.發表論文20余篇.

2021-03-04

廣西水工程材料與結構重點實驗室開放研究課題(GXHRI- WEMS-2020-09);上海市”科技創新行動計劃”社會發展科技攻關項目(20dz1204300);上海市生態環境局科研項目(滬環科[2021]第11號)

* 責任作者, 教授級高級工程師, sfhuang67@163.com