株洲市清水塘工業(yè)區(qū)某水塘重金屬污染底泥固化/穩(wěn)定化處理研究

趙文偉 王宏輝 李玫瑰 劉歡歡 韓彬

（中機(jī)國際工程設(shè)計研究院有限責(zé)任公司 湖南 長沙 410007）

株洲清水塘工業(yè)區(qū)是全國著名的冶煉、化工老工業(yè)基地，總面積約38km2，地處長株潭城市群的結(jié)合部，東、西、北三面環(huán)山，南瀕湘江，地勢由北向南傾斜。株洲清水塘工業(yè)區(qū)以有色冶煉、化工、建材等高能耗、高污染產(chǎn)業(yè)為主導(dǎo)，工業(yè)結(jié)構(gòu)性污染十分嚴(yán)重。上世紀(jì)80年代以前，工業(yè)“三廢”基本處于無序排放狀態(tài)，區(qū)域內(nèi)地表水體及底泥受到重金屬的嚴(yán)重污染。

底泥是地表水體中重金屬的主要宿體，重金屬經(jīng)過一系列物理、化學(xué)及生物作用，沉積于地表水體底部。底泥與水體兩相界面進(jìn)行著一系列的遷移轉(zhuǎn)化過程，如吸附–解吸作用，沉淀–溶解作用，分配–溶解作用，絡(luò)合–解絡(luò)作用，離子交換作用及氧化還原作用等，其它過程還包括如生物降解和生物富集等。近年來，清水塘工業(yè)區(qū)加大了對工業(yè)污染的整治力度，區(qū)域內(nèi)工業(yè)廢水排放達(dá)標(biāo)率大幅上升、工業(yè)廢渣基本得到安全處置，重金屬排放量顯著下降，多年沉積的底泥成為區(qū)域地表水體中重金屬污染的主要來源。底泥沉積物中的重金屬在水文條件、水質(zhì)參數(shù)等發(fā)生變化的情況下，會向水體中釋放大量的重金屬，存在嚴(yán)重的環(huán)境風(fēng)險隱患。2006年年初，區(qū)域內(nèi)湘江一級支流——株洲霞灣港在清淤過程中由于施工不當(dāng)，導(dǎo)致含鎘嚴(yán)重超標(biāo)的底泥和污水排入湘江，造成下游株洲霞灣港至長沙段湘江水質(zhì)鎘超標(biāo)，嚴(yán)重影響到下游湘潭市、長沙市的飲用水源安全。底泥重金屬污染成為一個世界性的環(huán)境問題[1]。

水泥固化/穩(wěn)定化技術(shù)是處理含重金屬廢物的應(yīng)用最廣泛的技術(shù)之一[2]。該方法是將廢物和水泥混合，經(jīng)水化反應(yīng)后形成堅硬的水泥試塊，從而達(dá)到降低廢物中危險成分浸出的目的。

本研究以株洲清水塘工業(yè)區(qū)某水塘底泥為研究對象，該水塘是清水塘工業(yè)區(qū)一處典型的納污水體，周邊分布有多家冶煉鋅、化工等工業(yè)企業(yè)。面積為202畝，總?cè)萘繛?9.4萬m3，與湘江一級支流——老霞灣港相連通。水源補(bǔ)給主要為大氣降水、以及少量生活污水與工業(yè)廢水，水量受季節(jié)性降水影響大。本研究采用粉煤灰、水泥、硫化鈉為添加劑，對底泥進(jìn)行固化/穩(wěn)定化試驗研究，考察固化體的浸出毒性與抗壓強(qiáng)度，為重金屬污染底泥的后續(xù)安全處理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

底泥取自株洲市清水塘工業(yè)區(qū)某水塘截流抽水作業(yè)完成后的塘底上層0～20cm，采樣點共8處，每處采樣點采集1個樣品，樣品采集后分揀出礫石、植物等雜質(zhì)后裝入聚乙烯塑料袋中保存?zhèn)溆谩８鞯啄鄻悠返暮省⒅亟饘俳鰸舛纫姳?，其中底泥重金屬浸出濃度的測定參照《固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》（HJ/T 99-2007）。由表1可知，底泥重金屬浸出濃度未超過《危險廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)浸出毒性鑒別》（GB5085.3-2007），但1#、5#、7#樣品浸出液中Zn的濃度已接近《危險廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)浸出毒性鑒別》（GB5085.3-2007）規(guī)定的濃度限值，潛在威脅較大。所用水泥為中材株洲水泥有限公司生產(chǎn)的325#普通硅酸鹽水泥；粉煤灰為株洲華銀火力發(fā)電有限公司的脫硫粉煤灰；硫化鈉為株洲市當(dāng)?shù)啬郴S生產(chǎn)。

表1 底泥含水率及重金屬浸出濃度

1.2 試驗方法

固化/穩(wěn)定化配比為絕干底泥：水泥：粉煤灰：硫化鈉=1：0.54：0.06：0.01，底泥樣品經(jīng)測定含水率后，按配比將底泥、水泥、粉煤灰和硫化鈉混合。攪拌均勻后分多次填入150mm×150mm×150mm立方體模具中，每次填料后于振動臺上震動成型，成型后24h脫模，脫模后于室內(nèi)自然條件下養(yǎng)護(hù)，養(yǎng)護(hù)7d后進(jìn)行抗壓強(qiáng)度試驗。抗壓強(qiáng)度試驗后，將固化樣品破碎過9mm篩，參照《固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》（HJ/T299-2007）對樣品進(jìn)行重金屬浸出毒性試驗。

2 結(jié)果與討論

2.1 固化體抗壓強(qiáng)度

固化體抗壓強(qiáng)度是衡量固化體填埋處理的一個基本指標(biāo)。各樣品固化體7d抗壓強(qiáng)度見圖1。由圖1可知，在相同固化配比條件下，底泥初始含水率對固化體7d抗壓強(qiáng)度影響較顯著，當(dāng)?shù)啄喑跏己市∮?0%時，固化體7d抗壓強(qiáng)度超過1.2MPa，當(dāng)?shù)啄喑跏己蚀笥?00%時，固化體7d抗壓強(qiáng)度下降明顯，低于0.8MPa。這可能是由于底泥中的水分主要以孔隙水的形式存在，初始含水率越高，底泥的孔隙越就越多，水泥的水化產(chǎn)物不能有效填充孔隙，水化產(chǎn)物無法形成連續(xù)的網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致固化體抗壓強(qiáng)度降低[3]。

圖1 初始含水率與固化體抗壓強(qiáng)度的關(guān)系

2.2 浸出毒性

重金屬浸出濃度是評價底泥固化體重金屬固化/穩(wěn)定化效果的重要指標(biāo)，表2為參照HJ/T 299-2007方法得到的固化體重金屬浸出濃度。

表2 固化體重金屬浸出濃度

表2結(jié)果表明，固化體重金屬浸出濃度與原底泥相比明顯減小，且均低于《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB8978-1996）中最高允許排放濃度。與原底泥重金屬浸出濃度相比（見表1），養(yǎng)護(hù)7d后固化體中Pb的浸出濃度降低了55.6%～78.2%，Cd的浸出濃度降低了33.3%～79.9%，Zn的浸出濃度降低了94.2%～98.1%。

水泥的水化過程中，重金屬可以通過吸附、化學(xué)吸收、沉降、離子交換、鈍化等多種方式與水泥發(fā)生反應(yīng)，最終以氫氧化物或絡(luò)合物的形式停留在水泥水化形成的水化硅酸鹽膠體C—H—S表面上[4]。在酸性環(huán)境下，氫氧化物和C—H—S的溶解，會導(dǎo)致重金屬以離子態(tài)溶出。重金屬離子與硫離子之間具有較強(qiáng)的親和力，重金屬硫化物溶度積遠(yuǎn)小于其氫氧化物溶度積。在酸性環(huán)境下，重金屬硫化物較之其氫氧化物具有更好的穩(wěn)定性。通過在固化/穩(wěn)定化過程中添加硫化鈉，將重金屬轉(zhuǎn)化為硫化物的形態(tài)，可增強(qiáng)固化/穩(wěn)定化效果。

3 結(jié)論

（1）底泥初始含水率對底泥固化體的抗壓強(qiáng)度有顯著影響，固化體的抗壓強(qiáng)度隨底泥初始含水率的增大而降低。底泥固化/穩(wěn)定化現(xiàn)場施工時，應(yīng)對底泥進(jìn)行脫水處理，使固化體滿足一定的抗壓強(qiáng)度要求。

（2）原底泥中Pb、Cd、Zn含量較高，對地表水環(huán)境潛在威脅大。固化/穩(wěn)定化配比為絕干底泥：水泥：粉煤灰：硫化鈉=1：0.54：0.06：0.01時，底泥固化體的3種重金屬浸出濃度明顯降低，均低于《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB8978-1996）中最高允許排放濃度。

[1] Akcay H, Oguz A, Karapire C.Study of heavy metal pollution andspeciation in Buyak Menderes and Gediz river sediments [J].Water Research, 2003,23,813-822.

[2] WILES C C.A review of solidification/stabilization technology [J].Journal of hazardous materials, 1987, 14(1): 5-21.

[3]張春雷.基于水分轉(zhuǎn)化模型的淤泥固化機(jī)理研究[博士論文[D].南京:河海大學(xué),2007.

[4]汪莉.重金屬廢渣硫固定穩(wěn)定化研究[碩士論文[D].長沙:中南大學(xué),2009.