王 振,肖宇倫，胡 倩，肖文勝

(1湖北理工學(xué)院 礦區(qū)環(huán)境污染控制與修復(fù)湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖北 黃石 435003;2湖北理工學(xué)院 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,湖北 黃石 435003)

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大冶紅星湖重金屬污染底泥固化/穩(wěn)定化及浸出毒性的研究

王 振1,肖宇倫2，胡 倩1，肖文勝2

(1湖北理工學(xué)院 礦區(qū)環(huán)境污染控制與修復(fù)湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖北 黃石 435003;2湖北理工學(xué)院 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,湖北 黃石 435003)

采用水泥、粉煤灰、礦渣固化/穩(wěn)定化大冶紅星湖重金屬污染底泥，考察摻加劑配比、養(yǎng)護(hù)期及初始含水率對(duì)底泥固化土無側(cè)限抗壓強(qiáng)度的影響及浸出毒性研究。結(jié)果表明：影響底泥固化土強(qiáng)度的因素按重要性排序?yàn)椋核?礦渣>粉煤灰；水泥、粉煤灰和礦渣摻加量最佳配比為A3B3C3，即水泥∶粉煤灰∶礦渣=13∶25∶15。無側(cè)限抗壓強(qiáng)度隨著養(yǎng)護(hù)期的延長呈現(xiàn)出逐漸增大的趨勢(shì)，在第21 d強(qiáng)度達(dá)到最大值為1 232 kPa。當(dāng)初始含水率為60%時(shí)，底泥固化土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度較大，但隨著含水率的增加，強(qiáng)度逐漸降低。底泥固化土中重金屬Cu、Pb、Cd、Zn、Cr、Ni浸出濃度均低于《危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn) 浸出毒性鑒別》(GB5085.3-2007)中規(guī)定的限值。

重金屬;底泥;固化/穩(wěn)定化;無側(cè)限抗壓強(qiáng)度;浸出濃度

0 引言

近年來隨著工礦業(yè)的迅速發(fā)展，湖泊底泥中的重金屬污染越來越嚴(yán)重，引起了人們的高度關(guān)注。重金屬污染物難以生物降解，容易沉積在底泥中，當(dāng)條件允許時(shí)會(huì)重新釋放到水體中，破壞水棲生態(tài)，危害水生生物，甚至危及人類健康[1]。固化/穩(wěn)定化技術(shù)是處理湖泊底泥重金屬污染的最有效且實(shí)用的技術(shù)之一，即在底泥中加入固化劑(藥劑)，通過物理、化學(xué)反應(yīng)使其變?yōu)椴豢闪鲃?dòng)性或形成固體而將重金屬固定在底泥中，該固體具備一定的水穩(wěn)定性和強(qiáng)度穩(wěn)定性，可降低重金屬活性，減少在底泥后續(xù)資源化利用中的二次污染風(fēng)險(xiǎn)[2-3]。按固化/穩(wěn)定化藥劑的不同，常見的處理技術(shù)主要有以下幾種：①水泥固化，通過水化反應(yīng)得到的產(chǎn)物能夠?qū)⒂泻ξ镔|(zhì)固定住并轉(zhuǎn)為低溶解性、難遷移的物質(zhì)。②磷酸鹽穩(wěn)定化，主要通過表面吸附、離子交換和絡(luò)合反應(yīng)來降低重金屬污染物的毒性，生成的產(chǎn)物具有高端的地球化學(xué)穩(wěn)定性。③無機(jī)物混合穩(wěn)定化，無機(jī)物如CaO、CaCO3等都可以通過提高底泥pH值，使得重金屬在偏堿性條件下以沉淀形式存在。④有機(jī)物穩(wěn)定化，利用有機(jī)螯合劑與底泥重金屬反應(yīng)生成穩(wěn)定的螯合物，從而降低污染物的生物危害性和毒性。⑤天然生物高分子聚合物，如羥基磷灰石、殼聚糖(含大量游離氨基)、單寧酸(含大量酚羥基)等穩(wěn)定化效果都很明顯[4]。因此，對(duì)湖泊重金屬污染底泥進(jìn)行固化/穩(wěn)定化處理，能較好地解決清淤工程后底泥處置問題，對(duì)環(huán)境保護(hù)和資源化利用具有重要意義。

湖北省大冶市位于鄂東南方向長江中游下段南岸，為典型亞熱帶大陸性季風(fēng)氣候，低山丘陵地貌，是湖北冶金走廊腹地，也是我國重要的金屬礦開采、選礦、冶煉基地。中型淺水湖泊大冶湖地跨大冶市與陽新縣，由主湖大冶湖及三里七湖、尹家湖、五湖和紅星湖等子湖組成，大冶湖流域共有343家企業(yè)排放污水，重點(diǎn)源115家，大冶湖整體處于富營養(yǎng)化狀態(tài)；入湖河港嚴(yán)重污染，內(nèi)湖重度污染[5]。本文研究對(duì)象為大冶湖內(nèi)湖紅星湖，紅星湖南半湖位于青龍山公園內(nèi)，與北半湖有一橋之隔，橋附近有排污口。

湖泊底泥主要源于湖泊及周圍物質(zhì)的沉積，不同的位置、不同氣候、周邊不同的污染源都會(huì)對(duì)湖泊底泥性能產(chǎn)生影響，使湖泊底泥形成區(qū)域特性差異[6]。底泥的化學(xué)成分、礦物成分、有機(jī)物含量、主要污染物、污染程度等理化性能都會(huì)影響資源化途徑的選擇。根據(jù)紅星湖底泥物化性能的分析結(jié)果，結(jié)合黃石物料條件確定大冶湖底泥資源化途徑為固化利用，并選擇水泥、粉煤灰、礦渣和HAS土壤固化劑作為固化摻加劑，為后續(xù)底泥資源化工程應(yīng)用奠定理論基礎(chǔ)。

本研究采用大摻量的粉煤灰及少量水泥和礦渣，變廢為寶、節(jié)約成本同時(shí)快速降低底泥含水率并提高固化土的強(qiáng)度，探究了不同摻加劑摻量、不同初始含水率、不同養(yǎng)護(hù)齡期對(duì)底泥固化土強(qiáng)度的影響，并通過重金屬浸出毒性試驗(yàn)，評(píng)估固化底泥在受到地表水或地下水浸瀝時(shí)重金屬離子的浸出特征，為其資源化利用的安全性提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 底泥樣品采集

根據(jù)紅星湖地理位置、水流走向特點(diǎn)，參照實(shí)際地形地貌，用GPS定位儀共確定7個(gè)采樣點(diǎn)spot1、spot2、spot3、spot4、spot5、spot6、spot7。采用抓斗式采樣器分別在每個(gè)采樣點(diǎn)平行采集3份表層(上覆水體下方0～10 cm)底泥，樣品采集完畢裝入聚乙烯袋中密封編號(hào)。樣品一部分用于測(cè)定含水率，剩余部分經(jīng)自然風(fēng)干、研磨后過200目(0.074 mm)篩，用于測(cè)定其他物化性能，結(jié)果見表1。由于固化/穩(wěn)定化試驗(yàn)中底泥用量相對(duì)較大，故將每個(gè)采樣點(diǎn)采集的底泥等體積摻和混勻后備用。

表1 底泥基本物化性質(zhì)表

1.1.2 摻加劑的選擇

本市湖北華電黃石發(fā)電廠會(huì)產(chǎn)生大量的粉煤灰，其主要氧化物成分為SiO2、Al2O3、FeO、Fe2O3、CaO、TiO2等，從環(huán)保角度考慮首先要做到廢物資源化利用，因此粉煤灰可作為摻加劑的第1選擇；另外，華新水泥廠水泥廉價(jià)易得，固化效果極佳，水泥也是摻加劑的必選項(xiàng)，可選用由石灰石、粘土、鐵礦粉煅燒后與石膏混合研磨而成的32.5號(hào)硅酸鹽水泥；同時(shí)，大冶地區(qū)又以工礦業(yè)為主要產(chǎn)業(yè)，長年會(huì)產(chǎn)生大量活性極強(qiáng)的礦渣，其主要成分為CaO、SiO2、Al2O3、FeO、Fe2O3、MgO、MnO、S、TiO2，有研究表明，鐵、錳離子能夠降低重金屬的移動(dòng)性并減輕對(duì)植物的危害[7]，同時(shí)礦渣能增強(qiáng)剛性強(qiáng)度。因此，底泥固化后礦渣可作為工程填筑材料。選用材料時(shí)需堅(jiān)持滿足強(qiáng)度要求且廉價(jià)易得的原則，最后選用水泥、粉煤灰和礦渣作為湖泊底泥固化摻加劑。

1.2 試驗(yàn)儀器與測(cè)試方法

底泥樣品含水率采用烘箱測(cè)定；pH值采用pH計(jì)(E-201-C-9型)電位法測(cè)定；有機(jī)質(zhì)采用馬弗爐(SX2-5-12)灼燒法測(cè)定；礦物成分采用X射線衍射儀(D8 advance)，設(shè)定掃描角度為10～90°，掃描步長為0.02°，掃描速度為4 °/min，并與譜圖庫比對(duì)后測(cè)定；液塑限采用數(shù)顯式土壤液塑限聯(lián)合測(cè)定儀(LP-100D型)測(cè)定；重金屬含量采用火焰-石墨爐原子吸收光譜儀(AA240FS-GTA120)測(cè)定；無側(cè)限抗壓強(qiáng)度采用TYE-20型抗折抗壓試驗(yàn)機(jī)測(cè)定。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 無側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗(yàn)

無側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗(yàn)設(shè)計(jì)中，主要探究摻加劑摻量、齡期(養(yǎng)護(hù)時(shí)間)、初始含水率的變化對(duì)早期固化效果的影響規(guī)律。設(shè)計(jì)試驗(yàn)中底泥用量不變，摻加劑摻量以摻加劑質(zhì)量與底泥質(zhì)量比來設(shè)定，水泥、粉煤灰、礦渣分別用字母c、f、m來表示；以t表示齡期，以w表示底泥初始含水率。通過單因素預(yù)試驗(yàn)法和正交分析法設(shè)置不同摻加劑添加量水平，考察摻量對(duì)固化強(qiáng)度的影響；為探究初始含水率對(duì)試驗(yàn)效果的影響，設(shè)計(jì)對(duì)初始含水率分別為75%，65%，60%的底泥進(jìn)行試驗(yàn)；為研究齡期對(duì)底泥固化土強(qiáng)度的影響規(guī)律，設(shè)計(jì)齡期分別為7 d、14 d、21 d、28 d。

1.3.2 重金屬浸出毒性試驗(yàn)

浸出試驗(yàn)?zāi)軌蚰M固化體在自然環(huán)境風(fēng)吹雨淋中重金屬的釋放規(guī)律。采用水平振蕩法(HJ557-2010)：將樣品粉碎磨細(xì)至粒徑小于3 mm后進(jìn)行浸出試驗(yàn)。稱取干基試樣100 g置于2 L浸取容器中，加入1 L浸取劑，蓋緊瓶蓋后垂直固定于往復(fù)式水平振蕩機(jī)上，調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)速為(110±10) r/min，在室溫下振蕩浸取8 h，靜置16 h后取下，于預(yù)先安裝好的0.45 μm濾膜過濾裝置上加壓過濾，收集浸出液進(jìn)行分析，采用火焰原子吸收分光光度計(jì)測(cè)量浸出液中重金屬元素的含量。其中浸取劑是模擬酸雨環(huán)境(pH值為5.0～6.0),即采用1 mol/L 氫氧化鈉和1%稀硫酸調(diào)節(jié)去離子水的pH值。

2 結(jié)果分析與討論

2.1 摻加劑配比與強(qiáng)度

通過前期在底泥中加入水泥、粉煤灰和礦渣3種摻加劑，進(jìn)行單因素試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，粉煤灰摻量太大，反而降低了底泥固化土的強(qiáng)度。由于水泥和礦渣的價(jià)格較貴，考慮到實(shí)際工程應(yīng)用中的成本問題，試驗(yàn)設(shè)計(jì)時(shí)選用少量的水泥和礦渣。選取水泥摻量為7%，10%，13%，粉煤灰摻量為15%，20%，25%，礦渣摻量為5%，10%，15%，設(shè)計(jì)了3因素3水平L9(33)正交試驗(yàn)，養(yǎng)護(hù)期為21 d，試驗(yàn)結(jié)果見表2。

由表2可以看出，第7組試驗(yàn)的強(qiáng)度ρ=1 232 kPa最大，可以認(rèn)為A3B1C3是從試驗(yàn)中選擇出的最優(yōu)水平組合。但是正交設(shè)計(jì)只是全面試驗(yàn)34=81次試驗(yàn)中的1/9，這個(gè)組合不一定是全試驗(yàn)中最好的，因此對(duì)正交試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行權(quán)重分析，可以計(jì)算得出一個(gè)理論最佳水平組合。

表2 正交試驗(yàn)結(jié)果與分析表

Ki(i=1,2,3)表示單因素的第i個(gè)水平所有試驗(yàn)的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度之和，i為影響該因素的水平數(shù)，ki為水平數(shù)的平均值，R為該因素影響因子的2個(gè)最值之差，即極差。R越大則該因素對(duì)試驗(yàn)的影響越明顯。因此，R可以表示該因子對(duì)底泥固化土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度指標(biāo)的影響程度，因子的極差越大，則該因子水平對(duì)底泥固化土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度影響越大，反之就越小。分析表2中數(shù)據(jù)可知，RA>RC>RB，即影響底泥固化土強(qiáng)度的因素按重要性排序?yàn)椋核?礦渣>粉煤灰。通過分析可知，水泥對(duì)底泥固化效果影響最大，一方面是由于水泥本身的特性，加水產(chǎn)生水化反應(yīng)形成堅(jiān)硬的固化塊[8]；另一方面水泥的水化反應(yīng)產(chǎn)生大量的Ca(OH)2，堿性條件下，粉煤灰和礦渣中的SiO2和Al2O3更容易從多孔道機(jī)構(gòu)中溶出，發(fā)生二次水化反應(yīng)，生成膠凝物質(zhì)，增加其與底泥的粘合力度[9]。考察因素水平均值如圖1所示。由圖1可知，對(duì)比每個(gè)因子不同水平的均值強(qiáng)度，可以直觀看出不同水平對(duì)底泥固化土強(qiáng)度的影響。水泥、粉煤灰和礦渣摻加量最佳配比為A3B3C3，即水泥∶粉煤灰∶礦渣=13∶25∶15。

2.2 底泥固化土養(yǎng)護(hù)期與強(qiáng)度

底泥添加摻加劑后形成底泥固化土，底泥固化土強(qiáng)度的提高主要是由于摻加劑的化學(xué)反應(yīng)對(duì)底泥顆粒起到膠結(jié)固化作用，摻加劑在底泥固化土中的反應(yīng)隨著時(shí)間的推移而逐步進(jìn)行，進(jìn)而使底泥固化土強(qiáng)度持續(xù)上升。通過對(duì)不同養(yǎng)護(hù)期底泥固化土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度測(cè)試可以得出底泥固化土齡期與強(qiáng)度的關(guān)系。

齡期與強(qiáng)度關(guān)系如圖2所示。由圖2可知，1#～9#樣品的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度隨著養(yǎng)護(hù)期的延長呈現(xiàn)出逐漸增大的趨勢(shì)，其中7#樣品的強(qiáng)度變化較為明顯，說明該組分的樣品受養(yǎng)護(hù)時(shí)間的影響較大，總體來看，在前7～14 d強(qiáng)度的增幅較大，后21～28 d趨于平緩，在第21 d強(qiáng)度達(dá)到最大值為1 232 kPa。這表明增加養(yǎng)護(hù)時(shí)間有利于固化效果，隨著養(yǎng)護(hù)期的延長，固化效果越來越好。

2.3 底泥初始含水率與強(qiáng)度

底泥的初始含水率是影響底泥固化土強(qiáng)度的一個(gè)重要因素。有研究表明固化淤泥的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度隨淤泥含水率的增加呈乘冪關(guān)系下降[10]。在底泥固化施工過程中，通常為了保證摻加劑攪拌均勻并且攪拌后具有一定的流動(dòng)性，在混合攪拌時(shí)底泥的含水率要高于液限。針對(duì)這種高含水率底泥對(duì)固化效果的影響問題，本研究選用水泥摻量為10%和粉煤灰摻量分別為10%，20%，30%的摻加劑，分別對(duì)初始含水率為60%，65%，75%的底泥進(jìn)行3組對(duì)照強(qiáng)度測(cè)試，目的是考察不同初始含水率底泥對(duì)固化土強(qiáng)度的影響，從而掌握含水率對(duì)固化底泥力學(xué)性質(zhì)的影響規(guī)律，以更好地指導(dǎo)工程實(shí)踐。

不同初始含水率底泥固化土的強(qiáng)度變化見表3。由表3可知，對(duì)比7，14，21 d的底泥固化土強(qiáng)度可以看出，當(dāng)含水率為60%時(shí)，底泥固化土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度較大，隨著含水率的增加，強(qiáng)度逐漸降低。造成這一現(xiàn)象的原因是水泥和粉煤灰對(duì)底泥加固過程主要是靠水化產(chǎn)物的膠結(jié)及主要成分SiO2和Al2O3的溶出填充作用而完成的，水泥的水化反應(yīng)和粉煤灰的溶出都需要有水的參與，只有當(dāng)含水率在一個(gè)合適的范圍內(nèi)才能保證底泥固化土具備一定的強(qiáng)度，如果當(dāng)水份超過固化反應(yīng)所需的量時(shí)，多余的水份就會(huì)穿梭在孔隙之間，使固化淤泥的強(qiáng)度降低。

表3 不同初始含水率底泥固化土的強(qiáng)度變化表

2.4 底泥固化土浸出試驗(yàn)

選取不同摻加量的底泥固化土試塊進(jìn)行重金屬浸出毒性試驗(yàn)，探究浸出濃度隨齡期的變化規(guī)律，實(shí)驗(yàn)結(jié)果見表4。浸出毒性鑒別標(biāo)準(zhǔn)值見表5。根據(jù)《危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn) 浸出毒性鑒別》(GB5085.3-2007)中規(guī)定以浸出毒性為特征的危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)，若試驗(yàn)浸出液中任何一種重金屬含量超過表5中的濃度限值，則判斷該固體是具有浸出毒性特征的危險(xiǎn)廢物[11]。計(jì)算重金屬固定率的公式如下。

(1)

式(1)中,Y為重金屬固定率，c7為7 d重金屬浸出濃度，c21為21 d重金屬浸出濃度。

由表4可知，隨著試塊養(yǎng)護(hù)期的延長，重金屬的浸出濃度呈下降趨勢(shì)。結(jié)果顯示：在7 d到21 d養(yǎng)護(hù)期內(nèi)，Cu的最大浸出濃度為125.06 ug/L，遠(yuǎn)低于浸出毒性濃度限值，最大固定率為c7f25 m15組55.43%；Pb的最大浸出濃度為199.21 ug/L，最大固定率為c10f20 m15組43.96%；Cd的最大浸出濃度為18.96 ug/L，總體固定率較低，這是因?yàn)榈啄嘀蠧d的總量很低；Zn的最大浸出濃度為69.16 ug/L，最大固定率為c10f15m10組81.91%，總體固定率較高，可見對(duì)鋅的固化效果較好；Cr的最大浸出濃度為103.68 ug/L，最大固定率為c10f20m15組61.63%；Ni的最大浸出濃度為77.64 ug/L，最大固定率為c13f25m10組38.97%。

表4 不同齡期試塊重金屬浸出濃度變化表 ug/L

重金屬浸出時(shí)間/dc7f15m5c7f20m10c7f25m15c10f15m10c10f25m5c10f20m15c13f15m15c13f20m5c13f25m10Cu7125.06108.6395.84107.49106.83100.7691.6798.6683.311497.4980.1566.1988.2571.6972.3779.9696.0178.82157.8153.4142.7265.4359.6854.9463.3979.9478.33Pb7193.45176.3157.29196.33152.79134.6199.21176.98189.7614143.6132.26119.67146.93116.9398.58143.26124.3153.2621123.95109.7296.3123.98101.9475.43113.7799.71123.69Cd718.2118.3611.6816.1116.5517.6118.9610.2513.261417.2517.8611.4515.9415.7816.7718.639.8312.812116.316.1110.3515.115.2115.8618.597.8910.45Zn749.3664.2669.1649.5358.4241.6540.9834.1652.171424.0243.7637.3918.5335.6322.6422.1215.9919.93211832.9526.158.9629.4713.5812.997.5113.6Cr779.675.8664.5881.8289.5790.8680.3103.6891.531460.3358.1560.8866.8574.6642.8959.7382.4776.062155.0749.859.6460.3154.7234.8642.1947.9145.6Ni774.435.6952.0959.8856.8551.6977.6464.1551.931467.033246.0243.9643.9337.7566.4247.9237.652156.6129.937.6843.7242.7936.0553.8542.0331.69

表5 浸出毒性鑒別標(biāo)準(zhǔn)值 mg/L

危害成分浸出液中危害成分濃度限值銅(以總銅計(jì))100鉛(以總鉛計(jì))5鎘(以總鎘計(jì))1鋅(以總鋅計(jì))100總鉻15鎳(以總鎳計(jì))5

總體來說，固化后所測(cè)6種重金屬浸出濃度均滿足國家標(biāo)準(zhǔn)GB5085.3-2007的要求，故底泥中重金屬經(jīng)固化后對(duì)周圍環(huán)境的浸出毒性處于安全范圍內(nèi)。采用水泥、粉煤灰和礦渣3種摻加劑能有效增加固化試塊的吸附性能和吸附親和力的主要原因是：①硅酸鹽水泥是一類高堿性的水硬性水泥，除了其水化產(chǎn)物產(chǎn)生的膠凝物質(zhì)外，溶解時(shí)會(huì)釋放硅酸鹽等陰離子，其電性的增加會(huì)導(dǎo)致對(duì)重金屬陽離子吸附能力的增強(qiáng)；②粉煤灰和礦渣中的CaO等堿性氧化物可以提高底泥pH值，使重金屬向更穩(wěn)定的形態(tài)轉(zhuǎn)化，有效減少重金屬的釋放；③礦渣中含有的鐵(錳、鋁)氧化物在低pH值和適當(dāng)?shù)难趸瘲l件下，能夠與部分重金屬產(chǎn)生溶解度較低的絡(luò)合物[12]。

3 結(jié)論

1)通過正交試驗(yàn)分析得出，影響底泥固化土強(qiáng)度的因素按重要性排序?yàn)椋核?礦渣>粉煤灰；水泥、粉煤灰和礦渣摻加量最佳配比為A3B3C3，即水泥∶粉煤灰∶礦渣=13∶25∶15。

2)無側(cè)限抗壓強(qiáng)度隨著養(yǎng)護(hù)期的延長呈現(xiàn)出逐漸增大的趨勢(shì)，在第21 d強(qiáng)度達(dá)到最大值為1 232 kPa。

3)當(dāng)初始含水率為60%時(shí)，底泥固化土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度較大，并隨著含水率的增加，強(qiáng)度逐漸降低。

4)底泥固化土中重金屬Cu、Pb、Cd、Zn、Cr、Ni浸出濃度均低于《危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn) 浸出毒性鑒別》(GB5085.3-2007)中規(guī)定的限值，故底泥中重金屬經(jīng)固化后對(duì)模擬酸雨環(huán)境的浸出毒性處于安全范圍內(nèi)。

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(責(zé)任編輯 高 嵩)

Study on Solidification/Stabilization and Leaching Toxicity of Heavy-metal-contaminated Sediments in Hong-xing Lake

WangZhen1，XiaoYulun2，HuQian1，XiaoWensheng2

(1Hubei Key Laboratory of Mine Enviromental Pollution Control and Remediation,Hubei Polytechnic University,Huangshi Hubei 435003;2School of Enviromental Science and Engineering,Hubei Polytechnic University,Huangshi Hubei 435003)

A cement-flyash-slag system was used to solidify and stabilize heavy-metal-contaminated sediments in Hong-xing Lake.It was investigated that the effects of the mixing ratio,curing time and initial water content on the unconfined compressive strength of the solidified sludge and leaching toxicity research.The results demonstrated that the importance of influencing factors on the strength of solidified soil were as follows:cement>slag>fly ash,and the best ratio of cement,fly ash,slag was A3B3C3,that was cement∶fly ash∶slag=13∶25∶15.Unconfined compressive strength reached a maximum value of 1 232 kPa in the twenty-first day,which showed a gradually increasing trend with the extension of curing period.In addition,When the initial water content was 60%,the unconfined compressive strength was larger,which decreased with the increase of the water content.The leaching concentrations of heavy metals including Cu,Pb,Cd,Zn,Cr and Ni in the solidified sediments were all lower than those of(GB5085.3-2007).

heavy metal;sediment;solidification/stabilization;unconfined compressive strength;leaching concentration

2016-05-16

湖北省科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目(項(xiàng)目編號(hào)：2014BHE0030)。

王振，助教，碩士。

10.3969/j.issn.2095-4565.2016.05.006

X705

A

2095-4565(2016)05-0022-06