城市河涌受污染底泥的固化_稳定化处理

第6卷第5期

环境工程学报

Vol．6，No．5May2012

2012年5月

城市河涌受污染底泥的固化/稳定化处理

邝臣坤

1

张太平

1，2*

万金泉

1，2

（1.华南理工大学环境科学与工程学院，广州510006；

2.华南理工大学工业聚集区污染控制与生态修复教育部重点实验室，广州510006）

摘

要

为了给河涌疏浚底泥的资源化提供技术支持，以广州市车陂涌表层受污染底泥为研究对象，用水泥、石灰、粉

煤灰、膨润土等材料对底泥进行固化/稳定化处理实验。通过无侧限抗压强度、污染物在模拟自然条件下（中性）的释放特征、毒性浸出实验（酸性条件）对固化/稳定化处理效果进行综合分析。结果表明：经合适的处理后，固化体抗压强度能高于300kPa；固化体自然条件下重金属的释放量明显减少，固化/稳定化处理能够有效减缓和减少固化体的二次污染；毒性浸出实验结果表明，河涌底泥经固化/稳定化处理后其重金属浸出能力显著降低。

关键词

受污染底泥

X522

固化/稳定化文献标识码

无侧限抗压强度A

污染物释放

毒性浸出

中图分类号9108（2012）05-1500-07文章编号1673-

Solidification/stabilizationtreatmentofpolluted

sedimentsfromurbanriver

KuangChenkun1

2

ZhangTaiping1，

2

WanJinquan1，

（1.CollegeofEnvironmentalScienceandEngineering，SouthChinaUniversityofTechnology，Guangzhou510006，China；2.TheKeyLabofPollutionControlandEcosystemRestorationinIndustryClusters，MinistryofEducation，Guangzhou510006，China）

AbstractInordertoexplorethefeasibilityofdredgedsedimentreutilization，lime，desulfurizedflyash，bentonitewereusedalongwithordinarycementtosolidify/stabilizethepollutedsedimentofChebeiriverinGuangzhou，China．Unconfinedcompressivestrength（UCS），pollutantreleasecharacteristicsundernaturalcon-ditions（neutralcondition），andtoxicityleachingtest（acidiccondition）ofsolidification/stabilization（S/S）treatmentswereevaluatedtoinvestigateS/Seffectiveness．TheresultsshowedthatmostofS/Sproductswereob-servedtobesufficienttoachievecompressivestrengthof300kPa．TheS/Sproductshadastrongfixingcapacityundernaturalconditionsforpollutants，showingthatS/Streatmentcouldeffectivelydecreasethesecondarypollu-tionofpollutedsediment．TheleachingtestresultsshowedthatleachingabilityofheavymetalsinS/Sproductswassignificantlyreduced．

Keywordspollutedsediment；solidification/stabilization；unconfinedcompressivestrength；pollutantre-lease；toxicityleaching

城市河涌底泥受污染严重，底泥疏浚成为城市河涌整治过程中的主要途径，但疏浚底泥如果处理处置不当，可能造成严重的二次污染和生态问题。由于疏浚底泥本身特殊的理化性质，传统的处理处置手段受到了不同程度的限制。固化/稳定化技术已被证明为处理污泥和疏浚底泥的最佳实用技术之一

［1，2］

效果及机理、产物属性及应用等方面进行了大量性、

［3-10］

。疏浚底泥固化/稳定化产物的环境兼容研究

“水体污染控制与治理”基金项目：国家科技重大专项（2008ZX07211-006）；华南理工大学亚热带建筑科学国家重点实验室2010年度开放课题（2010KB22）

收稿日期：2011－07－19；修订日期：2011－08－19

作者简介：邝臣坤（1987～），男，硕士研究生，主要从事生态工程与环

mail：kuang．ck@mail．scut．edu．cn境修复方面的研究。E-*通讯联系人，E-mail：lckzhang@scut．edu．cn

。因此，对疏浚底泥进行固化/稳定化处理，

能解决其处理处置中的一系列难题，对环境保护和资源再利用具有重要意义。

目前在固化/稳定化研究中对材料选择、强度特

第5期邝臣坤等：城市河涌受污染底泥的固化/稳定化处理

1501

性和现场应用取决于其工程属性和污染物的释放特

1［11，12］

。固化体的污染物释放是一个动态的变化性

实验材料与方法

针对其不同的应用条件而选择不同的评价手1.1固化/稳定化材料过程，

段尤为重要。工程界和研究者主要通过固化体毒性河涌底泥取自广州市车陂涌的上层0～15cm，浸出情况来分析其用作土工材料或填埋处理的可行采集回来后自然静置2d后进行实验，实验前测定性，对底泥固化体中污染物在自然条件下释放的动态规律探讨不多，不利于拓宽底泥固化体资源化利用的方向。

本研究以广州车陂涌底泥为研究对象，采用粉煤灰、水泥、石灰、膨润土等混合使用并形成不同配方，对底泥进行固化/稳定化实验，通过抗压强度、污染物自然条件下的释放特征、毒性浸出实验对固化/稳定化处理的效果进行综合分析，以期为疏浚底泥资源化利用提供技术支持和理论依据。

表1

Table1

含水率为36.06%；石灰和水泥（石井牌425普通硅酸盐水泥）从当地的水泥厂购买；膨润土购买自广州化工城，为钙基膨润土；粉煤灰Z、粉煤灰H分别

其细度为广州珠江电厂和广州恒运电厂的粉煤灰，分别满足I级粉煤灰和Ⅱ级粉煤灰的技术要求。材

料的理化性质见表1。1.2

固化/稳定化配方及试样制备与养护过程固化/稳定化配方为各材料的质量比，见表2。

#

配方中编号G1为底泥原样，不添加任何材料；G2～G17所用粉煤灰为粉煤灰Z，GA～GE所用粉煤灰

底泥及固化剂配方材料理化性质

Physicochemicalpropertiesofsedimentsandcuringagents

金属（mg/kg）

主要化学成分（%）

Fe10137.5010170.838.923263.7515345.8315033.33

Mn114.7374.6153.5153.5356.8214.6

SiO255.2521.053.2170.1255.3649.89

Al2O310.2414.150.4512.2919.2520.28

Fe2O32.323.240.120.127.886.89

CaO0.5640.2580.260.525.564.46

MgO0.85—4.120.072.591.25

Pb

底泥水泥石灰膨润土粉煤灰Z粉煤灰H

47.131.50.0621.27.040.83

Cr22.240.01.463.8313.93.58

Ni17.919.80.583.6731.84.08

Cd29.239.523.620.331.818.9

表2

Table2

底泥固化/稳定化配方

Formulasofsolidification/stabilizationtreatments

1502

环境工程学报第6卷

为粉煤灰H。将底泥直接按比例与水泥、粉煤灰、石

高岭土等混合，用砂浆搅拌机均匀搅拌5min，并灰、

《土工实验规范GB/T50123-1999》的要求，将样根据

品分5～6层装入模具，压入体积为直径7.5cm，高15cm的筒状PVC试模中，每加入一层振动3min，以排除试样中的气泡，保证试样不出现空洞和蜂窝等缺陷，直至装满。常温下养护24h，脱模，于室外自然养护28d。

1.3实验内容及分析方法

采用养护14d的底泥固化体，经破碎后用蒸馏水浸泡（水固比为10），以模拟固化体中污染物的自然条件下（中性）的静态释放过程，研究固化体浸泡1、7、14和28d后重金属的静态释放情况。采用《固体废物浸出毒性浸出方法-醋酸缓冲溶液法

图1Fig.1

固化体无侧限抗压强度（28d）UnconfinedcompressivestrengthofS/Sproducts（28d）

注：柱状图上带的字母表示显著性分析结果，有相同字母无相同字母表示差异显著（p＜0.05）表示差异不显著，

30%、10%和20%，其抗压强度均达到了（HJ/T300-2007）》进行重金属的毒性浸出分析。测别为0%、

G5、G9、G13的强度又显著高其中，Cd、Hg、Ni、Fe1000kPa以上，试指标包括：pH、电导率、重金属Cr、

于G17。结果表明若底泥为40%，水泥添加量为和Mn。

固化体达到较高的抗压强度，这时粉煤灰的无侧限抗压强度测定采用路面材料强度试验仪20%时，（天津建仪，LD-127-Ⅲ型）；重金属测定用等离子体

OES，OPTIMA5300DV）；pH测定仪器光谱法（ICP-4型pH计；电导率采用电导率仪测定。原为PHB-始数据的整理采用Excel软件完成，显著性分析（p

＜0.05）采用SPSS统计软件；所得数据均为各重复的平均值，用SigmaPlot软件作图。

添加量对固化体的抗压强度的影响不大；G17由于

添加石灰量为0，其强度相对较低，说明水泥和石灰混合使用能更好地提高固化体的强度；G9未添加膨润土，强度最高；G5和G17添加膨润土均为20%，而抗压强度差异显著，初步表明膨润土不是固化强度的主要影响因素。

G6仅添加了30%粉煤灰Z，未添加其他材料，由图1可知，其固化强度与G1几乎无差异，原因是粉煤灰主要起充填作用，虽然粉煤灰含有一定量的

SiO2和Al2O3，活性CaO、但这些氧化物需要强碱性条件下与Ca发生火山灰反应生成水化硅酸钙和

水化铝酸钙，生成的水化产物都要在一定的氢氧化

［14］钙浓度下才能达到平衡，稳定存在，粉煤灰Z的CaO含量仅为5.56%（见表1），单独加入粉煤灰难

2+

2

2.1

实验结果与讨论

无侧限抗压强度

无侧限抗压强度是衡量固化效果的一个重要指

标，国内对危险废物固化体用于填埋的抗压强度没

有明确的标准。国外对废物用于安全填埋的抗压强度有多个建议值，其中《资源保护和恢复法案

［13］

（RCRA）》建议应大于300kPa。由于对于固化体的其他用途并没有相关的规定，本研究采用RCRA的建议值作为评价本实验固化体抗压强度的参考标准。

以形成高Ca和强碱性环境。

G11和GC的配方（粉煤灰∶底泥∶石灰∶水泥∶膨

G15和GD均为2∶6∶1∶润土）均为1∶6∶1.5∶0∶1.5，

2+

固化体养护28d的无侧限抗压强度见图1。1∶0，通过这两组相同配方的实验结果可以对两种粉

G1为未添加任何固化材料的底泥，其固化强度最煤灰的固化效果进行比较。抗压强度结果为G11

G2、G6、G14、（629.5kPa）＞GC（368.3kPa），G15（531.9kPa）＞低，抗压强度小于200kPa。除G1、GD、GE外，其他处理全部高于RCRA的建议值。结只要适当控制底泥含量，加入配方后，能有果表明，

效地提高固化体的抗压强度。要取得较好的固化效果，底泥添加量应控制在60%以下。

G5、G9、G13和G174

个处理的粉煤灰比例分

GD（283.9kPa），表明掺入粉煤灰Z的处理其抗压

强度高于掺入粉煤灰H的处理。粉煤灰含有一定量的活性氧化物，可生成较稳定的水化硅酸钙和水化铝酸钙。粉煤灰颗粒二次水化产物会不断填充到水泥浆体的孔隙中，减少氢氧化钙晶体的数量，提高

第5期邝臣坤等：城市河涌受污染底泥的固化/稳定化处理

1503

固化体的密实度，从而促进固化体的进一步硬［15］

粉煤灰Z的活性化。从两种粉煤灰的组成分析，

示了固化体具有极强的产碱能力，而几乎无酸中和

有利于将重金属稳定在固化体中。能力，

在浸泡期间，浸泡液电导率基本表现为先增后氧化物总含量（90.64%）高于粉煤灰H（82.77%），

能生成更多水化胶凝物质；粉煤灰Z的颗粒小于粉煤减的趋势，在第14天时最高，第28天时有所回落。灰H，更容易填充在固化体的孔隙中形成紧密结构。造成河涌底泥二次污染问题的主要物质以可溶性污结果表明，粉煤灰Z对固化强度的贡献大于粉煤灰H。染物为主，在降雨以及地下水的作用下大部分污染

从底泥固化强度要求的角度考虑，加入粉煤灰物质以可溶性离子形式存在，浸出液电导率的变化

［16］

可以极大减少水泥的用量，从而降低污泥处理的成实际上反映了可溶性污染物浓度的变化。但须与其他材料配合使用才能获得理想效果；水2.2.2固化体中重金属的释放本，

泥与石灰混合使用比其单独使用的固化效果好；底固化/稳定化处理后固化体系具有高碱性，大多泥含量应控制在60%以下，通过合适的固化材料配比能明显提高固化强度（p＜0.05）；粉煤灰Z对固化强度的贡献大于粉煤灰H。

2.2模拟自然条件下固化体污染物的释放

数重金属以金属氧化物、氢氧化物、碳酸盐类化合物或其他复杂化合物等不溶态或络合态的形式存［17，18］

。这些金属主要吸附在水合硅酸钙（C—在

S—H）表面、固化材料颗粒表面或被物理封闭在

从固化体的无侧限抗压强度实验中选取G1、C—S—H中，但仍然可以释放到水或其他介质中，G4、G5、G7、G9、G13、G14、G15、G17、GB和GD等11其释放与氢氧化钙和C—S—H的溶解有关［17］。释组具有不同固化效果的处理，进行模拟自然条件下（中性）污染物的静态释放实验研究。

放出来的重金属没有化学稳定在固化体中，而是通过物理作用固定在固化体中，长期浸泡后由于固化

［19］体溶解而缓慢地释放出来。

底泥G1中Cr和Cd的释放规律基本一致（见实验初期释放较低，第7天后显著高于其他图3），

2.2.1

固化体浸泡液pH和电导率的变化

由图2可知，底泥G1的浸泡液pH维持在7以

下。固化材料的碱性能显著改变固化体浸泡液的pH，固化体浸泡液的pH均显著高于G1，固化体在在浸泡期内pH只有轻微波浸泡1d后pH高于11，动，基本稳定在11～12；固化体浸泡液pH

的变化显

处理。经固化处理后Cr的释放比G1减少了50%

Cd减少了20%以上。相关研究表明，Cr可以以上，

通过被吸收进C—S—H凝胶来实现固定

［18］

。

由于

图2Fig.2

浸泡液pH和电导率随浸泡时间的变化ChangesofpHandconductivityofS/Sproductssoakingsolution

Fig.3

图3浸泡液Cr和Cd的浓度变化fromS/Sproducts

ChangesofCrandCdreleasedconcentration

1504

环境工程学报第6卷

Cr的存在形态以硫化铬这类高价硫化物容易水解，

间隙水中溶解态含量较高，这是碳酸盐结合态为主，

Cr释放量及速率高的原因［20］。Cd容易在碱性条件沉淀在水化物表面并被吸附，

通过物理包胶的方式稳定下来，一旦固化体溶解，

4

下转化为Cd（OH）

Cd容易释放出来［18］。

浸泡液Pb和Ni的浓度变化，见图4。铅的溶

2+－

PbOH+、Pb（OH）0解态主要有Pb、2和Pb（OH）3，

+

在酸性条件下，以PbOH为主，但随着pH的提高，Pb会形成氢氧化物沉淀，最后沉积在水合硅酸钙

pH提高或降低中。Pb在pH为8.5时浸出率最低，

［5］

都会使Pb浸出量增加。在本实验中，浸泡液pH均远高于8.5，理论上会促进Pb的释放，但结果表明除GB外，其他固化体Pb释放均比底泥G1减少25%以上，可能由于Pb以有机质和硫化物结合态及

［20］碳酸盐结合态形式存在，较为稳定，或是由于Pb

［17］

被吸附或密封在C—S—H中而难以释放出来，

图4

Fig.4

浸泡液Pb和Ni的浓度变化fromS/Sproducts

而释放出来的那部分Pb则可能是通过物理封闭作

［18］

用沉淀在水化产物表面，在介质中浸泡易溶于水中而重新释放。

底泥G1浸泡液中Ni的释放量比其他处理低，可

ChangesofPbandNiconcentrationreleased

属的释放规律不同。总体而言，固化/稳定化处理能

有效地抑制重金属在自然条件下的释放，有利于河

能是固化体中的Ni在固化材料中有不同的存在方涌受污染底泥的重金属稳定。

［19］式，形成固化体后改变了其原来属性而释放。有2.3固化体的毒性浸出

采用毒性浸出实验来模拟固化体在酸性条件下研究表明，添加水泥可减少Ni的释放，但添加石灰会

［8］

所选固化体的本实验也可或进入填埋场后重金属的浸出过程，增加固化体中某些物质的释放。因此，

能是由于添加了石灰而促进了固化体中Ni的释放。

综上所述，在蒸馏水的浸泡下，

固化体中不同金

表3

Table3

Pb

样品

浓度（mg/L）

G1G4G5G7G9G13G14G15G17GBGD

0.269a0.188b0.193b0.179b0.203b0.190b0.204b0.181c0.193b0.220b0.185b

效果（%）—30.128.333.524.529.424.232.728.318.231.2

浓度（mg/L）0.078a0.052b0.053b0.039bc0.037c0.043bc0.036c0.043bc0.040bc0.036c0.036c

Cd

效果（%）—33.332.150.052.644.953.844.948.753.853.8

浓度（mg/L）0.625b0.132de0.113de0.271c0.185d0.115de1.009a0.264c0.082e0.166d0.123de

样品与静态释放实验相同，其浸提液为醋酸溶液

（pH=4.93±0.05），重金属浸出结果见表3。重金

固化体毒性浸出结果

ToxicityleachingresultsofS/Sproducts

Ni

效果（%）—78.981.956.670.481.6－61.457.886.973.480.3

Mn浓度（mg/L）5.797a1.604de1.485e1.724cd0.618h0.946g1.880c1.227f0.707h1.501e2.279b

效果（%）—72.374.470.389.383.767.678.887.874.160.7

浓度（mg/L）1.324a0.556b0.465bc0.522bc0.417bc0.410bc0.674b0.379bc0.132c0.651b0.721b

Fe

效果（%）—58.064.960.668.569.049.171.490.050.845.5

浓度（mg/L）0.119a0.069bc0.077abc0.093abc0.102ab0.088abc0.084abc0.080abc0.074bc0.073bc0.055c

Cr

效果（%）—42.035.321.814.326.129.432.837.838.753.8

*注：表中数据后带的字母表示显著性分析结果，有相同字母表示差异不显著，无相同字母表示差异显著（p＜0.05）。