陳文亮，高海峰，瞿晨瑤

(1.浙江廣川工程咨詢有限公司，浙江 杭州 310020；2.浙江省水利防災(zāi)減災(zāi)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，浙江 杭州 310020；3.浙江省水利河口研究院(浙江省海洋規(guī)劃設(shè)計研究院)，浙江 杭州 310020；4.臺州市水利工程質(zhì)量與安全事務(wù)中心，浙江 臺州 318000)

固化/穩(wěn)定重金屬污染土技術(shù)是歐美發(fā)達(dá)國家較為常用的一種污染土修復(fù)技術(shù)，其機(jī)理及工程應(yīng)用已有系統(tǒng)的研究[1-2]。國內(nèi)研究起步相對較晚，近年來，相關(guān)學(xué)者結(jié)合我國重金屬污染日趨嚴(yán)重的形勢開展了一系列水泥及其他添加劑固化重金屬污染土技術(shù)研究，取得了豐富的研究成果[3-11]，推動了固化/穩(wěn)定技術(shù)在我國污染土修復(fù)及治理工程中的進(jìn)一步發(fā)展。

“氨堿法”制堿工藝在發(fā)達(dá)國家已遭淘汰，我國仍大量使用，堿渣作為該工藝排放的廢棄物對環(huán)境已造成影響[12]。目前國內(nèi)學(xué)者針對堿渣廢棄物治理及資源化利用研究主要集中于堿渣的工程力學(xué)性質(zhì)[13]及其作為填埋場防滲墊層[14]、地基填墊材料[15-17]適用性方面，利用堿渣作為水泥固化重金屬污染土的添加劑研究不多。曹煊[18]研究了堿渣對重金屬離子的動力吸附作用及pH值、溫度等影響因素，其結(jié)果表明堿渣對重金屬離子具有很強(qiáng)的截留能力，重金屬離子穿透單一堿渣層時間在66h以上；方迪等[19]以堿渣為添加劑研究了水泥固化脫硫底泥特性，其結(jié)果顯示以堿渣作為添加劑水泥固化底泥重金屬離子析出量與以粉煤灰、膨潤土作為添加劑的效果相當(dāng)。上述文獻(xiàn)均表明堿渣對重金屬離子具有較強(qiáng)的吸附作用，但未就堿渣作為添加劑水泥固化土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度變化及機(jī)理進(jìn)行分析。

1 試驗(yàn)材料及方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)土樣物理化學(xué)指標(biāo)見表1。試驗(yàn)前先將土樣放入烘箱中，在105℃下烘干，過1mm多孔篩。

表1 土體物理化學(xué)指標(biāo)

試驗(yàn)固化劑采用水泥和堿渣，摻量為干土質(zhì)量(Sb/Sd)的7.5%，10%，15%，20%。試驗(yàn)所用水泥為普通硅酸鹽325水泥(OPC)，主要組成成分質(zhì)量比為：SiO2(21.5%)、Al2O3(5.14%)、Fe2O3(3.35%)、CaO(64.5%)、MgO(1.13%)；添加劑堿渣(SR)其干基化學(xué)成分質(zhì)量比分別為：CaCO3(43.6%)、CaSO4(8.2%)、CaCl2(11.2%)、CaO(7.2%)、NaCl(4.3%)、Al2O3(2.6%)、Fe2O3(0.8%)、SiO2(6.4%)、Mg(OH)2(13.6%)、H2O(6.3%)。固化劑中堿渣含量(Ss/Sb)分別為10%，20%，30%，40%。

試驗(yàn)中鉛污染源采用硝酸鉛[20]，其在干土中的含量(WP)分別為800，2000，5000，25000，50000mg/kg。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1試樣制備

制樣前，先根據(jù)不同固化劑設(shè)計配比方案，采用K型坍落度測試儀測定混合土流動性在10%時的去離子水摻入量[21]。將硝酸鉛溶入去離子水中，在磁力攪拌機(jī)中充分?jǐn)嚢瑁玫较跛徙U溶液。按設(shè)計配比方案摻入水泥、堿渣、烘干土樣，攪拌至均勻(25min)，裝入成型筒內(nèi)，靜壓3min后脫模制成直徑5cm，高度10cm柱狀試樣。

1.2.2無側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗(yàn)

將制備好的試樣裝入塑料袋中，密封后放入標(biāo)準(zhǔn)養(yǎng)護(hù)箱內(nèi)養(yǎng)護(hù)(溫度20℃，相對濕度大于85%)，養(yǎng)護(hù)時間為1、3、7、14、28、56、90d。試驗(yàn)方法參照ASTM D2166-06，軸向應(yīng)變速率1%/min。

1.2.3毒性浸出試驗(yàn)

毒性浸出試驗(yàn)采用TCLP[22]和SPLP[23]，TCLP浸提劑分別采用去離子水(pH=6.80)和優(yōu)級純冰醋酸(pH=2.88)；SPLP浸提劑采用去離子水稀釋硝酸和硫酸混合液(pH=5.00)。試驗(yàn)前，將養(yǎng)護(hù)時間為28d的試樣風(fēng)干，粉碎研磨，過1mm多孔篩；試驗(yàn)時，液固比20∶1，浸提時間18h；試驗(yàn)完成后，采用原子吸收光譜儀測定上清液中重金屬離子含量。

2 試驗(yàn)結(jié)果

2.1 無側(cè)限抗壓強(qiáng)度

固化劑為單一水泥時，不同Sb/Sd和WP條件下，固化土無側(cè)限抗壓強(qiáng)度隨養(yǎng)護(hù)齡期的變化曲線，如圖1所示?？梢钥闯?，固化土強(qiáng)度隨養(yǎng)護(hù)齡期的增大逐漸增大，但隨著WP的增加，固化土強(qiáng)度增長趨勢逐漸變緩；污染土經(jīng)水泥固化后其強(qiáng)度在不同養(yǎng)護(hù)齡期均比未污染土降低，且隨著WP的增加，其降低程度也越大，這與Tashiro等[24]研究結(jié)果一致，其主要原因在于Pb等重金屬氧化物與水泥漿發(fā)生反應(yīng)，影響了水泥的水化初期的硬化和強(qiáng)度的發(fā)展。

圖1 不同Sb/Sd下水泥固化土無側(cè)限抗壓強(qiáng)度變化曲線

固化劑為水泥和堿渣時，Sb/Sd=20%、WP=50000mg/kg、不同Ss/Sb條件下，固化土無側(cè)限抗壓強(qiáng)度隨養(yǎng)護(hù)齡期變化曲線，如圖2所示。試驗(yàn)結(jié)果表明，堿渣的摻入提高了水泥固化土的早期強(qiáng)度，但降低固化土的長期強(qiáng)度，固化土14d強(qiáng)度提高了10%～25%，90d強(qiáng)度降低了20%～30%，且隨著堿渣摻入量的增加，其提高和降低程度也越大。其原因在于堿渣屬于高吸水、高堿性材料，堿渣的摻入提高了水泥水化初期的硬化速度，提高水泥固化土的早期強(qiáng)度，但同時，堿渣中又含有NaCl等易溶于水的鹽類，影響了水泥固化土長期強(qiáng)度發(fā)展。

圖2 不同Ss/Sb下水泥固化土無側(cè)限抗壓強(qiáng)度變化曲線

2.2 毒性浸出特性

固化劑為單一水泥時，不同Sb/Sd和WP條件下，養(yǎng)護(hù)齡期為28d的固化土粉末TCLP和SPLP浸出液中濃度圖如圖3所示。試驗(yàn)結(jié)果表明，不同浸提方法浸出液中濃度隨Sb/Sd的增大逐漸減小；隨著WP的增加，浸出液中濃度也逐漸變大，且當(dāng)WP=50000mg/kg時，浸出液中濃度均大于5mg/l，超出我國《危險廢物填埋污染控制標(biāo)準(zhǔn)》允許值。

圖3 不同Sb/Sd下水泥固化土粉末浸出液濃度

對比3種不同浸提劑試驗(yàn)結(jié)果，可以看出，浸提劑為冰醋酸時，水泥固化土粉末浸出液中濃度小于其他兩種方法，浸提劑為去離子水浸出液中濃度略大于硝酸和硫酸混合液，這與文獻(xiàn)[16]研究結(jié)果一致。

固化劑為水泥和堿渣時，Sb/Sd=20%、WP=50000mg/kg、不同Ss/Sb條件下，養(yǎng)護(hù)齡期為28d的固化土粉末TCLP和SPLP浸出液中濃度如圖4所示。與單一摻入水泥固化劑相比，3種浸提劑試驗(yàn)結(jié)果變化趨勢一致，即冰醋酸最小，去離子水最大，且浸出液中濃度均未超過5mg/l。

圖4 不同Ss/Sb下水泥固化土粉末浸出液濃度

隨著固化劑中堿渣摻入量的增大，浸出液中濃度逐漸下降，堿渣摻入量達(dá)到固化劑總量的40%時，濃度下降了200%，說明堿渣對重金屬離子的吸附性能大于等量的水泥。

分析產(chǎn)生上述現(xiàn)象的原因在于堿渣的摻入提高了固化土粉末浸出液的pH值，激發(fā)了水泥、堿渣、土的重金屬離子交換的化學(xué)反應(yīng)，被置換，從而被固定。

3 結(jié)語

以堿渣為添加劑，研究了水泥固化含鉛重金屬污染土的強(qiáng)度及毒性浸出特性，分析了堿渣摻入量對固化土的影響，得出以下結(jié)論。

(1)水泥和堿渣固化含鉛重金屬污染土無側(cè)限抗壓強(qiáng)度隨養(yǎng)護(hù)齡期的增大逐漸提高，但隨著鉛污染源含量的增大，強(qiáng)度逐漸減小。

(2)堿渣的摻入提高了水泥固化土的早期無側(cè)限抗壓強(qiáng)度，但降低了水泥固化土的長期強(qiáng)度。

(3)浸出液中濃度隨固化劑摻量的增加而減小，但隨著鉛污染源含量的增大而增大。