污染底泥

污染底泥（精选7篇）

污染底泥 篇1

河流重金属污染是危害最大的水污染问题之一。重金属通过各种途径进入水体后,绝大部分迅速由水相转入固相,结合到悬浮物中。结合到悬浮物中的重金属在被水流搬运过程中,当其负荷量超过搬运能力时,便最终进入底泥。因此,底泥是水环境中重金属的主要蓄积库,可以反映河流受重金属污染的状况[1]。带有大量重金属的底泥是污染水体的重要组成部分,底泥的重金属在一定条件下可成为水质的二次污染源,即解吸作用。

砷是类重金属,是人体非必需的元素,元素砷不溶于水和强酸,因此毒性极低,而砷的有机、无机化合物有不同程度的毒性,对人体危害很大[2]。砷形成的氢化物As H3为无色气体,不稳定、极毒。砷可以形成2类氧化物,即+3价的As2O3和+5价的As2O5。其中As2O3俗名砒霜,为白色粉末状剧毒物,是砷最重要的化合物;人口服致死量为0.66~2.00g,某些敏感者仅服0.001 g即可引起中毒;它的用途主要是制造杀虫剂、除草剂、防腐剂以及含砷药物。砷形成的硫化物性质稳定,毒性较低[3]。

由于底泥中的砷在水中能释放,将毒素重新解吸到水中,使人类的健康受到危害。为此,研究底泥中砷的释放规律具有理论和现实意义。

1 材料与方法

1.1 待测样液的准备

(1)随机抽取某矿区重金属污染河流底泥样品3个,风干后磨细,过100目的尼龙筛,均匀各取2个平行样适量置于小烧杯中,待处理。

(2)均匀各取上述底泥样品20 g于烧杯中(每个样2份重复),加400 m L去离子水,置于转速为1 050 r/min(低速)的搅拌机下,搅拌15 min,立即取上液各25 m L于小烧杯内,待处理;经静置30、60、120和240 min,再各取2份25 m L上清液于小烧杯内,待处理。

(3)同上述做法一致,只是把搅拌转速分别调整为1 750r/min(中速)和2 350 r/min(高速)。

1.2 待测样液的处理

(1)底泥待测样液的处理。称取样品0.1 g于50 m L烧杯中,加7 m L硫酸(1∶1)、10 m L浓硝酸、2 m L高氯酸,置电热板上加热分解,破坏有机物(若试液变深,应及时补加硝酸)。蒸至冒浓白烟,取下放冷,用水冲洗杯壁,再加热至冒浓白烟,以驱尽硝酸。取下烧杯,烧杯底部仅剩少量白色残渣(若有黑色颗粒物,应补加硝酸继续分解)。取出冷却后,清洗并定容到50 m L容量瓶中。

(2)水样待测样液的处理。各取25 m L经处理的水样于100 m L烧杯中,加入25 m L无砷蒸馏水、4 m L硫酸和5 m L硝酸。在通风橱内消解至产生白色烟雾,如溶液仍不澄清,可再加5 m L浓硝酸,继续加热至产生浓白烟,直至溶液澄清为止(其中可能存在乳白色或淡黄色酸不溶物)。取出冷却后,清洗并定容到50 m L容量瓶中。

1.3 砷测定(二乙氨基二硫代甲酸银光度法)

(1)把消解液50 m L倒入砷发生器,加入4 m L碘化钾、2 m L氯化亚锡,摇匀,放置15 min[4]。

(2)取5 m L吸收液置于干燥的吸收管中,导气管内塞一小团乙酸铅棉,在砷化氢发生瓶中迅速加入4 g无砷锌粒,并立即将发生瓶、导气管与吸收管连接好(确保连接处不漏气),在室温下反应1 h,使砷完全释出,取出吸收管,用三氯甲烷将吸收液体积补足到5 m L。

(3)测量。用10 mm比色皿,以三氯甲烷为参比,在510nm波长处测量吸收液的吸光度,并做试剂空白校正。

(4)标准曲线的绘制。在8个50 m L容量瓶中,分别加入0.00、1.00、2.50、5.00、10.00、15.00、20.00、25.00 m L砷标准使用液(浓度1.00 mg/L),加水稀释到50 m L,再分别倒入砷化氢发生瓶,并各加入4 m L浓硫酸。按试样的操作步骤进行显色和测定。

(5)数据处理。底泥中砷含量的计算方法:;

式中:m—由校准曲线查得的砷量(μg);W—底泥样品的干重(g)。

式中:m—由校准曲线查得的砷量(μg);V—样液的体积(m L)。

2 结果与分析

2.1 不同转速对底泥砷解吸量的影响

为使试验具有客观实用价值,特选择来自云南省马关县小白河的底泥样品。该河流由于长年受选矿废水的污染,水质、底泥含砷量极高,在实验室进行的解吸研究,摹拟了河流的流动状态。从表1可以看出,试验的3个底泥样品平均含As 2 124.3 mg/kg,比土壤背景值高180多倍,可见研究区域河流的砷污染是极其严重的。河流水中砷含量超标严重,水中平均含砷2.162 mg/L,分别超过地表水Ⅴ类标准的20倍和污水排放最高限值的4倍。

(mg/kg)

从表2可以看出,不同转速状态下,由底泥解吸到水中的砷量差异较大,表现出转速越快,砷溶出量越多的趋势,3种转速砷溶出量都远大于地表水Ⅴ类标准和污水排放最高限值。在高速搅拌状态下,水中砷的溶出量高于污染河流水样砷的实测均值。

表3是利用SPSS软件对不同转速与砷含量进行相关性分析的结果[5]。可以看出,转速与砷含量之间呈显著的正相关关系,即转速越快,砷溶出量就越多,但低速与中速间水质砷量相差不多。在河流中,流速较大时有利于底泥中砷的释放而悬浮于水中,这对水质中砷污染更具潜在危险性。

注:*为0.05水平上显著差异。

2.2 静置时间与砷含量的差异性分析

表4是在不同转速条件下,水质中砷含量与静置时间为0、30、60、120、240 min的相关关系表。可以看出,转速为1 050 r/min时,砷含量与静置时间的相关系数为-0.567**;转速为1 750 r/min时,砷含量与静置时间的相关系数为-0.510**;转速为2 350 r/min时,砷含量与静置时间的相关系数为-0.633**。从总体上看,无论是用哪种转速进行搅拌,静置时间与水质砷溶出量都具有极显著的负相关关系,即静置时间越长,水质中砷量就越少,或者说水中砷浓度不断降低。

水质中砷含量在整个静置时间上的关系虽然呈极显著差异,但是,随着时间推移,各静置时间段上水质中砷的差异状况分析很重要。表5是利用SPSS软件进行方差分析的多重比较表,表中组别“1”指0 min,“2”指30 min,“3”指60min,“4”指120 min,“5”指240 min。由于低速和中速方差齐性,采用LSD检验法;高速时方差非齐性,采用Dunnett′s C检验法[5]。可以看出,低速时,F=13.454,相伴概率(Sig.)为0.000;中速时,F=4.104,相伴概率(Sig.)为0.011;高速时,F=130.309,相伴概率(Sig.)为0.000,即相伴概率均小于0.05,故总体上相差都显著,这也进一步验证了不同静置时间与砷溶出量关系是显著的。但是,2、3、4、5组两两之间则不具差异性,说明静置30 min后,水中砷浓度的降低是逐步的、缓慢的,甚至静置4 h后,水质中砷量仍接近于0.5 mg/L,就是接近污水排放三级最高限量标准,也相当于地表水Ⅴ类标准的3~5倍,证明底泥中砷更易于解吸,可较长时间悬浮在水中。由图1可直观地看到不同转速条件下静置时间与砷均值的关系。

注:**为在0.01水平上差异。

注:*为在0.05水平上显著差异。

2.3 不同转速条件下相同静置时间与水质中砷的关系

为了探讨溶出的砷在不同转速下随时间推移的差异性,对数据进行方差分析。从表6可以看出,以静置30、60、120和240 min作为不同转速水平对砷含量进行比较,静置一段时间后转速对水质中砷含量的影响没有太大的差异,各静置时间点的F值都较小,相伴概率(Sig.)比0.05大得多,不同转速的组间差异不显著。图2是相同静置时间不同转速砷量均值的比较图,直观地显现了30 min后水质中砷量在低速、中速和高速之间的差异状况。

3 结论与讨论

(1)该研究针对的是常年受选矿废水重金属污染的河流底泥,这在理论和现实中都具有指导意义。研究中设定的转速有3个,即1 050、1 750、2 350 r/min。这3种搅拌速度对于底泥的砷含量在刚搅拌结束的瞬间,其差异性十分显著,而且转速越高,水质中砷量就越高。这说明河流水体的底泥和水质是不可分割的2部分,彼此间相互作用、相互影响,底泥中的砷在水流动过程中不断地释放到水中,增加地表水砷污染的威胁;同时,河水所携带的砷也会不断地沉积到河床,且水势越平缓,这种沉积物就越多,其砷含量也就越多。

(2)底泥与水处于运动状态时,砷溶出量高,静置时间长短对水质中砷的沉积有明显的影响,即静置时间越长,滞留水质中的砷就越少。但是,从搅拌结束开始计时,前30min水中的悬移质衰减是最明显的,此后随着时间的推移,水中砷量虽有减少,但减缓速度较慢,即从30~240 min,水质中的含砷量没有明显差别。但值得注意的是,砷是一种低浓度即表现出剧毒的类重金属元素,而试验中则表现出砷长时间滞留在水中,显示水质砷毒的长效性。河流砷污染的长期性,对于水域污染、农业污水灌溉、作物的砷富集等方面都是灾难性的。因此,对于河流砷污染的治理应是综合性的,即从污染源治理,河流底泥的清理等方面都要高度重视。

(3)从统计分析结果来看,试验中的动力效应主要作用于搅拌的持续期,即只要在搅拌,转速的快慢对于砷的溶出量,其差异是显著的。此后,运动的快慢程度对砷溶出的影响逐渐消失,彼此间没有太大的差别。对于长期受砷污染的河流来说,河流如果处于丰水期,洪水携沙量大,污染物扩散稀释的能力较强,但易造成河流中下游底泥严重沉积,即底泥中砷的污染范围扩大了;而在枯水季节,河流的流速缓慢,受砷污染的水质会在短距离、短时间内加速悬沙的沉降而形成含砷量高的底泥,河流上游污染更趋严重。建议在枯水季节暂停工厂的生产活动。

摘要：基于底泥中砷解吸与水动力的关系,静置时间与砷沉积的关系,研究底泥中砷的解吸规律。结果表明:对混合液的搅拌可加速底泥中砷的解吸,转速显著影响底泥砷溶出量,即转速越高,砷溶出量越多。而当混合液放置一段时间后,水中砷量不断减少,但砷浓度的降低非常缓慢,即使放置4h,水中砷量仍相当于地表水Ⅴ类标准的3～5倍。研究还表明,当混合液放置30min后,各转速间砷量没有显著的差异性。

关键词：底泥,砷污染,解吸

参考文献

[1]弓晓峰,陈春丽,周文斌,等.鄱阳湖底泥中重金属污染现状评价[J].环境科学,2006,27(4):732-736.

[2]钱宁,万兆惠.泥沙运动力学[M].北京:科学出版社,1983.

[3]陈立,明宗富.河流动力学[M].武汉:武汉大学出版社,2001.

[4]国家环保总局.水和废水监测分析方法[M].4版.北京:中国环境科学出版社,2002.

[5]章文波,陈红艳.实用数据统计分析及SPSS12.0应用[M].北京:人民邮电出版社,2006.

污染底泥 篇2

污染底泥环保疏浚中挖泥精度的判定

介绍了污染底泥环保疏浚技术的发展、测量原理,通过示范工程,验证了挖泥精度控制在10 cm之内.同时根据疏浚工程实际工况,对如何提高环保疏浚精度,更有效地清除污染底泥提出了一些建议.

作 者：王经顺 WANG Jing-shun  作者单位：江苏省环境监测中心,江苏,南京,210036 刊 名：江苏环境科技  ISTIC英文刊名：JIANGSU ENVIRONMENTAL SCIENCE AND TECHNOLOGY 年，卷(期)： 19(6) 分类号：X5 关键词：污染底泥   环保   疏浚   精度  

受污染底泥原位修复技术研究进展 篇3

当前, 国民经济飞速发展, 城市规模不断扩大, 城镇人口急剧增加, 但大多数地区的环境基础设施建设却严重滞后, 导致排入河流及湖泊的工业废水、生活污水及固体废物大幅增加, 引起河流湖泊水质严重恶化, 其中甚至出现了季节性和常年性水体黑臭现象。研究表明进入河流湖泊的污染物中只有1%以下的污染物能溶解于水中, 99%以上的污染物会沉积在河流湖泊的底泥中[1]。因而, 底泥淤积了大量的耗氧性物质、重金属污染物、持久性有机污染物和N、P营养盐等并缓慢而持久的向水体、水生生物体释放[2], 导致水体的二次污染, 严重威胁水生生态环境及人类健康。因此, 要从根本上解决河流湖泊的污染问题, 不仅仅是要从源头上切断污染源, 更重要的是要修复受污染底泥。

根据处理过程中是否需要移动底泥, 可将底泥修复技术分为原位修复和异位修复两大类。由于异位修复技术需要挖掘出受污染的底泥并寻找场地进行堆放和处置, 工程量巨大且花费不菲, 而且很容易造成二次污染, 所以底泥原位修复技术受到越来越多的重视[3]。本文对近年来受污染底泥原位修复技术的研究进展进行了简要综述。

2 原位覆盖技术

原位覆盖技术不需要移动底泥, 直接采用砂石、粉尘灰、炉灰渣、人工合成物等材料在底泥上方形成一层或多层覆盖物, 从而阻止底泥与上覆水的接触, 防止受污染底泥中的有害物质扩散到水体中。最早的底泥原位覆盖技术是美国于1978年首先使用[4], 在流动性不大的水体中采用沙土覆盖的的方式, 随后推广到其他国家。实验证明, 原位覆盖技术能够有效阻止底泥中的耗氧性物质、重金属污染物、持久性有机污染物和N﹑P营养盐等进入水体[5,6], 对水质改善具有显著作用。原位覆盖技术适用于多种污染类型的底泥, 成本低廉, 便于施工, 应用范围较广[7]。但原位覆盖技术也存在减小水体容量、改变河道及湖底坡度等缺陷, 此外, 水流速较快、水动力较强的区域也不适合使用原位覆盖技术[8]。

3 原位生物修复技术

原位生物修复技术是近年发展起来的一种新型底泥修复技术。这种技术利用水生植物、微生物等的生命活动, 对水体中的污染物进行吸附、转移、转化和降解作用, 从而净化水体并重建水生生态系统[9]。在原位生物修复技术中, 主要采用向底泥中加入具有降解污染物能力的微生物、转基因工程菌和栽种沉水植物[10,11]。这种技术不需要向水体投放化学试剂, 工程造价相对较低, 修复效果较好, 有利于水体生物多样性的恢复, 是底泥原位修复技术的一个重要发展方向[12]。

4 原位化学修复技术

原位化学修复技术是向受污染的水体中投放多种化学药剂或酶制剂, 通过化学反应消除底泥中的污染物或改变原有污染物的性状, 为后续微生物降解作用提供有利条件。根据投放试剂的种类, 可以将原位化学修复技术分为原位还原修复技术和原位氧化修复技术。原位还原修复技术是向底泥中加入还原剂, 使底泥的氧化还原电位发生改变, 营造适合微生物降解污染物的还原性环境;原位氧化修复技术是向底泥中加入氧化剂或向底泥上覆水充氧, 使氧化还原电位提高从而降低污染物的毒性, 这种方法费用低、见效快, 目前应用较为广泛[13]。

5 结语

污染底泥 篇4

水体底泥污染是世界范围内的一个环境问题,污染物通过大气沉降、废水排放、雨水淋溶与冲刷等途径进入水体,最后沉积到底泥中并逐渐富集,使底泥受到污染.千岛湖不同监测点底泥Cu、Zn、Mn、Pb、Cd、As、Hg等重金属含量存在差异.大坝前、毛竹源和三潭岛监测点Mn、As和Hg含量较高.不同采样点,底泥重金属污染度有差异,表现为毛竹源>三潭岛>航头岛>茅头尖>大坝前>排岭水厂>街口,毛竹源测点底泥重金属污染风险最高,街口重金属污染风险最低.

作 者：文军 骆东奇 罗献宝 方志发 WEN Jun LUO Dong-qi LUO Xian-bao FANG Zhi-fa 作者单位：文军,骆东奇,罗献宝,WEN Jun,LUO Dong-qi,LUO Xian-bao(广西大学,广西,南宁,530005)

方志发,FANG Zhi-fa(淳安县环境保护监测站,浙江,淳安,311700)

污染底泥 篇5

多氯联苯的商业性生产始于1930年,至1980年世界各国生产的多氯联苯总计近100万吨,1977年后各国陆续停止生产。我国于1965年开始生产多氯联苯,总产量为10,000吨,其中三氯联苯9 000吨,五氯联苯1 000吨,大多数工厂于1974年底停产[1]。进入环境中的多氯联苯在不同的环境介质间发生一系列的迁移转化,最终的储存场所主要是土壤、水体的底泥。底泥除了是自然环境中多氯联苯污染的最终的受体,还扮演着二次污染源的角色。因此,研究底泥中的多氯联苯污染意义重大。

1 国内外研究进展

近年来,国内外环境领域的专家对底泥中的多氯联苯等持久性有机污染物开展了大量研究,重点集中在四个方面,包括底泥中多氯联苯赋存状态调查;多氯联苯在底泥—水体界面迁移及其转化行为的研究;底泥中多氯联苯生态影响及毒性研究;底泥中多氯联苯污染消除方法的研究。

1.1 底泥中多氯联苯赋存状态调查

底泥中多氯联苯赋存状态调查目的是弄清楚多氯联苯物质在底泥中的分布、存在的种类以及含量,这是研究多氯联苯与环境介质之间联系的基础,也是采取各种区域性或全球性治理策略的前提条件[2]。研究的内容主要是多氯联苯在底泥中分布情况调查、预处理方法的改进、检测精度高的技术研究。

分布情况调查为进一步科研提供基础数据。Jae-Kil Jang[3]采用索氏提取、K-D浓缩以及硅胶柱对Calumet湖底泥进行预处理,应用HP-5毛细管柱和HP5890气相色谱仪测定了其中多氯联苯含量,对底泥多氯联苯的时空分布作了详细的调查;Ying Xing[4]对中国多氯联苯污染较严重地区的底泥、水体、土壤、生物中的多氯联苯含量进行了总结,发现在全国大部分地区的多氯联苯污染相对来说并不严重,但在部分地区污染较重。陈静生等[5]对中国东部河流沉积物中的多氯联苯进行了检测,结果表明我国大部分地区的多氯联苯含量没有明显的差别。

研究多氯联苯的存在、分布、迁移、转化、归宿、代谢和处理,都离不开化学检测。对于检测方法的研究主要方向是快速、高效的预处理和灵敏准确、速度快、自动化程度高的检测方法。对于像多氯联苯等持久性有机污染物的检测,关键在预处理的效果,因此预处理技术一直是国内外的研究热点。沉积物中多氯联苯类有机物的分析预处理技术,一般用经典的索氏提取方法,近年来发展了超声波提取、微波辅助提取、超临界提取和加速溶剂提取等技术,这些提取方法的测定结果准确灵敏,但部分技术存在消耗大量溶剂、费时且操作繁琐等不足。Sarah Josephson[6]等采用加压液体萃取的方法对8种底泥进行了预处理,并用改进了的美国EPA标准方法进行了检测,分析了加压萃取的效果,并分析了底泥颗粒的不同对萃取效果的影响。结果表明加压萃取的效果较好。

1.2 多氯联苯在底泥—水体界面迁移及其转化行为的研究

河流中的底泥与河水之间的多氯联苯的迁移在一般情况下处于动态平衡状态,并受底泥悬浮状态、悬浮物形态、有机质含量及底泥颗粒结构和水质、水动力环境等因素影响。此项研究一方面通过探查不同位置的多氯联苯含量了解其空间分布;另一方面通过长期跟踪研究或环境历史资料,得到其随时间的变化规律。在此基础上,通过数值模拟方法得到关于时空变化规律的数学模型,并对模型进行验证和改进,对未来的污染情况进行预测。有些研究是针对多氯联苯在单一介质中的迁移及转化行为,更多的研究是关于多氯联苯在多介质环境(主要是在空气—水—土壤—底泥)中迁移和转化行为。ChenHung Michael Lin[7]对多氯联苯在河口底泥环境中的归趋和迁移作了相应的研究,研究表明改变溶液的化学性质(如p H值或离子强度)不仅能改变多氯联苯憎水性,而且能够改变天然溶解有机物的性质,进而改变天然溶解有机物对多氯联苯的溶解性。研究还表明,由于自然过程产生的重新悬浮以及修复活动,如挖泥,都可能导致污染了的底泥中的憎水性有机物的迁移率和生物利用率的改变;Sondra M.Mille研究了在五大湖中密歇根湖一直存在多氯联苯的持续注入的问题,并确定了污染的底泥重新悬浮是这些进入密歇根湖潜在有毒化合物的主要来源;M.Frignani对Brentella、Lusore-Brentelle and Salso运河底泥中的多氯联苯含量进行了调查,发现其表层底泥中含量较高,说明污染是近期工业污染造成。而威尼斯湖中底泥中的多氯联苯含量较少,其来源可能是上述几个运河底泥中的多氯联苯的重新悬浮释放造成的。

1.3 底泥中多氯联苯生态影响及毒性研究

1990年后,在欧洲和五大湖地区进行了许多多氯联苯毒性和生态影响研究,这些研究与前期的研究相比更为深入和细致,如多氯联苯在大湖地区和欧洲引起食鱼鸟类生殖障碍问题,引起加拿大awrence海的白鲸生殖损害的问题。另一些研究表明,当某种高等捕食者如北海南部的海豹、波罗的海的白尾鹰和大湖地区的食鱼鸟类———体内的多氯联苯的残留物浓度下降时,该物种种群增加,从反方面证明了多氯联苯的毒性效应;Nilufer Mehernosh Tarnpal进一步调查一些多氯联苯及其代谢产物的性质以便于解释它们的难降解性及在某些人体器官中(如大脑)分布和积累。发现多氯联苯不是脑血管阻塞转移物的酶作用物;多氯联苯的氢氧化程度会影响其在环境中的去除效果。

1.4 底泥中多氯联苯污染消除方法的研究

对于有机氯与多氯联苯,由于世界各国基本都已采取了禁止生产和使用的措施,目前的研究主要集中在微生物降解方法和光催化氧化方法。

2 结语

综上所述,国内外对底泥中多氯联苯赋存状况、检测方法、泥—水界面间释放迁移机理、生态环境影响以及污染治理做了大量的研究。由于多氯联苯的难降解性和可迁移性,可以看出,今后的研究方向主要会集中在环境中多氯联苯的重新释放和底泥多氯联苯的治理上。

参考文献

[1]毕新慧,徐晓白.多氯联苯的环境行为[J].环境进展,2000,12(2):152-160.

[2]余刚,等.持久性有机污染物:倍受关注的全球性环境问题[J].环境保护,2001(4):37-39.

[3]Jae-KilJang.Temporal and spatial distribution and sourceidentification of organic pollutants in Lake Calumet area.Ph.D.Dissertation UniversityofIllinois at Chicago,2001.

[4]YingXing,et al.Aspatial temporal assessment of pollution from PCBs in China[J].Chemosphere60(2005)731-739.

[5]陈静生,高学民.我国东部河流沉积物中的多氯联苯[J].环境科学学报,1999,11(19):614-618.

[6]Sarah Josephson et al.Evaluation of PLE exhaustiveness for the extraction of PCBs fromsediment sand the influence of sediment characteristics.Analytica Chimica Acta560(2006):94-102.

污染底泥 篇6

天然沸石、硅藻土和活性炭作为常用的吸附剂,具有大的比表面、适宜的孔结构及表面结构,对吸附质有强烈的吸附能力,能够吸附大量的金属离子,固定土壤中的重金属。苏良湖等[4]研究发现当生石灰的添加量为75 g/kg,底泥中重金属Zn, Pb,Mn的浸出浓度分别降低了72. 8% ,67. 6% 和94% ,有较好的稳定化效果。磷酸二氢钾作为固化剂固定修复重金属污染土壤已有近20年历史,通过改变土壤中重金属的形态,从而有效降低重金属含量和生物毒性[5]。固化剂稳定重金属河道底泥的相关研究报道较多,但多种固化材料对重金属污染底泥的稳定化研究尚不全面。因此,本实验以生石灰、天然沸石、硅藻土、活性炭、磷酸二氢钾作为固化剂,探究了不同固化剂添加量条件下,对多种重金属稳定化效果的影响,为稳定重金属研究提供一定的研究基础。

1实验部分

1.1实验材料和试剂

供试底泥取上海黄浦江支流某河段,样品采集后装入聚乙烯塑料箱中,经自然沉降2周,倒出上覆水,剔除底泥中石砾、碎玻璃、金属片、动植物残体等,充分搅拌,制得鲜底泥样品。测得样品含水率为52. 33% ,密度为1. 42 g/cm3,p H为7. 63。利用微波消解技术和ICP - MS检测出底泥中重金属污染物本底值Mn含量为1474. 64 mg/kg,Cu含量为456. 58 mg/kg, Cd含量为2. 61 mg / kg,Pb含量为141. 07 mg / kg,Zn含量为867. 72 mg / kg。

由于取样地点样品重金属浓度较低无法凸显固化材料固化性能显著性,因此向底泥添加迁移态重金属以提高样品重金属,并将底泥置于自然湿润状态养护30天以上。重金属溶液浓度见表1。

1.2设备与材料

仪器: ICP - MS ( Nex ION 300X) ,PE公司; 快速水分测定仪( HB43 - S) 和p H计( S20K| S20) ,梅特勒 - 托利多仪器有限公司; 全自动翻转式振荡器( JDY - Z12) ,金坛市精达仪器制造有限公司; 纯水仪( AHL - 1002P) ,艾利浦公司。

试剂: 磷酸氢二钾( AR级) ,氧化钙( AR级) ,冰醋酸( AR级) 和活性炭,国药集团化学试剂上海有限公司; 天然沸石, 巩义市豫嵩给排水器材厂; 天然硅藻土,嵊州市华力硅藻土制品有限公司。

1.3实验方法

试验中,通过改变掺入量,来检验生石灰( Q) 、天然沸石 ( Z) 、硅藻土( D) 、活性炭( C) 、磷酸二氢钾( P) 作为添加剂稳定化底泥的效果。稳定化效果根据HJ/T 300 - 2007 《固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法》[6]采用毒性浸出试验测定固化体中Cu、Zn、Pb、Cd、Mn的浸出毒性为参考指标。样品完成养护后,将原底泥、水泥单独固化样品分别在阴凉干燥处晾干,然后研磨过1 mm孔径筛,取干燥粉末备用。

选取5种常见材料作为单一添加剂: 生石灰、天然沸石、 硅藻土、活性炭、磷酸二氢钾,准确称取风干底泥50. 00 g于100 m L烧杯中,逐次添加固化剂生石灰、沸石、硅藻土、活性炭、磷酸二氢钾,每种固化剂设置不同处理水平。混合均匀, 超纯水拌匀,使底泥保持自然湿润状态 ( 含水率保持在60% 左右) ,每隔12 h对样品进行一次搅拌,持续一周 ( 含水率低于20% 时停止) ,测定其p H及重金属含量,熟化2周后,应用毒性浸出方法检测添加剂对底泥中重金属的稳定效果。添加剂加入量见表2。

底泥浸出毒性测定方法参考 《固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法》( HJ/T 300 - 2007) 。称取50 g样品放入2 L聚乙烯瓶中,加入1 L浸提液( p H = 4. 93 ± 0. 05) ,保证水土比为20∶1,设置3个平行样,拧紧聚乙烯瓶塞以保证没有液体漏出,将聚乙烯瓶放入振荡器,设置转速为( 130 ± 2) r/min, 往复振荡( 18 ± 2) h; 振荡完毕后将瓶中的浑浊液吸取一部分放入50 m L离心管中,在6000 r/min的转速下转动5 min以进行固液分离,离心时保证离心管对称放置,并且重量对等; 离心完成后用0. 45 μm滤纸将上清液过滤,最后采用原子吸收分光光度计检测溶液中重金属的浓度。

2结果和分析

2.1底泥理化性质

本实验中的重金属污染底泥,其理化性质见表3,添加重金属溶液后的浓度见表4,土壤环境质量标准及生活垃圾安全填埋标准见表5。

为了使样品中重金属含量提高以增大稳定化试验的效果, 在底泥样品中加入了重金属溶液,通过表4可以看出,添加重金属溶液后底泥中的重金属含量显著提高,对试验的数据观察与结果研究有一定的帮助。

通过比较表3与表5可以看出,未添加重金属溶液的底泥中重金属含量均已远远超出了一级土壤环境质量标准,重金属铅与镉的浸出浓度都没有达到生活垃圾安全填埋标准,所以若不有效处置将对环境造成二次污染,对底泥重金属的稳定化研究刻不容缓。

注: Mn 在土壤中含量较高,不列为污染物。

2.2重金属浸出结果

( mg / L)

从表6可以看出: 对比平行样中重金属浸出结果,不难看出生石灰( Q) 和磷酸二氢钾( P) 对底泥中重金属的稳定化效果最为出色,而天然沸石( Z) 、硅藻土( D) 、活性炭( C) 的稳定化效果较差。

生石灰的投加升高了底泥的p H值,使得重金属的存在形态向稳定态转化,形成难溶性的化合物,有效降低了底泥重金属的浸出率,从而起到稳定化作用[7]。添加磷酸二氢钾溶解后与重金属离子生成沉淀,加之磷酸盐表面的络合与吸附作用, 使得其对重金属有较好的稳定化效果[8,9]。

2.3各添加剂对于锰(Mn)的浸出浓度影响

由图1可知,在单一添加剂的情况下,天然沸石、生石灰与磷酸二氢钾对于锰的浸出浓度的影响十分显著。生石灰掺入量为60 g/kg时就能达到90% 的去除率。当天然沸石、磷酸二氢钾和生石灰的掺入量达到120 g/kg时,底泥中锰的浸出浓度分别降低了79. 3% 、81. 9% 和91. 9% 。而硅藻土和活性炭对于锰的浸出浓度影响较低。在掺入量达到120 g/kg时,底泥中锰的浸出浓度只分别降低了15. 1% 和41. 0% 。

2.4各添加剂对于镉(Cd)的浸出浓度影响

由图2可知,硅藻土与磷酸二氢钾掺入量增加时对镉的浸出浓度影响没有显著变化,猜测可能是样品底泥中镉浓度不高导致试验效果不明显的缘故。由柱状图可以明显看出,磷酸二氢钾与生石灰对镉的浸出浓度影响十分显著,当掺入量达到120 g / kg时, 底泥中镉 的浸出浓 度分别降 低了95. 2% 和92. 9% 。天然沸石与活性炭则较为显著,当掺入量达到120 g / k时,镉的浸出浓度分别降低了66. 3% 和67. 1% 。而硅藻土对于隔的浸出浓度影响不显著,只有26% 。

2.5各添加剂对于铅(Pb)的浸出浓度影响

由图3可知,当磷酸二氢钾与生石灰掺入量达到120 g/k时,铅的浸出浓度分别降低了91. 2% 和70. 7% ,效果极为显著。其中当磷酸二氢钾掺入量为30 g/kg时就能达到71. 7% 的去除率。而天然沸石、硅藻土与活性炭的掺入量达到120 g/k时,铅的浸出浓度只分别降低了47. 2% 、39. 3% 和48. 7% ,效果较为不显著。

2.6各添加剂对于铜(Cu)的浸出浓度影响

由图4可知,当磷酸二氢钾和生石灰掺入量达到120 g/k时,铜的浸出浓度下降最多,分别降低了88. 2% 和90. 0% ,效果十分显著。而天然沸石、硅藻土和活性炭则较不显著,在掺入量达到120 g/kg时,底泥中铜 的浸出浓 度分别降 低了52. 0% 、15. 3% 和58. 1% 。

2.7各添加剂对于锌(Zn)的浸出浓度影响

由图5可知,磷酸二氢钾和生石灰对于底泥中锌的浸出浓度影响较显著,当掺入量达到120 g/kg时,锌的浸出浓度分别降低了87. 7% 和91. 9% 。活性炭在掺入量达到120 g/kg时,对锌的浸出浓度影响较为明显,达到了72. 1% 。而天然沸石与硅藻土则较为不显著,只降低了53. 6% 和56. 1% 。

2.8结果及分析

通过探究不同固化剂添加量条件下对多种重金属稳定化效果的影响,发现生石灰与磷酸二氢钾添加量为120 g/kg干底泥时,对底泥中五种重金属的稳定效果较好。生石灰提供了碱性环境,使底泥p H升高,加速共沉淀效果,促进重金属稳定化及稳定效率[10]。磷酸二氢钾可改变底泥中重金属形态,由迁移态转化为残渣态,促进了重金属的稳定化[11]。

3结论

( 1) 以硅藻土作为固化剂稳定化底泥重金属,硅藻土添加量从30 g/kg递增到120 g/kg,对重金属Cu、Zn、Pb、Cd、M的浸出浓度降低均在55% 以下,影响较小。

污染底泥 篇7

底泥是地表水体中重金属的主要宿体, 重金属经过一系列物理、化学及生物作用, 沉积于地表水体底部。底泥与水体两相界面进行着一系列的迁移转化过程, 如吸附–解吸作用, 沉淀–溶解作用, 分配–溶解作用, 络合–解络作用, 离子交换作用及氧化还原作用等, 其它过程还包括如生物降解和生物富集等。近年来, 清水塘工业区加大了对工业污染的整治力度, 区域内工业废水排放达标率大幅上升、工业废渣基本得到安全处置, 重金属排放量显著下降, 多年沉积的底泥成为区域地表水体中重金属污染的主要来源。底泥沉积物中的重金属在水文条件、水质参数等发生变化的情况下, 会向水体中释放大量的重金属, 存在严重的环境风险隐患。2006年年初, 区域内湘江一级支流——株洲霞湾港在清淤过程中由于施工不当, 导致含镉严重超标的底泥和污水排入湘江, 造成下游株洲霞湾港至长沙段湘江水质镉超标, 严重影响到下游湘潭市、长沙市的饮用水源安全。底泥重金属污染成为一个世界性的环境问题[1]。

水泥固化/稳定化技术是处理含重金属废物的应用最广泛的技术之一[2]。该方法是将废物和水泥混合, 经水化反应后形成坚硬的水泥试块, 从而达到降低废物中危险成分浸出的目的。

本研究以株洲清水塘工业区某水塘底泥为研究对象, 该水塘是清水塘工业区一处典型的纳污水体, 周边分布有多家冶炼锌、化工等工业企业。面积为202亩, 总容量为59.4万m3, 与湘江一级支流——老霞湾港相连通。水源补给主要为大气降水、以及少量生活污水与工业废水, 水量受季节性降水影响大。本研究采用粉煤灰、水泥、硫化钠为添加剂, 对底泥进行固化/稳定化试验研究, 考察固化体的浸出毒性与抗压强度, 为重金属污染底泥的后续安全处理提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 材料

底泥取自株洲市清水塘工业区某水塘截流抽水作业完成后的塘底上层0~20cm, 采样点共8处, 每处采样点采集1个样品, 样品采集后分拣出砾石、植物等杂质后装入聚乙烯塑料袋中保存备用。各底泥样品的含水率、重金属浸出浓度见表1, 其中底泥重金属浸出浓度的测定参照《固体废物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》 (HJ/T 299-2007) 。由表1可知, 底泥重金属浸出浓度未超过《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》 (GB 5085.3-2007) , 但1#、5#、7#样品浸出液中Zn的浓度已接近《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》 (GB 5085.3-2007) 规定的浓度限值, 潜在威胁较大。所用水泥为中材株洲水泥有限公司生产的325#普通硅酸盐水泥;粉煤灰为株洲华银火力发电有限公司的脱硫粉煤灰;硫化钠为株洲市当地某化工厂生产。

1.2 试验方法

固化/稳定化配比为绝干底泥:水泥:粉煤灰:硫化钠=1:0.54:0.06:0.01, 底泥样品经测定含水率后, 按配比将底泥、水泥、粉煤灰和硫化钠混合。搅拌均匀后分多次填入150mm×150mm×150mm立方体模具中, 每次填料后于振动台上震动成型, 成型后24h脱模, 脱模后于室内自然条件下养护, 养护7d后进行抗压强度试验。抗压强度试验后, 将固化样品破碎过9mm筛, 参照《固体废物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》 (HJ/T 299-2007) 对样品进行重金属浸出毒性试验。

2 结果与讨论

2.1 固化体抗压强度

固化体抗压强度是衡量固化体填埋处理的一个基本指标。各样品固化体7d抗压强度见图1。由图1可知, 在相同固化配比条件下, 底泥初始含水率对固化体7d抗压强度影响较显著, 当底泥初始含水率小于60%时, 固化体7d抗压强度超过1.2MPa, 当底泥初始含水率大于100%时, 固化体7d抗压强度下降明显, 低于0.8MPa。这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, 水泥的水化产物不能有效填充孔隙, 水化产物无法形成连续的网状结构, 导致固化体抗压强度降低[3]。

2.2 浸出毒性

重金属浸出浓度是评价底泥固化体重金属固化/稳定化效果的重要指标, 表2为参照HJ/T 299-2007方法得到的固化体重金属浸出浓度。

表2结果表明, 固化体重金属浸出浓度与原底泥相比明显减小, 且均低于《污水综合排放标准》 (GB 8978-1996) 中最高允许排放浓度。与原底泥重金属浸出浓度相比 (见表1) , 养护7d后固化体中Pb的浸出浓度降低了55.6%~78.2%, Cd的浸出浓度降低了33.3%~79.9%, Zn的浸出浓度降低了94.2%~98.1%。

水泥的水化过程中, 重金属可以通过吸附、化学吸收、沉降、离子交换、钝化等多种方式与水泥发生反应, 最终以氢氧化物或络合物的形式停留在水泥水化形成的水化硅酸盐胶体C—H—S表面上[4]。在酸性环境下, 氢氧化物和C—H—S的溶解, 会导致重金属以离子态溶出。重金属离子与硫离子之间具有较强的亲和力, 重金属硫化物溶度积远小于其氢氧化物溶度积。在酸性环境下, 重金属硫化物较之其氢氧化物具有更好的稳定性。通过在固化/稳定化过程中添加硫化钠, 将重金属转化为硫化物的形态, 可增强固化/稳定化效果。

3 结论

(1) 底泥初始含水率对底泥固化体的抗压强度有显著影响, 固化体的抗压强度随底泥初始含水率的增大而降低。底泥固化/稳定化现场施工时, 应对底泥进行脱水处理, 使固化体满足一定的抗压强度要求。

(2) 原底泥中Pb、Cd、Zn含量较高, 对地表水环境潜在威胁大。固化/稳定化配比为绝干底泥:水泥:粉煤灰:硫化钠=1:0.54:0.06:0.01时, 底泥固化体的3种重金属浸出浓度明显降低, 均低于《污水综合排放标准》 (GB 8978-1996) 中最高允许排放浓度。

参考文献

[1]Akcay H, Oguz A, Karapire C.Study of heavy metal pollution and speciation 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 ofhazardous materials, 1987, 14 (1) :5-21.

[3]张春雷.基于水分转化模型的淤泥固化机理研究[博士论文[D].南京:河海大学, 2007.