水泥固化重金属污染土的强度特性试验研究_查甫生

合集下载

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》篇一一、引言随着工业化的快速发展，高浓度的重金属污染问题，尤其是铜污染问题，已经成为了全球关注的焦点。

土壤中过量的铜离子会对生态系统和人类健康产生严重影响。

因此，有效处理和修复重金属污染的土壤已成为环境保护的迫切需求。

工业废渣作为环境污染治理中的潜在资源，其在固化重金属污染土方面的应用，成为了一项新的研究方向。

本文着重对工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验进行深入探讨和研究。

二、研究方法与材料1. 材料准备本试验主要采用工业废渣（如矿渣、粉煤灰等）和水泥作为固化剂，以及含有高浓度铜离子的污染土。

所有材料均经过严格筛选和预处理，确保其符合试验要求。

2. 试验方法试验采用不同的工业废渣与水泥配比，对高浓度铜污染土进行固化处理。

通过对比不同配比下的固化效果，确定最佳的配比方案。

同时，对固化过程中的物理化学性质进行监测和分析，以评估固化的效果和稳定性。

三、试验结果与分析1. 固化效果试验结果表明，工业废渣与水泥的协同作用能有效固化高浓度铜污染土。

在适当的配比下，铜离子的浸出率显著降低，固化的稳定性得到显著提高。

2. 物理化学性质分析通过对固化过程中的物理化学性质进行监测和分析，发现工业废渣和水泥的加入能显著改变污染土的pH值、电导率和有机质含量等。

这些变化有助于提高铜离子的固定效果，降低其浸出率。

3. 最佳配比方案通过对比不同配比下的固化效果，发现工业废渣与水泥的最佳配比为X:Y（具体比例根据实际情况而定）。

在此配比下，固化的效果最佳，铜离子的浸出率最低。

四、讨论与结论1. 讨论本试验研究了工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的效果和机制。

结果表明，工业废渣与水泥的协同作用能有效固化高浓度铜污染土，提高固化的稳定性和效果。

这为重金属污染土壤的修复提供了新的思路和方法。

然而，本试验仍存在一定局限性，如未考虑不同类型和来源的工业废渣对固化效果的影响等。

因此，未来研究可进一步探讨不同类型和来源的工业废渣在固化重金属污染土方面的应用。

水泥和碱渣固化含铅重金属污染土特性试验研究

河南科技Henan Science and Technology化工与材料工程总第804期第10期2023年5月收稿日期：2023-02-23基金项目：中央级公益性科研院所基本科研业务费专项基金项目（TKS20220102）。

作者简介：边天奇（1995—），男，本科，工程师，研究方向：环境岩土工程。

通信作者：安晓宇（1988—），男，硕士，高级工程师，研究方向：土工离心模型试验技术。

水泥和碱渣固化含铅重金属污染土特性试验研究边天奇安晓宇元光宗（交通运输部天津水运工程科学研究所港口水工建筑技术国家工程研究中心,天津300456）摘要：【目的】改良重金属污染土修复工程中常用的水泥固化/稳定法技术。

【方法】以“氨碱法”制碱工艺的碱渣作为添加剂，通过室内试验研究水泥固化含铅重金属污染土的无侧限抗压强度及毒性浸出特性。

【结果】固化土强度随养护龄期的增大逐渐提高，随铅离子含量的增大逐渐减小；与单一水泥固化含铅重金属污染土相比，碱渣的掺入使水泥固化土早期强度提高10%～25%，长期强度降低20%～30%，固化土对铅离子的吸附性能得到提高，不同浸出方法中浸出液铅离子浓度随碱渣掺入量的增大逐渐降低。

【结论】碱渣的掺入提高了固化剂对铅离子的吸附性能，与等量单一水泥相比，其浸出液中铅离子浓度大幅度降低。

关键词：固化/稳定技术；含铅重金属污染土；水泥；碱渣；无侧限抗压强度；毒性浸出中图分类号：X53文献标志码：A文章编号：1003-5168（2023）10-0083-05DOI ：10.19968/ki.hnkj.1003-5168.2023.010.017Characteristic of Heavy Lead-Contaminated Soil Stabilized/Solidifiedby Using Cement and Soda ResidueBIAN Tianqi AN Xiaoyu YUAN Guangzong(Tianjin Research Institute for Water Transport Engineering,M.O.T.,National Engineering Laboratory for PortHydraulic Construction Technology,Tianjin 300456,China)Abstract:[Purposes ]To improve the The Solidification and Stabilization (S/S)immobilization technolo⁃gies that are the most commonly selected treatment options for metals-contaminated sites.[Methods ]The unconfined compressive strength and leaching toxicity characteristics of lead-contaminated soil stabi⁃lized/solidified by using cement and soda residue are studied.[Findings ]The unconfined compressive strength gradually increases along with curing age,but decreases with the lead concentration of the spiked soil;Comparing with soil solidified by using cement,the addition of soda residue results in in⁃creasing in the early strength of cement solidified soil by 10%~25%,but results in reducing in its long-term strength by 20%~30%,and the addition of soda residue reduces lead concentration of leachate and increases the cement adsorption performance.[Conclusions ]The addition of soda residue improvesthe adsorption performance of the curing agent on Pb 2+,and compared with the same amount of single ce⁃ment,the concentration of Pb 2+in the leachate is greatly reduced.Keywords:stabilized/solidified;lead-contaminated soil;cement;soda residue;unconfined compressivestrength;leaching characteristics0引言水泥基材料固化/稳定重金属污染土技术是欧美发达国家较为常用的一种污染土修复技术，其机理及工程应用已有系统的研究［1］。

水泥固化污泥中重金属的浸出试验研究

２５
建材世界
２０１４年
第３５卷
第６期
河砂，产地武汉，细度模数２．６，含泥量０．３，泥块含量为Ｏ；污泥，原状生活污泥和原状电镀污泥共两种，自然晾干后，经破碎通过筛孔公称直径为５ｍｍ金属方孔筛；外加剂，西卡公司生产的聚羧酸系高效减水剂，减水率２５以上；拌合水，清洁的自来水。
污泥的砂浆试样的重金属浸出浓度比较接近；随着养护龄期的延长，重金属浸出浓度呈降低趋势。
关键词：水泥；污泥；重金属；浸出；固化
ＬｅａｃｈｉｎｇＥｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌＳｔｕｄｙｆｏｒｔｈｅＨｅａｖｙＭｅｔａｌｓ
建材世界
ｄｏｉ：１０．３９６３／ｊ．ｉｓｓｎ．１６７４ — ６０６６．２０１４．０６．００７
２０１４年
第３５卷
第６期
水泥固化污泥中重金属的浸出试验研究
王晶，周永祥，王伟，何更新
（中国建筑科学研究院，北京１０００１３）
摘要：通过对不同掺量比例的电镀污泥和生活污泥砂浆试样的重金属浸出试验，研究了水泥固化作用对污泥中
重金属浸出的影响。研究结果表明，重金属浸出浓度随着污泥掺量比例的提高而增大；不考虑物理稀释作用，同种类
２０１４年

水泥加固MgCl2和MgSO4污染土强度试验研究

水泥加固MgCl2和MgSO4污染土强度试验研究1任杰，白晓红，韩鹏举太原理工大学建筑与土木工程学院，太原（030024）E-mail: 525418@摘要：通过室内模拟试验，探讨了受到MgCl2和MgSO4污染的土与水泥搅拌后形成的水泥土抗压强度随龄期和Mg2+含量变化的规律，分析了导致强度变化的化学机理。

结果表明：污染水泥土和未受污染的水泥土的无侧限抗压强度均随龄期的增加而增大；污染水泥土抗压强度随着Mg2+含量的增加而降低；当污染土中Mg2+含量为1.5g/kg和4.5g/kg时，MgSO4污染水泥土的强度比MgCl2污染水泥土的强度低；当污染土中Mg2+含量为6g/kg和9g/kg 时，MgSO4污染水泥土强度与MgCl2污染水泥土强度差别不大。

关键词：水泥土；污染土；无侧限抗压强度；化学机理中图分类号：TU 411.31. 引言水泥土由于其性能良好，材料来源广泛，价格低廉，被广泛应用于地基处理、基坑围护、公路堤坝等工程中。

众多学者对水泥土的力学性质及其强度增长规律进行了较为深入的研究，Fisher和Kawasaki等分析了粘性土中掺入不同水泥的力学特性[1] [2]；郝巨涛从材料力学的角度探讨了水泥土的力学特性[3]；但是当水泥土处在化工厂、污水处理厂以及一些选矿厂的厂房和周围地区时,水泥土将被三废（废气、废水、废渣，尤其是废水的影响尤为强烈）的侵蚀和污染而使水泥土发生物理化学变化，影响其工程性质。

宁宝宽等探讨了在不同化学溶液、不同浓度和不同pH值条件下，一定掺量的水泥粉质粘土的力学效应[4] [5]；白晓红,赵永强等通过一系列相关室内试验研究，探讨了在污染环境下水泥土的抗压强度规律[6]；储诚富，刘松玉等人对含盐量对水泥加固土强度的影响进行了阐述[7]；冒俊对人工改良垃圾土强度进行了试验研究[8]；然而将污染后的土制成污染水泥土的研究尚属欠缺，特别是MgCl2和MgSO4污染下水泥土强度变化的研究尚未见到相关报道。

重金属污染土壤经水泥基固化稳定化后的浸出实验设计

重金属污染土壤经水泥基固化稳定化后的浸出实验设计摘要：某地重金属污染土壤，经过水泥基固化稳定化后分别进行用作路基填充材料，进入生活垃圾填埋场填埋，进入危险废物填埋场填埋等三种不同方式的处理。

针对这三种不同的处理方式，分别进行浸出实验设计，系统评估其固化稳定化效果以及再利用或填埋处置的长期环境安全性。

关键词：重金属污染土壤，水泥基，固化稳定化，浸出实验设计1.背景介绍某地重金属污染土壤，采用水泥基固化稳定化后分别进行三种不同方式的处理：（1）用作路基填充材料；（2）进入生活垃圾填埋场填埋；（3）进入危险废物填埋场填埋。

通过水泥基对重金属污染土壤进行固化稳定化处理，是对危险固废处理的有效手段，但是水泥基的固化稳定化处理并不能保证污染物的零泄漏。

经水泥基固化稳定化处理后的重金属污染土壤依旧会析出重金属污染物。

浸出实验是目前研究及评价重金属浸出特性的主要方法，主要的考察指标有浸出浓度和浸出率。

因此针对不同的处理方式，分别进行浸出实验设计，选择不同类型的浸出液，为系统的评估其固化稳定化效果以及再利用或者填埋处置的长期环境安全性提供参考。

2.浸出实验设计2.1用于路基填充材料的水泥基浸出实验方案重金属污染土壤采用水泥基固化后用于路基填充材料，根据《GB 14569.1-2011 低、中水平放射性废物固化体性能要求——水泥固化体》，该处理方式应属于水泥固化体的近地表处置。

在实际生活中，路基整块受雨水冲刷与浸泡，在酸雨多发地区，还受pH较低的雨水冲刷和浸泡，而路基不断受雨水浸泡属于短期浸泡。

则根据材料用途与实际情况，设置了两种短期整块废物的浸泡动态实验（浸出实验的一种）方案，试验过程中没有搅拌，定期更换浸出液。

对于普通雨水的浸泡，采用《GB/T 7023-2011 低、中水平放射性废物固化体标准浸出试验方法》，而对于酸雨雨水浸泡，采用硫酸硝酸法。

需要说明的是，尽管对于普通雨水的浸泡情况，采用的是放射性废物固化体浸出试验方法，但对于浸出液中金属离子的检测并非只检测放射性金属，而是对所有重金属含量进行检测。

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》一、引言随着工业化的快速发展，土壤污染问题日益严重，尤其是重金属污染，如铜污染。

高浓度的铜污染土不仅对生态环境造成严重威胁，还可能通过食物链影响人类健康。

因此，寻找有效的土壤修复技术成为当前研究的热点。

本研究采用工业废渣协同水泥固化的方法，对高浓度铜污染土进行修复，旨在探索其固化效果及影响因素，为实际工程应用提供理论依据。

二、试验材料与方法1. 试验材料本试验所使用的工业废渣主要为冶炼渣、煤矸石等，水泥选用普通硅酸盐水泥。

试验土样为高浓度铜污染土。

2. 试验方法（1）将工业废渣与水泥按一定比例混合，制备固化剂。

（2）将固化剂与高浓度铜污染土混合，控制含水率，搅拌均匀。

（3）将混合土样置于模具中，进行养护。

（4）对养护后的土样进行性能测试，包括重金属浸出毒性、抗压强度等。

三、试验结果与分析1. 固化剂配比对修复效果的影响通过改变工业废渣与水泥的配比，研究其对高浓度铜污染土修复效果的影响。

结果表明，适当的配比可以提高土样的固化效果，降低重金属浸出率。

当工业废渣与水泥的质量比为7:3时，修复效果最佳。

2. 含水率对修复效果的影响控制含水率是保证土样固化的关键因素。

试验结果表明，当含水率控制在一定范围内时，土样的固化效果较好，重金属浸出率较低。

含水率过高或过低都会影响土样的固化效果。

3. 修复后土样的性能测试对养护后的土样进行性能测试，包括重金属浸出毒性、抗压强度等。

结果表明，经过工业废渣协同水泥固化处理后，高浓度铜污染土的重金属浸出率显著降低，抗压强度得到提高。

四、讨论与结论1. 讨论本研究采用工业废渣协同水泥固化的方法对高浓度铜污染土进行修复，取得了较好的效果。

然而，在实际应用中，还需考虑其他因素，如土样的性质、环境条件等。

此外，不同地区的土壤污染情况各异，因此，在实际应用中需根据具体情况进行调整。

2. 结论（1）工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土是一种有效的修复方法。

含重金属废弃物的水泥固化性能及作用机理的开题报告

含重金属废弃物的水泥固化性能及作用机理的开题报告
一、选题背景
随着工业化的进程和技术的不断进步，工业废水排放问题变得越来越严重。

其中，含重金属废水是一种比较严重的污染物，因为重金属具有毒性和生物积累性，对环境
和人类健康造成的危害很大。

因此，对含重金属废水的处理成为了一种紧迫的需求。

水泥固化是一种将废水固化成水泥状物质的技术，可以有效地将污染物隔离，防止它进入土壤和地下水中。

许多研究表明，含重金属废水可以通过水泥固化得到很好
的处理。

然而，水泥固化废水的机理和机制还需要更深入的研究。

二、研究目的
本研究旨在探究含重金属废水的水泥固化性能及其作用机理。

具体研究目的如下：
1. 研究水泥固化含重金属废水的固化效果。

2. 建立含重金属废水与水泥反应的数学模型，并分析反应动力学。

3. 探究水泥固化含重金属废水的微观结构和化学成分，以了解其固化机制。

三、研究方法
1. 采集不同含量、不同种类的钡、铅、铬等重金属废水样品。

2. 采用X射线衍射仪、扫描电子显微镜等仪器对水泥固化后的样品进行结构和
化学分析。

3. 利用分光光度计等分析设备对水泥固化的过程进行监测和分析。

4. 根据上述数据，建立含重金属废水与水泥的化学反应模型，并进行反应动力学分析。

四、研究意义
开展含重金属废水的水泥固化性能及作用机理的研究，对于实现废水的治理和资源化具有重要的意义。

这项研究对于提高我国废水治理技术的水平，保护环境，维护
生态健康，控制污染源是十分重要的。

不同胶结材料对重金属污染土壤的固化效果

不同胶结材料对重金属污染土壤的固化效果关亮;郭观林;汪群慧;李发生【摘要】利用不同胶结材料对广西某铅锌矿场重金属污染土壤[w(Pb),w(Cd)和w(Zn)分别为4 375,79.33和13 470 mg/kg)]进行固化处理.采用TCLP浸提液对固化体进行浸提,根据固化体的浸出性能,评价不同固化剂及辅助剂组合对重金属污染土壤的固化效果.结果表明:m(水泥):m(粉煤灰):m(生石灰)为2:1:1和1:1;2的固化剂组合具有很好的固化效果.水泥用量占固化体总量的30%时,3种重金属的固化率均达到99%;水泥+粉煤灰+生石灰固化体系的固化效果仅次于水泥,在m(水泥):m(粉煤灰):m(生石灰)为1:1:2和2:1:1时,30%的固化剂用量使3种重金属浸出质量浓度均满足危险废物填埋入场标准;水泥+粉煤灰和粉煤灰+生石灰固化体系的固化性能相对较差,粉煤灰参与固化反应表现出明显的滞后性,当用生石灰作为辅助剂参与反应时,粉煤灰中所含有的活性SiO_2和Al_2O_3在碱性条件下得到激发,从而进一步强化了粉煤灰的固化性能.【期刊名称】《环境科学研究》【年(卷),期】2010(023)001【总页数】6页(P106-111)【关键词】硅酸盐;重金属;固化;污染土壤;浸出性能【作者】关亮;郭观林;汪群慧;李发生【作者单位】北京科技大学土木与环境工程学院,北京,100083;中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室,北京,100012;中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室,北京,100012;北京科技大学土木与环境工程学院,北京,100083;中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室,北京,100012【正文语种】中文【中图分类】X705随着工业化进程的加快,矿产资源被大量开采,采矿、选矿和冶炼是向土壤环境中释放重金属的重要途径,因开采及洗矿造成周边土壤重金属污染的现象日益严重.矿山固体垃圾从地下搬运到地表后,由于所处环境的改变,极易发生风化作用 (如物理、化学和生物作用),使大量有毒有害的重金属元素释放到土壤和水体中,直接影响了周围的生态环境及居民健康.近年来,如何对重金属污染土壤进行修复和治理成为研究热点,并在生物学、农业工程学和物理化学等方面开展了大量研究.在这些方法中,固化/稳定化法因具有成本低、周期短和效果稳定等特点,常应用于重金属污染土壤的修复治理中,尤其对于重污染土壤填埋前的预处理,固化/稳定化作为一种关键方法得以广泛应用.固化/稳定化方法是指通过物理、化学的方法,使土壤形成具有一定强度、化学稳定性及低渗透率的固化体,从而降低重金属在环境中的迁移渗透和生物有效性.目前国际上常用于处理重金属污染土壤的固化方法包括水泥及其他凝硬性材料固化法、热塑性微包胶处理[1]、玻璃化[2]及微波固化等[3].水泥及其他凝硬性材料固化法因具有易于操作、高效且成本低等优点,目前在国际上已广泛运用于固化污染土壤及工业废物[4-8];在国内则大多应用于铬渣、电镀污泥和飞灰等工业废物的处理[9-11],而应用该方法对重金属污染土壤进行固化/稳定化的研究相对较少.笔者采用不同配比的水泥、粉煤灰和生石灰为固化剂,对某铅锌矿区中的 Pb,Zn和Cd污染土壤进行固化/稳定化处理,以污染物浸出毒性和固化体 pH为固化效果表征指标,考察不同类型和比例的固化剂对重金属污染土壤的固化效果.1.1 试验材料污染土壤采自广西某铅锌矿场附近耕作用地,该铅锌厂已运行超过 15年,采样区域位于铅锌厂下游,铅锌厂废水经常随雨水和地表径流流经目标采样区域.污染土壤经自然风干后挑除石砾和植物残体,过 2 mm筛后保存为试验土壤样品.选取部分预制好的污染土壤样品,过 0.07 mm筛后用 HNO3-HClO4-HF三酸消解,采用日立 z 2000原子吸收仪测定污染土壤中目标重金属质量浓度[12],同时测定土壤的基本理化性质及粒径分布,结果见表 1,2.试验用水泥为普通硅酸盐水泥;粉煤灰取自北京市电力粉煤灰工业公司,为二级粉煤灰.水泥和粉煤灰的物质组成见表 3.1.2 试验方法将试验分为 4组,其固化体系组成：①水泥;②m(水泥) ∶③m(粉煤灰 )分别为1∶2,1∶1和2∶1; ④m(粉煤灰) ∶m(生石灰 )分别为3∶1,1∶1和1∶2;m(水泥) ∶m(粉煤灰) ∶m(生石灰)分别为1∶1∶1,2∶1∶1,1∶2∶1和1∶1∶2.以上述4种固化体系为固化剂,分别按固化体总量(以质量计,下同)的20%,30%,40%和50%与土壤混合,研究不同固化剂配比及固化剂用量对重金属的固化效果.将不同固化剂与土壤样品均匀混合后加入总量 20%的蒸馏水,再次混匀后装入100 mm×50mm×30 mm的模具中,手动压实后放入养护箱,在20℃,80%的湿度下进行养护.分别在固化体养护 7 d和 28 d时进行破模,测定固化体的 pH〔《森林土壤 pH测定标准》(LY/T1239—1999)〕,并进行毒性特性浸出试验[13].方法：将破模后的固化体磨碎,过 2 mm筛.称取过筛样品 2.5 g,置于 100 mL离心管中,加入 50 mL 0.1 mol/L的 HAc,密封后放入摇床,在常温,120 r/min下振荡 18 h后取出,真空抽滤浸提液过0.45 μm孔径滤膜.保存浸提液,测定其中 Pb,Cd和 Zn的浸出质量浓度.2.1 重金属污染土壤的水泥固化由表 4可见,按不同比例的水泥用量〔w(水泥)〕对土壤样品进行固化反应后,随着固化时间的延长,Pb,Cd和 Zn的浸出质量浓度均有所下降,其中 Pb的浸出质量浓度下降最为明显 .在水泥用量占固化体总量的 30%〔w(水泥)为 30%〕时,3种重金属基本没有浸出;减少水泥用量至固化体总量的 20%〔w(水泥)为 20%〕时,3种重金属的浸出质量浓度较高,其中 Cd浸出质量浓度超过我国危险废物填埋入场限值〔《危险废物填埋污染控制标准》(GB5085.3—2001),其中ρ(Pb),ρ(Cd)和ρ(Zn)限值分别为 5,0.5和 75 mg/L〕.由表 5可见,经水泥固化并养护的固化体有着较高的 pH.30%的水泥用量使得固化体 7 d养护的pH达到 11.41,但继续增加水泥用量,固化体 pH变化并不明显.而在20%的水泥用量下,固化体的 pH刚刚超过 11(7 d养护 pH为 11.07,28 d养护 pH 为11.17).众多研究表明,Pb,Cd和 Zn的主要固化机理为形成氢氧化物沉淀,并沉降或被吸附于高比表面积的水泥水化产物表面,因此固化体的 pH在该过程中起到了很大的作用.另外,固化体 pH也间接代表了水泥水化程度的强弱,高 pH说明了水泥水化更为充分,这也是水泥发挥固化效果的前提条件[14-16].2.2 粉煤灰 +水泥及粉煤灰 +生石灰固化体系粉煤灰作为一种具有火山灰性质的材料,可与水泥或生石灰同时使用作为固化剂.图1为粉煤灰 +水泥和粉煤灰 +生石灰固化体系的重金属浸出质量浓度及 pH.与水泥固化体相比,该组试验的固化效果有所下降,20%的固化剂用量下,3种重金属的浸出质量浓度均远超过我国危险废物填埋入场限值.随着固化剂用量的增加,固化体重金属浸出质量浓度逐渐降低;而在相同固化剂用量下,随着固化剂中水泥和生石灰所占比例的提高,固化体的固化效果有所提升.对 2组固化体系的固化效果进行比较发现,粉煤灰 +生石灰固化体系的固化效果要好于粉煤灰+水泥固化体系,30%的固化剂用量下,m(粉煤灰)∶m(生石灰)=1∶2的固化剂配比将固化体系重金属浸出质量浓度控制在填埋入场限值以下 ;而m(粉煤灰)∶m(水泥)=1∶2的固化剂配比在40%的用量下才达到填埋入场限值.这说明,生石灰能更好地激发粉煤灰的活性,使其火山灰反应更加快速、彻底.比较 7 d和28 d养护的固化体系重金属浸出质量浓度发现,随着养护时间的延长,重金属的浸出质量浓度有所下降,而粉煤灰 +水泥固化体系的降幅要略大于粉煤灰 +生石灰固化体系,该现象与其各自的反应特性密切相关.在粉煤灰 +水泥固化体系中,粉煤灰活性需要依靠水泥水化生成的Ca(OH)2来激发,因此水泥的水化速率影响了整个体系的固化速率,但随着养护时间的延长,水泥水化程度逐渐提高,这也进一步激发了粉煤灰的固化性能;而在粉煤灰 +生石灰固化体系中,生石灰可以直接作为激发剂,激发粉煤灰的活性,减少了反应步骤和反应时间,因此在 7 d养护条件下获得了较好的固化效果,但 28 d养护变化并不明显.结合固化体 pH,粉煤灰 +水泥体系固化体 pH比水泥固化体系低很多,并随着固化体养护时间的延长 pH略有降低.这正是因为粉煤灰的火山灰反应消耗了固化体系中的 Ca(OH)2,同时因粉煤灰结构致密,化学性质稳定、活性发挥速度慢,导致该固化体系的前期固化效果较差.而对于粉煤灰 +生石灰固化体系,由于生石灰本身具有强碱性,能提供粉煤灰火山灰反应所需的 Ca(OH)2,但当其含量较少时,无法充分激发粉煤灰,导致固化效果较差.20%和 30%的固化剂用量下,28 d养护固化体系pH 较 7 d养护有较大下降也证明了这一点.另外,虽然生石灰可以有效激发粉煤灰的活性,但提高生石灰的用量使得固化体系的 pH大幅提高,甚至超过了我国危险废物填埋入场限值 (pH=12),致使粉煤灰 +生石灰固化剂体系的应用受到限制.2.3 水泥 +粉煤灰 +生石灰固化体系由图 2可见,m(水泥)∶m(粉煤灰)∶m(生石灰)=1∶1∶2或2∶1∶1时 ,其固化效果明显好于其他配比,在 30%的固化剂用量下,采用这 2种固化体系的 3种重金属浸出质量浓度均在 7 d养护下达到我国危险废物填埋入场标准.其中,m(水泥)∶m(粉煤灰)∶m(生石灰)=2∶1∶1固化体系的 Pb,Cd和 Zn浸出质量浓度分别为 4.28,0.41和 31.35 mg/L;m(水泥)∶m(粉煤灰)∶m(生石灰)=1∶1∶2固化体系的 Pb,Cd和 Zn浸出质量浓度分别为 3.09,0.35和 21.34 mg/L.当固化剂用量在 40%以上时,各种固化剂配比均可满足我国危险废物填埋入场标准.2.4 固化机理探讨水泥水化过程主要是其中的硅酸三钙〔3CaO·SiO2(C3 S)〕及硅酸二钙〔2CaO·SiO2(C2 S)〕与水反应生成凝胶状的含水硅酸钙 (C-S-H)的过程[17-19],其中M2+为重金属离子.C3 S+H2O→Ca2++OH-+H4 SiO4→研究表明,随着水化反应的进行,C-S-H从最初的纤维状发展为网络结构,随着水泥浆体孔隙率的减少或密实度的提高,最终成为花朵状结构[20].Pb,Zn和 Cd可在碱性条件下形成氢氧化物沉淀,且这些氢氧化物在 C-S-H凝胶表面的溶度积要远小于水溶液中的溶度积[17];C-S-H具有极高的比表面积,更有利于重金属化合物的吸附或共沉降.另外随着水化反应的进行,C-S-H的网络结构成型过程中可以进一步包裹和固定重金属.水泥 +粉煤灰固化体系中,粉煤灰中含有大量具有活性的 SiO2和 Al2O3,但其自身却无法发生水化反应,只有在水泥或其他碱性激发剂的激发下才会发挥作用.因此在固化反应初期,该固化体系中的水泥首先进行水化反应起固化作用,随后在水泥水化所产生的 Ca(OH)2的激发下,粉煤灰发生火山灰反应,发挥固化作用[21-22].由于粉煤灰火山灰反应的滞后性及其早期水化反应慢、强度较低的特点,其固化效果随时间的延长明显增强.在粉煤灰 +生石灰固化体系中,由于 Ca(OH)2的直接加入,粉煤灰可直接参与火山灰反应,因此其水化速率提高并迅速获得较好的固化效果,但该固化体系 pH过高,超过了我国危险废物填埋入场限值.在水泥 +粉煤灰 +生石灰固化体系中,当固化剂用量为 20%时,由于前期固化体系的pH较低,生石灰加入量较少,粉煤灰无法发挥作用,固化体固化效果较差;但随着养护时间的延长,水泥水化释放出更多的 Ca(OH)2,辅助粉煤灰进行火山灰反应,使 28 d养护下的固化效果逐步提升.a.水泥固化体系和水泥 +粉煤灰 +生石灰 (尤其是质量比为1∶1∶2和2∶1∶1时 )固化体系均可在30%的固化剂用量下对污染土壤进行快速高效的固化处理,并达到我国危险废物填埋入场标准.b.水泥固化体系中,由于水泥具有较高的 C3 S成分,使其具有快速固化的效果,7 d养护后重金属浸出质量浓度已经达到较低水平;而由于粉煤灰结构致密、化学性质稳定,其活性发挥速度慢,固化反应有一定的滞后性,但随着养护时间的延长,其固化效果有较大提升;生石灰的参与可以有效地激发粉煤灰的火山灰反应,减少了滞后性,使粉煤灰早期固化效果提高.c.水泥的水化作用及粉煤灰中的活性氧化硅和氧化铝在碱性激发下的火山灰反应,是固化剂固化重金属的主要前提,反应形成的 C-S-H凝胶可以有效地吸附、网捕重金属,或为重金属氢氧化物提供更大的比表面积,有利于沉降.固化体系的高 pH是重金属形成沉淀的重要条件.【相关文献】[1] 蒋建国,王伟.危险废物稳定化/固化技术的现状与发展[J].环境科学进展,1998,6(1)：55-61.[2] JONES D A,LELYVELD T P,MAVROFIDIS S D,et al.Microwave heating applications in environmental engineering：a review[J].Resources,Conservation and Recycling,2002,34：75-90.[3] YANG Y,XIAO Y,VONCKEN J H L,et al.Thermal treatment and vitrification of boiler ash from a municipal solid waste incinerator[J].J Hazard Materi,2008,154：871-879.[4] BATCHELOR B.Overview of waste stabilization with cement[J].Waste Manage,2006,26：689-698.[5] HAMBY D M. Site remediation techniques supporting environmental restoration activities：a review[J].Sci Total Environ,1996,191：203-224.[6] KATSIOTIM,KATSIOTIS N,ROUNI G,et al.The effect of bentonite-cement mortar for the stabilization/solidification of sewage sludge containing heavy metals[J].Cement&Concrete Composites,2008,30：1013-1019.[7] QUINA MJ,BORDADO J C,QUINTA-FERREIRA R M.Treatment and use of air pollution control residues from MSW incineration：an overview[J].Waste Manage,2008,28(11)：2097-2121.[8] L IN S L,CROSS W H,CHIAN E S K.Stabilization and solidification of lead in contaminated soils[J].J Hazard Materi,1996,48：95-110.[9] 刘玉强,李丽,王琪,等.典型铬渣污染场地的污染状况与综合整治对策[J].环境科学研究,2009,22(2)：248-253.[10] 宋珍霞,王里奥,林祥.城市垃圾焚烧飞灰特性及水泥固化试验研究[J].环境科学研究,2008,21(4)：163-168.[11] 贾金平,杨骥,孟超,等.电镀重金属污泥的水泥固化/稳定化处理[J].上海环境科学,1999,18(5)：229-232.[12] 鲁如坤.土壤农业化学分析方法[M].北京：中国农业科学技术出版社,2000.[13] 刘锋,王琪,黄启飞,等.固体废物浸出毒性浸出方法标准研究[J].环境科学研究,2008,21(6)：9-15.[14] STEGEMANN J A,ZHOU Q.Screening tests for assessing treatability of inorganic industrial wastes by stabilization/solidification with cement[J].J Hazard Materi,2008,161(1)：1-7.[15] SRIVASTA S,CHAUDHARY R,KHALE D.Influence of pH,curing time and environmental stress on the immobilization of hazardouswaste using activated fly ash[J].J Hazard Materi,2008,153：1103-1109.[16] ISLAMMZ,CATALAN L J J,YANFUL E K.Effect of remineralization on heavy-Metal leaching from cement-stabilized/solidified waste[J].Environ Sci Technol,2004,38：1561-1568.[17] CHEN Q Y.Immobilisation of heavy metal in cement-based solidification/stabilization：a review[J].Waste Manage,2009,29：390-403.[18] GOUGARML D,SCHEETZB E,ROYDM.Ettringite and C-SH Portland cement phases for waste ion immobilization a review[J].Waste Manage,1996,16(4)：295-303.[19] LEED.Formation of leadhillite and calcium lead silicate hydrate(C-Pb-S-H) in the solidification/stabilization of lead contaminants[J].Chemosphere,2007,66：1727-1733.[20] 陈益民,许仲梓.高性能水泥制备和应用的科学基础[M].北京：化学工业出版社,2008.[21] 李大和.粉煤灰水化机理浅析[J].矿业研究与开发,1999,19(5)：15-17.[22] 柯国军,杨晓峰,彭红,等.化学激发粉煤灰活性机理研究进展 [J].煤炭学报,2005,30(3)：366-371.。

水泥固化铅污染粘土的pH-Dependent试验研究

水泥固化铅污染粘土的pH-Dependent试验研究刘兆鹏;杜延军【摘要】通过pH-dependent试验,研究水泥固化铅污染土的溶出特性.对滤出液pH的研究结果表明,滤出液pH随加酸量增加而下降,且试样C12Pb2较C12Pb0、试样C18Pb2较C18Pb0的碱性/酸缓冲能力弱.对滤出液中铅浓度([Pb])随滤出液pH、水泥掺量的变化特征进行分析,结果表明,[Pb]随滤出液pH增大而先减小后增加;且试样C18Pb2较C12Pb2,其溶出的[Pb]显著减小,铅最大溶出率小5个百分点,表明水泥掺量的增大使得水泥对铅的固定效果更好,使固化土中可溶出的铅减少.【期刊名称】《南京工程学院学报（自然科学版）》【年(卷),期】2013(011)004【总页数】5页(P47-51)【关键词】固化/稳定化;铅污染黏土;pH-dependent试验;铅最大溶出率【作者】刘兆鹏;杜延军【作者单位】东南大学交通学院岩土工程研究所,江苏南京210096;东南大学交通学院岩土工程研究所,江苏南京210096【正文语种】中文【中图分类】TU47随着大中城市老工业区的逐步外迁，其原有工业污染场地的修复再利用，成为现代城市可持续发展的重要内容.目前，重金属污染场地修复最有效的方法之一是固化/稳定化(S/S)技术［1］.固化/稳定化(S/S)技术可以将有害物质固定或密封在惰性固体基质中，从而降低污染物流动性.水泥由于其经济性而成为最常用的固化剂［2］.作为一种经济有效的方法，它被越来越多地应用于重金属污染场地修复［3］.然而降雨等可导致固化中重金属的溶出，从而污染地下水及周围环境.Kamon等［4］曾报道，降雨量的2/3可简化假设以表面径流形式进入江河湖海，而其余1/3则渗入土壤.为定量评价固化/稳定化重金属污染土的环境安全特性，有必要研究固化/稳定化重金属污染土的溶出特性.水泥固化土中重金属的最大溶出量是评价其安全性的关键参数，它反应了使用过程中，在各种暴露场景下可能被释放出来的最大重金属量.pH-dependent试验可为水泥产品中重金属溶出特性的评价提供有价值的信息［5］，可用于描述颗粒材料在不同pH下无机组分的溶出量，其结果也能近似反映颗粒材料中无机组分的最大可溶出量［6］.国外学者对常规生产的水泥及水泥固化物的pH-dependent试验研究表明，大部分金属离子(Cr3+、Ni+、As3+等)在pH为7～10条件下溶出量较小［6］，含氧酸根()在中性到弱碱性条件下溶出量较大，而在pH为5或大于11条件下其溶出量都较低［7］.本文通过pH-dependent试验，研究水泥固化重金属铅污染土的溶出特性，讨论滤出液pH与固化土中铅浓度的关系，并对铅浓度(［Pb］)随滤出液pH、水泥掺量的变化特征进行分析.1 试验材料与方法1.1 试验材料试验所用土为徐州矿务局夹河高岭土厂生产的高岭土(325目以上颗粒含量≤0.5%).其主要物理化学性质如表1所示.其矿物成分中，高岭石含量大于96%;各元素含量通过X射线荧光光谱仪测定为:氧化钙(CaO)0.41%、二氧化硅(SiO2)42.73%、氧化铝(Al2O3)33.76%.水泥为PC325复合硅酸盐水泥，其主要化学成分为:CaO44.37%、SiO227.41%、Al2O313.09%.重金属污染物采用分析纯硝酸铅(Pb(NO3)2)配制，原因是硝酸根对水泥水化反应干扰较小［8］.萃取液均由化学分析用浓硝酸(HNO3)和氢氧化钾(KOH)配制而成.表1 高岭土主要物理化学性质?1.2 试验方法根据文献［9］调研结果，我国城市工业场地土壤表层铅平均浓度可以达到10605 mg/kg，甚至更高.本试验设计铅浓度为20 000 mg/kg;参照文献［10］，本研究水泥掺量设计为12%和18%.试验制备4种试样:C12Pb0(水泥掺量12%，铅浓度0%)、C12Pb2(水泥掺量12%，Pb浓度2%)、C18Pb0(水泥掺量18%，铅浓度0%)、C18Pb2(水泥掺量18%，Pb浓度2%).其中，水泥掺量和铅浓度均相对于干土质量;试样含水量均为45%(相对于干土与水泥质量之和).试验制样首先将一定质量的高岭土与设计含水量相同的某一浓度Pb(NO3)2溶液混合，搅拌均匀.然后将一定质量的水泥粉末加入拌匀的污染土中，搅拌均匀.随后将土样分五层填入外径50 mm、高度100 mm的PVC管模具中.每层填完后需均匀的振动将土样中的气泡排出.土样填完后，用PVC管盖将土样盖好，外面再用一层塑料薄膜将土样密封.最后将土样分组装入塑封带中，放入温度为20℃、相对湿度为95%的标准养护室中养护28 d.取养护28 d土样脱模，将两端削平，测其三相指标，列于表2.将土样磨碎、风干、并过1 mm筛以供pH-dependent试验用. pH-dependent试验参照SW-846 Method 1313进行［11］.首先按要求配制所需的酸碱溶液;其次取20 g制备好的土样，共10组，分别装入塑料广口瓶(500 mL)中;以10∶1的液固比加入已配制好的溶液，拧紧瓶盖.将装样后的塑料瓶置于转速为28 r/min的翻转振荡机上振荡24 h;最后取下塑料瓶，静置(15±5)min后，用分离机在(4 000±100)r/min转速下分离试样(10±2)min，测瓶内上层滤出清液的pH值，取滤出液过0.45 μm滤膜以供测量其中［Ca］和［Pb］.本试验pH测量采用HORIBA pH/COND METER D－54 pH计，［Ca］、［Pb］采用Thermo Scientific iCE 3000 Series Atomic Absorption Spectrometers进行测量.此外，固化土试样中Ca总浓度测试根据US EPA微波辅助消解法Method 3051A进行［12］.表2 各类土样基本物理特性?2 试验结果与分析2.1 试验结果图1表示滤出液pH与加酸量的关系.由图1可见，滤出液pH随加酸量增加而下降.在曲线的开始阶段滤出液pH下降较缓慢，随后其下降速率变快.这是由于水泥固化土试样具有一定的酸缓冲能力，当加酸量较小时，其试样的碱性/酸缓冲能力的消耗较少，使得滤出液pH下降缓慢;而当加酸量较大时，试样碱性/酸缓冲能力被严重消耗，表现为滤出液pH快速下降.由图1亦可见，在快速下降阶段，试样C12Pb2较C12Pb0、试样C18Pb2较C18Pb0其滤出液pH下降速率更快，表明试样C12Pb2较C12Pb0、试样C18Pb2较C18Pb0的碱性/酸缓冲能力弱.图1 滤出液pH与加酸量关系曲线图2表示滤出液［Pb］与滤出液pH关系.由图2可见［Pb］随滤出液pH增大而先减小后增加.这与Pb的两性性质有关，Pb(OH)2是两性氢氧化物，既可溶于酸，又可溶于碱，而水泥固化土中重金属形成的氢氧化物沉淀是其主要固化机理之一［13］.因此表现为［Pb］随滤出液pH先下降后升高.由图2亦可见，试样C18Pb2较C12Pb2，其溶出的［Pb］显著减小，表明水泥掺量的增大使得水泥对铅的固定效果更好.图2 滤出液pH与［Pb］关系曲线2.2 讨论分析利用所设计的污染土中铅浓度(20 000 mg/kg)可计算出固化土(20 g)中铅总质量，并根据pH-dependent试验中铅溶出的最大浓度可计算铅最大溶出率式中，Mmax:铅最大溶出质量;Cmax:铅最大溶出浓度;V:滤出液总体积(本试验200 mL);CFRmax:铅最大溶出率;Mtotal:固化土(20 g)中铅总质量.各参数及计算结果见表3.表3 铅最大溶出率计算?由表3可见，试样C18Pb2的铅最大溶出率较试样C12Pb2小5%，表明增大水泥掺量使可溶出的铅减少.这可解释为:水泥固化土中重金属形成的氢氧化物沉淀是其主要固化机理之一，C—S—H等水化产物对铅的吸附、包裹和化学结合作用都是铅固化的重要机理［13］，此外水泥固化土中重金属的溶出主要受其碱性/酸缓冲能力控制［14］;而增大水泥掺量使有利于固定重金属的水化产物增多［15］，固化土碱性/酸缓冲能力亦随之增大［16］.因此试样C12Pb2的铅最大溶出率较试样C18Pb2小.3 结语通过pH-dependent试验研究了水泥固化铅污染土的溶出特性.主要得到以下结论:滤出液pH随加酸量增加而下降，且试样C12Pb2较C12Pb0、试样C18Pb2较C18Pb0的碱性/酸缓冲能力弱;［Pb］随滤出液pH增大而先减小后增加，且试样C18Pb2较C12Pb2，其溶出的［Pb］显著减小，表明水泥掺量的增大使得水泥对铅的固定效果更好;试样C12Pb2的铅最大溶出率较试样C18Pb2小5%，表明增大水泥掺量使固化土中可溶出的铅减少.参考文献:【相关文献】［1］YUKSELEN M A，ALPASLAN B.Leaching of metals from soil contaminated by mining activities［J］.Journal of Hazardous Materials，2001，87(1－3):289－300.［2］HEKAL E E，HEGAZI W S，KISHAR E A，et al.Solidification/stabilization of Ni(II)by various cement pastes［J］.Construction and Building Materials，2011，25(1):109－114. ［3］ALPASLAN B，YUKSELEN M A.Remediation of lead contaminated soils by stabilization/solidification［J］.Water，Air，and Soil Pollution，2002，133(1－4):253－263.［4］KAMON M，YING C Y，KATSUMI T.Effect of acid rain on lime and cement stabilized soils［J］.Soils and Foundations，1996，36(4):91－99.［5］杨昱，杨玉飞，黄启飞，等.废物水泥窑共处置产品中重金属释放pH静态试验研究［J］.环境科学研究，2008，21(6):52－56.［6］VAN DER SLOOT H A.Leaching behaviour of waste and stabilized wastematerials;characterization for environmental assessment purposes［J］.Waste Management＆Research，1990，8(1):215－228.［7］VAN DER SLOOT H A.Characterization of the leaching behaviour of concrete mortars and of cement stabilized wastes with different waste loading for long term environmental assessment［J］.Waste Management，2002，22(2):181－186.［8］CUISINIER O，BORGNE T L，DENEELE D，et al.Quantification of the effects of nitrates，phosphates and chlorides on soil stabilization［J］.Engineering Geology，2011，117(3－4):229－235.［9］廖晓勇，崇忠义，阎秀兰，等.城市工业污染场地:中国环境修复领域的新课题［J］.环境科学，2011，32(2):784－794.［10］杜延军，蒋宁俊，王乐，等.水泥固化锌污染高岭土强度及微观特性研究［J］.岩土工程学报，2012，34(11):2114－2120.［11］SW846 EPA Method 1313:Liquid-solid partitioning as a function of extract pH using a parallel batch extraction procedure［S］.Washington DC，United States，2012.［12］SW846 EPA Method 3051A:Microwave assisted acid digestion of sediments，sludges，soils，and oils［S］.Washington DC，United States，2007.［13］陈蕾.水泥固化稳定重金属污染土机理与工程特性研究［D］.南京:东南大学，2010.［14］LI X D，POON C S，SUN H，et al.Heavy metal speciation and leaching behaviors in cement based solidified/stabilized waste materials［J］.Journal of Hazardous Materials，2001，82(3):215－230.［15］RICOU-HOEFFER P，LECUYER I，LE C P.Experimental design methodology appliedto adsorption of metallic ions onto fly ash［J］.Water Research，2001，35(4):965－976. ［16］KNOP A，VANGULCK J，HEINECK K S，et pacted artificially cemented soil-acid leachate contaminant interactions:Breakthrough curves and transport parameters ［J］.Journal of Hazardous Materials，2008，155(1－2):269－276.。

含重金属废弃物的水泥固化性能及作用机理

ｂｕｒｎｉｎｇ
ｍｅｔｈｏｄｈａｓｓｍａｌｌｅｒｌｅａｃｈｉｎｇｔｏｘｉｃｉｔｙｔｈａｎＭＳＷＩｆｌｙａｓｈ．ＭａｎｙｓｔｕｄｉｅｓｈａｖｅｓｈｏｗｎｔｈａｔｔｈｅａｃｔｉｖｉｔｙｏｆＭＳＷＩｓｌａｇＷａｓｍｏｒｅｔｈａｎＭＳＷＩｆｌｙａｓｈ，ｗｈｉｃｈ
ｃａｎ
ｃｅｍｅｎｔ，ｒｅｓｕｌｔｓｂｌｅｎｄｅｄｃｅｍｅｎｔｗａｓｌｉｔｔｌｅ．
ａｓｈ
ｂｌｅｎｄｅｄ
ｓｈｏｗｅｄｔｈａｔ
ｔｈｅｑｕａｌｔｉｔｙｏｆ
ＭＳＷＩ
ｓｌａｇａｎｄｆｌｙａｓｈ
Ｋｅｙｗｏｒｄ：Ｈｅａｖｙｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ，ＭＳＷＩ
Ｆｌｙ
ｍｅｔａｌ，Ｓｏｌｉｄｗａｓｔｅ，ｌｅａｃｈｉｎｇｏｆｔｏｘｉｃ，Ｃｏｍｐｏｓｉｔｅ
ａｎｉｍｐａｃｔ
ｔｈｅ
ｃｅｍｅｎｔ
ｓｏｌｉｄｉｆｉｃａｔｉｏｎｆｏｒｉｔｓ
ｌｏｗ—ｃｏｓｔ，
ｓｉｍｐｌｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｒｏｃｅｓｓａｎｄｏｐｅｒａｔｉｏｎ，ａｖｅｒｙｇｏｏｄａｄｖａｎｔａｇｅｏｆｔｈｅｆｉｘｅｄｈｅａｖｙｍｅｔａｌ，ｗｈｉｃｈｈａｓｂｅｅｎｗｉｄｅｌｙｕｓｅｄ．
武汉理工大学硕士学位论文含重金属废弃物的水泥固化性能及作用机理姓名：于竹青申请学位级别：硕士专业：材料学指导教师：邢伟宏;马保国 20090501
武汉理Ｔ大学硕士学何论文
摘要
社会的巨大进步不可避免将产生大量固体废弃物，这其中包括城市建筑垃圾，工业废弃物，城市生活垃圾等，绝大部分固体废弃物中含有重会属元素及一系列的有毒物质，危害人类健康及污染环境。国家明文规定这类材料必须加以适当处理，才能进行排放或者用于其他建筑用途中。现在许多国家针对这个实际问题已经展开深入的研究，利用各种方法迸行处理。水泥固化技术因其处理费用低，处理工艺和操作简单，对重金属有很好的固定效果等优点被广泛的应用。

水泥固化_稳定锌污染土的强度和变形特性试验研究_魏明俐

压强度、破坏应变和变形模量的影响均存在“临界浓度”（0.05%）。低于“临界浓度”时，锌离子对 CHMS 的强度和变形发展影
响不明显；高于“临界浓度”时，CHMS 的强度和变形发展规律受锌离子浓度影响显著。
关键词：固化/稳定；重金属；无侧限抗压强度
中图分类号：TU 432
文献标识码：A
Fundamental properties of strength and deformation of cement solidified/stabilized zinc contaminated soils
第 32 卷增刊 2 2011 年 8 月
文章编号：1000－7598 (2011)增刊 2－0306－07
岩土力学 Rock and Soil Mechanics
Vol.32 Supp.2 Aug. 2011
水泥固化/稳定锌污染土的强度和变形特性试验研究
魏明俐，杜延军，张帆
（东南大学岩土工程研究所，南京 210096）
表 1 试验土的基本物理特性 Table 1 Properties of soils used in the experimental study
土粒相天然含水率 w0 / % 塑限 wp / % 液限 wL / % 对密度 pH
Gs
45.3
25.8
55.1
2.72 8.2
将预备的连云港软土烘干、粉碎并过 1 mm 筛，掺入水泥、硝酸锌溶液，并用机械方式搅拌 5 min 以上。为制备试验土样，将水泥土分 3 层装入 Ф 为 50 mm×100 mm 的柱形模具，每层振动 2 min 以排除试样中的气泡，再装入下一层，直至装满。将试样密封放置在标准养护室内，养护温度为 20±3 ℃，相对湿度 100%。Zn-CHMS 试样养护 1～3 d 后拆去模具，继续存放于标准养护室内直至设计龄期。

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》篇一一、引言随着工业的快速发展，环境污染问题愈发凸显，尤其是土壤重金属污染已成为关注的焦点。

其中，高浓度的铜污染土壤不仅影响农业生产和生态环境，还对人类健康构成潜在威胁。

因此，寻找有效的土壤修复技术显得尤为重要。

本研究旨在探讨工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的可行性及效果，为实际环境治理提供理论依据和技术支持。

二、研究背景及意义当前，国内外学者对土壤重金属污染修复技术进行了大量研究，其中水泥固化技术因其操作简便、成本低廉等优点被广泛关注。

然而，传统的水泥固化方法在处理高浓度重金属污染土壤时，往往存在固化效果不佳、易产生二次污染等问题。

因此，本研究通过引入工业废渣作为协同固化剂，以期提高水泥固化的效率及效果，同时实现工业废渣的资源化利用，减少环境污染。

三、试验材料与方法1. 材料准备试验所使用的工业废渣主要包括冶金渣、电镀渣等，这些废渣中含有一定量的活性成分，可以与水泥发生化学反应，提高固化效果。

试验所用的高浓度铜污染土取自某污染区域。

2. 试验方法（1）将工业废渣与水泥按不同比例混合，制备成协同固化剂。

（2）将协同固化剂与高浓度铜污染土混合，控制含水率、搅拌时间等条件。

（3）对固化后的土壤进行物理和化学性质分析，包括重金属浸出率、抗压强度等指标的测定。

四、试验结果与分析1. 固化效果评价通过对比不同比例的工业废渣与水泥混合后的固化效果，发现当工业废渣与水泥的比例达到一定值时，固化体的重金属浸出率最低，抗压强度最高。

这表明在该比例下，工业废渣与水泥的协同作用最为显著。

2. 物理性质分析对固化后的土壤进行物理性质分析发现，随着工业废渣比例的增加，土壤的密度和硬度均有所提高。

这表明工业废渣的加入有助于提高土壤的稳定性。

3. 化学性质分析化学性质分析结果显示，经过协同固化的土壤中，重金属铜的浸出率显著降低。

这表明协同固化技术可以有效固定土壤中的重金属，减少其对环境和人体的危害。

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》一、引言随着工业化的快速发展，土壤污染问题日益严重，尤其是重金属污染，如铜污染。

高浓度的铜污染土不仅对生态环境造成严重威胁，还可能通过食物链影响人类健康。

因此，寻找有效的土壤修复技术显得尤为重要。

本研究旨在探讨工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的可行性及效果，以期为实际工程应用提供理论依据。

二、研究方法1. 试验材料本试验所使用的工业废渣主要来源于冶炼、化工等行业的固体废弃物，水泥为普通硅酸盐水泥。

试验土样为高浓度铜污染土。

2. 试验方法（1）将工业废渣进行破碎、筛分、烘干等预处理，以获得适宜粒径的废渣。

（2）将水泥与预处理后的工业废渣按一定比例混合，制备成固化剂。

（3）将固化剂与高浓度铜污染土按不同比例混合，制备成试样。

（4）对试样进行固化处理，观察并记录试样的固化过程及固化效果。

（5）对处理前后的试样进行重金属浸出实验、物理性能测试等，评价固化效果。

三、试验结果与分析1. 固化过程及效果观察在固化过程中，工业废渣与水泥发生化学反应，生成具有胶凝性能的物质，将土颗粒胶结在一起，形成稳定的结构。

随着固化时间的延长，试样的强度逐渐提高，颜色逐渐变深。

2. 重金属浸出实验通过重金属浸出实验发现，经过工业废渣协同水泥固化的高浓度铜污染土，其铜离子浸出量明显降低，说明固化效果显著。

3. 物理性能测试对处理前后的试样进行物理性能测试，如抗压强度、抗折强度、渗透性等。

结果表明，经过固化的试样物理性能明显提高，满足实际工程应用的要求。

四、讨论与结论1. 讨论本研究表明，工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土具有较好的效果。

通过化学反应，生成具有胶凝性能的物质，将土颗粒胶结在一起，形成稳定的结构。

同时，重金属离子被固定在结构中，降低了浸出量。

此外，固化的试样物理性能得到提高，满足实际工程应用的要求。

然而，本研究仍存在一定局限性，如试验条件、试验周期等方面的限制，需进一步深入研究。

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》范文

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》篇一一、引言随着工业化的快速发展，土壤污染问题日益严重，尤其是重金属污染，如铜污染。

高浓度的铜污染土不仅对生态环境造成严重威胁，也对人类健康产生潜在危害。

因此，寻求有效的重金属污染土壤修复技术成为当前环境领域的重点研究方向。

水泥固化技术因其操作简便、成本低廉等优点，在重金属污染土壤修复中得到了广泛应用。

然而，单纯的水泥固化技术有时难以满足高浓度重金属污染土壤的修复需求。

近年来，工业废渣作为一种具有潜在利用价值的资源，被逐渐引入到土壤修复领域。

本研究以工业废渣为辅助材料，协同水泥固化高浓度铜污染土，以期为重金属污染土壤的修复提供新的思路和方法。

二、研究方法1. 材料准备本试验采用某地区高浓度铜污染土作为研究对象，同时收集工业废渣（如冶炼渣、煤矸石等）和普通水泥。

所有材料均经过粉碎、筛分等预处理，以满足试验要求。

2. 试验设计本试验采用室内模拟试验方法，通过改变工业废渣与水泥的比例、混合方式、养护条件等因素，探究不同条件下工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的效果。

3. 试验方法与步骤（1）将工业废渣与水泥按一定比例混合，制备成复合固化剂；（2）将复合固化剂与高浓度铜污染土按一定比例混合，搅拌均匀；（3）将混合后的土样放入模具中，进行养护；（4）养护结束后，对土样进行物理、化学性质分析，包括重金属浸出毒性、强度等指标。

三、试验结果与分析1. 工业废渣与水泥的比例对固化效果的影响结果表明，在适当的比例下，工业废渣可以显著提高水泥固化的效果。

当工业废渣与水泥的比例为3:1时，固化体的强度和稳定性达到最佳。

2. 混合方式对固化效果的影响本试验对比了干混和湿混两种混合方式。

结果表明，湿混的固化效果更好，因为湿混可以更好地保证土样与固化剂的均匀混合。

3. 养护条件对固化效果的影响养护温度和湿度对固化效果具有重要影响。

在适宜的养护条件下，固化体的强度和稳定性更高。

4. 物理、化学性质分析经过工业废渣与水泥的协同固化，高浓度铜污染土的重金属浸出毒性明显降低，符合国家土壤环境质量标准。

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》篇一一、引言随着工业化的快速发展，高浓度的重金属污染问题日益突出，其中铜污染尤为严重。

对于这类污染土壤的处理，采用有效且经济的修复技术至关重要。

近年来，工业废渣与水泥固化技术被广泛应用于高浓度重金属污染土壤的治理。

本实验主要研究了工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的技术，以期为重金属污染土壤的治理提供新的方法和思路。

二、材料与方法1. 材料本实验主要使用水泥、工业废渣（如冶炼渣、烟气脱硫渣等）以及高浓度铜污染土。

所有材料均经过实验室的严格筛选和预处理。

2. 方法本实验采用协同固化的方法，将工业废渣与水泥按照一定比例混合，然后与高浓度铜污染土进行固化处理。

处理过程中，我们观察并记录了土壤的固化效果、重金属的浸出率等指标。

三、实验过程与结果1. 实验设计我们首先设定了不同的工业废渣与水泥的比例，然后分别对高浓度铜污染土进行固化处理。

处理过程中，我们严格控制了水灰比、固化时间等参数，以保证实验的准确性。

2. 实验结果通过实验，我们发现工业废渣与水泥的协同作用可以有效固化高浓度铜污染土。

随着工业废渣比例的增加，土壤的固化效果逐渐增强，重金属铜的浸出率显著降低。

此外，我们还发现，适当的固化时间和水灰比对固化效果也有重要影响。

四、讨论本实验结果证明，工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土是一种有效的方法。

这一方法不仅可以降低重金属的浸出率，还可以利用工业废渣，实现废物的资源化利用。

然而，本实验仍存在一些局限性。

例如，我们未能全面考虑不同类型和来源的工业废渣对固化效果的影响。

此外，对于固化体的长期稳定性和环境风险评估也需要进一步研究。

五、结论本实验通过研究工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的技术，得出以下结论：1. 工业废渣与水泥的协同作用可以有效固化高浓度铜污染土，降低重金属的浸出率。

2. 适当的固化时间和水灰比对固化效果有重要影响。

3. 利用工业废渣协同水泥固化技术，可以实现废物的资源化利用，对重金属污染土壤的治理具有重要意义。

Zn重金属污染黏土的力学特性研究的开题报告

水泥系材料固化Pb/Zn重金属污染黏土的力学特性研究的开题报告一、研究背景与意义随着工业化和城市化的迅速发展，重金属污染问题日益突出，其中Pb和Zn是重金属中比较常见的污染物。

黏土是一种广泛分布的土壤类型，其对Pb和Zn有很强的吸附能力，但是黏土的强吸附也带来了环境难以彻底修复的问题。

因此，如何有效地处理黏土中的Pb/Zn污染成为了一个亟待解决的问题。

水泥是一种常用的固化剂，在实际工程中广泛应用于治理含有重金属的污染土壤。

研究发现，水泥反应可以使黏土中的Pb/Zn得到稳定化，同时增加黏土的强度和稳定性。

因此，将水泥作为固化剂用于处理Pb/Zn 污染黏土是一种可行的方法。

二、研究内容与方法1.研究对象：Pb/Zn污染黏土2.研究内容：（1）分析黏土及其污染特性，以及水泥固化剂的特性；（2）研究水泥固化Pb/Zn污染黏土的机理，分析固化后重金属的稳定性；（3）分析水泥固化剂的用量、配合比、固化时间等因素对固化效果的影响；（4）测定水泥固化Pb/Zn污染黏土的强度、孔隙度等力学特性。

3.研究方法：（1）实验室试验：分析黏土及其污染特性；（2）文献调研和理论分析：分析水泥固化剂的特性及其机理；（3）试验室试验：研究水泥固化剂的用量、配合比、固化时间等因素对固化效果的影响，并测定水泥固化Pb/Zn污染黏土的力学特性。

三、研究目标与预期结果本研究旨在探究水泥固化Pb/Zn污染黏土的机理，研究固化剂用量、配合比、固化时间等因素对固化效果的影响，并测定水泥固化Pb/Zn污染黏土的力学特性。

预期结果包括：（1）深入了解水泥固化Pb/Zn污染黏土的机理；（2）确定最佳的水泥固化剂用量、配合比和固化时间；（3）获得水泥固化Pb/Zn污染黏土的力学特性数据。

四、可能面临的问题（1）有限的时间和经费可能限制实验的范围和深度；（2）黏土的取样和处理可能存在误差；（3）实验数据的可重复性和精度可能受到一些因素的干扰。

五、参考文献1.郭晓艳，刘勇进，刘铁成，等.固化剂类型对重金属污染黏土稳定化的效果[J].岩土力学，2015，36（5）：1362-1367.2.刘安平，王雨辰，刘晓勇.水泥固化PB/Zn污染土壤的实验研究[J].工程勘察，施工与监理，2017，39（4）：1017-1020.3.Wu X, Huang Q, Zang X, et al. Effects of different pH conditions on the solidification/stabilization of Pb/Zn-containing simulated contaminated soils by cement [J]. Journal of environmental management, 2018,206: 446-453.。

水泥固化淤泥质锌离子污染土强度特性试验研究

水泥固化淤泥质锌离子污染土强度特性试验研究
伍坤;毛国辉;李洁
【期刊名称】《河南城建学院学报》
【年(卷),期】2024(33)3
【摘要】以人工制备的淤泥质锌离子(Zn^(2+))污染土为研究对象,采用室内试验与理论分析相结合的方法对不同锌离子浓度、水泥掺量及养护温度下的水泥固化污染土无侧限抗压强度进行分析,提出了相应固化土强度变化预测的经验模型。

结果表明:Zn^(2+)污染会导致土体强度发生劣化,当Zn^(2+)浓度小于0.2%时,土体无侧限抗压强度显著下降,当Zn^(2+)浓度大于0.2%时,土体无侧限抗压强度下降不明显;采用水泥固化锌离子污染土可有效提高土体强度,固化土强度变化规律符合指数函数模型;养护温度对固化土强度变化规律单独发挥作用,锌离子浓度对两者之间的关系影响较小。

【总页数】6页(P37-41)
【作者】伍坤;毛国辉;李洁
【作者单位】江西省天驰高速科技发展有限公司;华东交通大学土木建筑学院【正文语种】中文
【中图分类】TU447
【相关文献】
1.含盐淤泥质软土的固化强度特性试验研究
2.淤泥质土固化与强度特性试验研究
3.冻融循环作用下水泥固化淤泥质土的强度劣化试验研究
4.水泥固化淤泥质土的强
度与压缩特性研究5.碱式硫酸镁水泥基固化剂固化淤泥质土强度特性试验与微观机理的研究
因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》范文

《工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验研究》篇一一、引言随着工业化的快速发展，高浓度的重金属污染，尤其是铜污染，已成为一个亟待解决的全球性问题。

这种污染不仅对土壤生态环境造成严重影响，也对人类健康构成了威胁。

因此，寻找一种有效的处理方法来修复重金属污染的土壤显得尤为重要。

近年来，工业废渣与水泥协同固化技术因其成本低、效率高、操作简便等优点，在重金属污染土壤的修复中得到了广泛的应用。

本文将重点研究工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的试验过程及结果。

二、材料与方法1. 材料本试验选用的工业废渣主要为炉渣、矿渣等，同时选用了普通硅酸盐水泥作为固化剂。

试验所用的高浓度铜污染土取自某重工业区。

2. 方法本试验主要采用室内模拟试验的方法，将工业废渣与水泥按照一定比例混合，然后与高浓度铜污染土进行协同固化。

通过改变废渣与水泥的比例、混合方式、养护时间等条件，观察铜离子的固化效果，并采用X射线衍射、扫描电镜等手段对固化体进行微观结构分析。

三、试验结果与分析1. 固化效果试验结果表明，工业废渣与水泥的协同作用可以显著提高对高浓度铜污染土的固化效果。

当废渣与水泥的比例达到一定值时，铜离子的浸出率显著降低，说明铜离子被有效地固定在固化体中。

此外，随着养护时间的延长，固化体的强度逐渐提高，这也为后续的土壤修复工作提供了保障。

2. 微观结构分析通过X射线衍射和扫描电镜等手段对固化体进行微观结构分析，发现工业废渣与水泥在协同固化的过程中，会发生一系列的化学反应，生成一些新的矿物相。

这些新的矿物相具有良好的稳定性和吸附性能，可以有效地固定土壤中的铜离子，防止其再次进入环境。

四、讨论本试验研究了工业废渣协同水泥固化高浓度铜污染土的可行性及效果。

结果表明，该技术具有成本低、效率高、操作简便等优点，可以有效地修复高浓度铜污染土。

然而，在实际应用过程中，还需要考虑一些因素，如废渣与水泥的比例、混合方式、养护时间等。

此外，不同地区、不同类型的高浓度铜污染土的固化效果可能存在差异，因此在实际应用中需要进行针对性的试验研究。

水泥固化重金属污染土的强度及环境特性:r试验及数值模拟

水泥固化重金属污染土的强度及环境特性：r试验及数值模拟杜盼晓;张宇;魏闻语;唐强【摘要】为了探究碳化作用下水泥固化/稳定化重金属污染土的强度、环境特性,开展碳化作用下水泥固化污染土在重金属种类、重金属含量、水泥掺量、含水率、养护龄期等条件下的强度试验;并用固化土作地基加固桩,通过COMSOL软件模拟桩体在运营期间Zn2+、Cu2+、Pb2+的对流-弥散过程.强度试验表明,Pb2+影响较小,而Cu2+和Zn2+延长了水泥水化、初凝和终凝时间,并显著降低强度.重金属含量的减少和水泥掺量的增大,提高了固化污染土的强度.在早期碳化作用中,形成的碳酸盐沉淀具有骨架作用,提高了固化土的强度;后期沉淀附着在水泥水化产物表面,阻碍碳化反应发生,固化土强度降低.模拟结果表明,前期运移速率Pb2+>Zn2+>Cu2+,后期Cu2+>Zn2+>Pb2+.复合桩体材料使地下水体中污染物浓度显著降低.【期刊名称】《科学技术与工程》【年(卷),期】2018(018)021【总页数】9页(P146-154)【关键词】重金属污染土;水泥;固化/稳定化;无侧限抗压强度;碳化作用;数值模拟【作者】杜盼晓;张宇;魏闻语;唐强【作者单位】中交路桥华东工程有限公司,上海201203;苏州大学轨道交通学院,苏州215131;苏州大学轨道交通学院,苏州215131;苏州大学轨道交通学院,苏州215131;河海大学岩土力学与堤坝工程教育部重点实验室,河海大学,南京210098;江苏省岩土工程技术工程研究中心,河海大学,南京210098【正文语种】中文【中图分类】X53随着工业发展和城市化进程的推进，场地污染问题日益突出，进而吸引了岩土工程相关领域学者的广泛关注[1,2]。

据Nguyen等和Tang 等的统计，在越南采矿区和法国南部，土壤中Cu及Pb的含量高达背景值的近80倍[3,4]；根据Xu的调查，在中国福建某铜矿地区，土壤中Pb和Zn含量分别为1 838.0 mg/kg和6 390.0 mg/kg，已超出背景值若干倍[5]。

水泥固化土强度特性试验研究

ｄａｎｄｌｂｒｔｒｒａｉｌｔｓｓｃｒｉｄｏｔＴｈｅｕｔｎｉａｅｔａｅｈｔａｎｒａｈｓａｃｉｉａｒｉｅａｏａｏｙｔｉｘａｅｔｉａｒｅｕ．ｅｒｓｌｉｄｃｔｈｔｗｈｎｔｅｓｒｉｅｃｅｒｔｃｌｓｖｌｅｈｔｅｓｏｈｅｅｔｓｌｉｃｔｏｏｌｎｒａｅｔｈｏｆｎｎｒｓｕｅｉｃｅｓｎ．ｃｒ — ａｕ，ｔｅｓｒｓｆｔｅｃｍｎｏｉｆａｉｎｓｉｉｃｅｓｓｗｉｈｔｅｃｎｉｉｇｐｅｓｒｎｒａｉｇＡｃｏｄｄｉｉｇｔｈｔｅｓｓｒｉｕｖｒｍｅｎａｄｎｒｔｉｎｗｎｔａｈｏａｅｏｅｅｔｈｒｅｅａｎｏｔｅｓｒｓ～ｔａｎｃｒｅｆｏｃｍｅｔｈｒｅｅ，ｉｓｋｏｈｔｔｅｄｓｇｆｃｍｎａｄｎｒｈｓ
（．ｃｉｅｔｒｌｎｖｌＥｎｉｅｒｎｎｔｕｅｉｍｕｉｎｖｒｉ１ＡｒｈｔｃｕａｄＣｉｉａｇｎｅｉｇＩｓｉｔ，ＪａｓｉｅｓｔｔＵｙ，Ｊｍｕｉ１４０，Ｃｈｎ；２ＪａｕｉＭａａｅｎｆｅａｓ５０７ｉａ．ｉｍｓｎｇｍｅｔＯｆｉ，ｃ
ＨｅｏｇｉｎｒｖｎｅｏｌｔＦｅｇｗｙＭａａｅｎｕｅｕＪａｓ１４０，ｈｎｉｎｊｇＰｏｉｃｌｃｓｅｓＨｉｈａｎｇｍｅｔｒａ，ｉｌａＣｅＢｍｕｉ５０７Ｃｉａ）