黄 翌,熊 钰,马天跃,张 丽,*,毛 瑶,张家泉,

(湖北理工学院 a.环境科学与工程学院,b.矿区环境污染控制与修复湖北省重点实验室,湖北 黄石 435003)

大冶湖流域地处长江中下游多金属成矿带,Cu、Fe、Au、Mo等资源丰富。近几年,大冶湖流域内的大量工矿活动使得大冶湖富营养化及重金属污染日益加重,有毒重金属污染物在底泥中不断积累,成为了潜在污染源[1]。重金属作为环境中典型的累积性污染物,具有持久性、生物毒性强、难降解等特点[2],当沉积环境发生变化时,长期积累的重金属会从沉积物中重新释放[3],造成环境的二次污染。

湖泊底泥重金属污染已成为世界关注的环境问题。尽管底泥在再生土地利用、填方材料等方面进行了资源化利用[4],但仍有大量底泥用来堆砌和填埋,占用大量土地,对周围环境造成污染[5]。由于底泥中含有丰富的有机质、氮、磷等营养物质,底泥农用被认为是最有前景的资源化有效利用的方法,但湖泊底泥中富含各种污染物,尤其是重金属严重超标,是限制底泥资源化利用的主要因素。

本文以大冶湖底泥为原料,以水泥、粉煤灰和矿渣为固化剂,探讨不同固化剂掺量对大冶湖底泥固化后的抗压强度和重金属毒性的影响,为湖泊底泥安全高效处理提供新方法。

1 材料与方法

1.1 材料

采用抓斗式重力泥斗采集大冶湖表层泥(0～20 cm)。固化剂为水泥(华新水泥32.5号)、粉煤灰(西塞山发电有限公司II级灰,主要成分为SiO2、Al2O3、FeO、Fe2O3、CaO和TiO2)、大冶铁矿尾渣(主要成分为Al2O3和CaO)。

1.2 测试方法

根据《土工试验方法标准》(GB/T 50123—2019)分析底泥样品的pH、含水率、有机质含量、液限、塑限。参照《土壤和沉积物 铜、锌、铅、镍、铬的测定 火焰原子吸收分光光度法》(HJ 491—2019)测定铜、锌、铅、镍、铬的含量,参照《土壤质量铅、镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法》(GB/T 17141—1997)测定镉的含量,参照《固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法》(HJ 557—2010)进行重金属浸出实验。

1.3 底泥固化试验

按照正交试验配比,将水泥、粉煤灰、矿渣与底泥充分搅拌,混合均匀。根据《土工实验规范》的要求,将样品分5～6层装入模具,压入立方体PVC试模中,试块放在标准养护室养护,养护温度为25±2 ℃,养护脱模后将试块放在标准养护室内继续养护到实验龄期7天、14天、21天,使用TYE-20型抗折抗压试验仪对试块进行无侧限抗压强度测试。

1.4 评价方法

地累积指数法(Index of Geo-accumulation,Igeo)是由 Müller提出的重金属污染评价方法,能定量地反映重金属在土壤中的累积程度[6]。风险评估编码法(RAC)是基于土壤或沉积物中重金属的不同存在形态对其有不同的结合力而提出的,通过计算重金属弱酸提取态占总量的百分比来评价土壤中重金属的风险等级,重金属的弱酸提取态越高,对环境构成的风险越大,反之亦然[7-9]。重金属污染评价标准见表1。

表1 重金属污染评价标准

2 结果与讨论

2.1 底泥基本性质

大冶湖底泥的初始含水率为75.2%,pH为7.05,有机质含量为14.9%,液限和塑限分别为54.2%和19.8%,属于高液限淤泥质土。底泥中主要矿物成分为石英和高岭石,与粘土相似,可用作土方用土。《公路路基设计规范》(JTG D30—2004)规定,液限高于50%的材料不能直接作为路基填料,进行改善后才能作为路基填充材料使用。

2.2 底泥重金属含量及形态分布

采用改进的BCR连续提取法得到底泥中重金属4种形态,包括弱酸提取态(Fr1)、可还原态(Fr2)、可氧化态(Fr3)和残渣态(Fr4)。底泥中重金属含量与形态分布如图1所示。由图1可知,底泥中重金属含量由高到低为:Zn>Cu>Pb>Ni>Cr>Cd,其中Cu、Pb、Zn和Ni的浓度高于《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》(GB 15618—2018)中农用地重金属污染风险筛选值,不能直接进行资源化利用。弱酸提取态占比大小顺序为:Cd(40.12%)>Zn(18.92%)>Pb(14.15%)>Cu(11.61%)>Ni(9.78%)>Cr(5.45%);可还原态占比大小顺序为:Pb(35.01%)>Cd(32.18%)>Zn(29.31%)>Cu(17.83%)>Ni(16.18%)>Cr(3.85%);可氧化态占比大小顺序为:Cu(42.53%)>Cr(23.36%)>Pb(23.01%)>Cd(21.38%)>Zn(19.83%)>Ni(13.32%);残渣态占比大小顺序为:Cr(67.34%)>Ni(60.72%)>Zn(31.94%)>Cu(28.03%)>Pb(27.83%)>Cd(6.32%)。其中,Cd的弱酸提取态占比最高,表明其易在环境中迁移转化,生态风险较高;Cr和Ni的残渣态占比较高,不易被生物体利用。

图1 底泥中重金属含量与形态分布

2.3 底泥重金属污染评价

以湖北省土壤环境背景值为参考,评价大冶湖底泥重金属污染及生态风险等级,结果见表2。由表2可知,大冶湖底泥重金属总体为中度污染,其中Cd为严重污染。结合图1可知,6种重金属生态风险评价系数由强到弱为:Cd(40.12%)>Zn(18.92%)>Pb(14.15%)>Cu(11.61%)>Ni(9.78%)>Cr(5.45%)。RAC风险评价结果表明,Cd为高生态风险;Cu、Pb和Zn为中生态风险,由于Cu、Pb和Zn的可还原态和可氧化态占比较高,存在较大的潜在生态风险;Cr和Ni为低生态风险。

表2 底泥重金属污染及生态风险等级

2.4 底泥固化性能

不同固化剂掺量及龄期下固化底泥的抗压强度如图2所示。由图2可知,单掺试块的抗压强度随着水泥掺量增多呈逐渐上升的趋势;复掺试块的抗压强度随着固化剂的增加呈先上升后下降的趋势。在B1-D3间,随着矿渣掺量增加,试块的抗压强度增加,当水泥掺量为10%、矿渣掺量为50%时,试块的抗压强度达到最大值;当水泥掺量为13%、粉煤灰掺量为30%时,试块的抗压强度远大于粉煤灰掺量为10%和20%的抗压强度。当固化底泥中粉煤灰都被激发后,剩余水泥的水化反应对固化样品的抗压强度增长起主导作用。混掺样品的抗压强度随着固化剂掺量变化没有明显的变化。根据《公路路基设计规范》(JTG D30—2004)可知,C1-C3、D1-D4、E3-E5、F2-F3、G1-G3、H1-H3抗压强度均在300 kPa以上,满足路基填土强度。

图2 不同固化剂掺量及龄期下固化底泥的抗压强度

2.5 固化底泥重金属毒性

不同龄期试块重金属浸出浓度如图3所示。由图3可知,固化底泥重金属浸出浓度随龄期增加而降低,且低于《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)Ⅱ类标准,符合路基回填用土性能要求。通常认为弱酸提取态、可还原态和可氧化态为重金属的有效态。底泥固化前后重金属有效态占比如图4所示。与原底泥相比,固化后底泥重金属有效态占比降低(除Cr外),Cd由93.69%降低到59.33%,降低了34.36%;Pb由72.17%降低到60.10%,降低了12.07%;Cu由71.97%降低到62.46%,降低了9.51%;Zn由68.06%降低到60.72%,降低了7.34%;Ni由39.28%降低到33.8%,降低了5.48%。固化后重金属Cu和Pb的生态风险等级由中风险变为低风险,Cd由高风险变为中风险。固化剂的加入改变了底泥理化性质,pH值升高,重金属发生沉淀或络合反应,重金属形态由非稳态转化为稳态,对环境的危害降低。

图3 不同龄期试块重金属浸出浓度

图4 底泥固化前后重金属有效态占比

3 结论

1)大冶湖底泥中重金属含量由高到低为:Zn>Cu>Pb>Ni>Cr>Cd,其中Cu、Pb、Zn和Ni超过农用地重金属污染风险管控值,不能直接进行资源化利用。

2)当水泥掺量为10%、矿渣掺量为50%时,试块抗压强度达到最大值。试块重金属浸出浓度随着固化龄期增加而降低,可以无害化应用于路基填料。

3)固化底泥中重金属有效态占比降低(除Cr外),Cd、Pb、Cu、Zn和Ni分别降低了34.36%、12.07%、9.51%、7.34%和5.48%,底泥固化后重金属的生态风险降低,可达到资源化利用要求。