陳運濤，張浩強，王健男*，房宇航

（1.中交天津港灣工程研究院有限公司，天津 300222；2.中交第一航務工程局有限公司，天津 300461；3.中國交通建設股份有限公司，北京 100088）

0 引言

我國河流湖泊眾多，為了防止洪澇并保持足夠的航行深度，需要通過疏浚來清理河道的淤泥，然而疏浚工作通常會產生大量的沉積物。其中大部分淤泥因為航行、工業(yè)和生活污水的排放而被污染。因此有必要開發(fā)一種經濟可行的技術方法，以實現(xiàn)污染污泥的可持續(xù)利用，污染底泥無害化處置是基本要求，而重金屬的穩(wěn)定性則是限制因素[1]。底泥的資源化利用主要通過吹填造陸、物理脫水、化學處理和熱處理等手段來實現(xiàn)，其中用于處理重金屬污染的固體廢物最常用的技術是固化/穩(wěn)定化（S/S）[2]，該技術具有操作簡單、成本低、處理效果好等優(yōu)點[3]。Cerbo[4]將水泥添加劑（如Na2SO4，Na2CO3和EDTA）摻入固化的基質中，對城市垃圾焚燒爐設施中的粉煤灰和重金屬污泥進行固化/穩(wěn)定化處理，結果表明Na2CO3摻入固化基質后將抗壓強度從0.36 MPa進一步提高到0.54 MPa，并且金屬的浸出濃度均低于規(guī)定的限值；葉春梅[5]利用高效重金屬穩(wěn)定化材料（二氧化硅粉（SiO2）、木質磺酸鹽、蒙脫土（Al2O3、MgO4和SiO2）、鋯（Ⅳ）化合物等）與硅酸鹽水泥配制復配材料（FP）用于固化/穩(wěn)定化重金屬污染底泥。10%FP摻量下養(yǎng)護7 d時As、Pb、Cu和Zn的浸出濃度低于規(guī)定的限值，固化體抗壓強度均可達0.6 MPa以上。使用化學固化穩(wěn)定化藥劑能夠使難溶礦物在浸出環(huán)境中形成更穩(wěn)定的相，有毒有害的金屬離子將轉變?yōu)榈腿芙舛?、低遷移和低毒性的化合物[6]。

目前，針對污染底泥的快速環(huán)保固化/穩(wěn)定化技術工程應用實例仍然較少，尤其對環(huán)保攪拌設備處置后的效果和勻質性缺少案例研究。因此，本研究進行了污染底泥的固化/穩(wěn)定化處置工程應用，探索了重金屬污染底泥快速處置和安全可資源化利用的高效途徑，以期對相關領域工作者提供借鑒參考價值[7]。

1 試驗與方法

1.1 試驗材料和儀器

底泥來源為江蘇省泰興市某園區(qū)內河道；W1、W2、W3型重金屬穩(wěn)定劑選購自北京潤明環(huán)境科技有限公司MetaConR系列，穩(wěn)定劑由組分A、B、C和D按不同配比復配而來，組分摻量（重量份）分別為W1（mB∶mD=1∶1），W2（mB∶mA=1∶1），W3（mB∶mD∶mC=2∶4∶1）。其中A為酸熱聯(lián)合改性黏土礦物材料、B為無定形鐵基硫酸鹽礦物材料、C為聚合羥基鈣鋁材料、D為小分子有機硫材料；水泥基復合固化劑由中交天津港灣工程研究院和天津大學共同研發(fā)，主要成分為普通硅酸鹽水泥、納米水化硅酸鈣和丙烯酸聚合物。

原子熒光光度計（AFS-8220，北京吉天儀器有限公司）；火焰原子吸收光譜儀（280FS AA G8434A，Agilent公司）；電感耦合等離子體質譜儀（ELAN DRC-e型，PerkinElmer公司）；輕便動探儀（N10，無錫探礦機械廠）；路強儀（TL127-Ⅱ型，北京宏達儀器設備有限公司）。

1.2 中試試驗方案

采用異位固化穩(wěn)定化技術對污染底泥進行環(huán)境修復現(xiàn)場中試試驗。圖1所示為本次中試試驗所選用的工藝流程，即通過環(huán)保疏浚和輸泥管道密閉輸送的方式，將污染底泥輸送至河道旁預先建設好的6個底泥沉淀區(qū)（編號1Q、2Q、3Q、4Q、5Q和6Q），每個沉淀區(qū)長5 m、寬4 m、深2.5 m，經沉淀后排空上覆水體，然后進行穩(wěn)定劑和固化劑的藥劑拌合作業(yè)，其中穩(wěn)定劑摻量1Q，3Q，5Q為3%，2Q，4Q，6Q為5%。藥劑拌合選用配備ALLU DH3-23/X75型篩分斗和MX500HD強力攪拌頭的攪拌平臺（圖2），處置完成后進行相關指標的檢測，經效果評估合格后將污染底泥用于堆壩砌岸資源化利用。

圖1 中試試驗工藝流程Fig.1 Pilot scale test process

圖2 ALLU攪拌設備Fig.2 ALLU mixing equipment

1.3 分析方法

沿選定試驗段河道縱向中心線附近間隔10 m均勻布置3個底泥采樣點，取樣后進行底泥理化性質測定。含水率、密度、液塑限、飽和度、孔隙比、顆粒組成等的檢測采用GB/T 50123—2019《土工試驗方法標準》。

2）底泥重金屬總量測定

對原污染底泥進行重金屬總量檢測，汞、砷的檢測采用HJ 680—2013《土壤和沉積物汞、砷、硒、鉍、銻的測定微波消解/原子熒光法》，銅、鋅、鉛、鎳、鉻的檢測采用HJ 491—2019《土壤和沉積物銅、鋅、鉛、鎳、鉻的測定火焰原子吸收分光光度法》。

3）底泥重金屬毒性浸出測定

對原污染底泥和現(xiàn)場穩(wěn)定化處置完成2 d后底泥進行重金屬毒性浸出檢測，重金屬毒性浸出測定采用HJ 557—2010《固體廢物浸出毒性浸出方法水平振蕩法》進行樣品浸出處理，得到的液體樣品送第三方環(huán)境實驗室進行檢測。

底泥中重金屬的穩(wěn)定程度用穩(wěn)定化率W表示，計算方法如式（1）所示：

式中：C0為未經過穩(wěn)定化處理樣品的重金屬浸出量；C1為經過穩(wěn)定化處理后樣品的重金屬浸出量。

4）無側限抗壓強度

不可否認，在我國大力發(fā)展智能交通管理系統(tǒng)的時期，大量建設子系統(tǒng)，是必然要求，是智能交通管理系統(tǒng)發(fā)展的必然階段。但是如果缺乏系統(tǒng)性、條理性，凡是業(yè)務工作都對應一個管理子系統(tǒng)，這勢必導致子系統(tǒng)冗雜的問題，隨著智能交通管理系統(tǒng)集成化發(fā)展，子系統(tǒng)精簡化、集成化將是大勢所趨。

為考察固化穩(wěn)定化處置后污泥的固化效果，在現(xiàn)場養(yǎng)護7 d后進行無側限抗壓強度測試，試驗方法參考CJJ 1—2008《城鎮(zhèn)道路工程施工與質量驗收規(guī)范》執(zhí)行。

5）輕型動力觸探

為評價環(huán)保攪拌設備處置后的效果和勻質性，在固化/穩(wěn)定化處置完成2 d后對1Q、2Q和3Q試驗區(qū)進行輕型動力觸探試驗，試驗方法參考JGJ 340—2015《建筑地基檢測技術規(guī)范》執(zhí)行。

2 結果與討論

2.1 底泥理化性質

對中試試驗段河道底泥進行理化分析，結果表明，豐產河底泥細砂（0.25～0.075 mm）占比為0.3%～0.5%，粉粒（0.075～0.005 mm）占比為62.1%～62.7%，黏粒（<0.005 mm）占比為36.8%～37.6%。其中粉粒占比最多，黏粒次之，細砂最少，底泥初始含水率為166%～213%，孔隙比為4.756～5.992，液限為60.7%～67.1%，屬于高液限黏土。底泥有機質含量為2.15%～10.68%，參照中國水科院《全國河流湖泊水庫底泥污染狀況調查評價》（2008）[8]的評價方法，河道底泥受到不同程度的有機質污染，屬于重度有機質污染，存在嚴重的底泥營養(yǎng)鹽釋放風險。

2.2 底泥重金屬污染情況

底泥重金屬含量檢測結果如表1所示，結果顯示：YN-2號點位As濃度為54.60 mg/L，超過GB 15618—2018《土壤環(huán)境質量 農用地土壤污染風險管控標準（試行）》[9]風險篩選值1.82倍。底泥中As、Ni、Pb和Co等4種重金屬的浸出結果超過GB 14848—2017《地下水質量標準》[10]中地下水Ⅲ類標準。其中As最大超標為3.08倍（YN-2）、Ni為1.80倍（YN-2）、Pb為1.05倍（YN-3）、Co為1.12倍（YN-2），表明底泥中重金屬存在較高的遷移風險，具有潛在的生態(tài)危害。

表1 底泥重金屬含量結果分析Table 1 Analysis of content of heavy metal in the sediment

2.3 重金屬浸出毒性

為評估處置后污染底泥的重金屬遷移風險和穩(wěn)定化效果，進行了重金屬浸出毒性試驗。結果如圖3所示，其中W1、W2、W3為所選用的3種穩(wěn)定劑，DZ為空白對照組。結果顯示，空白對照組中As、Pb、Ni和Co的浸出濃度分別為30.8 μg/L、10.52 μg/L、36.01 μg/L和56.14 μg/L，均超過標準限值，如圖3（a）所示，3%穩(wěn)定劑摻量下，W1型穩(wěn)定劑表現(xiàn)出了更低的檢測濃度，W1組As、Pb、Ni和Co的浸出濃度分別為1.50 μg/L、0.34 μg/L、0.73μg/L、8.35 μg/L，穩(wěn)定化率為95.13%、96.63%、96.33%和83.31%，均低于標準限值。如圖3（b）所示，5%穩(wěn)定劑摻量下，同樣的，W1型穩(wěn)定劑表現(xiàn)出了更低的檢測濃度，W1組As、Pb、Ni和Co的浸出濃度分別為1.4 μg/L、0.21 μg/L、0.73 μg/L和8.40 μg/L，穩(wěn) 定 化 率 為95.45%、97.94%、96.38%和83.20%，均低于標準限值。增加穩(wěn)定劑的摻量，并未大幅降低浸出濃度。對比3種不同型號的穩(wěn)定劑，W1型穩(wěn)定劑對As表現(xiàn)出了更好的穩(wěn)定化效果。

圖3 底泥中重金屬離子的浸出Fig.3 Leaching of heavy metal ions from sediment

W1型穩(wěn)定劑主要成分為組分B：無定形鐵基硫酸鹽礦物材料和組分D：小分子有機硫材料，其中鐵鹽在中性或酸性條件下與氧氣和水（或H+）反應生成Fe3+，F(xiàn)e3+能將環(huán)境中As3+氧化成As5+，與可溶性AsO43-、AsO33-和AsO2-形成沉淀，F(xiàn)e（OH）3可以吸附底泥中不穩(wěn)定的膠體污染物，同時鐵的氧化物對As等還可以形成專性吸附[11]。廣譜型重金屬穩(wěn)定劑（W1型）通過與重金屬發(fā)生吸附、沉淀、絡合、類質同相取代和氧化還原等一系列物理化學反應，實現(xiàn)了對重金屬的同步化學穩(wěn)定化，在現(xiàn)場工程應用中表現(xiàn)出了較好的重金屬穩(wěn)定化效果。

2.4 無側限抗壓強度

固化后污染底泥的強度和含水率一定程度上決定了其后續(xù)資源化利用途徑，圖4所示為現(xiàn)場養(yǎng)護7 d后不同固化劑摻量下無側限抗壓強度和底泥含水率。結果顯示，隨固化劑摻量的增加，底泥含水率呈現(xiàn)下降的趨勢，8%固化劑摻量下底泥的含水率可在7 d后降至54.7%，10%固化劑摻量下可降至52.9%。污染底泥無側限抗壓強度隨固化劑摻量的增加而增加，10%固化劑摻量下7 d無側限抗壓強度可達282.4 kPa，可用于河道周邊的回填、堆壩砌岸等資源化處置。

圖4 不同固化劑含量時底泥的抗壓強度Fig.4 Compressive strength of sediment with different curing agent content

水泥基固化材料通過和底泥中水分發(fā)生水化反應，使底泥中大量的孔隙水轉化為結合水和礦物水，從而極大限度地降低了固化淤泥的含水率，提高固化淤泥的強度。同時固化劑通過大分子封裝和微囊化等作用可以改變污染物的流動性，降低污染物的遷移性和生態(tài)風險[12]。

2.5 攪拌勻質性效果評價

本研究選用ALLU篩分斗作為藥劑拌合設備，控制條件為同一作業(yè)面上下翻拌15次，2 d后進行輕型動力觸探試驗，評價拌合效果。圖5所示為試驗區(qū)1Q、2Q、3Q的試驗結果。結果顯示，在既有工況下ALLU篩分斗對表層（0～1.0 m）和深層（1.5～2.5 m）表現(xiàn)出了更好的拌合效果，存在1.0～1.5 m深度范圍內的底泥藥劑拌合效果不佳的問題。在今后的工程實踐中，可適當增加中間層底泥的拌合次數(shù)以保證拌合效果。

圖5 輕型動力觸探試驗Fig.5 Light dynamic penetration test

綜上，在今后的工程應用中，對于深度較淺（≤3 m）底泥的固化穩(wěn)定化處置，可以采用ALLU篩分斗作為藥劑拌合設備來提升作業(yè)效率，同時應重點關注藥劑拌合的勻質性。

3 結語

本研究采用異位固化穩(wěn)定化技術對污染底泥進行快速處置和資源化利用現(xiàn)場中試試驗。對固化穩(wěn)定化處置后底泥進行重金屬浸出和抗壓強度檢測，并進一步對攪拌勻質性進行了效果評價，形成主要結論如下：

1）3%穩(wěn)定劑摻量下，W1型穩(wěn)定劑As、Pb、Ni和Co的浸出濃度分別為1.50 μg/L、0.34 μg/L、0.73μg/L、8.35 μg/L，穩(wěn)定化率為95.13%、96.63%、96.33%和83.31%，均低于標準限值。W1型穩(wěn)定劑整體表現(xiàn)出了更低的浸出濃度，其主要成分鐵基硫酸鹽礦物材料對As等還可以形成專性吸附，對As元素表現(xiàn)出了更好的穩(wěn)定化效果。

2）現(xiàn)場養(yǎng)護7 d后，10%固化劑摻量下含水率可降至52.9%，7 d無側限抗壓強度可達282.4 kPa，可用于河道周邊的回填、堆壩砌岸等資源化處置。

3）在既有工況下ALLU篩分斗對表層（0～1.0 m）和深層（1.5～2.5 m）表現(xiàn)出了更好的拌合效果，對于作業(yè)深度較淺（≤3 m）底泥的處置，可以采用ALLU篩分斗作為藥劑拌合設備來提升作業(yè)效率，同時應關注藥劑拌合的勻質性。