固化底泥的重金屬形態(tài)分布與生態(tài)風險評價

黃 翌,熊 鈺,馬天躍,張 麗,*,毛 瑤,張家泉,

(湖北理工學院 a.環(huán)境科學與工程學院,b.礦區(qū)環(huán)境污染控制與修復湖北省重點實驗室,湖北 黃石 435003)

大冶湖流域地處長江中下游多金屬成礦帶,Cu、Fe、Au、Mo等資源豐富。近幾年,大冶湖流域內(nèi)的大量工礦活動使得大冶湖富營養(yǎng)化及重金屬污染日益加重,有毒重金屬污染物在底泥中不斷積累,成為了潛在污染源[1]。重金屬作為環(huán)境中典型的累積性污染物,具有持久性、生物毒性強、難降解等特點[2],當沉積環(huán)境發(fā)生變化時,長期積累的重金屬會從沉積物中重新釋放[3],造成環(huán)境的二次污染。

湖泊底泥重金屬污染已成為世界關注的環(huán)境問題。盡管底泥在再生土地利用、填方材料等方面進行了資源化利用[4],但仍有大量底泥用來堆砌和填埋,占用大量土地,對周圍環(huán)境造成污染[5]。由于底泥中含有豐富的有機質、氮、磷等營養(yǎng)物質,底泥農(nóng)用被認為是最有前景的資源化有效利用的方法,但湖泊底泥中富含各種污染物,尤其是重金屬嚴重超標,是限制底泥資源化利用的主要因素。

本文以大冶湖底泥為原料,以水泥、粉煤灰和礦渣為固化劑,探討不同固化劑摻量對大冶湖底泥固化后的抗壓強度和重金屬毒性的影響,為湖泊底泥安全高效處理提供新方法。

1 材料與方法

1.1 材料

采用抓斗式重力泥斗采集大冶湖表層泥(0～20 cm)。固化劑為水泥(華新水泥32.5號)、粉煤灰(西塞山發(fā)電有限公司II級灰,主要成分為SiO2、Al2O3、FeO、Fe2O3、CaO和TiO2)、大冶鐵礦尾渣(主要成分為Al2O3和CaO)。

1.2 測試方法

根據(jù)《土工試驗方法標準》(GB/T 50123—2019)分析底泥樣品的pH、含水率、有機質含量、液限、塑限。參照《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》(HJ 491—2019)測定銅、鋅、鉛、鎳、鉻的含量,參照《土壤質量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》(GB/T 17141—1997)測定鎘的含量,參照《固體廢物浸出毒性浸出方法水平振蕩法》(HJ 557—2010)進行重金屬浸出實驗。

1.3 底泥固化試驗

按照正交試驗配比,將水泥、粉煤灰、礦渣與底泥充分攪拌,混合均勻。根據(jù)《土工實驗規(guī)范》的要求,將樣品分5～6層裝入模具,壓入立方體PVC試模中,試塊放在標準養(yǎng)護室養(yǎng)護,養(yǎng)護溫度為25±2 ℃,養(yǎng)護脫模后將試塊放在標準養(yǎng)護室內(nèi)繼續(xù)養(yǎng)護到實驗齡期7天、14天、21天,使用TYE-20型抗折抗壓試驗儀對試塊進行無側限抗壓強度測試。

1.4 評價方法

地累積指數(shù)法(Index of Geo-accumulation,Igeo)是由 Müller提出的重金屬污染評價方法,能定量地反映重金屬在土壤中的累積程度[6]。風險評估編碼法(RAC)是基于土壤或沉積物中重金屬的不同存在形態(tài)對其有不同的結合力而提出的,通過計算重金屬弱酸提取態(tài)占總量的百分比來評價土壤中重金屬的風險等級,重金屬的弱酸提取態(tài)越高,對環(huán)境構成的風險越大,反之亦然[7-9]。重金屬污染評價標準見表1。

表1 重金屬污染評價標準

2 結果與討論

2.1 底泥基本性質

大冶湖底泥的初始含水率為75.2%,pH為7.05,有機質含量為14.9%,液限和塑限分別為54.2%和19.8%,屬于高液限淤泥質土。底泥中主要礦物成分為石英和高嶺石,與粘土相似,可用作土方用土。《公路路基設計規(guī)范》(JTG D30—2004)規(guī)定,液限高于50%的材料不能直接作為路基填料,進行改善后才能作為路基填充材料使用。

2.2 底泥重金屬含量及形態(tài)分布

采用改進的BCR連續(xù)提取法得到底泥中重金屬4種形態(tài),包括弱酸提取態(tài)(Fr1)、可還原態(tài)(Fr2)、可氧化態(tài)(Fr3)和殘渣態(tài)(Fr4)。底泥中重金屬含量與形態(tài)分布如圖1所示。由圖1可知,底泥中重金屬含量由高到低為:Zn>Cu>Pb>Ni>Cr>Cd,其中Cu、Pb、Zn和Ni的濃度高于《土壤環(huán)境質量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準》(GB 15618—2018)中農(nóng)用地重金屬污染風險篩選值,不能直接進行資源化利用。弱酸提取態(tài)占比大小順序為:Cd(40.12%)>Zn(18.92%)>Pb(14.15%)>Cu(11.61%)>Ni(9.78%)>Cr(5.45%);可還原態(tài)占比大小順序為:Pb(35.01%)>Cd(32.18%)>Zn(29.31%)>Cu(17.83%)>Ni(16.18%)>Cr(3.85%);可氧化態(tài)占比大小順序為:Cu(42.53%)>Cr(23.36%)>Pb(23.01%)>Cd(21.38%)>Zn(19.83%)>Ni(13.32%);殘渣態(tài)占比大小順序為:Cr(67.34%)>Ni(60.72%)>Zn(31.94%)>Cu(28.03%)>Pb(27.83%)>Cd(6.32%)。其中,Cd的弱酸提取態(tài)占比最高,表明其易在環(huán)境中遷移轉化,生態(tài)風險較高;Cr和Ni的殘渣態(tài)占比較高,不易被生物體利用。

圖1 底泥中重金屬含量與形態(tài)分布

2.3 底泥重金屬污染評價

以湖北省土壤環(huán)境背景值為參考,評價大冶湖底泥重金屬污染及生態(tài)風險等級,結果見表2。由表2可知,大冶湖底泥重金屬總體為中度污染,其中Cd為嚴重污染。結合圖1可知,6種重金屬生態(tài)風險評價系數(shù)由強到弱為:Cd(40.12%)>Zn(18.92%)>Pb(14.15%)>Cu(11.61%)>Ni(9.78%)>Cr(5.45%)。RAC風險評價結果表明,Cd為高生態(tài)風險;Cu、Pb和Zn為中生態(tài)風險,由于Cu、Pb和Zn的可還原態(tài)和可氧化態(tài)占比較高,存在較大的潛在生態(tài)風險;Cr和Ni為低生態(tài)風險。

表2 底泥重金屬污染及生態(tài)風險等級

2.4 底泥固化性能

不同固化劑摻量及齡期下固化底泥的抗壓強度如圖2所示。由圖2可知,單摻試塊的抗壓強度隨著水泥摻量增多呈逐漸上升的趨勢;復摻試塊的抗壓強度隨著固化劑的增加呈先上升后下降的趨勢。在B1-D3間,隨著礦渣摻量增加,試塊的抗壓強度增加,當水泥摻量為10%、礦渣摻量為50%時,試塊的抗壓強度達到最大值;當水泥摻量為13%、粉煤灰摻量為30%時,試塊的抗壓強度遠大于粉煤灰摻量為10%和20%的抗壓強度。當固化底泥中粉煤灰都被激發(fā)后,剩余水泥的水化反應對固化樣品的抗壓強度增長起主導作用。混摻樣品的抗壓強度隨著固化劑摻量變化沒有明顯的變化。根據(jù)《公路路基設計規(guī)范》(JTG D30—2004)可知,C1-C3、D1-D4、E3-E5、F2-F3、G1-G3、H1-H3抗壓強度均在300 kPa以上,滿足路基填土強度。

圖2 不同固化劑摻量及齡期下固化底泥的抗壓強度

2.5 固化底泥重金屬毒性

不同齡期試塊重金屬浸出濃度如圖3所示。由圖3可知,固化底泥重金屬浸出濃度隨齡期增加而降低,且低于《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838—2002)Ⅱ類標準,符合路基回填用土性能要求。通常認為弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)為重金屬的有效態(tài)。底泥固化前后重金屬有效態(tài)占比如圖4所示。與原底泥相比,固化后底泥重金屬有效態(tài)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%。固化后重金屬Cu和Pb的生態(tài)風險等級由中風險變?yōu)榈惋L險,Cd由高風險變?yōu)橹酗L險。固化劑的加入改變了底泥理化性質,pH值升高,重金屬發(fā)生沉淀或絡合反應,重金屬形態(tài)由非穩(wěn)態(tài)轉化為穩(wěn)態(tài),對環(huán)境的危害降低。

圖3 不同齡期試塊重金屬浸出濃度

圖4 底泥固化前后重金屬有效態(tài)占比

3 結論

1)大冶湖底泥中重金屬含量由高到低為:Zn>Cu>Pb>Ni>Cr>Cd,其中Cu、Pb、Zn和Ni超過農(nóng)用地重金屬污染風險管控值,不能直接進行資源化利用。

2)當水泥摻量為10%、礦渣摻量為50%時,試塊抗壓強度達到最大值。試塊重金屬浸出濃度隨著固化齡期增加而降低,可以無害化應用于路基填料。

3)固化底泥中重金屬有效態(tài)占比降低(除Cr外),Cd、Pb、Cu、Zn和Ni分別降低了34.36%、12.07%、9.51%、7.34%和5.48%,底泥固化后重金屬的生態(tài)風險降低,可達到資源化利用要求。