一種重金屬污染淤泥穩(wěn)定化處理材料的配方的制作方法
【技術(shù)領(lǐng)域】
[0001] 本發(fā)明涉及固體廢棄物資源化利用技術(shù)領(lǐng)域，具體涉及一種重金屬污染淤泥穩(wěn)定 化處理材料的配方。
【背景技術(shù)】
[0002] 在許多河道和湖泊的清淤工程中，由于河道和湖泊長期受納含有重金屬污染的廢 水，重金屬離子由于顆粒物的沉降作用或與有機物等發(fā)生反應(yīng)，在河道和湖泊淤泥中沉積。 隨著河道、湖泊的水利清淤和環(huán)保清淤工程開展，會產(chǎn)生大量的重金屬污染淤泥，這些淤泥 的含水率較高、粘粒含量高，強度和承載力極低，在堆放過程中會占用大量土地資源，同時 淤泥中的重金屬會隨著地表降雨徑流和地下水滲流作用對周圍的水環(huán)境產(chǎn)生污染。同時在 市政工程、礦山修復(fù)工程中需要大量的填土，大多通過開采砂土礦而取得。

【發(fā)明內(nèi)容】

[0003] 本發(fā)明的目的在于針對現(xiàn)有技術(shù)的缺陷和不足，提供一種結(jié)構(gòu)簡單、設(shè)計合理、使 用方便的一種重金屬污染淤泥穩(wěn)定化處理材料的配方。
[0004] 為了解決【背景技術(shù)】所存在的問題，本發(fā)明的一種重金屬污染淤泥穩(wěn)定化處理材 料的配方，它的配方為：按質(zhì)量百分比為水泥20-30%、石灰15-25%、膨潤土 45-55%、腐殖質(zhì) 12-22% ;在水泥基固化材料的基礎(chǔ)上加入石灰、膨潤土、腐殖質(zhì)，按比例混合均勻。
[0005] 本發(fā)明有益效果為： 一、 環(huán)境保護，可以減少重金屬污染淤泥在堆場和處置過程中對周圍水環(huán)境產(chǎn)生的二 次污染問題； 二、 資源再生利用，可以將重金屬污染淤泥轉(zhuǎn)化為市政填土和綠化用土； 三、 原材料來源廣泛，價格便宜，具有較強的經(jīng)濟性； 四、 處理效果好，通過機械攪拌后，與污染淤泥充分混合，在提高淤泥的強度的同時，可 以有效地對重金屬進行穩(wěn)定，降低重金屬的溶出性能和生物活性； 五、 應(yīng)用范圍廣，可以根據(jù)淤泥中重金屬污染物的種類及含量，調(diào)整原料組分的配比和 添加量，滿足不同工況的要求。
【附圖說明】
[0006] 圖1為【具體實施方式】一的反應(yīng)對比示意圖； 圖2為【具體實施方式】二的反應(yīng)對比示意圖； 圖3為【具體實施方式】中C-S-H對重金屬的穩(wěn)定化作用示意圖。
【具體實施方式】
[0007] 下面結(jié)合附圖對本發(fā)明作進一步的說明。
[0008] 為了使本發(fā)明的目的、技術(shù)方案及優(yōu)點更加清楚明白，以下結(jié)合附圖及具體實施 方式，對本發(fā)明進行進一步詳細說明。應(yīng)當(dāng)理解，此處所描述的【具體實施方式】僅用以解釋本 發(fā)明，并不用于限定本發(fā)明。
【具體實施方式】 [0009] 一：本采用如下技術(shù)方案：它的配方為：按以下質(zhì)量 百分比混合均勻而成，水泥20%、石灰25%、膨潤土 33%、腐殖質(zhì)22%。
[0010] 按照本配比，在每立方米淤泥中加入85kg本發(fā)明材料，淤泥經(jīng)過處理后，7天無側(cè) 限抗壓強度可以達到103kPa，滲透系數(shù)小于KT5cm，滿足市政填土和綠化用土的強度要求， 除Pb的浸出量變化不大外，其他五種重金屬的浸出量較原泥都具有較大的降低，浸出量均 下降到危險廢物鑒別標準以下。較只使用水泥一種材料，重金屬浸出量降低了 85%以上，如 圖1所示。
[0011]
【具體實施方式】二：本【具體實施方式】采用如下技術(shù)方案：它的配方為：按以下質(zhì)量 百分比混合均勻而成，水泥30%、石灰15%、膨潤土 43%、腐殖質(zhì)12%。
[0012] 按照本配比，在每立方米淤泥中加入75kg本發(fā)明材料，淤泥經(jīng)過處理后，7天無側(cè) 限抗壓強度可以達到95kPa，滲透系數(shù)小于KT5cm，滿足市政填土和綠化用土的強度要求， 除Pb的浸出量變化不大外，其他五種重金屬的浸出量較原泥都具有較大的降低，浸出量均 下降到危險廢物鑒別標準以下。較只使用水泥一種材料，重金屬浸出量降低70%以上，如圖 2所示。
[0013] 機理說明： 水泥加入到污染淤泥中，會發(fā)生如下水化反應(yīng)： 3Ca0 · SiO2 + 6H20 = 3Ca0 · SiO2 · 3H20 + 3Ca(OH)2 (式 I) 2(2Ca0 · SiO2) + 4H20 = 3Ca0 · SiO2 · 3H20 + Ca(OH)2 (式 2) 3Ca0 · Al2O3 + 6H20 = 3Ca0 · Al2O3 · 6H20 (式 3) 生石灰與水發(fā)生如下反應(yīng)： CaCHH2O=Ca(OH)2 (式 4) 從上述四個反應(yīng)方程式，可以看出，水泥發(fā)生水化反應(yīng)的主要產(chǎn)物有C-S-H (水化硅酸 鈣)、Ca (OH) 2和3Ca0 · Al 203 · 6H20,生石灰與水發(fā)生反應(yīng)的唯一生成物就是Ca (OH) 2。在水 泥與石灰的穩(wěn)定化處理中，重金屬離子可能與0Γ結(jié)合，形成不溶于水的鹽類。在污染底泥 中Cd的氧化值為+2, Cd (OH) 2為強堿性,溶于水，因此在水泥和石灰穩(wěn)定化底泥中Cd2+與 OF不發(fā)生反應(yīng)，不能形成Cd的氫氧化物沉淀。Cr的氧化值多為+3, Cr(OH) 3具有兩性，既 能與強酸反應(yīng)，又能與強堿反應(yīng)，具體反應(yīng)如式5,因此在水泥和石灰穩(wěn)定化底泥中，生成的 〇H_含量較高，Cr3+不能與MT形成不溶沉淀物。Cu的氧化值為+2,在堿性環(huán)境下，Cu2+與 0Γ形成不溶于水的鹽類Cu (OH) 2，具體反應(yīng)式見式6,因此在水泥和石灰穩(wěn)定化底泥中，Cu 形成了沉淀物，形態(tài)發(fā)生改變。Ni (OH)2屬于強堿，Ni2+不能與0!Γ發(fā)生反應(yīng)、形成沉淀物。 Pb (OH) 2屬于弱堿性物質(zhì)，微溶于水，在水泥與石灰的穩(wěn)定化底泥中，Pb 2+可以與0!Γ形成不 溶的Pb (OH) 2，具體反應(yīng)如式7。Zn是兩性重金屬的典型代表，Zn2+在0!Γ量不同時，發(fā)生的反 應(yīng)不同，具體反應(yīng)如式8,在水泥與石灰的穩(wěn)定化底泥中MT含量較高，Zn不能與反應(yīng)MT生 成沉淀。
[0014] (式 5) .Cu2++20『=Cu (OH) 2(式6) ? Pb2++20F=Pb (OH) 20^7) + Ζη2++20Γ (適量）=Zn (OH) 2Zn (OH) 2+20Γ (過量）=Zn (OH)廣 從上述分析可以看出，在堿性環(huán)境中，Cu和Pb能與OF結(jié)合，發(fā)生反應(yīng)，生成不溶于水 的鹽類，使它們的形態(tài)發(fā)生改變；其他重金屬在0Γ含量較高的堿性環(huán)境中，均不能與O『發(fā) 生反應(yīng),堿性環(huán)境對它們的形態(tài)改變作用不大。
[0015] 水泥對重金屬穩(wěn)定化的效果取決于水化產(chǎn)物的數(shù)量。水泥與水發(fā)生水合反應(yīng)后， 生成了 C-S-H，C-S-H對重金屬的形態(tài)及浸出有很大影響。一部分重金屬會吸附在C-S-H顆 粒表面、一部分重金屬會進入C-S-H結(jié)構(gòu)內(nèi)部，被C-S-H所包裹、還有一部分會取代C-S-H 中的Ca或者與C-S-H表面的Ca反應(yīng)形成Ca與該重金屬的氧化物。在硬化水泥漿體的C-S-H 結(jié)構(gòu)中，Cd和Zn會取代C-S-H中的Ca或與C-S-H表面的Ca反應(yīng)形成氧化物Cd-Ca-Si和 Zn-Ca-Si ;Cr則直接進入C-S-H結(jié)果內(nèi)部，被包裹在C-S-H中；Cu和Pb不僅與0H_反應(yīng)生成 不溶物質(zhì)，而且在水泥熟料顆粒的表面也形成一些不溶性的沉積物，如碳酸鹽、硫酸鹽等， 這些物質(zhì)表面能低，吸附在水泥顆粒表面低，常常延緩水泥的水化。同時CuO還會被C2S(硅 酸二鈣）通過物理作用結(jié)合，大部分則形成了一種含Cu-Ca-Si的化合物。C-S-H對重金屬 的穩(wěn)定化作用如圖3所示；其中圖中1為表面顆粒BaC03、BaS04、2為Cr被納入其中、3為水 泥熟料顆粒、4為C-S-H、5為表面區(qū)域、6為Zn與CaZn20H)6、7為Cd與CaCd(0H) 4、8為Pb、 Cu沉淀。
[0016] 黏土礦物廣泛存在于自然界中，因為黏土礦物具有特殊的晶體結(jié)構(gòu)，因此黏土礦 物具有很多特性，例如：復(fù)水、脫水性能、離子交換性能、可塑性能、膨脹和收縮性能等。黏土 礦物同時屬于膠體范疇，具有較高的比表面積和表面雙電層 膨潤土的加入對重金屬的形態(tài)變化有明顯效果。重金屬元素可通過一系列反應(yīng)機制被 膨潤土吸附、結(jié)合。這些反應(yīng)機制包括：（1)離子交換吸附機理、（2)配合作用機理、（3)共 沉淀機理。同時，黏膨潤土有很強的吸附性，按照吸附原因的區(qū)別，可被分為物理吸附、化學(xué) 吸附和離子交換吸附； (1)物理吸附： 物理吸附是指由吸附劑與吸附質(zhì)之間的分子間引力而產(chǎn)生的吸附。物理吸附是可逆 的，吸附和解吸速度在一定的溫度、重金屬濃度條件下呈現(xiàn)動態(tài)平衡。物理吸附是由于膨潤 土的表面分子具有表面能而產(chǎn)生的。一般而言，吸附劑的比表面積越大，吸附能力就越強。
[0017] (2)化學(xué)吸附： 化學(xué)吸附是指吸附劑與吸附質(zhì)之間的化學(xué)鍵力而產(chǎn)生的吸附。吸附方式一般存在以下 兩種情形：（1)介質(zhì)中有存在中性電解質(zhì)時，無機陽離子可以在黏土礦物和陰離子型聚合 物之間形成一個"橋接"，高聚物則通過這個"橋接"吸附在黏土礦物的表面；（II)黏土礦物 晶體帶正電荷，陰離子基團可以靠它與正電荷之間的靜電引力吸附在黏土礦物的表面。
[0018] (3)離子交換吸附： 黏土礦物通常具有不飽和電荷，根據(jù)電量平恒原理，必定會有等量的異種電荷吸附在 黏土表面上以達到電中性平衡。通常，吸附在黏土礦物表面上的離子可以和溶液中的同號 離子發(fā)生交換作用，這種作用即稱為離子交換性吸附。常見的與黏土礦物發(fā)生交換吸附的 離子為：（1)陽離子刃&2+、1%2+、礦、1(+、順 4+、似+和六13+等；（11)陰離子 ：50 42_、(：1_和吣3_等。
[0019] 膨潤土對重金屬離子的吸附屬于陽離子交換吸附，陽離子交換吸附可以發(fā)生在膨 潤土晶體表面，也可以發(fā)生在其礦物晶層中。一般來說，交換吸附受以下幾點因素影響：① 離子價數(shù)，在溶液中離子濃度相差不大時，離子價態(tài)越高，則與黏土之間的吸附能力就越 強；②離子半徑、價態(tài)相同、濃度相近的情況下，金屬離子半徑大的，水化半徑越小，離子中 心離黏土表面越近，吸附能力就越強；③離子濃度，離子濃度對吸附強弱的影響符合質(zhì)量作 用定律，即濃度越大，吸附作用越強；④介質(zhì)，堿性介質(zhì)的交換量比酸性介質(zhì)中高；同時陽 離子交換吸附還受黏土礦物粒度和溫度的影響。
[0020] 以上所述，僅用以說明本發(fā)明的技術(shù)方案而非限制，本領(lǐng)域普通技術(shù)人員對本發(fā) 明的技術(shù)方案所做的其它修改或者等同替換，只要不脫離本發(fā)明技術(shù)方案的精神和范圍， 均應(yīng)涵蓋在本發(fā)明的權(quán)利要求范圍當(dāng)中。
【主權(quán)項】
1. 一種重金屬污染淤泥穩(wěn)定化處理材料的配方，其特征在于：它的配方為：按質(zhì)量百 分比為水泥20-30%、石灰15-25%、膨潤土45-55%、腐殖質(zhì)12-22% ;在水泥基固化材料的基礎(chǔ) 上加入石灰、膨潤土、腐殖質(zhì)，按比例混合均勻。
【專利摘要】本發(fā)明公開了一種重金屬污染淤泥穩(wěn)定化處理材料的配方，它涉及固體廢棄物資源化利用技術(shù)領(lǐng)域；它的配方為：按質(zhì)量百分比為水泥20-30%、石灰15-25%、膨潤土45-55%、腐殖質(zhì)12-22%；在水泥基固化材料的基礎(chǔ)上加入石灰、膨潤土、腐殖質(zhì)，按比例混合均勻；本發(fā)明可以減少重金屬污染淤泥在堆場和處置過程中對周圍水環(huán)境產(chǎn)生的二次污染問題；污染淤泥能再生利用，具有較強的經(jīng)濟性；處理效果好，應(yīng)用范圍廣。
【IPC分類】C02F11/00
【公開號】CN104986926
【申請?zhí)枴緾N201510326599
【發(fā)明人】包建平, 張會文, 舒實, 魏代偉, 蔣裕豐
【申請人】南京河海科技有限公司
【公開日】2015年10月21日
【申請日】2015年6月15日