重金屬由于其不可降解性、對環境的持久危害性以及較強的生物毒性與生物蓄積性，使得底泥重金屬污染成為備受關注的環境問題之一。近些年有專家對我國長江、黃河、巢湖、洞庭湖、滇池等重要河湖水系的底泥重金屬現狀進行調查研究，結果表明，各河湖水系中的底泥重金屬含量大都高于當地土壤環境背景值，存在著或多或少的底泥重金屬污染問題，污染率達到近80.1%，污染現狀不容樂觀。水體富營養化問題同樣也是我國大部分河湖水系面臨的一大環境挑戰，伴隨著人類生產生活水平逐漸提高的是氮、磷等營養元素的使用與排放量的攀升，有學者指出在控制水體富營養化問題上應放寬對氮的控制，著重于磷的管理。本文針對河道中的底泥重金屬污染問題以及水體富營養化，利用免燒結固化穩定化技術，控制底泥中的重金屬污染物析出，并使其轉化為具有一定力學強度的固化體，再通過鐵改性的方式將固化體轉化為一種吸附材料，能夠去除水中的磷。將河道中受污染的危險廢棄物轉化成為治理河道的功能材料，取之于河道，用之于河道，為底泥的處理與處置以及黑臭水體的治理提供理論參考。
一、材料與方法
1.1 人工配置重金屬污染底泥
試驗用河道底泥采自于上海市復興河(黃浦江支流)海安路橋段，對試供底泥中的重金屬含量進行分析，結果如表1所示，發現該河段底泥中重金屬含量較低，均在上海市土壤環境背景值以下，為更好評價水泥基固化/穩定化對重金屬污染底泥的固化效果，選取較為常見的Pb，C和Cu3種重金屬，以《土壤環境質量建設用地土壤污染風險管控標準》(GB36600—2018)篩選值的2倍為添加量，來配制重金屬污染底泥。
1.2 材料與設備
水泥：本研究選用水泥基固化劑， >
藥劑：磷酸二氫鉀、氯化鐵、冰醋酸、濃硫酸、高氯酸、氫氟酸、鹽酸、抗壞血酸、鉬酸銨、酒石酸銻鉀、硝酸銅、硝酸鎘、硝酸鉛、氫氧化鈉、碳酸氫鈉、氯化鈉，以上均為分析純。
儀器：DYE-300S型抗壓抗折一體機、UV-2600型紫外分光光度計、YH-40B型標準水泥膠砂試體養護箱、ZHL-280型水浴恒溫振蕩器、上海一恒牌馬弗爐。
1.3 試驗方法
1.3.1 底泥固化體的制備
向配制好的底泥中加入硅酸鹽水泥，水泥摻量分別為底泥質量的10%，20%，30%和40%，將物料置于攪拌機中以150r•min−1的轉速充分攪拌。采用70.7mm×70.7mm×70.7mm標準試塊模型為攪拌均勻的物料注模，使用振動臺將漿體振動壓實至表面無明顯塌陷，置于陰涼處24h脫模。在養護箱恒溫(20℃)恒濕(≥90%)的條件下養護7，14和28d。
1.3.2 鐵改性底泥固化體
將底泥固化體置于2mol•L−1的FeCl3中浸泡24h，再使用馬弗爐600℃焙燒2h。用純水反復清洗至液體澄清，烘干備用。
1.3.3 除磷試驗
稱取一定量的KH2PO4于去離子水中，配制成質量濃度為5.00×10−3g•L−1的模擬含磷用水。在100mL的模擬水樣中放入一定量的改性固化體，調節pH，在恒溫搖床中以180r•min−1的速度振蕩一段時間，取上清液過0.45μm濾膜，測定上清液中磷濃度。
二、結果與討論
2.1 固化體的理化性質檢測
為確保底泥固化體用作水體除磷材料的過程中不會對水環境造成二次污染，形成潛在生態風險，且具備一定的力學性能，需要對制備好的底泥固化體進行重金屬毒性浸出檢測與無側限抗壓強度進行檢測。
2.1.1 重金屬毒性浸出
本試驗選用國家環保行業標準《固體廢物浸出毒性浸出方法醋酸緩沖溶液法》(HJ/T300—2007)[8]模擬酸性條件下各重金屬浸出濃度。配制醋酸鈉提取液：將5.7mL冰醋酸轉移至1L的容量瓶中，純水定容，調節pH至2.88±0.05，即為提取液。將底泥固化體破碎研磨，過9.5mm篩網。稱取固化體2g，轉移至50mL離心管中，并添加40mL的提取液，確保固液比為1：20。置于翻轉式振蕩器上，以(30±2)r•min−1的轉速震蕩16~20h。震蕩完成后置于離心機中，以4000r•min−1的轉速離心10min，取上清液過0.45μm濾膜，經ICP-MS測定重金屬浸出濃度。3種人工添加重金屬的浸出濃度如圖1所示。
通過毒性浸出試驗發現，經過硅酸鹽水泥固化之后，固化體中的重金屬浸出濃度有了顯著的降低。當水泥摻量達到40%，養護齡期為28d時，Cd，Cu與Pb穩定化率達到92.5%，91.8%和99.5%;Cd，Cu和Pb的浸出濃度分別為1.00×10−4，1.18×10−2和1.40×10−4g•L−1。其浸出濃度均低于國家標準《生活垃圾填埋場控制標準(GB16889—2008)》中的重金屬毒性浸出限值，符合處理后固化材料的安全標準。
2.1.2 無側限抗壓強度
本試驗將根據國家標準《土方試驗標準》(GB/T50123—1999)中規定檢測方法對底泥固化體進行無側限抗壓強度檢測，將各養護齡期的底泥固化體置于抗壓抗折一體機承載板的中心位置，以0.1kN•s−1的加荷速度地向固化體施加壓力直至固化體發生破碎，記錄荷載曲線峰值，測試3組平行樣，取算數平均為荷載值。利用公式(1)計算固化體無側限抗壓強度：
式中：f為無側限抗壓強度;P為荷載峰值;A為固化體的受力面積。不同水泥摻量下底泥固化體無側限抗壓強度如圖2所示。
底泥固化體在水泥摻量30%養護14d時抗壓強度達到1.01MPa，超過《生活垃圾焚燒處理工程技術規范》(CJJ90—2002)中劃定的固化物安全填埋最低限定值0.98MPa。當水泥摻量40%養護28d時抗壓強度達到3.81MPa，滿足《公路路面基層施工技術規范》規定抗壓強度最低值1.50MPa，達到填埋或者作為土工材料的強度標準。且經過水泥基固化劑處理得到的固化體本身具備優異的防滲透性、防腐蝕性，滿足后續資源化利用要求。
2.2 改性固化體吸附影響因素
從底泥固化體的安全性能與力學強度出發，選用水泥摻量40%養護齡期28d的固化體經FeCl3改性，將制備好的改性固化體用于水中的磷的去除。通過改變影響除磷效果的因素：載鐵量、吸附時間、改性固化體投加量、pH，依次考察這4個因素對磷去除效果的影響。
2.2.1 鐵含量對改性固化體吸附性能的影響
取配置好的不同濃度的FeCl3溶液10mL倒入100mL燒杯當中，調整鐵摻量(以摩爾質量計)為0，11.1，22.4，56.0，112.0，168.0，224.0和280.0g•kg−1，取10g固化體浸漬6h后烘干，取出置于馬弗爐中焙燒改性，并對制備好的不同鐵含量改性固化體的吸附除磷性能進行探究，結果如圖3所示。
由圖3可見，摻量為0即未改性的底泥固化體本身具有一定的吸附除磷效果，去除效率約為41.2%。但經鐵改性后的底泥固化體對磷的去除率顯著提高，而且隨著鐵摻量的增加而增加。當鐵摻量從11.2g•kg−1增加到112.0g•kg−1時，改性底泥固化體對磷的去除率由76.2%達到最高98.7%，此后，再增加鐵的摻量，去除率不再增加而且還略有下降。這是因為當鐵含量較少時，無法均勻覆蓋固化體，不能形成完整的鐵氧化物包裹層，造成改性固化體除磷效率不夠高。當鐵含量達到適宜的值，形成一層均勻致密的氧化鐵覆蓋薄膜，與磷酸根接觸面積最大，吸附能力增強。當鐵負載過量時，容易將固化體中的孔隙堵塞，對除磷效果造成不利影響。因此，鐵改性固化體較佳的鐵含量配比為112.0g•kg−1(Fe/固化體)。
2.2.2 吸附時間對吸附磷的影響
取5.00×10−3g•L−1磷溶液100mL、調節pH為6，改性固化體投加比10g•L−1，分別在15，30，45，60，75，90，105和120min取上清液過0.45μm濾膜，測定上清液磷濃度，結果圖4所示。
改性固化體的磷去除率隨著時間呈上升趨勢，在吸附時間達到90min時，磷去除率約98.1%。王詩博等利用硝酸鐵對麥飯石進行改性，在6h時磷去除率為98%;張挺利用鋁改性蛭石對磷酸根的在50min磷去除率達到51.8%，相較于采用不同金屬鹽進行改性，鐵改性底泥固化體對磷的吸附時間與去除率有了較優效果。
2.2.3改性固化體投加量對吸附磷的影響
取5.00×10−3g•L−1磷溶液100mL，調節pH為6，向錐形瓶中投加0，0.1，0.2，0.5，1.0，1.5，2.0和3.0g改性底泥固化體，吸附90min后磷去除率如圖5所示。
改性固化體投加比為1g•L−1時，磷去除率就能達到85%，投加量為10g•L−1時有最佳磷去除率，為98.1%，繼續增加投加量去除率不再發生變化。但伴隨投加量的增加，單位改性固化體的吸附量呈下降趨勢，單位吸附量最大值出現在投加量1g•L−1時，達到1.73×10−3g•kg−1。
2.2.4 pH對吸附磷的影響
取5.00×10−3g•L−1磷溶液100mL，向錐形瓶中投加10g•L−1改性底泥固化體，調節pH為2，3，4，5，6，7，8，9和10，磷溶液原始pH為5.5，吸附90min后磷去除率如圖6所示。
由圖6可以看出當pH為2~10時，改性固化體的磷去除率先增大后減小，當pH為6時有最高磷去除率。這是由于改性固化體對磷的吸附主要是依靠化學吸附，是通過磷酸根將鐵氧化物表面結合的水分子替換出來，而在強酸條件下，氫離子濃度升高，起到有效吸附作用的Fe-OH開始向Fe-OH2+轉變，造成磷去除率的降低。當溶液中的pH較高，溶液中的OH−濃度上升，此時改性固化體表面吸附位點被OH−所占據，對磷吸附效率造成影響。
2.3 吸附等溫線
20，30和40℃下分別取濃度為1.0×10−3，2.0×10−3，5.0×10−3，1.0×10−2，1.5×10−2，2.5×10−2，5.0×10−2和0.1g•L−1磷溶液100mL，改性固化體投加比為10g•L−1，調節pH為6，進行振蕩吸附。等溫吸附特性可以通過Langmuir模型與Freundlich模型2種模型進行擬合。擬合方程如式(2)和(3)：
式中：Ce為平衡濃度；Qe為平衡時吸附量；Qm為最大吸附量；b為Langmuir常數；Kf為Freundlich常數；n為吸附指數。
根據兩種模型分別繪制吸附等溫線，擬合線性關系如表2所示：
改性固化體吸附過程與Langmuir模型相關系數分別為0.9501，0.954與0.9564，擬合程度較好，可以計算出在20，30和40℃下改性固化體單分子層最大吸附量分別為6.438，6.815和7.325g•kg−1。改性固化體最大吸附量隨溫度升高而增加，說明吸附除磷的過程為吸熱反應過程，適當的提高環境溫度有利于提升改性固化體的吸附除磷性能。與Freundlich模型相關系數R2分別為0.9876，0.9892和0.9864。擬合的相關系數要優于Langmuir模型擬合，整體上Freundlich模型更能描述改性固化體吸附磷酸根的過程，這也說明改性固化體對磷的吸附過程存在表面不規律的多分子層優化吸附，而不只有單分子層吸附過程。
2.4 吸附動力學
取5.00×10−3g•L−1與0.01g•L−1磷溶液各100mL，向錐形瓶中投加10g•L−1改性底泥固化體，調節pH為6，取振蕩吸附15，30，45，60，75和90min時的上清液，測定磷吸附量并與吸附動力學模型進行擬合，擬合結果如圖7與圖8所示：初始磷濃度為5.00×10−3g•L−1與0.01g•L−1下改性固化體吸附量與準一級動力學方程的相關系數分別為0.8959和0.8649。與準二級動力學方程的相關系數為0.9799和0.9597，說明改性底泥固化體與準二級動力學方程的擬合程度更為接近。
2.5 洗脫及循環使用次數
本研究選用不同濃度的HCl，NaOH，NaHCO3以及純水對改性固化體進行洗脫。洗脫效果如圖9所示：在使用1mol•L−1的NaOH對改性固化體進行洗脫時，脫附率達到最高的97.1%。使用的洗脫劑溶液的pH不斷升高，洗脫效果表現出了降低趨勢，在使用1mol•L−1的HCl溶液進行洗脫時，脫附率僅為6.4%，說明洗脫液的pH越高，對吸附后的改性固化體洗脫效果越好。改性固化體作為吸附劑具有較好的重復利用性能。
三、結論
(1)經過硅酸鹽水泥固化之后，受污染底泥固化體中重金屬浸出濃度明顯降低。當水泥摻量達到40%養護時間為28d時，Cd、Cu與Pb穩定化率達到92.5%，91.8%和99.5%;Cd，Cu和Pb的浸出濃度分別為1.00×10−4，1.18×10−2和1.40×10−4g•L−1。其浸出濃度均低于國家標準《生活垃圾填埋場控制標準(GB16889—2008)》中的重金屬毒性浸出限值，符合處理后固化材料的安全標準。
(2)水泥摻量40%養護28d時的固化體抗壓強度達到3.81MPa，超過《公路路面基層施工技術規范》規定抗壓強度最低值1.50MPa，達到填埋或者作為土工材料的強度標準，滿足后續資源化利用要求。
(3)未改性的底泥對磷的去除效率約為41.2%。經鐵改性后底泥固化體對磷的去除率隨鐵摻量的增加而增加。當鐵摻量從11.2g•kg−1增加到112.0g•kg−1時，改性底泥固化體對磷的去除率由76.2%達到最高98.7%。鐵改性固化體較佳的鐵含量配比為112.0g•kg−1(Fe/固化體)。
(4)經過鐵改性的底泥固化體對磷的去除率隨著時間以及投加量呈上升趨勢，在吸附時間達到90min時平衡，在投加量達到10g•L−1時有最佳的磷去除率98.1%，伴隨著投加量的提升，單位吸附量呈現下降趨勢，在投加量為1g•L−1時單位吸附量達最大值，為1.73×10−3g•kg−1。除磷最佳pH為6。
(5)改性固化體吸附過程符合Freundlich模型，吸附動力學與準二級動力學方程的擬合程度更為接近。改性固化體對磷的吸附主要由化學吸附來把控。
(6)使用NaOH，HCl，純水以及NaHCO3對吸附后的改性固化體進行洗脫，使用1mol•L−1的NaOH對改性固化體進行洗脫時，脫附率達到最高的97.1%。洗脫液pH越低，對改性固化體洗脫效果越好，可作為重復利用的水中除磷材料。( >
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