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user: 5. 底泥处理的决策性管理流程 通过上述对受重金属污染的底泥的处理研究，由于人为因素，环境因素，气候条件等影响，不同地区的底泥有着不同的物理化学性质和不同的污染物，但是底泥作为湖泊海洋常见的固体废弃物，他们都拥有着疏浚量大、富集污染物、可利用性低的特点。现今世界环境问题日益突出，如何使这些废弃物达 Table 7 Advantage and disadvantage of fly as 优点 缺点 重金属固定 l 可以代替部分水泥 l 可以实现更长久的强度效果 l 含碳成分可以做为吸附剂 l 早期强度不高 l 耐久性劣于水泥 l 与水泥联合作用，可以固定多种重金属，尤其是Cu和Pb。但对总石油烃的处理效果不好。 表7. 粉煤灰在S/S技术中的优缺点 图3. 金属氢氧化物在不同PH值下的溶解度 [ 7 ] 图4. 金属硫化物在不同PH值下的溶解度 [ 7 ] Table 8 The S/S of heavy metal by different binder 粘结剂 污染物 内容 相关文献 水泥 Cd， Cr， Cu， Pb， Ni， Zn 溶解性的变化是重金属浸出浓度的一个重要因素，随着PH增大直到10，重金属(Cd， Cr， Cu， Pb， Ni， Zn)的浸出浓度在逐渐减小。 Shi and Spence (2004) [ 8 ] 石灰 Pb Pb的浸出随着石灰掺量的增加而减小。Pb对火山灰反应有阻碍的作用，但反应后总体的剪切强度没有受很大的影响。 Boardman et al. (1999， 2004) [ 9 ] [ 10 ] 水泥 Pb， Cd， As， Cr 对重金属的固定除了物理封装，还有CSH的吸附，Cd最为明显。在PH6和8的情况下重金属浸出的浓度大小为：Cr(VI) > Cd(II) > Pb(II) > As(V)。短期养护下TCLP中Cd的浓度较低，当养护时间到1年时，浓度开始增大。 Halim et al. [ 11 ] 水泥 Cu 水泥固定化Cu有较明显的作用，Cu的浸出浓度受浸出液PH的影响。 Fatta et al. [ 12 ] 水泥 Pb， Cs， Cd 重金属的浸出受到Ph值和物质形态的影响。As和Pb是由于固化物碳化的影响。当Ph值大于11Cd的溶解性随Ph的增大而增大，在Ph值小于11时与之相反。在Ph值大于9时，Pb的溶解性随Ph的增大而增大。 Sanchez et al. (2002) [ 13 ] 水泥 Cd， Cu， Cr， Zn， Pb 在此项研究中90%以上的重金属被固定在固化体中。当粘合剂占到10%时，对Cd的固定化效果不明显。 Yilmaz et al. (2003) [ 14 ] 水泥、黏土 Cd 探讨了水泥，沙子，和黏土对Cd的吸附作用。Cd的浸出是随着它初始浓度的增大而增大的。 Shawabkeh (2005) [ 15 ] 水泥、窑灰、粉煤灰 Zn 当水泥和粉煤灰的比例在20%时对Zn的固定化效果达标。在养护7天和28天对Zn的固定化没有明显效果。在粘结剂占25%以上时，未监测到重金属Zn的浸出 Moon et al. (2010) [ 16 ] 水泥 Cd， Pb， Ni， Zn， Cu 试样固定化后Cu在间歇性浸出实验中浓度增加，在TCLP中减小。 Voglar and Lestan (2010) [ 17 ] 水泥、粉煤灰 Cd， Cu， Pb， Ni， Zn 添加含量大于20%的粘合剂可有效减少重金属的浸出率，除了Pb。S/S的性能不能依赖于更高的粘结剂掺量和精细的含水量选择 Kogbara et al. (2010， 2011， 2012) [ 18 ] [ 19 ] [ 20 ] [ 21 ] 水泥、粉煤灰 Cd， Cu， Pb， Ni， Zn 重金属Cu，Pb，Zn的浸出随着养护时间的增多而减少 Chitambira (2004) [ 22 ] 粉煤灰、石灰 Pb， Cd 该粘合剂能将Pb的浸出控制在标准范围内，在TCLP中保证浸出溶液PH值在8~11就可以确保Pb的浸出率达标，粉煤灰的添加将达标时的PH值扩大到5~13。在PH大于9时，吸附是固定Pb的主要作用。此项研究将Cr的浸出含量降低了99.7% Dermatas andMeng (2003) [ 23 ] 粉煤灰、石灰 As 即使石灰加到35%也没有明显的固定效果。对于As的固定主要取决于Ca-As化合物的沉淀。 Dermatas et al. (2004) [ 24 ] 粉煤灰、石灰 Cr (Ⅲ) 对重金属Cr的固定主要是：PH小于10.5铁氧化物的吸附作用；PH大于10.5时Ca 2 CrO 5 ∙6H 2 O的沉淀作用 Jing et al. (2006) [ 25 ] 粉煤灰、石灰 Pb 固定Pb的主要机理是生成不溶的Pb 2 SiO 4 化合物。扩散作用是Pb浸出的检测机理 Moon and Dermatas (2006) [ 26 ] 水泥、石灰、膨润土 Zn， Cu， Ni， Cd， Pb， Cr 仅增加PH值就能固定Pb，水泥基粘结剂对Cr，Ni固定化效率高。 Jianping Bao (2016) [ 27 ] 水泥、高炉矿渣 Cu， Pb， Zn 粘结剂对Zn的固定更为明显 Julien Couvidat (2016) [ 28 ] 水泥、粉煤灰、石灰 Cu， Pb， Zn， Cr 在不同配比，和养护条件下，对四种重金属的浸出检测。均能达到使用标准。 Wang Lei (2015) [ 29 ] 表8. 不同粘结剂对重金属的固定化/稳定化 到一个减量化、无害化、资源化的目标成为了需要去面对和解决的问题，所以针对底泥的问题，文章做出了一个底泥处理的决策性管理流程如图5。 在对底泥进行处理前，需要对其进行物理化学和污染物(主要是重金属、有机物、无机物)分析。S/S的浸出污染物浓度是随着原始污染物浓度的增大而增大的，对于这类受污染严重的底泥，直接使用S/S并不能有效的控制污染物，而且底泥的含水量很大，底泥需要进行一些预处理，(如脱水，烘干等物理化学方法)。如果仍未能达到S/S处理的标准，那么就要选择其他的处理方法。如果可以使用S/S的方法，就需要对底泥进行资源利用评估，看是否能将S/S后的底泥作为工程材料进行利用(如填土材料、砌体材料等)，但是S/S后的材料受到了自身、外在因素的影响如图6，这会降低材料的工程性能，浸出效果，从而影响它的生命周期，导致二次污染，所以对底泥进行一个资源利用评估就显得尤为重要。 在进行实际的工程应用之前，需要对合适的固化剂进行试验，确保它的固定率和稳定性。实际工程中需要确定合适的配比，不同用途下的材料性能，(如渗透性，抗压强度，污染物浸出率等)在满足实验要求下再进行实际工程的应用，并定期进行检测和监测。表9列出了常见的一些检测项目。 图5. 底泥处理的决策性管理流程图 图6. 影响固体材料生命周期的因素 Table 9 Test metho 类型 方法 描述 浸出 浸出实验 浸出实验检测的是：污染物从S/S物质转移到浸出液中的浓度。浸出液可以是水，也可以模拟酸雨特性。 物理 无侧限抗压强度实验 无侧限抗压强度是一个最常用的力学性能指标。它存在众多的标准，但都是在S/S材料试块上加载垂直于接触面的力，直至破坏。S/S试块的强度与水化反应有直接的关系。 渗透性实验 渗透系数的指标能够反映水从S/S体中渗出比率，渗透性越低，污染物从S/S体中浸出的越少。 抗侵蚀性实验 通过冻融试验和干湿试验来评估S/S材料的抗风侵蚀能力 其他 承载比实验 通常用来评估S/S材料的承载能力 抗拉强度实验 通常用来测量S/S材料发生断裂时的荷载 涨缩实验 S/S材料的收缩一般是由于水分的减少，膨胀是由于吸收了水分，产生了大量的矿物成分，如钙矾石。膨胀或收缩都会增加S/S材料中的应力，导致破坏。 硬化时间实验 可以用来确定S/S材料的反应时间和污染物与固化剂的作用效果。 微观结构检测 微观结构可以反应水化反过程和完全程度，以及对污染物的固定效果。 荧光光谱仪 荧光光谱仪能够检测S/S材料的成分、材料内部原子或分子的结构或形态等信息。分析胶结材料的作用效果和水化反应效果。 表9. 检测方法 总的来说，一旦完成对底泥的S/S处理，并用于实际工程中时，对现场的监测将是一个长期的工作，甚至超过十年都是有必要的。虽然随着时间的推移，S/S材料的浸出率会逐渐增大，有部分污染物有所渗出，但是这并没有影响到自然环境和人类的身体健康。研究结果表明，S/S处理后的土壤能大大提高地下水的质量，同时在实际工程中也要有一定的防渗措施，可以发现S/S将是一个行之有效处理底泥的办法，并且能将其资源化利用。