王 川,楊朝暉,曾光明,汪理科,徐海音,謝華明 (湖南大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,環(huán)境生物與控制教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖南 長(zhǎng)沙 410082)

DTCR協(xié)同水泥固化/穩(wěn)定化重金屬污染底泥的研究

王 川,楊朝暉*,曾光明,汪理科,徐海音,謝華明 (湖南大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,環(huán)境生物與控制教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖南 長(zhǎng)沙 410082)

采用二硫代氨基甲酸鹽(DTCR)為添加劑協(xié)同水泥固化/穩(wěn)定化重金屬污染底泥,以抗壓強(qiáng)度和顆粒固化體(粒徑≤9.5mm)浸出毒性為指標(biāo)確定水泥和DTCR的最優(yōu)配比.通過(guò)酸雨條件(pH 3)下對(duì)顆粒固化體和整個(gè)固化體的浸出試驗(yàn)來(lái)評(píng)價(jià)固化/穩(wěn)定化的效果.利用X射線(xiàn)衍射儀(XRD)和環(huán)境掃描電鏡(ESEM)分析了固化/穩(wěn)定化機(jī)理.結(jié)果表明,固化/穩(wěn)定化的最優(yōu)配比為水泥摻入量為50%(干底泥),DTCR摻入量為2%(干底泥).其固化體7d抗壓強(qiáng)度為1.03MPa,顆粒固化體中重金屬Cu,Zn,Pb,Cd的浸出濃度分別為0.105,4.65,0.232,0.123mg/L,能夠達(dá)到安全填埋要求.酸雨條件下(pH 3)對(duì)顆粒固化體和整個(gè)固化體浸出研究表明,水泥、DTCR固化/穩(wěn)定化底泥效果更好;XRD和ESEM分析表明,固化/穩(wěn)定化的機(jī)理主要是水泥在水化反應(yīng)時(shí),能夠形成水化產(chǎn)物Ca(OH)2、水化硅酸鈣(C-S-H)和鈣礬石(AFt),將重金屬?gòu)U物包容,并逐步硬化形成具有一定強(qiáng)度的水泥固化體.

重金屬；底泥；二硫代氨基甲酸鹽(DTCR)；水泥；固化/穩(wěn)定化；浸出毒性；抗壓強(qiáng)度

重金屬等污染物通過(guò)工業(yè)廢水排放進(jìn)入水體,最終蓄積到底泥中,對(duì)水體生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成威脅,因此,底泥重金屬污染成為一個(gè)世界性的環(huán)境問(wèn)題[1].目前,國(guó)內(nèi)外處理底泥的方法主要有固化/穩(wěn)定化、掩蔽技術(shù)、電動(dòng)修復(fù)、生物修復(fù)等技術(shù).其中,水泥固化/穩(wěn)定化技術(shù)是應(yīng)用最廣泛的方法[2],利用水泥與重金屬污染底泥混合,將重金屬固定在水泥包裹顆粒中,降低其溶解性和毒性.而對(duì)于重金屬含量較高的底泥,若單獨(dú)利用水泥固化/穩(wěn)定化底泥,通過(guò)增加水泥摻量來(lái)保證固化效果和防止重金屬的溶出,容易造成固化體增容比過(guò)大,增加處理成本[3].近年來(lái),藥劑穩(wěn)定化技術(shù)由于具有增容比小,工藝簡(jiǎn)單, 穩(wěn)定性好[4]等優(yōu)點(diǎn),在重金屬?gòu)U物的穩(wěn)定中應(yīng)用越來(lái)越廣,常見(jiàn)的重金屬穩(wěn)定劑可分為無(wú)機(jī)型和有機(jī)型2種,無(wú)機(jī)型主要有石膏、硫化物、磷酸鹽等,有機(jī)型藥劑以螯合劑為主,例如 EDTA、殼聚糖衍生物以及二硫代氨基甲酸鹽(DTCR)等[5].DTCR作為有機(jī)螯合劑,與底泥重金屬反應(yīng)形成的疏水性的、難溶的螯合物在較寬的pH值范圍內(nèi)保持穩(wěn)定[6],降低了穩(wěn)定產(chǎn)物的二次風(fēng)險(xiǎn),在實(shí)際應(yīng)用過(guò)程中更具有優(yōu)勢(shì),但和水泥等聯(lián)合固化/穩(wěn)定化處理重金屬污染底泥中的應(yīng)用鮮見(jiàn)報(bào)道.

本研究以株洲霞灣港底泥為研究對(duì)象,以DTCR為添加劑協(xié)同水泥固化/穩(wěn)定化底泥,以抗壓強(qiáng)度和顆粒固化體浸出毒性為指標(biāo),確定固化/穩(wěn)定化的最佳水泥和DTCR的摻入量.并在酸雨條件(pH3)下對(duì)顆粒固化體浸出毒性和整個(gè)固化體的表面浸出率進(jìn)行研究,比較了固化/穩(wěn)定化的效果.同時(shí)探討了固化/穩(wěn)定化的機(jī)理,為重金屬污染底泥安全處置提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 材料

供試底泥取自湖南省株洲市清水塘工業(yè)區(qū)霞灣港中下游河道,樣品采集后裝入聚乙烯塑料箱中,保存?zhèn)溆?底泥的基本理化性質(zhì)為:pH7.79,含水率53.90%,重金屬Cu含量為398.62mg/kg、Zn為 7850.30mg/kg、Pb為 1032.00mg/kg、Cd為121.00mg/kg.實(shí)驗(yàn)所用DTCR由長(zhǎng)沙升陽(yáng)化工生產(chǎn),是一種高分子二硫代氨基甲酸型螯合劑,水泥為32.5#普通硅酸鹽水泥.

1.2 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)中,通過(guò)改變水泥和DTCR的摻入量,來(lái)檢驗(yàn)DTCR作為添加劑固化/穩(wěn)定化底泥的效果.固化效果以7d抗壓強(qiáng)度為參考指標(biāo),穩(wěn)定化效果則采用毒性浸出試驗(yàn)測(cè)定的固化體中Cu、Zn、Pb、Cd的浸出毒性為參考指標(biāo).固化樣品養(yǎng)護(hù)完成后,將原底泥、水泥單獨(dú)固化樣品以及水泥、DTCR固化/穩(wěn)定化樣品分別在陰涼干燥處晾干,然后研磨過(guò)100目篩,取干燥粉末備用.采用X射線(xiàn)衍射儀分析樣品礦物組成和環(huán)境掃描電鏡(ESEM)分析樣品的微觀表面結(jié)構(gòu),探討固化/穩(wěn)定化機(jī)理.試驗(yàn)設(shè)計(jì)方案如表1所示,摻入量是指每kg干底泥中摻入的水泥或者DTCR質(zhì)量百分比.試驗(yàn)時(shí),首先將 DTCR按比例投加入底泥中,在攪拌器中充分?jǐn)嚢杈鶆蚝?再加入水泥進(jìn)行攪拌,攪拌30min后,將混合物加100mm×100mm× 100mm的模具中,加入過(guò)程在振動(dòng)臺(tái)上進(jìn)行以使其震動(dòng)成型,養(yǎng)護(hù)24h后脫模,脫模后在室溫條件下養(yǎng)護(hù)至試驗(yàn)齡期(7d)進(jìn)行抗壓強(qiáng)度和重金屬毒性浸出試驗(yàn).

表1 水泥和DTCR混合的試驗(yàn)方案Table 1 Tests on mix of the cement and DTCR

1.3 測(cè)試方法

采用YAW-300X型全自動(dòng)水泥抗壓抗折一體機(jī)測(cè)定固化體抗壓強(qiáng)度;參照《固體廢物 浸出毒性浸出方法 醋酸緩沖溶液法》[7],采用其浸提取劑2#(pH=2.64±0.05),將養(yǎng)護(hù)7d固化樣品破碎過(guò) 9.5mm篩,進(jìn)行樣品的浸出試驗(yàn);采用酸雨條件下的浸提劑pH值為3的醋酸溶液,其余方法與醋酸緩沖溶液法相同,以此來(lái)研究酸雨條件下底泥和及固化體的重金屬浸出毒性;參照《放射性廢物固化體長(zhǎng)期浸出試驗(yàn)》[8]測(cè)定固化體表面浸出率;采用ICP-AES電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀測(cè)定重金屬濃度;采用D500型全自動(dòng)X射線(xiàn)衍射儀分析底泥和固化體的成分;采用 JSM-5610型環(huán)境掃描電鏡(ESEM)分析底泥和固化體的微觀表面形貌.

2 結(jié)果與討論

2.1 供試底泥浸出毒性

由表 2可見(jiàn):傳統(tǒng)醋酸緩沖溶液法浸出時(shí),Pb、Cd浸出濃度超過(guò)《生活垃圾填埋場(chǎng)污染控制標(biāo)準(zhǔn)》[9]的標(biāo)準(zhǔn)限值,直接填埋時(shí)容易導(dǎo)致大量重金屬溶出,破壞地下水和土壤環(huán)境;酸雨條件下(pH 3)浸出時(shí),4種重金屬浸出濃度明顯增大, Pb、Zn、Cd浸出濃度均超過(guò)標(biāo)準(zhǔn)限值,其中 Zn浸出濃度最高,達(dá)到305.70mg/L,底泥長(zhǎng)期處于浸提劑pH值很低的酸性條件下,重金屬極易釋放,具有較大的潛在威脅.因此,在衛(wèi)生填埋時(shí),須考慮酸雨條件下的固化體重金屬浸出毒性.

表2 供試底泥重金屬浸出毒性及相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)(mg/L)Table 2 Leaching toxicity of heavy metals from sediment and relevant standard (mg/L)

2.2 固化體抗壓強(qiáng)度

抗壓強(qiáng)度是衡量水泥固化法形成的固化體作安全填埋的一個(gè)重要指標(biāo).根據(jù)《生活垃圾焚燒處理工程技術(shù)規(guī)范》[10],抗壓強(qiáng)度宜控制在0.98～4.90MPa.但該規(guī)范未規(guī)定固化體養(yǎng)護(hù)時(shí)間,文獻(xiàn)研究一般以養(yǎng)護(hù)7d的固化體的抗壓強(qiáng)度作為控制指標(biāo)[11],因此,本試驗(yàn)以 7d抗壓強(qiáng)度作填埋指標(biāo).根據(jù)圖1,篩選抗壓強(qiáng)度接近0.98MPa配比的固化體研究DTCR摻入量與抗壓強(qiáng)度的關(guān)系,如圖2所示.

7d抗壓強(qiáng)度表明:固化體抗壓強(qiáng)度由水泥決定,隨著水泥摻入量增加,固化體抗壓強(qiáng)度不斷增加.由圖2得出,在相同水泥摻量下,隨著DTCR摻入量的增加,固化體的抗壓強(qiáng)度有所降低,這可能是由于 DTCR作為有機(jī)物,與重金屬反應(yīng)形成DTCR鹽,少量DTCR鹽可能阻止部分水泥的水化反應(yīng),不能有效形成連續(xù)的網(wǎng)絡(luò)狀結(jié)構(gòu),研究也表明[12],有機(jī)質(zhì)的存在會(huì)使固化體抗壓強(qiáng)度降低.試驗(yàn)結(jié)果顯示,當(dāng)水泥摻入量≥50%時(shí),抗壓強(qiáng)度都能滿(mǎn)足填埋要求.因此,最優(yōu)配比需通過(guò)浸出毒性試驗(yàn)得出.

圖1 水泥摻量與固化體抗壓強(qiáng)度關(guān)系Fig.1 The relations of cement adding amount and compressive strength of solidified bodys

圖2 DTCR投加量與固化體抗壓強(qiáng)度的關(guān)系Fig.2 The relations of DTCR adding amount and compressive strength of solidified bodys

2.3 顆粒固化體(粒徑≤9.5mm)浸出毒性

水泥作為膠凝材料,在固化過(guò)程中發(fā)生水化反應(yīng),其水化產(chǎn)物能夠?qū)⒂卸?、有害物質(zhì)轉(zhuǎn)變?yōu)榈腿芙庑?、低遷移性和低毒性的物質(zhì)[13].DTCR作為重金屬螯合劑,其高分子長(zhǎng)鏈上的有效官能團(tuán)二硫代羧基以離子鍵和共價(jià)鍵的形式與重金屬離子反應(yīng),生成穩(wěn)定的交聯(lián)空間網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)的重金屬螯合物[14],表現(xiàn)出對(duì)重金屬的穩(wěn)定化效果.

表3 HJ/T300-2007下顆粒固化體(粒徑≤9.5mm)的重金屬浸出毒性Table 3 Heavy metals leaching toxicity of granular solidified bodys (particle size≤9.5mm) in leachate of products by HJ/T300-2007

顆粒固化體(粒徑≤9.5mm)在醋酸緩沖溶液法下的浸出情況見(jiàn)表3.當(dāng)DTCR作為添加劑協(xié)同水泥固化/穩(wěn)定化時(shí),重金屬浸出濃度明顯小于水泥單獨(dú)固化的浸出濃度.當(dāng)水泥摻量確定時(shí),隨著DTCR摻入量增加,重金屬浸出濃度不斷減少.固化體浸出液的pH值穩(wěn)定在7～8.5之間;Zn的浸出濃度最大,原因可能是 Zn作為兩性物質(zhì),在水泥膠凝體系中,Zn容易與水泥中的 OH-和CO32-離子生成沉淀,大部分以氫氧化物、金屬水合相和鈣?金屬混合物的形式存在[15],當(dāng)浸出液為堿性時(shí),Zn的沉淀物溶解,Zn浸出濃度增加.

浸出結(jié)果表明,單獨(dú)利用水泥固化時(shí),固化體(C1D1～C6D1)中Pb和Cd超過(guò)了生活垃圾填埋場(chǎng)污染控制標(biāo)準(zhǔn)限值,投加DTCR后,有8組樣品(C5D4,C6D4;C4D5,C5D5,C6D5;C4D6,C5D6,C6 D6)的重金屬浸出濃度低于標(biāo)準(zhǔn)限值.因此,綜合考慮固化成本以及固化體的體積、抗壓強(qiáng)度和浸出穩(wěn)定性等因素,得出固化體 C4D5的水泥和DTCR配比為最優(yōu)配比,即水泥摻入量為 50%, DTCR摻入量為2%.

2.4 外界條件對(duì)固化體浸出毒性的影響

2.4.1 酸雨條件下(pH 3)對(duì)顆粒固化體(粒徑≤9.5mm)重金屬浸出毒性影響 采用浸提劑 pH值為 3的醋酸溶液,模擬酸雨條件,以固化體(C4D1～C6D6)的樣品為浸出對(duì)象,來(lái)以此來(lái)研究酸雨條件下顆粒固化體(粒徑≤9.5mm)的重金屬浸出毒性,浸出結(jié)果如表4所示.

酸雨條件下(pH 3)浸出時(shí),4種重金屬的浸出濃度高于醋酸緩沖溶液法浸出濃度,除了Cu、Zn浸出濃度低于標(biāo)準(zhǔn)限值外,Cd和Pb的浸出濃度均高于標(biāo)準(zhǔn)限值.這可能是由于浸提取劑的pH 值很低,Cd在水泥膠凝體系內(nèi)主要以Cd(OH)2的形式與C?S?H接觸反應(yīng)[16],Pb生成的氫氧化物沉淀主要吸附在Ca(OH)2和C?S?H表面[17],在長(zhǎng)期低 pH 值條件下,固化體中Ca(OH)2發(fā)生中和反應(yīng),導(dǎo)致水泥包裹的顆粒溶出,Cd和Pb得以釋放.以DTCR為添加劑的固化體中重金屬浸出濃度低于水泥單獨(dú)固化時(shí)的浸出濃度,說(shuō)明 DTCR能夠穩(wěn)定重金屬,防止重金屬溶出.本試驗(yàn)是模擬研究破壞固化體顆粒(粒徑≤9.5mm)的浸出,而在填埋場(chǎng)內(nèi),酸雨條件下(pH≤3)和固化體實(shí)際破損(粒徑≤9.5mm)概率很低,因此實(shí)際情況能夠更安全.

2.4.2 外界條件對(duì)整個(gè)固化體的影響 外界條件變化對(duì)整個(gè)固化體的影響用固化體表面浸出率來(lái)表征,參照《放射性廢物同化體長(zhǎng)期浸出試驗(yàn)》(GB7023-86)[8],將養(yǎng)護(hù)后的固化體浸泡于浸取劑中,試塊表面積與浸取劑體積的比為1:10,測(cè)定不同浸取周期(3,7,28d)下固化體中重金屬的浸出質(zhì)量濃度,本研究選取浸取劑分別為去離子水和pH值為3的酸雨溶液,選取C4D1和C4D5樣品進(jìn)行比較水泥單獨(dú)固化和聯(lián)合固化的效果,不同浸出周期固化體的表面浸出率為:

表4 酸雨條件(pH3)下顆粒固化體(粒徑≤9.5mm)的重金屬浸出毒性 (mg/L)Table 4 Heavy metals leaching toxicity of granular solidified bodys (particle size≤9.5mm) in acidic environment (pH 3) (mg/L)

圖3 固化體在不同浸取劑下的重金屬表面浸出率Fig.3 Superficial leaching rate of heavy metals in the whole solidified bodys using different leaching agents

2.5 固化/穩(wěn)定化機(jī)理分析

2.5.1 X射線(xiàn)衍射分析 X射線(xiàn)衍射分析如圖4所示.

圖4 底泥固化/穩(wěn)定化前后X射線(xiàn)衍射圖譜Fig.4 XRD spectra of sediment before and after solidification/stabilization

分析表明:原底泥中主要的晶相物質(zhì)是石英相(Q)和高嶺石(K),主要成分分別是SiO2和鋁硅酸鹽類(lèi).養(yǎng)護(hù)7d后,固化體C4D1和C4D5中存在的晶體相主要由SiO2、C—S—H、AFt和Ca(OH)2以及未反應(yīng)完全的C3S和C2S,形成這些產(chǎn)物原因是由于水泥中的硅酸三鈣(3CaO·SiO2,簡(jiǎn)稱(chēng)C3S)、硅酸二鈣(2CaO·SiO2,簡(jiǎn)稱(chēng) C2S)、鋁酸三鈣(3CaO·Al2O3,簡(jiǎn)稱(chēng) C3A)和鐵鋁酸四鈣(4CaO·Al2O3·Fe2O3,簡(jiǎn)稱(chēng) C4AF)[19]與重金屬底泥混合過(guò)程中發(fā)生水化反應(yīng),C3S和C2S能夠形成Ca(OH)2和無(wú)定形的水化硅酸鈣(C—S—H),C3A則生成三硫型水化硫鋁酸鈣(AFt,俗稱(chēng)鈣礬石),這些產(chǎn)物通過(guò)物理吸附、化學(xué)反應(yīng)沉淀、大型包膠等作用將底泥重金屬包裹在水泥凝膠顆粒中,成為低溶解性、低遷移性和低毒性的物質(zhì).另外,當(dāng)DTCR作為添加劑時(shí),固化體C4D5中晶相AFt和 C—S—H比固化體 C4D1少,可能是由于DTCR具有高分子的長(zhǎng)鏈結(jié)構(gòu),在與底泥重金屬反應(yīng)過(guò)程中三維生長(zhǎng),最終成為穩(wěn)定的空間交聯(lián)網(wǎng)狀結(jié)構(gòu),會(huì)阻止一部分水化反應(yīng),對(duì)水泥基固化體夠產(chǎn)生一定影響,可能會(huì)降低固化體的強(qiáng)度.

2.5.2 ESEM電鏡分析 由圖5可見(jiàn):固化前,原底泥未固化前呈現(xiàn)松散的顆粒狀,因此顆粒流動(dòng)性大,填埋難度大,當(dāng)用水泥單獨(dú)固化以及水泥、DTCR聯(lián)合固化/穩(wěn)定化底泥后,呈現(xiàn)許多網(wǎng)狀物質(zhì)結(jié)構(gòu)和針狀結(jié)晶物質(zhì)結(jié)構(gòu),這些都是水泥水化作用形成 C—S—H和 AFt的表面形態(tài)特征[20].通過(guò)水泥水化作用將重金屬污染底泥包裹起來(lái)并相互交聯(lián),形成穩(wěn)定的包裹體,從而使得重金屬離子難以浸出,形成一種穩(wěn)定的固化體.

圖5 底泥固化/穩(wěn)定化前后的ESEM圖 (×1000)Fig.5 ESEM photograph of sediment before and after solidification/stabilization (×1000)

3 結(jié)論

3.1 原底泥中 Cu, Zn, Pb, Cd的含量分別為398.62, 7850.30, 1032.00, 121.00mg/kg.在環(huán)境變化時(shí)容易浸出,直接填埋容易造成危害.

3.2 固化體的抗壓強(qiáng)度由水泥決定,隨著水泥摻入量的增加,固化體的抗壓強(qiáng)度不斷增加. DTCR摻入時(shí),可能會(huì)阻止部分水化反應(yīng),導(dǎo)致抗壓強(qiáng)度降低.

3.3 根據(jù)抗壓強(qiáng)度和浸出毒性2個(gè)指標(biāo),得出最優(yōu)配比為水泥摻入量為 50%(干底泥),DTCR摻入量為2%(干底泥).固化體抗壓強(qiáng)度為1.03MPa,重金屬Cu, Zn, Pb, Cd的浸出濃度分別為0.105, 4.65, 0.232, 0.123mg/L,能夠達(dá)到安全填埋要求. 3.4 酸雨條件下(pH 3)顆粒固化體中重金屬浸出濃度比醋酸緩沖溶液法下重金屬浸出濃度高;水泥、DTCR固化/穩(wěn)定化的固化體重金屬浸出濃度小于水泥單獨(dú)固化時(shí)的重金屬浸出濃度.在填埋場(chǎng)內(nèi),酸雨條件下(pH≤3)發(fā)生概率小和固化體實(shí)際破損(粒徑≤9.5mm)概率很低,因此實(shí)際情況下能夠更安全.固化體表面浸出率表明:水泥、DTCR固化/穩(wěn)定化底泥的固化體重金屬表面浸出率小于水泥單獨(dú)固化的固化體的重金屬表面浸出率,DTCR有很強(qiáng)的穩(wěn)定性,聯(lián)合固化/穩(wěn)定化效果更好.

3.5 XRD和ESEM分析表明,固化/穩(wěn)定化的機(jī)理只要由于水泥在水化反應(yīng)時(shí),能夠形成Ca(OH)2、C-S-H和AFt,將有害廢物微粒分別包容,并逐步硬化形成具有一定強(qiáng)度的水泥固化體.DTCR能夠與重金屬發(fā)生交聯(lián)反應(yīng),形成穩(wěn)定的重金屬螯合物.

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Stabilization/solidification of heavy metals contaminated sediment using cement and DTCR as binder materials.

WANG Chuan, YANG Zhao-hui*, ZENG Guang-ming, WANG Li-ke, XU Hai-yin, XIE Hua-ming (Key Laboratory of Environmental Biology and Pollution Control, Ministry of Education, College of Environmental Science and Engineering, Hunan University, Changsha 410082, China). China Environmental Science, 2012,32(11)：2060～2066

Cement-based solidification/stabilization (S/S) with DTCR (dithiocarbamate) as an additive was used to solidify and stabilize sediment containing heavy metals. The optimum ratios of cement and DTCR were determined by testing the compressive strength of the whole solidified body and leaching toxicity of granular solidified body (particle size≤9.5mm). And the effect of S/S was assessed though the leaching toxicity test of granular solidified body and whole solidified body in the acidic environment (pH 3). The mechanism of S/S was analyzed by X-ray diffraction (XRD) and envrionmental scanning electron microscope (ESEM). The optimal proportion of cement and DTCR was 50% and 2% (w/w, dry basis), respectively. Under optimum conditions, the 7d compressive strength of the solidified body was up to 1.03 MPa and leaching concentrations of Cu, Zn, Pb and Cd in granular solidified body were 0.105, 4.65, 0.232, 0.123 mg/L, respectively, which could meet the requirements of the security landfill. The leaching effect in the acidic environment (pH 3) demonstrated that cement-based S/S added DTCR was better than cement-based S/S only. XRD and ESEM analysis revealed that Ca(OH)2, Hydrate Calcium Silicate (C-S-H) and Ettringite (AFt) as hydration products would be formed in hydration reaction which wrapped up heavy metals and form a solidified body with certain strength.

heavy metals；sediment；dithiocarbamate (DTCR)；cement；solidification and stabilization；leaching toxicity；compressive strength

2012-03-18

國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專(zhuān)項(xiàng)資助課題(2009ZX07212-001-02);國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(30970105, 51078131)

* 責(zé)任作者, 教授, yzh@hnu.edu.cn

X705

A

1000-6923(2012)11-2060-07

王 川(1988-),男,山東東營(yíng)人,湖南大學(xué)碩士研究生,主要從事水污染控制及固廢處理處置研究.發(fā)表論文1篇.