نشریه زمین شناسی مهندسی، جلد نهم، شمارۀ 1 بهار 1314 5252

بررسي ريزساختاري نگه داشت آلاينده فلز سنگين
سرب درفرايند تثبيت و جامد سازي با بنتونيت و سيمان
وحيدرضا اوحدي، محمد اميري؛ دانشگاه بوعلي سينا، گروه عمران محمدحسين اوحدي ؛ دانشگاه تهران، دانشکده مهندسي عمران
تاريخ: دريافت 52/1/11 پذيرش 11/15/15چکيده
هدف این پژوهش بررسی نحوۀ فرایند اندرکنش سیمان- پولکهاي رسی-آلایندۀ فلز سنگین طی زمان از منظر ریزساختار است. براي رسیدن به هدف ذکر شده، درصدهاي مختلف سیمان پرتلند به بنتونیت حاوي آلاینده فلز سنگین سرب افزوده شده و مکانیزم نگه داري آلاینده با بررسی تغییرات pH و ارزیابی بررسی ریزساختاري )XRD( تجزیه و تحلیل شده است.
نتایج نشان میدهد که افزایش11% سیمان علاوه بر فرایند تثبیت موجب شده در غلظت cmol/kg-soil 521 آلایندۀ فلز سنگین سرب، میزان نگه داري آلاینده بیش از 131% افزایش یابد. ارزیابی پراش پرتو ایکس نشان میدهد در نمونههاي اصلاح شده با کم تر از 11% سیمان احتمالاً علت اصلی کاهش شدت قله نظیر کانی رسی، حضور آلایندۀ فلز سنگین سرب است.
این در حالی است که در درصدهاي بیش تر سیمان، به نظر میرسد فرایند حل شدگی کانی هاي رسی علت اصلی کاهش شدت قلههاي کانی مونتموریلونیت در پراش پرتو ایکس بوده است.

واژه های كليدی: تثبیت و جامدسازي، آلاینده فلزسنگین سرب، مونتموریلونیت ،XRD.
5252
مقدمه
خاک هاي آلوده به فلز سنگین از مشکلات متداول ژئوتکنیک زیست محیطی در سراسر جهان هستند. آلودگی خاک اغلب ناشی از چند نوع فلز است. آلاینده هاي فلزات سنگین معمول در خاک ها شامل سرب، مس، جیوه، کروم و کادمیم هستند ]1[، ]5[، ]3[، ]4[. بین فلزات سنگین، سرب و مس بهعنوان خطرناک ترین و شایع ترین آلاینده هاي محیط زیست شناخته شدهاند ]3[. خاکهاي رسی به عنوان یکی از بهترین لایههاي محافظ و جذب کنندۀ آلایندههاي زیست محیطی تلقی میشوند. وجود سطح مخصوص چشم گیر، نفوذپذیري بسیار کم و ظرفیت تبادل کاتیونی رسها سبب شده است که این مصالح در پروژههاي ژئوتکنیک زیست محیطی به طور وسیع استفاده شوند ]5[، ]2[، ]6[. از دیدگاه ژئوتکنیک زیست محیطی ،کانی رسی مونتموریلونیت از کانیهاي رسی استفاده شده در پروژههاي ژئوتکنیک زیست محیطی است ]2[، ]6[.
از سوي دیگر تثبیت و جامدسازي آلایندههاي فلز سنگین به عنوان فنآوري در ممانعت از انتقال آلایندهها به لایههاي زیرین خاک و آبهاي زیرزمینی شناخته شده است. فرایند تثبیت و جامدسازي با محصور کردن آلایندۀ فلز سنگین در مقیاس ماکروسکوپی و میکروسکوپی ،جذب آلاینده و جداسازي ترکیبات مشخصی از ماده آلاینده، ترکیبات پایدارتري از مادۀ زائد می سازد ]7[. هم چنین کانیهاي رسی به واسطه سطح مخصوص و ظرفیت تبادل کاتیونی زیاد ،امکان مناسبی براي تبادل کاتیونی ایجاد کرده و در این راستا در نگه داري آلاینده فلز سنگین ظرفیت چشم گیري دارند ]8[.
کاهش پویایی فلزات از طریق تلفیق فیزیکی با مواد با نفوذپذیري کم به عنوان فرایند انجماد شناخته میشود ]1[، ]11[. شایان ذکر است روشهاي تثبیت و انجماد به طور معمول به عنوان روش تثبیت و جامدسازي بیان میشوند. به فرایندهاي تثبیت و جامدسازي، علاوه بر دلایل زیست محیطی به دلیل در دسترس بودن سیمان و مواد سیمانی )آهک، خاکستر بادي، سرباره کوره، و غیره( و مؤثر بودن از نقطه نظر زیست محیطی و مالی در دو دهۀ گذشته به طور فزایندهاي توجه شده است ]1[، ]11[.
5255
معیارهاي متفاوتی براي ارزیابی قابلیت نوع خاک در جذب و نگه داري آلودگی وجود داد.
یکی از این معیارهاي اساسی و کاربردي اندازه گیري ظرفیت بافرینگ خاک است. ارائه غلظتی از اسید که براي تغییر pH خاک به اندازۀ واحد مورد نیاز است، معرف ظرفیت بافرینگ خاک است. ظرفیت بافرینگ خاک، به طور مستقیم به عنوان معیاري براي تعیین قابلیت نگه داري آلودگیهاي یون فلز سنگین به وسیلۀ خاک استفاده می شود ]3[، ]6[.
پژوهش گران هدف اصلی فرایند تثبیت و جامدسازي )S/S( را کسب و حفظ ویژگیهاي فیزیکی مطلوب و تثبیت شیمیایی یا اتصال دائمی آلاینده ها و کاهش میزان نفوذپذیري آلاینده ها عنوان کردهاند ]11[. محققان براي دست یابی به مادهاي با استحکام بیش تر، نفوذپذیري کم و دوام نسبتاً زیاد، سیمان را به عنوان اتصال دهندۀ مناسب در تکنیک مدیریت مواد زائد مطرح کردهاند ]15[. اگرچه فرایند تثبیت و جامدسازي مبتنی بر سیمان بهطور گسترده در حدود 21 سال گذشته در جهان بهکار رفتهاست اما در بیش تر پژوهشهاي صورت گرفته صرفاً به ویژگی هاي فیزیکی فرایند تثبیت و جامدسازي توجه شدهاست ]11[، ]15[، ]13[.
با وجود تحقیقات وسیعی که در زمینۀ پایدارسازي نگه داري آلایندهها به کمک سیمان صورت گرفته است توجه محدودي به بررسی ریزساختاري نحوۀ فرایند اندرکنش سیمان- رس-آلایندۀ فلز سنگین طی زمان شده است. بر این اساس هدف این پژوهش بررسی نحوۀ فرایند اندرکنش سیمان- پولکهاي رسی-آلاینده فلز سنگین طی زمان از منظر ریزساختار است. در این تحقیق پدیدۀ جذب، مکانیزم جذب و مکانیزم عدم تحرک فلزات سنگین در ماتریس سیمان هیدراته با تمرکز بر جذب، رسوب شیمیایی و اختلاط محصولات هیدراسیون در حضور پولکهاي رسی به هنگام تثبیت و جامدسازي از نظر ریزساختاري بررسی شده است.

مواد و روشها
در این پژوهش، در بخش آزمایشهاي رفتاري از نمونههاي رسی بنتونیت و سیمان پرتلند تیپ دو استفاده شده است. هدف از این انتخاب تعیین خصوصیات ژئوتکنیک زیست محیطی و قابلیت جذب و نگه داري آلایندهها در نمونه رسی با سطح مخصوص و ظرفیت تبادل کاتیونی 5252
زیاد و دلیل انتخاب سیمان پرتلند تیپ دو تولید انبوه آن بوده است. نمونه بنتونیت استفاده شده در این تحقیق با نام صنعتی “بنتونیت فلات ایران” از شرکت “ایران باریت” تهیه شده است.
نمونۀ سیمان استفاده شده در این تحقیق از شرکت ایرانی سیمان هگمتان، تهیه شده است.
آنالیز شیمیایی سیمان تیپ دو مورد نظر در جدول 1 آورده شده است.
بخش اعظم آزمایشهاي انجام شده در این تحقیق بر اساس استاندارد ASTM و دستورالعمل انجام آزمایشهاي ژئوتکنیک زیست محیطی دانشگاه مک گیل کانادا انجام شده است ]14[، ]12[. چگالی و pH نمونه رسی استفاده شده به ترتیب بر اساس استاندارد ASTM تعیین شده است ]14[. براي تعیین درصد کربنات خاک، از روش تیتراسیون استفاده شده است ]16[.
اندازهگیري سطح مخصوص خاک )SSA( نیز با استفاده از محلول EGME انجام شد ]17[. براي تعیین ظرفیت تبادل کاتیونی خاک1 )CEC(، از محلول باریم کلراید استفاده شد ]18[. به این منظور ظرفیت تبادل کاتیونی خاک )CEC(، با افزودن محلول کلریدباریم 1/1 مولار تعیین شدهاست. سوسپانسیون 1 به 11 )4 گرم خاک خشک به 41 میلیلیتر محلول کلریدباریم(، با لرزاننده الکتریکی کاملاً هم زده شده است. پس از 75 ساعت نگه داري ،با سانتریفیوژ با سرعت rpm 3111، فاز مایع و جامد از هم جدا شدهاست. مقادیر کاتیونهاي سدیم، کلسیم، پتاسیم و منیزیم موجود در فاز مایع ،با دستگاه جذب اتمی5 )AAS( مدل )GBC135AB Plus(، در آزمایشگاه تحقیقاتی ژئوتکنیک و مکانیک خاک دانشگاه بوعلیسینا، اندازهگیري شدهاست. مقدار ظرفیت تبادل کاتیونی از روش ارائه شده در مرجع ]18[ از جمع مقادیر کاتیونهاي اندازه گیري شده در فاز مایع با نرم افزار )33/1GBC-Avental Ver.( بهدست آمده است ]18[.
-378451556748

هم چنین به منظور بررسی اندرکنش نمونههاي رسی و سیمان با آلایندۀ فلز سنگین، از آزمایش تعادل مخلوط اشباع استفاده شد ]12[ ]6[. به این منظور با انجام آزمایش تعادل سوسپانسیون اشباع خاک در غلظتهاي مختلف آلایندۀ فلز سنگین، قابلیت نگه داري فلز سنگین در نمونهها، از نظر آزمایشگاهی بررسی شد ]3[. به منظور انجام این آزمایشها ،در ابتدا محلولهاي شامل نیترات سرب 5)3Pb(NO در غلظتهاي 111/1 تا 12/1 مولار تهیه شد. یک گرم مخلوط خشک نمونه رسی و سیمان با دقت 111/1 گرم وزن شده و داخل تیوپ سانتریفیوژ 21 میلی لیتر
1. Cation Exchange Capacity 2. Atomic Absorption Spectrometer
5252
ریخته شد. سپس 21 میلیلیتر از الکترولیت مورد نظر ) الکترولیتهاي حاوي نیترات سرب درغلظتهاي 1، 2، 11، 52، 21، 111، و cmol/kg-soil 521( به خاک اضافه شد. این سوسپانسیون الکترولیت- خاک سه ساعت با لرزاننده افقی کاملاً هم زده شد. آن گاه پس از نگه داري نمونهها به مدت 54 ساعت با هدف ایجاد شرایط تعادل، این سوسپانسیون مجدداً سه ساعت هم زده شد. پس از 3 روز نسبتهاي وزنی 5%، 4% ، 6%، 8%، 11%، 52% و 21% سیمان به سوسپانسیون خاک رسی-آلاینده افزوده میشود. نمونهها حدود 13 روز دیگر نگه داري شده تا با انجام کامل تبادل کاتیونی، فرایند هیدراسیون و فرایند سیمانتاسیون شرایط تعادل در سیستمهاي خاک-سیمان-الکترولیت و خاک-الکترولیت کاملاً صورت گیرد. پس از این مرحله، با سانتریفیوژ کردن نمونهها در سرعت rpm 3111، فاز مایع نمونه از فاز جامد خاک جدا شده و سپس غلظت یون سرب در فاز مایع جدا شده با استفاده از دستگاه جذب اتمی مدل )GBC135AB Plus( آنالیز شدهاست. شایان ذکر است، تغییرات pH و هدایت الکتریکی )EC( همۀ نمونهها، طی زمان با استفاده از دستگاه pH متر مدل )HANNA-Hi 1351( و دستگاه هدایت سنج الکتریکی )171Martini Instrument Mi( اندازهگیري شدهاست. در جدول 5 برخی از خصوصیات ژئوتکنیکی و ژئوتکنیک زیستمحیطی نمونه رسی بنتونیت ارائه شدهاست.
براي تهیۀ نمونههاي اشعه ایکس5 )XRD(، یک گرم ترکیب خاک خشک-سیمان با دقت 111/1 گرم وزن شده و داخل تیوپ سانتریفیوژ 21 میلیلیتر ریخته شد. سپس بعد از اضافه نمودن21 میلیلیتر از الکترولیت مورد نظر به ترکیب خاک خشک-سیمان، این سوسپانسیون الکترولیت- خاک-سیمان به مدت سه ساعت با لرزاننده الکتریکی کاملاً هم زده شد. آن گاه پس از نگه داري نمونهها به مدت 54 ساعت با هدف ایجاد شرایط تعادل، این سوسپانسیون مجدداً سه ساعت با لرزاننده افقی کاملاً هم زده شد و نمونهها حدود 13 روز دیگر نگه داري شده تا سیستم کاملاً همگن شود. سپس نمونهها به مدت 61 دقیقه دیگر بر دستگاه لرزاننده افقی قرار گرفتند. در آخرین مرحله بین 2 تا 7 قطره از این سوسپانسیون بر روي اسلاید شیشهاي ریخته شده و پس از خشک شدن، طیف پراش پرتو ایکس نمونهها با دستگاه اشعه ایکس مدل
.]51[ ،]11[ تهیه شد )Siemens-Diffractometer D8 Advance(
5222
جدول 1. مشخصات شيميايي سيمان

جدول5. برخي از خصوصيات ژئوتکنيکي و ژئوتکنيک زيستمحيطي نمونه رسي بنتونيت
مرجع روش اندازهگيری بنتونيت خواص فيزيکي و ژئوتکنيک زيست محيطي
ASTM, D4972 – ]14[ 181 pH )آب:خاک؛ 11:1(
]16[ 8 درصد کربنات
]17[ 416 مساحت سطح ویژه )3-11m+5 / kg* (
]18[ 62853 ظرفیت تبادل کاتیونی(cmol / kg-soil)
ASTM, D 824-]14[ 5871 چگالی ویژه )Gs(
ASTM, D 3585-]14[ CH طبقه بندي
ASTM, D 3585-]14[ مونتموریلونیت،کوارتز ،کلسیت ترکیب کانیهاي تشکیل دهنده نمونه

بحث و بررسي نتايج
حضور آلاینده فلز سنگین سرب سبب کاهش pH خاک میشود، که میزان تغییر pH نمونهها در مقابل افزایش غلظت آلاینده در شکل 1 نشان داده شدهاست. بر اساس شکل 1، در حالی که pH نمونه خالص بنتونیت حدود 188 است، حضور cmol/kg-soil 21 آلایندۀ فلز سنگین سرب pH نمونه را به حدود 1/6 کاهش میدهد. این در حالی است که با افزایش غلظت آلاینده سرب به حدود cmol/kg-soil 521 میزان pH محیط واکنش، به کم تر از 5/2 میرسد. از سوي دیگر فعال شدن مکانیزمهاي نگه داري آلاینده فلز سنگین به مقدار pH محیط وابسته است. به عبارتی حضور فلزات سنگین به دو دلیل pH سیستم را کاهش میدهد:
1( هنگامی که آلودگی فلزي در آب حل میشود، یون هیدراته تولید و ناشی از پدیده هیدرولیز فلزات، محلول اسیدي شده و pH سیستم آب-خاک کاهش مییابد؛ 5( آزادسازي یون +H به دلیل جذب یونهاي فلزي ]51[، ]55[. اما از سوي دیگر در نمونههاي اصلاح شده 5221
با سیمان، روند کاهشpH سوسپانسیون در غلظتهاي کم تر از cmol/kg-soil 111 بسیارملایم است. چنان که بر اساس شکل 1 مشاهده میشود، حضور 5% سیمان موجب شدهاست ، pH سوسپانسیون در غلظت سوسپانسیون کم تر از cmol/kg-soil 21 بین 2/5 تا 3 واحد افزایش یابد. این در حالی است که افزودن 6% سیمان به نمونه رسی بنتونیت سبب شده است تا pH سوسپانسیون از 1/6 به 5/11 افزایش یابد. از سوي دیگر در غلظت cmol/kg-soil 111 آلاینده فلز سنگین سرب ،pH سوسپانسیون نمونه حاوي 6% سیمان بیش از 3/8 است. بر اساس منحنیهاي ارائه شده در شکل 1 افزایش میزان سیمان در همۀ نمونهها موجب افزایش pH محیط واکنش شدهاست. بر اساس منحنیهاي ارائه شده در نمونه بنتونیت و نمونههاي بنتونیت اصلاح شده با درصدهاي کم تر از 11 سیمان، میزان pH محیط واکنش در غلظت cmol/kg-soil 521 در همۀ نمونهها تقریباً بین 1/2 تا 6 است. این در حالی است که در نمونۀ اصلاح شده با حضور 52% سیمان در غلظت cmol/kg-soil 521 میزان pH نمونه اصلاح شده به حدود 11 تغییر یافتهاست. به عبارتی حضور 52% سیمان ،pH محیط را بیش از 78% افزایش دادهاست. شایان ذکر است pH نمونههاي اصلاح شده با بیش از 21% سیمان در کلیه غلظتهاي آلاینده فلز سنگین سرب حدود 2/11 بودهاست.

1954784421714

شکل 1. روند تغييرات pH نمونههای بنتونيت اصلاح شده با درصدهای مختلف سيمان در 11 روز1
1. در همۀ شکلها واژه )CEM( مخفف واژه سیمان است.
5225
به طورکلی میتوان بیان کرد، حضور سیمان در محیط سوسپانسیون موجب تشکیل ترکیباتهیدراته سیمان میشود، که ایجاد آهک به عنوان یکی از محصولات هیدراسیون سیمان، سببافزایش pH سوسپانسون شدهاست. از سوي دیگر هنگام تشکیل محصولات ناشی شده از هیدراسیون سیمان، بخشی از آلاینده فلز سنگین سرب به درون هیدراتهاي کریستالی رسوب و بهصورت سیلیکاتهاي فلزي هیدراته شده شکل گرفته و ثابت و غیرمتحرک میشوند.
شکل 5 روند تغییرات pH نمونههاي اصلاح شده با درصدهاي مختلف سیمان حاوي غلظت cmol/kg-soil 111 آلاینده فلز سنگین سرب را طی زمان نشان میدهد. چنان که مشاهده میشود، در نمونۀ رسی بنتونیت حاوي غلظت cmol/kg-soil 111 آلاینده فلز سنگین سرب ،pH سوسپانسیون طی زمان تقریباً ثابت است. اصلاح نمونه رسی بنتونیت با 5% سیمان موجب افزایش pH اولیه سوسپانسیون از 2/2 به5/6 شده است. به نظر میرسد پیشرفت واکنش هیدراسیون سیمان عامل اصلی این افزایش pH است. اما هم چنان میزان تغییرات pH طی زمان تقریباً ثابت است. اصلاح نمونه بنتونیت با 6% سیمان ،pH اولیه نمونه حاوي غلظت cmol/kg-soil 111 آلاینده فلز سنگین سرب را به دلیل تشکیل ترکیبات هیدراته سیمان به حدود 3/6 افزایش داده است. اما شروع واکنشهاي پوزولانی در این نمونه موجب آزاد شدن ترکیبات یون -OH و آهک میشود، که این امر موجب افزایش pH محیط واکنش میشود. واکنشهاي پوزولانی حدود 7 روز ادامه مییابد و طی این زمان pH سوسپانسیون از 32/6 به حدود 2/8 افزایش یافتهاست. این در حالی است که pH سوسپانسیون بین زمانهاي 7 تا 14 روز تغییر چندانی نداشتهاست. از دیگر علل افزایش pH محیط طی زمان، ادامه واکنشهاي هیدراسیون سیمان است. به طوريکه در این فرایند امکان تثبیت بیش تر فلزات بهصورت رسوب هیدروکسید فلز یا حضور فلز در کریستال در حال رشد سیمان از طریق مشارکت در واکنشهاي سیمان و یا جذب شدن بر روي محصولاتی مثل ژل یا کریستال C-S-H فراهم شده است.
بر اساس منحنیهاي ارائه شده در شکل 5 در نمونههاي حاوي 8% و 11% سیمان نیز تقریباً همین روند مشاهده میشود. اما به دلیل حضور بیش تر سیمان، واکنشهاي پوزولانی، و عدم 5222
اتمام تشکیل سیلیکاتهاي هیدراته سیمان در 2/1 ساعت اول، pH محیط سیمان طی 54 ساعتبه حدود 4/1 رسیده و ادامه واکنشهاي پوزولانی طی 14 روز ،pH محیط را به حدود 5/11رساندهاست. در نمونههاي بنتونیت اصلاح شده با 52%، و 21% سیمان ،pH اولیه سوسپانسیون به دلیل تشکیل فراوان ترکیبات هیدراته سیمان در حضور cmol/kg-soil 111 آلاینده فلز سنگین سرب همواره بیش از 1188 است.
خصوصیات جذب و نگه داري نمونه رسی بنتونیت و نمونههاي اصلاح شده با درصدهاي مختلف سیمان در اندرکنش با آلایندههاي فلز سنگین سرب در شکل 3 نشان داده شده است.
بر اساس نتایج آزمایشهاي صورت گرفته، نمونه رسی بنتونیت به دلیل ظرفیت تبادل کاتیونی بزرگ، حدود 8% کربنات و سطح مخصوص قابل توجه، قابلیت نگه داري cmol/kg-soil 71 آلاینده فلز سنگین سرب را در غلظت cmol/kg-soil 521 نشان میدهد. افزایش 5% سیمان میزان نگه داري آلاینده در غلظت cmol/kg-soil 111 را به مقدار چشم گیري افزایش داده است ،در حالی که میزان نگه داري آلاینده فلز سنگین سرب در غلظت cmol/kg-soil 521 به حدود cmol/kg-soil 118 رسیده است. بر اساس منحنی قابلیت نگه داري آلاینده ارائه شده در شکل 3 در نمونه رسی بنتونیت اصلاح شده با 6% سیمان در غلظت cmol/kg-soil 111 آلاینده فلز

شکل 5. روند تغييرات pH نمونههای بنتونيت اصلاح شده با درصدهای مختلف سيمان در غلظت cmol/kg-soil 122 آلاينده فلز سنگين سرب طي زمان
5221
سنگین سرب ،111% آلاینده فلز سنگین سرب به وسیلۀ نمونه نگه داري شده است. از سويدیگر در همین نمونه در غلظت cmol/kg-soil521 بیش از 28% آلاینده به وسیلۀ نمونهاصلاح شده نگه داري شدهاست. شایان ذکر است با افزایش 8% و 11% سیمان میزان قابلیت نگه داري آلاینده در غلظت cmol/kg-soil 521 به ترتیب به cmol/kg-soil 166 و cmol/kg-soil 188 رسیدهاست. به طورکلی میتوان بیان کرد که سه فرایند اصلی در نگه داري آلاینده نقش اساس دارند: الف( نمونه رسی بنتونیت که به واسطۀ سطح مخصوص و ظرفیت تبادل کاتیونی زیاد قابلیت نگه داري بخش چشم گیري از آلاینده را دارد، ب( تثبیت آلایندۀ فلز سنگین سرب و جذب شدن یا رسوب کردن بر سطح ژل کریستالی C-S-H، ج( مکانیزم عدم تحرک فلزات سنگین در ماتریس سیمان هیدراته.
بر اساس منحنی قابلیت نگه داري ارائه شده در شکل 3، قابلیت نگه داري آلاینده فلز سنگین در نمونههاي 21% سیمان+21% بنتونیت و نمونه 72% سیمان+52% بنتونیت بیش از نمونه سیمان خالص است. به عبارتی در نمونههاي حاوي بنتونیت، فاز تبادل کاتیونی نیز در نگه داري آلاینده شرکت میکند، که این امر موجب افزایش قابلیت نگه داري در این نمونهها نسبت به سیمان خالص شدهاست.

شکل 2. قابليت نگه داری آلاينده فلز سنگين سرب با نمونه رسي بنتونيت اصلاح شده با درصدهای
مختلف سيمان
5222
به منظور اطمینان از نتایج اخذ شده از شکل 3، تغییرات pH ترکیبات مختلف خاک-سیمانبررسی شده، در مقابل تغییر غلظت اسید اضافه شده اندازهگیري شد. نتایج تحقیقات محققانقبلی نشان میدهد که ارزیابی این تغییرات pH به عنوان معیاري اساسی در ارزیابی قابلیت جذب و نگه داري آلودگی در خاک شناخته شده است ]3[، ]51[، ]51[. شکل 4 نتایج به دست آمده از این آزمایشها را نشان میدهد. بر اساس نتایج ارائه شده در شکل 4، نمونه سیمان و نمونه 21% سیمان+21% بنتونیت در مقایسه با دیگر نمونهها از قابلیت بسیار مناسبی در مقاومت در مقابل تغییر pH ناشی از اسید ورودي برخوردار است. بر اساس نتایج ارائه شده در حالی که نمونه رسی بنتونیت تا غلظت ورودي cmol/kg-soil 151 اسید ورودي در مقابل افت pH از خود مقاومت نشان میدهد، افزایش 6% سیمان ظرفیت بافر نمونه اصلاح شده را به حدود cmol/kg-soil 511 اسید ورودي افزایش میدهد، به عبارتی اصلاح نمونه با 6% سیمان میزان ظرفیت بافرینگ را 66% افزایش داده است. شایان ذکر است که بر اساس نتایج ارائه شده در شکل 3، میزان افزایش قابلیت نگه داري آلاینده فلز سنگین در غلظتهاي زیاد آلاینده فلز سنگین نیز در حدود 61% است. هم چنین بر اساس منحنیهاي ارائه شده در شکل 4 در نمونههاي اصلاح شده با بیش از 11% سیمان تا میزان cmol/kg-soil 411 اسید ورودي تقریباً افت شدید pH مشاهده نشده است. بر این اساس نتیجه گیري می شود که نتایج آزمایش مذکور انطباق مناسبی با نتایج آزمایشهاي جذب و نگه داري آلاینده فلز سنگین سرب دارد.
فرایند اندرکنش خاک-آلودگی با تأثیر نهادن بر نیروهاي بین پولکها سبب تغییر در ریزساختار خاکهاي رسی میشود. ارزیابی پراش پرتو ایکس به عنوان معیاري در تعیین ریزساختار خاکها شناخته شدهاست. بهطوريکه طیف پرتو ایکس نمونههاي رسی داراي ساختار پراکنده، شدت بیش تري در مقایسه با شدت قله پراش پرتو ایکس نمونههاي رسی داراي ساختار درهم دارد. به منظور بررسی تأثیر آلاینده فلز سنگین سرب بر ریز ساختار نمونه هاي بررسی شده، پراش پرتو ایکس تعدادي از نمونهها تهیه شد. شکل 2 نتایج آزمایش پراش پرتو ایکس را براي نمونه رسی بنتونیت قبل از اندرکنش با آلودگی و نمونه رسی

شکل 1. منحني ظرفيت بافرينگ نمونه رسي بنتونيت و نمونههای اصلاح شده با سيمان
-651503696970

بنتونیت حاوي غلظتهاي مختلف آلاینده فلز سنگین نیترات سرب را نشان میدهد. بر اساس نتایج ارائه شده در این شکل با افزایش غلظت آلاینده سرب، شدت قله اصلی )مونت-موریلونیت( از 1Cps811 به Cps 21 براي بیش ترین غلظت آلاینده کاهش یافته است. هم چنین شدت قله دوم مونتموریلونیت دچار کاهش محسوسی شدهاست. بر اساس نتایج ارائه شده در شکل 2 افزایش cmol/kg-soil 2 آلایندۀ فلز سنگین سرب موجب کاهش Cps 551 قله اصلی مونتموریلونیت شدهاست و افزایش cmol/kg-soil 52 آلاینده سرب ،شدت قله اصلی کانی مونتموریلونیت را به کم تر از Cps 521 رسانده است. در غلظت زیاد cmol/kg-soil 111 آلاینده فلز سنگین، شدت قلۀ اصلی کانی رسی مونتموریلونیت کاهش شدید 82 درصدي را نشان میدهد و به حدود Cps 151رسیده است. این موضوع تأیید کنندۀ این نکته است که افزایش غلظت نمک سیال منفذي موجب تشکیل ساختار مجتمع در نمونهها شده که در نتیجه آن شدت قله اصلی و قله دوم کانی کاهش یافته است. قابلتوجه است که افزایش غلظت نمک سیال منفذي در غلظتهاي کم آلاینده فلز سنگین موجب تغییر موقعیت قلهها نشده است، اما در غلظتهاي بسیار زیاد آلاینده موقعیت قلهها به مقدار بسیار کمی تغییر کرده است.
شدت اشعه منعکس شده از نمونه در واحد زمانCount per Second (CpS)= .1
5225

شکل 2. ارزيابي پراش پرتو ايکس نمونههای رسي بنتونيت حاوی غلظتهای مختلف آلاينده فلز سنگين سرب
ارزیابی پراش پرتو ایکس نمونههاي اصلاح شده با درصدهاي مختلف سیمان در غلظت cmol/kg-soil 111 آلاینده فلز سنگین سرب در شکل 6 ارائه شدهاست. بر اساس نتایج ارائه شده در شکل 6 اضافه کردن میزان آلاینده فوق به نمونه بنتونیت )در فقدان حضور سیمان( سبب کاهش چشمگیر شدت قله اصلی مونتموریلونیت شدهاست. از آن جا که بر اساس نتایج شکل 5 در نمونه مذکور حدود pH قرائت شده کمتر از 6 است در این شرایط pH، تبادل کاتیونی آلاینده فلز سنگین و پولکهاي رسی واکنش غالب خواهد بود ]51[. بنا بر این کاهش شدید ضخامت لایه دوگانه رسی در کاهش چشم گیر شدت قلۀ اصلی نظیر کانی مونت موریلونیت نقش اصلی را ایفا کردهاست. از سوي دیگر بر اساس نتایج شکل 5 در نمونه حاوي بنتونیت+ 5% سیمان + غلظت cmol/kg-soil 111 آلاینده، نیز pH نمونه تا حدودي بزرگتر از 6 است که در این میزان pH ضمن وقوع تبادل کاتیونی، اثر پوششی سیمان نیز سبب کاهش بیش تر شدت قله اصلی مونتموریلونیت شده است. در مقابل، نتایج ارائه شده در شکل 6 نشان میدهد که کاهش میزان قله کانی رسی مونتموریلونیت در نمونه حاوي بنتونیت+ 6% سیمان+cmol/kg-soil 111 آلاینده، از همۀ نمونههاي حاوي آلاینده و یا حاوي سیمان و آلاینده کم تر است. بر اساس نتایج شکل 1، pH این نمونه حدود 2/8 است. در این شرایط pH، نقش تبادل کاتیونی آلاینده فلز سنگین با پولک رسی کم میشود ]51[. بهنظر میرسد در نمونه فوق، افزایش درصد سیمان سبب افزایش خاصیت تثبیت کنندگی سیمان شده و جذب شدن یا رسوب کردن آلودگی بر سطح موثر ژل کریستالی C-S-H نیز در کاهش نقش فاز تبادل کاتیونی تأثیرگذار است. موارد فوق سبب شده است در نمونه فوق میزان شدت قله کانی رسی مونتموریلونیت نسبت به نمونۀ بنتونیت حاوي آلودگی و اصلاح نشده با سیمان و نیز نسبت به نمونه حاوي بنتونیت+5% سیمان+ غلظت cmol/kg-soil 111 آلاینده، کاهش کم تري داشته است. این در حالی است که با افزایش میزان سیمان به 52%، از سویی فرایند نگه داري با تثبیت آلایندۀ فلز سنگین سرب و جذب شدن یا رسوب کردن آن بر سطح کریستال C-S-H و فرایند عدم تحرک فلز سنگین در ماتریس سیمان هیدراته غالب میشود.
ضمن آن که از سوي دیگر نیز به دلیل افزایش pH سوسپانسیون به بیش از 15 )شکل 1(، فرایند حل شدگی کانیهاي رسی سیلیکاتی و آلومیناتی به شدت زیاد شده ]55[، که به تبع آن کاهش شدید قلۀ کانی رسی مونتموریلونیت در نمونۀ مذکور مشاهده شده است )شکل 6(.
به طوريکه کاهش شدت قله در این نمونه، بیش از نمونههاي دیگر است.

شکل 2. منحني پراش اشعۀ ايکس نمونه بنتونيت و نمونههای اصلاح شده با درصدهای مختلف سيمان حاوی غلظت cmol/kg-soil 122 آلاينده فلز سنگين سرب

نتيجه گيری
نتایج به دست آمده در این تحقیق را میتوان بدین شرح ذیل خلاصه کرد:
5222
1( مکانیزمهاي فعال در نگه داري آلاینده فلز سنگین سرب، ظرفیت تبادل کاتیونی )کانی رسی(، تثبیت و رسوب نمودن بر اثر شکلگیري کریستال C-S-H )سیمان( و مکانیزم عدم تحرک فلزات سنگین در ماتریس سیمان هیدراته است.
5( اصلاح نمونه رسی با سیمان موجب افزایش چشم گیر نگه داري آلاینده شده است، به نحوي که افزایش 52% سیمان موجب نگه داري کامل آلاینده در غلظت cmol/kg-soil 521 شدهاست.
3( در نمونه بنتونیت حاوي آلاینده )فاقد سیمان( و نیز در نمونه بنتونیت حاوي آلاینده و درصدهاي کم سیمان، حضور آلاینده فلز سنگین به علت وقوع تبادل کاتیونی موجب کاهش شدت قلۀ کانی رسی مونت موریلونیت میشود. در نمونه بنتونیت حاوي آلاینده و درصدهاي حدود 6% سیمان، اثر پوششی و چسبندگی سیمان سبب کاهش اندرکنش آلاینده و رس شده و شدت قله نظیر مونتموریلونیت کاهش کم تري دارد. در مقابل در غلظتهاي زیاد سیمان، حصول pH بیش از 15، سبب افزایش نرخ حل شدگی کانیهاي رسی شده و این فرایند، علت اصلی کاهش قله کانی رسی در این شرایط از جامدسازي است.
4( فرایند تثبیت و جامدسازي با استفاده از کانیهاي رسی به خصوص مونتموریلونیت با سیمان میتواند بهطور مؤثري براي مقابله با انتقال فلزات سنگین به کار گرفته شود.
محصولات فرایند تثبیت و جامدسازي با استفاده از کانی رسی مونتموریلونیت میتواند براي استفاده در آسترهاي مراکز دفن مهندسی زبالههاي شهري و صنعتی، مراکز دفن زباله هاي هستهاي، دیوارهاي ساحلی و حتی بلوکهاي ساختمانی مؤثر باشد.

منابع
Krishna B. G., Gupta S. S., “Adsorption of a few heavy metals on natural and modified kaolinite and montmorillonite: A review”, Advances in Colloid and Interface Science, Vol. 140 (2008) 114-.131
Yarlagadda P. S., Matsumoto M. R., Van Benschoten J. E., Kathuria A.,
“Characteristics heavy metals in contaminated soils”, Journal of Environmental Engineering, ASCE, Vol. 121, No. 4 (1995) 276-.682
Ouhadi V. R., Amiri M., “Geo-environmental Behaviour of Nanoclays in Interaction with Heavy Metals Contaminant”, Amirkabir J, Civil, Vol. 42 (2011) 29-36.
Ouhadi V. R., Amiri M., “Capability of nano clays for environmental contaminant adsorption with specific attention to the heavy metal retention”, 9th International Congress on Civil Engineering, May 8-10, Isfahan University of Technology, Isfahan, Iran (2012).
Sevim I. F. Güner G., “Investigation of rheological and colloidal properties of bentonitic clay dispersion in the presence of a cationic surfactant”, Progress in Organic Coatings. Vol. 54 (2005) 28-33.
Ouhadi V. R., Amiri M., Goodarzi, A. R., “The Special Potential of
Nano-Clays for Heavy Metal Contaminant Retention in GeoEnvironmental Projects”, Journal of Civil and Surveying Engineering, Vol. 45 (2012), pp. 631-642.
National Technical Information Service U.S. department of commerce Springfield, VA 22161, “Solidification/ stabilization and its application waste materials”, (1993).
اوحدي وحیدرضا، چوبچیان لنگرودي سید ایمان ،”تأثیر ظرفیت و غلظت کاتیون بر نتایج آنالیز پرتو ایکس کانی رسی اسمکتیت”. مجله بلورشناسی و کانی شناسی ایران، سال نوزدهم، شماره 5 )1311( 581-571.
Park C., “Hydration and Solidification of Hazardous Wastes Containing Heavy Metals Using Modified Cementitious Materials”, Cement and Concrete Research, Vol. 30 (1999) 429-.534
5221
Chen a, Q. Y., Tyrer b., Hills C. D., Yang, X.M., Carey, P., “Immobilization of heavy metal in cement-based solidification/ stabilization: A review”, Waste Management, Vol. 30 (2009) 429-403.
Conner J. R. “Chemical fixation and solidification of hazardous waste”, Van Nostrand Reinhold, New York (1990).
Desogus P., Manca P. P., Orrù G., Zucca, A. “Solidification/stabilization of landfill leachate concentrate using different aggregate materials”, Minerals Engineering, Vol. 45 (2013) 47-54.
Conner J. R., Hoeffner S. L., “The history of stabilisation/solidification technology”, Critical reviews in Environmental Science and Technology, Vol. 28 (1998) 325-396.
American Society for Testing and Materials, ASTM, American Society for Testing and Materials, ASTM, Annual Book of ASTM Standards, P.A., Philadelphia Vol. 4, 08 (1992).
EPA, “Process design manual, land application of municipal sludge, Municipal Environmental Research Laboratory”, EPA-625/1-83-016, U.S. Government Printing Offices, New York (1983).
Hesse P. R., “A textbook of soil chemical analysis”, William Clowes and Sons, (1971).
Eltantawy and Arnold, I.N. Eltantawy and Arnold, P.W., “Reappraisal of ethylene glycol mono-ethyl ether (EGME) method for surface area estimation of clays”, Soil Sci. Vol. 24 (973) 232-.832
5225
Handershot W. H., Duquette M., “A simple barium chloride method for determining cation exchange capacity and exchangeable cations”, Soil Sci. Soc. Am. J. Vol. 50 (1986) 605-608.
Ouhadi V. R., Yong R. N., “Experimental and theoretical evaluation of impact of clay microstructure on the quantitative mineral evaluation by XRD analysis”, Applied Clay Science, Vol. 23 (2003) 141-148.
Ouhadi V. R., “Study of transformation of clay minerals in the interaction process with additives by use of scanning electron microsope and XRD and its relation to mechanical behavior”, Iran. J. Crystallogr. Mineral. Vol. 10 (2002) 87-97.
Yong R. N., Phadangchewit Y., “pH influence on selectivity and retention of heavy metals in some clay soils”, Can. Geotech. J., Vol. 30 (1993) 821-833.
Ouhadi V. R., Yong R. N., “Experimental study on instability of bases on natural and lime/cement-stabilized clayey soils”, Applied Clay Science, Vol. 35 (2007) 238-.942



قیمت: تومان

دسته بندی : زمین شناسی

دیدگاهتان را بنویسید