[摘要] 城市交通的發(fā)展及其車流量的增加是社會進(jìn)步的標(biāo)志，但對城市的生態(tài)環(huán)境造成了嚴(yán)重的污染。本文主要探討了水化環(huán)境對水泥基材料吸附重金屬離子的吸附規(guī)律，研究了不同的PH值和溫度下水泥基材料對重金屬離子的吸附機理，并從微觀結(jié)構(gòu)的角度分析了具體原因。通過分析可以看出，隨著PH值和溫度的增加，水泥基材料對重金屬離子的吸附量都呈增長趨勢。
關(guān)鍵詞：水化環(huán)境； 水泥基材料； 重金屬離子； PH值和溫度；吸附規(guī)律
0、 前言
城市交通的發(fā)展及其車流量的增加是社會進(jìn)步的標(biāo)志，但對城市的生態(tài)環(huán)境造成了嚴(yán)重的污染。城市交通不僅有汽車尾氣的大量排放，而且有嚴(yán)重的重金屬污染。燃油的燃燒、機油的遺漏、輪胎的磨損及金屬車身和部件的剝落會產(chǎn)生大量的Pb、Cd、Zn等粒子（包括離子和固體微細(xì)顆粒）污染物[1]。這些污染物會沉降在道路表面，并經(jīng)初期雨水沖刷后，隨水流排入河流或滲入到地下水源中，進(jìn)而造成城市水源的嚴(yán)重污染。
近年來將透水水泥基材料進(jìn)行功能化改造后用于城市道路初期雨水凈化處理技術(shù)有了新的發(fā)展，透水路用材料在快速排泄雨水、防止路面積水及補充地下水的同時，對初期雨水沖刷道路后攜帶的重金屬粒子進(jìn)行吸附、固定，這一分散處理技術(shù)很適合城市交通引起的無點（non-point）污染的處理。
影響水泥基材料吸附性能的因素很多，其中包括原材料的選用、集料的配比、溫度以及溶液的PH值和流速等等都會影響到水泥基材料對重金屬離子的吸附效果。
本論文研究的重點就是在不同的PH值和溫度下，將水泥基材料浸泡在配制好的重金屬離子溶液當(dāng)中，經(jīng)過不同的時間（3天、7天、9天），研究水泥基材料對重金屬離子的吸附
規(guī)律，并通過觀察其微觀結(jié)構(gòu)來分析吸附機理，為透水性水泥基材料的進(jìn)一步研究奠定基礎(chǔ)。
1、原材料及實驗方法
1.1原材料
水泥：C42.5普通硅酸鹽水泥，其成分分析如表1.1所示。
細(xì)集料：工業(yè)用砂
粗集料：碎卵石，其級配如表1.2所示。
水：蒸餾水
1.2 實驗方法
1.2.1 配制重金屬溶液對應(yīng)的鹽類
選用的重金屬鹽及其相關(guān)數(shù)據(jù)如表1.3所示：
1.2.2 配制方法
用電子天平分別稱取硝酸鉛4500mg、硝酸銅10872mg、硝酸鋅450mg、硝酸鎘4500mg，量取蒸餾水250ml，混合倒入一個潔凈的燒杯中。然后將配制好的溶液，用硝酸酸化至PH<2，在25℃的溫度下用恒溫磁力攪拌器攪拌24小時，再將攪拌好的重金屬溶液倒入裝有4250ml蒸餾水的透明容器中并進(jìn)行攪拌，以使重金屬溶解充分[2]。然后，將水泥基材料浸泡到配制好的重金屬溶液當(dāng)中，在不同的PH值（PH=2、4、5.6、8）和溫度（20℃、40℃、60℃、80℃）下，分別在3天、7天和9天，用膠頭滴管在溶液的不同位置取溶液4～5ml，用ICP原子發(fā)射光譜儀來測定溶液中各種重金屬離子的濃度。
2 實驗結(jié)果及分析
2.1 實驗結(jié)果
根據(jù)2.2.2實驗方法，所測得的四種重金屬離子在不同條件下的濃度值如表2.1所示。
2.2 分析討論
2.2.1 PH值對重金屬離子吸附的影響
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圖2.1 20℃時PH值對離子濃度的影響 |
圖2.2 40℃時PH值對離子濃度的影響 |
如上圖2.1和圖2.2所示，除鋅離子外，隨著PH值的增大，溶液中重金屬離子濃度總體呈下降趨勢，某些離子在PH值4～6時呈現(xiàn)反?，F(xiàn)象，說明水泥基材料對重金屬離子的吸附作用隨PH值的增大而呈增加趨勢，主要是由于堿性環(huán)境有利于水泥水化，水化產(chǎn)物的量是決定吸附能力的主要因素。并且，在PH=8的條件下，重金屬離子對應(yīng)的鹽類就會發(fā)生復(fù)分解沉淀反應(yīng)，致使四種重金屬鹽在水泥基材料的微細(xì)孔內(nèi)沉淀。
2.3溫度對重金屬離子吸附的影響
如圖2.3所示，隨著溫度的升高，Cu2+的濃度逐漸減少，Cd2+和Pb2+的濃度總體趨勢是降低的，但是中間有一個轉(zhuǎn)折點，Zn2+濃度則基本不受溫度的影響。由此可以看出，隨著溫度的升高，水泥基材料對重金屬離子的吸附能力總體呈增長的趨勢。主要原因是隨著溫度的升高，水化速度加快促使水化產(chǎn)物增多，且水化產(chǎn)物中的多聚物迅速增加[3]。多聚物的增加，促使C-S-H凝膠結(jié)構(gòu)呈層狀分布，有利于對重金屬離子的吸附。
2.4 吸附機理討論
利用QANTA-ZW型掃描電鏡，對在不同PH值下的混凝土試塊進(jìn)行了微觀結(jié)構(gòu)分析，如圖2.4～圖2.6所示。
由圖可以看出，PH值較低時重金屬離子一般都粘附在水泥基材料的表面，主要是因為在強酸性水化環(huán)境中，水泥水化進(jìn)程慢導(dǎo)致水化產(chǎn)物較少，如圖2.4所示； PH=5.6的條件下，重金屬離子已經(jīng)進(jìn)入到水泥基材料的微細(xì)孔內(nèi)，并且開始發(fā)生同晶置換作用，主要是因為水泥水化產(chǎn)生大量的C-S-H和Ca(OH)2, 這些水化產(chǎn)物不但會產(chǎn)生大量的孔隙和比表面積，而且會產(chǎn)生出大量的Ca2＋，如圖2.5所示； PH=8時水泥基材料的表面開始出現(xiàn)大體積的沉淀物，這主要是由于在堿性條件下，大部分重金屬離子會和OH－發(fā)生分解沉淀反應(yīng)，致使大量的重金屬離子沉淀在水泥基材料的微細(xì)孔表面，如圖2.6所示。
綜上分析可以看出，水泥基材料對重金屬離子的吸附包括以下三個方面：①物理吸附。由于水化產(chǎn)物特別是C-S-H凝膠的高速分散性，其中又包括有數(shù)量如此眾多的微細(xì)孔隙，所以硬化水泥漿體具有極大的內(nèi)表面積；另外在水化過程中，水化產(chǎn)物的體積要大于熟料礦物的體積。據(jù)計算，每1cm3水泥水化后需占據(jù)2.2cm3空間。即約45%的水化產(chǎn)物處于水泥顆粒原來的周界之內(nèi)，成為內(nèi)部水化產(chǎn)物，另有55%則為外部產(chǎn)物，占據(jù)著原先充水的空間。這樣，隨著水化過程的進(jìn)展，原來充水的空間減少，而沒有被水化產(chǎn)物填充的空間，則逐漸被分割成形狀不規(guī)則的毛細(xì)孔。這樣產(chǎn)生的結(jié)果，也使水泥基材料在充分養(yǎng)護(hù)后產(chǎn)生巨大的比表面積，成為吸附重金屬離子的一大因素。②復(fù)分解沉淀反應(yīng)。伴隨著溶液PH值的不斷增大，水泥基材料的微孔隙內(nèi)，重金屬離子會發(fā)生復(fù)分解沉淀反應(yīng)，這也是導(dǎo)致溶液中重金屬離子濃度降低的又一原因。③同晶置換作用。水泥水化產(chǎn)物中Ca-Si-H凝膠為層狀硅酸鹽,許多重金屬陽離子能置換其晶格中的Ca、Al、Si離子,從而被牢固地束縛[4]。
4 結(jié)論
(1)水泥基材料對不同的重金屬離子（Cu2＋、Zn2＋、Pb2＋、Cd2＋）有選擇吸附現(xiàn)象。
(2)除鋅離子外，水泥基材料對重金屬離子的吸附量，隨PH值的增加和溫度的升高呈遞增趨勢。
(3)微觀結(jié)構(gòu)分析表明，隨著PH值的不同，水泥基材料對重金屬離子的主要吸附方式也不一樣。
參考文獻(xiàn)
[1] Carolina A.Pinto,J.Dweck,J.J.Sansalone. Early stages of solidification/stabilization of storm water runoff solid residuals in cement[J].Journal of Thermal Analysis and Calorimetry.Vol.80 (2005):715-720.
[2] W.Mozgawa,T.Bajda. Spectroscopicstudy of heavy metals sorption on clinoptilolite.Phys Chem Minerals (2005) 31: 706-713.
[3] 沈威,黃文熙,閔盤榮,等.水泥工藝學(xué)[M].武漢工業(yè)大學(xué)出版社，2005，192.
[4] 管宗甫,何軍志.混凝土固化廢棄物中有害金屬離子浸出研究[J]. 安陽師范學(xué)院學(xué)報,2007: 3.
