ارزیابی ریزساختاری پیشرفت واکنش‌های پوزولانی آهک در تثبیت و جامدسازی آلاینده‌های فلز سنگین روی

نوع مقاله: مقاله پژوهشی

نویسندگان

1 استاد گروه عمران، دانشگاه بوعلی سینا، دانشکده فنی، همدان.

2 استادیار گروه عمران، دانشگاه هرمزگان، دانشکده مهندسی، بندرعباس*(مسوول مکاتبات).

3 دانشجوی کارشناسی ارشد مهندسی عمران، دانشگاه بوعلی سینا، دانشکده فنی، همدان.

چکیده

زمینه و هدف: هدف این پژوهش مطالعه نحوه فرایند اندر کنش پولک­های رسی - آلاینده فلز سنگین - آهک در طی زمان از منظر ریزساختار است.
روش بررسی: برای رسیدن به این هدف، درصدهای مختلف آهک به خاک رسی طبیعی حاوی آلاینده فلز سنگین روی افزوده‌شده و مکانیزم نگه داری آلاینده توسط بررسی تغییرات pH و ارزیابی مطالعه ریزساختاری (XRD) مورد تجزیه‌ و تحلیل قرار گرفته است.
بحث و نتیجه­گیری: نتایج پژوهش حاضر نشان می­دهد که افــزایش 10% آهــک علاوه بر فرایند تثبیت موجب شده در غلظت   cmol/kg-soil250 آلاینده فلز سنگین روی، میزان نگه داری آلاینده بیش از 37% افزایش یابد. ارزیابی پراش پرتو ایکس نشان می­دهد که حضور آلاینده فلز سنگین موجب کاهش فرایند اندرکنش آهک و رس و متعاقب آن کاهش تشکیل نانوساختار هیدرات سیلیکات کلسیم (C-S-H) و هیدرات آلومینیات کلسیم (C-A-H) شده­است. بر اساس نتایج آزمایش پراش اشعه ایکس و قابلیت نگه داری آلاینده در نمونه­های اصلاح‌شده با کمتر از 6% آهک، احتمالاً علت اصلی کاهش شدت قله نظیر کانی رسی، حضور آلاینده فلز سنگین بوده­است. نتایج تحقیق حاضر نشان میدهد که تشکیل نانوساختار C-S-H به واسطه مساحت سطح ویژه زیاد، مشخصه­های جذب را بهبود می‌بخشد و از طریق کپسوله کردن یون­های فلز سنگین (جامدسازی) میزان تحرک پذیری آلاینده را کاهش می­دهد. همچنین حضور آلاینده فلز سنگین روی سبب کاهش مقدار تشکیل نانوساختار C-S-H می­شود. به نحوی که حضور cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی، شدت قله نانوساختار C-S-H را حدود CpS 90 کاهش داده­است.

کلیدواژه‌ها

موضوعات


 

 

 

 

 

علوم و تکنولوژی محیط زیست، دورههجدهم، شماره یک، بهار 95

 

ارزیابی ریزساختاری پیشرفت واکنش­های پوزولانی آهک در تثبیت و جامدسازی آلاینده­های فلز سنگین روی

 

وحیدرضا اوحدی[1]

محمد امیری[2]*

amirii@chmail.ir

محمدحسن باقر[3]

 

تاریخ دریافت:17/2/93

تاریخ پذیرش:21/8/93

 

چکیده

زمینه و هدف: هدف این پژوهش مطالعه نحوه فرایند اندر کنش پولک­های رسی - آلاینده فلز سنگین - آهک در طی زمان از منظر ریزساختار است.

روش بررسی: برای رسیدن به این هدف، درصدهای مختلف آهک به خاک رسی طبیعی حاوی آلاینده فلز سنگین روی افزوده‌شده و مکانیزم نگه داری آلاینده توسط بررسی تغییرات pH و ارزیابی مطالعه ریزساختاری (XRD) مورد تجزیه‌ و تحلیل قرار گرفته است.

بحث و نتیجه­گیری: نتایج پژوهش حاضر نشان می­دهد که افــزایش 10% آهــک علاوه بر فرایند تثبیت موجب شده در غلظت   cmol/kg-soil250 آلاینده فلز سنگین روی، میزان نگه داری آلاینده بیش از 37% افزایش یابد. ارزیابی پراش پرتو ایکس نشان می­دهد که حضور آلاینده فلز سنگین موجب کاهش فرایند اندرکنش آهک و رس و متعاقب آن کاهش تشکیل نانوساختار هیدرات سیلیکات کلسیم (C-S-H) و هیدرات آلومینیات کلسیم (C-A-H) شده­است. بر اساس نتایج آزمایش پراش اشعه ایکس و قابلیت نگه داری آلاینده در نمونه­های اصلاح‌شده با کمتر از 6% آهک، احتمالاً علت اصلی کاهش شدت قله نظیر کانی رسی، حضور آلاینده فلز سنگین بوده­است. نتایج تحقیق حاضر نشان میدهد که تشکیل نانوساختار C-S-H به واسطه مساحت سطح ویژه زیاد، مشخصه­های جذب را بهبود می‌بخشد و از طریق کپسوله کردن یون­های فلز سنگین (جامدسازی) میزان تحرک پذیری آلاینده را کاهش می­دهد. همچنین حضور آلاینده فلز سنگین روی سبب کاهش مقدار تشکیل نانوساختار C-S-H می­شود. به نحوی که حضور cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی، شدت قله نانوساختار C-S-H را حدود CpS 90 کاهش داده­است.

 

کلمات کلیدی: تثبیت و جامدسازی، آلاینده فلز سنگین، آهک، نانوساختار C-S-H، XRD.

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

J.Env. Sci. Tech., Vol 18, No.1, spring 2016

 

 

 

 


Microstructural Evaluation of Progress of Lime Pozzolanic Reactions in Stabilization and Solidification of Zn Contaminant

 

Vahidreza Ouhadi[4]

Mohammad Amiri[5] (Corresponding Author)

amirii@chmail.ir

MohammadhassanBagher[6]

 

Abstract

Introduction and objective: The present research aims to investigate the mechanism of clay particles - heavy metal contaminant - lime interaction process over time from a microstructural point of view.

Material and method: To achieve this objective, different percentage of lime was added to a laboratory contaminated natural soil. Then, the mechanism of contaminant retention was analyzed through studying pH changes and evaluating microstructure study (XRD).

Result and discussion: The results of this research show that the addition of 10% lime to the contaminated natural clay not only stabilizes the soil, but also for a sample contaminated with 250 cmol/kg-soil concentration of zinc as a heavy metal, more than 37% increase in retention observes. The XRD evaluation shows that the presence of heavy metal contaminant reduces the extent of lime-clay interaction; consequently a reduction in the formation of C-S-H and C-A-H nanostructures happens. Based on the results of XRD experiment and soil contaminant retention measurement of the treated sample with less than 6% lime, the presence of heavy metal contaminant was probably the main cause for  peak intensity reduction of clay minerals. The results of this research show that the formation of C-S-H nanostructure improves absorption characteristics due to its high specific surface area.  In addition, its formation reduces contaminant mobility through encapsulation of heavy metal ions (solidification). Moreover, the presence of heavy metal contaminant of zinc reduces C-S-H nanostructure formation, in a way that the presence of 25 cmol/kg-soil of heavy metal contaminant of zinc reduces peak intensity of C-S-H nanostructure about 90 CpS.

 

Keywords: Stabilization and Solidification, Zn contaminant, Lime, C-S-H Nanostructure, XRD.

 

 

 

مقدمه


افزایش میزان آلاینده­های فلز سنگین در سال­های اخیر، نیاز به ارایه روش­های مناسب و بهینه برای دفن مهندسی زباله­های مختلف را ایجاب می­کند. اما شاید، مهم‌ترین چالش، تعیین مبانی نظری و مکانیزم عملکرد این روش­ها است. از سوی دیگر با درک دقیق و گسترده فرایند رفتاری از سیستم و ارزیابی سیستم از دیدگاه نانو و میکرو ساختار می­توان به مکانیزم دقیق کنترل تحرک آلاینده­ها در محیط دست‌یافت (3-1). نانو و میکروذرات رسی به طور مؤثری به‌عنوان جاذب برای بسیاری از آلاینده­های فاضلاب و آلودگی­های آب (به­طور مثال یون­های فلزات سنگین و ترکیبات آلی) استفاده می­شوند (5-3). به­طور مشخص، سطح مخصوص زیاد، پایداری شیمیایی و مکانیکی، ساختار لایه‌ای و ظرفیت تبادل کاتیونی (CEC) زیاد خاک­های رسی را به‌عنوان ماده­ای ارزشمند برای طیف گسترده­ای از محصولات صنعتی و به خصوص جذب آلاینده­های فلز سنگین تبدیل کرده است (3و 5).

فرایند تثبیت-جامدسازی به طور معمول موجب کاهش میزان آب شویی زباله­های خطرناک به محیط‌زیست می­شود. فرایند تثبیت و جامدسازی با محصور کردن آلاینده فلز سنگین در مقیاس ماکروسکوپی و میکروسکوپی، جذب آلاینده و جداسازی ترکیبات مشخصی از ماده آلاینده، ترکیبات پایدارتری از ماده زائد می­­سازد (6-7). مواد مختلفی برای فرایند تثبیت-جامدسازی مورد استفاده قرار می­گیرند، سیستم­های مبتنی بر پایه آهک با توجه به هزینه نسبتاً کم، در دسترس بودن و تطبیق‌پذیری با محیط‌زیست می­تواند به طور گسترده استفاده شود (10-7).

تکنولوژی تثبیت و جامدسازی مبتنی بر آهک گزینه جذاب برای مدیریت آلاینده­های فلز سنگین و همچنین تسهیل انتقال و دفع نهایی است و باعث کاهش انتشار آلاینده‌ها به محیط‌زیست می­شود. کارایی تکنولوژی تثبیت و جامدسازی را می‌توان با تغییر ترکیبات فاز آهک و نسبت مواد جامد به آب تغییر داد (9 و10). تشخیص ویژگی­های محصولات فرایند تثبیت و جامدسازی برای استفاده در آسترهای مراکز دفن مهندسی زباله­های شهری و صنعتی، مراکز دفن زباله­های هسته­ای، دیوارهای ساحلی و حتی بلوک­های ساختمانی می­تواند موثر باشد (12-10).

فرایند تثبیت-جامدسازی را می‌توان برای برگرداندن  فلزات سنگین به حالت پایدارتر استفاده کرد، از این رو پسماند خطرناک به ماده جدیدی تبدیل می­شود که برای فرایندهای زیست‌محیطی، شیمیایی و فیزیکی مناسب­تر است. فعالیت‌های اقتصادی در تولید مواد و مواد شیمیایی، هرساله مقدار ضایعات فلزات سنگین را افزایش می­دهد (1 و 3). با افزایش نگرانی مربوط به آلودگی محیط‌زیست و تمرکز بر توسعه پایدار، توجه به ممانعت از تحرک فلز سنگین اهمیت بیشتری یافته است (7). دفع نامناسب فلزات سنگین ممکن است موجب مشکلات جدی زیست‌محیطی شود. فلزاتی مانند، کروم، سرب، روی، مس، و جیوه موضوع بسیاری از مطالعات هستند، زیرا، اثرات خطرناکی دارند که می­تواند بر سلامت انسان و محیط‌زیست تأثیر بسیار منفی داشته باشند  (11-7).

کاربرد مواد ناشی از فرایندهای تثبیت-جامدسازی در مهندسی عمران وابسته به میزان تصفیه پسماندهای خاک و مقاومت ساختاری آن‌ها می­باشد. بنابراین علاوه بر کاهش پتانسیل مشکلات محیطی، پسماند می­توانند در پروژه­های دیگر نیز استفاده و موجب کاهش هزینه شوند (8). در میان ضایعات فلزی، آن‌هایی که حاوی سرب و روی می­باشند یک مسئله جدی را نشان می‌دهد. فلز روی که بعد از فولاد، آلومینیوم و مس پر مصرف­ترین فلز صنعتی تلقی می‌شود، به عنوان محافظ فولاد در صنعت آبکاری، به صورت فلز آلیاژ کننده با مس جهت تولید برنج، در ریخته­گری­ها و همچنین به صورت ترکیبات شیمیایی در لاستیک و رنگ‌ها به کار می رود (8 ، 2و 3).

با وجود تحقیقات وسیعی که در زمینه پایدارسازی نگه داری آلاینده­ها به کمک آهک صورت گرفته است اما به جنبه­های مختلف جامد-سازی با آهک توجه کافی نشده­است. همچنین در خصوص مطالعه ریزساختاری نحوه فرایند اندرکنش رس-آلاینده فلز سنگین روی - آهک در طی زمان و نحوه تشکیل ترکیبات پوزولانی توجه محدودی شده­است. بر این اساس هدف این پژوهش مطالعه نحوه فرایند اندرکنش آهک- پولک­های رسی-آلاینده فلز سنگین روی در طی زمان از منظر ریزساختار و بررسی زمان و مقدار تشکیل نانوساختار هیدرات سیلیکات کلسیم (C-S-H) و نانوساختار هیدرات آلومینات کلسیم (C-A-H) است. در این تحقیق همچنین پدیده جذب، مکانیزم جذب و مکانیزم عدم تحرک فلزات سنگین در ماتریس آهک هیدراته با تمرکز بر جذب، رسوب شیمیایی و اختلاط محصولات هیدراسیون در حضور پولک­های رسی به هنگام تثبیت و جامدسازی مورد مطالعه ریزساختاری قرار گرفته­است.

 

1                      مواد و روش­ها

در این پژوهش، در بخش آزمایش‌های رفتاری از خاک رسی طبیعی استفاده شده­است. نمونه رس مورد استفاده در این تحقیق از دشت قزوین انتخاب شده­است. این رس به عنوان نمونه رسی منطقه فوق شناخته شده­است. هدف از این انتخاب در تحقیق حاضر، تعیین خصوصیات ژئوتکنیک زیست‌محیطی و قابلیت جذب و نگه داری آلاینده‌ها در نمونه رسی طبیعی با سطح مخصوص و ظرفیت تبادل کاتیونی متوسط و تأثیر خاک رس طبیعی در فرایند تثبیت و جامدسازی بوده­است. دلیل انتخاب آهک  هیدراته تولید انبوه و استفاده راحت آن بوده­است. نمونه آهک مورد مطالعه از شرکت ایرانی سیمان و آهک هگمتان تهیه شده­است. آنالیز شیمیایی آهک مورد نظر در جدول 1 آورد شده­است.

بخش اعظم آزمایش‌های انجام‌شده در این تحقیق بر اساس استاندارد ASTM و دستورالعمل انجام آزمایش‌های ژئوتکنیک زیست‌ محیطی دانشگاه مک گیل کانادا صورت گرفته­است (13و 14). چگالی و pH نمونه رسی مورد استفاده به ترتیب بر اساس استاندارد ASTM, D854 وASTM, D4972  تعیین شده­است (13). برای تعیین درصد کربنات خاک، از روش تیتراسیون استفاده شده­است (15). اندازهگیری سطح مخصوص خاک (SSA) نیز با استفاده از محلول EGME انجام شد (16). برای تعیین ظرفیت تبادل کاتیونی خاک  (CEC)، از محلول باریم کلراید استفاده شد (17). به این منظور ظرفیت تبادل کاتیونی خاک (CEC)، با افزودن محلول کلرید باریم 1/0 مولار تعیین شده است. سوسپانسیون 1 به 10 (4 گرم خاک خشک به 40 میلیلیتر محلول کلرید باریم)، توسط لرزاننده الکتریکی کاملاً هم زده شده­است. پس از 72 ساعت نگه داری، توسط سانتریفیوژ با سرعت rpm 3000، فاز مایع و جامد از هم جدا شده­است. مقادیر کاتیونهای سدیم، کلسیم، پتاسیم و منیزیم موجود در فاز مایع، به وسیله دستگاه جذب اتمی[7] (AAS) مدل (GBC 932 AB Plus)، در آزمایشگاه تحقیقاتی ژئوتکنیک و مکانیک خاک دانشگاه بوعلیسینا، اندازهگیری شده­است. مقدار ظرفیت تبادل کاتیونی از روش ارایه شده در مرجع (17) از جمع مقادیر کاتیونهای اندازه گیری شده در فاز مایع به وسیله نرم افزار (GBC-Avental Ver. 1.33) به دست آمده­است (17).

 برای تهیه نمونه­های اشعه ایکس  (XRD) از کلیه نمونه­های یک گرم خاک خشک با دقت 001/0 گرم وزن شده و داخل تیوپ سانتریفیوژ 50 میلیلیتر ریخته شد. سپس بعد از اضافه نمودن50 میلیلیتر از الکترولیت مورد نظر (آب مقطر) به خاک، این سوسپانسیون به مدت سه ساعت توسط لرزاننده الکتریکی کاملاً هم زده شد. پس از نگه داری نمونه­­ها به مدت 24 ساعت باهدف اطمینان از حصول شرایط تعادل، این سوسپانسیون مجدداً به مدت سه ساعت توسط لرزاننده الکتریکی کاملاً هم زده شد و نمونه‌ها حدود 120 ساعت دیگر نگه داری شده تا سیستم کاملاً همگن شود. سپس نمونه-ها به مدت 60 دقیقه توسط لرزاننده مجدداً هم زده شدند. در نهایت بین 5 تا 7 قطره از این سوسپانسیون بر روی اسلاید شیشه­ای ریخته شد و پس از خشک شدن، با دستگاه پراش پرتو ایکس مدل Siemens-Diffract meter D8 Advance مورد آزمایش قرار گرفتند (18). منحنی پراش پرتو ایکس خاک مورد مطالعه در نمودار 1 ارایه شده­است. بر اساس منحنی پراش پرتو ایکس، حدود 68 درصد این خاک از کانی­های رسی است، قله (d001=14.1Å) مربوط به کانی اسمکتیت (43 درصد)، قله (d001=7.1 Å) مربوط به کانی کائولینیت (10 درصد)، قله (Åd001=10.0 ) مربوط به کانی ایلیت (15 درصد) و حدود 32 درصد آن از کانی­های غیر رسی (مانند کوارتز و کربنات) تشکیل شده­است. در جدول 2 برخی از خصوصیات ژئوتکنیکی و ژئوتکنیک زیست­­محیطی نمونه خاک رسی طبیعی ارایه شده­است.

همچنین به منظور بررسی اندرکنش نمونههای رسی - آلاینده فلز سنگین با آهک، از آزمایش تعادل مخلوط اشباع استفاده شد. به این منظور با انجام آزمایش تعادل سوسپانسیون اشباع خاک در غلظت­های مختلف آلاینده فلز سنگین، قابلیت نگه داری فلز سنگین در نمونه­ها، مورد مطالعه آزمایشگاهی قرار گرفت (14). به منظور انجام این آزمایش­ها، در ابتدا محلولهای شامل نیترات روی آبدار ((Zn(NO3)2.6(H2O) در غلظتهای 001/0 تا 05/0 مولار تهیه شد. یک گرم مخلوط خشک نمونه رسی با دقت 001/0 گرم وزن شده و داخل تیوپ سانتریفیوژ 50 میلیلیتر ریخته شد. سپس 50 میلیلیتر از الکترولیت مورد نظر (الکترولیتهای حاوی نیترات روی در غلظت‌های 0، 5، 10، 25، 50، 100 و cmol/kg-soil 250) به خاک اضافه شد. این سوسپانسیون الکترولیت- خاک به مدت سه ساعت توسط لرزاننده افقی کاملاً هم زده شد. آنگاه پس از نگه داری نمونه­ها به مدت 24 ساعت با هدف ایجاد شرایط تعادل، این سوسپانسیون مجدداً به مدت سه ساعت هم زده شد، این فرایند 7 روز تکرار می­شود تا با انجام کامل تبادل کاتیونی شرایط تعادل در سیستم­های خاک- الکترولیت صورت پذیرد. پس از 7 روز نسبتهای وزنی 4% ، 6%،  8% و 10% آهک به سوسپانسیون خاک رسی - آلاینده افزوده شد. نمونه‌ها حدود 14 روز دیگر نگه داری شده تا با انجام فرایند هیدراسیون و فرایند سیمانتاسیون شرایط تعادل در سیستم­های خاک- الکترولیت - آهک فراهم شود.

پس از این مرحله، با سانتریفیوژ کردن نمونه­ها در سرعت rpm 3000، فاز مایع نمونه از فاز جامد خاک جداشده و سپس غلظت یون روی در فاز مایع جداشده با استفاده از دستگاه جذب اتمی مدل (GBC 932 AB Plus) آنالیز شده­است. همچنین تغییرات pH کلیه نمونه­ها، طی زمان با استفاده از دستگاه pH متر مدل (HANNA-Hi 9321) اندازه­گیری شده­است. در کلیه مراحل آزمایش­ها، برای نمونه­های اشعه ایکس (XRD)، قبل از سانتریفیوژ کردن نمونه­ها، بین 5 تا 7 قطره از سوسپانسیون بر روی اسلاید شیشه­ای ریخته شده و پس از خشک شدن، پراش پرتو ایکس نمونه­ها با استفاده از دستگاه اشعه ایکس مدلSiemens-Diffractometer D8 Advance تهیه شد (18).

معیارهای متفاوتی برای ارزیابی قابلیت یک خاک در جذب و نگه داری آلودگی وجود داد. یکی از این معیارهای اساسی و کاربردی اندازه گیری ظرفیت بافرینگ خاک است. ارایه غلظتی از اسید که برای تغییر pH خاک به اندازه یک واحد مورد نیاز است، معرف ظرفیت بافرینگ خاک است. ظرفیت بافرینگ خاک، بطور مستقیم به عنوان معیاری برای تعیین قابلیت نگه داری آلودگی­های یون فلز سنگین توسط خاک مورد استفاده قرار میگیرد (2-3) (19-20).

 

 


جدول 1- مشخصات شیمیایی آهک هیدراته

Table 1- The XRF results of lime analysis. Product Type Parameters.

مانده نامحلول

افت ناشی از احتراق

اکسید گوگرد

مجموع قلیایی­ها

اکسید سدیم

اکسید پتاسیم

اکسید منیزیم

اکسید کلسیم

اکسید آهن

اکسید آلومینیم

اکسید سیلیس

 

ترکیبات

 

 

1/0

86/25

1/0

----

1/0

1/0

53/0

4/71

12/0

69/0

19/1

آهک هیدراته


 

 

 

نمودار 1- منحنی پراش پرتو ایکس خاک رسی طبیعی

Fig.1- XRD pattern of soil sample.

جدول 2- برخی از خصوصیات ژئوتکنیکی و ژئوتکنیک زیست­محیطی خاک رس طبیعی

Table. 2- Some of the geotechnical and geo-environmental properties of soil sample.

خواص فیزیکی و ژئوتکنیک زیست‌محیطی

خاک رسی طبیعی

مرجع روش اندازه­گیری

pH  (آب:خاک؛ 10:1)

80/9

 (13) - ASTM, D4972

درصد کربنات

20

(15)

درصد مواد آلی

0

(13) - ASTM, D2974

مساحت سطح ویژه (m2/ kg*10-3)

115

(16)

ظرفیت تبادل کاتیونی (cmol/kg-soil)          Na+

4/16

(17)

Ca+2

2/9

(17)

Mg+2

62/0

(17)

K+

1/0

(17)

مجموع

32/26

(17)

چگالی ویژه (Gs)

63/2

(13)- ASTM, D854

طبقه‌بندی 

CL

(13)- ASTM, D3282

ترکیب کانی­های تشکیل‌دهنده نمونه

مونت­موریلونیت، کائولینیت، ایلیت، کلسیت، کوارتز

 (13)- ASTM, D3282


 

 

 

 

 


2                     نتایج پژوهش

 

نتایج حاصل از بررسی‌های آزمایشگاهی و آنالیزهای مختلف در نمودارهای 1 تا 7 به شرح ذیل ارایه شده است.  در شکل 2 قابلیت نگه داری آلاینده فلز سنگین روی توسط خاک رس طبیعی و همچنین نمونه­های اصلاح شده درصدهای مختلف آهک ارایه شده­است. نمودار 3 به ارایه نتایج تغییرات pH ترکیبات مختلف خاک رسی-آهک، در مقابل تغییر غلظت اسید اضافه‌شده اندازه­گیری شده می­پردازد. ارزیابی این تغییرات pH به عنوان یک معیار اساسی در ارزیابی قابلیت جذب و نگه داری آلودگی در خاک شناخته شده­است (2-3).

 

 

 

نمودار 2- قابلیت نگه داری آلاینده فلز سنگین روی توسط نمونه خاک رسی اصلاح شده با درصدهای مختلف آهک پس از 14 روز

Fig. 2- The rate of Pb heavy metal retention by sample stabilized soil with different percentages of lime after 7 days of curing.

 

نمودار 3-منحنی ظرفیت بافرینگ نمونه رسی و نمونه­های اصلاح شده با آهک

Fig.3. Buffering capacity range of the soil sample stabilized with different percentages of lime.

 

 

 

نمودار 4- منحنی پراش پرتو ایکس خاک رسی، خاک رسی اصلاح شده با 6% آهک، و خاک رسی حاوی غلظت  cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی اصلاح شده با 6% آهک

Fig. 4. XRD analysis of the soil sample, soil sample stabilized with 6 percentages of lime and soil

sample contaminated with 25 cmol/kg-soil concentration of zinc metal stabilized with 6 percentages of lime.

 

نمودار 5- روند تغییرات pH نمونه­های خاک رسی اصلاح‌شده با درصدهای مختلف آهک پس از 14 روز در غلظت­های مختلف آلاینده فلز سنگین روی

Fig. 5. Variations of pH of stabilized soft soil sample with different percentages of lime after 7 days of curing.

 


نمودار 6 روند روند تغییرات pH نمونه خاک رسی حاوی غلظت­های مختلف آلاینده فلز سنگین روی و اصلاح شده با 6% آهک در غلظت­های مختلف آلاینده فلز سنگین روی در  طی زمان را ارایه می­دهد. در نمودار 7 تغییرات pH محیط واکنش در حضور cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی با افزایش میزان درصد ماده اصلاح‌کننده آهک به صورت تابعی از زمان ارایه شده­است.

 

 

نمودار 6- روند تغییرات pH نمونه­های خاک رسی اصلاح‌شده با  6% درصد آهک در غلظت­های مختلف آلاینده فلز سنگین روی طی زمان

Fig. 6. Variations of pH of stabilized soft soil sample with 6 percentages of lime after days curing.

 

 

نمودار 7-تغییرات pH نمونه­های خاک رسی حاوی آهک در غلظت cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی طی زمان.

Fig.7- Variations of pH of soft soil sample contaminated with 25 cmol/kg-soil concentration of zinc  stabilized with different percentages of lime.

 


3                    بحث و بررسی نتایج

 

خصوصیات جذب و نگه داری نمونه خاک رسی و نمونه­های اصلاح شده با درصدهای مختلف آهک در اندرکنش با آلاینده­های فلز سنگین روی در شکل 2 نشان داده شده­است. بر اساس نتایج آزمایشهای صورت گرفته و ارایه شده در جدول 2، نمونه خاک رسی به دلیل ظرفیت تبادل کاتیونی متوسط (cmol/kg-soil 26.32)، حدود 20% کربنات و سطح مخصوص متوسط (m2/ gr 115)، قابلیت نگه داری cmol/kg-soil 85 آلاینده فلز سنگین روی را در غلظت cmol/kg-soil 250 نشان می­دهد. افزایش 4% آهک میزان نگه داری آلاینده در غلظت cmol/kg-soil 100 را به مقدار cmol/kg-soil 8 افزایش داده­است، این در حالی است که میزان نگه داری آلاینده در غلظت cmol/kg-soil 250 به حدود cmol/kg-soil 94 رسیده­است. بر اساس منحنی قابلیت نگه داری آلاینده ارایه‌شده در نمودار 2، در نمونه خاک رسی اصلاح‌شده با 8% آهک در غلظت cmol/kg-soil 100 آلاینده فلز سنگین، 8/98% آلاینده فلز سنگین روی توسط نمونه نگه داری شده­است. از سوی دیگر در همین نمونه در غلظت cmol/kg-soil 250 بیش از 46% آلاینده توسط نمونه اصلاح‌شده نگه داری شده­است. شایان‌ذکر است در نمونه خاک رسی اصلاح­شده با 10% آهک میزان قابلیت نگه داری آلاینده فلز سنگین روی در غلظت cmol/kg-soil 250 بیش از 37% نسبت به نمونه اصلاح نشده افزایش یافته­است. به طور کلی می­توان بیان نمود که فرایندهای اصلی در نگه داری آلاینده به شرح ذیل است: الف) خاک رسی که به واسطه درصد بالای کربنات و ظرفیت تبادل کاتیونی زیاد قابلیت نگه داری بخش قابل توجه­ای از آلاینده فلز سنگین را دارد (2-3)؛ ب) تثبیت آلاینده فلز سنگین روی و جذب شدن یا رسوب نمودن بر سطح نانوساختار C-S-H و نانوساختار C-A-H، به عبارتی نانوساختار C-S-H به واسطه مساحت سطح ویژه، مشخصه­های جذب را بهبود می­بخشد؛ ج) آهک آزادشده و به تبع آن رسوب آلاینده فلز سنگین روی، د) مکانیزم عدم تحرک فلزات سنگین در ماتریس آهک هیدراته (کپسوله شدن در نانوساختار C-S-H) (6-8).

به منظور حصول اطمینان از صحت نتایج اخذ شده از نمودار 2، تغییرات pH ترکیبات مختلف خاک رسی-آهک، در مقابل تغییر غلظت اسید اضافه‌شده اندازه­گیری شد. نتایج پژوهش­های محققین قبلی نشان می­دهد که ارزیابی این تغییرات pH به عنوان یک معیار اساسی در ارزیابی قابلیت جذب و نگه داری آلودگی در خاک شناخته شده­است (2-3) (20). نمودار 3 نتایج اخذشده از این آزمــایش­هـا را نشـان می­دهد. بر اساس نتایج ارایه‌شده در نمودار 3، درحالی‌که نمونه خاک رسی در غلظت ورودی cmol/kg-soil 10 اسید، یک افت 5/2 واحدی pH را نشان می­دهد، اما به طور کلی نمونه خاک رسی به دلیل حضور حدود 20% کربنات و همچنین سطح مخصوص قابل‌توجه، در مقابل افت pH از خود مقاومت نشان می­دهد. به نحوی که حضور cmol/kg-soil 400 اسید ورودی هم نتوانسته است موجب افت شدید pH در نمونه شود. افزایش 6% آهک نیز موجب افزایش بافرینگ خاک شده­است به عبارتی افزایش 6% آهک موجب شده تا غلظت 40 واحد اسید ورودی، pH محیط واکنش همچنان بیش از 12 باشد. اصلاح نمونه با 10% آهک نیز موجب شده که میزان pH محیط سوسپانسیون تا غلظت cmol/kg-soil 60 اسید ورودی بیش از 5/11 واحد باشد. بر اساس منحنی­های ارایه شده در نمودار 3 در نمونه­های اصلاح‌شده با 10% آهک تا میزان cmol/kg-soil 120 اسید ورودی pH محیط واکنش بیش از 8 است. بر این اساس می‌توان نتیجه‌گیری نمود که نتایج آزمایش فوق انطباق مناسبی با نتایج آزمایش‌های جذب و نگه داری آلاینده فلز سنگین داشته­است.

فرایند اندرکنش رس-آلودگی-ماده اصلاح‌کننده به واسطه تأثیر نهادن بر نیروهای بین پولک­ها و تشکیل ترکیبات جدید سبب تغییر در ریزساختار خاک­های رسی و تشکیل ترکیبات جدید می­شود. ارزیابی پراش پرتو ایکس به عنوان یک معیار در تعیین ریز ساختار خاک­ها شناخته شده­است. به طوری که پراش پرتو ایکس نمونه­های رسی دارای ساختار پراکنده، دارای شدت بیشتری در مقایسه با شدت قله پراش پرتو ایکس نمونه­های رسی دارای ساختار درهم است. به منظور بررسی تأثیر آلاینده فلز سنگین بر روی ریز ساختار نمونه­های مورد مطالعه، پراش پرتو ایکس تعدادی از نمونه­ها تهیه شد. نمودار 4 نتایج آزمایش پراش پرتو ایکس را برای نمونه خاک رسی قبل از اندرکنش با آلودگی، خاک رسی اصلاح‌شده با 6% آهک، خاک رسی حاوی cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی و خاک رسی حاوی cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی اصلاح‌شده با 6% آهک را نشان می­دهد. بر اساس نتایج ارایه‌ شده در نمودار 4 با افزایش غلظت آلاینده روی، شدت قله اصلی (مونت­موریلونیت) از Cps 370 به Cps 90 کاهش یافته است. همچنین شدت نظیر قله(d001=10.0 A˚)  مربوط به کانی ایلیت و شدت نظیر قله (d001=7.1 A˚) مربوط به کانی کائولینیت دچار کاهش محسوسی شده است. این موضوع تأییدکننده این نکته است که افزایش غلظت نمک سیال منفذی موجب تشکیل ساختار مجتمع در نمونه­ها شده، که در نتیجه آن شدت قله اصلی و کانی­های رسی مونت­موریلونیت، ایلیت وکائولینیت کاهش یافته است.

بر اساس نتایج ارایه‌شده در نمودار 4 اضافه کردن میزان آلاینده فوق به نمونه خاک رسی (در فقدان حضور آهک) سبب کاهش قابل‌توجه شدت قله اصلی مونت­موریلونیت شده­است. همچنین نتایج ارایه شده در نمودار 4 نشان می­دهد که  حضور ماده اصلاح‌کننده آهک موجب تشکیل ترکیبات جدید و نانوسا ختارهای هیدرات سیلیکات کلسیم (C-S-H) (d001=3.02 A˚) شده­است (6). بر اساس نتایج ارایه‌شده در نمودار (4) در نمونه خاک رسی اصلاح‌شده با 6% آهک (در عدم حضور آلاینده) شدت قله نانوساختار C-S-H (d001=3.02 A˚) به حدود Cps 195 رسیده است. از سوی دیگر در خاک رسی آلوده‌شده با cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی و اصلاح‌شده با 6% آهک شدت قله نانوساختار C-S-H به حدود Cps 105 کاهش یافته­است. در حقیقت می­توان نتیجه‌گیری نمود حضور آلاینده فلز سنگین موجب کاهش مقدار تشکیل ترکیبات کریستال­های نانوساختار C-S-H می­شود. از سوی دیگر تشکیل نانوساختار C-S-H موجب افزایش قابلیت نگه داری آلاینده شده­است (نمودار (2)). بررسی نانوساختار C-A-H نیز نشان می­دهد که حضور آلاینده فلز سنگین موجب شده شدت پیک این ساختار نیز حدود 27% کاهش یابد.

اساساً، حضور آلاینده فلز سنگین به دو دلیل حل آلودگی فلزی در آب و تولید یون هیدراته ناشی از پدیده هیدرولیز فلزات و همچنین آزادسازی یون H+ به دلیل جذب یونهای فلزی سبب کاهش pH سیستم آب-خاک میشود (19). میزان تغییر pH نمونهها در مقابل افزایش غلظت آلاینده پس از 14 روز در نمودار 5 ارایه شده­است. بر اساس نتایج ارایه‌شده درحالی‌که pH نمونه خاک رسی حدود80/9 است، حضور cmol/kg-soil 50 آلاینده فلز سنگین pH نمونه را به حدود05/7 کاهش داده­است. این در حالی است که با افزایش غلظت آلاینده به حدود cmol/kg-soil 250 میزان pH محیط واکنش، به کمتر از 3/6 ­رسیده­است. از سوی دیگر فعال شدن مکانیزم­های نگه داری آلاینده فلز سنگین به مقدار pH محیط وابسته است.

در نمونه­های اصلاح شده با آهک، روند کاهش pH سوسپانسیون در غلظت­های کمتر از cmol/kg-soil 50 بسیار ملایم بوده­ است. همان طور که در نمودار (5) مشاهده می­شود، حضور 4% آهک موجب شده­است،  pHمحیط در غلظت سوسپانسیون کمتر از cmol/kg-soil 10 بین5/3تا 5/4واحد افزایش یابد. همچنین در غلظت­های cmol/kg-soil 100 و cmol/kg-soil 250، pH  نمونه اصلاح شده با 4% آهک با pH نمونه خاک رسی بدون افزودنی و دارای همین مقدار آلاینده فلز سنگین برابر ­شده­است. به عبارت دیگر، در غلظت کمتر از cmol/kg-soil 100، آهک به وسیله رسوب و جامدسازی آلاینده فلز سنگین به روند نگه داری کمک کرده­است. در حقیقت در غلظت­های بیش از cmol/kg-soil 100 آلاینده فلز سنگین حضور آلاینده فلز سنگین و به تبع آن آزاد شدن H+ موجب کاهش pH سوسپانسیون شده­است و همین کاهش pH محیط واکنش، از تشکیل نانوساختار C-S-H جلوگیری می­کند.

افزودن 6% آهک به نمونه خاک رسی سبب شده­است تا pH سوسپانسیون در غلظت کمتر از cmol/kg-soil 25 حدود 4 واحد و در غلظت cmol/kg-soil 50 حدود 2 واحد نسبت به pH اولیه خاک افزایش یابد. بر اساس منحنی­های ارایه‌ شده در نمودار 5 در نمونه خاک رسی و نمونه­های خاک رسی اصلاح‌شده با درصدهای کمتر از 10% آهک، میزان pH محیط واکنش در غلظت cmol/kg-soil 250 در کلیـه نمونه­ها تقریباً بین1/6 تا 5/6 بوده­است.

در نمودار 5 همچنین تأثیر افزودن 10% آهک بر روند تغییرات pH نشان داده شده­است. بر اساس نتایج ارایه شده در نمودار 5 نمونه حاوی 10% آهک و cmol/kg-soil 50 آلاینده در مقایسه با نمونه فاقد آهک و همین میزان آلاینده دارای pH   حدوداً سه واحد بزرگتر است. این در حالی است که در غلظت cmol/kg-soil 100، pH محیط با pH خاک رسی بدون افزودنی برابر شده­است. به طور کلی می­توان بیان کرد، بر اساس نتایج حاصل‌شده حضور ترکیبات پوزولانی و OH- آزاد شده توسط آهک در محیط سوسپانسیون موجب افزایش pH سوسپانسیون شده­اند. از سوی دیگر به نظر می­رسد بخشی از آلاینده فلز سنگین به درون هیدرات­های کریستالی رسوب و به صورت سیلیکات­های فلزی هیدراته شده نمودار‌گرفته و ثابت و غیر متحرک می­شوند.

نمودار 6 روند تغییرات pH نمونه خاک رسی حاوی غلظت­های مختلف آلاینده فلز سنگین روی و اصلاح شده با 6% آهک را طی زمان نشان می­دهد. درحالی‌که حضور آلاینده فلز سنگین موجب کاهش pH خاک رسی می­شود، اما اصلاح خاک رسی با آهک، pH نمونه­ها را در غلظت­های کمتر از cmol/kg-soil 50 افزایش داده­است. به دلیل آزادسازی OH- به سرعت در غلظت­های کمتر از cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی، pH محیط واکنش بین 3 تا 5 واحد افزایش می­یابد. به بیان دیگر، هیدراسیون آهک، شروع واکنش­های پوزولانی و به تبع آن آزاد شدن ترکیبات یون OH- و آهک موجب افزایش pH محیط واکنش شده­است. همچنین تثبیت بیشتر یون­های فلزی به صورت رسوب هیدروکسید فلز و حضور فلز در ترکیبات پوزولانی و حبس شدن در نانوساختار C-S-H (جامدسازی آلاینده فلز سنگین در کریستال C-S-H) موجب افزایش pH محیط شده­است. شایان ذکر است در غلظت­های 50، 100 و cmol/kg-soil 250 آلاینده روی، افزایش 6% آهک موجب افزایش pH محیط نشده­است. بر اساس نتایج ارایه شده در نمودار (6) در غلظت­های cmol/kg-soil 100 و بیش از cmol/kg-soil 100 آلاینده فلز سنگین روی، حداقل شرایط قلیائی لازم برای تشکیل نانوساختار C-S-H وجود ندارد. در واقع در شرایط فوق حضور آلاینده فلز سنگین موجب کاهش pH محیط واکنش شده و از تشکیل نانوساختار C-S-H جلوگیری می­کند.

در بخش پایانی پژوهش حاضر منحنی تغییرات pH محیط واکنش در حضور cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی با افزایش میزان درصد ماده اصلاح‌کننده آهک در نمودار (7) به صورت تابعی از زمان ارایه شده­است. بر اساس منحنی ارایه‌شده، با افزایش میزان درصد ماده اصلاح‌کننده آهک به نظر می­رسد شرایط لازم برای شروع واکنش­های پوزولانی آهک مهیا شده­است. بر اساس نتایج ارایه شده در نمونه­های حاوی cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی تنها در نمونه­های اصلاح شده با 6%، 8% و 10% آهک امکان تشکیل نانوساختار C-S-H وجود دارد. بر اساس نتایج ارایه شده در نمودار (7) در نمونه اصلاح شده با 10% آهک پس از 24 ساعت pH محیط واکنش به بیش از 11 افزایش یافته و شرایط تشکیل نانوساختار C-S-H مهیا شده­است.

 

4                    نتیجه‌گیری

بر اساس مطالعات آزمایشگاهی انجام‌شده در این مقاله، نتایج ذیل قابل‌استخراج است: 1) نانوساختار C-S-H به واسطه مساحت سطح ویژه زیاد، مشخصه­های جذب را بهبود می‌بخشد و منافذ را پر می­کند. همچنین از طریق کپسوله کردن یون­های فلز سنگین (جامدسازی) قابلیت نگه داری آلاینده را افزایش و میزان تحرک­پذیری آلاینده را کاهش می­دهد. 2) اصلاح نمونه رسی با آهک موجب افزایش قابل‌توجه نگه داری آلاینده شده­است، به نحوی که افزایش 10% آهک موجب افزایش 37% در نگه داری آلاینده در غلظت cmol/kg-soil 250 شده­است. 3) مکانیزم­های فعال در نگه داری آلاینده فلز سنگین روی، شامل ظرفیت تبادل کاتیونی (کانی رسی)، تثبیت و رسوب نمودن بر اثر شکل­گیری نانوساختار C-S-H (آهک) و مکانیزم عدم تحرک فلزات سنگین در ترکیبات پوزولانی است. 4) بر اساس نتایج پراش پرتو ایکس، حضور آلاینده فلز سنگین سبب کاهش مقدار تشکیل نانوساختار هیدرات سیلیکات کلسیم (C-S-H) و نانوساختار هیدرات آلومینات کلسیم (C-A-H) می­شود. به نحوی که حضور cmol/kg-soil 25 آلاینده فلز سنگین روی شدت قله نانوساختار C-S-H را حدود CpS 90 کاهش داده­است. 5) فرایند تثبیت و جامدسازی با استفاده از پولک­های رسی می­تواند به­طور مؤثری برای مقابله با انتقال فلزات سنگین به‌کار گرفته شود. محصولات فرایند تثبیت و جامدسازی با استفاده از پولک­های رسی می­تواند برای استفاده در آسترهای مراکز دفن مهندسی زباله­های شهری و صنعتی، مراکز دفن زباله­های هسته­ای، دیوارهای ساحلی و حتی بلوک­های ساختمانی موثر باشد.

 

5                    سپاسگزاری

مؤلفین این مقاله بر خود لازم می‌دانند از حوزه معاونت پژوهشی دانشگاه هرمزگان و بوعلی سینا برای تهیه بخشی از مواد و وسایل این تحقیق تشکر نمایند. همچنین مؤلفین این مقاله از حمایت «ستاد ویژه توسعه فناوری نانو» که امکان انجام مناسبتر و عمیقتر این تحقیق را فراهم آورد تشکر می‌نمایند.

 

6                     منابع

  1. Krishna B. G. and Gupta, S. S., (2008). "Adsorption of a few heavy metals on natural and modified kaolinite and montmorillonite: A review", Advances in Colloid and Interface Science 140, pp. 114–131.
  2. Ouhadi, V.R., and Amiri, M., (2011). "Geo-environmental Behaviour of Nanoclays in Interaction with Heavy Metals Contaminant", Amirkabir J, Civil, 42, 3, pp. 29-36.
  3. Ouhadi,V.R., Amiri, M., and Goodarzi, A.R., "The Special Potential of Nano-Clays for Heavy Metal Contaminant Retention in Geo-Environmental Projects", Journal of Civil and Surveying Engineering, Vol. 45 (2012), pp. 631-642
  4. Guozhong. C. and Glen. E. F. (2007). "Environmental Applications of Nanomaterials Synthesis, Sorbents and Sensors". Imperial College Press, pp. 507.
  5. Sevim, İ. and Seniha, F. G., (2005), "Investigation of rheological and colloidal properties of bentonitic clay dispersion in the presence of a cationic surfactant", Progress in Organic Coatings.  54 (1), pp. 28-33.
  6. Taylor, H.F.W. (1993). "Nanostructure of C–S–H: current status". Advanced Cement Based Materials 1, pp. 38–46.
  7. Chen, Q.Y., Tyrer, M., Hills, C.D and Yang, X.M. (2009), "Immobilization of heavy metal in cement-based solidification/stabilization: a review", Waste Manage., 29, pp. 390–403
  8. Desogus, P., Manca, P.P., Orrù, G and Zucca, A. (2013)."Solidification/stabilization of landfill leachate concentrate using different aggregate materials", Minerals Engineering, 45, pp. 47-54.
  9. Murat, M.L. and Yüksel, Y., (2001). "Potential use of fly ash bentonite mixture as liner or cover as waste disposal areas" Environ. Geol., 40, pp. 1316–1324
  10. Bonen, D. and Shondeep, L.S., (1995), "The effects of simulated environmental attack on immobilization of heavy metals doped in cement-based materials" J. Hazard. Mater., 40, pp. 321–335.
  11. Hong, S.Y. and Glasser, F.P. (2002)."Alkali sorption by C–S–H and C–A–S–H gels – part II. Role of alumina". Cement and Concrete Research 32 (7), pp. 1101–1111.
  12. Malviya, R. and Chaudhary, R. (2006). "Factors affecting hazardous waste solidification/stabilization: a review". Journal of Hazardous Materials 137, pp. 267–276.
  13. American Society for Testing and Materials, (1992). "ASTM, 1992 American Society for Testing and Materials, ASTM, Annual Book of ASTM Standards", P.A., Philadelphia V.4, 08.
  14. EPA, (1983), “Process design manual, land application of municipal sludge, Municipal Environmental Research Laboratory”, EPA-625/1-83-016, U.S. Government Printing Offices, New York.
  15. Hesse, P. R., (1971), “A textbook of soil chemical analysis”, William Clowes and Sons, 519p.
  16. Eltantawy and Arnold, I.N., (1973), “Reappraisal of ethylene glycol mono-ethyl ether (EGME) method for surface area estimation of clays”, Soil Sci. 24, pp. 232–238.
  17. Handershot, W. H and Duquette, M., (1986), “A simple barium chloride method for determining cation exchange capacity and exchangeable cations”, Soil Sci. Soc. Am. J. 50, pp. 605–608.
  18. Ouhadi. V.R and Yong. R.N., (2003),“Experimental and theoretical evaluation of impact of clay microstructure on the quantitative mineral evaluation by XRD analysis,”Appl. Clay Sci, 23. Pp. 141-148.
  19. Yong, R. N. and Phadangchewit, Y., (1993), “pH Influence on selectivity and retention of heavy metals in some clay soils”, Can. Geotech. J., 30, pp. 821-833
  20. Yong, R. N. and Warkentin, B. P. and Phadangchewit, Y. and Galvez, R., (1990) "Buffer capacity and lead retention in some clay minerals",  Water, Air, Soil, Pollution, J., 53, pp. 53-67.

 

 

 


 

 

 

 

                     

 



[1]- استاد گروه عمران، دانشگاه بوعلی سینا، دانشکده فنی، همدان.

[2]- استادیار گروه عمران، دانشگاه هرمزگان، دانشکده مهندسی، بندرعباس*(مسوول مکاتبات).

[3]- دانشجوی کارشناسی ارشد مهندسی عمران، دانشگاه بوعلی سینا، دانشکده فنی، همدان.

[4]- Prof., Bu-Ali Sina University, Faculty of Engineering

[5]- Assistant Professor, Hormozgan University, Faculty of Engineering

[6]- Master Student, Bu-Ali Sina University, Faculty of Engineering

[7] . Atomic Absorption  Spectrometer

  1. Krishna B. G. and Gupta, S. S., (2008). "Adsorption of a few heavy metals on natural and modified kaolinite and montmorillonite: A review", Advances in Colloid and Interface Science 140, pp. 114–131.
  2. Ouhadi, V.R., and Amiri, M., (2011). "Geo-environmental Behaviour of Nanoclays in Interaction with Heavy Metals Contaminant", Amirkabir J, Civil, 42, 3, pp. 29-36.
  3. Ouhadi,V.R., Amiri, M., and Goodarzi, A.R., "The Special Potential of Nano-Clays for Heavy Metal Contaminant Retention in Geo-Environmental Projects", Journal of Civil and Surveying Engineering, Vol. 45 (2012), pp. 631-642
  4. Guozhong. C. and Glen. E. F. (2007). "Environmental Applications of Nanomaterials Synthesis, Sorbents and Sensors". Imperial College Press, pp. 507.
  5. Sevim, İ. and Seniha, F. G., (2005), "Investigation of rheological and colloidal properties of bentonitic clay dispersion in the presence of a cationic surfactant", Progress in Organic Coatings.  54 (1), pp. 28-33.
  6. Taylor, H.F.W. (1993). "Nanostructure of C–S–H: current status". Advanced Cement Based Materials 1, pp. 38–46.
  7. Chen, Q.Y., Tyrer, M., Hills, C.D and Yang, X.M. (2009), "Immobilization of heavy metal in cement-based solidification/stabilization: a review", Waste Manage., 29, pp. 390–403
  8. Desogus, P., Manca, P.P., Orrù, G and Zucca, A. (2013)."Solidification/stabilization of landfill leachate concentrate using different aggregate materials", Minerals Engineering, 45, pp. 47-54.
  9. Murat, M.L. and Yüksel, Y., (2001). "Potential use of fly ash bentonite mixture as liner or cover as waste disposal areas" Environ. Geol., 40, pp. 1316–1324
  10. Bonen, D. and Shondeep, L.S., (1995), "The effects of simulated environmental attack on immobilization of heavy metals doped in cement-based materials" J. Hazard. Mater., 40, pp. 321–335.
  11. Hong, S.Y. and Glasser, F.P. (2002)."Alkali sorption by C–S–H and C–A–S–H gels – part II. Role of alumina". Cement and Concrete Research 32 (7), pp. 1101–1111.
  12. Malviya, R. and Chaudhary, R. (2006). "Factors affecting hazardous waste solidification/stabilization: a review". Journal of Hazardous Materials 137, pp. 267–276.
  13. American Society for Testing and Materials, (1992). "ASTM, 1992 American Society for Testing and Materials, ASTM, Annual Book of ASTM Standards", P.A., Philadelphia V.4, 08.
  14. EPA, (1983), “Process design manual, land application of municipal sludge, Municipal Environmental Research Laboratory”, EPA-625/1-83-016, U.S. Government Printing Offices, New York.
  15. Hesse, P. R., (1971), “A textbook of soil chemical analysis”, William Clowes and Sons, 519p.
  16. Eltantawy and Arnold, I.N., (1973), “Reappraisal of ethylene glycol mono-ethyl ether (EGME) method for surface area estimation of clays”, Soil Sci. 24, pp. 232–238.
  17. Handershot, W. H and Duquette, M., (1986), “A simple barium chloride method for determining cation exchange capacity and exchangeable cations”, Soil Sci. Soc. Am. J. 50, pp. 605–608.
  18. Ouhadi. V.R and Yong. R.N., (2003),“Experimental and theoretical evaluation of impact of clay microstructure on the quantitative mineral evaluation by XRD analysis,”Appl. Clay Sci, 23. Pp. 141-148.
  19. Yong, R. N. and Phadangchewit, Y., (1993), “pH Influence on selectivity and retention of heavy metals in some clay soils”, Can. Geotech. J., 30, pp. 821-833
  20. Yong, R. N. and Warkentin, B. P. and Phadangchewit, Y. and Galvez, R., (1990) "Buffer capacity and lead retention in some clay minerals",  Water, Air, Soil, Pollution, J., 53, pp. 53-67.