徐雪麗，宋偉

（南陽理工學院生物與化學工程學院 河南 南陽 473004）

低重金屬城市污泥鋼渣陶粒的制備

徐雪麗，宋偉

（南陽理工學院生物與化學工程學院 河南 南陽 473004）

在對城市污泥和煉鋼廢渣進行元素分析的基礎上，進一步利用處理后的城市污泥和煉鋼廢渣制備出輕骨料陶粒，獲得了適宜的工藝條件：煉鋼廢渣加入量為城市污泥質(zhì)量的35%，預熱溫度為400℃，預熱時間為20～25 min，焙燒溫度為1100℃，焙燒時間為15～20 min。在此條件下，制備的陶粒堆積密度為546～523 kg/m3，吸水率為7.6%～7.8%，抗壓強度為5.7～6.1 MPa，符合GB/T 17431—2010中600密度等級高強輕集料的性能要求。

城市污泥；煉鋼廢渣；陶粒；動電技術

城市污泥是城市污水處理后的產(chǎn)物，含水量大，有機質(zhì)多[1]，對城市污泥進行資源化利用，尤其是用作建材是城市污泥綜合利用的一個主要的研究方向[2-4]，使用城市污泥制陶粒是制備高附加值建材的有效手段，目前采用較多的是外摻生石灰和粉煤灰并混以一定量黏土制備[5-7]。城市污泥中重金屬含量較高，存在一定潛在環(huán)境危害，而且城市污泥脫水困難、污泥摻量也受限制，制備過程中需要利用黏土[8-9]。動電技術修復土壤中的重金屬是20世紀末發(fā)明的一項技術，其基本原理是將電極對插入處理裝置電極池中，施加直流電后形成直流電場，利用被處理介質(zhì)空隙中的水分或外加電解質(zhì)溶液作為導電介質(zhì)，帶電離子在電場作用下向相應電極區(qū)遷移，同時被處理介質(zhì)空隙中溶液通過電滲向陰極遷移，污染物則通過電遷移和電滲方式離開被處理介質(zhì)而被去除[10]。不過動電技術處理過程中，重金屬易在近陰極區(qū)富集，并不能在陰極板上析出[11]，并且隨著處理過程的不斷進行，重金屬濃度不斷升高，脫除效率因此也受到一定影響。鋼渣是鋼鐵廠的廢棄物目前多用作道路路基和部分絮凝吸附分離過程中[12-14]，如果利用鋼渣的吸附分離能力，在動電實施過程中將污泥中的重金屬富集，對城市污泥進行脫水脫重金屬，則為城市污泥和鋼渣綜合利用提供一條可行的工藝路線。本研究基于以上思路采用鋼渣為吸附劑，利用動電技術處理城市污泥，并且根據(jù)鋼渣主要成分為硅鋁鈣等的氧化物構(gòu)成，其組成中CaO含量較高的特點，進一步對處理后的城市污泥與鋼渣混合制備陶粒既可減少城市污泥的潛在風險，也達到以廢治廢、環(huán)境保護的目的。

1 實驗

1.1 實驗原料

污泥：取自寧波市南區(qū)污水處理廠；鋼渣：取自寧波建龍煉鋼廠。污泥及鋼渣的主要化學組成見表1，污泥中主要重金屬含量見表2。

表1 原料的主要化學組成%

表2 污泥中重金屬含量mg/kg

從表1可以看出，污泥和鋼渣的成分符合膨脹陶粒制備的要求。從表2可以看到，污泥中Cd、Hg這2種重金屬無論是在酸性土壤標準還是堿性土壤標準中都超標，而Pb和Ni則不滿足酸性土壤國家標準，為了保障制備出的陶粒在長久的使用過程中，不會有重金屬溶出，因此在后續(xù)動電實驗過程中，僅對超過GB 4284—84的這4種重金屬含量進行測試。

1.2 實驗過程

在污泥室中裝入適量污泥并均勻壓實，在陽極加上陽離子交換膜，不斷補充NaOH-NaHCO3緩沖溶液維持陰極室pH值為10，陰極加上孔徑為0.149 mm的不銹鋼濾網(wǎng)填以粒徑約0.5 mm鋼渣，施加直流電源，恒定電壓，處理結(jié)束后采集近陽極區(qū)、近陰極區(qū)和中間區(qū)污泥試樣，測試重金屬含量，取平均值。將350 g鋼渣與1000 g城市污泥混合均勻，將陶粒生料制成直徑約10 mm圓球，然后升溫至400℃，預熱20～25 min后升溫至1100℃，焙燒15～20 min，測試其抗壓強度、堆積密度和吸水率。

本實驗采用的動電反應裝置如圖1所示，陰（陽）極室、污泥室和吸附劑室的尺寸分別為60 cm×90 cm×90 cm、200 cm× 90 cm×90 cm和40 cm×90 cm×90 cm，溢流口用橡膠管連接導入容器中，利用蠕動泵實現(xiàn)電極室溶液的循環(huán)。電解槽陰、陽電極均為石墨電極板（尺寸為90 cm×90 cm×1 cm），電極與穩(wěn)壓直流電源相連接。

圖1 動電技術脫除污泥中重金屬實驗裝置示意

1.3 分析方法

1.3.1 化學組成

利用日本島津EDX-LE型X射線熒光光譜分析儀（XRF）對原料的化學組成進行測試分析。

1.3.2 污泥重金屬含量測試

污泥中的As和Cr總量分別采用二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法和火焰原子吸收分光光度法測試：Pb、Cd總量均采用石墨爐原子吸收分光光度法測試；Cu、Hg、Zn和Ni總量分別采用火焰原子吸收分光光度法和冷原子吸收分光光度法測試[15]。

1.3.3 吸水率

通過公式（8），（9）及全局最優(yōu)控制參數(shù)C*=1，2，...，10）計算ID（i=1，2，...，10，j=80）與SD（DEy（0）D（0））（y=1，2，...，10）。計算結(jié)果表8所示。

參照GB/T 17431.2—2010《輕集料及其試驗方法第2部分：輕集料試驗方法》，取大小均勻陶粒60粒，分成3組，每組20粒，分別對每組烘干至恒重，稱量，將陶粒完全浸沒于水中，1 h后取出，放在篩網(wǎng)上濾水1～2 min，然后倒入擰干的毛巾中，使陶粒在毛巾上滾動8～10次后，倒入搪瓷盤中，計算陶粒的吸水率。

1.3.4 抗壓強度

采用濟南試金的WEW-300電子萬能試驗機進行測試，將燒制體放置于單軸萬能試驗機的平板上以30～50 N/s的速率勻速加荷至破碎，測得其顆粒壓碎值即為顆粒強度。每次測試選取大小盡量一致的圓球形陶粒至少20顆，用3倍標準差法采取“可疑數(shù)據(jù)判斷”，剔除偏差大的值，最后取剩余數(shù)據(jù)的平均值作為陶粒顆粒強度值。

1.3.5 堆積密度

參照GB/T 17431.2—2010進行測試。

2 結(jié)果與討論

2.1 pH值對重金屬脫除效果的影響

動電技術實施后，污泥室pH值從陽極區(qū)到陰極區(qū)不斷升高，由于污泥中的水發(fā)生水解，如果不對污泥室pH值進行控制，陽極區(qū)pH值約為2，陰極區(qū)pH值約為12[16]，但是想除去污泥中的重金屬，需要保證重金屬為離子狀態(tài)，而隨著pH值的不斷升高，其會生成相應的氫氧化物被沉淀下來，去除效果受限。因此，通過加入NaOH-NaHCO3緩沖溶液控制陰極區(qū)pH值，在電壓梯度為1.5 V/cm，脫除時間為10 d條件下考察陰極區(qū)pH值對重金屬脫除效果的影響，如圖2所示。

由圖2可以看出，利用動電技術可以明顯降低城市污泥中的重金屬含量，并且陰極區(qū)pH值對重金屬的去除影響較大，不同重金屬脫除效果最好的pH值不一致，Cd的最佳脫除pH值為11，此時污泥中Cd含量為3.3 mg/kg，Hg的最佳脫除pH值為12，此時污泥中Hg含量為3.6 mg/kg，Pb的最佳脫除pH值為10，此時污泥中Pb含量為255.4 mg/kg，Ni的最佳脫除pH值為11，此時污泥中Ni含量為81.5 mg/kg。不過當pH值高于或者低于10時，污泥中Pb的含量都超過GB 4284—84中酸性土壤污染物最高允許含量，且在pH值為10時，其它重金屬含量也符合GB 4284—84酸性土壤重金屬含量要求，因此確定適宜的陰極區(qū)pH值為10。

圖2 pH值對重金屬脫除效果的影響

2.2 電壓梯度對重金屬脫除效果的影響

電壓梯度是影響污泥中重金屬脫除的重要因素，電壓梯度越大，陰陽極的極化現(xiàn)象不同程度增加，重金屬去除的推動力也就越大，但也可能引起近陰極區(qū)pH值升高，導致重金屬還未到達吸附段即發(fā)生沉淀，被污泥固定下來無法脫除[16]。為考察電壓梯度對污泥中重金屬脫除效果的影響，在陰極區(qū)pH值為10，在動電技術常用的電壓梯度范圍內(nèi)（0.5～3.5 V/cm），脫除時間為10 d條件下，對污泥中超標的幾種重金屬含量進行測試，結(jié)果如圖3所示。

圖3 電壓梯度對重金屬脫除效果的影響

由圖3可以看出，電壓梯度在0.5～2.0 V/cm時，污泥中的各種重金屬含量隨電壓梯度的增加不斷降低，電壓梯度為2.0 V/cm時，Cd、Hg和Pb的脫除效果最好，經(jīng)過動電技術處理后在污泥中的含量分別為3.1、2.9和223.4 mg/kg。而Ni的最佳脫除電壓梯度為2.5 V/cm，此時Ni在污泥中的含量為55.4 mg/kg，當電壓梯度高于2.5 V/cm時，污泥中的各種重金屬含量反而升高。這可能是由于電壓梯度過大，導致陰極區(qū)域極化現(xiàn)象嚴重，即使對陰極區(qū)采用NaOH-NaHCO3緩沖溶液對pH值進行了控制，但在動電過程中，OH-不斷被污泥水解的H+所中和，仍然無法有效控制陰極區(qū)附近pH值升高而引起的。為了保證多數(shù)重金屬的最佳脫除效果，確定適宜的電壓梯度為2.0 V/cm。

2.3 脫除時間對重金屬脫除效果的影響

脫除時間是影響污泥中重金屬脫除效果的又一重要影響因素，脫除時間過短，無法達到預期脫除效果；脫除時間過長污泥處理時間相應增加，處理費用增大，也造成污泥周圍環(huán)境的劣化影響加大[17]。因此，在陰極區(qū)pH值為10，電壓梯度為2.0 V/cm的條件下，考察脫除時間對重金屬脫除效果的影響結(jié)果如圖4所示。

由圖4可以看出，不同種類重金屬的遷移速度不完全一致，在0～5 d內(nèi)，所有重金屬的脫除量都很少，說明在動電技術前期，大部分重金屬還未遷移至吸附層，而5 d后，隨著脫除時間的延長，重金屬的脫除效果逐漸增強，Ni的遷移速度最快，在8 d時其在污泥中的含量為60.7 mg/kg；其次為Cd，9 d時重金屬含量為3.7 mgk/g；再次為Pb和Hg，當脫除時間為10 d時，污泥中Pb的含量降低到223.4 mg/kg，Hg的含量降到2.9 mg/kg。繼續(xù)延長脫除時間，重金屬脫除效果增加不顯著。從處理結(jié)果和經(jīng)濟因素考慮，確定適宜的脫除時間為10 d。

圖4 脫除時間對重金屬脫除效果的影響

2.4 鋼渣摻量

鋼渣中富含SiO2、CaO、Al2O3及FexOy等化合物，與黏土組成接近[18]，但是目前對于它的利用卻很少，大部分作為廢棄物堆放掩埋，僅有少部分用作建筑材料或者吸附劑使用，而污泥中含大量有機物，燒制過程中，燒失量大，SiO2含量相應少，單獨使用陶粒燒膨性差，吸水性高，陶粒性能很差，甚至無法燒膨。因此，目前陶粒制備過程中多與黏土復配燒制。根據(jù)鋼渣和城市污泥的組分含量都與黏土相近的特點，將其與城市污泥混摻制備陶粒，則不但可以避免陶粒制備過程中對黏土的消耗，還可以對城市污泥和煉鋼廢渣充分資源化利用，依據(jù)陶粒燒制的化學組成范圍[19]，考察鋼渣加入量對城市污泥陶粒性能的影響，結(jié)果如圖5所示。

圖5 鋼渣加入量對陶粒性能的影響

由圖5可以看出，當鋼渣加入量為20%時，陶粒抗壓強度較低，吸水率很高，堆積密度較小，當鋼渣加入量為35%時，陶粒抗壓強度為5.3 MPa，吸水率為8.1%，堆積密度為588 kg/m3，綜合性能較鋼渣摻量為30%和40%時的陶粒都好。分析其原因可能是由于鋼渣密度較大，低于此含量時污泥中有機物燒失，陶粒有較多裂紋和內(nèi)部空隙，而高于此含量時，污泥含量低，沒有足夠燒失物，產(chǎn)氣量小，燒膨性能自然差，進而引起陶粒其它性能劣化。因此，確定適宜的煉鋼廢渣摻加量為污泥質(zhì)量的35%。

2.5 預熱條件

將鋼渣與污泥混合，制成直徑約10 mm的球形，為了防止直接燒結(jié)，陶粒由于熱梯度過大而開裂，同時將部分有機物氣化，也為生料球軟化做準備，需要對之進行預熱[20]，陶粒的預熱溫度一般在300～500℃，因此考察在此預熱溫度內(nèi)不同預熱時間對陶粒性能的影響，結(jié)果如圖6所示。

圖6 預熱條件對陶粒性能的影響

由圖6可以看出，在300～500℃預熱溫度內(nèi)，隨著預熱溫度的升高和預熱時間的延長，生料球的堆積密度不斷降低，吸水率不斷升高，當預熱溫度為400℃時，預熱時間為20～25 min時，制備后陶粒抗壓強度約為6.0 MPa；繼續(xù)提高預熱溫度，陶粒的抗壓強度還會增大，不過此時制成后的陶粒吸水率為8.5%，堆積密度僅為423 kg/m3，性能很不理想，因此確定適宜的預熱條件為預熱溫度400℃，預熱時間20～25 min。

2.6 燒結(jié)條件

燒結(jié)條件對陶粒性能的影響很大，其主要由燒結(jié)溫度和燒結(jié)時間2個因素引起的，陶粒要發(fā)生燒膨，需要在無機物生成黏性的玻璃相的同時有氣體放出[21]。污泥中無機組分發(fā)生燒結(jié)的溫度為900～1300℃，與此同時生料內(nèi)部含的有機物發(fā)生分解并放出氣體，最終形成膨脹、堅硬的陶粒，因此燒結(jié)條件直接影響到污泥陶粒的燒膨性能、力學性能等[22]。污泥制備陶粒的燒結(jié)溫度大多為1000～1200℃，因此選擇在此燒結(jié)溫度范圍內(nèi)，考察不同燒結(jié)時間對陶粒性能的影響，結(jié)果如圖7所示。

圖7 燒結(jié)條件對陶粒性能的影響

由圖7可以看出，當燒結(jié)溫度為1000℃時，由于無機材料之間的燒結(jié)不明顯，陶?？箟簭姸容^低，因此燒結(jié)宜在1000℃以上進行；當燒結(jié)溫度達到1200℃時，由于熱強度過大，陶粒內(nèi)外溫差梯度過高，陶粒出現(xiàn)大量的破碎現(xiàn)象，即使未破碎的陶粒其抗壓強度也出現(xiàn)大范圍波動的情況。因此，確定適宜的燒結(jié)溫度為1100℃。在此燒結(jié)溫度下，隨著燒結(jié)時間的延長，在燒結(jié)前期，隨著玻璃相組分的不斷生成，陶?？箟簭姸戎饾u提高，如果燒結(jié)過度則會造成陶粒孔隙度增大，抗壓強度也隨之降低，陶?？箟簭姸鹊臉O大值出現(xiàn)在燒結(jié)溫度為1100℃，燒結(jié)時間為25 min條件下，此時陶粒的抗壓強度為6.3 MPa。不過此條件下陶粒的吸水率為8.2%，堆積密度為502 kg/m3，吸水率稍高，而堆積密度略低。當燒結(jié)時間為15～ 20 min時，成型后陶粒的堆積密度為546～523 kg/m3，吸水率為7.6%～7.8%，抗壓強度為5.7～6.1 MPa，綜合性能較好。因此，確定適宜的燒結(jié)條件為燒結(jié)溫度1100℃，燒結(jié)溫度15～ 20 min。

3 結(jié)論

（1）利用動電技術對城市污泥進行脫重金屬處理，適宜的城市污泥動電脫重金屬條件為：陰極區(qū)pH值為10，電壓梯度2.0 V/cm，脫除時間10 d。

（2）將脫除重金屬后的城市污泥與煉鋼廢渣混摻制備出輕骨料陶粒，適宜的工藝條件為：鋼渣加入量為污泥質(zhì)量的35%，預熱溫度400℃，預熱時間20～25 min，燒結(jié)溫度1100℃，燒結(jié)時間15～20 min。在優(yōu)化的工藝條件下制得的陶粒堆積密度為546～523 kg/m3，吸水率為7.6%～7.8%，抗壓強度為5.7～6.1 MPa，符合GB/T 17431—2010中600密度等級高強輕集料的要求。

[1]付建秋，黃小鳳，潘學軍，等.底泥制備陶粒研究進展[J].硅酸鹽通報，2013，32（3）：2514-2519.

[2]Ludovico Spinosa，Wastewater Sludge.A Global Overview of the Current Status and Future Prospects[M].2nd ed.London，UK：IWA Publishing，2011.

[3]VallsS，YagueA，VazquezE，etal.Physicalandmechanical properties of concrete with added dry sludge from a sewage treatment plant[J].Cement and Concrete Research，2004，12（10）25-27.

[4]趙鳴，吳廣芬，李剛.污泥資源化利用的途徑與分析[J].環(huán)境科學與技術，2005，28（2）：92-94.

[5]李宇翔，鄧加曦，王德漢，等.污泥生物干化與燒制陶粒工藝在惠州污泥廠的應用[J].中國給水排水，2013，29（14）：71-76.

[6]王佳福，呂劍明.利用城市污泥制備陶粒的研究[J].硅酸鹽通報2012，31（3）：706-710.

[7]李壽德，劉蓉，高雋，等.利用污泥生產(chǎn)膨脹陶粒的試驗研究與生產(chǎn)中的幾個問題[J].磚瓦，2011（1）：52-55.

[8]盧徐節(jié)，米鐵，劉延湘.城市污泥焙燒陶粒的試驗研究[J].工業(yè)安全與環(huán)保，2013，39（12）：4-6.

[9]朱芬芬，高岡昌輝，王洪臣，等.日本污泥處置與資源化利用趨勢[J].中國給水排水，2012，28（12）：102-104.

[10]Wang J Y.processing dewatered sewage sludge using electroki netic technology[J].Water Science and Technology，2004，50 205-211.

[11]Ahmet Altin，Mustafa Degirmenci.Lead（II）Removal from Natural Soils by Enhanced Electrokinetic Remediation[J].Science of the Total Environment，2005，337：1-10.

[12]楊晶，苑振芳.本鋼轉(zhuǎn)爐鋼渣砂建筑砂漿的應用研究—遼寧地方標準《廢鋼渣干混建筑砂漿技術規(guī)程》（報批稿）編制情況介紹[J].建筑砌塊與砌塊建筑，2014（1）：35-38.

[13]PENG Y Z.Preparation of reactive powder concrete using fly ash and steel slag powder[J].Journal of Wuhan University of Technology：Material Science Edition，2010，25（2）：349-352.

[14]翁煥新，章金駿，曹彥圣，等.污泥陶粒的性能特征與燒制工藝[J].浙江大學學報：工學版，2011，45（10）：1877-1883.

[14]崔清泉，楊曉華，楊飛，等.城市生活污泥生產(chǎn)陶粒的研究與實踐[J].新型建筑材料，2012（12）：30-32.

[15]魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學分析法[M].北京：中國農(nóng)業(yè)科技出版社，2000：86-92.

[16]Yuan C，Weng C H.Electrokinetic Enhancement Removal of Heavy Metals from Industrial Wastewater Sludge[J].Chemosphere，2006，65：88-96.

[17]Mishchuk N，Kornilovich B，Klishchenko R.pH regulation as a method of intensification of soil electro remediation[J].Colloids and Surfaces A：Physicochemical Engineering Aspects.，2007，306：171-179.

[18]章金駭.污泥燒制陶粒的技術路徑與控制因子研究[D].杭州：浙江大學，2012.

[19]王樂樂，楊鼎宜，劉亞東，等.輕質(zhì)污泥陶粒研制及其膨脹機理的探討[J].混凝土，2013（4）：40-43.

[20]徐杰.污泥燒結(jié)制陶粒機理及工藝研究[D].沈陽：沈陽航空工業(yè)學院，2010.

[21]高明磊.利用鋼渣制備陶粒的實驗研究[D].沈陽：東北大學，2010.

[22]何世華.工業(yè)污泥、海泥和石粉研制輕質(zhì)陶粒的研究[J].硅酸鹽通報，2013，32（3）：453-456.

Preparation of haydite by low heavy metals municipal sludge mixed with steel slag

XU Xueli，SONG Wei
（School of Biological and Chemical Engineering，Nanyang Institute of Technology，Nanyang 473004，China）

Based on elemental analysis of steel slag and municipal sludge，light-weight haydite had been prepared by municipal sludge mixed with steel slag，suitable condition had been obtained：the steel slag dosage is 35 percent of municipal sludge，preheating temperature is 400℃and preheating time is 20～25 min，sintering temperature is 1100℃and sintering time is 15～20 min. On this condition，basic performance of haydite are tested.The results show that bulk density of haydite is 546～523 kg/m3，the water absorption of haydite is 7.6%～7.8%，the compression strength of haydite is 5.7～6.1 MPa，meet the requirement of 600 stage high strength light-weight aggregate in national standard GB/T 17431—2010.

municipal sludge，steel slag，haydite，electro-kinetic technology

TU528.2

A

1001-702X（2016）09-0105-06

2016-02-16

徐雪麗，女，1978年生，吉林長春人，碩士，副教授，主要研究方向為化工環(huán)保、化工分離。