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2.2热解过程中重金属的迁移转化行为
图1为生污泥和消化污泥及其热解炭中Cd的形态分布。由图1可知,生污泥中的Cd具有较强的迁移转化能力(F1+F2可以达到38.5%),两种污泥均含有较高比例的F3态。这可能是由于Cd与有机物具有较强的亲和力,Zhao等就发现有机物的去除降低了酸性土壤对Cd2+的吸附能力。
污泥中非稳态Cd经过热解后均有大幅度降低,300℃热解条件下,生污泥热解炭和消化污泥热解炭中非稳态Cd分别从38.5%、32.8%降低到16.1%和17.0%。但随着热解温度升高,生污泥热解炭中F1态和F2态含量却出现增大的现象,而消化污泥热解炭却没有这种现象,王君等也发现在300~600℃热解温度下,Cd中可交换态的比例随着温度增加反而升高,而在350℃下污泥炭中可交换态Cd比例降幅最大,可以达到94.2%。
对比两种热解炭可以发现,消化污泥热解炭中非稳定态Cd含量均低于同等温度下(300 ℃除外)生污泥热解炭,在400 ℃热解条件下,DS-400和RS-400非稳态Cd含量分别为14.28%和28.84%,这是因为经过厌氧消化后,污泥中非稳定态金属含量降低,从38.5%降低到32.8%,进而影响了热解炭中Cd的形态分布。Yang同样发现经过厌氧消化稳定后的污泥中可交换态Cd含量从34.2%降低到22.5%,厌氧消化能够降低污泥中Cd的迁移转化能力,进而降低了Cd的毒性。
图1 热解过程中Cd的迁移转化行为
图2为重金属Cr在热解过程中的迁移转化。由图2可知,生污泥和消化污泥中稳定态Cr占据主导地位(89.7%和95.6%),因此污泥中Cr的迁移转化能力较低。热解炭中残渣态Cr随着热解温度升高而增大,以生污泥热解炭为例可以发现热解炭中残渣态Cr的比例从54.3%(生污泥)增加到66.2%(500 ℃热解炭)。因此可以推断在有机物分解与转化过程中,有机结合态的Cd转化为残渣态,这可能是因为物料中CaCO3在热解过程中形成的CaO能够与Cr形成稳定的结合物,从而固定Cr。但当热解温度升高到500℃,生污泥热解炭中F2态金属含量却出现增加的现象,因此在400℃下,生污泥热解炭中稳定态金属含量达到最大。
对比两种热解炭中Cr的分布可以发现,消化污泥热解炭中稳定态Cr含量均高于同等温度下生污泥热解炭,尤其是F3态Cr的含量。以300 ℃热解炭为例,RS-300和DS-300中F3态Cr的含量分别为35.4%和49.7%。这可能是因为生污泥中含有大量的含硫化合物(S含量达到1.97%),在厌氧环境下Cd更易形成硫化物,使消化污泥中F3态含量高于生污泥,从35.5%增加到53.5%,进而导致消化污泥热解炭中F3态Cr含量高于生污泥热解炭。
图2 热解过程中Cr的迁移转化行为
图3为热解过程中Cu的迁移转化行为。由图3可知,生污泥中F3态的Cu占据了主导地位,为70.5%,而F1和F2态含量均较低。Yuan等也得到这样的结果,他们发现金属Cu能够与有机物形成较强的有机配体,使Cu的有机结合态占据主导地位,大量的Cu分布在F3和F4也表明污泥中Cu的迁移转化能力较弱。
热解后,两种热解炭中非稳态Cu含量均有不同程度的降低,因此可以推断经过热解后F1和F2态转化为F3或F4态。在400 ℃热解条件下热解炭中稳定态Cu含量最大,在500 ℃下热解炭中残渣态Cu相对于400 ℃会有小幅度降低,低温对污泥中Cu的钝化效果较佳。
对比两种热解炭中Cu的分布可以发现,消化污泥热解炭中稳定态Cu含量也均高于同等温度下生污泥热解炭,尤其是F3态的含量,这是因为经过厌氧消化后F3态的比例增加,从70.5%增加到75.7%,进而使消化污泥热解炭中F3态含量高于生污泥热解炭。消化污泥F3态Cu含量增加可能是由于大量的含硫化合物在硫酸盐还原菌的作用下生成S2-,导致消化后的硫化物形态增加。即增大了F3态Cu的含量。
图3 热解过程中Cu的迁移转化行为
图4为重金属Pb的迁移转化行为。由图4可知,生污泥和消化污泥中的Pb主要以F4态的形式存在分别为87.1%和81.9%,表明Pb是污泥中最稳定的金属。Liu对三种不同的污泥(厌氧污泥、热干化污泥和堆肥污泥)进行分析也发现三种污泥中残渣态的Pb均超过了85%),但消化污泥中F3态的Pb相对于未消化污泥有提升(从5.5%增加到了9.0%)。
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