超临界水气化技术处理脱水污泥 会带来哪些影响？

2.2实验方法

采用批式反应釜进行试验，其装置图见图1.反应釜材料为316L不锈钢，内部容积为100mL，可耐受650℃的高温和30MPa的高压.该反应釜采用盐浴加热，盐浴炉配备了一个带K型热电偶的PID温度控制单元.

根据实验记录可知，在反应温度400℃且反应压力超过22.1MPa的条件下，反应釜中33mL的水达到超临界状态.试验过程中添加到反应器中的脱水污泥的湿重根据脱水污泥的含水率计算得出.

图1试验装置图

试验中将44g污泥(含水率74.8%)置于反应釜中，密封并盐浴加热.当升温至预设温度(400℃)后，在该恒定温度下反应60min.反应完成后，用电扇将反应器冷却至室温，气、液、固三相样品的收集和分离步骤参考已有文献(Xuetal.,2012)方法.固相残留物在80℃条件下烘12h以上，称量后碾磨过100目筛，储存在样品袋中作为测定重金属含量、形态的实验材料.

2.3重金属分析方法

污泥中重金属总量采用电热板消解法进行测定，具体操作为：准确称取0.5000g样品，置于聚四氟乙烯坩埚内，加入混酸(HNO3-HClO4)后置于电热板上加热，待消解完成后，加入10%的HNO3溶液过滤并定容至50mL待测，以相同条件做空白试验(孙颖等，2004).

采用BCR连续提取法分析污泥中重金属形态和对应的组分含量，此方法将将重金属分为4种化学形态：酸溶态(F1)、可还原态(F2)、可氧化态(F3)、残渣态(F4).具体操作为：准确称取0.5000g样品，放入50mL聚丙烯离心管中，按照文献(Quevauviller，1998)中浸提条件和步骤进行浸提，每个样品设置3个平行样，每批次设置3个空白样.

原泥(SS)和固相残渣(SR)中生物可利用组分重金属含量见表4.采用毒性溶出程序(TCLP)标准方法测定原泥和固相残渣样品中重金属浸出量(Nairetal.,2008)，浸提液的重金属浓度采用ICP-OES(ThermoiCAP6300)测定.

2.4污染评估方法

本研究中假定原泥及固相残渣用于土地改良或农业使用，采用地层累积指数法(Igeo)、风险评估指数(RAC)、潜在生态风险指数法(RI)来评估原泥和固相残渣中重金属的污染程度、潜在生态风险和环境风险(Hakanson，1980；Jain，2004；Muller，1969).

因此，当地土壤中重金属背景值上限直接采用当地土壤元素背景值或根据以往研究选取并作为参考值来评价重金属污染程度.重金属背景值见表2.在计算Igeo、RI过程中选用生物可利用组分重金属含量取代重金属总含量作为计算过程中的测定值(任福民等，2007).

Chen等(2008)建立了重金属形态与重金属生物毒性及生物可利用度的关系，当采用BCR连续提取法提取重金属形态时，重金属生物可利用组分定义为酸溶态(F1)和可还原态(F2)的和，潜在生物可利用组分及稳定态组分分别定义为可氧化态(F3)和残渣态(F4).RAC通过酸溶态(F1)组分重金属的百分比来评估重金属的可利用性，酸溶态(F1)与重金属弱结合且易于进入水相并趋于平衡，因此，极易被生物利用(韩春梅等，2005).

表2当地重金属土壤背景值

3结果与分析

3.1重金属生物可利用性和浸出毒性

超临界水气化处理后原泥中的重金属绝大部分进入到固相，液相中存在的重金属量较少(Zouetal.,2013).从表1、3、4可知，超临界水气化处理后固相残渣中重金属含量高于原泥，但绝大部分污泥中重金属生物可利用组分含量显著降低.

从表5可以看出，超临界水气化处理后，不同种污泥中绝大部分重金属毒性浸出量显著降低，表明超临界水气化后重金属中易于迁移组分转化为相对稳定组分.部分污泥中Ni、Cr超临界水气化后毒性浸出量出现增加趋势.固相残渣中Pb、Cr毒性浸出量均低于限值，除S7外其他固相残渣中Ni的毒性浸出均低于限值；此外，部分固相残渣中Zn毒性浸出量超出标准限值，对环境表现出潜在风险.