山西鋼渣重金屬浸出與資源化利用研究

夏靜萍

（山西省交通建設中心，山西 太原 030006）

0 引言

山西省是我國鋼鐵產業大省，鋼渣每年排放量大，綜合利用率低，占用大量土地資源，存在較大的生態環境安全隱患，需要大力開展源頭減量、資源化利用和無害化處置。國家發展改革委發布的《“十四五”大宗固體廢棄物綜合利用的指導意見》明確，擴大鋼渣微粉作混凝土摻合料在建設工程等領域的利用，同時不斷探索鋼渣的其他規模化利用渠道。當前山西省公路建設發展迅速，公路工程建設用集料的消耗量巨大，隨著環保政策加強，天然碎石骨料的供需矛盾日益突出，導致骨料采購成本持續攀升，同時天然石料的過度開采破壞周邊生態環境，影響公路交通事業的可持續發展。鋼渣集料堿度高、硬度大、強度高、耐磨耗，可替代天然碎石骨料用于道路工程的路面、基層和路基等結構層中，不僅實現了鋼渣固體廢棄物的資源化再利用，而且緩解石料供應緊張局面，降低工程造價，具有顯著的經濟和環保效益[1-4]。鋼渣的體積安定性不良且變異大是制約其大規模利用的首要原因，鋼渣中游離CaO和MgO是造成體積安定性不良的主要因素，表現為水解生成Ca（OH）2和Mg（OH）2體積增加，導致鋼渣膨脹甚至開裂[5-6]。此外，鋼渣含有少量的重金屬元素，存在著潛在環境安全問題。鋼渣陳化堆放以及作為原材料用于道路工程中，在雨水浸泡作用下，鋼渣中的重金屬可能溶出到環境中，造成土壤和水資源污染[7]。

1 鋼渣重金屬浸出研究現狀

鋼渣固體廢棄物作為一種二次資源，在道路建筑工程中具有廣泛的應用前景，但是鋼渣集料在利用過程中會浸出重金屬離子，因此應高度重視其生態安全性，避免使用過程中造成二次污染。為此，開展鋼渣重金屬浸出國內文獻調研，分析不同鋼渣（轉爐鋼渣、不銹鋼鋼渣、電爐精煉渣和風淬渣）的重金屬浸出污染性，同時利用鋼渣微粉固結修復重金屬污染土壤證實鋼渣生態安全性，以了解鋼渣用于道路工程是否存在二次污染風險。

宋貴才等[8]的研究顯示，內蒙古包鋼的轉爐鋼渣中存在著含量較高的重金屬元素，但浸出量很低，符合GB 3838—2002《地表水環境質量標準》Ⅴ類水環境標準要求，且浸出量隨著鋼渣粒徑的增大而減少，瀝青對鋼渣中的重金屬具有固封作用。瞿曉玲等[9]的研究顯示，寶山鋼渣、馬鞍山鋼渣以及韶關鋼渣在相同時間內Cr的溶出量最大，其次是Zn，Cu的溶出量最小。重金屬元素的溶出是由于鋼渣中硅酸鈣以及含鋁等礦物的溶解導致其結構遭到破壞造成的。孔志云等[10]采用硫酸硝酸法證實包鋼堆存的鋼渣中金屬鉛、鎘、鉻、汞、砷、鋅、鈷、鎳、銅浸出量均低于GB 5085.3—2007《危險廢物鑒別標準-浸出毒性鑒別》標準限值，堆存風險較小。趙毅等[11]利用唐鋼鋼渣和東海鋼渣以濃硝酸和濃鹽酸作為浸提劑，發現重金屬元素浸出量均符合GB 5085.3—2007標準限值要求，鋼渣可作為路基路面材料應用于道路工程建設。張春剛等[12]的研究顯示，武鋼轉爐鋼渣中含有較高的Cu、V、Zn、As、Mn、Cr，且TCLP浸取濃度均高于GB 3838—2002中Ⅰ類地表水標準要求，采用瀝青材料可較好地固化鋼渣中的重金屬。容宇媚等[13]研究發現，湛江鋼渣混凝土中常見重金屬Cr、Cu、Zn、Cd、Pb、As、Hg的溶出濃度在靜態和動態實驗中均在GB 3097—1997《海水水質標準》二類海水水質內變化，添加了適量鋼渣的混凝土不會對海洋造成重金屬污染，還能溶出有益于海洋生物生長的微量元素。曹楊[14]、官少龍等[15]的研究發現，盛隆轉爐鋼渣陳化12個月后在海水中浸出重金屬Cr濃度超出了GB 5749—2006《生活飲用水衛生標準》中生活飲用水重金屬衛生標準值，但未超出GB 8978—1996《污水綜合排放標準》污水綜合排放重金屬標準值，并進一步驗證鋼渣中鉻、水溶性六價鉻含量遠小于規范規定的限值，用作道路材料安全性良好。高鹽度浸出劑會加大鉻、錳、汞和鋅金屬析出，因此鋼渣不宜用于飲用水源地段及濱海軟土地基的填料。

孫家瑛和王志新[16]的研究顯示，太鋼不銹鋼鋼渣中的Gr浸出量明顯高于GB 5085.3—2007的最高允許值，有污染環境的風險，宜采用固結劑或普通硅酸鹽水泥將鋼渣中重金屬固結。張翔宇等[17]對不銹鋼電爐鋼渣和轉爐鋼渣開展浸出重金屬毒性測試，研究發現，不銹鋼渣中重金屬Cr的有效浸出量最大，但其主要以毒性較小的Cr3+形態存在，浸出污染風險很小。石洪志等[18]的研究發現，寶鋼不銹鋼鋼渣浸出液中的Cr、Ba、Cu、Pb、Zn濃度均遠低于GB 5085.3—2007規定的限值，其中鉻含量相對較高，但毒性強的Cr6+未檢出，可見其污染風險極低。

馬馳等[19]研究江蘇沙鋼電爐精煉渣重金屬元素的浸出發現，Ba的短期浸出濃度超出GB8978—1996的限制要求，Ni的短期浸出濃度以及V的長期浸出濃度超出GB 5749—2006的限制要求，重金屬元素的浸出主要是由于鋼渣中Ca2SiO4·H2O（C-S-H）等結構的破壞。張浩等[20]研究馬鋼風淬渣重金屬浸出發現，其Cd、Cu、Pb、Ni、Zn的浸出濃度遠遠小于GB5085.3—2007要求的浸出毒性濃度限值，對生態環境不存在污染，可用于固化和修復重金屬污染的土壤。

楊剛等[21]的研究發現，寶鋼轉爐鋼渣微粉對重金屬污染土壤具有較好的修復效果，180 d內鋼渣微粉對重金屬污染土壤中Cd、Cu、Pb、Ni、Zn的修復效果均保持在90%以上，并對重金屬污染土壤修復具有選擇性。朱李俊等[22]研究發現，寶鋼鑄余渣鋼渣微粉的各類重金屬浸出濃度都較低，符合GB15618—2018《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準（試行）》的要求，用于固化重金屬污染的土壤可降低Cr、Ni、Cu、Zn、Pb的浸出濃度99%以上。

前述文獻調研表明，鋼渣作為煉鋼過程中的副產品，種類多、成分復雜，因此重金屬浸出與鋼渣種類和來源產地關系密切。總體而言，轉爐鋼渣重金屬浸出濃度小，對生態環境影響小，適用于道路工程領域。不銹鋼鋼渣重金屬Cr的有效浸出量大，主要以毒性較小的Cr3+形態存在，但仍有潛在的環境污染風險。電爐精煉渣中Ba、Ni和V元素浸出濃度存在超標的風險，應采取重金屬固結技術加以利用。鋼渣微粉對重金屬污染的土壤具有較好的修復效果且對重金屬元素固化程度高。

山西省鋼鐵廠眾多，鋼渣固廢資源豐富，而公路建設對砂石骨料需求量巨大，鋼渣代替傳統天然碎石集料用于公路工程建設可實現其大宗量資源化利用。針對山西鋼渣用作道路材料時存在的重金屬浸出造成的二次環境污染風險，采用4種不同產地的轉爐鋼渣時進行化學成分和重金屬浸出性能試驗分析，評估在道路工程中資源化利用過程中存在的重金屬污染風險，同時結合工程實際開展鋼渣道路材料工程應用研究以消除鋼渣利用可能造成重金屬二次環境污染疑慮，推動鋼渣在道路工程的規模化應用。

2 試驗

2.1 原材料

鋼渣：分別取自山西中陽鋼鐵有限公司、晉城鋼鐵控股集團、太原鋼鐵集團、山西建龍實業有限公司的轉爐鋼渣。

2.2 試驗方法

X射線熒光光譜分析：鋼渣經烘干、破碎、手工揀選和磁選選鐵后粉磨至0.075 mm以下，采用Zetium型X射線熒光光譜儀（荷蘭PANalytical.B.V公司）定量分析鋼渣的化學組成。

鋼渣重金屬元素浸出分析：由鋼渣骨料磨細過0.075 mm標準篩后得到的鋼渣粉。鋼渣粉按HJ/T 299—2007《固體廢物浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》和HJ/T 300—2007《固體廢物浸出毒性浸出方法 醋酸緩沖溶液法》進行浸出液提取。前者以硝酸/硫酸混合溶液為浸提劑，模擬廢物在不規范填埋處置、堆存、或經無害化處理后廢物的土地利用時，其中的有害組分在酸性降水的影響下，從廢物中浸出而進入環境的過程；而后者以醋酸緩沖溶液為浸提劑，模擬工業廢物在進入衛生填埋場后，其中的有害組分在填埋場滲濾液的影響下，從廢物中浸出的過程。醋酸緩沖溶液法按液固比（冰醋酸與鋼渣粉的質量比）為20∶1振蕩18 h浸提，而硫酸硝酸法按液固比（硫酸硝酸混合液與鋼渣粉的質量比）為10∶1振蕩18 h浸提。鋼渣骨料和鋼渣瀝青混凝土以純水作為提取液，按固液比（純水與鋼渣骨料或鋼渣瀝青混凝土的質量比）為2∶1靜置浸泡6個月。浸出液經過濾后取樣，采用原子吸收光譜儀（德國，CONTRAA-700）測試其中的重金屬元素含量。

3 試驗結果與討論

3.1 化學成分分析

4種鋼渣的XRF測試結果見表1。

由表1可見，4種轉爐鋼渣化學成分含量相似，主要成分為CaO、Fe2O3、SiO2、MgO，四者總含量占80%以上，其中CaO含量最高，約為40%；其次為Fe2O3，含量為20%～25%；SiO2含量為12%～15%，MgO含量為6%～10%，其它氧化物成分主要包括MnO、Al2O3、P2O5、TiO2等，同時也檢測出了有毒重金屬元素如Cr、As、Pb等。鋼渣的堿度按主要成分中堿性氧化物和酸性氧化物的含量比計算，即R=CaO含量/（SiO2含量+P2O5含量），其中堿度小于1.8的鋼渣屬于低堿度鋼渣，堿度在1.8～2.4為中堿度鋼渣，而堿度大于2.5的鋼渣為高堿度鋼渣。4種鋼渣中，晉城和太鋼鋼渣的堿度分別為2.445、2.443，處于中高堿度鋼渣邊界；中陽和建龍鋼渣的堿度分別為2.748、2.997，屬于高堿度鋼渣。鋼渣的礦物組成與其堿度密切相關，隨著堿度的降低，鋼渣中C3S相、C2F相、方鎂石相逐漸減少，RO相逐漸增多，C2S相則呈現先上升后下降的趨勢，當堿度降至2.5時，C3MS2相開始析出并隨堿度降低而增加；當堿度降至2.0時，C3S相消失。鋼渣堿度降低，C3S相和游離氧化鈣減少，轉爐鋼渣穩定性提高。按堿度評價穩定性，晉城和太鋼鋼渣優于中陽和建龍鋼渣。

表1 4種鋼渣的化學成分分析 %

3.2 重金屬元素浸出分析

鋼渣作為鋼鐵工業固廢，其用于道路建筑材料時要求檢測其重金屬浸出濃度，并應符合GB 8978—1996的規定，實現從鋼渣源頭上控制重金屬浸出濃度，避免用于道路建筑工程中產生重金屬二次污染。4種鋼渣重金屬浸出濃度見表2。

由表2可知，鋼渣屬于第一類一般工業固體廢棄物，按GB 8978—1996第一類污染物檢測溶液中總鎘、總鉻、總砷、總鉛、總鎳、總鈹、總銀等重金屬濃度，不論是采用為硫酸+硝酸浸出液還是醋酸浸出液，各重金屬浸出濃度均小于最高允許排放濃度。轉爐鋼渣的礦物組成主要有硅酸二鈣、硅酸三鈣、鐵酸二鈣、RO相、鎂橄欖石等，上述物相對重金屬具有很好的固結作用，能抑制重金屬浸出。鋼渣的物相組成與水泥熟料相似，因此鋼渣固結重金屬元素溶出與水泥固結機理相似，只有硅酸鈣以及含鋁等礦物的溶解導致其結構破壞才會造成重金屬溶出。此外，鋼渣用于道路材料后會被水泥和瀝青等膠結料進一步固結，形成具有一定強度的固體材料，水分侵入難度加大，降低重金屬溶出風險，因此鋼渣用于道路工程對環境影響小。

表2 鋼渣重金屬元素浸出濃度 μg/L

4 資源化利用

為了探索鋼渣固廢資源規模化利用渠道，山西路橋建設集團在山西省率先開展了鋼渣集料作為道路材料在水穩基層與瀝青面層的工程應用研究，并形成了工程示范，有力地推動當地鋼渣固廢代替天然碎石集料的工程應用，從而實現鋼渣大宗資源化利用與公路建設雙贏局面。

4.1 水泥粉煤灰穩定碎石鋼渣基層

鋼渣路面基層采用太鋼熱悶陳放的鋼渣，通過篩分取0～10 mm鋼渣與水泥、粉煤灰和10～20 mm碎石配合使用，構造粉煤灰-碎石-鋼渣復合穩定料體系，有效抑制鋼渣不穩定膨脹，同時使其釋放微膨脹提高基層抗裂性。水泥粉煤灰穩定碎石鋼渣基層的配合比為：m（32.5級礦渣硅酸鹽水泥）∶m（濕排粉煤灰）∶m（0～10 mm鋼渣）∶m（10～20 mm碎石）=5.5∶15∶40∶45，最佳含水率為8.2%，最大干密度為2.210 g/cm3。所制備的鋼渣基層材料浸水膨脹率降低至0.03%，7 d無側限抗壓強度3.81 MPa，并在太原東二環鋪筑了水泥粉煤灰穩定碎石鋼渣路面基層試驗段200 m（見圖1）。經檢測，試驗路的平整度、壓實度、芯樣完整性與強度以及重金屬浸出等均符合設計規范的要求，起到了很好的工程示范作用。

圖1 水泥粉煤灰穩定碎石鋼渣基層

4.2 鋼渣耐磨瀝青混凝土

鋼渣耐磨瀝青混凝土采用山西建龍的鋼渣粗集料與0～4.75mm石灰巖細集料配合使用，開展了鋼渣SMA-13瀝青磨耗層工程應用研究，其中鋼渣粗集料分4.75～9.5mm和9.5～16 mm兩種規格。所用的鋼渣SMA瀝青混合料生產配合比為：m（9.5～16 mm鋼渣）∶m（4.75～9.5 mm鋼渣）∶m（2.36～4.75 mm石灰巖）∶m（0～2.36 mm石灰巖）∶m（石灰巖磨細礦粉）∶m（木質素纖維）=33.3∶44.6∶4.6∶8.9∶8.6∶0.4，最佳油石比為6.1%。瀝青混合料空隙率為3.4%、礦料間隙率為19.1%、瀝青飽和度為82%，馬歇爾穩定度為13.6 kN、流值為3.47 mm。鋼渣SMA瀝青混凝土浸水體積膨脹量為0.69%、高溫動穩定度為6793次/mm、浸水殘留穩定度為90.6%、劈裂破壞強度比為86.5%、-10℃彎曲極限應變為3064μm，路用性能優良。依托山西陽蟒高速公路瀝青路面開展了1600 m鋼渣SMA-13瀝青混凝土磨耗層試驗段（見圖2），經現場取芯壓實度、滲水系數、構造深度、平整度、重金屬浸出等測試，證實試驗段各項技術性能均符合設計及相關規范要求，為山西高速公路鋼渣瀝青混凝土應用起到了很好的工程示范作用。

圖2 鋼渣耐磨SMA瀝青混凝土試驗段施工

5 結論

（1）山西省4種不同產地的轉爐鋼渣化學成分含量相似，主要以CaO、Fe2O3、SiO2、MgO為主。鋼渣堿度高，有利于提高與瀝青的粘附性，適用于瀝青混凝土用骨料。

（2）鋼渣作為第一類一般工業固體廢棄物，其重金屬元素浸出量低，符合污水綜合排放標準，因此鋼渣從源頭上可控制重金屬浸出不會造成二次環境污染山西省年降水量小，采用水泥和瀝青可對鋼渣內部重金屬元素進一步固結，降低其溶出污染環境風險，因此鋼渣集料適用于道路工程。

（3）通過水泥粉煤灰穩定碎石鋼渣基層和鋼渣耐磨瀝青混凝土試驗段鋪筑開展了鋼渣固廢大宗資源化利用工程示范，消除了鋼渣利用重金屬二次環境污染疑慮，可促進山西鋼渣道路材料的推廣應用。