鋼渣在海洋中無機固碳行為及其應用

柯 盛, 連 靖, 梁可安, 黃家添, 肖永賢, 張際標1, , 陳春亮

鋼渣在海洋中無機固碳行為及其應用

柯 盛1, 3, 連 靖2, 梁可安2, 黃家添2, 肖永賢2, 張際標1, 2, 陳春亮1, 3

(1. 廣東海洋大學 海洋資源與環境監測中心, 廣東 湛江 524088; 2. 廣東海洋大學化學與環境與學院, 廣東 湛江 524088; 3. 廣東海洋大學 分析測試中心, 廣東 湛江 524088)

鋼渣是鋼鐵生產過程中的副產物, 是一種放錯的資源。鋼渣投放在水體中可顯著提升水體pH值, 并能吸收大量的CO2。為了解鋼渣投放在海洋中可能引起的pH變化及其無機固碳能力, 本研究考察了不同粒徑、鋼渣含量、初始pH及是否擾動等條件下鋼渣/海水的pH變化特征和固碳能力。結果表明, 不同條件下的鋼渣/海水體系, 隨著浸泡時間的延長, 浸出液pH初期都快速升高, 后期趨于平緩, 且鋼渣粒徑越小、投入鋼渣含量越多及外加振蕩作用, 都可使浸出液pH提升; 同時, 浸出液能維持的pH水平對鋼渣/海水體系固碳效率影響較大, 而鋼渣粒徑的大小是鋼渣固碳能力的最直接影響因素。本工作結果還表明, 在實海環境中投放一定量的鋼渣有助于預防局部水體酸化, 并起到固碳減排的目的。

鋼渣; 海水; 浸出特征; 固碳能力

鋼渣是煉鋼過程中排出來的廢渣, 每產生1t粗鋼, 約有0.1～0.2 t鋼渣被排放[1]。鋼渣中含有豐富的鐵、鈣、鎂、硅等對海洋環境有益的元素, 其中的礦物相主要有硅酸三鈣(3CaO·SiO2)、硅酸二鈣(2CaO·SiO2)、鈣鎂橄欖石(CaO·MgO·SiO2)、鈣鎂薔薇輝石(3CaO·MgO·2SiO2)、鐵鋁酸四鈣(4CaO·Al2O3·Fe2O3)、金屬鐵、RO相(CaO、FeO、MgO等構成的固溶體)、游離氧化鈣(F-CaO)等組成。為了將大量的煉鋼廢渣再次利用, 實現變廢為寶, 國內外學者對鋼渣的利用展開了研究。目前, 鋼渣在陸域工程的使用最為廣泛, 如作道路材料、回填材料、燒結礦原料、鋼渣水泥、用于混凝土中的鋼渣粉、地面磚和建筑用墻體材料等[2-3]。為了尋求鋼渣更廣闊的利用途徑, 國內外學者逐漸將目光轉移到鋼渣在海洋中的應用, 如研究鋼渣作為摻合物建造水泥基海洋生態材料, 用于建造人工魚礁、海洋牧場和生態護岸工程等; 作為吸附劑清除海洋中的重金屬、石油類及磷酸鹽等污染物[4]; 利用高含量的活性鐵, 促進浮游植物的成長, 提高海洋初級生產力, 實現生物固碳效果[5-6]。因為鋼渣中大量的氧化鈣、氧化鎂等堿性氧化物能夠有效的固定CO2[7], 鋼渣固定CO2研究越來越受到國內外專家學者的關注。研究表明, Ca、Mg可通過礦物碳化的方法來減少CO2等廢物排放[8], 為此利用鋼渣富含的Ca、Mg可以大量捕獲和儲存CO2, 有效固定大氣中CO2[9]; 鋼渣固定CO2的能力受堿渣比、攪拌速度、反應溫度和液固比的影響[10]。目前, 對鋼渣無機固碳的研究主要集中于探究不同條件下鋼渣固碳能力的研究, 對鋼渣在海洋中固碳的研究較少。針對這一現狀, 本研究以海水為介質, 研究考察不同環境條件下的鋼渣在海水中的固碳行為和規律, 評估其固碳能力及固碳效應, 為鋼渣應用到海洋中固碳提供一定的科學根據, 有利于鋼鐵行業拓寬降低單位GDP二氧化碳排放途徑, 為我國早日實現碳達峰和碳中和目標作出貢獻。

1 材料與方法

1.1 材料

本研究所用的鋼渣由寶鋼湛江鋼鐵有限公司提供, 采用的是滾筒鋼渣處理工藝獲得的黑色固態顆粒鋼渣。該滾筒鋼渣的主要化學成分為CaO、SiO2、MgO、鐵氧化物等, 各成分具體含量如表1所示。

表1 湛江滾筒鋼渣的化學成分(%)

注: MFe: 磁性鐵; F-CaO: 游離氧化鈣。

根據篩分結果, 湛江滾筒鋼渣中絕大多數是粒徑<10 mm不規則固體顆粒, 占總鋼渣量的90.36%。湛江滾筒鋼渣中各粒徑鋼渣占比情況如表2所示。

表2 湛江滾筒鋼渣的粒徑分布及含水率

1.2 實驗和測試方法

1.2.1 不同條件下鋼渣浸出實驗

為了盡量與實際海洋環境條件相接近, 本實驗是在敞開條件下利用空氣中本身存在的CO2進行實驗, 無需人為充入高純度的CO2。浸出實驗開始前, 選用粒徑為原始鋼渣、粒徑小于2.5 mm的鋼渣、粒徑在2.5～5 mm的鋼渣以及粒徑在5～10 mm的鋼渣(使用前經106℃烘干2 h); 為盡量擴展pH變化的區間, 試驗用海水為湛江灣陳化一周后的海水(以獲得更低的初始pH值), 陳化后的海水鹽度為30.4, pH為7.30。

浸出實驗組別設置如表3所示, 各組別考察周期為60 min, 并分別在第0、5、10、20、30、60 min等6個時刻點開展水溫、pH監測, 并進行固碳量測試。

表3 鋼渣/海水體系浸出實驗組別

不同初始pH條件下的海水是通過滴加濃度為0、2%、4%、8%的NaOH溶液配制而成, 初始海水的pH分別為7.30、8.60、9.00、9.40。

攪動的動力條件是由振蕩器提供, 轉速為125 r/min。

考慮到粒徑小于2.5 mm的鋼渣占比最大, 不同初始pH、攪動條件及不同含量鋼渣等實驗用鋼渣均采用粒徑小于2.5 mm的鋼渣。除不同含量鋼渣組分外, 其余實驗組分的鋼渣含量都為250 g/L。

1.2.2 長期鋼渣浸出實驗

按照低、中水平放射性廢物固化體標準浸出試驗方法(GB/T7023-2011), 考察在敞開環境中不同粒徑鋼渣和不同含量鋼渣在海水的固碳情況。本固碳實驗設置5組30 L的浸泡缸組別(表4), 浸出實驗開始前, 選用粒徑為原始鋼渣、粒徑小于2.5 mm的鋼渣、粒徑在2.5～5 mm的鋼渣以及粒徑在5～ 10 mm的鋼渣經高溫烘干(106℃、2 h)備用。浸出介質為湛江灣口沙濾天然海水(未做陳化處理), 其鹽度平均為31.4, pH平均為8.10。不同粒徑鋼渣實驗組系列中, 除空白組外, 其他各組的鋼渣含量都為100 g/L。

表4 鋼渣長期浸出實驗組系列

長期鋼渣浸出實驗設置如表4所示的實驗組別, 各組別考察時長為90 d, 并分別在第0、1、2、4、7、10、14、21、28、35、42、60、90 d等13個時間節點開展監測[11]。在每個浸泡時刻結束后, 現場測試浸出液的水溫、pH、鹽度, 并采集100 mL的海水進行固碳量測定。考慮到長期浸泡實驗所加海水量較大, 且浸泡期只采集很少量的海水用于測定固碳量, 因此在浸泡期未額外補水。同時, 為盡量減輕因鋼渣堆積使底層的鋼渣與CO2的反應不完全, 在各計劃監測時間節點的前一天, 重新攪拌鋼渣一次, 盡量減輕這種減緩作用對pH和固碳量等測定結果的影響。

1.2.3 pH、溫度、鹽度的測試

海水pH、溫度、鹽度的測定依照《海洋監測規范》(GB17378.4-2007)進行。

1.2.4 鋼渣固碳量的測定

鋼渣中CaO含量很大程度上高于MgO, 而CaO更容易吸水與CO2反應, 其中CaO約占43.08%[12], 所以鋼渣固碳主要以碳酸鈣為主, 即可將CaO的碳化量粗略地看成為鋼渣的碳化量。鋼渣中其他化合物( SiO2、Fe2O3、Al2O3、TiO2、MnO) 均難以與CO2發生自發反應, 可以忽略不計。鋼渣原不含碳, 螯合反應后, 鋼渣中碳量增加。鋼渣的碳化量是衡量鋼渣吸附CO2潛能的重要指標。

用稀硫酸進行滴定, 酚酞溶液(10 mL酚酞+ 90 mL乙醇)作為指示劑。根據反應方程式:

反應過程中有白色沉淀產生, 且隨著稀硫酸的加入沉淀逐漸增多。當酚酞剛好褪色且0.5 min內不變色時, 停止滴定, 此時溶液的pH約等于8, 與實際海水pH值相接近[13], 因此認為通過本實驗的方法測得的固碳量結果具有一定準確性。用馬弗爐灼燒過(800℃)的玻璃纖維濾紙過濾溶液。將濾渣(包括玻璃纖維濾紙)置于坩堝中, 在烘箱中106℃烘干2 h后, 冷卻后置于干燥器中, 然后稱重, 記為1, 再將其放入800℃的馬弗爐中高溫烘烤1 h[14], 冷卻后置于干燥器中, 然后取出稱重, 記為2。因為硫酸鈣分解溫度為1 300℃, 所以反應生成的硫酸鈣不會分解。高溫反應方程式如下:

由此可以計算出鋼渣固定CO2的質量, 即= (1–2)×1000, 單位為mg。

1.3 數據統計和分析方法

實驗獲得的各環境要素監測數據用Excel軟件匯總和統計, 用Origin軟件作圖分析海水中水質要素隨著浸泡周期的變化情況及鋼渣/海水體系固碳量的變化, 用SPSS軟件進行數據相關性分析。

2 短期實驗結果與分析

2.1 不同環境條件下鋼渣/海水體系浸出液的pH變化

通過考察不同環境條件下鋼渣/海水體系浸出液的pH變化, 探究pH對固碳效果的影響, 結果如圖1所示。

對于不同粒徑的鋼渣, 隨著浸泡時間的延長, 浸出液pH也隨之升高, 然后趨于平緩, 并且鋼渣粒徑越小, 浸出液pH增幅最大(圖1a)。

對于鋼渣含量不同時, 其浸出液的pH在浸泡初期快速升高, 5 min左右就可達到一個最大值, 而后有所下降, 后期pH上下波動并趨于平緩(圖1b); 同時, 鋼渣含量越高, pH增幅越大。

為了解不同初始pH下鋼渣/海水體系浸出液的pH變化及固碳效率, 本工作還考察了初始pH為7.30、8.60、9.00、9.40的浸出體系添加鋼渣后的pH變化, 結果如圖1c所示。結果顯示, 盡管初始pH有差異, 但鋼渣/海水體系浸出液pH總體趨于一個相對較高的穩定值, pH都接近9.50。說明在250 g/L鋼渣含量的體系中, 鈣鎂等的溶出可使浸出液酸堿度最高維持在pH≈9.50的水平。

此外, 不管是否有外動力擾動, 鋼渣/海水體系浸出液的pH都能在短時間內可驟升至最大值, 然后在最大值附近上下波動; 當有外動力擾動時, 振蕩擾動組別的pH明顯高于不振蕩組別的pH, 說明外動力擾動作用可加速鋼渣鈣鎂的溶出過程, 可促進體系pH的提升(圖1d)。

圖1 不同環境條件下鋼渣/海水體系浸出液的pH變化

2.2 不同環境條件下鋼渣/海水體系各實驗組固碳量變化

在考察不同環境條件下鋼渣/海水體系浸出液pH變化的同時, 用稀硫酸滴定浸出液。抽濾獲得的鋼渣和析出物經過高溫煅燒后, 可確定不同環境條件下鋼渣/海水體系的固碳量[15], 結果如圖2所示。

對于不同粒徑的鋼渣(圖2a), 鋼渣越細即粒徑越小時越容易反應, 因此粒徑小于2.5 mm的鋼渣/海水體系固定的CO2最多, 主要是因為鋼渣粒徑越小, 比表面積越大, CO2反應的量也越大, 所以固碳量也越多。如圖3所示, 鋼渣固定CO2的量隨著反應時間的延長變化不大, 表明鋼渣固定CO2的反應在初期快速完成, 后期固碳反應變緩, 其原因是鋼渣在固碳過程中, 不斷形成的CaCO3會沉積在鋼渣及其內部孔道的表面, 從而影響鋼渣的表面活性, 進一步降低鋼渣固定CO2的速率[16]。

對于不同含量的鋼渣/海水體系(圖2b), 隨著鋼渣與海水的固液比增大即鋼渣含量占比增大, 在相同的條件作用下, 鋼渣越多吸收CO2自然越多, 即鋼渣固定CO2的量也隨之增加[17]; 在室溫條件下, 鋼渣含量為500 g/L時, 生成碳酸鈣遠比其他實驗組的多, 說明即使在每升海水中鋼渣含量高達500 g時,鋼渣/海水體系仍有剩余的固碳能力。

對于不同初始pH下鋼渣/海水體系, 結果顯示, 海水pH為9.4時的鋼渣固定CO2能力較其他三個實驗組都高, 表明借助外加的低濃度堿, 可以有效地強化鋼渣對CO2的固定。其原因是在NaOH作用下更容易使鋼渣中的鈣浸出生成Ca(OH)2, 同時體系中的NaOH會吸收CO2生成Na2CO3, Na2CO3又會快速與Ca(OH)2反應生成碳酸鈣[18], 因此體系固碳能力得到提升(圖2c)。

圖2 不同環境條件下鋼渣/海水體系固碳量的變化

圖3 不同粒徑鋼渣/海水體系固碳量隨時間的變化

在外動力擾動下, 振蕩能夠大幅度地降低擴散傳質阻力[19], 有利于CO2與NaOH反應生成Na2CO3、NaOH擴散至CaO表面反應生成Ca(OH)2, 生成的Na2CO3與Ca(OH)2有效接觸快速生成CaCO3, 反應速率得到快速提升, 固碳量則幾乎增加4倍(圖2d)。該結果也表明, 外力擾動下可以顯著降低傳質阻力從而提高反應能力, 所以在開闊海洋環境下, 潮流動力的作用大大提升鋼渣固定海水中CO2的量和效率。

2.3 影響鋼渣/海水體系固碳效率的因素分析

鋼渣在水體中的溶出行為表明[20], 大部分出廠鋼渣在水體中可以有效溶出鈣鎂元素, 促使浸出液pH上升, 同時通過以下反應吸收部分CO2。

從上述反應式可知, 一般凡是能促進反應向右進行的作用或因素, 都能提升鋼渣/水體體系的固碳量。從表5中固碳量與各環境要素依賴關系可以看出, 固碳量與海水pH之間線性方程斜率絕對值最大,說明海水pH是影響鋼渣在海洋中固碳量的直接因素, 鋼渣/海水體系維持的pH越高, 固碳效果越好; 固碳量與鋼渣粒徑之間的斜率絕對值其次, 鋼渣粒徑與固碳量呈負相關, 由于鋼渣的粒徑可直接影響海水的pH, 從而間接影響鋼渣在海水中的固碳能力, 即鋼渣粒徑越小, 海水的pH就越高, 在相同條件下固碳量越多, 固碳效果越好; 固碳量與鋼渣含量建立的方程斜率最小, 說明鋼渣含量越高, 在相同條件下固定的二氧化碳量越多, 固碳效果越好。

表5 固碳量與各環境要素的線性相關關系

此外, 鋼渣在海水中短期浸泡結果表明, 鋼渣粒徑的大小、鋼渣投入量、外動力的作用及體系能維持的pH水平等對鋼渣/海水體系固碳效率影響較大, 表現為各環境要素與固碳量呈高度相關特征(表6)。表6中結果顯示, 固碳量和海水pH、固碳量與鋼渣含量呈正相關, 固碳量與鋼渣粒徑呈負相關, 其中固碳量與鋼渣粒徑的相關性最強(= –0.998), 說明鋼渣粒徑是影響固碳效率高低的根本因子。海水pH與鋼渣含量之間也存在顯著的相關性(= 0.910), 因為剛加入鋼渣時, 海水的pH驟增, 空氣中的二氧化碳會與鋼渣溶出的鈣、鎂離子結合生成碳酸鈣、碳酸鎂等難溶物質, 反而會抑制鈣、鎂的進一步溶出, 從而促進鋼渣/海水體系中pH增加[21], 且隨著鋼渣粒徑越小、鋼渣含量越高抑制作用越強烈; 不過, 隨著時間的延長, pH逐漸下降, 并趨于平緩, 但總體上都高于原來海水的pH值。但過高的pH反而會使固碳效果下降, 其原因是pH過高反應加快導致生成的碳酸鈣附著于鋼渣表面[22], 從而阻礙了反應的繼續發生, 繼而影響固碳效率。

表6 各環境因素之間相關結果

注: *表示相關性在<0.05(雙側檢驗)時顯著, **表示相關性在<0.01(雙側檢驗)時顯著。

3 鋼渣在海洋環境中的固碳能力評估和應用分析

3.1 鋼渣在海水中90 d浸泡固碳量變化

為充分了解目標鋼渣在實海環境中的固碳水平, 本工作還考察了不同粒徑鋼渣在海水中浸泡90d后較長時間固碳含量變化, 結果如圖4所示。

圖4 不同粒徑鋼渣在海水中90 d浸泡期間的pH和固碳量變化

圖4表明, 在海水體積一定的情況下, 不同粒徑的鋼渣在浸泡初期, pH升高迅速, 一天內pH可從8.70升高到10.00; 在中后期, 原始鋼渣和較小粒徑的鋼渣浸泡體系的pH仍能緩慢增加, 其中原始鋼渣的pH最高升至11.10, 粒徑<2.5 mm鋼渣體系pH最高可升至11.60; 而較大粒徑的浸泡體系, 2 d后pH開始略有降低, 后期整體穩定。該結果再一次表明, 鋼渣粒徑越小浸出液pH越高, 原因也是由于鋼渣中含有大量的氧化鈣、氧化鎂等, 投加到海水中, 會迅速發生水解, 使得溶液pH值上升; 同時鋼渣粒徑越小, 氧化鈣、氧化鎂水解的量越多, 因此pH提升越高[23]; 對于粒徑較大的鋼渣, 可參與水解反應的有效面積更少, 可在更短的時間達到反應平衡, 因此浸泡體系后期pH變化不大。在浸泡后期pH值略有下降的原因可能是由于大氣中的CO2會溶入海水中, 致使溶出的鈣鎂離子等部分離子產生沉淀, 從而引起海水pH值的緩慢下降; 同時, 當CaO的溶出使海水的pH升高到一定值后, 會生成Mg (OH)2沉淀, 因此海水中的Mg2+起到緩沖作用, 避免了海水pH值繼續升高[24], 如下式:

由圖4還可看出, 不同粒徑的鋼渣在海水中90 d的固碳量變化整體隨粒徑減小而增大, 即隨著浸泡時間的增加, 鋼渣粒徑越小固定的二氧化碳越多, 粒徑較大的鋼渣則隨固碳時間的增加固碳能力逐漸降低。與浸泡體系pH的變化類似, 在剛開始的時候, 鋼渣中的鈣鎂溶出較快, 水解反應最劇烈, pH升高最快, 因此固碳效率最高; 隨著時間的延長, 吸收的CO2不斷增加, pH逐漸下降, 固碳能力也隨之降低。該結果也表明, 鋼渣投放在海水中, 盡管初期水體pH有顯著的提升, 但后期由于CO2的不斷吸收, pH會逐漸降低[25], 因此, 對開闊的海洋中, 適量投放鋼渣, 不會對海洋的酸堿環境產生長遠的影響。

3.2 鋼渣在海洋固碳減排中的應用分析

目前, 鋼渣通過熱悶法、陳化法、熱潑法、滾筒法、風淬法、水淬法進行預處理, 再通過化學、物理、熱力活化等方式激發鋼渣活性, 進而提取有價值組分、冶煉溶劑、做充填材料、做建材以及應用于農業等方式[26]進行綜合利用, 其中做路基材料、瀝青路面、制水泥、透水磚等是最為常用的資源化利用方式[27]。

我國力爭2030年前實現碳達峰, 2060年前實現碳中和, 這對我國能源轉型提出了緊迫和更高的要求[28]。我國鋼鐵工業未來發展將呈現質量提升、技術提升、綠色發展、降耗減碳、布局優化、產業延伸、流程演變、兼并重組等特點[29]。2019年, 我國能源消費二氧化碳排放占全球的比重為29%。當前, 全國能源消費產生的二氧化碳排放占二氧化碳排放總量的85%, 占全部溫室氣體排放的約70%[30]。在此大背景下, 能源行業低碳發展的關鍵著力點, 是做好碳排放的加減乘除[31]。

本工作結果表明, 鋼渣至于海水中, 鈣鎂均呈正溶出。當鋼渣投入海水后, 溶出的Ca、Mg氧化物促進海水的pH升高, 同時與海水中的碳酸根離子反應生產難溶的碳酸鈣、碳酸鎂, 促進海水吸收更多大氣中的二氧化碳[32], 達到無機固碳的效果。不過, 生成的難溶碳酸鈣、碳酸鎂駐留在鋼渣表面又會抑制鋼渣中Ca、Mg的進一步溶出, 且隨著投入的鋼渣粒徑越小、量越多抑制效應越大。總體而言, 海水固碳量變化隨鋼渣粒徑減小、鋼渣含量的增加而增大, 即隨著浸泡時間的增加, 鋼渣粒徑越小、鋼渣投入量越多固定的二氧化碳越多。而較大粒徑的鋼渣/體系則隨固碳時間的增加固碳能力逐漸降低。因此, 鋼渣置于海水中, 可有效促進海水中CO2的固定, 并通過海水中碳酸鹽平衡體系, 吸收大氣中的CO2, 所以, 鋼渣在海洋固碳減排中具有一定的貢獻。

本工作的結果還表明, 鋼渣入海后, 新增產物是CaO、MgO、Si2O3、Fe2O3、Si、Fe和少量P等[33]。其中, 鋼渣中含有的Si、Fe和P等浮游植物生長生活必需的微量元素, 在一定程度上還可促進浮游植物的生長, 且浮游植物通過吸收N、P等營養鹽元素還能緩解海水富營養化[34]。所以認為鋼渣可作為固碳材料投放于近海海域中, 在一定程度可以促進浮游植物的生長達到聚魚的目的, 但又不會加重海域的富營養化程度[35], 還能在一定程度上吸附大氣中的二氧化碳, 且不會顯著改變海水的理化性質[36]。此外, 加入鋼渣后, 海水的pH短期內驟增, 但隨著時間的延長, pH逐漸下降, 并趨于平緩, 但總體上都高于原來海水的pH值, 從而具有潛在抵抗海水酸化的可能性[37], 總體對海水的生態環境無影響。

綜上所述, 從海洋生態環境安全的角度看, 鋼渣應用于海洋環境中, 不存在對海洋生態環境方面的負面影響。即使將鋼渣實際投放于海洋中可能使局部水體pH升高, 由于海洋是一個巨大的、開放的緩沖體系, 也可緩沖海水中的pH值, 不會對海水的pH值產生太大的影響[38]。因此, 投放一定量的鋼渣在實際海洋中, 不僅不會污染海水環境, 還能在一定范圍提高海水pH值, 從而達到降低海水酸化的可能性, 是鋼渣循環再利用的有效途徑之一。

4 結論

本工作通過考察湛江鋼鐵滾筒鋼渣在不同粒徑及不同含量的鋼渣/海水體系中的溶出行為, 獲得了鋼渣在不同浸泡時間下海水中pH的變化規律, 評估了鋼渣/海水體系的無機固碳能力, 進一步探討鋼渣在海洋中應用可能性, 獲得了以下結果:

(1) 對于投放不同粒徑、不同含量的鋼渣/海水體系, 隨著浸泡時間的延長, 浸出液pH都隨之升高, 然后趨于平緩, 并且鋼渣粒徑越小、投入鋼渣含量越多, 浸出液pH增幅越大。其原因是鋼渣中含有大量的氧化鈣、氧化鎂等, 投加到海水中, 會迅速發生水解, 使得溶液pH值上升, 但后期由于CO2的不斷吸收, pH會逐漸降低。

(2) 鋼渣粒徑的大小、鋼渣投入量、外動力的作用及體系能維持的pH水平等對鋼渣/海水體系固碳效率影響較大, 且鋼渣粒徑的大小是鋼渣固碳能力的最直接影響因素。

(3) 分析結果證明, 通過海水中碳酸鹽平衡體系, 將鋼渣投入到海洋中不僅可以有效吸收大氣中的CO2, 促進海水中CO2的固定, 且在一定程度上還可促進浮游植物的生長達到聚魚的目的, 又能緩解海水富營養化, 而不顯著影響海水的理化性質。所以認為, 投放一定量的鋼渣在海洋中進行無機固碳具有一定的生態環境安全性。

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Inorganic carbon fixation behavior of steel slag in seawater and its application in coastal environments

KE Sheng1, 3, LIAN Jing2, LIANG Ke-an2, HUANG Jia-tian2, XIAO Yong-xian2, ZHANG Ji-biao1, 2, CHEN Chun-liang1, 3

(1. Monitoring Center of Marine Resources and Environment, Guangdong Ocean University, Zhanjiang 524088, China; 2. College of Chemistry and Environmental Science, Guangdong Ocean University, Zhanjiang 524088, China; 3. Analytical and Testing Center, Guangdong Ocean University, Zhanjiang 524088, China)

Steel slag is an underutilized resource that is produced as a by-product of the steelmaking process. When steel slag is added to water, it significantly increases the pH level and absorbs a substantial amount of CO2. The pH change characteristics and carbon fixation capacity in the steel slag/seawater system were investigated under different conditions such as particle size, steel slag content, initial pH, and external force disturbance to understand the environmental feasibility of steel slag application in coastal environments. The results show that under different conditions, the pH of the slag/seawater system increases rapidly in the initial stage and tends to stabilize as immersion time increases. The pH increase of the leaching solution was mainly due to particle size, steel slag content, initial pH, and external force disturbance. Furthermore, the carbon fixation efficiency in the steel slag/seawater system is influenced by the pH level that can be maintained by the leaching solution, and the particle size of steel slag is the most direct factor affecting its carbon fixation ability. The results of this work also show that dumping a specific amount of steel slag into the real sea environment can help prevent the local acidification of seawater while achieving the goals of carbon fixing and emission reduction. Therefore, the application of steel slag in the coastal environment is feasible from an environmental protection perspective.

steel slag; seawater; leaching characteristics; carbon fixation capacity

Jun. 24, 2021

P76

A

1000-3096(2022)08-0101-10

10.11759/hykx20210624001

2021-06-24;

2021-12-15

廣東省科技計劃項目(2016A020225004); 廣東海洋大學大學生創新創業訓練計劃項目(CXXL2019306)

[Science and Technology Plan Project of Guangdong Province, No. 2016A020225004; College Students' Innovation and Entrepreneurship Training Program of Guangdong Ocean University, No. CXXL2019306]

柯盛(1984—), 男, 廣東湛江人, 碩士, 實驗師, 主要從事海洋資源與環境研究, E-mail:163kesheng@163.com; 張際標(1971—), 男,通信作者, 江西贛州人, 博士, 教授, 主要從事海洋資源與環境研究, E-mail:gdouzhjb@qq.com

(本文編輯: 康亦兼)