堆存陳化中電解錳渣重金屬形態及環境風險演化

聶霄悍,雷學文,劉 磊,張先偉,陳億軍(.武漢科技大學城市建設學院,湖北 武漢 430065；2.中國科學院武漢巖土力學研究所,巖土力學與工程國家重點實驗室,湖北 武漢 43007；3.污染泥土科學與工程湖北省重點實驗室,湖北 武漢 43007；4.中國科學院武漢巖土力學研究所,香港理工大學固體廢棄物科學聯合實驗室,湖北 武漢 43007；5.武漢中科固廢資源產業技術研究院有限公司,湖北 武漢 430070)

金屬錳是一種重要的國家戰略基礎資源,廣泛應用于合金、化工等行業[1].當前,我國已經成為世界上最大的金屬錳生產國、出口國和消費國[2].電解錳渣(EMR)是金屬錳生產過程中產生的一種酸性固體廢棄物,每生產1t金屬錳約產生10～12t EMR,伴隨著錳礦品位的下降,這一數值還在持續增加[3].我國EMR 的年產量高達1000 萬t,累計堆存量高達1.5億t,嚴重阻礙了金屬錳行業的可持續發展[4].空地堆存和衛生填埋是主要的EMR 處置方式,不僅占用大量土地資源,而且附帶嚴重的環境污染[5].EMR 中的重金屬和氨氮在雨水淋溶和地表徑流中遷移至土地和地下水[6-7],引發環境污染,危害生態系統并影響力農作物的生長,威脅著人類的身體健康.其石膏成分的軟化易導致堆放結構崩潰,威脅周邊居民人身安全.此外,堆放還占用大量土地資源.因此,無害化處理和資源化利用是解決當前大量EMR 堆存問題及環境負荷的重要途徑.

EMR 的無害化處理方法包括有價值元素回收、固化/穩定化和電動修復等.有價值元素回收包括水浸、酸浸、堿浸、生物浸出和焙燒等.水浸和酸浸用于錳和氨氮的回收,堿浸則在堿性環境中高溶解度下溶解二氧化硅和硅酸鹽回收硅資源[8-10],生物浸出是利用微生物回收EMR 中的低品位元素[11],焙燒技術通過高溫處理將難以分離的錳轉化為易于提取的形式,并熱分解氨氮化合物以去除氨氮[12],這些方法提供了有效的元素回收途徑.固化/穩定化通常使用化學藥劑或其他改性固廢對EMR進行處理,常用化學藥劑如生石灰、水泥等去除氨氮并固定重金屬,使用氧化鎂(MgO)加入磷資源可將氨氮轉化為鳥糞石,并固化剩余的Mn[13].電動修復是通過電遷移和電滲將目標污染物轉移到特殊溶液中進行定期處理,以達到去除污染土壤中有毒物質的目的[14].EMR 的資源化利用途徑主要包括制備肥料、混凝土、沸石、陶瓷、免燒磚、蒸壓磚、水泥緩凝劑、廢水處理和路基填料等[15-19].然而,由于存在二次污染、成本較高、利用率低等問題,EMR尚未被大規模資源化利用.

近年來,采用改性固廢用于制備低碳建筑材料的研究與應用日趨廣泛,且取得了一系列研究成果[20-23].EMR 含有豐富的活性組分,是一種用于制備建筑材料的潛在原材料,但理化特性差異大是制約其無害化處理與資源化利用的技術難題.隨著EMR的堆存陳化,其所含的硫酸鹽、重金屬及氨氮含量會發生變化,形成基于堆存陳化的理化特性差異.在無害化處理方面,重金屬形態的改變和氨氮的流失,使得即使采用相似的處理方法,所得重金屬Mn和氨氮的固化率也會有所差異.在資源化利用方面,硫酸鹽的流失使得多源EMR 組分差異大,制約了EMR 相關成果的工程推廣和規模化利用.到目前為止,關于堆存陳化引起的EMR 理化特性和重金屬形態差異研究仍然較少,而堆存陳化過程對EMR 的理化特性影響不可忽視.因此,開展新陳EMR 理化特性研究,可為其有效回收和利用提供科學依據,可以指導工藝參數的調控和渣體處理的改進,提高錳電解工藝的效率和產品質量.開展重金屬形態研究和浸出毒性研究,有助于評估EMR 的環境風險和生態影響,通過合理方法控制堆存陳化過程,可以降低重金屬元素的釋放和遷移,減少對土壤和水體的污染風險.

當前針對固體廢棄物的環境風險,很多學者采取多種方法對其進行了研究.在實驗室內使用靜態或者動態試驗對工況進行模擬,浸提出的有害物質就是浸出毒性.Chen 等[24-25]均采用水平振蕩法對EMR 進行浸出測試,測得Mn2+濃度和NH4+-N 濃度均遠超污水綜合排放標準限值,針對此問題,Shu 提出了使用磷石膏和EMR 協同穩定Mn2+、NH4+-N、PO43-和F-的方法,效果顯著.李艷等[26-27]采用改進的BCR 順序提取法分析EMR 中Mn 的形態分布,并采取風險編碼法(RAC)對EMR 進行環境風險評估,Mn酸溶態占比33%,屬高風險,對生態危害極大,Mn 對人類健康和生態系統具有潛在風險.

針對堆存陳化改變EMR 的理化特性和重金屬形態,進而影響其高效無害化處理和資源化利用的問題,本文以新鮮電解錳渣(FEMR)和陳舊電解錳渣(AEMR)為研究對象,通過XRD、XRF、SEM、BCR順序提取法和毒性浸出等室內試驗,研究了FEMR和AEMR 的微觀結構、相變演化、化學成分、易溶鹽含量、重金屬賦存形態,以及氨氮與重金屬浸出量演化規律,對比分析了EMR 在堆存陳化過程中的宏微觀特性,揭示了FEMR 和AEMR 理化特性差異對其無害化處理和資源化利用的影響機制.研究結果可為多源EMR 無害化處理與資源化利用的高效解決方案提供參考.

1 材料及方法

1.1 FEMR 和AEMR 取樣

FEMR 為電解錳流水線上取回的未經堆存處理的EMR,而AEMR 是FEMR 經過了堆存場長時間的露天堆存,以及自然環境的風化侵蝕和流水侵蝕后形成的EMR.FEMR 取自廣西省柳州市某錳業公司金屬錳生產線,共取樣60kg.AEMR 取自該公司位于忻城縣某廢棄堆存場,該堆存場中EMR 分層進行堆存,每層使用鏟車均勻攤鋪并壓實后進行露天堆存,層與層之間鋪設防滲膜,所取AEMR 樣品堆存年限約為3a,取樣地點處于堆存場下部地區,共取樣6 組,每組樣品重10kg.所有樣品收集完畢后密封避光寄回試驗室,采用60°C 烘箱將樣品烘干至恒重,并將兩種樣品的各組充分混合以保證樣品的均勻性.

1.2 試驗方法

將烘干后的樣品采用研缽研磨至通過200 目篩(>98%),之后進行理化性質測試.采用 Thermo Scientific ARL Perform'X(美國)對樣品進行化學成分分析(XRF).物相組成采用Bruker D8Advance(德國)進行礦物成分分析獲得(XRD),使用CuKa 輻射,電壓40kV,電流200mA,2θ掃描,范圍為10°～80°.將處理后樣品粘在導電膠上,經噴金和抽真空后,采用捷克TESCAN MIRA LMS 掃描電子顯微鏡(SEM)觀察粉末樣品微觀形貌.

采用硫酸硝酸法和水平振蕩法分別模擬樣品在受酸雨淋溶以及地表水淋瀝作用下,樣品中有害組分的釋放情況[27-29].在硫酸硝酸法試驗中,將5g 樣品按液固比(L/S)10:1 將樣品加入50mL 的硫酸硝酸溶液中(pH=3.2,m(H2SO4):m(HNO3)=2:1),翻轉振蕩18h.在水平振蕩法浸出試驗中,將 5g 樣品按L/S=10:1 加入純水中,振蕩8h 后靜置16h.浸出試驗完成后取上清液過0.45μm 濾膜,采用安捷倫7700型電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS)分析浸出液重金屬濃度,采用納氏試劑分光光度計法測試浸出液氨氮濃度.

EMR 中含有大量的重金屬元素,其賦存形態與環境風險密切相關.為深入了解EMR 中重金屬的賦存狀態及其潛在的生態風險,采用改進的BCR 連續提取實驗,以萃取EMR中重金屬的不同形態.該實驗能夠模擬環境中不同化學條件,進而評估EMR 中重金屬在不同形態下的釋放潛力,為后續的生態風險評估提供依據.改進BCR 順序提取中重金屬可以分為4 種形態,分別是F1-(酸溶態)、F2-(可還原態)、F3-(可氧化態)、F4-(殘渣態).具體的試驗流程按表1 進行.根據改進BCR 試驗結果,采用RAC 評估樣品中重金屬的生態風險,RAC 是廣泛采用的定量評估方法,用于綜合評估樣品中重金屬元素的生態風險,通過RAC 評估,能更準確地衡量EMR 中重金屬元素對環境潛在風險的程度,為后續環境保護和風險管控措施的制定提供科學指導,重金屬的RAC 值采用以下式(1)計算:

表1 重金屬的順序提取流程Table 1 Sequential extraction process of heavy metals

式中:Fx1、Fx2、Fx3和Fx4分別為酸溶態、可還原態、可氧化態和殘渣態的金屬含量,mg/kg.

根據RAC 結果,可以將重金屬風險等級劃分為5 個等級,如表2.

表2 風險評估代碼(RAC)等級分類Table 2 Risk assessment code(RAC)grade classificati on

2 結果與分析

2.1 微觀結構及相變分析

AEMR 和FEMR 的微觀結構及相變分析結果分別如圖1、2 和表3所示,其中微觀形貌結果如圖1所示,兩種EMR 的顆粒主要呈條塊、塊狀和顆粒狀形態.AEMR 在自然環境堆存陳化過程中,長時間受雨水、地表水和風力等外在因素侵蝕影響,其微觀形貌與FEMR 相比發生了明顯變化.由圖1c 和1d 可以進一步看出AEMR 中存在大量由于陳化產生的不規則形態的顆粒,這些陳化組分會使得微觀結構變為松散,從而加強其重金屬的浸出能力.表3 給出了FEMR 和AEMR 的化學成分,兩種EMR 中SO3、CaO、SiO2、Fe2O3、MnO、Al2O3和MgO 共占據整體氧化物的含量高于95%,其中 AEMR 中 CaO 和 SiO2的含量分別高達25.83%和20.33%,而FEMR 中CaO 和SiO2的含量分別高達20.61%和25.20%.因此,FEMR 和AEMR中均含有豐富的活性組分,使其具備制備膠凝材料的潛在可行性.

圖1 FEMR 和AEMR 的微觀形貌圖Fig.1 Morphology of FEMR and AEMR

表3 FEMR 和AEMR 的化學成分(%)Table 3 Chemical composition of FEMR and AEMR(%)

圖2 為兩種EMR 礦物成分分析結果,由圖可知二水石膏和石英的特征衍射峰最顯著,表明FEMR和AEMR 中含有豐富的二水石膏和石英,這與XRF分析結果相吻合.因此,FEMR 和AEMR 中二水石膏和石英含量豐富,具有相似的物相構成,但是AEMR中顆粒的陳化破碎程度更高,兩種EMR 微觀結構和活化成分含量的差異是制約其資源化的重要因素,即多源EMR 因易溶鹽等活化成分含量和微觀結構的不同,FEMR 較AEMR 在其結構中可能包含更多活性充足的金屬氧化物和未反應的化合物,在資源化利用時,采用相同摻量的EMR 起到的活化效果未必相同,這在一定程度上阻礙了EMR 的大規模資源化進程.

圖2 FEMR 和AEMR 的XRD 圖譜Fig.2 XRD patterns of FEMR and AEMR

2.2 易溶鹽含量及物相分析

EMR 含有大量的易溶鹽,這是因為金屬錳的生產采用硫酸浸出錳礦制備浸出液,經過壓濾得到的廢渣再采用氨水去酸得到EMR.這些易溶鹽賦存于EMR 中的液相,在降雨淋溶和地表水作用下遷移至周圍環境,在此過程中易溶鹽會裹挾大量污染物.因此,明晰EMR 中易溶鹽含量及其物相組成對相關污染防治措施的制定至關重要.FEMR 和AEMR 中易溶鹽含量分別為12.25%和4.38%,AEMR 中易溶鹽含量要遠低于FEMR,這說明在堆存過程中AEMR中的易溶鹽已經大量流失至周圍環境.圖3所示為FEMR 和AEMR 中易溶鹽的XRD 圖譜,結果表明兩種 EMR 中易溶鹽的物相主要為硫酸鹽和銨鹽((NH4)2SO4、MnSO4、(NH4)2Mn2(SO4)、NH4Zn(SO4)2、(NH4)3(Zn0.33Cr0.67·6H2O)(SO4)2、 CaSO4?2H2O),易溶鹽的流失會導致大量的重金屬和氨氮的釋放.因此,需要優化金屬錳生產工藝,控制硫酸鹽和銨鹽的生成量.此外,也可通過循環利用和處理電解液的方法,從根源上減少EMR 中硫酸鹽和銨鹽的含量,進而達到控制其浸出的目的.

圖3 FEMR 和AEMR 中的易溶鹽XRD 圖譜Fig.3 XRD patterns of soluble salts in FEMR and AEMR

2.3 重金屬形態分析

表4所示為FEMR 和AEMR 中Cd、Cr、Mn、Ni、Pb 和Zn 的總量,FEMR 中僅Mn 和Pb 含量高于AEMR,而其它重金屬含量都低于AEMR.造成此現象的原因可能是由于FEMR 在堆存陳化過程中地勢較高處EMR 浸出重金屬隨著水的徑流匯聚到地勢較低處,所取AEMR 樣品處于地勢較低處,此處AEMR 既含有本身重金屬,同時存在水徑流匯集重金屬,從而導致了 AEMR 所含部分重金屬高于FEMR.與預期相符的是,Mn 的總量要遠高于其它種類金屬,FEMR 和AEMR 中Mn 的金屬總量分別高達4.46×104和3.28×104mg/kg.極高的金屬總量會導致更高的環境風險,但EMR 中重金屬的環境風險不僅僅取決于其總量,還與其賦存形態密切相關[30].圖4所示為FEMR 和AEMR 中重金屬的化學組分,在FEMR 中,Cd、Zn 以酸溶態為主,分別達到了44.8%和48.9%;Mn 則以酸溶態和可還原態為主,占比分別為58%和35%,重金屬的酸溶態極不穩定,對環境的潛在風險性極大;Cr、Pb 主要以殘渣態存在,環境風險較小.在AEMR 中,Cd 仍以酸溶態為主,其酸溶態含量高達50.7%;Zn、Cr 和Pb 則主要以殘渣態存在,含量分別為57.3%、87.5%和49.1%;Mn 則主要以可氧化態存在,含量高達72.6%,作為EMR 中含量最高的Mn,在堆存陳化后酸溶態和可還原態占比明顯減 少.

圖4 FEMR 和AEMR 中重金屬的化學組分Fig.4 Chemical composition of heavy metals in FEMR and AEMR

表4 FEMR 和AEMR 中重金屬的總量(mg/kg)Table 4 Total amount of heavy metals in FEMR and AEMR(mg/kg)

總體來看,FEMR 在陳化為AEMR 的過程中,重金屬的酸溶態和可還原態占比逐漸減少,可氧化態和殘渣態占比逐漸增加.Mn 變化尤為明顯,FEMR 中酸溶態和可還原態占比為93.1%,可氧化態和殘渣態僅為6.9%,AEMR 中Mn 的酸溶態和可還原態降低為23.9%,可氧化態和殘渣態占比為76.1%.重金屬Pb 和Mn 總量隨堆存時間增加而降低,但酸溶態Pb 隨堆存時間增加而升高,酸溶態Mn 隨堆存時間增加而降低,造成這一結果的原因可能是環境和化學反應的相互作用.在水的徑流作用下流失的可溶性的Mn 主要以可交換態和碳酸鹽結合態為主,環境作用可能導致部分酸溶態Mn 發生溶解,隨著水的徑流脫離了EMR,從而導致AEMR 中酸溶態占比減少.同時,堆存環境中的氧化作用可能使氧化錳逐漸轉化為難溶性的形式,因此殘渣態含量增加.而Pb 的酸溶態一般來自Pb的可溶性化合物,這些化合物在氧化還原條件下易發生溶解,隨著堆存時間的增加,Pb 的酸溶態占比可能會發生少量的增加.同時,Zn 的賦存形態也由FEMR中的酸溶態為主轉化為AEMR 中的殘渣態為主.研究結果表明,FEMR 在堆存轉化為AEMR 的過程中,酸溶態重金屬和可還原態重金屬很不穩定,在特定條件下發生了遷移并進入了環境中,從而導致了EMR中未發生遷移的可氧化態和殘渣態占比增大.兩種EMR 重金屬總量及形態的差異對其無害化處理成果的高效轉化起到了一定的制約作用.

2.4 環境風險評估

通過對兩種EMR 重金屬環境風險和浸出毒性進行分析,酸溶態的重金屬主要是以可交換態的形式存在,該種形式的重金屬最不穩定,會隨著降雨和地表水徑流易發生遷移進入土壤和環境.采用RAC對FEMR 和AEMR 中重金屬的生態風險進行評估,評估結果如圖5所示.使用硫酸硝酸浸出法和水平振蕩法對FEMR 和AEMR 進行了毒性浸出測試,重金屬浸出濃度如圖6所示.

圖5 FEMR 和AEMR 中重金屬生態風險Fig.5 Environmental risks of heavy metals in FEMR and AEMR

圖6 FEMR 和AEMR 中重金屬的批次浸出試驗結果Fig.6 Batch leaching results of heavy metals in FEMR and AEMR

FEMR 中,Pb 的RAC 值為0.2%,屬于無風險,Cr的RAC 值為1.7%,屬于低風險,Ni 的RAC 值為14.1%,屬于中風險,Cd、Zn 的RAC 值分別為44.8%和48.9%,均屬于高風險,Mn 的RAC 值為58.3%,屬于超高風險.AEMR 中,Cr 的RAC 值為0.7%,Pb 的RAC 值為0.8%,均屬于無風險,Zn、Ni、Mn 的RAC值分別為15.8%、20.7%、23.3%,均屬于中風險,Cd的RAC 值為50.7%,屬于超高風險.結果表明,FEMR中的重金屬Cd、Zn、Mn 和AEMR 中的重金屬Ni、Mn、Cd 遷移能力和被生物吸收能力強,具有較高的生態環境風險.同時,FEMR 中重金屬酸溶態占比大多比AEMR 中高,可能是由于FEMR 在堆存陳化過程中,受到環境的影響,一部分酸溶態重金屬逐漸轉化為不溶性化合物或形成穩定的氧化物和水合物,還有一部分酸溶態隨著堆存和水的侵蝕作用發生了轉變,以可溶性離子的形式隨著水的徑流進入了生態系統[31].這些轉化過程可能會導致FEMR 中酸溶態重金屬占比的降低,并最終影響到AEMR 中重金屬酸溶態占比的差異.

參照《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)[32],兩種浸出方法所制浸出液中,重金屬Mn浸出濃度均極高,遠超出標準中2mg/L 的閾值,AEMR 浸出液中重金屬Ni 浸出濃度略高于標準閾值,其他重金屬浸出濃度均低于標準閾值.此外,AEMR 中多數重金屬浸出液濃度高于FEMR 中重金屬浸出液濃度,這可能是由于部分重金屬離子隨雨水和滲濾液等滲入土壤,并不斷遷移.這將造成土壤、河流和地下水等污染,會造成生態環境的污染.由表5 可以看出,FEMR 和AEMR 中氨氮含量均超過《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)限值[15mg/L],而FEMR 中氨氮含量更是達到了限值的20 多倍.AEMR 中氨氮含量遠低于FEMR 中氨氮含量,說明許多氨氮已經隨著水的徑流進入了土壤.

表5 FEMR 和AEMR 中氨氮浸出結果(mg/L)Table 5 Results of ammonia leaching in FEMR and AEMR(mg/L)

上述試驗結果表明,FEMR 和AEMR 中重金屬存在較高的環境風險,其中Mn 的總量、賦存形態和毒性浸出結果都表明FEMR 和AEMR 中Mn 的環境風險需要被引起重視.FEMR 堆存轉化為AEMR過程中,BCR重金屬賦存形態分析中,除Pb和Mn外,其他重金屬總量均有所增加,重金屬Cd、Ni、Pb 酸溶態占比有所增加,而所有重金屬浸出濃度卻呈現出隨著堆存時間增加普遍升高的現象.造成這一現象的原因可能是多方面的.首先,取樣位置處于地勢較低點,高處部分重金屬通過水的徑流溶出后匯集到低處的AEMR 取樣點,這部分重金屬更易于浸出,從而導致AEMR 浸出濃度增加.其次,重金屬的總量受微生物活動[33]和堆存條件[34]的影響.微生物通過產生有機酸和螯合劑等物質,促進重金屬的溶解和釋放.同時,堆存中的溫度、濕度、氧氣和水分等環境因素會影響重金屬的溶解和遷移[35].此外,不同重金屬在碳酸鹽和氧化物等礦物中的賦存形態的穩定性也不同,因此在環境和微生物的影響下,不同重金屬的溶出量也會有所差異,從而導致堆存陳化后不同種類的重金屬總量有所增減.在堆存過程中,Mn可能發生氧化還原反應,特別是在氧化性條件下,Mn的價態可能發生變化,從Mn(II)向Mn(IV)或Mn(VII)轉化,這會導致Mn 的溶解度降低[36].另外,Pb 在堆存過程中可能與其他物質相互作用,形成更穩定的化合物[37],從而降低其溶解度.例如,Pb 可能與有機質和礦物質反應形成不溶性的沉淀物或配位化合物,進而降低Pb 的金屬總量[38].因此,FEMR 中許多處于沉淀中的Mn 和Pb 未完全浸出,進而造成堆存場中低處匯集該兩種重金屬量較少,而經過風化破碎、環境作用和微生物作用后產生的AEMR 中Mn 和Pb又有一部分被破碎轉化,導致這兩種重金屬總量處于降低趨勢.相對于Mn 和Pb,其他重金在環境中的遷移和流失具有一定的差異性,Cr 的流失相對較為復雜[39],Cr(III)通常具有較低的毒性和穩定性,不容易溶解和遷移.而Cr(VI)溶解度較高且具有較高的毒性,在環境中相對容易遷移和傳播.Cd 具有較高的溶解度和遷移性[40],相對于Mn 和Pb,Cd 的流失可能更為容易,尤其是在受到人類活動影響的污染地區.Ni 也具有較高的溶解度和遷移性,特別是在酸性環境條件下.Zn 具有較低的溶解度和可遷移性,但其溶解度會隨pH 值的降低而增加[41],而EMR 呈現出弱酸性,隨著雨水的侵蝕,pH 值會逐漸降低,增加了Zn 的溶解度.這些解釋只是可能的原因,不同的堆存過程和環境條件下,重金屬的行為可能會有所不同,具體的機制還需要通過進一步的研究和實驗來明確,以了解Mn 和Pb 等重金屬在堆存過程中具體的賦存和形態變化機理.同時,高濃度的Mn 和氨氮的浸出會對人類和自然界造成一定的威脅,人體長期暴露在高濃度Mn 環境中會引起Mn 中毒,雖無報道表明人體長期暴露在高氨氮的環境中存在健康風險以及土壤中氨氮含量高的生態風險,但水體中高氨氮問題被認為是最嚴重的水環境問題之一,需引起高度的重視[42].因此,要加強儲存管理,如建設專門的滲濾液處理設施,或采取集中處理或處理后回收的方式,盡量避免浸出液直接排放到環境中,以達到環境保護的目的.

3 結論

3.1 FEMR 和AEMR 中二水石膏和石英含量豐富,具有相似的物相組成,但AEMR 在堆存過程中受環境作用,陳化破碎程度更高,產生了大量不規則形態的顆粒,微觀結構較FEMR 更為松散.

3.2 FEMR 和AEMR 易溶鹽成分均為硫酸鹽和銨鹽,FEMR 和AEMR 中易溶鹽含量分別為12.25%和4.38%,FEMR 易溶鹽含量高于AEMR,表明EMR 在堆存陳化過程中部分易溶鹽已隨著地表水或降雨溶出,進而釋放至周圍環境中.

3.3 EMR 堆存陳化過程中酸溶態Mn的流失使Mn的環境風險由超高風險降低為中風險,AEMR 中Mn的總量仍高達3.28×104mg/kg,此外,其它金屬總量雖然遠低于Mn,但由于環境中累積的金屬無法降解,FEMR 和AEMR 中重金屬長期釋放風險仍需要被關注.

3.4 批次浸出試驗結果表明,FEMR 和AEMR 氨氮浸出濃度均高于GB 8978-1996《污水綜合排放標準》中15.00mg/L 的閾值.FEMR 氨氮浸出濃度更是達到了限值的20 多倍,且遠高于AEMR 中氨氮浸出濃度,說明EMR 在堆存陳化過程中存在著較大的環境風險.因此,必須采取適當無害化處理措施,對EMR 中氨氮去除后再堆存.

3.5 進行EMR 資源化利用時,需考慮兩種EMR 微觀結構的變化及其活化組分易溶鹽的含量.進行無害化處理時,兩種EMR 重金屬總量和賦存形態的變化及氨氮含量的變化需引起重視.