钢渣在海洋中无机固碳行为及其应用

柯 盛, 连 靖, 梁可安, 黄家添, 肖永贤, 张际标1, , 陈春亮

钢渣在海洋中无机固碳行为及其应用

柯 盛1, 3, 连 靖2, 梁可安2, 黄家添2, 肖永贤2, 张际标1, 2, 陈春亮1, 3

(1. 广东海洋大学 海洋资源与环境监测中心, 广东 湛江 524088; 2. 广东海洋大学化学与环境与学院, 广东 湛江 524088; 3. 广东海洋大学 分析测试中心, 广东 湛江 524088)

钢渣是钢铁生产过程中的副产物, 是一种放错的资源。钢渣投放在水体中可显著提升水体pH值, 并能吸收大量的CO2。为了解钢渣投放在海洋中可能引起的pH变化及其无机固碳能力, 本研究考察了不同粒径、钢渣含量、初始pH及是否扰动等条件下钢渣/海水的pH变化特征和固碳能力。结果表明, 不同条件下的钢渣/海水体系, 随着浸泡时间的延长, 浸出液pH初期都快速升高, 后期趋于平缓, 且钢渣粒径越小、投入钢渣含量越多及外加振荡作用, 都可使浸出液pH提升; 同时, 浸出液能维持的pH水平对钢渣/海水体系固碳效率影响较大, 而钢渣粒径的大小是钢渣固碳能力的最直接影响因素。本工作结果还表明, 在实海环境中投放一定量的钢渣有助于预防局部水体酸化, 并起到固碳减排的目的。

钢渣; 海水; 浸出特征; 固碳能力

钢渣是炼钢过程中排出来的废渣, 每产生1t粗钢, 约有0.1～0.2 t钢渣被排放[1]。钢渣中含有丰富的铁、钙、镁、硅等对海洋环境有益的元素, 其中的矿物相主要有硅酸三钙(3CaO·SiO2)、硅酸二钙(2CaO·SiO2)、钙镁橄榄石(CaO·MgO·SiO2)、钙镁蔷薇辉石(3CaO·MgO·2SiO2)、铁铝酸四钙(4CaO·Al2O3·Fe2O3)、金属铁、RO相(CaO、FeO、MgO等构成的固溶体)、游离氧化钙(F-CaO)等组成。为了将大量的炼钢废渣再次利用, 实现变废为宝, 国内外学者对钢渣的利用展开了研究。目前, 钢渣在陆域工程的使用最为广泛, 如作道路材料、回填材料、烧结矿原料、钢渣水泥、用于混凝土中的钢渣粉、地面砖和建筑用墙体材料等[2-3]。为了寻求钢渣更广阔的利用途径, 国内外学者逐渐将目光转移到钢渣在海洋中的应用, 如研究钢渣作为掺合物建造水泥基海洋生态材料, 用于建造人工鱼礁、海洋牧场和生态护岸工程等; 作为吸附剂清除海洋中的重金属、石油类及磷酸盐等污染物[4]; 利用高含量的活性铁, 促进浮游植物的成长, 提高海洋初级生产力, 实现生物固碳效果[5-6]。因为钢渣中大量的氧化钙、氧化镁等碱性氧化物能够有效的固定CO2[7], 钢渣固定CO2研究越来越受到国内外专家学者的关注。研究表明, Ca、Mg可通过矿物碳化的方法来减少CO2等废物排放[8], 为此利用钢渣富含的Ca、Mg可以大量捕获和储存CO2, 有效固定大气中CO2[9]; 钢渣固定CO2的能力受碱渣比、搅拌速度、反应温度和液固比的影响[10]。目前, 对钢渣无机固碳的研究主要集中于探究不同条件下钢渣固碳能力的研究, 对钢渣在海洋中固碳的研究较少。针对这一现状, 本研究以海水为介质, 研究考察不同环境条件下的钢渣在海水中的固碳行为和规律, 评估其固碳能力及固碳效应, 为钢渣应用到海洋中固碳提供一定的科学根据, 有利于钢铁行业拓宽降低单位GDP二氧化碳排放途径, 为我国早日实现碳达峰和碳中和目标作出贡献。

1 材料与方法

1.1 材料

本研究所用的钢渣由宝钢湛江钢铁有限公司提供, 采用的是滚筒钢渣处理工艺获得的黑色固态颗粒钢渣。该滚筒钢渣的主要化学成分为CaO、SiO2、MgO、铁氧化物等, 各成分具体含量如表1所示。

表1 湛江滚筒钢渣的化学成分(%)

注: MFe: 磁性铁; F-CaO: 游离氧化钙。

根据筛分结果, 湛江滚筒钢渣中绝大多数是粒径<10 mm不规则固体颗粒, 占总钢渣量的90.36%。湛江滚筒钢渣中各粒径钢渣占比情况如表2所示。

表2 湛江滚筒钢渣的粒径分布及含水率

1.2 实验和测试方法

1.2.1 不同条件下钢渣浸出实验

为了尽量与实际海洋环境条件相接近, 本实验是在敞开条件下利用空气中本身存在的CO2进行实验, 无需人为充入高纯度的CO2。浸出实验开始前, 选用粒径为原始钢渣、粒径小于2.5 mm的钢渣、粒径在2.5～5 mm的钢渣以及粒径在5～10 mm的钢渣(使用前经106℃烘干2 h); 为尽量扩展pH变化的区间, 试验用海水为湛江湾陈化一周后的海水(以获得更低的初始pH值), 陈化后的海水盐度为30.4, pH为7.30。

浸出实验组别设置如表3所示, 各组别考察周期为60 min, 并分别在第0、5、10、20、30、60 min等6个时刻点开展水温、pH监测, 并进行固碳量测试。

表3 钢渣/海水体系浸出实验组别

不同初始pH条件下的海水是通过滴加浓度为0、2%、4%、8%的NaOH溶液配制而成, 初始海水的pH分别为7.30、8.60、9.00、9.40。

搅动的动力条件是由振荡器提供, 转速为125 r/min。

考虑到粒径小于2.5 mm的钢渣占比最大, 不同初始pH、搅动条件及不同含量钢渣等实验用钢渣均采用粒径小于2.5 mm的钢渣。除不同含量钢渣组分外, 其余实验组分的钢渣含量都为250 g/L。

1.2.2 长期钢渣浸出实验

按照低、中水平放射性废物固化体标准浸出试验方法(GB/T7023-2011), 考察在敞开环境中不同粒径钢渣和不同含量钢渣在海水的固碳情况。本固碳实验设置5组30 L的浸泡缸组别(表4), 浸出实验开始前, 选用粒径为原始钢渣、粒径小于2.5 mm的钢渣、粒径在2.5～5 mm的钢渣以及粒径在5～ 10 mm的钢渣经高温烘干(106℃、2 h)备用。浸出介质为湛江湾口沙滤天然海水(未做陈化处理), 其盐度平均为31.4, pH平均为8.10。不同粒径钢渣实验组系列中, 除空白组外, 其他各组的钢渣含量都为100 g/L。

表4 钢渣长期浸出实验组系列

长期钢渣浸出实验设置如表4所示的实验组别, 各组别考察时长为90 d, 并分别在第0、1、2、4、7、10、14、21、28、35、42、60、90 d等13个时间节点开展监测[11]。在每个浸泡时刻结束后, 现场测试浸出液的水温、pH、盐度, 并采集100 mL的海水进行固碳量测定。考虑到长期浸泡实验所加海水量较大, 且浸泡期只采集很少量的海水用于测定固碳量, 因此在浸泡期未额外补水。同时, 为尽量减轻因钢渣堆积使底层的钢渣与CO2的反应不完全, 在各计划监测时间节点的前一天, 重新搅拌钢渣一次, 尽量减轻这种减缓作用对pH和固碳量等测定结果的影响。

1.2.3 pH、温度、盐度的测试

海水pH、温度、盐度的测定依照《海洋监测规范》(GB17378.4-2007)进行。

1.2.4 钢渣固碳量的测定

钢渣中CaO含量很大程度上高于MgO, 而CaO更容易吸水与CO2反应, 其中CaO约占43.08%[12], 所以钢渣固碳主要以碳酸钙为主, 即可将CaO的碳化量粗略地看成为钢渣的碳化量。钢渣中其他化合物( SiO2、Fe2O3、Al2O3、TiO2、MnO) 均难以与CO2发生自发反应, 可以忽略不计。钢渣原不含碳, 螯合反应后, 钢渣中碳量增加。钢渣的碳化量是衡量钢渣吸附CO2潜能的重要指标。

用稀硫酸进行滴定, 酚酞溶液(10 mL酚酞+ 90 mL乙醇)作为指示剂。根据反应方程式:

反应过程中有白色沉淀产生, 且随着稀硫酸的加入沉淀逐渐增多。当酚酞刚好褪色且0.5 min内不变色时, 停止滴定, 此时溶液的pH约等于8, 与实际海水pH值相接近[13], 因此认为通过本实验的方法测得的固碳量结果具有一定准确性。用马弗炉灼烧过(800℃)的玻璃纤维滤纸过滤溶液。将滤渣(包括玻璃纤维滤纸)置于坩埚中, 在烘箱中106℃烘干2 h后, 冷却后置于干燥器中, 然后称重, 记为1, 再将其放入800℃的马弗炉中高温烘烤1 h[14], 冷却后置于干燥器中, 然后取出称重, 记为2。因为硫酸钙分解温度为1 300℃, 所以反应生成的硫酸钙不会分解。高温反应方程式如下:

由此可以计算出钢渣固定CO2的质量, 即= (1–2)×1000, 单位为mg。

1.3 数据统计和分析方法

实验获得的各环境要素监测数据用Excel软件汇总和统计, 用Origin软件作图分析海水中水质要素随着浸泡周期的变化情况及钢渣/海水体系固碳量的变化, 用SPSS软件进行数据相关性分析。

2 短期实验结果与分析

2.1 不同环境条件下钢渣/海水体系浸出液的pH变化

通过考察不同环境条件下钢渣/海水体系浸出液的pH变化, 探究pH对固碳效果的影响, 结果如图1所示。

对于不同粒径的钢渣, 随着浸泡时间的延长, 浸出液pH也随之升高, 然后趋于平缓, 并且钢渣粒径越小, 浸出液pH增幅最大(图1a)。

对于钢渣含量不同时, 其浸出液的pH在浸泡初期快速升高, 5 min左右就可达到一个最大值, 而后有所下降, 后期pH上下波动并趋于平缓(图1b); 同时, 钢渣含量越高, pH增幅越大。

为了解不同初始pH下钢渣/海水体系浸出液的pH变化及固碳效率, 本工作还考察了初始pH为7.30、8.60、9.00、9.40的浸出体系添加钢渣后的pH变化, 结果如图1c所示。结果显示, 尽管初始pH有差异, 但钢渣/海水体系浸出液pH总体趋于一个相对较高的稳定值, pH都接近9.50。说明在250 g/L钢渣含量的体系中, 钙镁等的溶出可使浸出液酸碱度最高维持在pH≈9.50的水平。

此外, 不管是否有外动力扰动, 钢渣/海水体系浸出液的pH都能在短时间内可骤升至最大值, 然后在最大值附近上下波动; 当有外动力扰动时, 振荡扰动组别的pH明显高于不振荡组别的pH, 说明外动力扰动作用可加速钢渣钙镁的溶出过程, 可促进体系pH的提升(图1d)。

图1 不同环境条件下钢渣/海水体系浸出液的pH变化

2.2 不同环境条件下钢渣/海水体系各实验组固碳量变化

在考察不同环境条件下钢渣/海水体系浸出液pH变化的同时, 用稀硫酸滴定浸出液。抽滤获得的钢渣和析出物经过高温煅烧后, 可确定不同环境条件下钢渣/海水体系的固碳量[15], 结果如图2所示。

对于不同粒径的钢渣(图2a), 钢渣越细即粒径越小时越容易反应, 因此粒径小于2.5 mm的钢渣/海水体系固定的CO2最多, 主要是因为钢渣粒径越小, 比表面积越大, CO2反应的量也越大, 所以固碳量也越多。如图3所示, 钢渣固定CO2的量随着反应时间的延长变化不大, 表明钢渣固定CO2的反应在初期快速完成, 后期固碳反应变缓, 其原因是钢渣在固碳过程中, 不断形成的CaCO3会沉积在钢渣及其内部孔道的表面, 从而影响钢渣的表面活性, 进一步降低钢渣固定CO2的速率[16]。

对于不同含量的钢渣/海水体系(图2b), 随着钢渣与海水的固液比增大即钢渣含量占比增大, 在相同的条件作用下, 钢渣越多吸收CO2自然越多, 即钢渣固定CO2的量也随之增加[17]; 在室温条件下, 钢渣含量为500 g/L时, 生成碳酸钙远比其他实验组的多, 说明即使在每升海水中钢渣含量高达500 g时,钢渣/海水体系仍有剩余的固碳能力。

对于不同初始pH下钢渣/海水体系, 结果显示, 海水pH为9.4时的钢渣固定CO2能力较其他三个实验组都高, 表明借助外加的低浓度碱, 可以有效地强化钢渣对CO2的固定。其原因是在NaOH作用下更容易使钢渣中的钙浸出生成Ca(OH)2, 同时体系中的NaOH会吸收CO2生成Na2CO3, Na2CO3又会快速与Ca(OH)2反应生成碳酸钙[18], 因此体系固碳能力得到提升(图2c)。

图2 不同环境条件下钢渣/海水体系固碳量的变化

图3 不同粒径钢渣/海水体系固碳量随时间的变化

在外动力扰动下, 振荡能够大幅度地降低扩散传质阻力[19], 有利于CO2与NaOH反应生成Na2CO3、NaOH扩散至CaO表面反应生成Ca(OH)2, 生成的Na2CO3与Ca(OH)2有效接触快速生成CaCO3, 反应速率得到快速提升, 固碳量则几乎增加4倍(图2d)。该结果也表明, 外力扰动下可以显著降低传质阻力从而提高反应能力, 所以在开阔海洋环境下, 潮流动力的作用大大提升钢渣固定海水中CO2的量和效率。

2.3 影响钢渣/海水体系固碳效率的因素分析

钢渣在水体中的溶出行为表明[20], 大部分出厂钢渣在水体中可以有效溶出钙镁元素, 促使浸出液pH上升, 同时通过以下反应吸收部分CO2。

从上述反应式可知, 一般凡是能促进反应向右进行的作用或因素, 都能提升钢渣/水体体系的固碳量。从表5中固碳量与各环境要素依赖关系可以看出, 固碳量与海水pH之间线性方程斜率绝对值最大,说明海水pH是影响钢渣在海洋中固碳量的直接因素, 钢渣/海水体系维持的pH越高, 固碳效果越好; 固碳量与钢渣粒径之间的斜率绝对值其次, 钢渣粒径与固碳量呈负相关, 由于钢渣的粒径可直接影响海水的pH, 从而间接影响钢渣在海水中的固碳能力, 即钢渣粒径越小, 海水的pH就越高, 在相同条件下固碳量越多, 固碳效果越好; 固碳量与钢渣含量建立的方程斜率最小, 说明钢渣含量越高, 在相同条件下固定的二氧化碳量越多, 固碳效果越好。

表5 固碳量与各环境要素的线性相关关系

此外, 钢渣在海水中短期浸泡结果表明, 钢渣粒径的大小、钢渣投入量、外动力的作用及体系能维持的pH水平等对钢渣/海水体系固碳效率影响较大, 表现为各环境要素与固碳量呈高度相关特征(表6)。表6中结果显示, 固碳量和海水pH、固碳量与钢渣含量呈正相关, 固碳量与钢渣粒径呈负相关, 其中固碳量与钢渣粒径的相关性最强(= –0.998), 说明钢渣粒径是影响固碳效率高低的根本因子。海水pH与钢渣含量之间也存在显著的相关性(= 0.910), 因为刚加入钢渣时, 海水的pH骤增, 空气中的二氧化碳会与钢渣溶出的钙、镁离子结合生成碳酸钙、碳酸镁等难溶物质, 反而会抑制钙、镁的进一步溶出, 从而促进钢渣/海水体系中pH增加[21], 且随着钢渣粒径越小、钢渣含量越高抑制作用越强烈; 不过, 随着时间的延长, pH逐渐下降, 并趋于平缓, 但总体上都高于原来海水的pH值。但过高的pH反而会使固碳效果下降, 其原因是pH过高反应加快导致生成的碳酸钙附着于钢渣表面[22], 从而阻碍了反应的继续发生, 继而影响固碳效率。

表6 各环境因素之间相关结果

注: *表示相关性在<0.05(双侧检验)时显著, **表示相关性在<0.01(双侧检验)时显著。

3 钢渣在海洋环境中的固碳能力评估和应用分析

3.1 钢渣在海水中90 d浸泡固碳量变化

为充分了解目标钢渣在实海环境中的固碳水平, 本工作还考察了不同粒径钢渣在海水中浸泡90d后较长时间固碳含量变化, 结果如图4所示。

图4 不同粒径钢渣在海水中90 d浸泡期间的pH和固碳量变化

图4表明, 在海水体积一定的情况下, 不同粒径的钢渣在浸泡初期, pH升高迅速, 一天内pH可从8.70升高到10.00; 在中后期, 原始钢渣和较小粒径的钢渣浸泡体系的pH仍能缓慢增加, 其中原始钢渣的pH最高升至11.10, 粒径<2.5 mm钢渣体系pH最高可升至11.60; 而较大粒径的浸泡体系, 2 d后pH开始略有降低, 后期整体稳定。该结果再一次表明, 钢渣粒径越小浸出液pH越高, 原因也是由于钢渣中含有大量的氧化钙、氧化镁等, 投加到海水中, 会迅速发生水解, 使得溶液pH值上升; 同时钢渣粒径越小, 氧化钙、氧化镁水解的量越多, 因此pH提升越高[23]; 对于粒径较大的钢渣, 可参与水解反应的有效面积更少, 可在更短的时间达到反应平衡, 因此浸泡体系后期pH变化不大。在浸泡后期pH值略有下降的原因可能是由于大气中的CO2会溶入海水中, 致使溶出的钙镁离子等部分离子产生沉淀, 从而引起海水pH值的缓慢下降; 同时, 当CaO的溶出使海水的pH升高到一定值后, 会生成Mg (OH)2沉淀, 因此海水中的Mg2+起到缓冲作用, 避免了海水pH值继续升高[24], 如下式:

由图4还可看出, 不同粒径的钢渣在海水中90 d的固碳量变化整体随粒径减小而增大, 即随着浸泡时间的增加, 钢渣粒径越小固定的二氧化碳越多, 粒径较大的钢渣则随固碳时间的增加固碳能力逐渐降低。与浸泡体系pH的变化类似, 在刚开始的时候, 钢渣中的钙镁溶出较快, 水解反应最剧烈, pH升高最快, 因此固碳效率最高; 随着时间的延长, 吸收的CO2不断增加, pH逐渐下降, 固碳能力也随之降低。该结果也表明, 钢渣投放在海水中, 尽管初期水体pH有显著的提升, 但后期由于CO2的不断吸收, pH会逐渐降低[25], 因此, 对开阔的海洋中, 适量投放钢渣, 不会对海洋的酸碱环境产生长远的影响。

3.2 钢渣在海洋固碳减排中的应用分析

目前, 钢渣通过热闷法、陈化法、热泼法、滚筒法、风淬法、水淬法进行预处理, 再通过化学、物理、热力活化等方式激发钢渣活性, 进而提取有价值组分、冶炼溶剂、做充填材料、做建材以及应用于农业等方式[26]进行综合利用, 其中做路基材料、沥青路面、制水泥、透水砖等是最为常用的资源化利用方式[27]。

我国力争2030年前实现碳达峰, 2060年前实现碳中和, 这对我国能源转型提出了紧迫和更高的要求[28]。我国钢铁工业未来发展将呈现质量提升、技术提升、绿色发展、降耗减碳、布局优化、产业延伸、流程演变、兼并重组等特点[29]。2019年, 我国能源消费二氧化碳排放占全球的比重为29%。当前, 全国能源消费产生的二氧化碳排放占二氧化碳排放总量的85%, 占全部温室气体排放的约70%[30]。在此大背景下, 能源行业低碳发展的关键着力点, 是做好碳排放的加减乘除[31]。

本工作结果表明, 钢渣至于海水中, 钙镁均呈正溶出。当钢渣投入海水后, 溶出的Ca、Mg氧化物促进海水的pH升高, 同时与海水中的碳酸根离子反应生产难溶的碳酸钙、碳酸镁, 促进海水吸收更多大气中的二氧化碳[32], 达到无机固碳的效果。不过, 生成的难溶碳酸钙、碳酸镁驻留在钢渣表面又会抑制钢渣中Ca、Mg的进一步溶出, 且随着投入的钢渣粒径越小、量越多抑制效应越大。总体而言, 海水固碳量变化随钢渣粒径减小、钢渣含量的增加而增大, 即随着浸泡时间的增加, 钢渣粒径越小、钢渣投入量越多固定的二氧化碳越多。而较大粒径的钢渣/体系则随固碳时间的增加固碳能力逐渐降低。因此, 钢渣置于海水中, 可有效促进海水中CO2的固定, 并通过海水中碳酸盐平衡体系, 吸收大气中的CO2, 所以, 钢渣在海洋固碳减排中具有一定的贡献。

本工作的结果还表明, 钢渣入海后, 新增产物是CaO、MgO、Si2O3、Fe2O3、Si、Fe和少量P等[33]。其中, 钢渣中含有的Si、Fe和P等浮游植物生长生活必需的微量元素, 在一定程度上还可促进浮游植物的生长, 且浮游植物通过吸收N、P等营养盐元素还能缓解海水富营养化[34]。所以认为钢渣可作为固碳材料投放于近海海域中, 在一定程度可以促进浮游植物的生长达到聚鱼的目的, 但又不会加重海域的富营养化程度[35], 还能在一定程度上吸附大气中的二氧化碳, 且不会显著改变海水的理化性质[36]。此外, 加入钢渣后, 海水的pH短期内骤增, 但随着时间的延长, pH逐渐下降, 并趋于平缓, 但总体上都高于原来海水的pH值, 从而具有潜在抵抗海水酸化的可能性[37], 总体对海水的生态环境无影响。

综上所述, 从海洋生态环境安全的角度看, 钢渣应用于海洋环境中, 不存在对海洋生态环境方面的负面影响。即使将钢渣实际投放于海洋中可能使局部水体pH升高, 由于海洋是一个巨大的、开放的缓冲体系, 也可缓冲海水中的pH值, 不会对海水的pH值产生太大的影响[38]。因此, 投放一定量的钢渣在实际海洋中, 不仅不会污染海水环境, 还能在一定范围提高海水pH值, 从而达到降低海水酸化的可能性, 是钢渣循环再利用的有效途径之一。

4 结论

本工作通过考察湛江钢铁滚筒钢渣在不同粒径及不同含量的钢渣/海水体系中的溶出行为, 获得了钢渣在不同浸泡时间下海水中pH的变化规律, 评估了钢渣/海水体系的无机固碳能力, 进一步探讨钢渣在海洋中应用可能性, 获得了以下结果:

(1) 对于投放不同粒径、不同含量的钢渣/海水体系, 随着浸泡时间的延长, 浸出液pH都随之升高, 然后趋于平缓, 并且钢渣粒径越小、投入钢渣含量越多, 浸出液pH增幅越大。其原因是钢渣中含有大量的氧化钙、氧化镁等, 投加到海水中, 会迅速发生水解, 使得溶液pH值上升, 但后期由于CO2的不断吸收, pH会逐渐降低。

(2) 钢渣粒径的大小、钢渣投入量、外动力的作用及体系能维持的pH水平等对钢渣/海水体系固碳效率影响较大, 且钢渣粒径的大小是钢渣固碳能力的最直接影响因素。

(3) 分析结果证明, 通过海水中碳酸盐平衡体系, 将钢渣投入到海洋中不仅可以有效吸收大气中的CO2, 促进海水中CO2的固定, 且在一定程度上还可促进浮游植物的生长达到聚鱼的目的, 又能缓解海水富营养化, 而不显著影响海水的理化性质。所以认为, 投放一定量的钢渣在海洋中进行无机固碳具有一定的生态环境安全性。

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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

广东省科技计划项目(2016A020225004); 广东海洋大学大学生创新创业训练计划项目(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, 广东湛江人, 硕士, 实验师, 主要从事海洋资源与环境研究, E-mail:163kesheng@163.com; 张际标(1971—), 男,通信作者, 江西赣州人, 博士, 教授, 主要从事海洋资源与环境研究, E-mail:gdouzhjb@qq.com

(本文编辑: 康亦兼)