鎂熱劑/鋁熱劑體系SHS法固化處理無鈣焙燒鉻渣

徐亞紅，徐中慧，蔣灶，肖博

（1西南科技大學固體廢物處理與資源化教育部重點實驗室，四川 綿陽 621010；2西南科技大學非煤礦山安全技術四川省高等學校重點實驗室，四川 綿陽 621010）

鎂熱劑/鋁熱劑體系SHS法固化處理無鈣焙燒鉻渣

徐亞紅1,2，徐中慧1,2，蔣灶1,2，肖博1,2

（1西南科技大學固體廢物處理與資源化教育部重點實驗室，四川 綿陽 621010；2西南科技大學非煤礦山安全技術四川省高等學校重點實驗室，四川 綿陽 621010）

采用Al-Fe2O3（鋁熱劑）和Mg-Fe2O3（鎂熱劑）2種自蔓延高溫合成體系（SHS）對無鈣焙燒鉻渣（COPR）進行固化處理，并通過浸出毒性試驗對自蔓延產物的無害化效果進行評估。研究結果表明：2種反應體系均可實現鉻渣的高效無害化，其中鋁熱劑體系和鎂熱劑體系鉻渣含量分別高達80%和85%，其自蔓延產物浸取濃度ρ(總鉻)和ρ(六價鉻)分別低于4.5、1.5 mg·L-1，符合生活垃圾填埋場污染控制標準GB 16889—2008，可進行填埋處置。在SHS反應過程中，六價鉻還原率均高于90%，還原后的六價鉻主要以非晶形式彌散分布于自蔓延產物中，且部分鉻離子參與MgAlCrO4尖晶石等礦物的形成，鉻元素同時以物理和化學固定化的形式存在于自蔓延產物中。

無鈣焙燒鉻渣；自蔓延高溫合成；浸取；還原；固定化

引 言

鉻鹽無鈣焙燒工藝因不添加鈣質輔料，可大幅減少鉻渣產生量，是目前國內外鉻鹽生產的主要方法[1-3]。然而，由于該生產工藝鉻的利用率較低，導致鉻渣中殘留的總鉻含量高達10%以上[4]。同時無鈣焙燒過程的基本化學反應與有鈣焙燒工藝大致相同，因此無鈣焙燒鉻渣中仍然含有致畸、致癌和致突變特性的六價鉻[5-7]，屬于危險廢物，必須進行無害化處置。目前常見的無鈣焙燒鉻渣處置技術存在如下缺陷：干法解毒能耗高[8-9]、濕法解毒不徹底且易造成二次污染[10-11]、微生物法解毒時間長[12-13]、膠凝材料固化增容比高[14-15]，難以適應大規模工業應用，因而有必要尋求一種新的鉻渣無害化處置方法。

自蔓延高溫合成技術自 1953年在《強放熱化學反應自蔓延的過程》一文中首次提出之后在冶金、材料和危險廢物處置領域的研究受到了國內外學者的廣泛關注[16-19]。自蔓延高溫合成反應是一種強烈的放熱型反應。鎂熱劑反應和鋁熱劑作為常見的自蔓延高溫合成反應，其反應絕熱溫度均在1800 K以上[20-21]。而無鈣焙燒鉻渣中存在的高含量、高價態的鐵和鉻均可作為氧化劑參與自蔓延反應[22-23]。因此，本研究采用Al-Fe2O3-COPR和Mg-Fe2O3-COPR 2種SHS反應體系對無鈣焙燒鉻渣進行固化處置，探討了SHS法無害化處置無鈣焙燒鉻渣的可行性，評估了Mg-Fe2O3-COPR和Al-Fe2O3-COPR 2種反應體系鉻渣SHS技術處置的無害化效果，并分析了鉻元素在SHS反應過程中的化學行為。

1 材料與方法

1.1 材料

無鈣焙燒鉻渣取自重慶某化工廠，于 DHG型恒溫干燥箱中105℃下干燥24 h，后經行星球磨機研磨10 min（頻率40 Hz）備用。利用X射線熒光光譜儀（XRF，Axios型，荷蘭帕納科公司）分析鉻渣的化學成分。由表1可知，無鈣焙燒鉻渣中主要元素為Fe、Cr、Mg和Al，其中Fe含量（以Fe2O3計）最高，為51.00%，Cr含量（以Cr2O3計）為12.8%。與有鈣焙燒鉻渣相比，無鈣焙燒鉻渣中鐵和鉻元素含量很高，可作為氧化劑參與自蔓延反應。

表1 鉻渣化學成分分析Table 1 Chemical compositions of COPR/% (mass)

1.2 參數設計

為充分利用鉻渣中的有效成分，以Fe2O3為氧化劑，分別以Al粉或Mg粉為還原劑。前期試驗研究發現當鋁熱劑體系w(鉻渣)超過 80%、鎂熱劑體系w(鉻渣)超過 85%時，體系自蔓延反應難以引發且不易自維持，因此本研究選定w(鉻渣)為 60%、70%、80%和 85%作為試驗組。基于以下兩條假設進行物料配比：①鉻渣中的鐵以Fe2O3形式存在且參與自蔓延反應；②鉻渣中的鉻以 Cr2O3形式存在且參與自蔓延反應，并按所需還原劑量將Cr2O3等價轉換為Fe2O3。樣品編號及物料配比詳見表2。試驗前將物料按配比混合，攪拌10 min，混合均勻。混合物料于自制簡易圓形容器中輕輕壓實后通過鎂條引燃自蔓延反應。為減少人為誤差，每組試驗設置3個平行樣。

表2 樣品編號及物料配比Table 2 Sample ID and material proportion of SHS reaction/g

1.3 樣品測試及表征

依據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》分別對鉻渣原樣和自蔓延產物進行浸出毒性試驗，浸出液ρ(總鉻)采用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP，Icap6500型，美國ThermoFisher公司）測試，ρ(六價鉻)采用離子色譜儀（IC，IC-881型，瑞士萬通公司）測試。鉻渣及自蔓延產物的物相組成采用X射線衍射儀（XRD，X' Pert PRO型，荷蘭帕納科公司）進行分析，微觀形貌采用立體掃描電子顯微鏡系統進行表征（SEM，S440型，英國Leica Cambridge公司）。

2 結果與討論

2.1 鉻渣SHS法無害化處置效果

國家《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》明確指出第1類重點防控對象是鉻、鉛、汞、鎘和類金屬砷等生物毒性強且污染嚴重的重金屬元素，其中重金屬的抗浸出性能是衡量固化體安全性的重要指標[24]。鉻渣原樣浸出液中ρ(總鉻)=(81.00±3.09)mg·L-1，ρ(六價鉻)=(95.42±3.51) mg·L-1（均遠遠高于GB 5085.3—2007《危險廢物鑒別標準 浸出毒性鑒別》限值15.00、5.00 mg·L-1），屬于具有浸出毒性的危險廢物，必須進行無害化處置。經自蔓延高溫反應處置后，自蔓延產物的毒性浸出濃度均大幅降低（圖1），其中ρ(總鉻)均小于 4.5 mg·L-1，ρ(六價鉻)未檢出[不包括ρ（A70）=1.11 mg·L-1]。依據HJ/T 301—2007《鉻渣污染治理環境保護技術規范》，試驗組配比下的自蔓延產物符合GB 16889的生活垃圾填埋場的要求，可進行填埋處置。自蔓延高溫反應可實現鉻渣的高效無害化，且鉻渣經自蔓延高溫反應處置后無需后續處理即可進入生活垃圾填埋場。

圖1 自蔓延產物的毒性浸出濃度Fig.1 Toxic leaching concentrations of SHS products

按HJ 687—2014《固體廢物 六價鉻的測定 堿消解/火焰原子吸收分光光度法》和 GB 5085.3—2007《危險廢物鑒別標準 浸出毒性鑒別》中的《附錄S 固體廢物 金屬元素分析的樣品前處理 微波輔助酸消解法》對鉻渣及自蔓延產物進行消解。鉻渣中w(六價鉻)高達 1542 mg·kg-1，w(總鉻)高達40183 mg·kg-1，自蔓延產物中w(六價鉻)最高僅為 101.53 mg·kg-1，經計算體系中六價鉻的還原率（六價鉻還原率=[反應前w(六價鉻)-反應后w(六價鉻)]/反應前w(六價鉻)）最高可達98.14%（表3）。自蔓延產物中w(六價鉻)的急劇降低說明六價鉻在自蔓延高溫反應過程中發生了還原反應，與自蔓延產物毒性浸出試驗結果相一致。

表3 自蔓延反應體系反應前后六價鉻的質量濃度Table 3 Mass concentration of Cr(Ⅵ) before and after SHS process

由表3可知，鋁熱反應體系比鎂熱反應體系更為穩定，對六價鉻的還原固化效果優于鎂熱體系，這可能與鉻渣自蔓延反應產物熔融和致密化程度有關。在反應體系維持自蔓延的前提下，降低w(熱劑)可有效提高鉻渣的處置量，降低鉻渣處置成本，但鋁熱反應體系鉻渣無害化效果隨w(熱劑)降低而降低，其主要原因有三。一是Tad隨w(熱劑)降低而降低[25]，不利于反應物料的熔融，自蔓延產物難以形成密實的固熔體，對鉻元素的物理固封效果變差。二是反應體系中w(鉻)隨w(熱劑)降低而增大，必然導致自蔓延產物浸出濃度增大。三是隨w(熱劑)降低，體系中還原劑不足（氧化劑過量），氧化還原反應不充分，被還原六價鉻比例下降，故自蔓延產物浸出濃度升高。

2.2 XRD分析

圖2為鉻渣及自蔓延產物的XRD分析譜圖。從圖中可以看出，鉻渣的主要礦物組成是鉻鐵尖晶石和氧化鐵。在未預熱條件下Mg-Fe2O3和Al-Fe2O32種自蔓延反應體系反應絕熱溫度雖然均為 3148 K，但實際反應條件并非絕熱環境，且反應體系中的鉻渣中含大量無法參與自蔓延反應的雜質成分。因此當反應體系和w(鉻渣)不同時，體系反應溫度不同且遠低于實際設計的絕熱燃燒溫度Tad[23]，不利于反應物料熔融分解形成新的礦物，致使2種反應體系自蔓延產物物相組成不同。

圖2 鉻渣及自蔓延產物XRD譜圖Fig.2 XRD patterns of COPR and SHS products

鉻渣添加量為60%和70%時，鎂熱劑體系下自蔓延產物中礦物相組成主要為 MgO、TiFe、Cr0.5Ti0.5N。其中Cr0.5Ti0.5N是被還原的鉻、鈦在高溫下與空氣中的氮氣反應生成[26-27]，說明部分鉻元素在SHS反應過程中被還原成單質，另一部分則被固化在密實均勻的固熔體中。鉻渣添加量為80%和85%時，體系中主要生成了 MgAl2O4尖晶石、MgAlCrO4尖晶石，說明部分鉻元素以三價形式參與新礦物形成，進入到了礦物的晶格中，實現了對鉻元素的化學固化。

由圖2(b)可知，鋁熱劑體系下自蔓延產物中的主要礦物相為MgAl2O4和NiAl2O4尖晶石，為氧化物在高溫條件下反應生成。圖譜中未見明顯鉻礦物特征衍射峰，推測鉻元素可能以非晶形式彌散分布于自蔓延產物中。當鉻渣添加量為70%和80%時，自蔓延產物中除尖晶石外還出現了Fe3O4。Fe3O4的生成表明空氣中的氧氣作為氧化劑參與了自蔓延反應。

鉻元素還可能以非晶形式彌散分布于自蔓延產物中。自蔓延產物中所含主要金屬元素的r（離子半徑）顯示r(Cr2+/Cr3+)與其他陽離子半徑r相差很小（表4[28]）。根據索波列夫的觀點：在同電價和離子類型情況下，當（r1-r2）/r2<10%～15%（其中r1>r2）時很容易形成完全類質同象；當25%<(r1-r2)/r2<40%時即使高溫條件也不能形成完全類質同象，低溫下不能形成類質同象。經計算發現Cr2+和Cr3+與同電價離子間很容易發生替換（除[r(Fe3+)-r(Al3+)]/r(Al3+)=17.54%外其他均小于15%），而Cr6+很難以替位方式存在于晶格中。基于Rietveld法[29-31]對樣品中晶體衍射曲線進行結構精修，由表5可知各晶體晶胞參數a與無機晶體結構數據庫ICSD（inorganic crystal structure database）標準卡片中的值相比均發生了 10-3～10-4nm量級的微弱變化，可能系含鉻離子替位或填隙所致[32]，即六價鉻被還原后可能參與新礦物的形成從而進入礦物晶格中實現固化。

表4 離子半徑Table 4 Ionic radius/nm

表5 自蔓延產物中晶體晶胞參數計算結果Table 5 Calculated results of crystal parameters in SHS products

2.3 SEM分析

圖3 鉻渣及自蔓延產物SEM圖Fig.3 SEM micrograph of COPR and SHS products

圖3為鉻渣原樣及自蔓延反應產物的微觀結構。鉻渣是鉻鐵礦、純堿和返渣混料高溫煅燒后的尾渣，主要由殘留的鉻鐵礦顆粒及圓球松散堆積組成，表面粗糙且不規則，因而鉻元素容易浸出。從鎂熱劑體系 SEM 圖中可以看出，鉻渣中原先結構松散的不規則顆粒物部分參與自蔓延反應熔融，另一部分則被包裹在熔融物中并形成密實的固熔體，實現鉻元素的穩定化。由于其自蔓延產物中主要為粒度大小分布不均勻的MgO和MgAl2O4尖晶石，導致其結構松散不緊湊[33]。對比鋁熱劑體系的SEM圖發現，鋁熱劑體系中的反應物料完全熔融，自蔓延產物較鎂熱劑體系更為密實。這主要是由于鋁熱反應中氧化產物（Al2O3）的熔點遠低于鎂熱反應中的氧化產物（MgO），使其在自蔓延反應中完全熔融形成新的礦物，這與 XRD分析結果相一致。當鉻渣添加量為60%時，自蔓延產物熔融后冷卻凝結成互相粘連的塊體，產物中尖晶石形狀分明，晶界清晰；鉻渣添加量為70%和80%時，自蔓延產物呈完整塊體，紋路清晰，由于自蔓延反應溫度較高，反應過程存在劇烈噴濺現象，因此產物表面冷凝著較多球狀顆粒[34]。鉻元素在SHS反應過程中參與了新礦物的形成，同時高溫熔融物迅速冷卻形成密實的固化體，實現了鉻元素的穩定化。

3 結 論

（1）SHS法固化處置鉻渣的無害化效果優良，鉻渣處置量大。鎂熱劑體系w(鉻渣)≤85%、鋁熱劑體系w(鉻渣)≤80%時，自蔓延產物浸出液ρ(總鉻)和ρ(六價鉻)均低于HJ/T 301—2007限值，自蔓延產物可進入符合GB 16889的生活垃圾填埋場進行填埋。自蔓延高溫合成法對鉻渣中六價鉻的還原率高達90%以上，最高可達98.14%。

（2）自蔓延反應體系Tad隨w(鉻渣)升高而降低，并且反應體系實際燃燒溫度T<3148 K，XRD和SEM分析表明，高溫促使反應體系物料在反應過程中熔融并迅速冷卻形成密實均勻的固熔體，T不同導致自蔓延產物物相、微觀形貌和毒性浸出濃度ρ不同。六價鉻在SHS反應過程中被還原，主要以非晶形式彌散分布于固熔體中，并且部分鉻離子進入鎂鋁尖晶石、鎳鋁尖晶石等礦物的晶格中參與礦物形成。SHS反應體系通過化學固化和物理固封作用實現對鉻渣的解毒固化處置。

（3）SHS法固化處理鉻渣工藝可行，但如何通過自蔓延反應實現鉻渣中鐵元素的高效回收利用有待進一步研究，此外，有必要尋求一種成本更低且適宜工程應用的自蔓延反應體系。

[1] WEBER R, ROSENOW B, BLOCK H D,et al. Process for the preparation of sodium dichromate: US5273735[P]. 2007-05-22.

[2] QI T G, LIU N, LI X B,et al. Thermodynamics of chromite ore oxidative roasting process[J]. Journal of Central South University,2011, 18(1): 83-88.

[3] CHEN G, WANG X H, DU H,et al. A clean and efficient leaching process for chromite ore[J]. Minerals Engineering, 2014, 60(2):60-68.

[4] 趙備備, 王少娜, 鄭詩禮,等. 鉻鹽無鈣焙燒渣加壓硫酸浸出[J].過程工程學報, 2014, 14(6): 915-922.ZHAO B B, WANG S N, ZHENG S L,et al. Pressure leaching of chromium-containing slag from non-calcium roasting with sulfuric acid[J]. The Chinese Journal of Process Engineering, 2014, 14(6):915-922.

[5] SUN Z, ZHENG S L, XU H B,et al. Oxidation decomposition of chromite ore in molten potassium hydroxide[J]. International Journal of Mineral Processing, 2007, 83(1/2): 60-67.

[6] ZHANG B, SHI P Y, JIANG M F. Advances towards a clean hydrometallurgical process for chromite[J]. Minerals, 2016, 6(1): 7.

[7] ALTUNDOGAN H S, OZER A, TUMEN F. A study on the reduction of hexavalent chromium in aqueous solutions by vinasse[J].Environmental Technology, 2004, 25(11): 1257-1263.

[8] 王天貴, 余錫孟, 俞力家. 鉻渣還原解毒工藝: 101168085[P].2008-04-30.WANG T G, YU X M, YU L J. Chromium slag reduction detoxification technique: 101168085[P]. 2008-04-30.

[9] WANG T G, HE M L, PAN Q. A new method for the treatment of chromite ore processing residues[J]. Journal of Hazardous Materials,2007, 149(2): 440-444.

[10] MOON D H, WAZNE M, DERMATAS D,et al. Long-term treatment issues with chromite ore processing residue (COPR): Cr6+reduction and heave[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 143(3): 629-635.[11] MOON D H, WAZNE M, JAGUPILLA S C,et al. Particle size and pH effects on remediation of chromite ore processing residue using calcium polysulfide (CaS5)[J]. Science of the Total Environment,2008, 399(1/2/3): 2-10.

[12] QUAN X J, TAN H Q, ZHAO Y C,et al. Detoxification of chromium slag by chromate resistant bacteria[J]. Journal of Hazardous Materials,2006, 137(2): 836-841.

[13] DHAL B, THATOI H N, DAS N N,et al. Chemical and microbial remediation of hexavalent chromium from contaminated soil and mining/metallurgical solid waste: a review[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 250/251: 272-291.

[14] LAFOREST G, DUCHESNE J. Immobilization of chromium (Ⅵ)evaluated by binding isotherms for ground granulated blast furnace slag and ordinary Portland cement[J]. Cement and Concrete Research,2005, 35(12): 2322-2332.

[15] SHI Y M, DU X H, MENG Q J,et al. Reaction process of chromium slag reduced by industrial waste in solid phase[J]. Journal of Iron and Steel Research, International, 2007, 14(1): 12-15.

[16] SUBRAHMANYAM J, VIJAYAKUMAR M. Self-propagating high-temperature synthesis[J]. Journal of Materials Science, 1992,27(23): 6249-6273.

[17] LI B Y, RONG L J, LI Y Y,et al. Synthesis of porous Ni-Ti shape-memory alloys by self-propagating high-temperature synthesis:reaction mechanism and anisotropy in pore structure[J]. Acta Materialia, 2000, 48(15): 3895-3904.

[18] PORCU M, ORRU R, CAO G. On the use of industrial scraps for the treatment of zinc hydrometallurgical wastes by self-propagating reactions[J]. Chemical Engineering Journal, 2004, 99(3): 247-256.

[19] MAO X H, QIN Z G, YUAN X N,et al. Immobilization of simulated radioactive soil waste containing cerium by self-propagating high-temperature synthesis[J]. Journal of Nuclear Materials, 2013,443(1/2/3): 428-431.

[20] 胡文彬, 劉威威, 鄭子樵, 等. 自蔓延高溫反應過程中熱化學的編程計算[J]. 中國有色金屬學報, 1994, (1): 59-63.HU W B, LIU W W, ZHENG Z Q,et al. Programmed calculation of thermochemistry in self-propagating high temperature reaction[J].Transactions of Nonferrous Metals Society of China, 1994, (1):59-63.

[21] WANG Y, ZHU J X. Preparation of lead oxide nanoparticles from cathode-ray tube funnel glass by self-propagating method[J]. Journal of Hazardous Materials, 2012, 215/216: 90-97.

[22] MOSSINO P. Some aspects in self-propagating high-temperature synthesis[J]. Ceramics International, 2004, 30(3): 311-332.

[23] 路新, 郭志猛, 羅上庚, 等. 自蔓延高溫合成固定放射性廢物[J].硅酸鹽學報, 2003, 31(2): 205-208.LU X, GUO Z M, LUO S G,et al. Self-propagating high temperature synthesis of radioactive waste immobilization[J]. Journal of the Chinese Ceramic Society, 2003, 31(2): 205-208.

[24] HUANG X, HUANG T, LI S,et al. Immobilization of chromite ore processing residue with alkali-activated blast furnace slag-based geopolymer[J]. Ceramics International, 2016, 42(8): 9538-9549.

[25] CHEN M, ZHANG F S, ZHU J. Detoxification of cathode ray tube glass by self-propagating process[J]. Journal of Hazardous Materials,2009, 165(1/2/3): 980-986.

[26] WANG L Y, PEHLKE R D. High temperature thermodynamics of the Cr-Cr2N-N2system[J]. Metallurgical and Materials Transactions B,1988, 19(3): 471-476.

[27] HIROTA K, TAKANO Y, YOSHINAKA M,et al. Hot isostatic pressing of chromium nitrides (Cr2N and CrN) prepared by self-propagating high-temperature synthesis[J]. Journal of the American Ceramic Society, 2010, 84(9): 2120-2122.

[28] А. И. 耶菲莫夫, 等. 無機化合物性質手冊[M]. 高勝利, 宋俊峰,過瑋, 譯. 西安: 陜西科學技術出版社, 1987.ЕФИMOB А И,et al. Handbook of Inorganic Compounds Properties[M]. GAO S L, SONG J F, GUO W, trans. Xi’an: Shaanxi Science and Technology Press, 1987.

[29] GIANNINI C, GUDI A, MILLINI R. Quantitative phase analysis by combining the Rietveld and the whole-pattern decomposition methods[J]. Journal of Applied Crystallography, 2002, 35(4):481-490.

[30] CHRYSOCHOOU M, DERMATAS D. Application of the Rietveld method to assess chromium(Ⅵ) speciation in chromite ore processing residue[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 141(2): 370-377.

[31] TANI E, YOSHIMURA M, SOMIYA S. Revised phase diagram of the system ZrO2-CeO2below 1400℃[J]. Journal of the American Ceramic Society, 1983, 66(7): 506-510.

[32] 趙有文, 苗杉杉, 董志遠, 等. 磷化銦中鐵原子替位與填隙的熱致轉變及其對材料性質的影響[J]. 物理學報, 2007, 56(9): 5536-5541.ZHAO Y W, MIAO S S, DONG Z Y,et al. Thermally induced Fe atom transition from substitutional to interstitial sites in InP and its influence on material property[J]. Acta Physica Sinica, 2007, 56(9):5536-5541.

[33] 李春虎, 趙九生, 王大祥, 等. 納米MgO和MgAl2O4尖晶石的制備與表征[J]. 無機材料學報, 1996, (3): 557-560.LI C H, ZHAO J S, WANG D X,et al. Synthesis and characterization for the nanoparticles of MgO and MgAl2O4Spinel[J]. Journal of Inorganic Materials, 1996, (3): 557-560.

[34] CHENG T W, UENG T H, CHEN Y S,et al. Production of glass-ceramic from incinerator fly ash[J]. Ceramics International,2002, 28(7): 779-783.

date:2017-04-27.

Prof. XU Zhonghui, zhonghuixu@163.com

supported by the Sichuan Province Education Department Youth Fund Research Projects (13ZB0183), the Construction Fund of Full-time Research and Innovation Team of Key Laboratory of Solid Waste Treatment and Resource Recycle (14tdgk04) and the Open Fund of Solid Waste Reuse for Building Materials State Key Laboratory(SWR-2013-005).

Immobilization of COPR from lime-free roasting process by self-propagating high-temperature synthesis of Al-Fe2O3and Mg-Fe2O3systems

XU Yahong1,2, XU Zhonghui1,2, JIANG Zao1,2, XIAO Bo1,2
(1Key Laboratory of Solid Waste Treatment and Resource Recycle,Ministry of Education,Southwest University of Science and Technology,Mianyang621010,Sichuan,China;2Non-Coal Mine Safety Technology Key Laboratory of Sichuan Province Colleges and Universities,Southwest University of Science and Technology,Mianyang621010,Sichuan,China)

Two self-propagation high-temperature synthesis systems (SHS), Al-Fe2O3(thermite) and Mg-Fe2O3(magnesium thermite), were utilized to immobilize the chromite ore processing residue (COPR) from lime-free roasting process. The solid waste-extraction procedure was adopted to evaluate the treatment efficiency of COPR.The results showed that the SHS was an effective remediation technology for COPR with maximum solidify rate of 80% and 85%, respectively. The leaching toxic concentrations of total Cr and Cr(Ⅵ) in solidified products were less than 4.5 and 1.5 mg·L-1respectively, and the final products could be disposed in the landfill site according to GB 16889—2008. During the SHS process, the reduction rate of Cr(Ⅵ) was higher than 90% and the reducing substance was dispersed in the solidified products in the form of amorphous state. Meanwhile, parts of the chromium ions were participated in the formation of minerals such as MgAlCrO4spinel. Eventually, the chromium element was incorporated into the wasteforms in the form of chemical immobilization and physical encapsulation.

COPR; SHS; leaching; reduction; immobilization

X 781

A

0438—1157（2017）11—4309—07

10.11949/j.issn.0438-1157.20170497

2017-04-27收到初稿，2017-07-27收到修改稿。

聯系人：徐中慧。

徐亞紅（1992—），女，碩士研究生。

四川省教育廳青年基金項目（13ZB0183）；固體廢物處理與資源化教育部重點實驗室專職科研創新團隊建設基金項目（14tdgk04）；固廢資源化利用與節能建材國家重點實驗室開放基金項目（SWR-2013-005）。