焚烧飞灰范文

焚烧飞灰范文（精选10篇）

焚烧飞灰 第1篇

1 填埋法

填埋处置是危险废物最常用的处置方式之一, 是将危险废物包容和隔离起来, 使其对人体健康和环境的即时和长期有威胁降到最低程度。为达到这些目标, 填埋场的设计、施工、运行和维护必须按一定的标准进行。许多国家已在法律、法规和技术指南中制定了最低标准。危险废物填埋场是各类填埋场中防护要求最高的一类。由于危险废物中的有毒有害成分往往具有不可降解性能, 所以危险废物填埋场没有稳定期。因此也就要求危险废物填埋场在尽可能长的时间内保持安全和无破损。对危险废物填埋场选址就提出了很高的要求, 要求地下水水位在不透水层下3m, 要求有足够厚度的基础防渗层;在设计时要求设置双层衬层, 要求根据废物特性分区填埋, 同时对入场废物提出申请要求, 对封场和日常维护也提出非常高的标准。填埋场的三种基本类型是:平面型、沟槽型和凹坑型, 也有这三种类型的演变类型组合。危险废物填埋场的建设需要考虑以下方面的因素:选址、废物限制、设计、运行、封场和封场后的维护、监测、检查以及成本核算。

2 水泥固化/稳定法

水泥固化是目前飞灰稳定化处理技术应用最为广泛的。固化的最终目的是使危险废物中的所有污染组分呈现化学惰性或被包容起来, 以便运输、利用和处置。

一般而言, 稳定化过程是选用某种适当的添加剂与废物混合, 以降低废物的毒性和减少污染物从废物到生态圈的迁移。因而它是一种将污染物全部或部分地固定于支持介质、粘结剂上的方法。固化过程是一种利用添加剂改变废物的工程特性 (如渗透性、可压缩性和强度等) 过程。固化可看作是一种特定的稳定化过程, 可以理解为稳定化的一个部分, 其化学机理相当复杂。

固化处理的基本要求是:

有害废物经固化处理后所形成的固化体应具有良好的抗渗透性、抗浸出性、抗干湿性及足够的机械强度等, 最好能作为资源加以利用。

固化过程中材料和能量消耗要低, 增容比小, 即所形成的固化体积与被固化废物的体积之比要低。

固化工艺过程简单、便于操作, 应有有效措施减少有害物质的逸出。

固化剂来源丰富、价廉易得。

处理费用低。

3 高温稳定化

高温处理可分为烧结法和熔融法。烧结法是将待处理的危险废物与细小的玻璃质, 如玻璃屑、玻璃粉混合, 经混合造粒成型后, 在1, 000~1, 100℃高温熔融下形成玻璃固化体, 借助玻璃体的致密结晶结构, 确保固化体的永久稳定。

熔融法是将飞灰在燃料炉内利用燃料或电力加热到1400℃左右的高温, 使飞灰熔融后经过一定的程序冷却变成熔渣, 熔渣作为建筑材料, 实现飞灰"无害化、稳定化、资源化"。熔融固化需要将大量物料加温到熔点以上, 无论采用电力或是其它燃料, 需要的能源和费用都相当高。相对于其他处理技术, 熔融固化的最大优点是可以得到高质量的建筑材料。

高温处理法具有减容率高、熔渣性质稳定、无重金属等溶出的优点, 已受到广泛的关注, 国外已研究了多种垃圾焚烧飞灰处理的高温熔融炉技术, 只在日本和欧洲少量使用。但采用高温熔融工艺需要消耗大量的能量, 同时由于其中的Pb、Cd、Zn等易挥发重金属元素需进行后续严格的烟气处理, 加之处理成本很高、能耗大, 对我国而言要采用此种方法在经济上还有些困难。

4 药剂固化/稳定化

药剂稳定化是利用化学药剂通过化学反应使有毒有害物质转化为低溶解性、低迁移性及低毒性物质的过程[1]。药剂稳定化技术以处理重金属废物为主, 到目前为止, 已发展了许多重金属稳定化技术, 这些重金属稳定化技术概括起来包括:PH值控制技术、氧化/还原电势控制技术、沉淀技术、吸附技术、离子交换技术等。

这些技术目前在飞灰稳定化处理方面应用较少, 但为重金属的处理指出了一个发展方向。飞灰的药剂稳定化与其他稳定化方法相比, 具有工艺简单、稳定化效果好、费用低廉等优点, 目前发展较快的螯合型有机重金属稳定化药剂, 对包括垃圾焚烧灰在内的多种重金属污染物的稳定化处理效果已经得到实验证明。重金属螯合剂的开发及其处理垃圾焚烧飞灰技术的开发与研究将成为危险废物稳定化处理开辟一个崭新的领域, 对整个危险废物处理系统的发展产生深远影响。

5 其他处理技术

固化/稳定化技术可使用的方法多种多样, 上面所讲的只是其中常用的比较具体的处理技术。一般来讲, 飞灰的固化/稳定化技术可分为: (1) 化学法 (水泥固化、火山灰固化、石灰固化、磷酸盐稳定化、及其他化学方法) ; (2) 物理法 (宏包容、非化学法的微包容) ; (3) 热法 (热塑性材料包容、玻璃化) 等等。有六个经常使用的系统, 几乎可以涵盖固化/稳定化技术所有的处理处置方法、产品等。这六个系统是:波特兰水泥法、水泥/粉煤灰法、水泥/溶解硅酸盐法、石灰/粉煤灰法、窑灰法 (kiln dust) 、磷酸盐法。

6 飞灰的资源化利用

飞灰一般经稳定化处理后, 送至填埋场填埋。目前国内外已尝试对飞灰进行资源化利用。飞灰作为危险废物, 其综合利用必须从资源作用和环境影响两方面考虑, 既要有资源化利用的可行性, 又要在经济成本与环境保护中找到最佳平衡点。当前的飞灰利用主要考虑以下因素:无害化、经济成本、适宜性、使用性能。

主要利用方式有:

混凝土材料在混凝土中飞灰有两方面的应用:水泥的替代物和凝聚体。因为飞灰中含有很多水泥物质, 因此可以代替混凝土中的水泥。粉状的飞灰不能间作作为骨料, 需要混入砂, 所产生的混凝土属轻质混凝土, 致密度和强度都较低, 但有较好的绝热性和隔音, 可用于室内建筑。或者对飞灰进行烧结, 使飞灰的强度提高。

陶瓷和玻璃。陶瓷是基于消耗大量硅酸盐物质的产品, 飞灰用于陶瓷正是基于此, 资助细颗粒的飞灰可直接加入陶瓷原料中, 不需要进行预处理。但应用的难点是飞灰中大量的氧化铁和金属。有研究表明, 适当加入飞灰可提高陶瓷性能, 但不同的飞灰对陶瓷的性能影响不同。

吸附物。活性炭和沸石等吸附物被广泛应用于液态污染物的吸附或离子交换处理等。利用工业固化废物如粉煤灰在一定条件下合成人工沸石, 那么含有较多矿物质和高比表面积的飞灰同样可以合成人工沸石。

结论。随着人们生活水平的提高, 环保意识的加强, 对我们环境要求也越来越高, 这就要求我们必须根据我国垃圾的自身特点, 借鉴先进国家的技术, 发展我国处理城市垃圾的焚烧和污染控制技术, 做到真正意义上的"资源化、无害化、减量化"处理。垃圾焚烧飞灰的稳定化处理技术很多, 但技术成熟并运用于实际的主要有以上介绍的几种, 由于垃圾焚烧技术在我国的起步较晚, 其相应的后续处理技术也相对落后, 要改变这种状况, 就需要我们不断去研究、探索。

摘要：垃圾焚烧后产生的固体残余物--飞灰, 由于其可溶出性的重金属含量较高, 必须作为危险废物来处理。本文以焚烧飞灰处理技术作为研究对象, 进行了较为深入的分析。

关键词：垃圾焚烧,飞灰,处理技术

参考文献

垃圾焚烧飞灰处理技术综述 第2篇

介绍了垃圾焚烧飞灰的处理技术,并就飞灰的.处理原理、各项技术的优点和缺点以及目前的应用现状进行了讨论.

作 者：吴兴国 张永 楼敏晓 作者单位：吴兴国,张永(浙江冶金环境保护设计研究有限公司,杭州,310007)

楼敏晓(浙江省永康市环保局,永康,321300)

焚烧飞灰 第3篇

关键词：垃圾焚烧飞灰；电弧炉；熔渣；微晶玻璃；晶化行为

中图分类号：X705 文献标志码：A 文章编号：1674-4764（2012）02-0121-05

Crystallization Behavior of Glass-ceramics from Arc-melting Slag of Waste Incineration Fly Ash

LIU Han-qiao, WEI Guo-xia, LIANG Yin，YANG Jun-lan

（Department of Energy and Mechanics Engineering, Tianjin Institute of Urban Construction, Tianjin 300384, P.R. China）

Abstract:To deal with the issue of municipal solid waste incineration fly ash, are melting treatment technology was developed in combination with electric arc furnace metallurgical processes. Glass-ceramics was made of arc-melting slag from waste incineration fly ash and additional glass cullet through crushing, pressing and sintering at temperature between 750 ℃ and 1050 ℃. The crystallization behaviours of the glass-ceramics were examined by differential thermal analysis (DTA), X-ray diffractometry (XRD) and scanning electron microscopy (SEM). It is shown that main crystalline phase of the glass-ceramics are wollastonite (CaSiO3) and diopside (Ca(Mg,Al)(Si,Al)2O6), and the diffraction peaks become more intensive at higher temperature. It is found that the glass-ceramics sintered at 850 ℃ has the optimal physical, mechanical and chemical characteristics, and it has density of 2.62 g/cm3, bending strength of 54.96 MPa, chemical resistance of 2.7% and 0.9% in acid and alkali solution respectively. Furthermore, the leaching concentration of heavy metals is very low.

Key words:waste incineration fly ash; electronic arc-furnace; melting; glass-ceramics; crystallization behavior



垃圾焚烧飞灰中含有相当数量的二恶英、重金属等毒性物质，属危险废物。利用电弧炉工艺设备熔融处理垃圾焚烧飞灰［1-3］，可兼顾二恶英、重金属等毒性物质的处理需求，高温(≥1 500 ℃)彻底分解二恶英等毒性有机物，将重金属固化在熔渣中，消除二者带来的环境安全隐患［4-5］，但该技术需要大量电能，能耗较大。熔融后熔渣可用于制备集料、渗水砖、铺路砖或作为水泥替代物［6-9］，实现废物处理零排放，如果能进一步开发高附加值的熔渣产品，可极大节省运行成本［10］，弥补飞灰熔融技术能耗高的缺陷，促进焚烧飞灰熔融技术的产业化推广。

垃圾焚烧飞灰主要成分是CaO、SiO2、Al2O3等，并含有少量的成核物质（P2O5，TiO2，Fe2O3）［11］，适当调整其成分有望制备附加值较高的微晶玻璃［12-15］。考虑到飞灰中CaO(网络外体)含量通常较高， 需添加富含SiO2的石英砂、玻璃等作为玻璃网络形成体才能获得稳定的玻璃质熔渣，从而将重金属更好地包封在玻璃熔渣的Si-O网络结构中。在垃圾焚烧飞灰电弧炉熔融前添加适量废玻璃粉，不仅可以改善液态熔渣的流动性，而且迅速熔融后的废玻璃将飞灰颗粒表面包围，可防止电弧炉熔融过程中飞灰的飞散，减轻飞灰中杂质对耐火材料的侵蚀及石墨电极的烧损［10］。中国垃圾焚烧飞灰电弧炉熔融处理方面的研究刚刚起步［16］，在前期研究的基础上［3］，进一步探讨水冷熔渣制备微晶玻璃的可行性，着重考察热处理温度对微晶玻璃微观结构及性能的影响。

1 材料与方法

1.1 实验材料及装置

焚烧飞灰样品取自国内某垃圾焚烧发电厂的烟气净化系统，该厂采用的是目前最为广泛的炉排床焚烧工艺，处理规模为1 200(400×3) t·d-1，其空气污染控制装置依次为半干法除酸塔、喷活性炭装置、布袋除尘器。为使样品具有代表性，灰样是在连续稳定运行的一周内采集。将灰样用20目的网筛去除大颗粒， 并在105 ℃下干燥24 h。引入的废玻璃粉系由普通废平板玻璃磨制而成，粒度小于100目。焚烧飞灰及碎玻璃的化学成分及重金属含量见表1; 飞灰与碎玻璃按3﹕1的比例、外加3%的晶核剂TiO2配制，混合均匀后送处理量2 kg的电弧炉熔融，装置图见文献［3］，熔融处理后，熔液从排渣口溢出，迅速落入水冷槽进行急冷， 水淬得玻璃渣即为基础玻璃，放入烘箱干燥后，球磨至于150目以下。在磨细的玻璃粉末中加入约5%的聚乙烯醇溶液（PVA，5%）作为粘结剂，混匀后放入钢制模具中，在ZY1001型油压机采用150 MPa压力、保压30 s制成7 mm ×7 mm×30 mm条状素坯，素坯在干燥箱干燥3 h后，放入高温炉中采用一步热处理法处理，以5 ℃/min从室温分别加热到750、800、850、900、950、1 050 ℃后保温2 h，热处理结束后，样品随炉自然冷却。

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1.2 分析仪器及方法

将水淬后、未经晶化处理的基础玻璃磨细， 过74 μm筛， 用TG/DTA6300型同步热分析仪进行DTA分析， 以α-Al2O3粉末作为参比试样， 升温速率为10 ℃/min。制成的微晶玻璃试条经金刚砂打磨后，采用三点弯曲法测量抗弯强度， 所用仪器为XXW-20KN电子万能试验机， 跨距为20 mm，加载速率为0.05 mm/min。微晶玻璃样品的断面处用10％的HF侵蚀30 s，用去离子水冲洗干净、烘干，喷金后采用FEI NANOSEM 430 型场发射扫描电子显微镜，观察微晶玻璃的晶体结构。将部分微晶玻璃试样研磨成粒度<74 μm粉末，采用日本理学Rigaku Ultima IV 型X射线衍射仪进行物相分析，扫描范围10°～80°。微晶玻璃体积密度和吸水率采用阿基米德原理测量。参照文献［17］ 检测耐酸碱性， 将5 g试样磨碎到0.5~1 mm放入50 mL的HCl（质量浓度20%）及NaOH溶液中在分别煮沸1 h。参照HJ/T 299—2007“固体废物浸出毒性浸出方法－硫酸硝酸法”测定飞灰、水冷熔渣及微晶玻璃中重金属浸出毒性。

2 结果与讨论

2.1 基础玻璃差热分析

对水冷后的基础玻璃进行DTA分析，见图1。从图1中可以看出试样在663 ℃有一个浅吸热峰代表玻璃转变温度Tg。在769 ℃和868 ℃分别有2个放热峰Tp，表示该玻璃在热处理时会有2种及以上的晶相出现。其起始析晶温度较低，这与其CaO含量较高有关，高CaO含量能使玻璃的结晶倾向增大，热处理时易于晶化。在1 100 ℃左右的吸热峰代表液相的形成。由于核化温度通常比Tg高50～100 ℃［18］，因此，选定750～1 050 ℃作为本研究的热处理温度，保温时间均为2 h。

图1 基础玻璃的DAT曲线

2.2 微晶玻璃XRD分析

图2为750、800、850、900、950、1 050 ℃等6种不同温度下处理2 h后微晶玻璃的XRD曲线。

图2 不同处理温度下微晶玻璃的XRD图谱

从图2可以看出，在750 ℃处理2 h后，仍为无定形玻璃相，在800 ℃时出现晶相，表明玻璃向微晶玻璃转变，850 ℃以上温度取得较好晶相，微晶玻璃的主晶相为硅灰石CaSiO3和少量透辉石Ca(Mg，Al)(Si，Al)2O6，这与DTA分析结果相吻合。且随热处理温度升高，CaSiO3的衍射峰有增强的趋势，表明温度和晶化程度存在对应关系。

2.3 微晶玻璃SEM分析

图3是6种不同处理温度下微晶玻璃的SEM图。从图3可以看出，在750 ℃时，看上去整体仍然是玻璃相， 800 ℃时样品中玻璃相比例较大，晶粒尺寸细小，晶粒呈球形颗粒彼此孤立地分布于玻璃相中。晶体发展随温度升高而增加越明显，这与XRD结果吻合。850、900 ℃晶化程度较好，此时微晶玻璃由0.2～0.3 μm的球形晶体构成，晶粒均匀分布并被玻璃相粘结，形成有序的微晶镶嵌。温度升高到950 ℃以上时，晶体尺寸显著增加，这是由于高温提供较高的驱动力从而提高晶体生长速率。在高温处理时，尤其在1 050 ℃，晶粒趋于聚集，晶粒聚集可能来自表面能的减少，尺寸达到1 μm左右，气孔增多，微观结构变粗，这种结构对强度可能有负面影响［12］。

晶化过程受成核速率和晶体生长速率控制，在一定温度下，成核速率和晶体生长速率随温度呈相反变化［17,20］，这两个曲线会在某温度范围重叠，最佳热处理温度是取得最佳微观结构的温度。当在950 ℃或1 050 ℃处理时，晶体生长速率提高，成核率下降，晶化不是最佳；在850 ℃或900 ℃热处理产生更多的晶核、提高了成核速率，这样有利于产生好的微观结构。

2.4 微晶玻璃的理化性能分析

对6种不同温度下制得的微晶玻璃样品进行理化性测试，数据为5个平行试样的平均值， 见图4-图6所示。

图4是不同处理温度下微晶玻璃样品密度和抗弯强度变化曲线。从图4可以看出，在750 ℃低温处理时密度仅为2.42 g/cm3，800 ℃后微晶玻璃密度明显升高， 这是因为玻璃析晶是一个结构有序化的过程，在玻璃析晶后，其密度一般是增加的［20］， 在850 ℃时达到2.63 g/cm3的峰值，该微晶玻璃密度与文献［17-18］相比略高，这可能与主晶相硅灰石CaSiO3的高密度（2.90～3.20 g/cm3）有关。微晶玻璃的抗弯强度来源于整体结构对外来机械力的反抗程度。750 ℃处理后的样品主要是玻璃相，其抗弯强度主要取决于玻璃相的性质，因此，其抗弯强度较低。850、900 ℃时晶粒小且分布均匀，结构比较致密，抗弯强度较高，尤其是在850 ℃时其抗弯强度高达90.44 MPa，远高于花岗岩、大理石等天然建材［21］。之后，密度和抗弯强度随温度升高而下降，尤其温度高于950 ℃后，其抗弯强度明显下降。

图5是不同处理温度制得微晶玻璃样品的孔隙率和吸水率。孔隙率和吸水率是相互联系的，变化趋势基本一致，均随处理温度升高先降低然后增加，在850 ℃时达到最低值，分别为2.7%、0.9%。在850、900 ℃相对低温度处理时，晶核数量增加，细的晶粒形成并引起晶界范围的增加， 随之产生较好的物理（密度、孔隙率、吸水性）和机械（三点弯曲强度）特性; 在950 ℃以上高温处理时，成核速率下降、晶体生长速率升高、导致晶体尺寸升高，因此，物理和机械性能下降。Cheng和Chen［17］认为微晶玻璃密度、孔隙率、吸水性随热处理温度变化可能还与体系中玻璃相的软化和高温下碱金属盐的分解有关。

图6是不同处理温度制得的微晶玻璃样品的耐酸碱性。由于微晶玻璃中的玻璃相在酸性溶液中容易被侵蚀［14］，微晶玻璃在酸性溶液中质量损失明显高于碱性。同时，由于碱金属离子在晶相中比在残余玻璃相中稳定，故750 ℃热处理后的玻璃样品耐酸碱性相对较差。化学耐蚀性与主晶相的数量多少有关，当热处理温度升高时，微晶玻璃中主晶相硅灰石CaSiO3的含量增加，因此，微晶玻璃质量损失率随温度升高整体呈下降趋势。在850 ℃时，微晶玻璃耐酸碱性分别为1.9%、0.25%，鉴于测试方法的不同，不宜与文献中天然花岗岩及大理石的耐酸碱性进行直接比较。

2.5 浸出毒性分析

按照HJ/T 299—2007规定方法对垃圾焚烧飞灰、电弧炉水冷熔渣及微晶玻璃进行毒性浸出实验，测试结果见表2。从表2可以看出，飞灰FA中重金属Pb的浸出浓度为8.34 mg·L-1，超过国家规定的危险废物鉴别标准，飞灰经过电弧炉熔融处理后，除极少量易挥发重金属外，大部分被被封闭在玻璃态熔渣的Si-O网格中，不易渗出，水冷熔渣和850 ℃热处理制得的的微晶玻璃重金属浸出浓度都非常低，尤其是微晶玻璃远远低于重金属毒性鉴别标准，可考虑作为建材使用。

3 结 论

1)垃圾焚烧飞灰与废玻璃粉按3∶1掺混电弧炉熔融后的水冷熔渣可制得主晶相为硅灰石CaSiO3和少量透辉石Ca(Mg，Al)(Si，Al)2O6的微晶玻璃。

2)晶相强度和晶粒大小随处理温度升高而增加明显，热处理温度过高不利于微晶玻璃的微观结构，进而对其物理和机械性能产生不利影响。

3)热处理温度850 ℃最佳，此时微晶玻璃的密度为2.62 g/cm3、抗弯强度达90.44 MPa，耐酸碱性分别为2.7%、0.9%，重金属浸出毒性非常低。

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参考文献：

［1］KOICHIRO K. Ash melting system and reuse of products by arc processing［J］. Waste Management， 1996， 16(5):423-430.

［2］ECKE H， SAKANAKURA H， MATSUTO T， et al. State-of-the-art treatment processes for municipal solid waste incinetation residues in Japan［J］. Waste Management & Research， 2000， 18(5):41-51.

［3］蔡九菊， 刘汉桥， 齐鹏飞， 等. 电弧炉熔融医疗垃圾焚烧灰的实验研究［J］. 过程工程学报， 2007， 7(2): 337-341.

CAI JIU-JU, LIU HAN-QIAO, QI PENG-FEI, et al. Experimental study on melting of hospital waste incineration ash by electric arc furnace［J］. The Chinese Journal of Process Engineering, 2007,7(2):337-341.

［4］AMUTHA R D， GOMEZ E， BOCCACCINI A R， et al.Plasma treatment of air pollution control residues［J］. Waste Management， 2008， 28(7):1254-1262.

［5］ WANG Q， YAN J H， CHI Y， et al. Application of thermal plasma to vitrify fly ash from municipal solid waste incinerators［J］.Chemosphere， 2010,78(5): 626-630.

［6］HAJIME J.Plasma melting and useful application of molten slag［J］. Waste Management， 1996， 16(5):417-422.

［7］KATSUNORI N，YOSHIKAZU N，HITOSHI O， et al. Melting and stone production using MSW incinerated ash［J］. Waste Management， 2001， 21(5): 443-449.

［8］LIN K L， WANG K S， TZENG B Y. The hydration characteristics and utilization of slag obtained by the vitrification of MSWI fly ash［J］.Waste Management， 2004， 24: 199-205.

［9］刘汉桥， 魏国侠， 张曙光， 等. 医疗垃圾焚烧灰电弧炉熔渣的水化特性研究［J］. 天津大学学报， 2010， 43(4): 339-343.

LIU HAN-QIAO, WEI GUO-XIA, ZHANG SHU-GUANG, et al. Hydration characteristics of the slag from the electric arc melting furnace of hospital waste incineration ash［J］. Journal of Tianjin University, 2010,43(4):339-343.

［10］刘汉桥， 魏国侠， 蔡九菊. 垃圾焚烧灰电弧熔融炉的热工特性研究［J］. 工业炉， 2010， 32(3): 24-27.

LIU HAN-QIAO, WEI GUO-XIA, CAI JIU-JU. Study on thermal performance of waste incineration ash arc-melting furnace［J］. Industrial Furnace,2010,32(3):24-27.

［11］CHENG T W. Effect of additional materials on the properties of glass-ceramic produced from incinerator fly ash［J］.Chemoshere， 2004， 56(2):127-131.

［12］ROETHER J A， DANIEL D J，RANI D， et al. Properties of sintered glass-ceramics prepared from plasma vitrified air pollution control residues［J］. Journal of Hazardous Materials ，2010， 173(9): 563-569.

［13］CHENG T W， HUANG M Z， TZENG C C. Production of colored glass-ceramics from incinerator ash using thermal plasma technology［J］. Chemosphere， 2007， 68(16):1937-1945.

［14］EROL M， KUCUBAYRAKS S， RRSOY M A. The influence of the binder on the properties of sintered glass-ceramics produced from industrial wastes［J］. Ceramics International， 2009 35(7): 2609-2617.

［15］YANG J，XIAO B，BOCCACCINI A. Preparation of low melting temperature glass-ceramics from municipal waste incineration fly ash［J］. Fuel， 2009， 88(9): 1275-1280.

［16］蔡九菊， 刘汉桥. 电弧熔融处理系统及其处理垃圾焚烧灰的方法: 中国， CN100552296C［P］，2009-10-29.

［17］CHENG T W， CHEN Y S. On formation of CaO—Al2O3—SiO2 glass-ceramics by vitrification of incinerator fly ash［J］. Chemosphere， 2003， 51(9): 817-824.

［18］YOUNG J P， JONG H. Conversion to glass-ceramics from glasses made by MSW incinerator fly ash for recycling［J］. Ceramics International， 2002， 28(6): 689-694

［19］KAROLY Z， MOHAI I，TOTH M. Production of glass-ceramics from fly ash using arc plasma［J］. Journal of the European Ceramic Society， 2007， 27(2): 1721-1725.

［20］程金树， 李宏， 汤李缨，等. 微晶玻璃［M］. 北京: 化学工业出版社， 2007.

［21］张伟， 杨淑敏， 周向玲.直接烧结法制备高炉渣微晶玻璃的研究［J］. 新疆大学学报：自然科学版，2010， 27(2):209-213.

ZHANG WEI, YANG SHU-MIN, ZHOU XIANG-LING. Preparation of direct sintered glass-ceramics from blast furnace slag［J］. Journal of Xinjiang University: Natural Science Edition, 2010,27(2):209-213.

（编辑 胡 玲）

处置垃圾焚烧飞灰的陶粒生产工艺 第4篇

垃圾焚烧逐渐成为国内各大城市处理城市生活垃圾的主要方式, 其具有垃圾减量化、无害化、资源化的优点。垃圾焚烧过程将从烟气净化系统排出少量的飞灰。飞灰含水率较低, 但附有垃圾焚烧产生的铅、铬、镉等有害物质, 《国家危险废物名录》认定其为危险废物。

垃圾焚烧飞灰的常规处置方式如水泥固化等方法存在一些缺点, 一是固化后要占用填埋场地, 城市土地资源有限, 不可持续;二是填埋场存在有害物质溶出的隐患, 长期来看对人体健康和生态环境存在二次污染的威胁;三是土地及固化材料的投入使处理费用高, 一般超过1500元/吨。

对垃圾焚烧飞灰进行彻底的稳定化、无害化和资源化才是最终的出路, 国内外在这方面的研究多见于利用飞灰烧制水泥, 已有多项报导和生产应用实例;另一个可行的途径是利用飞灰烧制陶粒, 2006年高亮等公开的发明“利用垃圾焚烧飞灰为原料的陶粒及其制备方法”、2008年王顺元等发表的论文《以垃圾焚化飞灰添加水库淤泥烧制轻质骨材之研究》对此做了尝试, 但生产应用实例国内还未见报导。

陶粒作为一种人造轻质骨料, 以其轻质、高强的优点, 在建筑领域代替天然的碎石、河沙等材料, 获得了广泛的应用。陶粒生产原料从最初采用天然的粘土、页岩为主, 已经成功改变为采用河道淤泥、造纸污泥等废弃物、粉煤灰、硫铁矿渣等工业废渣为主要原料, 陶粒行业积累了丰富的利废经验。本文尝试在陶粒生产实际过程中引入垃圾焚烧飞灰, 为无害化、资源化处置飞灰探索一条新的产业化途径。

2 在陶粒生产中处置飞灰的设计

2.1 陶粒生产引入飞灰的可行性

陶粒生产的主要原料普遍采用河道淤泥, 添加硫铁矿渣、造纸污泥等辅助原料, 要求为泥土状或细粉状, 混合、均化形成生料, 再经过烘干、成球、预热、1050～1030℃高温煅烧、膨胀、冷却, 形成内部具蜂窝状微孔、外部具釉质密实外壳的独特结构, 其主要生产设备是回转窑。一种原料能否用于陶粒实际生产, 关键是看化学成分、水分、细度是否符合要求。

垃圾焚烧飞灰通常为含水率较低的细小尘粒, 化学成分以硅、钙、有机质为主, 由于钙质成分太高, 不适合作为陶粒生产的主要原料, 但可以小比例掺入, 通过合理配比形成适合烧制陶粒的生料;对于富余的钙质, 本文还设计了特殊的高温投放工艺, 使飞灰首先进入高温煅烧区, 发生高温分解, 富余的钙质与煤灰、烟气中的含硫成分发生反应, 煅烧后固化在料球内部。

表1是主要原料物化分析结果和陶粒生料合格要求。

%

2.2 飞灰中有害成分的处置思路

垃圾焚烧飞灰中有害成分主要是铅、铬、镉、汞等重金属, 在陶粒高温煅烧时, 飞灰中有害物质在料球中熔融并固化, 冷却后被陶粒的釉质外壳包裹, 将不再发生浸出污染。下文的试验和检验将验证这个结果。

表2是垃圾焚烧飞灰的有害成分的分析结果。

mg/kg

2.3 处置飞灰产业化的关键点

处置垃圾焚烧飞灰的产业化要在上述工艺的基础上设计批量化、日常化、经济化的整体方案, 从垃圾焚烧点取灰开始, 经历转运、储存、输送、喷射等环节, 最后进入陶粒生产工艺流程。在这个过程中, 含有害物质的垃圾焚烧飞灰转变成陶粒产品, 生产中排放出烟气。处置要求无害化、资源化, 意味着处置全程不能泄露有害物质, 不产生二次污染;关键点在于烟气排放达标, 陶粒产品经检测必须满足相关标准要求。

3 在陶粒生产中处置飞灰的试验

3.1 生产工艺的确定

通过实验室里调整原料配比和升温曲线, 进行多次试烧, 研究处置垃圾焚烧飞灰的最佳配方和烧成制度。试验结果发现, 相对主要原料河道淤泥 (干基) , 添加飞灰 (干基) 比例为4%～8%, 适当添加硫铁矿渣、造纸污泥, 有时添加少量特殊外加剂时, 可以烧制与普通陶粒物理性能相当的产品。

表3是部份试验结果 (已经去除炸裂不成形、熔融过烧或生烧超标的失败例子) 。

3.2 生产中试及检验

从垃圾焚烧点取得的飞灰采用专用的密封罐车运到陶粒生产现场, 负压泵送入密封的工作储罐内。生产时, 采用螺旋喂料机控制流量, 采用罗茨风机将垃圾焚烧飞灰直接喷射入陶粒回转窑窑头的高温区。

垃圾焚烧飞灰在1050～1030℃高温中迅速分解, 其部分混入从回转窑窑尾加入的生料球, 进行高温反应生成陶粒;部分混合在烟气中, 被窑尾风机抽取经过电收尘系统收集, 与其它飞灰一起输送到配料工序, 再与其它原料混合均化, 最终从窑尾进入回转窑烧制陶粒。

图1是处置飞灰的陶粒生产工艺流程示意图。

生产中试进行两次, 第一次中试是根据生产环境与实验室环境的差异, 调整和验证最佳的原料配方及烧成制度。

由于生产中采用高温投放飞灰的工艺方案, 垃圾焚烧飞灰首先在高温区发生分解, 富余的钙质与煤灰、烟气中的含硫成分反应而消耗, 飞灰添加比例得以增加。通过微调原料配比和升温曲线, 最终可以在相对主要原料河道淤泥 (干基) , 添加飞灰 (干基) 比例为12%时得到与普通陶粒物理性能相当的产品, 其产品性能比实验室试烧产品质量更轻、更好, 而且陶粒产品的浸出毒性结果远远低于国家标准限值。

表4、表5是第一次中试陶粒检验结果、陶粒浸出毒性结果。

第二次中试是根据第一次中试确定的最佳原料配方及烧成制度, 连续生产较长时间, 在稳定陶粒生产的同时检测烟气排放情况。根据国标《轻集料及其试验方法第1部分:轻集料》GB/T 17431.1-1998的要求, 堆积密度400kg/m3, 筒压强度≥1.0MPa, 1h吸水率20%, 陶粒产品质量完全满足国家标准的要求, 粒级分布合理, 轻质高强;浸出毒性远远低于国家标准限值;烟气排放未有超出国家标准要求。

mg/L

表6～表8是第二次中试陶粒检验结果、陶粒浸出毒性结果和烟气检测结果。

4 效果分析

以广州的某间垃圾焚烧发电厂为例, 日处理垃圾约1千吨, 日产生飞灰量为30吨, 对飞灰采用水泥固化后填埋的处理方式, 每吨飞灰要占用约1.55m2的土地, 处理费用约为1500元/吨;则每年占用填埋土地约1.6万m2, 花费飞灰的处理费用约1600万元;若飞灰通过广州的某条年产20万m3陶粒生产线, 日投料量约400吨, 每日可安全处置垃圾焚烧飞灰约30吨, 处置过程投入不大, 每年将节约大量土地和飞灰处理费用。

意义更重大的是, 利用陶粒生产处置飞灰是将占地、不可持续、有二次污染威胁的传统处置方式转变为稳定化、无害化、资源化的处置方式, 消除了飞灰固化填埋场的环境压力, 其社会效益影响深远。

5 相关问题讨论

5.1 关于二恶英

垃圾焚烧飞灰内含一定浓度的二恶英, 而二恶英是一类数百种的在环境中高度稳定的化合物的总称, 单个样品的检测费用已达上万元, 所以本文的生产中试因预算有限未有检测二恶英。

从理论上分析, 垃圾焚烧炉膛温度在200℃左右时, 二恶英开始形成;而当炉温超过700℃以上时, 开始进入二恶英的分解期。若垃圾焚烧厂采用的炉温在800～1000℃范围, 保持烟气在炉膛内停留2秒以上, 将有效控制和阻止二恶英的产生。

而在陶粒生产过程中, 由于飞灰从回转窑高温区喷入, 只要在1050～1030℃高温氛围停留几微秒, 二恶英基本完全分解。

5.2 关于飞灰成分的稳定

受垃圾来源的复杂多变的影响, 垃圾焚烧飞灰的成分也有一定波动, 客观上对陶粒生产产生影响, 所以在利用陶粒生产处置飞灰进行产业化时, 还应继续完善设备, 增加必要的飞灰成分快速检测仪器和均化机械, 确保陶粒产品的质量稳定。

mg/L

mg/m2

6 结论

通过陶粒生产处置垃圾焚烧飞灰, 实践证明陶粒产品的性能满足国家标准的要求, 浸出毒性低于国家标准限值, 烟气达标排放;其关键条件是飞灰从陶粒回转窑高温区投入, 投放比例不超过12% (干基比例) 。

参考文献

[1]王顺元, 陈豪吉, 黄中和.以垃圾焚化飞灰添加水库淤泥烧制轻质骨材之研究[C].第九届全国轻骨料及轻骨料混凝土学术讨论会暨第三届海峡两岸轻骨料混凝土产制与应用技术研讨会.乌鲁木齐, 2008:117-130.

焚烧飞灰 第5篇

城市生活垃圾焚烧飞灰的处理与综合利用

城市生活垃圾焚烧飞灰中可溶性重金属和溶解盐含量较高,并含有二(口恶)(口英)等剧毒有机污染物,一般可认为是危险废物.目前飞灰处置的主要模式是对飞灰进行单独收集,经适当处理后,送入填埋场进行填埋.固化/稳定化和重金属提取是目前飞灰处理的.主要方法.介绍了飞灰的4类共9种再利用途径:建筑材料制作(水泥、混凝土、陶瓷、玻璃和玻璃陶瓷),岩土工程应用(道路、筑堤),农业利用(土壤改良剂)和其它(吸附剂、污泥调理剂).

作 者：倪静 赵由才 Ni Jing Zhao Youcai 作者单位：同济大学,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,92刊 名：环境卫生工程 ISTIC英文刊名：ENVIRONMENTAL SANITATION ENGINEERING年，卷(期)：14(6)分类号：X705关键词：城市生活垃圾 焚烧飞灰 危险废物 处理 资源化利用

焚烧飞灰 第6篇

关键词：垃圾焚烧,发电,污染,控制

1 前言

垃圾焚烧发电不仅能够有效地解决城市生活垃圾问题, 还能够给人们提供能源。充分利用燃烧产生的热能, 能够实现废物利用这一目标, 我国应该积极鼓励该行业的发展, 并且已经成为21世纪我国垃圾处理的一个重要发展方向。在垃圾焚烧过程, 将会产生一些有机污染物、酸性气体、有毒和有害物质和飞灰等二次污染物。如何才能够有效的预防和控制这些物质对环境造成二次污染, 使得垃圾焚烧发电项目能够发挥出更好的环境效益, 从而最大限度地减少对垃圾焚烧发电对环境的影响, 这是一个需要解决的问题。

2 垃圾焚烧发电飞尘焚烧所产生的有害物质

垃圾焚烧发电飞灰就是生活垃圾焚烧后利用热回收利用系统、烟气净化系统收集而来的物质。飞灰的产量和焚烧条件、焚烧炉型、垃圾种类、及烟气处理工艺存在很大的联系, 一般约占垃圾焚烧量的3%~5%左右。

2.1 溶解盐

在垃圾焚烧发电飞尘里面存在一定量的溶解盐, 纸和塑料填料以及一些无机盐和有机物等。它们在燃烧过程中有可能成为烟气中的粉尘, 散发到空气当中, 这些溶解盐主要为Na、K、Ca的氯化物。

2.2 二恶英类毒性有机物

二恶英类毒性有机物是一些氯化物, 指的是氯二苯并二英数 (和多氯二苯并呋喃进行有机的混合。两种氯氧三环芳烃化合物, 共有210个异构体的结构。主要从烟道气中产生:燃烧过程中包含着烟气的化学反应, 因垃圾焚烧发电飞尘和其他炉材料共同产生这种化合物。在焚烧过程中碳氢化合物出现聚合环化就会形成的多环芳香烃和氯。当烟气在较低的温度 (247℃~597℃) , 在粉煤灰的催化作用下就会产生这种有害物质。

2.3 重金属

垃圾焚烧发电飞尘进行焚烧的时候, 烟气中还会有一些重金属物质存在, 可能存在的汞、砷、铬、镍、铅等重金属物质。它们主要是来自垃圾焚烧发电飞尘和含有与蒸汽或粉尘颗粒的形式进入烟气焚烧过程中, 这种重金属及其化合物存在炉材料当中。这些重金属对人体的危害主要是通过皮肤粘连, 从而影响人体的正常呼吸, 严重的时候还会造成死亡。

3 垃圾焚烧发电飞尘污染物的形成机理

垃圾焚烧发电中飞尘的成分比较复杂, 其中一些物质在环境中的浓度比较低, 但是其毒性非常大, 而且能够直接危及人类健康。二恶英类化合物的主要成分为二恶英和多氯联苯。通常我们认为在垃圾焚烧的过程中, 特别是对氯代化合物进行焚烧处理, 这是这些化合物的主要来源。在垃圾燃烧的过程中, 二恶英的来源主要有三种机理:第一种是垃圾燃料本身中就包含有二恶英, 在垃圾燃烧发电的过程中, 这些物质没有受到损坏, 这样就会继续存在烟气中。第二种就是燃料在不完全燃烧的情况下, 能够产生一些类似于二恶英结构的环状前驱物, 如氯代芳烃等, 这些分子能够解构和重组, 这样就会生成二恶英;第三种就是固体性灰表面能够发生多相催化反应, 这样就会生成二恶英, 这是在飞灰中残余的碳、氧、氯、氢等在飞灰表面催化合成中生成二恶英。

垃圾焚烧和其他固体性材料的燃烧机理是一样的, 在垃圾焚烧过程中, 由于高温氧化、热解作用, 会使得燃料大小和粒度得到了降低。其中有许多物质留在格栅当中, 以炉渣的形式排出, 另外一小部分的颗粒在热流的作用下将会随着气流进行上升, 形成烟气中的粉尘含有颗粒物。我们根据国内外文献的报道, 对垃圾焚烧飞灰样品进行了分析, 分析发现有大量的可溶性盐在垃圾焚烧的飞灰中, 其中主要为KCl、Mg Cl2、Zn Cl、Ca Cl2等含氯的可溶性盐, 这些可溶性盐的质量分数为15%~30%, 其中大多数是在20%左右。

4 焚烧烟气的处理技术

4.1 控制粉尘的有效措施

在垃圾焚烧发电的过程中, 对飞尘进行处理和控制是一项非常重要的工作。对粉尘处理目前使用最广泛的静电除尘器和布袋除尘器。一般CFB锅炉采用静电除尘器, 这样就可以使得飞尘达到粉尘排放的要求, 垃圾焚烧CFB锅炉配备静电除尘器和布袋除尘器, 这些除尘器都可以除去直径小于1mm的微小尘埃, 静电除尘器的除尘效率可达99%, 布袋除尘器的除尘效率超过99%。但对于一些重金属材料, 静电除尘的效率比较差, 因为排出的尾气进入高温静电除尘器当中, 重金属物质不能得到完全凝结, 而且和飞灰之间的接触还是不足的, 不能够充分发挥出飞尘的吸附作用。当布袋除尘器和半十式塔洗涤器进行组合使用, 就能够使得一些不完全反应的Ca (OH) 2尘埃附着在滤袋上, 当废气排出的时候, 由于表面接触时间得到了明显的增加, 这样就可以提高废气在有害气体的去除效率。同时, 布袋除尘器的工作温度比较低, 一般是低于250℃, 重金属的排放和氯有机物就会达到饱和的状态, 从而凝结成细颗粒而用滤布吸附去除。在除尘器的烟道上加入一定量的活性炭粉, 对重金属离子进行充分的吸附, 这样就能够进一步去除重金属和二恶英。

4.2 固化与稳定化法

固化与稳定化技术用来处理有毒废物的主要方法之一, 而水泥基材料也是欧美等发达国家应用非常广泛的最重要的胶结料。水泥固化法是利用固化剂和垃圾焚烧飞灰混合以后就能够形成固体, 这样就能够减少重金属的融出。水泥是一种常见的固化剂, 在飞灰中掺入水泥基质, 在一定的条件下, 景观物理—化学作用, 这样就会使得污染区在水泥基质中的迁移率逐渐减小, 从而使得废物固化而稳定。水泥固化处理具有工艺成熟、操作简单, 处理成本低的优点。上海浦东垃圾焚烧发电厂采用水泥固化处理飞灰的方法, 使得烟气排放能够达到相应的标准, 并且取得良好的经济效益。

4.3 采用湿法化学处理法

飞灰湿式化学处理法具有加酸萃取和烟气中和碳酸化法, 这种工艺的运行成本比较低, 并且能够回收重金属和盐类, 在这一过程中, 我们能够除去灰尘以及一些氮氧化物。因此, 水塔和喷雾接触的一些酸性气体, 尘埃和酸气通过洗涤, 能够有效除去其中的一部分, 尾气冷却到75℃左右的时候;从洗气塔中就会进入酸和碱进行洗塔, 这样就能够进一步起到除粉尘的效果, 废气气体将会进一步冷却到50℃。潮湿的酸性气体需要进行高度纯化, 也能够起到消除重金属和二恶英的作用。但是这种工艺比较复杂, 投资和运行成本比较高, 需要我们酌情使用。中铺子垃圾焚烧发电厂采用湿法化学处理法, 其能够除去灰分中的重金属和无机盐类, 使得烟气能够达到排放标准, 具有很好的应用效果。

4.4 水泥窑协同处置垃圾焚烧飞灰

水泥窑协同处理垃圾焚烧飞灰是将经过处理的飞灰作为水泥原料加入到水泥的生产过程中, 这样能够节省水泥的其它原料, 还能够有效去除飞灰中的二恶英等一些有机的污染物。由于飞灰中还含有重金属物质, 为了避免对水泥的生产产生影响, 需要对飞灰进行预处理, 可以采用高温来分解飞灰中的重金属物质, 从而提高飞灰在水泥中的应用效率。

5 结语

目前, 在垃圾焚烧发电飞尘的处理问题上面, 采用焚烧处置技术能够起到很好的效果。对于焚烧产生的有害物质, 我们需要了解其产生的机理, 采取有效的工艺出去这些有害的物质。有效保护我们的生态环境, 实现社会的可持续发展。

参考文献

[1]王涛, 刘廷凤, 高占启, 孙成.城市垃圾焚烧飞灰的污染特性分析[J].南京大学学报 (自然科学版) , 2012 (01) .

[2]方源圆, 周守航, 阎丽娟.中国城市垃圾焚烧发电技术与应用[J].节能技术, 2010 (01) .

[3]王雷, 金宜英, 李润东, 聂永丰.生活垃圾焚烧飞灰的污染特性[J].环境科学与技术, 2010 (07) .

焚烧飞灰 第7篇

1 原料与实验方法

1.1 原 料

试验用污泥取自武汉汉西污水处理厂,其基本性质指标见表1。试验用黏土取自校园内。试验用垃圾焚烧飞灰取自深圳市政环卫厂。黏土和飞灰样品一经取回立即摊铺在白纸上,置于避光、通风处风干。达到半干状态时把结块压碎,铺成薄层, 经常翻动,使其慢慢风干。待样品风干后,用木棒轻轻研磨飞灰,过100目(0.15mm)尼龙筛,混匀。对烘干后的污泥样品、 黏土样品和预处理后的飞灰样品采用X射线荧光光谱仪进行化学成分分析,其化学组成见表2。为测定污泥和垃圾焚烧飞灰中重金属含量,对两样品进行消解处理后,采用电感耦合等离子体发射光谱仪进行了含量测定,其结果见表3。由于固体废弃物中的重金属在水的浸泡下会浸出,必须对其浸出毒性加以鉴别,采用美国 环保署规 定的废物 浸出毒性 的标准方 法TCLP(Toxicity Characteristic Leaching Procedure)方法。测得污泥和垃圾焚烧飞灰中重金属浸出浓度结果见表3。

%

1.2实验仪器

XRF-1700型X射线荧光光谱仪,DHG-9245A型电热恒温干燥箱,DF-4型搅拌机,Hitachi S-520电子扫描电镜(SEM), 6X2-10-13型试验电炉,FC204型分析天平,Perkin-Elmer Optima 5300DV型电感耦合等离子体发射光谱仪。

1.3实验方案

各原料的配比实验方案见表4。实验室制备污泥陶粒的工艺流程分为原料预处理、成型、干燥、烧成和冷却5个阶段。经过烘干和碾磨等预处理之后,按表4中的重量配比称取适量原料,并放入搅拌机进 行均化,同时,控制一定 的水灰比,经30 min均匀搅拌后,将拌好的 料采用手 工成型,大部分制 成直径约5~10mm的生料球备用,同时,部分采用 自制模具 制成直径0.010m,高0.015m的小圆柱体,以便于测定颗粒的抗压强度。将制备好的料球放入鼓风干燥箱内,在100~150 ℃ 的条件下干燥120min,以充分脱去料球中的游离水分。之后,将料球放入电炉中进行高温焙烧后,放在室温下自然冷却即制得污泥陶粒样品。

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1.4陶粒性能及重金属固化效果评价与测试

根据国家标准 《轻集料及 其试验方 法》(GB/T 17431.11998),评价陶粒成品的性能指标主要有:堆积密度、表观密度、 筒压强度、吸水率、软化系数等[10]。本试验中主要采用筒压强度和吸水率两个指标对制成的污泥陶粒性能进行评价,其中筒压强度高、吸水率低的陶粒性能较好。各指标的检测遵照国家标准《轻集料及其试验方法》(GB/T 17431.1-1998)进行。污泥陶粒的内部结构主要采用电子扫描电镜(SEM)分析,其重金属固化效果采用重金属固化率进行评价。重金属固化率的定义如式(1)所示,其中污泥陶粒中重金属浸出浓度的测定也采用美国环保署规定的 废物浸出 毒性的标 准方法TCLP(Toxicity Characteristic Leaching Procedure)方法。

2 结果与讨论

2.1 垃圾焚烧飞灰掺量对污泥陶粒性能的影响

垃圾焚烧飞灰掺量的 变化对污 泥陶粒性 能的影响 如图1所示。随着原料中垃圾焚烧飞灰质量分数由5%增加至20%, 污泥陶粒的筒压强度由3.2MPa逐渐增加至4.9MPa,但进一步增加垃圾焚烧飞灰比例至25%,其筒压强度反而减小至4.5 MPa。对污泥陶粒吸水率,其变化趋势相反。随着原料中垃圾焚烧飞灰质量分数由5%增加至15%,其吸水率由16.8%逐渐减小至10.1%,但进一步增加垃圾焚烧飞灰比例至25%,其吸水率又开始增加至13.5%。这可能是由于污泥中有机质含量非常高,在焙烧过程中会产生大量气体,因而当原料中污泥质量分数较高时,释放气体量过高会导致陶粒内部孔隙率增加, 从而降低陶粒的筒压强度,增加其吸水率。但污泥质量分数过小,则焙烧过程中产生的气体量不足,也会影响陶粒的膨胀,使污泥陶粒内部气孔粗大,且多为开放性气孔,从而使陶粒筒压强度减小,吸水率增加。不同原料配比试样所制的污泥陶粒的SEM图如图2所示,垃圾焚烧飞灰掺量为20%时,其形成的气孔尺寸较小,且多为闭口形状,而当其掺量增至25%时,气孔尺寸明显增加,且以开口形状孔和连通孔为主。有研究表明,气孔的尺寸、形状和均匀 性均对陶 粒性能有 一定影响[11]。气孔的尺寸越大,在密度相等时,陶粒的强度就越差,保持陶粒的总孔隙率不变,气孔尺寸越小,强度就越高,因此减小气孔尺寸可以提高陶粒的强度。此外,闭口形状 的圆孔会 使陶粒强 度提高,而且吸水率降低,而开口形状气孔及连通气孔均会使陶粒的强度下降,吸水率上升。因此,当垃圾焚烧飞灰质量分数介于15%~20%之间时,污泥陶粒筒压强度较高,同时吸水率较低,陶粒性能最佳。

2.2 焙烧温度对污泥陶粒性能的影响

由图3可知,随着焙烧温度的增加,陶粒的颗粒筒压强度增加,而吸水率逐渐降低。这可能与焙烧过程中发生的物理化学变化有关。当焙烧温度低于1 000 ℃时,随着焙烧初期水分的脱除、有机物的烧失和矿物分解,坯体孔隙较多,孔隙率较大。而随着温度的逐渐升高,开始出现液相,促进颗粒重排和传质过程,质点通过重排原子核晶面滑移来实现传质,促使坯体空隙迅速减少,坯体出现致密化。此后,随着温度的持续升高,坯体中部分未排尽的水蒸气、CO2及有机物燃烧产生的气体不断外逸,在具有适宜黏度的液相中形成气泡,而使得陶粒膨胀,若温度继续升高,或延长焙烧时间,生成的液相量将会增多,熔解的石英等玻璃态物质黏度小,容易渗透到各种晶体颗粒间隙中,使陶粒内部结构过于致密,气孔数量减少,因而陶粒的筒压强度增加,吸水率减小。

2.3 重金属固化效果分析

污泥陶粒的重金属浸出试验结果见表5。根据试验结果按式(1)计算了污泥陶粒中各重金属 的固化率,结果也列 于表5中。同时,表5还列出了 《地表水环 境质量标 准》(GB38382002)[12]中三类水体规定的重金属最高允许浓度。

通过对陶粒成品和污泥及垃圾焚烧飞灰中重金属浸出浓度的比较,可以发现经高温焙烧后污泥陶粒中重金属的浸出毒性大大降低,这说明通过高温烧结产生的挥发、化学反应等作用 ,污泥和垃圾焚烧飞灰中重金属大部分被固化在污泥 陶粒中,各重金属在水中的活动性远远比原污泥中重金属的活动性差,证明重金属在污泥陶粒中得到了很大程度的转化和固化。 此外,从表5可以看出,陶粒成品中重金属浸出浓度低于《地表水环境质量标准》中三类水体的要求[12]。因此,经过焙烧后的陶粒成品性能稳定,基本不会造成环境的二次污染。但需要指出的是,由于部分重金属在焙烧过程中挥发,因此利用城市污泥烧制陶粒的生产过程中必须加强对烟气处理过程的考虑,以防造成空气污染。

注:“-”表示未检出。

3 结 语

垃圾焚烧飞灰与污泥间的原料配比及焙烧过程中的温度均会影响污泥陶粒的性能。当垃圾焚烧飞灰掺量介于15%~ 20%之间时,污泥陶粒筒压强度较高,同时吸水率较低,陶粒性能最佳,而随着焙烧温度的增加,污泥陶粒的筒压强度增加,吸水率降低。此外,重金属浸出实验表明,通过高温焙烧,污泥和垃圾焚烧飞灰中的重金属等有害物质被有效地固化在硅铝骨架的晶格中,固化率均大于99%,同时锌、铜、镉等重金属的浸出毒性均大大降低,各类重金属浸出浓度均低于国家标准。因此,作为一种有效的污泥和垃圾焚烧飞灰资源化利用技术,其不仅可替代部分黏土,节约耕地资源,而且不会产生二次污染, 具有良好的发展前景。

摘要：城市污泥产量巨大且成分复杂,而城市垃圾焚烧飞灰属于危险废弃物,这两类固体废弃物的合理处理与处置已越来越受到关注。进行了城市污泥与垃圾焚烧飞灰烧制污泥陶粒实验及重金属浸出实验,结果表明,污泥陶粒的筒压强度随着垃圾焚烧飞灰的掺量由5%增加至25%先变大后变小,其吸水率变化趋势相反。污泥陶粒的筒压强度随焙烧温度的增加而增加,吸水率变化趋势相反。此外,污泥陶粒重金属浸出实验结果表明污泥陶粒能有效地固化污泥及垃圾焚烧飞灰中各类重金属,其浸出浓度均满足《地表水环境质量标准》中三类水体的要求。因此,污泥陶粒的生产可实现城市污泥与垃圾焚烧飞灰的有效资源化利用,具有广阔的应用前景。

关键词：城市污泥,垃圾焚烧飞灰,污泥陶粒,重金属固化

参考文献

[1]曹秀芹,杜金海.污泥处理处置技术发展现状及分析[J].环境工程,2013,(31):561-564.

[2]陈国美,胡俊庆.污水处理厂污泥填埋处置与资源化利用探析[J].中国资源综合利用,2013,31(1):33-35.

[3]徐勤.污泥填埋的工程化应用研究[J].环境卫生工程,2006,14(4):50-51.

[4]张练,魏海浪,张惠芳,等.城市污泥堆肥土地修复利用研究进展[J].2013,21(6):7-12.

[5]秦翠娟,李红军,钟学进.我国污泥焚烧技术的比较与分析[J].能源工程,2011,(1):52-61.

[6]廖艳芬,漆雅庆,马晓茜.城市污水污泥焚烧处理环境影响分析[J].环境科学学报,2009,29(11):2 359-2 365.

[7]翁焕新,章金骏,曹彦圣,等.污泥陶粒的性能特征与烧制工艺[J].浙江大学学报(工学版),2011,45(10):1 877-1 883.

[8]窦守花,吴复忠.页岩和污泥制备陶粒过程中影响陶粒性能的因素研究[J].贵州科学,2011,29(6):77-80.

[9]王乐乐,杨鼎宜,刘亚东,等.轻质污泥陶粒研制及其膨胀机理的探讨[J].混凝土,2013,(4):40-43.

[10]GB/T 17431.1-1998,轻集料及其试验方法[S].

[11]张云峰.城市污水厂污泥资源化利用研究——污泥陶粒的研制及其应用[D].福建:福州大学,2004.

焚烧飞灰 第8篇

焚烧法处理城市生活垃圾最终产生的焚烧飞灰中主要包括一些不可燃的无机物以及部分未完全燃烧的有机物[4]。从20世纪60年代开始,欧洲、美国以及日本等国家在垃圾焚烧飞灰的物理、化学性质和处置利用方面开展了大量的研究,结果表明,飞灰中的溶解盐含量较高,重金属的浓度也较高[5,6,7],如果处置不当会产生一定的环境危害。主要原因在于垃圾中的重金属在焚烧过程中虽然会发生迁移和转化,但总量几乎不变,全部集中分布在焚烧底灰、飞灰和烟气中。重金属的危害在于它不能被微生物分解且可能在生物体内富集形成其它毒性更强的化合物,于是如何安全有效地处置垃圾焚烧飞灰就成为急需解决的环境和社会问题。

目前国内部分研究者已对我国南方地区垃圾焚烧飞灰中的重金属形态及浸出特性做了部分研究[8,9],而对于北方地区研究较少,这与北方引进垃圾焚烧发电项目较少、较晚有关。由于我国南北方生活垃圾构成不尽相同,因此对于北方地区垃圾焚烧飞灰中重金属的研究可以为其安全处置提供参考。根据垃圾焚烧过程中的工段及位置不同,可分为底灰、余热锅炉飞灰、酸洗飞灰及除尘器飞灰。本文选取了重金属含量较高的除尘器飞灰[10]作为研究对象,分析了不同粒径飞灰中重金属Cu、Pb、Zn、Mn的形态。

1 实验部分

1.1 样品的采集

实验样品取自济南市济阳县某无害化处理厂,该厂垃圾焚烧发电项目处理规模为200吨/日,产生的烟气经布袋除尘器净化后排放,不可燃物收集后在填埋场做填埋处理。在焚烧炉正常工况稳定运行时,采集除尘器飞灰样品保存于洁净PVC采样瓶中;迅速带至实验室并放入冰箱内低温(4 ℃)保存,24 h内进行预处理及分析测定。采样点示意图见图1。

1.2 样品的预处理及提取方法

(1)将采集到的样品在自然条件下风干,四分法缩分后保存于干燥清洁的广口玻璃瓶中,备用。

(2)将缩分后备用的样品在60 ℃下干燥至恒重,去除样品中的沙粒等杂物,采用多层式筛分过滤机分别筛分为小于61 μm、61～96 μm、96～120 μm、120～180 μm、180～250 μm、250～380 μm和大于380 μm七种粒级,密封贮存,备用。

(3)分别准确称取筛分后的样品0.5000 g,采用微波消解法[10]对其进行消解并制成待测液备用。

(4)采用BCR连续提取法对不同粒径样品中的重金属Cu、Pb、Zn、Mn进行分级提取[11],分别提取醋酸可提取态、可还原提取态、可氧化提取态、残渣态并制成相应待测液备用。

1.3 样品分析

1.3.1 样品的粒径分布分析

将缩分后备用的样品在60 ℃下干燥至恒重,去除样品中的沙粒等杂物后称取样品总重量。然后采用多层式筛分过滤机分别筛分为小于61 μm、61～96 μm、96～120 μm、120～180 μm、180～250 μm、250～380 μm和大于380 μm七种粒级,将每种粒径分别称重并记录。

1.3.2 样品的形貌分析

利用TXA-840扫描电子显微镜对不同粒径样品进行表面的微观结构观察。

1.3.3 样品中重金属元素的测定

针对预处理过程中得到的不同粒径样品中重金属Cu、Pb、Zn、Mn的总量、醋酸可提取态、可还原提取态、可氧化提取态、残渣态待测液,采用日立180-80偏振塞曼原子吸收分光光度计(AAS)测定其中重金属的含量。

2 结果与讨论

2.1 样品的粒径分布

为了了解除尘器飞灰样品的粒径分布情况,对样品分别筛分为小于61 μm、61～96 μm、96～120 μm、120～180 μm、180～250 μm、250～380 μm和大于380 μm七种粒级,样品的粒径分布图见图2。

从图2中可以看出,除尘器飞灰样品小于61 μm粒级颗粒占了样品总重量的约36%,比例最大,其次为120～180 μm粒级,占样品总重量的约20%,比例最小的为180～250 μm粒级,约为5%。

2.2 不同粒径样品的形貌分析

根据除尘器飞灰样品的粒径分布特点,本实验分别选取了以61～96 μm和180～250 μm两个粒级为代表的大颗粒及小颗粒样品进行表面微观结构的观察。每种样品分别放大100倍和1000倍,结果见图3。

由图3可以看出,在放大100倍的图片中,大小颗粒样品形貌差别不大,多为不规则形状聚合体,少量为球形体、絮状体。其中不规则形状聚合体似由圆状、片状、块状颗粒堆积而成,颗粒间结合较紧密,多孔,孔隙周围颗粒形态有如岩浆冷凝而成的流岩。究其原因主要由于烟气从高温焚烧炉中经过酸洗净化后进入除尘设备过程中的冷凝作用产生。在放大1000倍的图片中,可以明显看出大颗粒样品体积较大,表面光滑,凹凸程度小,因此相互聚集、吸附能力也较弱;小颗粒样品体积较小,表面粗糙,疏松多孔,凹凸不平,比表面积较大,因此聚集、吸附能力也较强。

2.3 不同粒径重金属元素的总量测定

对筛分后的七种粒级样品进行微波消解后测定重金属Cu、Pb、Zn、Mn的总量结果见图4。

由图4可以看出,不同粒径样品中重金属含量顺序为Zn>Pb>Cu>Mn。

其中元素Cu含量在不同粒径样品中变化趋势不明显,总体上小颗粒样品中含量高于大颗粒样品。

元素Zn随着样品粒径的增加呈现减小的趋势。

元素Pb、Mn在不同粒径样品中呈现先减小后增加的趋势,在250～380 μm粒级富集较为明显。究其原因可能是在烟尘净化过程中,较大颗粒的表面吸附了小颗粒所致,或者部分小颗粒吸附聚集形成较大颗粒。

2.4 不同粒径重金属元素的形态分析

对于筛分后的其中粒级样品分别采用BCR连续提取法对重金属Cu、Pb、Zn、Mn进行分级提取,并测定各形态中重金属含量,结果见图5。

从图5可以看出,不同粒径样品中重金属形态分布不同,具体如下:

元素Cu:以残渣态为主要存在形态,醋酸可提取态次之,可还原提取态最少。残渣态、可还原提取态、可氧化提取态随粒径变化规律均不明显,醋酸可提取态随着粒径的增加逐渐减小的趋势,

元素Mn:醋酸可提取态为主要存在形态,可还原提取态及可氧化提取态比例较小,随粒径变化规律均不明显;残渣态为次要存在形态,随着粒径的增加呈现先减小后增加的趋势,在大于380 μm粒级富集明显。

元素Pb:以残渣态为主要存在形态,随粒径的增加呈现先减小后增加的趋势,在250～380 μm粒级富集明显。醋酸可提取态、可还原提取态及可氧化提取态比例较小,且随粒径变化规律均不明显。

元素Zn:以残渣态为主要存在形态,随着粒径的增加呈现减小趋势,醋酸可提取态次之,可还原提取态及可氧化提取态比例较小,随粒径变化规律均不明显;

3 结论与建议

(1)本文选取的除尘器飞灰样品中以小颗粒所占比例最大。且从微观形貌分析小颗粒样品体积相对较小,表面较为粗糙,疏松多孔,凹凸不平,比表面积较大,因此聚集、吸附能力也较强。

(2)不同粒径样品中重金属含量顺序为Zn>Pb>Cu>Mn。元素Cu、Zn总体上小颗粒样品中含量大于大颗粒样品,这与小颗粒样品微观形貌的特点相符合。元素Pb、Mn在不同粒径样品中呈现先减小后增加的趋势,在250～380 μm粒级富集较为明显。究其原因可能是在烟尘净化过程中,较大颗粒的表面吸附了小颗粒所致,或者部分小颗粒吸附聚集形成较大颗粒。

(3)元素Cu、Pb、Zn均以残渣态为主要存在形态,元素Mn以醋酸可提取态为主要存在形态,各重金属元素可还原提取态及可氧化提取态随粒径变化均不明显。

(4)由于垃圾焚烧飞灰中还存在一定量的可提取态重金属,例如Mn,且这些形态容易被植物吸收,有较大的可迁移性[12,13],属于潜在性污染物,有一定的生物有效性[14]。因此垃圾焚烧飞灰在填埋处置的过程中还需要进行稳定化处理,尽可能的使可提取态的重金属向不可迁移的残渣态转化,降低重金属的活性。

摘要：城市生活垃圾焚烧处理过程中所含重金属会集中在垃圾焚烧飞灰中排出,且含量较高,因此若要安全处置垃圾焚烧飞灰必须要对其特性进行研究。不同粒径垃圾焚烧飞灰中重金属的含量不完全相同,呈现出一定的变化趋势。重金属的各种形态对其在环境中的迁移和转化也会产生一定的影响。通过分析不同粒径垃圾焚烧飞灰的重金属形态进行研究,可为其安全处理处置提供参考。

焚烧飞灰 第9篇

关键词：垃圾焚烧,飞灰,锅炉烟道灰,重金属

垃圾焚烧飞灰较早之前的定义主要指来自除尘器捕集下来的颗粒物, 以及半干法应用的喷雾反应器或干法应用的降温塔沉降的颗粒物[1], 并不包括锅炉烟道灰。

《垃圾焚烧污染控制标准》 (第一次征求意见稿) 将焚烧飞灰明确定义为:

生活垃圾焚烧后从锅炉烟道和烟气处理系统收集的残渣。

本文以佛山某垃圾焚烧发电厂 (以下简称该项目) 对输灰系统进行改造为实例, 分析将锅炉烟道灰收集进入飞灰系统进行收集处理后飞灰重金属含量、固化效果及灰渣占垃圾总量的变化, 总结出锅炉烟道灰进入飞灰系统对垃圾焚烧电厂会带来的积极意义。

1 项目概况

该项目2009年设计建造时跟国内大部分垃圾焚烧发电厂一样, 并没有把锅炉烟道灰收集到飞灰系统进行处理而是把其送到渣坑, 如图1所示, 随炉渣送填埋场处置。

2012年底根据《垃圾焚烧污染控制标准》 (第一次征求意见稿) 等日益严格的环保要求将输灰系统进行改造, 将锅炉烟道灰收集至灰库作为飞灰进行固化处理, 如图2所示。

2 锅炉烟道灰进入飞灰系统前后飞灰重金属含量分析

2013年1月中旬改造完毕, 新系统正式投入使用, 根据改造前后的飞灰检测结果, 分析锅炉烟道灰进入飞灰系统前后飞灰原灰重金属含量的变化。

从表1可见锅炉烟道灰进入飞灰系统后的飞灰重金属含量有所增加, 其中变化较大的是锌、铅和镉3种重金属含量。

改造前锌浓度平均值为0.72mg/L, 改造后锌浓度平均值为21.26m g/L, 锌虽然是原来的约30倍, 但仍然满足GB16889-2008《生活填埋场污染控制标准》[2]。

如表2所示。

改造前飞灰铅元素浓度平均值为1.02mg/L, 镉为未检出;

改造后铅平均浓度为4.68mg/L为改造前4.59倍, 镉平均浓度为0.92m g/L。

对照表2标准值, 改造前铅超过标准值0.77mg/L, 改造后超过标准值4.43mg/L, 改造后超标准0.77mg/L必须经处理后才能进填埋场。

3 锅炉烟道灰进入飞灰系统前后飞灰固化效果变化分析

垃圾焚烧飞灰中含有重金属、二噁英、呋喃等有害物质, 属于重金属危险废物范畴, 对其最终处置前要经过无害化处理[3]。

该项目采用水泥+螯合剂的固化工艺, 选用某国产螯合剂, 以螯合剂:

飞灰:水泥为12∶100∶13的比例将飞灰稳定化处理后满足GB16889-2008要求送填埋场暂存。

项目改造后, 保持螯合剂及混合比例不变, 分析锅炉烟道灰进入飞灰系统前后对飞灰固化处置的影响。

3.1 锅炉烟道灰进入飞灰系统前后飞灰固化块重金属分析

由表3化验结果可知:

1) 前后的固化块重金属都符合GB16889-2008的限制要求。

2) 改造前的飞灰固化块的铜、铍、镍、六价铬含量未能检出, 铅只有1次能检出, 改造后都是未检出, 可见锅炉烟道灰对这几项重金属的贡献不大。

3) 汞、砷、硒改造前4次检测中有3次未检出, 改造后的4次检测中汞只有1次未检出, 其余3次的平均值为0.0026mg/L, 改造后的检测砷、硒都能检出, 砷平均值为0.0937 mg/L、硒平均值为0.0357m g/L;锌、镉改造前含量未能检出, 改造后锌、镉都能检出, 锌的平均值11.82 mg/L、镉有其中2次能检出平均值0.008 mg/L, 可见这5种重金属含量较改造前都略有增加。

4) 改造前钡平均值为1.7m g/L、总铬有1次未检出, 其余3次平均值为0.21mg/L, 改造后钡平均值为0.72mg/L、总铬除去一次异常高值1.6mg/L, 平均值0.03mg/L。

可见钡、总铬含量总体趋势是下降的, 证明锅炉烟道灰的加入能稀释固化块这2种重金属。

3.2 锅炉烟道灰进入飞灰系统前后飞灰固化块固化成型效果比较

1) 颜色。该项目的飞灰最终都是装在一个方形模块里面固化成型, 锅炉烟道灰进入飞灰系统前后飞灰固化块都是呈灰褐色, 颜色没有明显变化。

2) 形状。改造后的固化块成型效果没有变化。

3) 异常分析。改造后曾经有一段时间固化飞灰块有膨胀现象, 固化块变得松散容易开裂, 查看文献得知该现象应该是由于那一段期间烟气反应添加的石灰中含有过量的游离氧化钙所致, 因为当水泥、飞灰系统发生水化反应时, 存在于飞灰原样中的游离氧化钙也因为水分的存在也发生水化反应, 游离氧化钙在水化反应时会产生膨胀, 固化块甚至开裂、松散。由此可见锅炉烟道灰对飞灰固化块的成型基本没有影响。

4 锅炉烟道灰进入飞灰系统前后灰渣变化情况及影响

4.1 灰渣变化情况

生活垃圾焚烧过程中所产生的飞灰约占焚烧垃圾总量的3%~5%, 炉渣占焚烧垃圾总量的25%~30%。

图3为该项目锅炉烟道灰进入飞灰系统改造前后各月份飞灰、炉渣占垃圾总量变化趋势, 其中1~5月是改造前的5个月, 6~13为改造后8个月。据统计, 改造前5个月飞灰占垃圾总量百分比平均值为2.97%, 炉渣占垃圾总量百分比平均值为29.39%;改造后8个月飞灰占垃圾总量百分比平均值为4.78%, 炉渣占垃圾总量百分比平均值为26.10%。飞灰产生率提高了1.81%, 炉渣产生率下降了3.29%。因为该项目的炉渣、飞灰的填埋费用由政府承担, 因此无论灰渣量如何变化最终的填埋处置费用对该项目来说是没影响的。

不过飞灰出灰率的提高, 每天增加了27吨的飞灰需固化处理, 比改造前约每天增加2万元处理成本。

4.2 改造变化带来的影响

该项目锅炉烟道灰进入飞灰系统前, 锅炉烟道灰通过输灰系统落入渣池, 每次卸灰时渣池区间都会产生大量扬尘, 运行人员从渣池外面无法看清渣池内的情况, 进入该区域也必须戴上各种防护用品, 扬尘问题通过空间喷淋自来水雾也无法消除, 这既影响渣吊司机的操作视线又污染了周围的环境。改造后从根本上解决了扬尘问题, 运行人员只需佩戴口罩即可进入, 周边环境得到明显改善。

5 结论

1) 锅炉烟道灰进入飞灰系统后飞灰各重金属总量都有所增加, 其中变化较大的是锌、铅、镉。锌是改造前30倍、铅是改造前4.59倍, 镉由未检出到检出浓度为0.92mg/L。

2) 锅炉烟道灰进入飞灰系统后对固化螯合重金属影响不大, 都能满足填埋场进场标准, 改造前后飞灰固化块铜、铍、镍、六价铬含量都几乎未能检出, 改造后的飞灰固化块汞、砷、硒、锌、镉5种重金属含量略有增加, 钡、总铬含量呈下降趋势, 对其有稀释作用;改造对固化块颜色、形状的成型效果基本没影响。

可见锅炉烟道灰进入飞灰系统并对垃圾焚烧厂没有负面影响, 增加的处理费用不多, 满足了新环保要求同时也有利厂区的生产安全与环境改善, 值得在其他垃圾焚烧发电厂进行推广。

参考文献

[1]白良成.生活垃圾焚烧处理工程.中国建筑工业出版社[M].2009.

[2]GB16889-2008生活垃圾填埋场污染控制标准[S].北京:中国环境科学出版社, 2008.

焚烧飞灰 第10篇

焚烧飞灰是由城市生活垃圾焚烧处理后产生的一种废弃物,它不仅富集汞、锡、铅等有毒重金属,还含有大量的二恶英类物质[6],是一种公认的危险废弃物,其随意堆放、处置会对生态环境造成严重威胁,但其主要化学组成都是水泥生产用原材料所需的成分。虽然近阶段越来越多的有识之士包括笔者都认为垃圾焚烧炉处理生活垃圾技术不是一种好的有前景的符合节能减排和可持续发展的技术,利用水泥窑协同处理生活垃圾才是处置生活垃圾的最有前景的方式,并进行了相应研究。但由于各种原因,我国很多地方政府及环境保护部门仍在大量建设垃圾焚烧炉,并由此产生大量的垃圾焚烧飞灰,早在本世纪初我国运行和在建的垃圾焚烧装置处理城市垃圾量超过13150 t/d,按照焚烧飞灰量是焚烧垃圾量的4%估算,每年垃圾焚烧将产生飞灰21万吨,在今后相当长一段时期内垃圾焚烧飞灰仍将大量排放。因此,水泥工作者应该对现有或将来所产生的垃圾焚烧飞灰量与日俱增有充分的认识,必须加强研究,采取相应的资源化利用技术,以确保人类生态环境的和谐性。现阶段国内外对焚烧飞灰的处置着重于无害化处理,而对其所具有的资源性开发利用研究较少[7]。我们对焚烧飞灰成分分析发现,其中除含有Ca O、Si O2和Al2O3等制备水泥的必须组分外,还含有大量的Cl和Mg,这也是制备阿利尼特矿物的必需组分。因此,利用焚烧飞灰制备阿利尼特水泥具有两大优势,一方面可以通过阿利尼特矿物的高氯含量和固溶重金属能力强的特点,为焚烧飞灰的资源化利用提供新的途径;另一方面可以最大程度地发挥焚烧飞灰中氯和其他组分的矿化作用,大大降低水泥熟料烧成温度,为水泥产业的绿色化发展提供帮助[6,7,11]。本研究工作得到了国家高技术研究发展计划(863)项目的资助。

本文作为国家高技术研究发展计划(863)项目的部分研究工作,主要拟针对焚烧飞灰的本征特性,探索其资源化利用的重要方向,研究其作为原材料烧制阿利尼特水泥熟料的可行性及其形成过程,并对烧成的阿利尼特水泥的水化性能进行研究。

1 试验

试验中所用焚烧飞灰来自光大集团下属的苏州垃圾焚烧厂,其主要成分见表1。试验中所用Ca CO3、Si O2、Al2O3等化学试剂作为校正用补充原料。

在参考已有文献[1,2,3,4,5,8,9,10,11,12,13]和实验室前期研究的基础上[14],本文确定煅烧阿利尼特水泥熟料的原料配比为:焚烧飞灰30.04%;Ca CO353.43%;Si O29.60%;Al2O31.92%;Ca Cl25.01%。原料按设计配比混合均匀(其中Ca Cl2以25%溶液的形式加入),再加入适量去离子水将生料拌成糊状。将生料置于约50℃烘箱中干燥,将烘干的生料再次磨细混匀,并取约6.5g放入直径3cm、高0.5cm的试模中,压制成生料圆饼。

试样放入铂金坩埚中,置于Nabertherm硅碳棒高温炉中匀速升温至设定温度,并保温一定时间后取出。将所得熟料粉磨至全部通过200目筛后,采用X射线衍射仪(X-ray Diffraction,XRD)对所烧成矿物进行分析。

将试验烧成的熟料,掺加一定量石膏制成阿利尼特水泥,水灰比采用0.3,分别测定试样1d、3d、7d、28d的抗压强度。选用掺加适量石膏所制成的阿利尼特水泥,采用XRD分析其主要水化生成产物,用环境扫描电镜(Environment Scanning electron microscope,ESEM)观察水化产物形貌。同时分析阿利尼特水泥水化放热曲线特征,并与硅酸盐水泥进行比较。

2 试验结果与讨论

2.1 阿利尼特水泥熟料煅烧形成过程

将配制好的生料,置于高温炉内分别升温至900℃、1050℃和1200℃及1200℃保温15min、30min、45min和60min后取出,试样编号分别为A-900-0、A-1050-0、A-1200-0、A-1200-15、A-1200-30、A-900-45和A-1200-60。

不同煅烧条件下所得熟料矿物XRD谱如图1所示,从中可以看出:900℃时体系的主要物相为C2S、f Ca O、C12A7和C2SCa Cl2,表明此时Ca CO3已大量分解并与硅质原料生成了C2S,铝元素以C12A7的形式存在,而Ca Cl2则通过与C2S化合以C2SCa Cl2的形式存在;升温至1050℃时,体系的f Ca O衍射峰有所增加,但其他物相未见明显变化;1200℃时出现了阿利尼特特征峰,同时C12A7的特征峰减弱,f Ca O和C2SCa Cl2的特征峰也明显减小,表明阿利尼特的形成消耗了部分C12A7和大量f Ca O及C2SCa Cl2;在1200℃煅烧条件下,随着保温时间如图4c所示大量CSH凝胶,以及由六方晶体堆积而成的花朵状集合体,其能谱分析结果(图4d)表明这可能是含铝矿物相在石膏和氯离子存在的条件下水化生成的C3ACa Cl210H2O。

图5为阿利尼特水泥水化28d的硬化水泥浆体微观形貌。图5a为未水化阿利尼特水泥颗粒,与水化1d相比未水化颗粒明显减小;图5b为纤维状的CSH凝胶;图5c可见较多的棒状AFt晶体,图5d可见较为粗大的Ca(OH)2晶体。

由以上可知,阿利尼特水泥水化主要产物CSH凝胶、Ca(OH)2晶体,另外还含有少量的AFt和C3ACa Cl210H2O。阿利尼特水化早期生成的大量CSH凝胶和Ca(OH)2晶体,使得该水泥凝结快,并具有较高的早期强度。

2.5 阿利尼特水泥的水化放热速率

图6为阿利尼特水泥熟料与掺加5%二水石膏的阿利尼特水泥的水化热曲线。从中可以看出,阿利尼特水泥熟料(A100)与阿利尼特水泥(A95DG05)加水后均迅速水化放热,但阿利尼特水泥熟料水化10h后,才达到主放热峰的最快放热速率,而掺加5%石膏的阿利尼特水泥水化5h后即达到主放热峰的最快放热速率,并且放热量比阿利尼特水泥熟料大,这表明石膏可以促进阿利尼特水泥熟料矿物的水化,与前述试验结果一致。

图7为普通硅酸盐水泥(NC)与阿利尼特水泥水化热曲线比较,可以看出这两者放热曲线有明显的区别:硅酸盐水泥水化的诱导期、加速期和减速期均比阿利尼特水泥长,稳定期开始时间也较晚,水化13h后才达到主放热峰的最快放热速率;而阿利尼特水泥最快放热速率出现在水化5h后。这表明阿利尼特水泥较普通硅酸盐水泥水化更快。综合上述研究结果可知,阿利尼特水泥可以作为一种早强快硬型水泥使用。

3 结论

(1)利用焚烧飞灰为主要原料在实验室电炉内成功烧制阿利尼特水泥熟料,熟料中的主要矿物相为阿利尼特、C2S、C12A7,另外还有少量C2SCa Cl2、f Ca O等。阿利尼特水泥熟料煅烧过程中先出现C2S、C12A7和C2SCaCl2,随后与Mg O和Ca Cl2反应生成阿利尼特。

(2)纯阿利尼特水泥熟料自身水化速度较慢,而掺加5%二水石膏可以促进其水化,这也是阿利尼特水泥早期强度来源。而熟料中C2S矿物的存在,有助于阿利尼特型节能水泥后期强度的持续增长。

(3)阿利尼特水泥硬化浆体微观形貌观察表明:水化1d可显著观察到六方板状的Ca(OH)2晶体,含铝矿物相水化生成六方片状且呈花朵状堆积的C3ACa Cl210H2O;水化28d时未水化颗粒明显减少,出现大量纤维状的CSH凝胶、棒状AFt和Ca(OH)2晶体,构成该水泥石骨架。

(4)阿利尼特水泥水化5h即达到主放热峰最快放热速率,诱导期、加速期和减速期均较普通硅酸盐水泥短,稳定期开始时刻较早,水化速度较普通硅酸盐水泥更快。因此,阿利尼特水泥可以作为一种早强快硬型水泥使用。

(5)由于我国目前仍在大量建设垃圾焚烧炉,垃圾焚烧飞灰的排放量正在与日俱增并恶化人类生态环境,水泥窑处置生活垃圾尚在研发初期,未能得到全社会重视并形成产业化优势,在研发新的生活垃圾处置技术的同时,仍必须加强对垃圾焚烧飞灰的资源化利用技术的开发研究。

摘要：以城市垃圾焚烧飞灰(以下简称焚烧飞灰)为主要原料,在实验室电炉里成功研制了阿利尼特水泥熟料。本文主要研究水泥熟料煅烧形成过程及其水化性能,分析了阿利尼特水泥的适宜石膏掺量、水化放热特征、水化产物及其显微结构。研究结果表明:利用垃圾焚烧飞灰为主要原料可以成功烧制阿利尼特水泥熟料,煅烧过程中首先出现C2S、C12A7和C2S·CaCl2,随后与MgO和CaCl2反应生成阿利尼特;掺加5%二水石膏可以促进阿利尼特水泥水化,较普通硅酸盐水泥更快,阿利尼特水泥可以作为一种早强快硬型水泥使用;阿利尼特水泥主要水化产物除含有硅酸盐水泥中常见的CSH凝胶、棒状AFt和Ca(OH)2晶体外,还含有C3A·CaCl·210H2O晶体。