曹曉非 徐覺慧 李和平 劉靜(江蘇省水泥產(chǎn)品質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)中心，江蘇 徐州 221000)

1 引言

針對(duì)隨著我國各地城鎮(zhèn)化進(jìn)程的加快，北京、上海、廣州等大中城市已建成多個(gè)垃圾焚燒發(fā)電站，以每噸垃圾產(chǎn)生0.32噸焚燒灰渣來計(jì)算，預(yù)計(jì)我國焚燒灰渣的累計(jì)年產(chǎn)量會(huì)達(dá)到350萬噸[1-3]。垃圾焚燒爐渣相對(duì)于焚燒飛灰產(chǎn)生量大且重金屬含量較低，屬于一般廢物可直接進(jìn)行利用[4-6]。目前我國主要采用直接填埋的方式對(duì)其進(jìn)行處理，不僅占用大量土地資源，還會(huì)對(duì)環(huán)境造成嚴(yán)重的二次污染，因此焚燒爐渣的資源化再利用問題迫在眉睫。水泥由于能有效固化有害組分，是國內(nèi)外使用廣泛的消納處理廢渣的有效途徑[7-9]。本文將垃圾焚燒爐渣作為水泥混合材，重點(diǎn)討論其水化活性、工作性能和環(huán)境安全性，為爐渣在水泥中的無害化再利用提供研究基礎(chǔ)。

2 試驗(yàn)

2.1 試驗(yàn)原料來源及成分

生活垃圾焚燒爐渣取自徐州市金山橋垃圾焚燒發(fā)電廠，篩揀后在105±1℃下烘干并用試驗(yàn)小磨磨至比表面積為（380±10）m2/kg待用。將磨細(xì)爐渣在蒸餾水中浸泡48h，每隔8h換一次水，浸泡完畢后在105℃下烘干得到水洗爐渣。水泥方面利用徐州市某大型干法旋窯水泥廠生產(chǎn)的42.5水泥熟料與天然二水石膏在試驗(yàn)小磨中共磨至比表面積（380±10）m2/kg后得到PI型硅酸鹽水泥。粉煤灰使用徐州市某電廠的III級(jí)灰，比表面積為400m2/kg。利用ARL9800XP+型X射線熒光光譜儀分析各種原料的化學(xué)組成如表1所示。

表1 不同原材料的化學(xué)組成

2.2 試驗(yàn)分析方法

根據(jù)GB/T12957-2005《用于水泥混合材的工業(yè)廢渣活性試驗(yàn)方法》進(jìn)行垃圾焚燒爐渣及水洗爐渣的活性分析。根據(jù)GB6566-2010《建筑材料放射性核素限量》利用FYFS-2002低本底多道γ能譜儀測定爐渣的放射性。根據(jù)GB175-2007《通用硅酸鹽水泥》測定摻爐渣水泥的物理性能。根據(jù)GB/T7023-2011《低、中水平放射性廢物固化體標(biāo)準(zhǔn)浸出試驗(yàn)方法》對(duì)標(biāo)準(zhǔn)養(yǎng)護(hù)成型28d的水泥膠砂試件進(jìn)行浸漬，使用POEMS（II）型電感耦合等離子光譜質(zhì)譜聯(lián)用儀（ICP）測試其在3d、7d、28d的重金屬浸出量。使用JSM-6380型掃描電子顯微鏡觀察水泥水化試樣的微觀形貌。

3 結(jié)果和討論

3.1 焚燒爐渣的性質(zhì)

垃圾焚燒爐渣呈黑褐色，烘干后為灰色，含水率為10%～20%。熱灼燒率反應(yīng)了物質(zhì)中有機(jī)質(zhì)含量[10]，爐渣與水洗爐渣的熱灼燒率分別為0.185%和0.107%，表明二者有機(jī)質(zhì)含量均較低。焚燒爐渣的放射性檢測實(shí)際結(jié)果為內(nèi)照射指數(shù)IRa=0.31，外照射指數(shù)Ir=0.56，低于GB6566-2010的規(guī)定限制要求，因此屬于飛放射性物質(zhì)。

3.2 焚燒爐渣的水化活性

垃圾焚燒爐渣作為一種固體廢棄物用作水泥混合材時(shí)，首先要從潛在水硬性、28d抗壓強(qiáng)度等方面對(duì)其活性進(jìn)行綜合判定。潛在水硬性是指材料單獨(dú)磨細(xì)加水后水化硬化極慢，但在石灰、熟料、石膏等的激發(fā)作用下能加快水化，形成水硬性化合物的性能[11]。將爐渣細(xì)粉與石膏細(xì)粉按4：1的質(zhì)量比混合均勻后，加水制成試餅，將試餅在（20±1）℃、相對(duì)濕度大于90%的養(yǎng)護(hù)箱內(nèi)養(yǎng)護(hù)7d后放入（20±1）℃的水中浸水3d。實(shí)際結(jié)果表明：試餅?zāi)苣Y(jié)為一個(gè)邊緣清晰的完整試體，但強(qiáng)度極低，用鐵錘輕砸可碎，且試餅內(nèi)部疏松。這表明焚燒爐渣具有一定的潛在水硬活性，但活性很弱，這可能與其礦物組成所含的少量類C2S礦物有關(guān)[12]。在P I硅酸鹽水泥中摻入30%焚燒爐渣，成型并標(biāo)準(zhǔn)養(yǎng)護(hù)28d后測得其抗壓強(qiáng)度為36.3MPa，硅酸鹽水泥基準(zhǔn)樣28d抗壓強(qiáng)度為58.5MPa，兩者比值為62.05%，低于GB/T2847-2005要求的不低于65%。綜合分析可知，垃圾焚燒爐渣僅具有微弱的潛在水硬活性，28d抗壓強(qiáng)度比也不符合要求，因此不適合用作活性混合材，但仍可用作普通混合材。

3.3 焚燒爐渣對(duì)水泥物理性能的影響

將爐渣及水洗爐渣用作混合材按7.5%、15.0%的質(zhì)量比摻雜制成不同水泥試樣，檢測其物理性能并與基準(zhǔn)水泥試樣進(jìn)行比較。水泥試樣的凝結(jié)時(shí)間隨爐渣摻量的變化趨勢如圖1所示，水泥強(qiáng)度隨爐渣摻量的變化趨勢如圖2所示。

圖1 摻不等量焚燒爐渣的水泥試樣的凝結(jié)時(shí)間變化趨勢

圖2 摻不等量焚燒爐渣的水泥試樣的強(qiáng)度變化趨勢

由圖1、圖2可見，無論是摻入爐渣還是水洗爐渣，水泥試樣的凝結(jié)時(shí)間均隨其摻量增加而延長，水泥膠砂在3d及28d齡期的抗折強(qiáng)度及抗壓強(qiáng)度均呈下降趨勢。當(dāng)焚燒爐渣摻量達(dá)到15%時(shí)，試樣凝結(jié)時(shí)間滿足GB175-2007中42.5等級(jí)普通硅酸鹽水泥的要求，而當(dāng)焚燒爐渣摻量達(dá)到7.5%時(shí)，試樣各齡期強(qiáng)度仍滿足42.5普通硅酸鹽水泥的指標(biāo)規(guī)定。水洗爐渣用作混合材對(duì)水泥強(qiáng)度的削弱作用小于普通焚燒爐渣，這主要由未水洗焚燒爐渣中含量相對(duì)較高的堿及有機(jī)物等有害組分影響了水泥水化進(jìn)程所致。

對(duì)摻15.0%焚燒爐渣的水泥28d水化試樣進(jìn)行SEM分析，結(jié)果如圖3所示。

圖3 摻15%焚燒爐渣的水泥試樣的SEM照片

由圖可見，摻入焚燒爐渣的硬化水泥石中水化產(chǎn)物主要為纖維網(wǎng)絡(luò)狀及團(tuán)簇狀的C-S-H，同時(shí)還有部分結(jié)晶良好的六方板狀Ca(OH)2，無明顯的爐渣顆粒單獨(dú)存在。爐渣作為非活性混合材雖然對(duì)強(qiáng)度無貢獻(xiàn)，但其對(duì)水泥水化產(chǎn)物構(gòu)成影響不大，且爐渣顆粒能與水泥漿體良好結(jié)合，對(duì)漿體的整體凝膠硬化性基本無影響。

圖4 摻焚燒爐渣的水泥試樣在不同齡期的重金屬浸出情況

由圖可見，摻15%焚燒爐渣的水泥固化體中重金屬的溶出主要發(fā)生在早期，其長期溶出安全性較高。水泥固化試樣表面對(duì)重金屬的機(jī)械固封作用較弱，早期浸漬過程中固化體與環(huán)境水間存在重金屬濃度差，并伴隨固—液界面反應(yīng)，表層重金屬離子隨之?dāng)U散出來，因此浸漬溶出速率較快。而在浸漬后期，重金屬浸出過程逐步轉(zhuǎn)到固化體內(nèi)毛細(xì)管的擴(kuò)散過程，同時(shí)固化體致密度的改善進(jìn)一步阻止了重金屬的溶出。故試件后期的重金屬浸出情況明顯改善。另外，摻15%焚燒爐渣水泥試件的各浸漬齡期重金屬的溶出濃度均滿足III類地下水的要求，因此焚燒爐渣用作水泥混合材的環(huán)境安全性較好。

4 結(jié)論

1）生活垃圾焚燒爐渣無放射性，潛在水硬性較弱，可作為水泥的非活性混合材使用。

2）垃圾焚燒爐渣用作水泥混合材，其摻量增加會(huì)延長水泥的凝結(jié)時(shí)間，并降低水泥膠砂的各齡期強(qiáng)度。但當(dāng)焚燒爐渣摻量為7.5%時(shí)，水泥強(qiáng)度仍可滿足42.5普通硅酸鹽水泥的指標(biāo)要求，焚燒爐渣經(jīng)水洗處理后其對(duì)水泥強(qiáng)度的劣化作用減弱。

3）摻15%焚燒爐渣的水泥制品中重金屬的表面浸漬溶出主要發(fā)生在早期（0～7d），其長期溶出安全性較高，重金屬溶出濃度能滿足III類地下水要求。垃圾焚燒爐渣用作水泥混合材具有較好的環(huán)境安全性。

[1]QIAN Ling，HOU Hao-bo. Beneficial comprehensive utilization of municipal waste incinerator residue [J].China Resources Comprehensive Utilization，2004，(10):9-12

[2]Ferrerira C，Ribeiro A，Ottosen L.Possible applications for municipal solid waste fly ash [J].Journal of Hazardous Materials，2003，96(2-3):201-216

[3]Leo S M，Paul H B，Sebastian S.Effect of operating condition and input variation on the partition of metals in a municipal solid waste incinerator[J].Waste Management and Research，2000，18(1):4-15

[4]CHEN Dong-he，WU Xiao-mei， FAN Yueming.Characterization of municipal solid waste incineration bottom ash and its environmental impact assessment [J].Urban Environment & Urban Ecology，2006，(5):6-8

[5]Hassn B，Hermann M. Factors determing the element behavior in municipal solid waste incinerators，1，field studies [J].Environmental Science and Technolo gy，2000，34(12):2501-2506

[6]Wang K S，Chiang K Y，TSAI C C，et al.The effects of FeCl3on the distribution of the heavy metals Cd，Cu，Cr and Zn in a simulated multimetal incineration system[J].Environment International，2001，26:257-263

[7]Jakob A，Stucki S， Kuhn P. Evaporation of heavy metals during the heat treatment of municipal solid waste incinerator fly ash [J].Environmental Science and Technology，1998，29:2429-2436

[8]Lin K L，Wang K S.Tzen B Y，et al.The reuse of municipal solid waste incinerator fly ash slag as a cement substitute [J].Resource Conservation &Recycling，2003，39(4):315-324

[9]Lin K L.The influence of municipal solid waste incinerator fly ash slag blended in cement pastes [J].Cement and Concrete Research，2005，35(5):979-986

[10]Chandler A，Eighmy T，Hartlen J，et al.Municipal solid waste incinerator residues[M].The Netherlands:Elsevier Science B.V，1997:203-221

[11]Polettini A，Omi R P，Sirini P，et al.Properties of Portland cement established MSWI fly ashes [J]. Journal of Hazardous Materials，2001，B88:123-138

[12]Wang K S，Chiang K Y，Perng J K，et al.The Characteristics study on sintering of municipal solid waste incinerator ashes [J].Journal of Hazardous Materials，2001，59:201-210