以垃圾焚燒底灰為骨料的脫水污泥固化試驗

陳 萍,馮 彬,詹良通

(1.浙江理工大學建筑工程學院,浙江 杭州 310018；2.浙江大學軟弱土與環境土工教育部重點實驗室,浙江 杭州 310027)

以垃圾焚燒底灰為骨料的脫水污泥固化試驗

陳 萍1*,馮 彬2,詹良通2

(1.浙江理工大學建筑工程學院,浙江 杭州 310018；2.浙江大學軟弱土與環境土工教育部重點實驗室,浙江 杭州 310027)

針對機械脫水污泥強度低,難以安全填埋的問題,采用生活垃圾焚燒底灰作為骨架材料和水泥、石灰、石膏作為固化劑,開展污泥固化試驗研究,并通過無側限抗壓強度試驗、耐水性試驗、浸出毒性試驗對固化效果進行評價.結果表明,較優的固化劑種類為水泥和石膏,摻入量為污泥干基的50%,無側限抗壓強度可以滿足填埋要求.最優垃圾焚燒底灰摻入量為100%,固化污泥增容比小于1.0,能夠起到減容作用.水泥、石膏固化污泥耐水性能均較好.浸出毒性試驗結果表明,最優固化劑種類為石膏,浸出液Cu、Zn、Pb離子濃度及COD值均較原泥大幅降低,可以起到良好的穩定化效果,且浸出液pH值接近中性,對生態環境影響較小.

污泥；生活垃圾焚燒底灰；固化/穩定化；強度；浸出毒性

污泥是污水處理過程中形成的以有機物為主要成分的泥狀物質,其中含有大量的難降解有機物、病原微生物、寄生蟲(卵)、重金屬等有毒有害物質,如不妥善處理,會造成嚴重的二次污染[1].據統計,2010年我國污泥產量達到 2200萬t[2].目前我國常用的污泥處置方式包括農用堆肥、焚燒、衛生填埋等[3].農用堆肥存在環境風險;焚燒減量化明顯,但成本較高,且焚燒過程中產生的煙氣及灰渣也存在環境隱患;填埋由于污泥強度極低,若處理不當極易引起不均勻沉降、邊坡失穩等問題[4].通過固化技術提高污泥強度,實現安全填埋,同時實現對污染物的穩定和封閉作用,滿足[5]對污泥橫向剪切強度(大于 25kPa)、含水率(小于 45%)及污染物含量的要求,是目前較為可行的污泥處置技術[6].

Lim等[7]通過向污水污泥中添加熟石灰、粉煤灰和黃土對污泥進行固化,固化后的污泥強度大于 100kPa,且滲透系數提高,浸出毒性降低;Luz等[8]采用硫鋁酸鹽水泥和熱電廠煤渣固化/穩定化污泥,28d強度達到6MPa,浸出毒性大大降低;李磊等[9]提出骨架構建法對污泥進行固化處理,將廢棄淤泥和水泥摻入污泥中,可以大大降低固化成本; Lin等[10]通過向污泥中添加鈣基膨潤土、熱電廠飛灰、高嶺土等對污泥進行固化,最終發現鈣基膨潤土固化污泥強度高(高摻入量下除外)、有機物、重金屬浸出濃度低,固化效果最好.

我國目前生活垃圾焚燒處理已占生活垃圾總處置量的14%,年產灰渣約450～650萬t,并且呈快速增長趨勢[11].生活垃圾焚燒底灰是生活垃圾經高溫灼燒后水淬降溫所成,主要由熔渣、金屬、陶瓷、玻璃碎片和其他一些不可燃物質組成,除去其中的大粒徑物質后,與砂礫石渣土相似,具有較好的顆粒級配,顆粒疏松多孔,其中含有的鋁硅酸鹽是重金屬吸附劑的主要成分[12-13];SiO2是垃圾焚燒底灰中主要的礦物成分之一,故垃圾焚燒底灰具有潛在水硬性[14]. 目前已見報道的垃圾焚燒爐渣資源化利用途徑包括水泥混凝土的替代骨料[15]、填埋場覆蓋材料、路基填充材料[16-17],以及作為工業廢水處理中的重金屬吸附劑[18]等.但由于底灰中含有一定量的重金屬,資源化利用具有環境隱患,衛生填埋仍是國內外公認的安全處置方式.

因此,本研究通過利用生活垃圾焚燒底灰的骨料性能、吸附性能及一定的火山灰活性,將其添加到污泥中,并通過添加水泥、石灰、石膏等固化劑,對污泥進行固化試驗.通過測試固化污泥的無側限抗壓強度、耐水性、浸出毒性等指標,探索垃圾焚燒底灰摻入量、固化劑種類及摻入量對固化效果的影響.

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗用污泥取自某城市生活污水處理廠,機械脫水后經真空預壓處理,試驗時含水率為66.4%,重度為 12.0kN/m3,采用灼燒法測得其有機質含量為34.5%.

試驗用垃圾焚燒底灰為某城市生活垃圾焚燒廠的爐排爐產生的垃圾焚燒底灰,主要由礫石砂土組成,并含有一定量的玻璃、陶瓷、未燃有機物等.該底灰自然氣干狀態下含水率為14.9%,飽和面干含水率為 45.5%,具有較強的吸水性能.比重2.7,堆積干密度1.06g/cm3.顆粒級配曲線如圖1所示.

圖1 垃圾焚燒底灰顆粒級配曲線Fig.1 Particle size distribution curve of MSWI bottom ash

試驗用水泥采用 P.C32.5復合硅酸鹽水泥,生石灰采用磨細生石灰粉,石膏采用建筑熟石膏.

1.2 試驗試驗方案

污泥固化試驗方案見表 1.其中固化劑及垃圾焚燒底灰摻入量均以污泥干基計.試驗分兩階段進行:第一階段設計3組試驗,該階段固定垃圾焚燒底灰摻入量為 50%,改變固化劑種類及摻入量(30%、60%、90%),根據固化效果確定較優的固化劑種類及摻入量.第二階段設計2組試驗,根據第一階段試驗,確定較優的固化劑種類(即水泥和石膏)和摻入量(50%),改變垃圾焚燒底灰摻入量,分別為 50%、100%、200%,以確定較優的垃圾焚燒底灰摻入量,最終確定最優固化配合比.固化效果評價指標包括:無側限抗壓強度、增容比、耐水性、浸出液重金屬離子濃度(Cu、Zn、Pb)、pH值和COD值.

試驗用模具采用直徑110mm的PVC管制作,模具高度 200mm,單側剖開,并用適配接頭作為底座及導筒,外側用卡箍固定.將試驗材料置于攪拌機內,攪拌均勻后分 5層裝入模具內人工擊實成型,擊實錘重305g,每層擊實20次.每組試驗成型3個試件,試件成型后立即置于溫度為(20±2)℃,相對濕度大于 95%的標準養護室內進行養護.1d后脫模,之后繼續養護至7d、28d進行試驗.

表1 污泥固化試驗方案Table 1 Experiment scheme for solidification of sludge

固化效果評價試驗測試項目包括無側限抗壓強度、耐水性和浸出毒性.采用20kN萬能試驗機進行無側限抗壓強度測試(無側限抗壓強度值等于橫向剪切強度值的2倍).為評價固化污泥的耐水性能,取 28d齡期的完整固化污泥試塊浸沒于盛滿水的燒杯中,定時觀察試樣泡水后的崩解現象,以定性判斷固化污泥的耐水性.重金屬浸出毒性浸出方法依據文獻[19]進行,采用原子吸收分光光度計測試浸出液中Cu、Zn、Pb離子含量,采用重鉻酸鉀氧化法測試浸出液的 COD值,并用pH計測試浸出液的pH值.

2 結果與分析

圖2為添加不同固化劑28d齡期固化污泥試樣(從左至右固化劑分別為水泥、石灰、石膏,固化劑摻入量 90%,垃圾焚燒底灰摻入量 50%),其外觀有明顯差別,水泥固化污泥表面有明顯的白色及黃色霉斑,石灰固化污泥表觀松散如砂土,而石膏固化污泥濕度較大,表觀較黏稠.

圖2 添加不同固化劑的固化污泥試樣Fig.2 Solidified sludge specimens with different solidification materials

2.1 固化污泥的無側限抗壓強度

圖3 無側限抗壓強度與固化劑摻入量關系曲線Fig.3 Relationship between unconfined compressive strength and solidification material content

由圖3(a)可見,7d齡期時,水泥固化污泥的強度最高,但水泥摻量為 90%時,無側限抗壓強度略大于 50kPa,方可滿足文獻[5]對填埋污泥橫向剪切強度大于25kPa,即無側限抗壓強度大于50kPa的要求.水泥與石膏固化污泥的強度均隨固化劑摻量的增加而提高,但石灰固化污泥的強度卻隨石灰摻入量增加而降低.Lim等[6]認為隨著石灰摻入量的增加,固化污泥黏聚力值逐漸降低;Lo等[4]同樣認為固化污泥黏聚力值較原泥有所降低.

由圖3(b)可知,28d齡期固化污泥強度較7d齡期有所增長.石膏固化污泥的 28d無側限抗壓強度最高,水泥次之,石灰固化污泥強度最低.28d齡期水泥、石膏固化污泥的強度與固化劑摻入量無正相關關系,均顯著高于 50kPa.石灰固化污泥強度仍隨石灰摻入量增加而降低.

由圖4(a)可知,7d齡期時,水泥、石膏固化污泥無側限抗壓強度均隨著垃圾焚燒底灰摻入量的增加而增大,且在同一摻入量下,水泥固化污泥強度高于石膏固化污泥.

圖4 無側限抗壓強度與垃圾焚燒底灰摻入量關系曲線Fig.4 Relationship between unconfined compressive strength and MSWI bottom ash content

由圖 4(b)可知,28d齡期時,石膏固化污泥強度隨垃圾焚燒底灰摻入量的增加而降低,車承丹等[20]在研究粉煤灰與煤渣摻入量對固化污泥抗壓強度的影響時也得到類似結果.這可能與垃圾焚燒底灰摻入量增加而固化劑相對比例降低有關.當垃圾焚燒底灰摻量為 100%時水泥固化污泥強度達到最大,而表觀密度測試發現該摻入量下固化污泥表觀密度達到最大.垃圾焚燒底灰摻量為 200%時,水泥固化污泥強度大幅降低,甚至遠低于7d齡期強度,這同樣與垃圾焚燒底灰高摻入量下固化劑相對比例較低有關.

綜合以上結果可知,較優的固化劑種類為水泥和石膏,28d齡期強度可以滿足填埋要求,但石膏固化污泥早期強度低,會對填埋作業造成不利影響.固化污泥早期強度隨著垃圾焚燒底灰摻入量的增加而提高,這可能與垃圾焚燒底灰的骨架作用有關;28d齡期時固化劑膠凝作用對強度的貢獻高于骨架作用,垃圾焚燒底灰摻入量增加導致固化劑相對比例降低,削弱膠凝作用,同時過高的垃圾焚燒底灰摻入量反而會導致固化污泥黏聚力值降低,從而強度降低.根據強度測試結果判斷較優的垃圾焚燒底灰摻入量為100%.

2.2 固化污泥耐水性

試樣泡水 48h后石膏固化污泥耐水性能最好,3組不同固化劑摻量試樣均保持完好;水泥固化污泥耐水性能較之稍差;石灰固化污泥耐水性能最差,3組不同固化劑摻量試樣均發生崩解.

對于 S4、S5試驗,水泥、石膏固化污泥在50%及100%垃圾焚燒底灰摻量下耐水性能均較好,但在 200%垃圾焚燒底灰摻量下試樣發生崩解,耐水性能較差.綜上可知,固化污泥的耐水性能好壞與無側限抗壓強度測試結果基本吻合,強度高則耐水性能好;強度低則耐水性能差.

2.3 固化污泥增容比

在污泥的固化處理中,固化劑的摻入會引起污泥體積增加,而污泥體積增加會引起填埋庫容量的額外消耗,因此,固化處理前后污泥體積的變化量也是固化效果的一個重要評價指標[21].由于垃圾焚燒底灰顆粒較粗,屬于骨架材料,其顆粒孔隙間可以由污泥填充,且其顆粒表面疏松多孔,具有吸附性,污泥和垃圾焚燒底灰混合后與兩者體積之和相比將有一定程度的減小,從這一角度考慮污泥和垃圾焚燒灰混合填埋具有一定的減容作用.采用增容比λ對固化污泥體積變化進行定量分析,增容比λ通過式(1)進行計算.

式中:V表示體積;m表示質量;ρ表示表觀密度.

由圖 5a可知,隨著固化劑摻入量的增加,固化污泥的增容比逐漸增大.在 50%垃圾焚燒底灰摻量下,固化劑摻量為60%時,水泥固化污泥增容10%,石灰固化污泥增容27%,石膏固化污泥不增容.固化劑摻量增加會導致增容比增大,從而會額外消耗填埋庫容,增加填埋成本,但固化劑摻量增加可提高固化污泥強度,從而提高污泥填埋高度.因此在確定固化劑的摻入量時需結合固化效果和增容比兩個因素考慮.在同一固化劑摻入量下,石灰固化污泥增容比最大,這可能是由于摻入生石灰后,生石灰遇水生成熟石灰,體積膨脹2～3倍,從而增容比較大.石膏固化污泥增容比最小.

圖5 固化污泥增容比與固化劑及垃圾焚燒底灰摻入量的關系Fig.5 Relationship between volume change ratio of solidified sludge and solidification material content and MSWI bottom ash content

由圖5b可知,隨著垃圾焚燒底灰摻入量的增加,固化污泥的增容比逐漸減小.當垃圾焚燒底灰摻入量從 50%增加至 100%時,固化污泥增容比顯著降低,至0.9左右.當垃圾焚燒底灰摻入量繼續增加,增容比繼續降低,但降低幅度變小.上述試驗結果說明污泥與生活垃圾焚燒底灰混合固化處理可以起到減容作用.

2.4 固化污泥浸出毒性

2.4.1 固化污泥浸出液重金屬濃度 污泥原泥的重金屬浸出毒性測試結果為Cu、Zn、Pb離子濃度分別為 1.65, 3.02, 1.70mg/L.相比國家標準規定的重金屬離子濃度(表 2),除 Zn2+外,原泥浸出液Cu2+、Pb2+濃度均不滿足《城市污水處理廠污水污泥排放標準》二級處理標準[22]和《地下水質量標準》IV類水標準[23],故污泥棄置對環境有較大風險,需要固化/穩定化處理.

表2 重金屬離子濃度標準(mg/L)Table 2 The criteria of heavy metals content of leachate(mg/L)

圖6 固化污泥浸出液Cu2+濃度Fig.6 Cu content of leachate from solidified sludge

由圖6知,對于Cu2+的穩定化效果較好,固化污泥浸出液Cu2+較原泥大幅降低;水泥、石灰的穩定化效果較差,其中石灰固化污泥浸出液 Cu2+濃度甚至較原泥有較大幅度增加.Hsiau等[24]在研究石灰處理污泥中Cu的浸出,以及朱偉等[21]在研究以膨潤土為添加劑固化污泥的試驗中均有類似的發現.這是因為Cu主要以有機結合態賦存在污泥中,當堿性固化材料(水泥或石灰)加入時,污泥pH值迅速增大,在強堿條件下及烘干或風干條件下,Cu會隨著有機物的分解而析出,通常以可溶解或可交換態等更不穩定的形式存在.

由圖7可知,對于Zn2+,水泥、石灰、石膏均可以起到良好的穩定化效果,浸出液 Zn2+濃度較原泥大幅降低.其中石膏穩定化效果相對較差,水泥次之,石灰的穩定化效果最好.因為在堿性條件下,Zn2+以氫氧化物的形式沉淀,Zn2+的浸出濃度迅速降低.但可以看到 Zn2+的浸出濃度隨石灰摻入量的增加而增大,這是因為 Zn是兩性金屬[25],當堿性過強時,生成的氫氧化鋅部分成為可溶性物質,因此Zn的浸出濃度增加.

圖7 固化污泥浸出液Zn2+濃度Fig.7 Zn content of leachate from solidified sludge

圖8 固化污泥浸出液Pb2+濃度Fig.8 Pb content of leachate from solidified sludge

由圖8可知,對于Pb2+,水泥的穩定化效果較差,浸出液Pb2+濃度較原泥略有降低,石灰、石膏則對 Pb2+有較好的穩定化效果.其中石膏摻入量對 Pb2+浸出濃度影響較小,而隨水泥、石灰摻入量的增加,Pb2+濃度逐漸增大.這是因為 Pb2+浸出特性受到浸出液酸堿條件的影響[25].

2.4.2 固化污泥浸出液 pH值 固化污泥浸出液pH值測試結果如圖9所示.試驗編號1、2、3對于S1、S2、S3代表固化劑摻入量30%、60%、90%,對于S4、S5代表垃圾焚燒底灰摻入量50%、100%、200%.污泥原泥浸出液pH值為8.34.由圖9可知,水泥固化污泥浸出液 pH值略大于原泥,且隨水泥摻入量的增加而增大,隨垃圾焚燒底灰摻入量呈現先增大后減小的趨勢.石灰固化污泥浸出液 pH值較原泥大幅增加,呈強堿性,且隨石灰摻入量的增加而增大.石膏固化污泥浸出液pH值小于原泥,接近中性,且不隨石膏及垃圾焚燒底灰摻入量的變化而變化,基本保持穩定.

圖9 固化污泥浸出液pH值Fig.9 pH of leachate from solidified sludge

2.4.3 固化污泥浸出液COD值 COD值用以表征浸出液中有機物相對含量.由圖10所示,固化污泥浸出液的COD值較原泥均大幅下降,說明浸出液中有機質含量大幅下降,可以起到良好的穩定化效果.其中石灰固化效果相對較差,水泥次之,石膏固化效果最好.且COD值隨水泥、石灰摻入量的增加逐漸下降,隨石膏摻入量的增加呈現先減小后增大的趨勢,隨垃圾焚燒底灰摻入量的增加則逐漸增大.

圖10 固化污泥浸出液COD值Fig.10 COD of leachate from solidified sludge

綜合以上浸出毒性試驗結果可知,最優的固化劑種類為石膏,在 100%垃圾焚燒底灰摻入量下,浸出液Cu、Zn、Pb離子濃度及COD值均較原泥大幅下降,滿足《城市污水處理廠污水污泥排放標準》二級處理標準[22]和《地下水質量標準》IV類水標準[23],且pH值接近中性,不會對生態系統中的水質產生顯著的影響.

3 結論

3.1 石灰對污泥固化效果較差,水泥、石膏均能對污泥起到良好的固化效果,28d強度滿足填埋要求.但石膏固化污泥存在早期強度低的缺點.石膏和水泥固化污泥7d強度均隨垃圾焚燒底灰摻入量的增加而增大,當底灰摻入量超過100%,28d齡期強度隨底灰摻量的增加而降低.

3.2 水泥、石膏固化污泥耐水性較好,石灰固化污泥耐水性較差,但當垃圾焚燒底灰摻入量過大時,固化污泥耐水性均變差.

3.3 固化污泥增容比隨著固化劑摻入量的增加而增大,隨著垃圾焚燒底灰摻入量的增加而減小.垃圾焚燒底灰摻入量100%時固化污泥增容比約為 0.9.說明污泥和生活垃圾焚燒底灰混合處置可以起到減容作用.

3.4 石膏對污泥的穩定化效果最好,通過固化可以有效降低浸出液重金屬濃度及 COD值,且pH值接近中性,對周圍環境的影響較小.

3.5 綜合強度、增容比、耐水性、浸出毒性等指標考慮,最優的固化劑種類為石膏,其次為水泥,最優垃圾焚燒底灰摻入量為 100%.但石膏固化污泥早期強度低,不利于填埋作業.可考慮將水泥、石膏混合使用,以利用水泥早期強度高的優點.

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Solidification of dewatered sewage sludge using bottom ash of MSWI as skeleton material.

CHEN Ping1*, FENG Bin2, ZHAN Liang-tong2
(1.Department of Civil Engineering, Zhejiang Sci-tech University, Hangzhou 310018, China；2.Key Laboratory of Soft Soils and Geoenvironmental Engineering, Ministry of Education, Zhejiang University, Hangzhou 310027, China). China Environmental Science, 2014,34(10)：2624～2630

Dehydrate sewage sludge is low in sheared strength, and its landfilling disposal has safety issues. Experimental study on the solidification of dewatered sewage sludge was carried out by using the bottom ash of municipal solid waste incinerator (MSWI) as skeleton material, and using cement, lime, gypsum as solidification materials. Unconfined compressive strength (UCS) tests, water resistance tests, and leaching test were performed to investigate the solidification effect. The experimental results demonstrated that the optimum solidification materials were cement and gypsum, and the optimum adding mixture ratio of dry mass of sewage sludge was 50%. Measured UCS of the solidified sludge met the requirement for safe landfilling. The optimum adding mixture ratio of MSWI bottom ash was 100%, which resulted in the volume change ratio being less than 1.0. The water resistance capacity of the sludge solidified by cement and gypsum was high. The leaching tests showed that gypsum was the optimum solidification material, the measured concentration of Cu, Zn, Pb and COD of the leachate was significantly lower than the untreated sludge. Furthermore, the pH of the leachate was close to 7.0. Leachate was low in toxicity, with minor effect on the environment.

t：sewage sludge；MSWI bottom ash；solidification/stabilization；strength；leaching

X705

：A

：1000-6923(2014)10-2624-07

陳 萍(1972-),女,山東青島人,副教授,博士,主要從事固體廢棄物的資源化利用工作.發表論文20余篇.

2014-02-11

國家自然科學基金資助項目(51208470);浙江省科技廳項目(2013C33012);蘇州市科技計劃項目(SS20122)

* 責任作者, 副教授, chenp@zstu.edu.cn