污泥焚燒底灰的理化性質及再利用技術

王少波，賈廷綱，繆幸福，米 瓊，劉大江，趙由才

(1.上海環保工程成套有限公司，上海 200070;2.同濟大學環境科學與工程學院，上海 200092)

隨著我國城市化進程的加快，城市污水排放量和處理率逐年提高，污泥產量亦急劇增加，2011年我國城市污水廠產生的污泥達791萬t(干重計)，且每年還以超過10%的增長率持續增加［1，2］。目前，污泥的處理處置方法主要有衛生填埋、焚燒、土地利用［3，4］等。其中，焚燒法是世界上廣泛采用的一種城市污泥處理技術。近年來，焚燒法由于采用合適的預處理工藝和焚燒手段，能夠達到污泥熱能的自持，滿足環境排放要求。相比于其他各法而言，焚燒法具有良好的減容效果［5］，且處理效率高，消毒徹底、不需長期儲存，并且可回收能量用于發電和供熱實現污泥的資源化利用［6］，但是也會帶來二次污染問題，其中污泥焚燒產生的灰渣因含較高含量的重金屬而易對環境造成污染，對它的處理處置成為污泥焚燒過程中必須解決的難題。

目前，對于污泥焚燒灰渣的研究，主要集中于對其中重金屬的含量［7］、吸附特性［8，9］及其無害化處理［10］的研究，而對于其與制磚或做路基等資源化利用緊密相關的抗剪、壓縮固結性及滲透性等物理性質的研究較少。因此，本文對兩種不同的污泥焚燒底灰的粒徑、抗剪、壓縮固結性、滲透性以及重金屬含量等理化性質，原生污泥的性質進行研究，分析污泥焚燒處理前后理化性質的變化，并根據其理化性質進一步探索其可能的再利用途徑，為污泥焚燒底灰的處理處置與資源化提供一定的理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料及來源

本研究中所用的原生污泥、污泥加煤焚燒底灰、污泥不加煤焚燒底灰的樣品來源如下。

(1)原生污泥，為上海某污水處理廠污泥經105℃烘干后的產物;

(2)污泥加煤焚燒底灰(以下簡稱為加煤底灰)，為未烘干的原生污泥與礦化垃圾篩上物、木屑、M1 脫水劑、煤粉以 100∶10∶5∶5∶20(w/w)混合后在20℃下自然風干5 d，然后制成的污泥燃料經900℃焚燒1 h后產生的殘余物;

(3)污泥不加煤底灰(以下簡稱為不加煤底灰)，同(2)，只是在污泥燃料配比中取消了煤粉的添加。

其中，原生污泥稍有氣味，顏色近似于土黃色;而加煤底灰和不加煤底灰則均由粉狀物和燒結物組成，無明顯氣味，底灰中燒結物質地堅硬，并呈疏松多孔的狀態;粉狀物則較為疏松，滲透性好，類似于砂土。加煤底灰顏色較黑，而不加煤底灰顏色偏黃。

1.2 試驗方法

本文通過對加煤底灰和不加煤底灰粒徑分布、抗壓強度、抗剪強度、滲透性、壓縮固結性質、重金屬含量等理化性質進行分析，并將其與原生污泥進行對比，研究焚燒處理對污泥理化性質的影響，并進一步根據污泥底灰性質，探索其可能的資源化利用途徑。具體的測試方法如下。

(1)粒徑分布、抗剪強度、滲透性、壓縮固結性質等參數的測定參考標準《土工試驗規程》(SL 237—1999)中的相應方法進行;

(2)重金屬含量的測定則參考《城市污水處理廠污泥檢驗方法》(CJ/T 221—2005)中的微波高壓消解后電感耦合等離子體發射光譜法進行。具體的方法為向TFM消解罐中加入0.25 g試樣，然后加入7 mL 65%HNO3和1 mL 30%H2O2的消解液，擰緊消解罐口，搖勻，并將消解罐放置于微波消解儀內，以20℃/min的升溫速度上升至200℃，在200℃條件下保持20 min。然后自然冷卻至室溫，將消解罐中的消解液在電熱板上蒸干至＜1 mL，并用4%的HNO3溶液沖洗過濾定容至100 mL，進行 ICP測定。

(3)重金屬浸出試驗則依據固體廢物浸出毒性浸出方法—醋酸緩沖溶液法(HJ/T 300—2007)進行測定。具體方法為將試樣在105℃下烘干6 h后稱重測定含水率，準確稱取一定量烘干前的試樣(對應的干基質量為50 g)，放置于容積為2.5 L的具蓋廣口聚乙烯瓶中，根據試樣的性質加入不同的浸提液1 L，以180 r/min的轉速浸提24 h。浸提液的選擇方法參考文獻［11］。

2 結果與分析

2.1 粒徑分布

加煤底灰和不加煤底灰的粒徑分布如表1所示。由表1可知，加煤底灰粒徑大于2 mm的顆粒比率為36.5%，而不加煤底灰的為25%，根據《巖土工程勘察規范》(GB 50021—94)和《公路橋涵地基與基礎設計規范》(JTJ 024—85)關于土的分類規定可知，兩種底灰均屬于砂土中的礫砂。

表1 加煤底灰和不加煤底灰的粒徑分布Tab.1 Particle Size Distribution of Bottom Ash of Sludge Incineration with Coal and without Coal

2.2 抗剪強度

試驗測得的加煤底灰、不加煤底灰及原生污泥在不同垂直壓力下的抗剪強度如圖1所示，相應抗剪性質如表2所示。由圖1可知加煤底灰和不加煤底灰的抗剪強度明顯高于原生污泥，在垂直壓力為50 kPa的情況下，原生污泥的抗剪強度僅為39.24，而加煤底灰和不加煤底灰的抗剪強度則分別達80.03和76.23 kPa。由表2可知在相似的含水率條件下，原生污泥的凝聚力和內摩擦角分別僅為17.19 kPa和24°，而加煤底灰和不加煤底灰的凝聚力和內摩擦角則比原生污泥有明顯增大，分別達到43.93 kPa、35.97°和 42.98 kPa、33.76°，因此相應的施工允許坡度也分別提高到了29.17°和 27.21°，由此可知污泥經焚燒處理后，抗剪性質較原生污泥能有明顯增強。

圖1 不同垂直壓力下不同土樣的抗剪強度的對比Fig.1 Comparison of Shear Strength at Different Vertical Pressure of Soil Samples

表2 不同土樣抗剪性質對比Tab.2 Shear Properties of Different Soil Samples

2.3 滲透系數

滲透系數是根據100 kPa固結壓力下的滲透時間而得到。所得試驗結果如表3所示。由表3可知滲透系數由大到小的順序為不加煤底灰＞原生污泥＞加煤底灰。由此可知不加煤底灰最為疏松，透水效果較高;而加煤底灰的顆粒更為致密，顆粒間的空隙更小，從而透水性較差。

表3 不同土樣的滲透系數的對比Tab.3 Permeability Coefficients of Different Soil Samples

2.4 壓縮固結性質

壓縮系數、壓縮模量Es及壓縮指數Cc可作為反映試樣的壓縮性大小的指標，本試驗中利用這3種指標表征土樣的可壓縮性。在100～200 kPa壓力變化下，不加煤底灰、加煤底灰、原生污泥的壓縮性指標值及土樣壓縮性評價指標如表4所示。由表4可知不加煤底灰和加煤底灰近似于中壓縮土，而原生污泥則趨近于高壓縮土。即污泥經焚燒處理后，壓縮固結性質會較原生污泥有所降低。

表4 不同土樣壓縮性指標及土樣壓縮性評價指標的對比Tab.4 Compressibility Parameters and Evaluation Index of Different Samples

2.5 重金屬含量

試驗所得的加煤底灰、不加煤底灰和原生污泥的各項重金屬指標如圖2所示。由圖2可知原生污泥的重金屬含量明顯高于加煤底灰和不加煤底灰，且相對于《土壤環境質量標準》(GB 15618—1995)的三級標準，即能夠保障農林業生產和植物正常生長的土壤臨界值，原生污泥的重金屬濃度除As外，Zn、Cd、Ni、Cr、Cu 均嚴重超標，其中 Zn、Cd 超標最為嚴重，超標率分別為392.6%和300%，而Ni、Cr、Cu則分別超標9%、62.7%和47.3%。

圖2 不同土樣中重金屬含量的對比Fig.2 Contrast of Heavy Metal Contents of Different Samples

由圖2可知底灰物質中重金屬含量有所下降，這是由于原生污泥在燃燒過程中，底灰和煙氣間發生了重金屬的分配，部分重金屬轉移至煙氣中，但由于原生污泥重金屬本底值較高，故底灰類物質中的重金屬含量普遍未達到土壤環境質量三級標準的要求。Zn、Cd、Cr、Cu均超標，其中加煤底灰和不加煤底灰的Zn分別超標270.2%和284.4%、Cd均超標200%。Cr和Cu則較為接近標準值，其中加煤底灰Cr超標8.33%，而Cu未超標，不加煤底灰的Cr和Cu則分別超標20.7%和9.5%。

此外，對比加煤底灰與不加煤底灰中重金屬含量可知，大部分重金屬含量均為不加煤底灰＞加煤底灰。根據Wang等［12］的研究可知，這是由于煤炭和污泥共燃燒過程更傾向于生成Ca-Fe-Al-Si或Ca-Fe-P-Al-Si組分的煙氣顆粒物，這種顆粒物粒徑通常大于10 μm，而且表面具有一定的黏性。因此相比不加煤污泥的燃燒，加煤燃燒產生的顆粒物能夠捕獲更多重金屬離子，使得重金屬離子由底灰向煙氣中轉移，因此，殘留在加煤底灰中的重金屬含量會較不加煤底灰中的含量低。

2.6 重金屬浸出量

由于在資源化利用中，主要考慮底灰中重金屬是否會轉移到環境中，因此在實際應用中底灰中重金屬浸出量更能表征底灰對環境的影響。試驗所得的各個不同土樣的重金屬浸出量的結果如圖3所示。根據《危險廢物鑒別標準-浸出毒性鑒別》(GB 5085.3—2007)中的相關標準可知經過標準方法測定的各試樣重金屬浸出濃度均小于鑒別標準值(如表5)。因此僅就重金屬浸出毒性來講，不加煤底灰、加煤底灰、原生污泥均不屬于危險廢物。

圖3 不同土樣的重金屬浸出量對比Fig.3 Contrast of Heavy Metal Leaching Amounts of Different Samples

表5 重金屬毒性鑒別標準值Tab.5 Standard Values of Identifying Heavy Metal Toxicity

此外，與原生污泥重金屬浸出量相比，底灰中重金屬浸出濃度明顯降低。這是由于原生污泥中重金屬含量本身就較底灰中的高。另一方面是由于重金屬在原生污泥和底灰中的賦存形態不同，原生污泥中重金屬多以有機物螯合、吸附等方式存在，分子間力較弱，容易浸提;而底灰中重金屬則因為高溫下固體發生結構轉變使重金屬與礦物融合，從而多以與礦物共存的方式存在，在這種情況下，部分重金屬被包裹在固體結構中，難以溶出從而導致重金屬浸出量減少。

3 底灰再利用途徑探索

對于污泥焚燒底灰的再利用途徑傳統的方法主要是用作建材，如制磚［13］、作為水泥原料和路基等［14］。近年來，亦有報道利用垃圾焚燒底灰捕集酸性氣體，如Eva Rendek等［15］利用垃圾焚燒底灰作為填料吸收CO2氣體，吸收量可達到12.5 L/kg(干基底灰)，且達到吸附平衡后，底灰 pH可由11.8 降至8.2，Pb、Cr、Cd 的浸出濃度明顯降低。因此，本研究中根據對污泥焚燒底灰的理化性質的研究結果，分析其用作路基土以及CO2捕集材料的可行性。

根據污泥焚燒底灰的理化性質及《公路路基設計規范》(JTGD 30—2004)中對于路基土的相關標準可知:(1)加煤底灰粒徑大于2 mm的顆粒比率為36.5%，而不加煤底灰的為25%，屬于砂土中的礫砂，為理想的路基材料;(2)不加煤底灰的滲透性較好，達到2.7×10－5cm/s，十分適用于冰凍地區的路基和浸水部分的路堤等，加煤底灰的滲透性雖差，排水性能不好，但亦可用于干旱地區的路基及路堤等;(3)不加煤底灰及加煤底灰的凝聚力及內摩擦角均較大，允許坡度分別達到了 29.7°和 27.12°，遠大于泥土的允許坡度，符合標準中最大邊坡傾角的要求。因此，加煤和不加煤底灰理論上可以用作路床土和邊坡等路基材料。然而，對于確定底灰適用的具體路基類型，則需對污泥焚燒底灰進行進一步的填料最小強度CBR的測試。

污泥焚燒底灰與垃圾焚燒底灰具有類似的性質，如呈堿性，pH接近11，有利于CO2等酸性氣體的吸收;結構疏松，具備多孔性，有助于CO2的吸收轉化。因此，利用污泥焚燒底灰吸收CO2等酸性氣體可能與利用垃圾焚燒底灰具有類似結果。而且與垃圾焚燒底灰相比，污泥焚燒底灰的重金屬含量較少，這使得經過吸收CO2后，污泥底灰重金屬的浸出性可能會更低，從而有利于擴大污泥焚燒底灰的利用范圍，達到以廢治廢的目的。

4 結論

(1)兩種不同的污泥焚燒底灰從顆粒粒徑分布上看，屬于砂土中的礫砂，從壓縮固結性質上來看，則近似于中壓縮土。與原生污泥相比可知，污泥經焚燒后得到的底灰結構變得疏松，壓縮性能則有所下降。

(2)加煤底灰和不加煤底灰的抗剪強度在50 kPa的垂直壓力下時，可分別達 80.03和76.23 kPa，相應的施工允許坡度也分別高達29.17°和27.21°，相比于原生污泥，抗剪強度明顯增強。

(3)污泥焚燒底灰中的重金屬含量和浸出量均較原生污泥的有所降低，但由于原生污泥重金屬本底值較高，故底灰類物質中的重金屬含量普遍未達到土壤環境質量三級標準的要求，其中Zn、Cd、Cr、Cu均超標;而重金屬浸出量方面，各試樣重金屬浸出濃度均未超標。

(4)根據污泥焚燒底灰的理化性質，發現加煤底灰和不加煤底灰理論上均可用作路基材料和CO2等酸性氣體的捕集，而不加煤底灰由于具有良好的滲透性，還可以用于填海造陸。

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