碳酸化對不同堿度飛灰中重金屬的長期影響

折開浪,李 萍,劉景財,姚光遠*,徐 亞,徐榮斌,4,趙玉鑫,劉玉強

碳酸化對不同堿度飛灰中重金屬的長期影響

折開浪1,2,李 萍3,劉景財1,姚光遠1*,徐 亞1,徐榮斌1,4,趙玉鑫2,劉玉強1

(1.中國環境科學研究院國家環境保護危險廢物鑒別與風險控制重點實驗室,北京 100020；2.吉林建筑大學市政與環境工程學院,吉林 長春 130118；3.天津壹鳴環境科技股份有限公司,天津 300392；4.內蒙古科技大學礦業與煤炭學院,內蒙古 包頭 014000)

通過對不同地區生活垃圾焚燒飛灰進行碳酸化處理,采用XRF,SEM以及XRD分析飛灰理化特性,通過pH值測定、重金屬浸出實驗以及重金屬形態分析探究CO2對不同焚燒飛灰中超標重金屬Zn、Pb、Cd的長期影響研究.結果表明,由于焚燒過程中煙氣排放限值降低需噴入大量氫氧化鈣等脫酸劑,導致焚燒飛灰呈現不同堿度特性.根據醋酸緩沖溶液法浸出實驗后的飛灰浸出液pH值,將飛灰分為“酸灰”與“堿灰”,并對兩類飛灰進行長期碳酸化實驗.對比碳酸化前后飛灰中重金屬的浸出毒性,“酸灰”中重金屬浸出毒性遠大于“堿灰”,但是碳酸化處置后“酸灰”中重金屬Zn、Cd的浸出濃度分別降低10%～18%和9%～30%;“堿灰”中重金屬Zn和Cd的浸出濃度顯著增大,且浸出濃度最大超過《生活垃圾填埋場污染控制標準》的1.46與63.2倍;碳酸化對“酸灰”與“堿灰”中的兩性重金屬Pb的浸出不具有規律性,但總體而言,碳酸化對“堿灰”中重金屬Pb的影響更大.最后通過BCR連續分級提取法分析碳酸化前后飛灰中重金屬形態的變化規律,碳酸化后,“酸灰”中重金屬Zn、Cd的浸出濃度受到T4賦存占比增加的影響呈下降趨勢,但部分樣品中T1賦存占比有增加現象,說明此類重金屬仍存在浸出風險,而“堿灰”碳酸化后重金屬Zn、Cd的浸出濃度受到T1賦存占比增加的影響呈增加趨勢.因此在填埋處置前應重點關注不同堿度飛灰中的重金屬浸出特性,為飛灰長期穩定填埋提供保障.

生活垃圾；飛灰；碳酸化；浸出毒性；堿度；重金屬

據統計,我國垃圾焚燒處理量逐年升高,2019年焚燒處置量首次超過填埋處置量,達到1.22億t,占生活垃圾無害化處理比例為50.29%[1],焚燒處置對推進生活垃圾污染防治、解決垃圾圍城等社會環境問題發揮了重要作用.與此同時,焚燒過程會產生大量飛灰且飛灰中富集二噁英及重金屬等有毒有害物質,2008年飛灰被列入《國家危險廢物名錄》,成為固體廢物領域公眾和媒體關注的焦點.

我國生活垃圾焚燒的主要爐型為爐排爐和循環流化床,其中爐排爐市場占比超過86%,飛灰產生率為焚燒垃圾質量的3%～5%[2];流化床市場占比約為14%,其飛灰產生率為10%～15%[3].據推算2019年飛灰產生量約為484.5～779.1萬t.為解決飛灰出路困境,2016年《國家危險廢物名錄》對飛灰進入生活垃圾填埋場填埋處置進行了豁免管理,即不需要生活垃圾填埋場運營單位獲得危險廢物經營許可資質,僅需飛灰滿足《生活垃圾填埋場污染控制標準》(GB 16889-2008)[4](以下簡稱“填埋標準”)入場要求即可進行填埋處置.因此,目前飛灰的主流處置技術為固化/穩定化達標后進行填埋.隨著《生活垃圾焚燒污染控制標準》[5](GB 18485-2014)實施發布,煙氣中酸性氣體的排放限值大幅降低,煙氣處理過程中氫氧化鈣等脫酸劑的用量增大,使得飛灰中堿性物質含量大幅提高,甚至采用醋酸緩沖溶液法得到的浸出液的pH值仍為堿性,導致飛灰中重金屬浸出濃度更低,出現不進行穩定化處理或加入少量藥劑就可達到入場填埋標準,增大飛灰長期填埋風險.

相關研究表明,飛灰會受到大氣中CO2的影響導致飛灰中重金屬浸出濃度發生變化[6],研究表明飛灰經碳酸化處理過后會降低部分重金屬的浸出毒性[7-9].胡雨燕等[10]的研究說明當CO2作為化學穩定劑時對飛灰中重金屬Cd和Pb具有穩定效果.Wang等[11]研究發現加速碳酸化可以降低飛灰中重金屬浸出濃度并且可以有效去除氯化物以及硫酸鹽.倪鵬等[12]通過改變反應時間與溫度來探究碳酸化過程飛灰中重金屬浸出量變化.鑒于pH值對飛灰重金屬浸出濃度影響巨大[13],本次實驗針對采用醋酸緩沖溶液法獲得的浸出液pH值呈現酸、堿特性的兩類飛灰,通過對比研究兩類飛灰碳酸化前后的物相變化、形貌變化、pH值變化、重金屬浸出濃度以及重金屬形態,探究碳酸化對不同堿度飛灰中典型重金屬浸出毒性的長期影響.

1 材料和方法

1.1 樣品采集

本實驗使用的飛灰分別來自北京、河南、上海、貴州、遼寧以及天津的生活垃圾焚燒廠(分別記為A1～A6),其基本情況如表1所示.

表1 生活垃圾焚燒飛灰采樣企業基本參數匯總

1.2 實驗方法

采用XRD(D8ADVANCE,德國布魯克)對碳酸化前后飛灰的物相組成進行分析;采用SEM (SU8020,日本日立)對碳酸化前后飛灰的微觀形貌進行分析;采用XRF(IntelliPower TM3600,美國賽默飛)對飛灰的元素組成進行分析.

采用《固體廢物腐蝕性測定玻璃電極法》(GB/T 15555.12-1995)[14]測定飛灰的pH值,具體步驟如下:j稱取50～100g飛灰樣品,控制液固比為/(mL/g)=10:1,量取對應的去離子水浸提劑;k將混合后的樣品放置在振速為110次/min的水平振蕩器振蕩8h,靜置16h;l通過pH計測定上清液的pH值.

采用《固體廢物浸出毒性浸出方法醋酸緩沖溶液法》(HJ/T 300-2007)[15]進行浸出實驗,具體步驟如下:j稱取75～100g飛灰樣品,選擇液固比為/(mL/g)=20:1,量取對應的pH值為(2.64±0.05)的醋酸浸提劑;k將混合后的樣品放置在轉速為(30±2)r/ min的翻轉振蕩器中震蕩18h后,采用孔徑為0.6～0.8μm的微孔濾膜過濾獲得浸出液;l通過ICP- MS檢測浸出液中的重金屬濃度.

采用混凝土碳化試驗箱模擬生活垃圾焚燒飛灰長期碳酸化的實驗場景,參考《普通混凝土長期性能和耐久性能試驗方法標準》(GB/T 50082-2009)[16]中碳化試驗條件參數,調節碳化試驗箱條件參數為溫度 (30℃)、濕度(50%)、CO2(20%).定期測定碳化樣品的含水率和pH值,當pH值達到穩定時,收集碳酸化飛灰樣品(分別記為CA1～CA6),并測定其理化特性、重金屬浸出濃度及重金屬形態.

表2 BCR四步提取法

采用BCR四步法[17-18]對碳酸化前后飛灰中重金屬進行分級提取,具體步驟及分析條件見表2.將重金屬形態分為弱酸提取態、可還原態、可氧化態及殘渣態.分級提取每種形態重金屬后的浸出液采用ICP-MS測定重金屬含量.

2 結果與討論

2.1 飛灰不同pH值特性分析

6種飛灰分別通過《固體廢物腐蝕性測定玻璃電極法》(GB/T 15555.12-1995)和《固體廢物浸出毒性浸出方法醋酸緩沖溶液法》(HJ/T 300-2007)測得的pH值如圖1所示,按照GB/T 15555.12-1995測得飛灰的pH值均呈堿性,而經醋酸緩沖溶液法浸出得到后測定浸出液pH值呈現酸、堿兩種特性(浸出液pH值小于7的飛灰以下簡稱“酸灰”,pH值大于7的飛灰以下簡稱“堿灰”),分析其主要原因是A4、A5、A6飛灰中堿性物質含量過高,使得醋酸緩沖溶液法中使用的浸提劑不能完全消耗飛灰中的堿性物質,使飛灰浸出液pH值呈堿性,從而導致飛灰的重金屬浸出濃度更低,不進行穩定化處理或加入少量藥劑就可達到入場填埋標準,增大其填埋風險.造成飛灰中堿性物質含量過高的主要原因為:《生活垃圾焚燒污染控制標準》(GB 18485-2014)實施發布后,煙氣中酸性氣體的排放限值降低,其中SO2和HCl的排放限值分別從260和75mg/m3降至80和50mg/m3,增大了生活垃圾焚燒處置時煙氣處理過程中氫氧化鈣等脫酸劑的用量,造成飛灰中堿性物質含量大幅提高.

圖1 飛灰不同標準下浸出液pH值

2.2 飛灰元素組成與浸出毒性分析

生活垃圾焚燒飛灰的元素組成如表3所示.上述6種飛灰樣品中主要成分是以CaO(23.39%～ 52.13%)與Cl(5.46%～35.21%)為主.其中A4中CaO含量高于其他樣品,原因主要是半干法脫酸+干石灰噴射+活性炭+布袋除塵的煙氣凈化工藝所導致.Cl主要以NaCl、KCl、CaCl2等形式存在,Cl主要來源于原始垃圾中的廚余垃圾以及塑料制品等[19].流化床飛灰中Cl含量明顯低于爐排爐飛灰,主要是由于流化床焚燒爐摻煤燃燒,煤中所含礦物質可以吸附氯化物,并且流化床焚燒爐燃燒充分,飛灰產生量大,使得流化床飛灰的平均含氯量更低[20].此外垃圾在爐內多次循環焚燒,Si、Al、Fe元素更容易隨煙氣在飛灰中聚集,使流化床飛灰樣品中的Si、Al、Fe含量高于爐排爐飛灰[21].

表3 飛灰元素組成(%)

注:/為未檢出.

如表4所示,A1、A2、A3飛灰(“酸灰”)中超標重金屬為Zn、Pb、Cd、Ni;A4、A5、A6飛灰(“堿灰”)除A4飛灰中重金屬Pb超標外(由于Pb為兩性元素,在強堿溶液中浸出量略微上升),其余均未超標,這主要是由于浸出液pH值對飛灰中重金屬的浸出具有顯著影響,通常酸性越強,重金屬的浸出濃度越大[22].“酸灰”浸出液pH值分別為5.6、6.1、4.9,A4、A5、A6飛灰(“堿灰”)浸出液pH值分別為11.8、11.1、9.6,二者浸出液pH值的差異導致“酸灰”中重金屬浸出濃度顯著高于“堿灰”.此外,當飛灰浸出液為堿性時,飛灰重金屬的浸出濃度更低,甚至不進行穩定化處理或加入少量藥劑就可以達到入場填埋標準,使飛灰的長期填埋風險更大.本次實驗主要選取飛灰樣品中超標較為嚴重的3種重金屬—Zn、Cd、Pb作為研究對象,探究不同堿度飛灰在長期碳酸化實驗場景下重金屬的釋放規律.

表4 飛灰重金屬浸出濃度實驗結果(mg/L)

注:/為未檢出.

2.3 碳酸化前后飛灰理化特性分析

2.3.1 SEM分析 由圖2可知,原始飛灰表面粗糙且由不規則的顆粒組成,整體較為松散,且飛灰顆粒表面分布著較多大小不一的孔隙.經碳酸化反應后飛灰多呈團聚現象且生成沉淀填充其中孔隙,減少表面孔隙,使飛灰表面變的光滑且生成片狀與塊狀的晶體結構,這些結構變化正是由于碳酸化作用下生成的CaCO3所導致.

圖2 碳酸化前后飛灰的SEM分析圖

Fig.2 SEM analysis graph of fly ash before and after carbonation

×10000

2.3.2 飛灰碳酸化反應機理及XRD分析 由圖3可知,飛灰的主要成分為:KCl、NaCl、Ca(OH)2、CaClOH 、CaCO3等.其中,CaClOH是飛灰在脫酸過程中Ca(OH)2吸收HCl所生成的中間產物,具體反應如式1～3所示;CaCO3是由于部分飛灰早期風化所導致[23].飛灰經碳酸化作用后,CaClOH與Ca(OH)2衍射峰消失,CaCO3的衍射峰顯著增強,主要反應如式4～6所示[24].但通過XRD可知,“酸灰”經碳酸化作用后出現少量CaSiO4以及Si-Al-Ca等復雜化合物的衍射峰,“酸灰”碳酸化后的主要成分為:KCl、NaCl、CaCO3、SiO2以及Si-Al-Ca化合物等.“堿灰”經碳酸化作用后并未生成復雜聚合物衍射峰,“堿灰”碳酸化后的主要成分為KCl、NaCl、CaCO3等.

Ca(OH)2+2HCl→CaCl2+2H2O (1)

Ca(OH)2+2HCl→CaClOH+ H2O (2)

Ca(OH)2+ CaCl2→2CaClOH (3)

2CaClOH→CaO?CaCl2+ H2O (4)

CaO?CaCl2+CO2→CaCl2+ CaCO3(5)

Ca(OH)2+CO2→CaCO3+ H2O (6)

圖3 碳酸化前后飛灰的XRD分析圖

1.NaCl 2.KCl 3.CaClOH 4.Ca(OH)25.CaCO36.CaSO47.SiO28.CaO 9.Ca4Al2O7·19H2O 10.Ca(Al,Si)2O411.Ca4Al2O6SO4·14H2O 12.Na2SO413.CaSiO4

圖4 飛灰碳酸化反應機理

結合上述理化特性分析可知飛灰碳酸化反應機理如圖4所示[25-27].飛灰在碳酸化過程中,CO2與水發生水和反應后生成H2CO3,H2CO3電離生成H+與HCO3-,HCO3-進一步電離生成H+與CO32-,CO32-與飛灰內部浸出的Ca2+結合生成CaCO3附著在飛灰表面.飛灰內部結構主要分為核心層、殘渣層和產物層,其中核心層為未發生反應飛灰,其成分與原始飛灰一樣;殘渣層為部分發生反應飛灰,主要成分為Ca2+被浸出后的殘渣部分;產物層主要成分為碳酸化過程中反應生成的CaCO3產物.

2.4 碳酸化前后飛灰重金屬浸出特性分析

2.4.1 碳酸化前后飛灰pH值特性 由圖5可知,按照GB15555.12-1995測得飛灰的pH值均呈堿性.經碳酸化作用后,飛灰中的堿性成分與CO2發生化學反應,使飛灰pH值均呈下降趨勢,充分碳化后A1～A6樣品的pH值由10.9～11.9下降至7.6～8.5.

圖5 碳酸化后飛灰不同標準浸出液pH值

采用HJ/T 300-2007獲得浸出液的pH值數據可知,碳酸化前后“酸灰”樣品的浸出液pH值未發生明顯變化,pH值由4.9～6.1變為4.9～5.5;而碳酸化前后“堿灰”樣品浸出液pH值變化顯著,由9.6～11.8下降至6.2～6.6.主要原因是“堿灰”中堿度過高,在碳酸化過程消耗飛灰中部分堿性物質,使得“堿灰”在碳酸化前后浸出液的pH值變化更大.

2.4.2 碳酸化前后飛灰浸出特性分析 由表5可知,碳酸化后“酸灰”中重金屬Zn、Cd的浸出濃度均呈下降趨勢,其中A1、A2、A3樣品中重金屬Zn的浸出濃度分別由241.005,115.800,110.490mg/L下降至197.429,99.020,98.875mg/L,較碳酸化前分別下降18%、14%、10%,且CA2、CA3中重金屬Zn的浸出濃度已低于填埋標準限值;A1、A2、A3中重金屬Cd的浸出濃度分別由15.260,12.510,1.298mg/L下降至12.992,8.530,1.172mg/L,較碳酸化前分別下降15%、30%、9%.

“堿灰”與“酸灰”經碳酸化處置前后重金屬浸出濃度變化趨勢存在明顯差異,碳酸化后“堿灰”樣品A4、A5、A6中重金屬Zn、Cd的浸出濃度均呈增大趨勢,CA4、CA5、CA6樣品中重金屬Zn浸出濃度分別為30.925,145.906,33.235mg/L,只有CA5中重金屬Zn的浸出濃度超過填埋標準限值,約超過填埋標準1.46倍;CA4、CA5、CA6樣品中重金屬Cd的浸出濃度分別為4.186,9.483,2.025mg/L,分別超過填埋標準約27.9,63.2及13.5倍.

表5 碳酸化前后飛灰重金屬浸出濃度變化

注:/為未檢出.

重金屬Zn與Pb同為兩性重金屬,但在本次碳酸化實驗條件參數下不同堿度飛灰中重金屬Pb的浸出濃度變化沒有明顯規律性.主要原因是Zn的活性大于Pb,受浸出液pH值變化影響更大.章驊等[28]研究表明,在酸性條件下,Zn比Pb會更易于隨浸出液pH值的下降而大量溶出(Zn:pH<8;Pb:pH<6),Pb在強堿性溶液中更易于浸出(pH值大于11.5),與Visual MINTEQ模型模擬結果基本一致.Zhang等[29]通過實驗證實了這一觀點,Pb在pH=2時,浸出濃度達到最大,之后pH值上升至6左右時,浸出濃度迅速下降達到最小值,之后在強堿性環境下重新溶出,而Zn則在pH值上升至8時達到最小值.

由圖1與圖5可知“酸灰”經醋酸法浸出后浸出液pH值變化從6～5,pH值變化不大,浸出沒有明顯變化.對于“堿灰”,CA4、CA5、CA6浸出液pH值分別由11.8,11.1,9.6降至6.5,6.2,6.6.所以出現CA4中重金屬Pb浸出濃度下降,CA6中Pb的浸出濃度基本不變,而CA5的pH值更趨近于6,浸出濃度呈現增加的趨勢.

由此得知,一方面碳酸化作用下降低了“酸灰”中重金屬Zn、Cd的浸出毒性;另一方面破壞了“堿灰”中堿性成分,降低飛灰浸出液pH值,將重金屬重新釋放,提高重金屬Zn、Cd的浸出濃度.因此可以將碳酸化方式作為飛灰藥劑穩定化前的一種預處理方法用于控制飛灰重金屬的釋放風險,可為以后穩定化飛灰的長期達標填埋提供保障.

2.4.3 飛灰碳酸化前后BCR形態分析 通常將重金屬的T1與T2形態稱為“不穩定態”,T3與T4形態稱為“穩定態”[30].由圖6可知,飛灰碳酸化過程中主要影響了飛灰中T1與T2賦存占比,這是導致碳酸化前后飛灰中重金屬浸出濃度發生變化的原因之一.

對于“酸灰”而言,碳酸化后樣品中重金屬Zn、Cd的T1與T2賦存占比之和分別下降了7.33%～ 25.69%及2.73%～46.72%;T3形態賦存占比在碳酸化前后并未發生明顯變化;重金屬T4形態一般存在與穩定礦物晶格中,在自然條件下,性質穩定、不易釋放[31],但是由于在碳酸化過程中生成的復雜聚合物會吸附一部分重金屬導致重金屬不易被浸出[32],由圖4可知,“酸灰”在碳酸化過程中生成了部分Si-Al-Ca等復雜聚合物,導致“酸灰”中重金屬Zn、Cd的T4形態賦存占比上升了6.62%～19.28%及6.64%～37.5%.結合浸出數據可知(表5),“酸灰”中重金屬T1與T2賦存占比降低以及T4賦存占比增加,說明“酸灰”主要受到T4形態變化影響使Zn、Cd的浸出濃度下降,但部分樣品中重金屬的T1賦存占比增加,因此“酸灰”中這部分的重金屬仍有浸出風險.

對于“堿灰”而言,飛灰中重金屬Zn、Cd的主要賦存形態為T2,賦存占比最高達62.3%與93.3%.但是“堿灰”經醋酸緩沖溶液法浸出后浸出液仍為堿性,導致“堿灰”中重金屬Zn、Cd可還原態難浸出.而經過碳酸化處理后,其堿度下降,重金屬Zn、Cd的T2賦存占比下降,T1賦存占比上升,導致“堿灰”中Zn、Cd的浸出濃度上升.其中A5樣品中重金屬Zn、Cd的T1賦存占比上升幅度遠大于A4與A6中重金屬Zn、Cd的T1賦存占比.結合浸出數據可知(表5),A5樣品中重金屬Zn、Cd浸出濃度的變化遠大于A4與A6樣品中重金屬Zn、Cd的浸出濃度.

對于重金屬Pb,“酸灰”和“堿灰”中重金屬Pb的T1與T2賦存占比均未發生明顯變化,導致碳酸化前后重金屬Pb的浸出濃度變化并不明顯.

3 結論

3.1“堿灰”采用醋酸緩沖溶液法獲得的浸出液pH值仍為堿性,導致其重金屬浸出濃度較低,加入少量穩定化藥劑或不進行穩定化處理即可達到生活垃圾填埋場入場要求;而碳酸化后“堿灰”的浸出實驗結果表明其長期填埋風險較大.

3.2 經碳酸化處置后“酸灰”中重金屬Zn、Cd的浸出濃度分別下降10%～18%和9%～30%,但部分樣品中重金屬Zn、Cd仍有超標現象;“堿灰”中重金屬Zn、Cd浸出濃度上升,其中Zn和Cd最大超過生活垃圾填埋標準的1.46和63.2倍.

3.3 飛灰碳酸化前后的物相變化及其浸出液pH值變化是重金屬浸出濃度發生變化的關鍵因素.碳酸化后“酸灰”浸出液pH值未發生明顯變化,而產生的復雜聚合物與CaCO3晶體及重金屬Zn、Cd的T4形態占比增加,使“酸灰”中重金屬不易被浸出,導致Zn和Cd的浸出濃度降低,但存在部分樣品中T1賦存占比增加限值,表明這類重金屬仍有浸出風險;碳酸化后“堿灰”浸出液pH值及重金屬Zn、Cd的T2賦存占比下降,T1賦存占比增加是導致“堿灰”重金屬Zn、Cd浸出濃度增加的主要原因.

3.4 針對不同堿度飛灰存在的長期填埋風險,建議在填埋處置前對不同堿度飛灰的浸出特性進行評估,從而降低飛灰在入場填埋后的重金屬釋放風險.

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Long-term effect of carbonation on heavy metals in fly ash of different alkalinity.

SHE Kai-lang1,2,LI Ping3,LIU Jing-cai1,YAO Guang-yuan1*,XU Ya1,XU Rong-bin1,4,ZHAO Yu-xin2,LIU Yu-qiang1

(1.State Environmental Protection Key Laboratory of Hazardous Waste Identification and Risk Control,Chinese Research Academy of Environmental Sciences,Beijing 100020,China；2.College of Municipal and Environmental Engineering,Jilin University of Construction,Changchun 130118,China；3.Tianjin Yiming Environmental Technology Co.Ltd,Tianjing 300392,China；4.College of Mines and Coal,Inner Mongolia University of Science and Technology,Baotou 014000,China).,2022,42(8)：3832～3840

Through carbonation treatment of domestic waste incineration fly ash in different areas,and the physical and chemical characteristics of fly ash are analyzed by XRF,SEM,and XRD,then the long-term impact of CO2on the excessive heavy metals of Zn,Pb and Cd in different incineration fly ash is studied by pH measurement,heavy metal leaching experiment and heavy metal speciation analysis. The research shows that the incineration fly ash displayed different alkalinity characteristics due to the reduction of flue gas emission limits in the incineration process,which required a large amount of deacidification agent such as calcium hydroxide. According to the pH value of the leaching solution after the acetic acid buffer solution leaching experiment,the fly ash is divided into "acid ash" and "alkali ash",and the long-term carbonation experiments are carried out. The results showed that the leaching toxicity of heavy metals in "acid ash" was much higher than that of "alkali ash",but the leaching concentration of heavy metals Zn and Cd in "acid ash" after carbonation are reduced by 10%～18% and 9%～30% respectively. The leaching concentration of heavy metals Zn and Cd in "alkali ash" increased significantly,and the maximum leaching concentration exceeded 1.46 and 63.2 times of the standard for pollution control on the municipal solid waste incineration. The leaching of amphoteric heavy metal Pb in "acid ash" and "alkali ash" is not regular after carbonation,but in general,carbonation has a greater effect on heavy metal Pb in "alkali ash". Finally,the change law of heavy metals in fly ash before and after carbonation is analyzed by BCR sequntial extraction procedure. The BCR results show that the leaching concentration of heavy metals Zn and Cd in "acid ash" shows a downward trend affected by the increase of the proportion of T4after carbonation,but the proportion of T1in some samples increases,which indicated that such heavy metals still have leaching risk. However,the leaching concentration of heavy metals Zn and Cd in "alkali ash" shows an increasing trend affected by the increase of the proportion of T1after carbonation. Therefore,we should focus on the leaching characteristics of heavy metals in fly ash with different alkalinity before landfill disposal,and provide guarantee for long-term stable landfill of fly ash.

domestic waste；fly ash；carbonation；leaching toxicity；alkalinity；heavy metals

X705

A

1000-6923(2022)08-3832-09

2022-01-11

國家重點研發計劃(2020YFC1806304)

* 責任作者,研究員助理,yaogy@craes.org.cn

折開浪(1997-),男,陜西榆林人,吉林建筑大學碩士研究生,主要研究方向為固體廢物處理與處置.