垃圾焚燒飛灰添加工業固廢的玻璃化研究

趙昂然,任強強,佟會玲

垃圾焚燒飛灰添加工業固廢的玻璃化研究

趙昂然1,2,任強強2*,佟會玲1

(1.清華大學能源與動力工程系,北京 100084；2.中國科學院工程熱物理研究所,北京 100190)

采用高硅鋁含量的工業固廢(煤矸石與高爐礦渣),作為生活垃圾焚燒飛灰熱處理的添加劑,改善其熔融性與產物的物化特性.隨著添加量的增加,產物的主要礦物成分從含氯的Ca10(SiO4)3(SO4)3Cl2與Ca6Al5Si2O16Cl3向鈣鋁石、斜硅鈣石、黃長石、鈣長石依次轉變.采用四元堿度(R4)評價熔融成分,酸性的工業固廢(R4<1)能夠中和堿性的垃圾飛灰(R4>1),形成中性混合灰(R4≈1),其中含30%煤矸石或40%高爐礦渣.中性灰的各項熔融特征溫度最低,代表完全熔融的流動溫度分別為1260與1200°C,在1300°C下玻璃化,冷卻形成晶相為黃長石的微晶玻璃.玻璃化過程中,超過99%的氯元素從固相中分離;在揮發分離與固化穩定的共同作用下,重金屬鉻、鎳、鋅、鎘、鉛的浸出量減少了95%以上,銅減少了85%以上.

城市生活垃圾焚燒飛灰；煤矸石；高爐礦渣；熱處理；玻璃化

隨著現代化與城市化的快速推進,城市生活垃圾的逐年增加對垃圾處理提出了更高的要求.與填埋處理相比,垃圾焚燒占地少、減量化無害化顯著、可回收焚燒余熱,因此逐步發展為生活垃圾處理的主流手段[1].2020年我國垃圾焚燒處理量約1.46億t,占總無害化處理量的62.3%[2].然而,垃圾焚燒產生的飛灰(以下簡稱垃圾飛灰)富集了高浸出毒性的重金屬,以及焚燒中生成的二噁英等[3-6],被分類為危險固體廢棄物.垃圾飛灰的處理可分為分離法、固化穩定法與熱處理法[3].水泥基固化是目前較為主流的處理方法[5].

熱處理實現了垃圾飛灰的減量化、二噁英的高溫分解、工業化大規模處理[7].根據熱處理產物的性狀,可分為燒結、熔融與玻璃化.然而,由于強堿性與強揮發性,垃圾飛灰直接熔融耗能高、設備腐蝕損耗、產物資源化效果差[8-9].玻璃形成添加劑能改善熔融效果,得到符合浸出毒性標準的玻璃化產物.玻璃形成添加劑根據其化學成分可分為硅基添加劑[10-12]、鋁基添加劑[13-15]、混合物添加劑(底灰、碎玻璃等)[16-18].此外,熔融體在經過降溫結晶后,會生成微晶玻璃[19-21].

某些工業固體廢物SiO2和Al2O3的含量較高,在固化穩定過程中充當重金屬的固化劑[22-24].赤泥與垃圾飛灰的混合灰,在1300°C熱處理后會產生金屬合金和無浸出毒性的玻璃渣[25-26].因此,本文以低成本且同樣需無害化處理的高硅鋁含量的工業固廢,作為垃圾飛灰熱處理的玻璃形成添加劑,本著“以廢治廢”進行廢棄物的聯合協同處理,降低處理能耗與原料成本,對玻璃化的條件與原理進行了研究,并評估了玻璃化作為垃圾飛灰處理手段的無害化程度.

1 實驗原料與方法

1.1 原料

垃圾飛灰樣品來自北京南宮垃圾焚燒廠的爐排爐.本文采用的工業固廢為煤矸石與高爐礦渣,分別是采煤洗煤以及高爐冶煉生鐵產生的固廢.煤矸石樣品來自山西晉城,高爐礦渣樣品來自河南鄭州.經由X射線熒光光譜儀(荷蘭PANalytical B.V.公司AXIOS型)測得樣品的主要化學成分如表1所示.

表1 垃圾飛灰、煤矸石、高爐礦渣的主要化學成分(質量分數%)

垃圾飛灰的主要元素為Ca、Cl、Na和K.煤矸石與高爐礦渣的主要元素為Si、Al與Fe.以應用于熔渣形成方面的四元堿度,評價這幾種工業固廢的化學成分,計算式為:

R4=[(CaO)+(MgO)]/[(SiO2)+(Al2O3)](1)

垃圾飛灰的四元堿度為9.44,呈堿性.煤矸石與高爐礦渣的四元堿度分別為0.05與0.28,呈酸性.酸性的工業固廢煤矸石與高爐礦渣能夠與堿性的垃圾飛灰中和.利用ICP-MS測得垃圾飛灰與工業固廢的重金屬Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pd總量如表2所示.這三種原料中的重金屬總量均較多,其中尤為突出的是垃圾飛灰的Zn、Pb、Cu,煤矸石的Zn以及高爐礦渣的Zn、Cu、Cr.根據圖1所示的三者的XRD譜圖,垃圾飛灰的主要礦物組成為鈣鹽與氯化物,煤矸石為莫來石,高爐礦渣無明顯晶型.

表2 垃圾飛灰、煤矸石、高爐礦渣的重金屬總量(mg/kg)

圖1 垃圾飛灰、煤矸石與高爐礦渣的XRD結果

1-NaCl, 2-KCl, 3-CaCO3, 4-KCaCl3, 5-CaSO4, 6-2Al2O3×SiO2, 7-SiO2

1.2 方法

1.2.1 混合灰的制備 本文使用工業固廢作為添加劑,因此其質量分數應小于垃圾飛灰.干燥后的垃圾飛灰與工業固廢按照10:0、9:1、8:2、7:3、6:4的質量比均勻混合,得到5種混合灰樣品,即工業固廢的質量占兩者混合灰總質量的0%、10%、20%、30%與40%.

1.2.2 熔融特征溫度的測量 采用灰熔點分析儀(美國LECO公司AF700型)測定垃圾飛灰與工業固廢混合灰的4個熔融特征溫度,即變形溫度DT、軟化溫度ST、半球溫度HT與流動溫度FT.以流動溫度FT作為混合灰完全熔融所需的溫度,由此判斷不同質量分數的工業固廢添加劑對混合灰熔融性的改善程度,得出最低熔融溫度對應的工業固廢的質量分數.

1.2.3 熱處理與表征 制備每種混合灰樣品20g,放入耐高溫坩堝中,在馬弗爐中于2h內加熱至1200或1300℃.在1200或1300℃下熱處理5h后,產物在馬弗爐中緩慢冷卻至500℃,然后在空氣中冷卻至室溫.固相產物經破碎與研磨至200目以下,進行表征.表征方法主要包括:X射線衍射儀(荷蘭PANalytical B.V.公司Empyrean型)檢測主要礦物組成成分、掃描電子顯微鏡(SEM)以及能譜儀(EDS)(日本JEOL公司JSM-7610F型)觀察產物樣品的微觀表面形貌以及檢測表面氯元素.

1.2.4 浸出毒性檢測 原料與玻璃化產物通過微波消解法消解后,使用電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS)(美國Thermo Fisher Scientific公司Thermo Xseries型)測定其中重金屬元素Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb總量.依據HJ299-2007《固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》,配置pH=(3.20±0.05)的浸提劑,以液固比10:1L/kg得到原料與玻璃化產物的浸出液,使用電感耦合等離子體原子發射光譜儀(ICP-AES)(美國Thermo Fisher Scientific公司Thermo icap6000型)測定重金屬Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb的浸出濃度.原料與玻璃化產物經液固比50:1L/kg的水浸提后,使用離子色譜儀(美國Thermo Fisher Scientific公司DIONEX ICS1600型)測定其中的氯離子濃度.

1.2.5 數據的處理與表示方式

熱處理中的質量損失率(單位:%)

=[1-q/(fa+sw)]×100% (2)

混合灰中重金屬總量(單位:mg)

=fafa+swsw(3)

熱處理中重金屬的揮發量(單位:mg)

=-mω(4)

熱處理中重金屬的浸出量(單位:μg)

=ppls(5)

熱處理中重金屬的固化量(單位:mg)

=pp-×0.001mg/μg (6)

式中:fa、sw、p分別為混合灰中垃圾飛灰、工業固廢以及熱處理產物的質量,kg;fa、sw、p分別為垃圾飛灰、工業固廢以及熱處理產物中對應重金屬的質量分數,單位:mg/kg.p為熱處理產物對應的重金屬浸出濃度,單位:μg/L.ls為重金屬浸出過程中的液固比,取10:1L/kg.

2 結果與討論

2.1 熔融特征溫度

研究煤矸石與高爐礦渣作為添加劑,對垃圾飛灰熔融性的影響,混合灰中工業固廢的質量分數對其熔融特征溫度的影響如圖2所示.

垃圾飛灰和兩種工業固廢的混合灰的熔融特征溫度位于1200～1500℃的區間內.其中,原始垃圾飛灰的熔融特征溫度最高,其DT、ST、HT和FT分別約為1420,1430,1440和1480℃.與Yang等[23]添加粉煤灰改善垃圾飛灰熔融性的結果相似,隨著混合灰中工業固廢質量分數的增加,其各項熔融特征溫度均大幅降低.在工業固廢的質量分數小于垃圾飛灰的條件下,混合灰中煤矸石的質量分數為30%時,各項熔融特征溫度達到最低值,代表完全熔融的流動溫度約為1260℃;而40%高爐礦渣對應1200℃的最低流動溫度.以四元堿度作為混合灰的可熔融成分的量化指標,煤矸石的質量分數為10%、20%、30%和40%時,混合灰的四元堿度分別為3.07、1.69、1.08和0.74,而高爐礦渣質量分數為10%、20%、30%和40%的混合灰的四元堿度分別為4.61、2.89、2.01和1.47.可見,當四元堿度接近1,呈中性時,混合灰的熔融特征溫度最低;而呈堿性或酸性時,熔融特征溫度略高,但仍低于原始垃圾飛灰.

圖2 垃圾飛灰混合煤矸石或高爐礦渣的熔融特征溫度

原因在于,當混合灰呈中性,即四元堿度約為1時,垃圾飛灰中的CaO與工業固廢中的SiO2、Al2O3幾乎全部形成了低溫共熔物,在較低溫度下即可完全熔融.在CaO-Al2O3-SiO2三元相圖上表現為CaO約為0.5的低熔點范圍[23],這極大降低了混合灰的熔融特征溫度.在堿性下,垃圾飛灰中多余的CaO無法形成低溫共熔物;在酸性下,過量的工業固廢中多余的Al2O3與SiO2無法形成低溫共熔物,只有在更高的溫度下才能完全熔融.因此,與中性混合灰相比,堿性或酸性混合灰的熔融特征溫度更高.此外,高爐礦渣中含有較多的鐵元素,氧化鐵等改善了混合灰的熔融性[27],與鐵元素較少的煤矸石相比,高爐礦渣降低熔融特征溫度的作用更強.

綜上,混合灰中煤矸石質量分數為30%或高爐礦渣為40%時,四元堿度呈中性,流動溫度最低,約為1260或1200℃.因此,選取1200與1300℃作為熱處理實驗的溫度.

2.2 熱處理產物性狀

根據混合灰熔融特征溫度的結果,混合灰的熱處理在1200和1300℃下進行,產物的質量與體積均被減量化,其中,煤矸石的質量分數為30%以及高爐礦渣為40%時,四元堿度呈中性,質量損失率約40%.在熱處理過程中,碳酸鹽與氯化物等發生了分解反應,減少了垃圾飛灰的質量,化學反應式如下[15]:

CaCO3→CaO+CO2(7)

2Cl+H2O→2O+2HCl (8)

4Cl+O2→22O+2Cl2(9)

2Cl+SiO2+Al2O3+H2O→2O·SiO2·Al2O3+2HCl (10)

式中:代表垃圾飛灰中的金屬,如Ca、Na、K、Mg及重金屬.此外,氯化物的揮發也會造成質量損失[15].主要成分為SiO2和Al2O3的工業固廢的適量添加有利于反應(10)的進行.

在熱處理產物的宏觀外表方面,原始垃圾飛灰未發生熔融,形成了灰色的燒結體,對坩堝壁面有嚴重的粘附腐蝕現象.添加工業固廢后,坩堝壁面的粘附腐蝕現象基本消失,與Geng等[26]的結果相似.煤矸石的質量分數為10%、20%、30%與40%的混合灰經1200°C熱處理后均未熔融,分別形成黑色、棕紅色、棕黃色與橙黃色的燒結體;而經1300℃熱處理后,分別形成棕黃色燒結體、棕銅色燒結體、棕黑色光滑玻璃與黃色熔渣.高爐礦渣質量分數為10%、20%、30%與40%的混合灰經1200℃熱處理后,分別形成深灰色燒結體、棕黑色燒結體、棕紅色燒結體與棕紅色玻璃體.而1300℃熱處理后,分別形成黑色燒結體、棕色熔渣、棕色玻璃體與棕紅色玻璃體.各熱處理溫度與工業固廢質量分數下,產物的熔融表現與前文熔融特征溫度的結果一致.

隨著工業固廢的質量分數增加,熱處理產物顏色變淺.一方面是由于工業固廢稀釋了垃圾飛灰中的重金屬;另一方面,工業固廢的SiO2、Al2O3與垃圾飛灰的重金屬氧化物、氯化鈣等反應生成重金屬氯化物,反應如下[15]:

CaCl2+SiO2+Al2O3+2O→

CaO·SiO2·Al2O3+2Cl(11)

式中:代表重金屬元素.隨后,重金屬氯化物的揮發降低了產物的重金屬含量.同時,黃長石與鐵元素的增加也改變了產物的顏色[23].

熱處理產物中,最重要的是玻璃化產物,條件分別為1200℃下40%高爐礦渣以及1300℃下30%煤矸石.結合前文熔融特征溫度的結果,此時混合灰的四元堿度呈中性,流動溫度最低,熱處理溫度滿足完全熔融的要求,因此可以實現玻璃化,得到致密的玻璃狀產物,造成了產物體積的大幅減少.而堿性與酸性混合灰的流動溫度高于熱處理溫度,因此無法完全熔融,同時硅、鋁、鈣元素的含量不滿足形成玻璃的條件,形成了未熔融的燒結體或部分熔融的熔渣.熱處理產物的差異除了體現在宏觀外表上,還表現在微觀形貌方面,如圖3所示.

圖3 1300℃熱處理產物的SEM顯微圖像

放大倍數(a)(b3):′1000;(b1)(b2)(b4)(c1)(c2):′2000;(c3)(c4):′1500

原始垃圾飛灰的熱處理產物表面粗糙多孔,呈不規則的顆粒狀.工業固廢的質量分數較低時,呈堿性的混合灰的熱處理產物微觀形貌有所改善,部分表面變得較為平滑.中性混合灰的熱處理產物呈現為明顯的光滑且有棱角的玻璃體,Yang等[23]也觀察到了類似的表面形貌結果.而工業固廢的質量分數過高時,由于多余的SiO2和Al2O3,酸性混合灰的熱處理產物重新破碎為不規則的小顆粒.

在熱處理產物玻璃化方面,宏觀外表與微觀形貌一致證明中性混合灰達到低流動溫度后完全熔融,形成玻璃狀產物.不同混合灰的熱處理產物的差異來源于其礦物組成的轉化.

2.3 礦物組成轉化

垃圾飛灰與工業固廢的共熱處理產物的性狀取決于礦物組成,如圖4所示.

圖4 1300℃熱處理產物的XRD譜圖

原始垃圾飛灰的熱處理過程中,礦物組成成分的轉化效果較差,原始成分,如NaCl、KCl、CaSO4等大量殘留,氯化物的揮發量較小,氯元素殘留于固相產物中,形成了大量的復雜含氯礦物.部分反應如下:

KCaCl3→CaCl2+KCl (12)

3CaSO4+3SiO2+CaCl2+6CaCO3→ Ca10(SiO4)3(SO4)3Cl2+6CO2(13)

CaCl2+H2O→CaClOH+HCl (14)

工業固廢的質量分數較低,混合灰呈堿性時,原始垃圾飛灰的鈣鹽在熱處理過程中基本全部轉化,形成的固相產物中主要礦物成分為硅鋁酸鹽與硅酸鹽復鹽等,然而產物中仍殘留有氯元素.添加煤矸石的堿性混合灰(R4>1)在熱處理過程中發生的反應如下:

9CaO+5Al2O3+4SiO2+3CaCl2→2Ca6Al5Si2O16Cl3(15)

7CaO+MgO+4SiO2+CaCl2→Ca8Mg(SiO4)4Cl2(16)

2CaO+SiO2→Ca2SiO4(17)

由于高爐礦渣含有較多的鐵與鎂元素,質量分數約30%的混合灰在熱處理時有磁鐵礦與少量鎂鐵橄欖石生成.添加高爐礦渣的堿性混合灰在熱處理中的反應包括:

12CaO+7Al2O3→Ca12Al14O33(18)

MgO+FeO+SiO2→MgFeSiO4(19)

隨著工業固廢的質量分數的增加,固相產物中的含氯礦物基本消失,幾乎所有氯元素在熱處理中離開固相[15].四元堿度R4約為1,呈中性時,混合灰的主要成分CaO、SiO2、Al2O3等形成硅鋁酸鹽低溫共熔物,達到流動溫度后完全熔融.根據XRD譜圖中衍射峰強度的升高,以及產物的宏觀外表與微觀形貌,在冷卻過程中,玻璃體產物發生晶化,形成了具有黃長石晶體的微晶玻璃[20].含煤矸石或高爐礦渣的混合灰熱處理玻璃化后的微晶玻璃產物中,晶相成分分別為鈣鋁黃長石或鈣鎂黃長石,反應式如下:

2CaO+Al2O3+SiO2→Ca2Al2SiO7(20)

2CaO+MgO+2SiO2→Ca2MgSi2O7(21)

添加過量的煤矸石后,混合灰的四元堿度R4<1,呈酸性,熱處理中過量的SiO2、Al2O3無法完全熔融,轉化為鈣長石、剛玉等礦物,阻礙了玻璃化過程,反應式如下:

CaO+Al2O3+2SiO2→CaAl2Si2O8(22)

混合灰熱處理最終產物的主要礦物組成成分的轉化過程體現為:氯硫硅鈣石(Ca10(SiO4)3(SO4)3Cl2)→氯硅鋁鈣石(Ca6Al5Si2O16Cl3)→鈣鋁石(Ca12Al14O33)+斜硅鈣石(Ca2SiO4)→鈣鋁黃長石(Ca2Al2SiO7)/鈣鎂黃長石(Ca2MgSi2O7)→鈣長石(CaAl2Si2O8).中性混合灰在高于流動溫度的熱處理中,完全熔融為玻璃體,在冷卻中形成晶相為黃長石的微晶玻璃.

2.4 無害化效果

垃圾飛灰處理的核心是實現無害化,主要體現為降低重金屬的浸出毒性[3].而重金屬在熱處理中的行為與氯元素存在密切的關系[28-29];同時,殘留于固相產物中的氯元素的電化學腐蝕性不利于資源化利用.因此,通過熱處理分離氯元素是無害化的重要目標.含不同質量分數的工業固廢的混合灰經熱處理后,固相產物表面的氯元素含量如圖5所示.

圖5 能譜儀測定的熱處理產物表面氯元素含量

隨著混合灰中工業固廢質量分數的增加,熱處理產物表面的氯元素含量顯著降低,在熱處理溫度為1300℃時降低的幅度更大,這一現象與產物中含氯礦物的轉化結果一致.氯元素從固相產物表面離開的主要途徑為氯化物鹽NaCl與KCl的揮發,以及轉化為氯化氫氣體[15].原始垃圾飛灰以及工業固廢的質量分數較低的堿性混合灰在熱處理中,釋放HCl氣體的反應主要為反應(8),反應速率較低;未中和的CaO等堿性成分抑制了HCl的釋放,并形成含氯復鹽;部分氯化物受到未熔融成分的阻礙,無法順利揮發.而當混合灰的四元堿度R4=1與<1,呈中性與酸性時,SiO2、Al2O3的增加使反應(10)(11)占主導,此時反應速率與反應平衡均優于堿性混合灰;產物的主要成分為硅鋁酸鈣鹽,不與HCl反應;同時氯化物NaCl、KCl等隨產物的熔融,揮發離開固相進入氣相.

氯元素的無害化可以反映在最終目標玻璃化產物的氯離子浸出濃度方面,如表3所示,與原始垃圾飛灰極高的氯離子浸出濃度相比,玻璃化產物的氯離子可浸出量分別為煤矸石或高爐礦渣混合灰的0.1%或0.2%,可以忽略不計,這表明在中性混合灰的玻璃化過程中,氯元素從固相產物中分離,同時氯化物的揮發作用促進了重金屬的無害化[29].

表3 原料與1300℃玻璃化產物的氯離子浸出濃度(固液比1:50)

垃圾飛灰中重金屬無害化處理的目標是降低其浸出毒性,在玻璃化過程中表現為揮發分離與固化穩定兩方面[7],典型重金屬Cr、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb在玻璃化過程中的形態分布如圖6所示.

相較于原始垃圾飛灰中高總量的重金屬,特別是Zn、Pb、Cu,以及工業固廢中部分高總量的重金屬,如煤矸石中的Zn,高爐礦渣中的Zn、Cr、Cu等,玻璃化產物的重金屬Cu、Cd、Pb的總量大幅降低.熱處理中,重金屬總量的減少來源于形成的重金屬氯化物的揮發作用,如反應式(11).Geng等[26]添加赤泥熱處理得到了相似的重金屬分布結果,并且二次飛灰中檢測出大量Cd、Pb、Zn的氯化物,但由于熱處理形成合金相,Cu的揮發量較低.在本文的玻璃化過程中,含煤矸石或高爐礦渣的中性混合灰中,Cu、Cd、Pb這三種易揮發的重金屬分別揮發了97%、99%、100%或98%、100%、99%,而重金屬Cr、Ni、Zn則只分別揮發了35%、64%、86%或38%、49%、86%,仍有一部分殘留于玻璃體產物中.揮發的重金屬氯化物富集于二次飛灰中.

然而,垃圾飛灰無害化處理的目標并非減少重金屬的總含量,而是降低重金屬的浸出濃度[3].因此,在浸出濃度方面,縱使部分重金屬殘留于玻璃化產物中,其浸出濃度極低,如表4所示.

表4 原料和1300℃玻璃化產物的浸出毒性結果(μg/L)

含煤矸石或高爐礦渣的中性混合灰在玻璃化過程中,重金屬Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb的可浸出量分別降低為未處理混合灰的0.6%、1.2%、4.3%、3.7%、0.5%、0.1%或3.2%、0.3%、13.9%、0.1%、3.4%、0.2%.這說明重金屬在熱處理中大部分以氯化物的形式揮發后,殘留的部分被玻璃體基質固化穩定,最終浸出毒性指標滿足無害化要求.

3 結論

3.1 采用高硅鋁含量的工業固廢(煤矸石、高爐礦渣),作為城市生活垃圾焚燒飛灰熱處理的添加劑.四元堿度用于評價熔融成分.四元堿度小于1,呈酸性的煤矸石與高爐礦渣能夠中和四元堿度大于1,呈堿性的垃圾飛灰,從而改善其熱處理效果.

3.2 煤矸石與高爐礦渣能有效降低垃圾飛灰的熔融特征溫度.煤矸石的質量分數為30%,高爐礦渣為40%時,混合灰的四元堿度約為1,呈中性,各項熔融特征溫度最低,代表完全熔融的流動溫度分別為1260與1200℃.

3.3 隨著煤矸石或高爐礦渣質量分數的增加,混合灰的四元堿度降低,熱處理產物的主要礦物組成呈現如下轉化過程:

Ca10(SiO4)3(SO4)3Cl2→Ca6Al5Si2O16Cl3→

Ca12Al14O33+Ca2SiO4→Ca2Al2SiO7/Ca2MgSi2O7→

CaAl2Si2O8.

3.4 中性混合灰經1300℃熱處理后玻璃化,冷卻后形成微晶玻璃,晶相為黃長石.玻璃化過程中,超過99%的氯元素從固相產物中分離.通過揮發分離與固化穩定的共同作用,重金屬鉻、鎳、鋅、鎘、鉛的浸出量降低了95%以上,銅降低了85%以上,浸出毒性基本消失.

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Study on vitrification of MSWI fly ash with industrial solid waste.

ZHAO Ang-ran1,2, REN Qiang-qiang2*, TONG Hui-ling1

(1.Department of Energy and Power Engineering, Tsinghua University, Beijing 100084, China；2.Institute of Engineering Thermophysics, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100190, China)., 2023,43(2)：686～693

Industrial solid waste with high Si and Al content (coal gangue and blast furnace slag) was used as additive for thermal treatment of municipal solid waste incineration (MSWI) fly ash, to improve its fusibility and properties of products. With the increase of additive, main mineral composition of products were changed from chlorellestadite and wadalite containing Cl to mayenite, larnite, melilite and anorthite. Quaternary basicity (R4) was used to evaluate fusible composition. Alkaline MSWI fly ash (R4 > 1) can be neutralized by acidic industrial solid waste (R4 < 1), to form neutral mixed ash (R4 ≈ 1) which containd 30% coal gangue or 40% blast furnace slag. The fusibility temperatures of neutral mixed ash were the lowest and FT representing complete fusion was 1260 and 1200°C. At 1300°C glass-ceramics with crystal phase of melilite were formed by vitrification during cooling. Within vitrification, more than 99% of chlorine was separated from the solid phase. By volatilization separation, solidification and stabilization, the leaching capacity of heavy metals Cr, Ni, Zn, Cd and Pb was reduced by more than 95%, while that of Cu was reduced by more than 85%.

municipal solid waste incineration (MSWI) fly ash；coal gangue；blast furnace slag；thermal treatment；vitrification

X705

A

1000-6923(2023)02-0686-08

趙昂然(1996–),男,山西呂梁人,清華大學碩士研究生,主要從事固體廢棄物資源化利用研究.發表論文5篇.

2022-06-27

中國科學院青年創新促進會資助項目(Y201932);華能集團總部科技項目“基礎能源科技研究專項(二)(HNKJ21-H31)”

* 責任作者, 研究員, renqiangqiang@iet.cn