2021, Vol. 41
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2. 日本九州大学工学研究院, 日本福冈 819-0395
2. Graduate School of Engineering, Kyushu University, Fukuoka 819-0395
近年来, 随着我国中小城市的深度开发和“无废城市”政策的推动, 城市生活垃圾焚烧处理因具有占地少、场地选择相对容易、垃圾处理时间短、减量化效果显著(减重可达70%, 减容可达90%)、无害化较为彻底及资源化效果优良(可回收垃圾焚烧余热)等优点, 已经成为许多城市解决生活垃圾问题的重要方式(许博等, 2019；张明华等, 2020；吕紫娟等, 2021).《第二次全国污染源普查公报》发布会上指出, “十二五”和“十三五”期间(2011—2020年), 我国垃圾焚烧厂的数量增加了303%, 焚烧处理量增加了577%, 10年间, 城市生活垃圾中焚烧占比由18.8%上升至51.2%.可见焚烧处理技术已逐渐成为我国生活垃圾的主要处理方式.
生活垃圾焚烧技术经过多年发展及应用, 迄今为止能满足环保性、适用性、经济性、可循环性的焚烧炉种类较多, 按照其炉体构成、传热方式、燃烧方式可将垃圾焚烧设施总体归纳为3种类型：机械炉排型、流化床型和回转窑型(Quina et al., 2007；暴雅娴等, 2012).目前我国垃圾焚烧厂中占主导地位的炉型为机械炉排型(熊金磊, 2019).采用炉排炉焚烧技术处理生活垃圾过程中飞灰产生比为3%~5%(章骅等, 2019；范建峰, 2020；叶英英, 2020).随着我国焚烧技术的推广和应用, 焚烧飞灰产生量也日渐增加(于诗桐等, 2019).研究表明, 我国生活垃圾焚烧飞灰的年产生量已经超过500万t(王旭等, 2017).生活垃圾焚烧飞灰具有毒性强、氯含量高的特点, 处理难度较大, 处理成本较高(Fedje et al., 2010；Wang et al., 2010；Zhong et al., 2014；王文祥等, 2017).虽可根据《危险废物填埋污染控制标准》(GB 18598)在固化稳定化处理后进入卫生填埋场进行处置, 但由于填埋场可用库容有限, 如何实现飞灰的有效资源化利用是垃圾焚烧行业亟需解决的重要问题(Lou et al., 2015).
在对飞灰资源化利用的实际调研过程中发现, 各个地区飞灰的资源化潜力有很大差异(Zhuang et al., 2016), 某些地区生活垃圾焚烧飞灰仅需要水洗预处理后便可用于烧制陶瓷、制轻骨料或作为水泥窑协同处置的原料, 如天津某环保集团垃圾焚烧项目, 飞灰出厂后已被用作水泥添加剂进行高温煅烧制成熟料或者制作建筑用轻骨料的陶粒, 且制陶粒技术已取得市科委科技成果鉴定(纪涛等, 2009).而大多数地区的生活垃圾焚烧飞灰的资源化渠道较窄, 预处理过程复杂, 花费成本较高, 甚至最后的资源化产品也难以达标(何品晶等, 2003；Phua et al., 2019；位百勇等, 2019), 如重庆市生活垃圾焚烧飞灰产生量大, 资源化关键技术尚未突破, 综合利用率低, 导致填埋场超负荷运转(张晶等, 2019).此外, 已有研究表明, 飞灰中的Cl含量过高是限制其资源化利用的主要因子(Pan et al., 2008；Aljerf, 2015；Suda et al., 2016).虽然可以采用水洗工艺可对氯盐进行脱除, 但脱除效率受飞灰本身性质影响较大.
基于此, 本文选取重庆和天津两种典型炉排炉焚烧飞灰, 对其物理化学性质的差异进行分析, 采用水洗和加CO2水洗两种方法对飞灰的脱氯效果进行对比研究, 并对影响氯盐脱除的关键因素进行分析探究, 以形成具有针对性和高效性的飞灰脱氯技术, 提高飞灰资源化利用效率.
2 采样和分析(Samples and analysis) 2.1 样品采集本实验所用两种垃圾焚烧飞灰取自重庆市某生活垃圾焚烧厂和天津市某生活垃圾焚烧厂, 处理规模分别为2×600 t·d-1和3×400 t·d-1.两座焚烧厂均采用机械炉排炉焚烧系统, 烟气净化工艺为半干法烟气净化工艺, 具体如表 1所示.
| 表 1 垃圾焚烧飞灰样品信息 Table 1 Sample information of MSWI fly ash |
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飞灰从焚烧厂现场取出并放置于密封袋中带回实验室.试验前将原样品置于105 ℃下烘干24 h, 经研磨后过100目筛, 筛选出来的飞灰用密封袋封装, 最后置于干燥器中保存.
2.2 水洗除氯试验和碳酸化水洗除氯实验水洗除氯实验：称取5 g飞灰样品于150 mL锥形瓶内, 控制不同固液比(1∶5、1∶7.5、1∶10、1∶15), 将配置好的反应容器置于恒温振荡器内, 以180 r·min-1的振荡速度进行振荡, 振荡时间设定为10、30、60和120 min.反应结束后对反应体系进行固液分离, 分离后的液样采用离子色谱测定氯离子浓度, 将固样烘干至恒重, 并采用XRD对其矿物相进行分析.
碳酸化水洗除氯实验：称取5 g飞灰于150 mL锥形瓶内, 在不同气体流速(40、60、80 mL·min-1)下, 通入纯CO2气体, 在反应进行至0、5、10、20、30、40 min时测定体系pH值和液相中Cl-浓度.反应结束后进行固液分离, 对固样飞灰进行干燥、称重和XRD分析.
2.3 测定方法本研究采用激光粒度仪(Zetasizenano)、XRF(AlpHa4000)、XRD(Pan analytical X′pert)等方法对处理前后飞灰进行表征.采用《固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法》(HJ 557)对飞灰的浸出毒性进行分析, 浸出液中重金属浓度采用ICP-MS(Agilent7700)测定.实验过程中液相样品Cl-浓度采用离子色谱(G6125B)进行测定.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 飞灰性质表征两种飞灰的粒径分布如图 1所示.飞灰的粒径分布主要受入炉物料类型、焚烧温度、烟气处理工艺等因素影响.重庆和天津飞灰含水率分别为1.47%和3.06%, 热灼减率分别为6.12%和7.41%.两种粒径分布均类似于正态分布, 绝大多数颗粒集中在2~100 μm, 约占80%~95%；而粒径在2 μm以下和100 μm以上的飞灰占比较低, 约占2%~15%.相比较而言, 重庆飞灰颗粒粒径略大于天津飞灰, 两种飞灰的中位粒径d(0.5)分别为43.32 μm和31.87 μm.重庆飞灰含有较多的细颗粒(d(0.1)为2.97 μm), 这可能与其较高浓度的氯盐相关(Cl含量为16.95%). 研究表明, 飞灰氯盐多分布于细颗粒中(De Boom et al., 2015).
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| 图 1 两种飞灰粒径分布 Fig. 1 Particle size distribution of MSWI fly ash |
重庆飞灰和天津飞灰的化学组成如表 2所示.由于两座焚烧厂所采用的半干法烟气净化工艺需要喷入大量的石灰浆液, 所以飞灰中CaO含量均较高, 分别达到55.08%和52.70%.烟气净化过程中, 石灰浆液可与HCl等酸性物质发生中和反应, 生成CaCl2、CaClOH等物质.过量的石灰浆液会导致飞灰呈强碱性.重庆飞灰具有更高的CaO含量, 因此其碱性更强(pH>12), 天津飞灰碱性略弱(pH < 10.5).两种飞灰中氯元素含量分别为16.95%和10.51%, 与文献报道的国内生活垃圾焚烧飞灰氯含量为10%~20%基本一致(王旭等, 2017；王雨婷等, 2019；Zhao et al., 2020).研究表明, 飞灰中氯元素含量高低主要受垃圾组分、焚烧温度和焚烧方式的影响(Mulder et al., 1997).我国焚烧厂的入炉垃圾多为混合垃圾, 塑料比例较高, 因此, 飞灰中氯元素含量普遍较高.此外, 两种飞灰中差异较大的元素为Si和Al, 天津飞灰两种元素含量分别比重庆飞灰高出1.60和2.24倍.
| 表 2 重庆和天津飞灰主要化学组分分析 Table 2 Chemical composition of the two MSWI fly ash samples from Chongqing and Tianjin |
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本文采用XRD对两种原始飞灰矿物组分进行了分析测定, 结果如图 2所示.两种飞灰的矿物相组分及其含量具有较大差异.两种飞灰中的矿物组分均包括KCl、NaCl、CaCO3、CaSO4和SiO2.除上述物质以外, 重庆飞灰出现了非常明显的难溶盐类物质的峰谱, 包括CaClOH、Friedel盐(3CaO·Al2O3·CaCl2·10H2O)和Ca6(CO3)2(OH)7Cl等, 而天津飞灰中CaClOH等难溶性氯盐的峰非常弱.研究表明, 飞灰中CaClOH是烟气脱酸过程中过量CaO/Ca(OH)2与HCl反应生成的中间产物(式(1)~(3))(Partanen et al., 2005；王营等, 2020).
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| 图 2 原始飞灰XRD对比图 Fig. 2 XRD analysis of original MSWI fly ash samples |
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2020年发布的《生活垃圾焚烧飞灰污染控制技术规范》(HJ 1134—2020)规定：飞灰处理产物用于生产水泥熟料之外的其他利用方式, 还应控制飞灰处理产物中的重金属浸出浓度, 飞灰处理产物按照HJ 557方法制备浸出液, 其中重金属的浸出浓度应不超过GB 8978中规定的最高允许排放浓度限值(第二类污染物最高允许排放浓度按照一级标准执行).
本研究按照《固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法》(HJ 557)中的规定对两种原始飞灰进行浸出实验, 并与GB 8978中的浓度限值进行比对, 结果如表 3所示.可知, 两种飞灰的Cu、Zn两种元素的浸出浓度均超过资源化利用限值, 而重庆飞灰中超出限值的还有Pb, 天津飞灰其他元素均满足资源化条件.
| 表 3 两种飞灰重金属浸出毒性测定结果 Table 3 Leaching toxicity of heavy metals from the two MSWI fly ash samples |
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由于具有成本低、工艺简便、处理效果较好等优点, 水洗成为目前应用最多最广泛的飞灰预处理方式.两种飞灰在不同固液比条件下的水洗脱氯效果如图 3所示.由图可知, 重庆飞灰在不同固液比条件下, Cl的去除率均随反应时间延长而升高；当反应时间超过60 min后, 继续延长反应时间, 除固液比为1∶5的工况条件外, 其余3种工况条件下Cl去除率均无显著变化；当固液比为1∶7.5~1∶15时, Cl去除率无明显差别, 约为87.5%~88%；当固液比为1∶5时, 固液相间传质过程由于粘稠度较高受阻, 导致Cl去除率较低, 最终去除率约为86%.天津飞灰在4种固液比条件下的水洗反应均在30 min内达到终点, 延长反应时间Cl去除率无明显变化；1∶15固液比条件的最终去除率略高, 达到96.55%；固液比为1∶5~1∶10条件下的去除率无明显差别, 均在95%~96%.此外, 两种飞灰水洗过程的体系pH有很大区别, 重庆和天津飞灰在水洗过程中pH分别约为12和10.50.水洗体系pH值过高可能是造成重庆飞灰氯盐去除率较低的原因之一.
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| 图 3 不同固液比条件下Cl去除率变化 Fig. 3 Variation of Cl removal ratio at different solid to liquid ratios |
经过水洗后, 两种飞灰的矿物相主要由CaCO3和CaSO4组成, 并且NaCl和KCl等可溶性盐的峰均消失, 但两种飞灰中难溶性氯盐的峰仍然存在.这证明水洗预处理可以有效去除飞灰中的可溶性盐, 但对难溶性氯盐去除效果较差.比较两种飞灰, 发现水洗后重庆飞灰中CaClOH主峰明显降低, 并且出现了新的Ca(OH)2峰, 这是由于在水洗过程中发生了反应(4)；而天津飞灰由于CaClOH含量较低并未发现类似变化规律.因此, 可推测重庆飞灰水洗处理过程中氯去除率低主要是CaClOH溶解不完全及含有较多难溶性氯盐造成的.
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为进一步提高脱氯效果, 本研究在水洗基础上向体系通入CO2, 探究加速碳酸化过程对于氯盐脱除效率的影响.在固液比1∶10的条件下以不同气体流速向体系中加入CO2, 得到两种飞灰氯去除率和pH变化规律如图 4所示.比较不同气体流速对于反应过程的影响, 发现在反应初期气体流速越快, Cl去除率越高, 但当反应到达终点后, 本实验所设3种流速对氯的去除无显著差异.比较加速碳酸化对于两种飞灰的影响, 结果表明, 水洗过程中加入CO2对两种飞灰脱氯具有较大影响, 但影响规律却呈现相反的趋势.加CO2水洗有效地提高了重庆飞灰的氯去除率, 由单纯水洗的87.54%提升至93.69%.然而对于天津飞灰, 加入CO2进行水洗处理后, 氯去除率反而略微下降, 由单纯水洗的95.60%降低至92.72%.此外, 重庆和天津飞灰加CO2水洗后的固体保留率(分别为72.42%和75.50%)与单纯水洗(分别为72.75%和75.84%)相比无显著差异.
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| 图 4 不同气体流速下Cl去除率和pH随时间的变化 Fig. 4 Variation of Cl removal ratio and pH as a function of reaction time under different gas flow rates |
为探究产生这种差异的原因, 本研究对反应体系的pH值进行了监测, 发现体系pH随反应时间的延长而下降, 且CO2流速越大pH下降越快, 当反应时间达到30 min时, 两种飞灰体系pH均降至6左右并保持稳定, 即经过30 min的碳酸化反应, 整个体系的pH由原来的强碱性降低至弱酸性(pH <7).可见, 两种飞灰体系的初始pH值虽然不同(分别约为12.1和10.5), 但反应终点pH值非常接近, 可见, pH值不是导致氯去除率呈现差异性变化规律的原因.
通过对液相中Ca2+浓度的监测(图 5), 发现天津飞灰中Ca2+浓度远低于重庆飞灰.重庆飞灰的Ca2+浓度呈先降低后升高的趋势, 在反应10 min时达到最低, 而之后Ca2+浓度反而略有上升, 推测这一变化与体系pH有较大关系.当pH较高时Ca2+与CO32-结合生成沉淀, 随着碳酸化过程进行, pH降至7以下, 又有大量含钙矿物溶解.
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| 图 5 加CO2水洗过程中液相Ca2+变化规律 Fig. 5 Variation of Ca2+ in liquid phase during wet-carbonated-washing |
本研究对碳酸化水洗处理后的飞灰进行了XRD分析, 并与水洗后飞灰进行对比, 结果如图 6所示.结果表明, 重庆飞灰在通入CO2后矿物相变化较大.与水洗后矿物相相比, 碳酸化水洗后矿物相中CaClOH彻底消失, 且没有Ca(OH)2峰的出现, 主要成分变为CaCO3、CaSO4及少量的SiO2.此外, 原本飞灰中Friedel′s盐和Ca6(CO3)2(OH)7Cl等难溶性含氯物质的峰也消失, 表明CO2水洗还具有去除难溶性氯盐的效果.对于天津飞灰而言, 加入CO2前后其矿物相组成并无明显变化, 仅可以观察到CaCO3的峰略微升高, 并且原灰中微弱的Friedel盐的峰也消失.可见, 重庆飞灰在通入CO2后, 反应体系pH值的降低不仅去除了水洗残留的CaClOH, 也直接促进部分难溶氯盐的转化和溶解, 从而提高了飞灰氯盐的去除率(Wang et al., 2012).研究表明, Friedel′s盐和Ca6(CO3)2(OH)7Cl这两种难溶性氯盐可以直接与CO2发现化学反应(式(5)~(6))(Um, 2019).
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| 图 6 加CO2水洗飞灰和水洗飞灰XRD对比图 Fig. 6 XRD analysis of treated MSWI fly ash samples |
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天津飞灰在通CO2后氯去除率降低的原因可能是加速碳酸化水洗过程中, 液相中的CO32-浓度大幅增加, Ca2+与CO32-反应生成絮状CaCO3沉淀, 该沉淀具有密集的孔隙状结构, 可以将原本液相中的氯离子通过碳酸钙的包覆或吸附作用固定在这些孔隙中(Atanes et al., 2019), 而重庆飞灰中这种包覆-吸附作用对氯去除率的抑制小于难溶性氯盐和残留CaClOH的溶解对氯去除率的提升, 而这一点也可以与固体保留率的变化相一致, 因此, 加CO2水洗后Cl去除率反而有较大提升.
3.4 预处理后飞灰粒径变化图 7a和7b分别是重庆和天津水洗后飞灰的粒径分布, 图 7c和7d分别是重庆和天津飞灰加CO2水洗后的粒径分布.结果表明, 水洗后飞灰细颗粒物质含量大大降低, 重庆飞灰的d(0.1)由原始样品的2.97 μm变为24.1 μm, 天津飞灰的d(0.1)由原始样品的4.65 μm变为17.2 μm.分析其原因, 主要是易溶氯盐主要分布于飞灰细颗粒中, 水洗过程中氯盐的溶解降低了细颗粒含量.此外, 两种飞灰经过水洗后粒径均有所增加, 主要集中在10~300 μm, 中位粒径d(0.5)分别为72.5 μm和52.7 μm, 这可能与部分物质发生水化从而反应加剧了颗粒的聚集有关.而加速碳酸化水洗后, 飞灰的粒径有非常明显的降低, 中位粒径d(0.5)分别为20.6 μm和39.1 μm.这可能与碳酸化过程中体系pH值降低, 飞灰组分发生溶解及再沉淀过程有关.有研究表明, 飞灰的粒径与其资源化的能耗有一定的关系.飞灰颗粒越细, 其比表面积越大, 资源化过程中能耗越少(Chang et al., 2006).从这一角度看, 碳酸化水洗后飞灰在资源化过程中有望降低能耗.
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| 图 7 水洗和加CO2水洗后飞灰粒径分布 Fig. 7 Particle size distribution of treated MSWI fly ash samples |
本研究对两种方法处理后的飞灰进行了XRF元素分析, 综合评估预处理后飞灰的资源化潜力.图 8所示为与原始飞灰相比, 水洗和加CO2水洗两种处理方法处理前后主要元素的变化率.计算方法如下：
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| 图 8 两种预处理方法处理后飞灰主要元素含量变化率 Fig. 8 Variation ratio of the major elements in MSW fly ash after treatment |
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式中, Δω为主要元素含量(质量分数)变化率, ωt为处理后飞灰中元素含量, ωo为处理前飞灰中元素含量.
结果表明, 水洗和加CO2水洗均降低了K、Na、Cl、S等元素含量, 且富集了Ca、Si、Al、Fe元素.加入CO2后, 处理后重庆飞灰中Cl的含量与单纯水洗相比降低更多, 且Ca和Si的含量有所提升；而加CO2水洗后天津飞灰中Cl含量的降低率略低于水洗处理, 且两种处理方法对Ca和Si的富集作用相差不大.由此可知, 加CO2水洗预处理从组分的变化来看更有利于重庆飞灰的资源化利用, 但对天津飞灰来说水洗预处理效果高于加CO2水洗.
按照《生活垃圾焚烧飞灰污染控制技术规范》(HJ 1134—2020)规定“飞灰处理产物用于生产水泥熟料之外的其它利用方式, 可溶性氯的含量应低于2%, 以不高于1%为宜”.重庆飞灰经水洗和碳酸化水洗后飞灰中可溶性氯含量分别为2.57%和0.58%, 天津飞灰水洗和碳酸化水洗后飞灰可溶性氯含量分别为0.94%和0.45%.可见重庆飞灰仅靠水洗无法满足资源化利用标准.
此外, 对预处理后的飞灰进行了重金属浸出毒性的测定, 结果如表 4所示.结果表明, 经过水洗处理的重庆飞灰Pb、Zn的浸出浓度仍然超过标准限值, 而经过加CO2水洗处理, 显著降低了Pb的浸出浓度, 但Zn的浸出浓度仍略微超过限值.天津飞灰通过水洗和加CO2水洗, 其重金属浓度均达到资源化利用标准.总体而言, 从脱氯的角度出发对飞灰进行预处理, 加速碳酸化水洗技术可以达到较好的脱氯效果, 但仍然存在部分重金属浓度超标的情况, 因此, 在后续研究过程中需要进一步考虑同步脱氯与重金属稳定化相结合的方法.
| 表 4 两种处理后飞灰的重金属浸出浓度 Table 4 Leaching toxicity of heavy metals from the two treated MSWI fly ash |
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1) 单纯水洗时重庆飞灰和天津飞灰的氯盐脱除率最高分别达88%和96%.碳酸化水洗可以显著提高重庆飞灰的氯盐脱除率(达94%), 对于天津飞灰加速碳酸化反而降低了氯盐去除率(达93%).
2) 飞灰性质对于脱氯除盐过程具有较大的影响.当飞灰中含有较高浓度水平的难溶性氯盐(CaClOH、Friedel′s盐等)时, 更适宜采用加速碳酸化的方式加强难溶氯盐的转化和溶解, 从而提高氯盐的脱除效果；而对于主要以可溶性氯盐为主的飞灰, 则可直接通过水洗脱除氯盐.
3) 湿式脱氯技术对于飞灰粒径和元素组成具有一定影响.水洗之后两种飞灰粒径均增大, 而加CO2水洗处理后两种飞灰粒径均减小.处理后飞灰的元素组成向着有利于资源化的方向转化, Cl、S等元素浓度水平降低, Ca、Si、Al等元素被富集.
4) 湿式脱氯处理后的飞灰重金属浸出仍然存在一定的风险, 在实际应用中需要采取进一步措施, 以满足后续资源化过程中对重金属浸出浓度的要求.
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