污泥焚烧底灰的理化性质及再利用技术

王少波，贾廷纲，缪幸福，米 琼，刘大江，赵由才

(1.上海环保工程成套有限公司，上海 200070;2.同济大学环境科学与工程学院，上海 200092)

随着我国城市化进程的加快，城市污水排放量和处理率逐年提高，污泥产量亦急剧增加，2011年我国城市污水厂产生的污泥达791万t(干重计)，且每年还以超过10%的增长率持续增加［1，2］。目前，污泥的处理处置方法主要有卫生填埋、焚烧、土地利用［3，4］等。其中，焚烧法是世界上广泛采用的一种城市污泥处理技术。近年来，焚烧法由于采用合适的预处理工艺和焚烧手段，能够达到污泥热能的自持，满足环境排放要求。相比于其他各法而言，焚烧法具有良好的减容效果［5］，且处理效率高，消毒彻底、不需长期储存，并且可回收能量用于发电和供热实现污泥的资源化利用［6］，但是也会带来二次污染问题，其中污泥焚烧产生的灰渣因含较高含量的重金属而易对环境造成污染，对它的处理处置成为污泥焚烧过程中必须解决的难题。

目前，对于污泥焚烧灰渣的研究，主要集中于对其中重金属的含量［7］、吸附特性［8，9］及其无害化处理［10］的研究，而对于其与制砖或做路基等资源化利用紧密相关的抗剪、压缩固结性及渗透性等物理性质的研究较少。因此，本文对两种不同的污泥焚烧底灰的粒径、抗剪、压缩固结性、渗透性以及重金属含量等理化性质，原生污泥的性质进行研究，分析污泥焚烧处理前后理化性质的变化，并根据其理化性质进一步探索其可能的再利用途径，为污泥焚烧底灰的处理处置与资源化提供一定的理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料及来源

本研究中所用的原生污泥、污泥加煤焚烧底灰、污泥不加煤焚烧底灰的样品来源如下。

(1)原生污泥，为上海某污水处理厂污泥经105℃烘干后的产物;

(2)污泥加煤焚烧底灰(以下简称为加煤底灰)，为未烘干的原生污泥与矿化垃圾筛上物、木屑、M1 脱水剂、煤粉以 100∶10∶5∶5∶20(w/w)混合后在20℃下自然风干5 d，然后制成的污泥燃料经900℃焚烧1 h后产生的残余物;

(3)污泥不加煤底灰(以下简称为不加煤底灰)，同(2)，只是在污泥燃料配比中取消了煤粉的添加。

其中，原生污泥稍有气味，颜色近似于土黄色;而加煤底灰和不加煤底灰则均由粉状物和烧结物组成，无明显气味，底灰中烧结物质地坚硬，并呈疏松多孔的状态;粉状物则较为疏松，渗透性好，类似于砂土。加煤底灰颜色较黑，而不加煤底灰颜色偏黄。

1.2 试验方法

本文通过对加煤底灰和不加煤底灰粒径分布、抗压强度、抗剪强度、渗透性、压缩固结性质、重金属含量等理化性质进行分析，并将其与原生污泥进行对比，研究焚烧处理对污泥理化性质的影响，并进一步根据污泥底灰性质，探索其可能的资源化利用途径。具体的测试方法如下。

(1)粒径分布、抗剪强度、渗透性、压缩固结性质等参数的测定参考标准《土工试验规程》(SL 237—1999)中的相应方法进行;

(2)重金属含量的测定则参考《城市污水处理厂污泥检验方法》(CJ/T 221—2005)中的微波高压消解后电感耦合等离子体发射光谱法进行。具体的方法为向TFM消解罐中加入0.25 g试样，然后加入7 mL 65%HNO3和1 mL 30%H2O2的消解液，拧紧消解罐口，摇匀，并将消解罐放置于微波消解仪内，以20℃/min的升温速度上升至200℃，在200℃条件下保持20 min。然后自然冷却至室温，将消解罐中的消解液在电热板上蒸干至＜1 mL，并用4%的HNO3溶液冲洗过滤定容至100 mL，进行 ICP测定。

(3)重金属浸出试验则依据固体废物浸出毒性浸出方法—醋酸缓冲溶液法(HJ/T 300—2007)进行测定。具体方法为将试样在105℃下烘干6 h后称重测定含水率，准确称取一定量烘干前的试样(对应的干基质量为50 g)，放置于容积为2.5 L的具盖广口聚乙烯瓶中，根据试样的性质加入不同的浸提液1 L，以180 r/min的转速浸提24 h。浸提液的选择方法参考文献［11］。

2 结果与分析

2.1 粒径分布

加煤底灰和不加煤底灰的粒径分布如表1所示。由表1可知，加煤底灰粒径大于2 mm的颗粒比率为36.5%，而不加煤底灰的为25%，根据《岩土工程勘察规范》(GB 50021—94)和《公路桥涵地基与基础设计规范》(JTJ 024—85)关于土的分类规定可知，两种底灰均属于砂土中的砾砂。

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

2.2 抗剪强度

试验测得的加煤底灰、不加煤底灰及原生污泥在不同垂直压力下的抗剪强度如图1所示，相应抗剪性质如表2所示。由图1可知加煤底灰和不加煤底灰的抗剪强度明显高于原生污泥，在垂直压力为50 kPa的情况下，原生污泥的抗剪强度仅为39.24，而加煤底灰和不加煤底灰的抗剪强度则分别达80.03和76.23 kPa。由表2可知在相似的含水率条件下，原生污泥的凝聚力和内摩擦角分别仅为17.19 kPa和24°，而加煤底灰和不加煤底灰的凝聚力和内摩擦角则比原生污泥有明显增大，分别达到43.93 kPa、35.97°和 42.98 kPa、33.76°，因此相应的施工允许坡度也分别提高到了29.17°和 27.21°，由此可知污泥经焚烧处理后，抗剪性质较原生污泥能有明显增强。

图1 不同垂直压力下不同土样的抗剪强度的对比Fig.1 Comparison of Shear Strength at Different Vertical Pressure of Soil Samples

表2 不同土样抗剪性质对比Tab.2 Shear Properties of Different Soil Samples

2.3 渗透系数

渗透系数是根据100 kPa固结压力下的渗透时间而得到。所得试验结果如表3所示。由表3可知渗透系数由大到小的顺序为不加煤底灰＞原生污泥＞加煤底灰。由此可知不加煤底灰最为疏松，透水效果较高;而加煤底灰的颗粒更为致密，颗粒间的空隙更小，从而透水性较差。

表3 不同土样的渗透系数的对比Tab.3 Permeability Coefficients of Different Soil Samples

2.4 压缩固结性质

压缩系数、压缩模量Es及压缩指数Cc可作为反映试样的压缩性大小的指标，本试验中利用这3种指标表征土样的可压缩性。在100～200 kPa压力变化下，不加煤底灰、加煤底灰、原生污泥的压缩性指标值及土样压缩性评价指标如表4所示。由表4可知不加煤底灰和加煤底灰近似于中压缩土，而原生污泥则趋近于高压缩土。即污泥经焚烧处理后，压缩固结性质会较原生污泥有所降低。

表4 不同土样压缩性指标及土样压缩性评价指标的对比Tab.4 Compressibility Parameters and Evaluation Index of Different Samples

2.5 重金属含量

试验所得的加煤底灰、不加煤底灰和原生污泥的各项重金属指标如图2所示。由图2可知原生污泥的重金属含量明显高于加煤底灰和不加煤底灰，且相对于《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)的三级标准，即能够保障农林业生产和植物正常生长的土壤临界值，原生污泥的重金属浓度除As外，Zn、Cd、Ni、Cr、Cu 均严重超标，其中 Zn、Cd 超标最为严重，超标率分别为392.6%和300%，而Ni、Cr、Cu则分别超标9%、62.7%和47.3%。

图2 不同土样中重金属含量的对比Fig.2 Contrast of Heavy Metal Contents of Different Samples

由图2可知底灰物质中重金属含量有所下降，这是由于原生污泥在燃烧过程中，底灰和烟气间发生了重金属的分配，部分重金属转移至烟气中，但由于原生污泥重金属本底值较高，故底灰类物质中的重金属含量普遍未达到土壤环境质量三级标准的要求。Zn、Cd、Cr、Cu均超标，其中加煤底灰和不加煤底灰的Zn分别超标270.2%和284.4%、Cd均超标200%。Cr和Cu则较为接近标准值，其中加煤底灰Cr超标8.33%，而Cu未超标，不加煤底灰的Cr和Cu则分别超标20.7%和9.5%。

此外，对比加煤底灰与不加煤底灰中重金属含量可知，大部分重金属含量均为不加煤底灰＞加煤底灰。根据Wang等［12］的研究可知，这是由于煤炭和污泥共燃烧过程更倾向于生成Ca-Fe-Al-Si或Ca-Fe-P-Al-Si组分的烟气颗粒物，这种颗粒物粒径通常大于10 μm，而且表面具有一定的黏性。因此相比不加煤污泥的燃烧，加煤燃烧产生的颗粒物能够捕获更多重金属离子，使得重金属离子由底灰向烟气中转移，因此，残留在加煤底灰中的重金属含量会较不加煤底灰中的含量低。

2.6 重金属浸出量

由于在资源化利用中，主要考虑底灰中重金属是否会转移到环境中，因此在实际应用中底灰中重金属浸出量更能表征底灰对环境的影响。试验所得的各个不同土样的重金属浸出量的结果如图3所示。根据《危险废物鉴别标准-浸出毒性鉴别》(GB 5085.3—2007)中的相关标准可知经过标准方法测定的各试样重金属浸出浓度均小于鉴别标准值(如表5)。因此仅就重金属浸出毒性来讲，不加煤底灰、加煤底灰、原生污泥均不属于危险废物。

图3 不同土样的重金属浸出量对比Fig.3 Contrast of Heavy Metal Leaching Amounts of Different Samples

表5 重金属毒性鉴别标准值Tab.5 Standard Values of Identifying Heavy Metal Toxicity

此外，与原生污泥重金属浸出量相比，底灰中重金属浸出浓度明显降低。这是由于原生污泥中重金属含量本身就较底灰中的高。另一方面是由于重金属在原生污泥和底灰中的赋存形态不同，原生污泥中重金属多以有机物螯合、吸附等方式存在，分子间力较弱，容易浸提;而底灰中重金属则因为高温下固体发生结构转变使重金属与矿物融合，从而多以与矿物共存的方式存在，在这种情况下，部分重金属被包裹在固体结构中，难以溶出从而导致重金属浸出量减少。

3 底灰再利用途径探索

对于污泥焚烧底灰的再利用途径传统的方法主要是用作建材，如制砖［13］、作为水泥原料和路基等［14］。近年来，亦有报道利用垃圾焚烧底灰捕集酸性气体，如Eva Rendek等［15］利用垃圾焚烧底灰作为填料吸收CO2气体，吸收量可达到12.5 L/kg(干基底灰)，且达到吸附平衡后，底灰 pH可由11.8 降至8.2，Pb、Cr、Cd 的浸出浓度明显降低。因此，本研究中根据对污泥焚烧底灰的理化性质的研究结果，分析其用作路基土以及CO2捕集材料的可行性。

根据污泥焚烧底灰的理化性质及《公路路基设计规范》(JTGD 30—2004)中对于路基土的相关标准可知:(1)加煤底灰粒径大于2 mm的颗粒比率为36.5%，而不加煤底灰的为25%，属于砂土中的砾砂，为理想的路基材料;(2)不加煤底灰的渗透性较好，达到2.7×10－5cm/s，十分适用于冰冻地区的路基和浸水部分的路堤等，加煤底灰的渗透性虽差，排水性能不好，但亦可用于干旱地区的路基及路堤等;(3)不加煤底灰及加煤底灰的凝聚力及内摩擦角均较大，允许坡度分别达到了 29.7°和 27.12°，远大于泥土的允许坡度，符合标准中最大边坡倾角的要求。因此，加煤和不加煤底灰理论上可以用作路床土和边坡等路基材料。然而，对于确定底灰适用的具体路基类型，则需对污泥焚烧底灰进行进一步的填料最小强度CBR的测试。

污泥焚烧底灰与垃圾焚烧底灰具有类似的性质，如呈碱性，pH接近11，有利于CO2等酸性气体的吸收;结构疏松，具备多孔性，有助于CO2的吸收转化。因此，利用污泥焚烧底灰吸收CO2等酸性气体可能与利用垃圾焚烧底灰具有类似结果。而且与垃圾焚烧底灰相比，污泥焚烧底灰的重金属含量较少，这使得经过吸收CO2后，污泥底灰重金属的浸出性可能会更低，从而有利于扩大污泥焚烧底灰的利用范围，达到以废治废的目的。

4 结论

(1)两种不同的污泥焚烧底灰从颗粒粒径分布上看，属于砂土中的砾砂，从压缩固结性质上来看，则近似于中压缩土。与原生污泥相比可知，污泥经焚烧后得到的底灰结构变得疏松，压缩性能则有所下降。

(2)加煤底灰和不加煤底灰的抗剪强度在50 kPa的垂直压力下时，可分别达 80.03和76.23 kPa，相应的施工允许坡度也分别高达29.17°和27.21°，相比于原生污泥，抗剪强度明显增强。

(3)污泥焚烧底灰中的重金属含量和浸出量均较原生污泥的有所降低，但由于原生污泥重金属本底值较高，故底灰类物质中的重金属含量普遍未达到土壤环境质量三级标准的要求，其中Zn、Cd、Cr、Cu均超标;而重金属浸出量方面，各试样重金属浸出浓度均未超标。

(4)根据污泥焚烧底灰的理化性质，发现加煤底灰和不加煤底灰理论上均可用作路基材料和CO2等酸性气体的捕集，而不加煤底灰由于具有良好的渗透性，还可以用于填海造陆。

［1］张辰.污泥处理处置技术与工程实例［M］.北京:化学工业出版社，2006.

［2］唐小辉，赵力.污泥处置国内外进展［J］.环境科学与管理，2004，30(3):68-71.

［3］寇青青，朱世云，覃宇，等.污泥减量化技术研究进展［J］.净水技术，2012，31(6):4-8，31.

［4］许美芝，申哲民，董宇，等.水热污泥渣活性炭的制备及其应用［J］.净水技术，2012，31(4):114-118.

［5］刘敬勇，孙水裕，陈涛.固体添加剂对污泥焚烧过程中重金属迁移行为的影响［J］.环境科学，2013，34(3):1166-1173.

［6］周法.污泥焚烧污染物排放及灰渣理化特性研究［D］.杭州:浙江大学，2012.

［7］李爱民，曲艳丽，姚伟，等.污泥焚烧底灰中重金属残留特性的实验研究［J］.环境污染治理技术与设备，2002，3(11):20-24.

［8］李神勇，孙水裕，陈敏婷.污泥焚烧灰渣吸附性能的研究进展［J］.广东化工，2011，38(2):113-114.

［9］J Bouzid，Z Elouear，M Ksibi，et al.A study on removal characteristics of copper from aqueous solution by sewage sludge and pomace ashes［J］.Journal of Hazardous Materials，2008，152:838-845.

［10］王志新，孙家瑛，周承功，等.污泥焚烧灰渣无害化处理及其资源化利用技术研究［J］.混凝土与水泥制品，2012，39(5):77-79.

［11］李兵，张承龙，赵由才.污泥表征与预处理技术［M］.北京:冶金工业出版社，2010.

［12］Q.Wang，L.Zhang，A.Sato，et al.Mineral interactions and their impacts on the reduction of PM10 emissions during cocombution of coal with sewage sludge［J］.Proceedings of the combustion institute，2009，32:2701-2708.

［13］舒伟，彭丽园，程晓波，等.污泥焚烧灰制砖可行性及其效益分析［J］.净水技术，2011，30(2):84-87.

［14］朱芬芬，高冈昌辉，王洪臣，等.日本污泥处置与资源化利用趋势［J］.中国给水排水，2012，28(11):102-104.

［15］E.Rendek，G.Ducorn，P.Germain.Carbon dioxide sequestration in municipal solid waster incinerator(MSWI)bottom ash［J］.Journal of Hazardous Materials，2005，128(2006):73-79.