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據統計，我國2015年城市生活垃圾年產生量約2億t，同時以8％～10％的速度持續增長［1］。目前，城市生活垃圾的處置已由過去的野外堆放、安全填埋等處置方式逐漸過渡到堆肥、焚燒發電等處置方式［2］。焚燒能減少垃圾90％以上體積［3］，具有處理速度快、占地面積小等特點，同時可以產電、蒸汽等能源，近幾年已在全國范圍內推廣應用。但是，在其尾氣處理環節中會產生約占垃圾總質量5％左右的飛灰［4］，據估算目前我國飛灰年產生量大約400萬～500萬t。生活垃圾焚燒飛灰大多在垃圾焚燒尾氣處理過程的除塵器中收集，焚燒煙氣中的重金屬等污染物易富集于飛灰中，使飛灰中含有重金屬和難降解有毒物質［5］。目前飛灰的處置方式以安全填埋為主，少部分與水泥窯協同處置，很多填埋場逐漸無法容納年產生量巨大的飛灰了。因此，為飛灰探尋一種經濟、安全、有效的處置方法勢在必行［6］。目前已經開展的飛灰綜合利用的研究主要有兩大類。一類是將飛灰作為原料來制備水泥，該方法雖能有效地處置飛灰，但處置量卻遠遠無法滿足飛灰的處置需求。馬保國等［7］利用飛灰制備水泥，其飛灰摻入量約占總質量的16．32％。朱華蘭等［8］采用水泥固化法處置垃圾焚燒飛灰，研究了飛灰與水泥質量比、養護時間、添加劑和化學預處理對垃圾焚燒飛灰固化塊中重金屬浸出的影響。另一類是將飛灰高溫燒結后再加以利用，這種方法利用高溫破壞有機物、固化重金屬，但其能耗大，且投資成本高，難以普及。隨著我國綠色城市的建設，植草磚以其優越的綠化效果和較好的耐磨、吸音、吸塵、蓄水性能被廣泛使用。傳統的植草磚是由混凝土、河沙、顏料等材料經高壓磚機振壓成型的免燒磚，而飛灰的主要成分屬于CaO－SiO2－Al2O3－Fe2O3體系，具有一定的火山灰活性，易于其他組分反應形成新的物相，所以從理論上分析推斷，飛灰有望成為建材原料。本研究以生活垃圾焚燒飛灰為主要原料進行植草磚的制備研究，以期有效處置生活垃圾焚燒飛灰并加以開發利用。

1材料與方法

1．1原材料及儀器飛灰：取自某飛灰堆場，密度2180kg／m3，比表面積4．8～13．7cm2／g，含水率10．3％，深灰色。礦粉：取自某公司，比表面積413m2／kg，密度2910kg／m3，灰白色。采用X射線衍射（XRD）儀分析飛灰、礦粉成分，結果見表1；對飛灰、礦粉進行粒度分析。飛灰和礦粉中含有大量的玻璃體，重要結晶相是SiO2；另外飛灰和礦粉中Ca的含量較高，具有較好的凝膠潛質。由表2可知，飛灰和礦粉中粒徑在106μm以下的顆粒分別占總質量的86．99％和95．69％，具有較高的活性，且飛灰和礦粉中粒度主要分布在35～106μm，能較好的滿足植草磚的粒徑要求［9］。

1．2試驗方法先將一定量的飛灰烘干后磨細，過100目篩備用。采用控制變量法，對植草磚灰礦比、加水量、激發劑（NaOH）投加量、養護溫度間進行單因素實驗，以抗壓強度為測試指標，參照水泥砂漿強度檢驗方法進行檢測，具體步驟為：飛灰、礦粉和NaOH干攪3min，粉料混合均勻后緩慢加入水，繼續攪拌2min，振實、帶模養護24h后拆模，繼續養護至規定時間（3、7、12、21、28d）之后用TYE－100A型抗折抗壓試驗機測定抗壓強度。經單因素實驗得出最佳條件后，在此條件下制備植草磚，進行XRD分析，對其水化產物進行微觀分析。工作條件及參數為：Cu靶、10°＜2θ＜70°、5°／min。重金屬浸出濃度測定：參照《固體廢物浸出毒性浸出方法醋酸緩沖溶液法》（HJ／T300—2007）進行；材料性能測試：目前沒有明確的相關規范，故參照《植草磚》（NY／T1253—2006）進行。

2結果與討論

2．1灰礦比對試樣抗壓強度的影響固定激發劑投加量（以占飛灰、礦粉總量的質量分數計）為5．0％，加水量（以占飛灰、礦粉總量的質量分數計）為40．0％，養護溫度為35℃，當灰礦比（質量比）分別為4∶6、5∶5、6∶4、7∶3、8∶2和9∶1時。隨著灰礦比的增加，植草磚的抗壓強度逐漸減小。其原因可能是在植草磚水化反應中，起主要作用的C—S—H凝膠對重金屬具有一定的吸附力，另外重金屬還可能取代C—S—H凝膠中Ca或Si的位置，從而影響C—S—H凝膠的結構，降低植草磚養護后的抗壓強度。飛灰中還有部分重金屬和銨鹽，隨著飛灰摻量增加，對C—S—H凝膠的影響變大，使得植草磚的抗壓強度降低。實驗表明，灰礦比為7∶3時，植草磚養護28d的抗壓強度可達到20．380MPa，參照NY／T1253—2006標準，能達到MU20的抗壓等級，同時飛灰利廢率可達70％，因此選擇該比例為最佳灰礦比。

2．2激發劑投加量對試樣抗壓強度的影響固定灰礦比為7∶3，加水量為40．0％，養護溫度為35℃，當激發劑投加量分別為0．5％、1．0％、1．5％、2．0％、2．5％、3．0％、3．5％、4．0％、4．5％、5．0％、5．5％和6．0％時。

2．3加水量對試樣抗壓強度的影響固定灰礦比為7∶3，激發劑投加量為3．0％，養護溫度為35℃，當加水量分別為32．5％、33．5％、34．5％、35．5％、36．5％和37．5％時。

2．4養護溫度對試樣抗壓強度的影響固定灰礦比為7∶3，激發劑投加量為3．0％，加水量為35．5％，當養護溫度為20、30、40、50、60℃時，植草磚的抗壓強度變化如圖4所示。隨著養護溫度的升高，植草磚的水化反應速率逐漸加快，而且溫度對植草磚早期水化速率的影響更為顯著。其原因可能是溫度升高，水化加速，可使C3S的誘導期縮短，第二個放熱期提前，誘導期結束后水化較為迅速。

2．5水化產物分析圖5為最佳條件下制備的植草磚在不同齡期（即養護時間）下的XRD圖譜。在水化齡期3d時的主要產物是C—S—H凝膠，此外可明顯看到未反應的SiO2和CaO。水化7d后C—S—H凝膠的衍射峰有所增強，而SiO2和CaO的量明顯降低，表明SiO2和CaO在水化過程中不斷被消耗。水化12、21d的主要水化產物依然是C—S—H凝膠，且C—S—H凝膠衍射峰的升高表明了此階段有大量C—S—H凝膠的形成，另外SiO2峰值明顯降低證明了該階段SiO2參與生成C—S—H凝膠的反應。當水化28d時各峰值基本不再發生變化，標志著水化反應的完全。總之，水化反應前、中、后期整個材料體系的水化產物種類基本相同，主要包含未水化完全的SiO2和CaO及水化產生的C—S—H凝膠等，其中SiO2和CaO的峰呈不斷降低趨勢，水化產物C—S—H凝膠量則不斷增加。

2．6浸出毒性測試根據HJ／T300—2007，將最佳條件下制備的植草磚養護28d后研磨過9．5mm孔徑的篩，用火焰原子吸收分光光度計測定其浸出液中Pb、Zn、Cr、Cu、Ni和Cd等重金屬含量（見表3）。從表3可以看出，飛灰浸出液中各項重金屬濃度均低于《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》（GB5085．3—2007）限值，在制備為植草磚后浸出濃度進一步降低，以確保對環境的無害化。其原理在于，通過水化產物的物理包容和化學固化可將重金屬固化于植草磚漿體內，從而降低其滲透性。

2．7試樣性能測試參照NY／T1253—2006，將最佳條件下制備的植草磚養護28d后進行抗壓強度、吸水率和抗凍性測試。由表4可得，試樣的抗壓強度為23．638MPa，強度等級達到MU20；吸水率為11．4％，達到植草磚合格品標準；凍融循環25次后抗壓強度20．376MPa，損失13．8％，其抗凍性滿足植草磚合格品標準。

3結論

（1）植草磚制備過程中，飛灰、礦粉和激發劑的投加量及制備工藝條件對植草磚性能的影響很大，最佳制備條件為：灰礦比7∶3，激發劑投加量3．0％，加水量35．5％，養護溫度30℃，養護時間28d。以此條件制備的植草磚，抗壓強度為23．655MPa。（2）利用生活垃圾焚燒飛灰制備的植草磚主要水化產物為C—S—H凝膠，隨著養護時間的增加，原料中SiO2和CaO含量逐漸減少，水化產物C—S—H凝膠逐漸增加。（3）利用生活垃圾焚燒飛灰制備的植草磚可達到NY／T1253—2006中合格品標準。同時，飛灰中的重金屬可通過物理包容和化學固化于植草磚的水化產物中，進一步降低重金屬的溶出。另外，植草磚制備過程中，飛灰利廢率高達70％，具有巨大的經濟效益；其生產工藝簡單，制備過程接近于零污染排放，環境效益明顯。

參考文獻：

［1］施惠生．城市垃圾焚燒飛灰處理技術及其在水泥生產中資源化利用［J］．水泥，2007（10）：1－2．

［2］蔣旭光，常威．生活垃圾焚燒飛灰的處置及應用概況［J］．浙江工業大學學報，2015，543（1）：7－8．

［3］岳鵬，施惠生，舒新玲．城市生活垃圾焚燒灰渣膠凝活性的初步研究［J］．水泥，2003（5）：12－15．

［4］劉韜，汪瀾，房晶瑞，等．水泥生產協同處置城市生活垃圾焚燒飛灰進展［J］．材料導報，2015，29（25）：369－370．

［5］周俊曉．城市垃圾焚燒飛灰中重金屬的特性及飛灰穩定化處理實驗研究［D］．南京：河海大學，2008．

［6］魯劉磊，歐陽東，徐畏婷，等．垃圾焚燒飛灰制備超強混凝土［J］．混凝土，2010（12）：107－108．

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［8］朱華蘭，楊蘭，趙秀蘭．水泥對垃圾焚燒飛灰中重金屬的固化研究［J］．環境污染與防治，2011，33（7）：58－61．

［9］李茂輝，楊志強，王有團，等．粉煤灰復合凝膠材料填充體強度與水化反應機理［J］．中國礦業大學學報，2015，44（4）：651－652

作者：康治金1；劉志英1；徐學驍2；劉楊1；巴黎1曹潔1；徐炎華1 單位：1．南京工業大學環境科學與工程學院，2南京工大環境科技有限公司