垃圾焚烧炉渣

垃圾焚烧炉渣（精选5篇）

垃圾焚烧炉渣 篇1

1 项目概述

广州市珠江水泥有限公司是广州市越秀集团旗下的中德合资企业，拥有一条年产水泥160万吨的干法预分解工艺生产线。广州市珠江水泥有限公司联合华南理工大学、合肥水泥研究设计院对生活垃圾焚烧炉渣(以下简称垃圾炉渣)无害化处理进行了大量前期试验，实现无害化处理垃圾炉渣条件完全成熟。

广州市李坑垃圾焚烧发电厂一期工程日处理垃圾能力1040t/d，每天产生的垃圾炉渣约200t。广州市珠江水泥有限公司日产熟料5300t，拟全部消化李坑垃圾焚烧发电厂每天的垃圾炉渣。

1.1 项目工业化试验过程中的环境保护主要内容

(1)垃圾炉渣的性质与危害的分析;

(2)垃圾炉渣在运输、储存、输送过程中环境安全性分析及应对措施;

(3)使用垃圾炉渣作为水泥原料对大气环境影响的跟踪分析及评价;

(4)使用垃圾炉渣作为水泥原料，窑系统烟气变化对窑尾袋式收尘器的运行性能跟踪分析及应对措施。

1.2 根据项目所在地区的环境特征和项目的污染特征，确定本实验污染防治目标

(1)垃圾炉渣在运输、储存、输送过程的环境安全性控制;

(2) 控制水泥生产线排尘浓度、排尘量和有害气体排量, 做到达标排放。

(3) 采取有效措施控制本项目对现有环保设备的影响。

2垃圾炉渣的性质概述与危害的分析

2.1性质概述

垃圾炉渣约占入炉焚烧垃圾处理总量的20%左右, 是由熔渣、铁和其他金属、陶瓷类物质碎片、玻璃等, 以及未燃尽有机物所组成的不均匀混合物, 外观呈黑褐色。

如表1, 垃圾炉渣中主要元素是硅、钙、铝、铁及少量钾、钠和硫, 通常以氧化物形式出现, 主要化学组成为SiO2、Al2O3、Fe2O3和CaO，与水泥熟料比较接近，采用合适工艺手段垃圾炉渣既可以用作水泥混合材，也可以用于水泥原料。

依据我国现行标准，《危险废弃物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB5085.3-1996)，经检验合格，炉渣属于无毒无害的废弃物，可以铺路、填坑、堆放。

2.2 成分分析

工厂试验中垃圾炉渣掺量占生料2.2%，垃圾炉渣和掺杂后出磨生料、入窑生料的成分见表2。

垃圾炉渣中的重金属含量(mg/kg)见表3。

2.3 环境安全危害性分析

从表2的数据中可以看出，垃圾炉渣中K2O、Na2O含量较高，这就直接影响到窑尾烟气中粉尘性质的变化，可能造成窑尾烟气中粉尘的钾、钠富集。

从表3可以看出，垃圾炉渣镉、锌、镍等三种重金属元素的含量分别为8.0mg/kg, 2432.9mg/kg, 216.7mg/kg，超出了III类土壤环境质量标准(GB 15618-1995)限值4～8倍，超过了保障农林业生产和植物正常生长的土壤临界值。如果把炉渣随意进行填埋堆放，将会对周围的植物和环境造成危害和污染。

经检测部门采用γ-能谱仪测定炉渣的放射性，其内照射指数IRa=0.14，外照射指数Ir=0.29，低于GB6763-2000《建材产品及建材用工业废渣放射性物质控制要求》规定的放射性限值要求，为非放射性物质。

由于垃圾炉渣中含有少量重金属和有害有机物，并且有一定臭味，可吸入粉尘颗粒对人体是有一定危害的。在使用和实施本项目过程中，一定要依据相关既定保护措施来对人体进行安全防范。根据相关标准规定，本项目卫生防护距离确定为200m。

3 垃圾炉渣在运输、储存、输送过程中环境安全性分析及应对措施

3.1 垃圾炉渣在运输过程中环境安全性分析及应对措施

经检验合格的垃圾炉渣不属于有毒、易燃及爆炸性物质，不属于危险废弃物。但垃圾炉渣中含有一定量的重金属和少量有机物，故本文将按“风险评价导则”的标准和规范对事故进行定性分析，说明影响范围和程度，提出防范、减缓和应急措施。

本项目利用的垃圾炉渣主要来自广州市李坑垃圾焚烧发电厂，距广州市珠江水泥有限公司陆路距离为30km。该区域有部分河网分布，如果陆路运输过程发生交通事故，可能会导致垃圾炉渣进入水体中，造成水体污染。

按照陆路运输能力分析，每辆车运输约15t，李坑垃圾电厂每天有200t的垃圾炉渣，则每天需运送13车次。

运输的风险评价以概率论为理论基础。假定所有造成环境风险的事件都是随机分布的，其发生概率都是相互独立的，在一定条件下，可能导致危险效应，造成货物损失，对环境造成危害，则它们的乘积就构成了环境风险发生的联合概率。

为避免运输风险，本实验采用如下措施：

(1)装卸、运输全过程进行严格管理。

(2)使用专用密封运输车装运垃圾焚烧炉渣，防止沿途洒漏。

(3)对装卸及运输实行专人负责，制定各项规章制度，并加强对有关人员的思想教育和技术培训。禁止将污水、污物排入水体。

(4)制定反应预案，一旦发生事故，立即报告公司生产调度部和环保部，同时采取措施，减小污染源的扩散，降低污染程度。

(5)在天气比较恶劣，能见度低的条件下，采取相应的运输安全措施。

3.2 垃圾炉渣的储存、输送过程的环境安全性分析及措施

根据垃圾炉渣成分主要为硅质材料的特点，以及实际生产中的可操作性，把炉渣用皮带运输入砂页岩预均化堆中，将用于配料的湿煤渣、砂页岩和垃圾炉渣分层堆放，总体控制在砂页岩均化库1/3堆位处。再运用取料机、皮带机入原料粉磨系统后进入窑尾生料大库，最终由窑尾提升机入窑进行水泥熟料生产。

为避免垃圾炉渣的储存、输送过程的风险，采用如下环境安全性措施：

(1)垃圾炉渣从进厂到入窑做到有序管理;

(2)储存垃圾炉渣堆棚及输送设备均有防雨措施，以防垃圾炉渣中重金属浸出而污染地下水;

(3)加强垃圾炉渣储存、输送扬尘点的除尘器定期、定人管理，最大限度地减少无组织排放和事故排放;

(4)储存垃圾炉渣堆棚采用密闭方式，以防垃圾炉渣残余臭气外溢，各转运点用负压管有控抽出废气往窑尾袋收尘器中，通过窑尾粉尘来吸附部分臭气。

4 使用垃圾炉渣作为原料配料后对大气环境的跟踪分析及评价

4.1 项目实施后广州市珠江水泥有限公司大气污染源状况分析

4.1.1 新增粉尘污染源分析

（1）新增粉尘的来源

垃圾炉渣在储存、输送过程中，伴随着粉尘的产生和排放。

(2）新增粉尘污染源的排放

a有组织排放

新增的粉尘污染源大部分通过除尘设备进行有组织排放，由于珠江水泥有限公司加强了环境管理和设备的管理，现有的除尘设备的排放值优于本项目实施前。依据珠江水泥有限公司提供的2008年全年《广州市环境监测中心站烟气监测结果报告》可以统计出，作为面源处理的除尘设施总计每小时排气量1478000m3(标)/h，工况条件下的排气量为2350000m3/h;生产线粉尘有组织排放总量为633.5t/a，比本项目实施前略有下降。

受本项目实施影响最大的是窑尾烟气状况。2008年8月《广州市环境监测中心站烟气监测结果报告》和2008年8月广州市地球化学研究所检测窑尾烟气中的二恶英排放值，显示各项指标均未超标(表4)。

b新增粉尘源的无组织排放

垃圾炉渣的无组织排放一般产生于装卸及堆场，其扬尘的大小与物料的粒度、比重、落差、湿度、风向、风速等诸多因素有关。珠江水泥有限公司采用密闭式均化库和密闭式储库储存垃圾炉渣，基本不产生无组织排放，但在原料卸料时会产生瞬时无组织排放。卸料过程中的粉尘产生量主要受工作面积和卸料落差的影响，根据类比资料，垃圾炉渣在卸料及倒运过程中扬尘浓度取10mg/m3，操作面长度为1.5m，卸料落差为1～1.5m，料场运行时间为10h/d，经计算其排放量约为6t/a，但垃圾炉渣在卸料及倒运时也在密闭的空间进行厂房整体抽风除尘，故无组织排放量非常小。

4.1.2 废气污染源分析

(1) SO2污染源分析

根据表4～8中2008年8月的《广州市环境监测中心站烟气监测结果报告》数据可知，SO2污染源在本项目实施后没有明显增加，其测定值满足《水泥工业大气污染物排放标准》(GB4915-2004)的要求。

(2) NOX污染源分析

根据表4～8中2008年8月的《广州市环境监测中心站烟气监测结果报告》数据可知，NOX污染源在本项目实施后没有明显增加，其测定值满足《水泥工业大气污染物排放标准》(GB4915-2004)的要求。

(3）二恶英污染源分析

本项目实施过程中在2008年8月珠江水泥有限公司又委托广州市地球化学研究所检测窑尾烟气中的二恶英排放值，测定值为0.0213ngI-TEQ/m3(标)。测定结果大大低于GB18485-2001《生活垃圾焚烧污染控制标准》和(GB4915-2004)《水泥工业大气污染物排放标准》的要求。

4.2 项目实施后广州市珠江水泥有限公司周边环境空气质量状况分析

公司周边环境空气质量状况见前述《广州市环境监测中心站烟气监测结果报告》的统计，而且新增的粉尘污染源都得到有效控制。废气污染源中的SO2、NOX、二恶英污染源的测定结果均大大低于GB18485-2001《生活垃圾焚烧污染控制标准》和《水泥工业大气污染物排放标准》(GB4915-2004)的要求。

这些环境空气质量监测结果表明，影响珠江水泥有限公司附近环境空气的SO2、NO2、TSP、PM10浓度值略有变化。SO2、NO2的1h平均浓度值以及日均浓度值均符合国家环境空气质量二级标准限值，TSP、PM10日均浓度均符合国家环境空气质量二级标准限值，范围内的SO2、NO2、TSP、PM10浓度值符合标准的限值要求，本项目实施后整个区域的环境空气质量良好。

5 使用垃圾炉渣作为水泥原料配料后窑系统烟气变化对窑尾大型袋式收尘器运行性能的跟踪分析

5.1 窑尾粉尘中K2O、Na2O含量的变化

由于入窑生料中K2O、Na2O的成分升高，就直接影响到窑尾烟气中粉尘性质的变化，由于K2O、Na2O的挥发温度低而袋式除尘器的除尘效率高，这造成窑尾烟气粉尘中钾、钠富集(表5)。

5.2 窑尾粉尘中K2O、Na2O含量变化带来的危害

(1)窑尾粉尘中的K2O、Na2O细度小于10μm占80%，而且质量轻，粘性大，呈片状附着在滤袋表面，大大降低滤袋的粉尘剥离率，即使用高强度清灰后，K2O、Na2O粉尘的二次扬尘也非常大，又重新附着在滤袋表面。同时较细的粉尘比较容易钻入滤袋纤维内部，堵住滤袋纤维间的孔隙，影响滤袋透气性能，造成除尘系统运行阻力的上升。

(2)窑尾袋式收尘器在项目实施过程中运行阻力及窑尾风机的变化

从表6的测定数据可以看出，随着时间的延长，窑尾收尘器的滤袋阻力、总压差也随之增大，直接影响窑尾风机的工作负荷，窑尾风机的工作负荷和电耗增加了5%。

只有用高强度的清灰能力和频率才能降低滤袋阻力，这样造成高压气源能耗提高，以及滤袋使用寿命的降低，导致运行成本提高。

5.3 解决办法

(1)提高窑尾粉尘的含湿量，增湿塔在保证不湿底的前提下多喷水，将收尘器的入口温度降到140℃左右。这样可以减少窑尾的工况烟气量，降低含尘烟气在收尘器内的在线上升速度，降低粉尘对滤袋的附着力，易于清灰;适当增加含湿量可以使粉尘在滤袋表面的粉饼层形成更好，在清灰过程中更利于剥离。

(2)不定期外排收尘器窑灰，阻断钾钠在水泥窑中的循环。外排窑灰可以作为混合材加入水泥粉磨系统中，也可作为路基等的垫层用料。

(3)在停窑检修时，窑尾袋收尘器的清灰系统应连续运行，并可将清灰压力调高到5MPa工作，将滤袋表面含钾钠较高的粉尘清除掉。这些窑灰尽量不要回生料库，可以做其他用途(如上述第2条的处理办法)。

6 结论

(1)垃圾炉渣含有较高硅质成份可以用于水泥原料配料，但必须有严格的运输、储存和输送管理。

(2)本项目实施前后，珠江水泥有限公司所在区域环境空气的SO2、NO2、TSP、PM10、二恶英浓度值均没有变化。SO2、NO21小时平均浓度值以及日均浓度值均符合国家环境空气质量二级标准限值;TSP、PM10日均浓度均符合国家环境空气质量二级标准限值;范围内的SO2、NO2、TSP、PM10浓度值符合标准的限值要求;二恶英浓度当量值也在标准限值以内，整个区域的环境空气质量良好。

(3)水泥原料掺入一定量的垃圾炉渣，窑尾收尘器的滤袋阻力、总压差也随之有所增加，直接影响窑尾风机的工作负荷。窑尾风机工作负荷和电耗增加了5%。但只要在日后的长期运行中注意维护，并采取相应的技术措施，使窑尾袋式收尘器恢复到原有的工作性能是完全有可能的。

(4)采用垃圾炉渣生产水泥，解决了其堆存处理和污染问题。同时，每年能够取得可观的经济效益，真正实现了资源综合利用和工业生产的循环经济，由此产生的社会效益和环境效益是非常显著的。

垃圾焚烧炉渣 篇2

1.1 焚烧炉渣的组成

生活垃圾焚烧炉渣取自广州市李坑生活垃圾焚烧发电厂。原状的炉渣呈黑褐色,风干后为灰色。炉渣通常为不规则、带棱角的蜂窝颗粒状,表面大多为玻璃质,主要是不可燃的无机物和部分未完全燃烧的可燃有机物,主要来源于垃圾中的玻璃、装修杂物(如锈铁钉等)、陶瓷片、砖块、熔渣等,还含有一定的金属物质和未完全燃烧的纸、塑料、纤维、木头等有机物,此外含有少量的有害物质,如重金属等。

1.2 焚烧炉渣的吸水率、密度和含水率

测得该厂炉渣的吸水率约为15%,密度约为2 g/cm3,含水率约为20%,在应用时必须根据应用途径作进一步分析,确定是否需要通过曝晒、风干来降低炉渣的含水率。

1.3 有机质含量

炉渣中有机质会影响集料的工程性质,主要会影响无机结合料硅酸三钙的稳定性,因此有机质含量不宜过高[1]。

在国外,经常会采用热灼减率(LOI)来反映炉渣中的有机质含量,LOI是指炉渣中未燃尽成分的质量含量,有机质属于未燃尽的成分,故LOI能够从一个侧面反映炉渣中有机质含量[2]。测得本试验炉渣的LOI为1.73%,表明其有机质含量较低。

1.4 坚固性

坚固性是衡量集料抗冻性的指标之一。将炉渣浸泡于饱和硫酸钠溶液后,再进行烘干,如此循环,炉渣的质量损失越低,说明其抗冻性越好[3]。经过5次浸泡和烘干循环后,试验用炉渣的质量损失约为4.65%,说明炉渣坚固性较好。

1.5 焚烧炉渣的矿物组成

将待测炉渣样品研磨至通过200目筛,进行干燥后,对其矿物组成进行分析。分析得知,主要含有方解石、石英、钙长石。

1.6 焚烧炉渣的化学成分比较

城市生活垃圾焚烧炉渣中含有的有害物质可能在其进入环境或利用过程中对环境带来危害,故需进行化学分析。广州、北京、上海、深圳和昆明5城市生活垃圾焚烧炉渣的化学成分比较见表1。由表1可见,城市生活垃圾焚烧炉渣主要由碱金属及碱土金属的氧化物构成[4]。

1.7 焚烧炉渣的火山灰活性测试

通过测试得知,炉渣火山灰活性不合格。资料显示,炉渣属于含有活性氧化硅及氧化铝的隐型活性废渣,需要进行激发[5]。

2 焚烧炉渣免烧砖的制备方法

通过以上分析表明,焚烧炉渣主要物理组分的质地坚硬,具有一定强度。有机质含量低,坚固性好,符合GB/T 18968—2003《墙体材料术语》中硅酸盐砖原材料的要求,尽管含有一些重金属,但是根据我国的规定,炉渣仅属于一般废弃物[6],可以进行资源化利用,作为生产免烧砖的主要原料。由于不具备火山灰活性,除选择水泥外,还选择石灰、石膏和激发剂作为原料。

生活垃圾焚烧炉渣的主要化学成分为Si O2、Ca O和Al2O3,其中Si O2和Al2O3能与水泥水化产生的Ca(OH)2发生二次水化反应,反应过程如下[7,8]:

石灰的主要作用是其有效氧化钙与硅质材料发生反应,生成含水硅酸盐凝胶及结晶连生体,从而胶结未反应完全的炉渣,提高早期强度。

石膏属于一种硫酸盐激发剂,用来激发炉渣的活性,以免过程缓慢导致早期强度低。

在激发剂(Na2Si O3、Na2SO4、Na OH)的作用下,激发生活垃圾焚烧炉渣的活性,非活性的Si O2和Al2O3在碱性条件下可反应生成水化硅酸钙和水化铝酸钙。

整个水化过程就是焚烧炉渣在硫酸盐激发剂和碱激发剂的作用下,和水泥、石灰的水化产物进行一系列复杂的二次反应,生成水化硅酸钙和水化铝酸钙,氢氧化钙及水化铝酸钙等析出针状晶体伸入硅酸钙凝胶体内使砖硬化而具有强度。

2.1 原材料及设备

生活垃圾焚烧发电厂排放的焚烧炉渣需破碎筛选,以调整焚烧炉渣颗粒粗细分布。筛选3~8 mm的炉渣备用,3 mm以下加生石灰粉及水辊碾搅拌及陈化。

水泥既是焚烧炉渣砖的胶结料,同时也是焚烧炉渣的活性激发剂。水泥的质量要符合GB 175—1999《硅酸盐水泥、普通硅酸盐水泥》的规定。

选用新鲜生石灰,确保其高活性,有效氧化钙含量不低于70%,过火灰小于5%,欠火灰小于7%,细磨过0.08 mm筛。

石膏:选用Ca O含量大于32%,SO3含量大于45%,含水量小于20%,杂质含量小于3%。

采用Na2Si O3、Na2SO4和Na OH作为激发剂,将Na2Si O3、Na2SO4、Na OH固体配成溶液,通过试验选择最佳的激发剂。

制备生活垃圾焚烧炉渣砖的设备主要有:(1)破碎设备:粉碎机、震击式标准振筛机、球磨机;(2)混料设备:双卧轴搅拌机;(3)成型设备:液压制砖机、标准砖模具;(4)养护设备:托板、喷水器。

2.2 压制成型

使用液压制砖机,标准砖模具按设定配比方案每组压制6块。本实验制备焚烧炉渣免烧砖既不烧结,也不蒸压,因此前期强度的形成主要依靠成型压力,后期的强度主要依靠水泥的胶结及焚烧炉渣活性的激发。

2.3 养护制度

砖坯成型后具有一定强度(浇水时砖淋不坏)时就可以开始洒水养护,一组成品隔5 h洒水1次,3 d后每隔8 h洒水1次,10 d后每隔10 h洒水1次,15 d后自然干燥至28 d,外观完整,无裂纹,无明显变形,该组成功;另一组成品早晚各洒水1次,15 d后自然干燥28 d,该组养护品外观部分有缺角、裂纹及明显凹凸变形,该组失败。

3 结果与讨论

3.1 焚烧炉渣免烧砖激发剂的选择

在焚烧炉渣免烧砖基础配方中分别加入不同的激发剂Na2Si O3、Na2SO4和Na OH,激发剂掺量分别控制为炉渣、石灰、水泥和石膏总量的2.6%、3.3%和4%。焚烧炉渣免烧砖较佳激发剂选择的A系列实验研究方案及测试结果分别见表2、表3。

%

从表2、表3可见,当激发剂掺量相同时,掺有Na2Si O3的焚烧炉渣砖样品7 d、28 d抗折强度和抗压强度都高于单掺Na2SO4和Na OH的样品强度。Na2Si O3对焚烧炉渣的活性激发效果优于Na2SO4,而Na OH的激发效果较差些。

虽然焚烧炉渣不具有火山灰活性,但其不仅受到硫酸盐激发及外加激发剂带来的碱激发作用,而且受到水泥水化生成的碱产生的激发作用,炉渣的活性得到一定程度的激发。因为水泥水化产物既可激发焚烧炉渣的活性,又可为焚烧炉渣免烧砖提供强度,所以,当外加激发剂和水泥水化生成的碱及硫酸盐使生活垃圾焚烧炉渣的活性充分激发时,焚烧炉渣免烧砖的强度可达到最佳值。

Na OH强碱性激发剂对焚烧炉渣的激发效果比较理想。这是由于焚烧炉渣的化学成分呈弱酸性,其活性在碱性环境中易被激发。焚烧炉渣颗粒表面的Si—O和A1—O键在OH-的作用下发生断裂,使Si—O—Al网络聚合体的聚合度降低,OH-浓度越大,Si—O和Al—O键的受破坏程度越强。此外,Na+离子对提高玻璃体的反应活性也有促进作用,它作为硅酸盐玻璃网络的改性剂,促使网络解聚。

Na2Si O3的激发效果比Na OH更好,是因为Na2Si O3水解产生大量的OH-,因此Na2Si O3激发本质上属于强碱激发;此外,它水解生成的硅胶与Ca2+反应生成C-S-H凝胶,在一定程度上加快了焚烧炉渣与Ca(OH)2的反应。由于Na2Si O3具有的双重作用,故其激发效果明显优于Na OH。

Na2SO4的激发实际上是强碱和硫酸盐的双重激发,一方面Na2SO4易溶于水,可与体系中的Ca(OH)2反应生成高度分散的Ca SO4;另一方面,Na2SO4与体系中Ca(OH)2反应生成Na OH,使整个体系的碱性增强。具体来说,硫酸盐的激发机理主要是SO42-、Ca2+与溶解于液相中的Al O2-和夹杂在焚烧炉渣颗粒表面的凝胶发生化学反应,生成水化硫铝酸钙;部分水化铝酸钙也可与石膏反应生成硫铝酸钙,其在焚烧炉渣颗粒表面会形成网络状或纤维状的包裹层,由于其紧密度小于水化硅酸钙层,利于Ca2+扩散到炉渣颗粒内部与内部活性Si O2和Al2O3充分接触并反应;其次,SO42-可以置换出C-S-H凝胶中部分Si O42-,被置换出的Si O42-在外层又与Ca2+作用生成C-S-H,同时Si O42-促使活性Al2O3的不断溶出,这样焚烧炉渣的活性激发得以继续发挥。

3.2 焚烧炉渣免烧砖激发剂较佳掺量及配方

选择Na2Si O3作为焚烧炉渣免烧砖的较佳激发剂,该激发剂较佳掺量B系列实验研究方案及测试结果见表4。

对焚烧炉渣免烧砖B系列样品进行强度检验,每组样品有6个小样。从表4可见,优化配方B-4制作的焚烧炉渣免烧砖样品28 d抗折强度和抗压强度分别达3.24 MPa和20.56 MPa,可在承重墙体结构中使用。

分析表4可知,加入激发剂后,焚烧炉渣免烧砖的强度随激发剂Na2Si O3掺量的增加呈现先上升然后下降的趋势,Na2Si O3掺量为5.5%时出现峰值。Na2Si O3掺量从2.6%~5.5%的增加过程中,焚烧炉渣免烧砖各龄期强度得到提高。当Na2Si O3掺量从5.5%提高到6.5%时,焚烧炉渣免烧砖的强度反而降低。

究其原因,主要是“浓度效应”[9]引起的。因为加入Na2Si O3激发剂后,水玻璃可提供大量的可溶碱离子,并提高p H值,使整个体系达到较高的碱度,溶液中部分OH-离子得以穿透炉渣颗粒的表面,与内部的Ca2+离子作用,使玻璃体解体,Ca2+和Si O32-游离出来,由于Ca2+扩散速度较大,能较快进入溶液中,并与缓慢释放的活性Si O32-反应,生成低碱度的C-S-H凝胶,从而加速早期的水化反应。随着Na2Si O3掺量进一步增大,OH-离子的浓度逐渐增大,在炉渣物料颗粒表面快速反应,产物形成1层保护膜,阻止水化反应的进一步进行,所以制品强度反而有所降低。根据上述分析,实验结果表明,Na2Si O3的合理掺量为5.5%,焚烧炉渣免烧砖的较佳配方为B-4。

3.3 焚烧炉渣免烧砖试验样品重金属溶出分析

对配方B-4所制备的焚烧炉渣免烧砖样品中重金属溶出进行测试分析,结果如表5所示。从表5可见,焚烧炉渣免烧砖试验样品重金属溶出量符合GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅴ类水要求。

μg/L

4 结论

(1)广州市李坑生活垃圾焚烧发电厂的焚烧炉渣与天然河砂的表观密度和表干密度相近,可作为集料替代部分天然河砂生产焚烧炉渣免烧砖。

(2)3种不同激发剂Na OH、Na2Si O3和Na2SO4中,以Na2Si O3对焚烧炉渣免烧砖的激发效果最佳,Na2SO4激发效果次之;随着Na2Si O3激发剂掺量的增加免烧砖强度先上升后下降,当Na2Si O3掺量为5.5%时强度最大。

(3)以较佳配方(石灰15.4%,炉渣71.8%,水泥5.1%,石膏7.7%,Na2Si O35.5%)制备的焚烧炉渣免烧砖28 d抗折强度和抗压强度分别达3.24 MPa和20.56 MPa,可在承重墙体结构中使用,其重金属溶出量符合GB 3838—2002地表水Ⅴ类环境质量标准要求。

参考文献

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[8]易伟,沈金健,杨海根.生活垃圾焚烧炉渣制免烧砖初步研究[J].科技创新导报,2008,3(14):194.

垃圾焚烧炉渣 篇3

城市生活垃圾焚烧发电后残余的炉渣(以下简称炉渣),由于富含一定量的重金属元素,在填埋处理或资源化利用不当时,其渗滤液会对地表水造成严重的二次污染。炉渣的化学成分与水泥原料较为接近,用于水泥生产一方面可减少水泥工业对天然资源的消耗,另一方面炉渣中有毒有害的组分可以在水泥生产过程或水泥使用过程中得到分解或固化[1]。本课题是为安全、经济地解决广州市生活垃圾焚烧炉渣的资源化利用问题,与广州市珠江水泥有限公司共同承担的广州市环保局科技攻关项目。本文重点对用垃圾焚烧炉渣制备的水泥制品中重金属溶出的安全性进行研究和评价。

1 试验材料与方法

1.1 试验材料

1)炉渣取自广州李坑垃圾焚烧发电厂。原状炉渣呈黑褐色,风干后为灰色。含水率为10%~20%;将原状炉渣烘干后在实验室小磨中粉磨到比表面积(380±10)m2/kg备用。水泥样品为珠江水泥厂生产的熟料在实验室小磨中粉磨至比表面积(380±10)m2/kg的P·Ⅰ水泥。炉渣与水泥样品的化学组成、重金属含量分别见表1、表2。

%

mg/kg

2)掺烧炉渣水泥:把炉渣掺入工业生料中,调整配料率值为KH=0.90,n=2.0,P=1.1,在实验室电炉中煅烧而成,煅烧温度1 450℃,保温45min,出炉后熟料在风扇下冷却至室温,熟料在实验室小磨中粉磨至比表面积(380±10)m2/kg的P·Ⅰ水泥备用。

3)试验样品为按照GB/T177—85成型的胶砂试件,标准养护28d,其材料组成及处理条件见表3。

1.2 试验方法

1)炉渣的化学组成采用波长色散X射线荧光光谱仪(XRF)分析,仪器型号PANalytical Axios。

2)重金属的检测。固体样品先用微波消解仪消解,然后采用美国热电公司生产的IRIS全谱直读等离子体发射光谱仪进行分析。

3)重金属的极限溶出试验采用GB5086.2—1997《固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法》。浸取液为pH为3.20±0.05的浓硫酸和浓硝酸的混合液(浓H2SO4∶HNO3质量比=2∶1)[2]。浸出率的计算公式为:

式中:

P——浸出率,%;

N——浸出液中重金属的质量,mg;

S——试件中重金属的总质量,mg。

4)完全碳化处理。把已经过筛的试件颗粒放入一个密闭的容器中,往其中通CO2气体,一段时间后随机取出一些样品,用锤子砸碎后滴加1%酒精酚酞试剂,如颗粒没有颜色反应则表明完全碳化,40℃真空干燥后备用。

5)重金属表面浸渍试验参照GB7023—86《放射性废物固化体长期浸出试验》。按照GB/T177—1985成型试件,在温度20℃,相对湿度>95%条件下养护28d后把试件上下端面用0号砂纸磨光,使其成为规则的长方体。将固化体放置于圆柱形瓶中,固化体表面积与浸出剂体积比为1∶10cm-1,使其完全浸没在浸出剂中,浸出剂采用的是去离子水。分别测试周期为3、7、28、60d的浸出质量浓度,按浸出率计算公式计算出固化体不同浸出周期的表面浸出率。表面浸出率的计算公式为:

式中:

Rin——第n浸出周期第i组分的浸出率,cm/d;

Ain——第n浸出周期浸出的第i组分的质量,g;

Ai0——第i组分的初始质量,g;

F——试样与浸出剂接触的几何表面积,cm2;

V——固化体试样的体积,cm3;

tn——第n浸出周期的持续天数,d。

2 试验结果与讨论

2.1 重金属的极限溶出情况

各试验样品的重金属极限溶出情况见图1~图5和表4。

由图1~图5和表4可以看到,对于Ba、Cr、Cu、Pb和Zn来说,随着炉渣掺量从0%至100%,其浸出浓度不断上升;在炉渣掺量小于80%的时候重金属的浸出都比较低,但是到达80%掺量以后它们的溶出有一个较大的升高,说明只需要20%的水泥就能较好地固化重金属。水泥基体对重金属的固化机理主要有物理包裹、物理吸附、复分解沉淀和同晶置换等方式[2,3],由于水泥掺量不断下降,水泥的相关固化能力也相应下降,从而导致重金属的溶出增加。同时从图6和图7可以看到,用水泥基体固化垃圾焚烧炉渣的固化效果十分明显,当炉渣掺量小于80%时,除了Ba以外其他元素的浸出率都低于2%。

碳化处理后水泥的固化能力大幅下降,原来包裹于水泥基体中的重金属元素在振荡过程中释放到浸出液中,所以相比于未碳化的制品,其重金属的浸出浓度要高。另一方面,碳化处理后水泥基体的C-S-H凝胶被破坏,使得原来固化于C-S-H层状结构的重金属得到释放,重金属的溶出增大[4]。

注:“-”表示仪器未能检测到。

由表4比较,10号样品重金属的浸出率明显要比1~4号的浸出率要低。用炉渣掺烧水泥后,部分重金属元素挥发掉,而一些难挥发的元素可能就固溶于水泥熟料矿物中,从而达到较好的固化效果;同时在水泥水化过程中,水泥基体对重金属有物理包裹的作用,所以其振荡液的重金属浓度比较低,Pb甚至都没有检测出。比较11号样品和6~9号样品,可以得到同样的结果。

用GB3838—2002《地表水环境质量标准》、GB5749—2006《生活饮用水卫生标准》和GB5085.3—2007《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》来评定水泥制品的重金属溶出情况。由表4可以看到,水泥制品的重金属浸出浓度大大低于危险废物浸出毒性标准,即使100%炉渣的浸出液也没有超过危险废物浸出毒性阈值。

可以看到,1~3号样品的浸出液水质标准已经能够达到Ⅲ类地表水标准,而4号样品的浸出液水质标准也能够达到V类地表水标准,水质主要是受到Pb元素的影响,碳化处理后的6~9号样品由于Pb元素的限制,只能够达到V类地表水标准;掺烧炉渣的样品10号和11号由于水泥熟料矿物较好的固化效果,其浸出液的重金属含量可以达到Ⅱ类地表水水质标准和卫生饮用水标准,因此可以使用炉渣掺烧的水泥来制作水管、水槽等蓄水设施。

2.2 重金属的表面浸渍溶出情况

12和13号样品表面浸渍试验结果见表5、表6。

用表面浸出率来衡量固化体单位时间的浸出速度,表面浸出率越大,说明在这个周期浸出速率也越大。由表5可以看到,对于以上几种元素(除Cu外),在早期0~3d重金属的表面浸出率最大,占到总浸出率的40%~70%,3~7d次之,也占到总浸出率的20%~40%。所以,在0~7d内,重金属的溶出最快,占到总浸出量的80%~90%。同样由表6可以看到,试件中重金属的溶出主要集中在早期(0~7d)。对比表5和表6,13号样品的表面浸出率明显要小于12号样品,这说明炉渣通过水泥窑炉煅烧后水泥熟料系统对重金属的固化有效果,因此13号样品的表面浸出率要小,且前7d重金属的浸出量多占总浸出量的90%以上。这是因为样品固化体中重金属的表面浸出主要有两种情况,一种是随固化体体系中水分的蒸发而迁移到固化体表面,另一种是固化体表面的机械固封作用弱,在浸渍过程中固化体与环境中的水接触,因固化体中重金属离子与环境中水中存在有浓度差,并伴随固-液界面反应,表层的重金属离子逐渐扩散出来,因此浸出速率较快,造成固化体在浸泡早期表面浸出率较高[5]。在浸泡的后期,随着表面重金属的溶解,浸出过程逐步转到固化体内部通过毛细管的扩散过程,同时伴随着水泥水化的不断深入,固化体的密实性得到了加强,因此水分在水泥固化体中的渗透更加缓慢,从而造成试件在后期的溶出速度变慢,在达到稳定后,重金属的浸出质量浓度增加趋于平缓。对于12号和13号水泥制品0~3d、3~7d龄期重金属浸渍液,能够达到Ⅲ类地表水标准;7~28d、28~60d龄期重金属浸渍液能够达到Ⅱ类地表水标准。所以可以看到,水泥基体对重金属的固化效果良好,在浸渍过程中重金属的溶出行为主要是在早期进行。

3 结论

1)垃圾焚烧炉渣用于制备水泥其制品的重金属极限溶出,在炉渣做混合材掺量不超过40%条件下其制品的重金属浸出液可以达到Ⅲ类地表水标准,水泥基体对重金属有较强的固化作用。

2)垃圾焚烧炉渣用于制备水泥其制品的重金属表面浸渍溶出,炉渣做混合材掺量为15%水泥和5%炉渣加掺烧炉渣水泥,其制品的重金属浸渍溶出单周期能够达到地表水Ⅲ类标准。

3)用城市生活垃圾焚烧炉渣制备水泥其制品对重金属固化效果良好,炉渣能够在水泥工业中无害化处理掉。

参考文献

[1]陈东河.垃圾焚烧炉渣的资源化利用的探讨[D].广州:华南理工大学.2006.

[2]贺杏华,侯浩波,张大捷.水泥对垃圾焚烧飞灰固化处理试验研究[J].环境污染与防治,2006,28(6):425-428.

[3]]Yousuf M,Mollah A.An infrared spectroscopic examination of cement based solidification and stabilization systems-Portland types V and IP with zinc.Environ.Sci.Health,1992,A27(6):1503-1519.

[4]Thevenin G,Pera J.Interactions between lead and different binders[J].Cement and Concrete Research,1999,29,1605-1610.

垃圾焚烧炉渣 篇4

世界各国对城市生活垃圾处置十分重视[1,2,3]，依据无害化、减量化、资源化原则进行处理，有卫生填埋、高温堆肥厌氧发酵和焚烧三种主要处理方式。其中，城市生活垃圾焚烧发电既可达到显著减量化效果，又可有效缓解电能供应紧张局面。由于城市生活垃圾产生量愈来愈多，若将城市生活垃圾焚烧发电产生的焚烧炉渣填埋处理，不仅占用大量土地资源，而且会给土壤和地下水带来环境安全隐患。如何资源化利用城市生活垃圾焚烧产生的大量焚烧炉渣，实现城市的生态环境与社会、经济和谐发展，已成为当前我国城市可持续发展的研究热点课题之一。

码头用混凝土路面砖为四面嵌锁的异形砖，具有强度高、抗冲击性、耐久性、耐腐蚀性和抗碱性较好，可在不同方向上扩散荷载，可铺设各种不同的形状，混凝土路面砖重量、规格一致，施工方便，因而广泛应用于码头、港口、船厂等区域。本文以城市生活垃圾焚烧炉渣作为矿物原料，水泥为胶凝材料，河砂、石子为骨料，研究了城市生活垃圾焚烧发电厂产生的焚烧炉渣制备混凝土路面砖的工艺技术，探讨了不同外加剂对焚烧炉渣制造混凝土路面砖性能的影响，分析焚烧炉渣制备混凝土路面砖的环境安全性，可为城市生活垃圾焚烧炉渣的资源化利用提供一种有效的技术途径。

1 原材料和实验方法

1.1 主要原材料

(1)水泥：符合GB175《通用硅酸盐水泥》的质量要求。

(2)集料：3～8mm碎石符合GB/T 14685-2001《建筑用卵石、碎石》规范Ⅱ类标准要求;细度模数在2.3～3.7的中粗砂符合GB/T 14684-2001《建筑用砂》规范Ⅱ类标准要求。

(3)生活垃圾焚烧炉渣取自广州市李坑生活垃圾焚烧发电厂。焚烧炉渣的矿物组成采用X射线衍射仪(XRD)进行分析[4]，主要含有方解石(d=3.039A,1.877A,1.917A)、石英(d=3.349A,4.262A,1.821A)、钙长石(d=3.187A,2.816A,3.562A)。通过化学分析，该厂焚烧炉渣的化学成分见表1。

由表1知，生活垃圾焚烧炉渣的主要化学成分为SiO2、CaO和Al2O3，具备水化后形成硅酸盐及铝酸盐的能力，但焚烧炉渣的水化能力在常温常压下是潜在的，不能呈现出像水泥那样的水化胶凝性而硬化[5]。为了释放潜在的硅铝活性，可加入活化剂、早强剂等进行化学活性激发。

%

1.2 试验方法

(1)破碎筛选：为调整焚烧炉渣颗粒的细度分布，焚烧炉渣经过破碎筛选，粒径主要分布在如下三个范围：小于0.3mm、0.3～0.6mm和0.6～1.18mm。

(2)压制成型：使用液压制砖机，按照预先设计好的混凝土路面砖配方，将焚烧炉渣、水泥、碎石、砂加入搅拌机充分搅拌混合均匀，用标准砖模具按设定配方每组压制6块试样。每块混凝土路面砖质量控制在3600g左右，按80mm控制厚度，面层一般控制厚度在3～5mm(质量200～300g)，底层控制在75～77mm(质量3300～3400g)，面层太薄容易脱层，耐磨性也得不到保证，面层太厚整个砖的强度受到影响。先填好底层料，采用双面加压的方式进行压制，之后在压制好的底层上均匀填好面层料，再采用双面加压的方式进行压制，成型压力为18～20MPa。本实验制备焚烧炉渣混凝土路面砖既不烧结，也不蒸压，因此早期强度的形成主要依靠成型压力，后期强度主要依靠水泥的水化硬化及焚烧炉渣活性的激发。

(3)养护制度：一组为洒水养护，砖坯成型后具有一定强度(浇水时砖淋不坏)时就可以开始洒水养护，隔5h洒水1次，3d后每隔8h洒水1次，10d后每隔10h洒水1次，15 d后自然干燥至28d，外观完整，无裂纹，无明显变形;另一组为自然干燥养护28d。分析不同养护条件对混凝土路面砖抗压强度的影响[6]。

2 结果与讨论

2.1 焚烧炉渣混凝土路面砖配方的优化

采用正交设计[7,8,9]优化制备焚烧炉渣混凝土路面砖的配方，在同样成型压力下，与现有工厂采用水泥、碎石、砂和碎屑制备的混凝土路面砖进行对比分析。据文献报道[10]，成型压力20MPa较为合适，压力过小，脱模困难，抗压强度达不到要求;压力过高则可能会形成无效压力，并破坏填料结构，影响其抗压强度。因此，设计成型压力为18～20MPa。焚烧炉渣混凝土路面砖A系列试验研究方案及其样品不同龄期抗压强度测试结果分别见表2和图1。

从表2和图1可见，在相同成型条件下，A系列实验配方的混凝土路面砖的抗压强度随着龄期的增加而增加，但随着焚烧炉渣掺量的增加而下降;A-3、A-4、A-5和A-6试样的抗压强度高于现有工厂采用碎屑制备的试样。在保证抗压强度达到国家标准要求的前提下，为提高焚烧垃圾炉渣资源化利用率，选用A-6配方进行外加剂对其强度影响的实验研究。

2.2 外加剂对焚烧炉渣混凝土路面砖抗压强度的影响

2.2.1 活化剂

活化剂的主要作用是激活焚烧炉渣潜在活性，将其玻璃体无规则网络结构的单元—硅氧四面体、铝氧四面体、铝氧三面体破坏，激发焚烧废渣冷却时以化学能状态封存的活性。本实验采用硅酸钠与氢氧化钠作为复合活化剂激发焚烧炉渣的活性，因为二种具有活化效果的物质复合使用，相互增效，作用叠加，可降低活化剂使用量。

2.2.2 早强剂

为了减少水泥用量，降低生产成本，在焚烧炉渣用量较大时，成型后的混凝土路面砖早期强度不高。本实验采用硫酸钠、氯化钙、三乙醇胺作为早强剂，与活化剂产生协同作用，加速活化，促进水泥和焚烧炉渣的水化反应，更早产生水化硅酸钙等胶凝物质。

2.2.3 分散剂

本实验采用β-萘磺酸盐甲醛缩合物作为分散剂，具有高分散性及低引气性，可增加流动性，改善和易性。

%

由图2可见，B-6的外加剂配方效果最好，28d抗压强度达45MPa。这是因为氢氧化钠属强碱，对玻璃体的腐蚀性大，硅酸钠属强碱弱酸盐，水解呈碱性，同时硅酸钠属于一种无机胶黏剂，对强度有很好的促进作用。由于焚烧炉渣的化学成分呈弱酸性，其活性在碱性环境中易被激发。焚烧炉渣颗粒表面的Si-O和A1-O键在OH-的作用下发生断裂[11]，使Si-O-Al网络聚合体的聚合度降低，OH-浓度越大，Si-O和Al-O键的受破坏程度越强。此外，Na+离子对提高玻璃体的反应活性也有促进作用，它作为硅酸盐玻璃网络的改性剂，促使网络解聚。同时两者对水泥中氢氧化钙的溶解度提高有促进作用，与焚烧炉渣玻璃体溶出的活性硅、铝成分反应，提高玻璃体对氢氧化钙的吸附能力，在玻璃体内部被溶解和破坏，提高了活化速度。早强剂选择硫酸钠，可以很快地与氢氧化钙作用，生成新生态的石膏和氢氧化钠，具有较高的分散度，生成单硫型水化硫铝酸钙，该物质具有速凝特点，可加速提高产品早期强度，另一方面，反应生成的氢氧化钠又是焚烧炉渣的活性激发剂，进一步促进其生成更多水化胶体。具体来说，硫酸盐的激发机理主要是SO42-、Ca2+与溶解于液相中的AlO2-和夹杂在炉渣颗粒表面的凝胶发生化学反应，生成水化硫铝酸钙;其在炉渣颗粒表面会形成网络状或纤维状的包裹层，由于其紧密度小于水化硅酸钙层，利于Ca+扩散到炉渣颗粒内部与内部活性SiO2和Al2O3充分接触并反应;其次，SO42-可以置换出C-S-H凝胶中部分SiO42-，被置换出的SiO42-在外层又与Ca2+作用生成C-S-H，同时SiO42-促使活性Al2O3的不断溶出，这样使焚烧炉渣的活性激发得以继续发挥。

选用B-6方案进行养护条件对焚烧炉渣路面砖抗压强度的影响的试验研究，进一步优化外加剂摻量。

2.3 养护条件对焚烧炉渣路面砖抗压强度的影响

参考相关文献[12]，活化剂与焚烧炉渣之比一般为0.5%～4%，早强剂与水泥之比为2%～5%，优化外加剂摻量试验研究方案及养护条件对焚烧炉渣路面砖抗压强度的影响分别见表4和图3。

由图3可见，添加氢氧化钠和硅酸钠复合活化剂及硫酸钠早强剂之后，路面砖抗压强度提高50%以上，效果明显。28d抗压强度较14d抗压强度有所增加，洒水养护抗压强度较自然养护有所提高。由于路面砖内部结构较密实，空隙较少，保水性较差，洒水养护时，水难进入其内部促使水泥水化，因而洒水养护的抗压强度比自然养护的抗压强度提高不大。在C系列配方中，C-3配方洒水养护和自然养护的28d抗压强度均达到Cc50等级。

2.4 焚烧炉渣混凝土路面砖试验样品重金属溶出分析

对配方B-6所制备的焚烧炉渣制备路面砖样品中重金属溶出进行测试分析，结果如表5所示。从表5可见，焚烧炉渣制备混凝土路面砖试验样品重金属溶出量符合GB3838-2002《地表水环境质量标准》v类水要求。

3 结论

(1)城市生活垃圾焚烧发电厂的焚烧炉渣具备隐性活性，通过活化剂激发其活性，可作为制备焚烧炉渣混凝土路面砖的矿物原料。

(2)采用氢氧化钠和硅酸钠作为复合活化剂及硫酸钠作为早强剂效果较佳。当氢氧化钠和硅酸钠激发剂的掺量与焚烧炉渣之比分别为0.81%、0.86%及硫酸钠的掺量与水泥之比为3%时，混凝土路面砖28d抗压强度达到Cc50等级。

ug/L

(3)以较佳配方(焚烧炉渣34%，水泥15%，碎石15.4%，河砂36%，外加剂1.5%)制备的焚烧炉渣混凝土路面砖28d抗压强度可达45MPa,其重金属溶出量符合GB3838-2002《地表水环境质量标准》v类水要求。

参考文献

[1]杨媛,吴清仁.城市生活垃圾焚烧炉渣的组成特性、安全性研究及其资源化利用.中国国际新型墙体材料节能减排高层论坛暨中国建材工业利废国际大会会议论文,2008,55-59.

[2]黄健,吴笑梅,樊粤明等.用城市生活垃圾焚烧炉渣制备水泥制品的环境安全性评价.水泥,2008(6):1-5.

[3]陈东河.垃圾焚烧炉渣的资源化利用的探讨[D].广州:华南理工大学.2006.

[4]杨媛.城市生活垃圾焚烧炉渣制备免烧墙体砖及其对环境负荷的影响:[D].广州:华南理工大学,2010.

[5]章烨,何晶.城市生活垃圾焚烧灰渣及其性质分析.上海环境科学,2002,21(6):356-360.

[6]邹惟前,邹菁.利用固体废物生产新型建筑材料—配方、生产技术、应用[J].北京:化学工业出版社,2004(8):38-46.

[7]张磊,王可.透水性人行道砖配合比设计与性能分析.科学技术与工程,2008,8(19):5527-5530.

[8]李湘洲.城市垃圾在制砖工业中的应用.砖瓦世界,2007(5):5-9.

[9]高庆强.“建科”透水砖的研制与工程应用研究.福建建设科技,2008(3):1-3.

[10]闫振甲,何艳群.免烧砖生产实用技术.北京:化学工业出版社,2009(1):15-19.

[11]杨媛,吴清仁.利用生活垃圾焚烧发电厂炉渣制备免烧砖的研究.新型建筑材料.2010(8):40-43.

垃圾焚烧炉渣 篇5

将工业废弃物转变为可重新利用的资源及将再生资源转变为产品是环保领域资源循环利用的重要核心[4]。因此, 利用炉渣及建筑垃圾代替天然河砂制备水泥基材料是一种有利于节约资源及环境保护的技术, 既可以减少天然集料的用量, 又能缓解工业废弃物带来的环境压力[5,6,7,8]。虽然炉渣、建筑垃圾单独用于水泥基材料中的研究众多, 但二者双掺用于制备水泥基材料的研究却少有涉及。该文针对上述研究现状, 采用炉渣及建筑垃圾取代天然河砂, 研究两种再生料双掺对压制成型水泥基材料性能的影响, 探索其可行性, 为炉渣、建筑垃圾在压制成型的水泥基材料 (如外墙薄壁挂板、屋面瓦等) 领域中的应用提供理论依据。

1 实验

1.1 原材料

1) 水泥:普通硅酸盐水泥 (P.O 42.5R) (Ordinary Portland Cement) , 河北省冀东水泥集团有限责任公司;

2) 普通河砂:中砂, 连续级配, 细度模数为2.8, 含泥量为1.8%, 密度2 650kg/m3;

3) 建筑垃圾:某建筑工程拆除后混凝土经机械破碎处理而成的建筑垃圾, 细度模数为2.96;

4) 炉渣:是块煤或粒煤燃烧后呈疏松状或块状未经水淬的残渣, 其主要成分为晶态SiO2和赤铁矿。

1.2 方法

依据《水泥胶砂强度检验方法 (ISO法) 》, 以水灰比0.26, 灰砂比2:3设计基准砂浆, 采用建筑垃圾等质量取代40%河砂, 在水泥质量、建筑垃圾和水灰比一定的情况下, 炉渣取代剩余天然河砂, 研究炉渣掺量对水泥基材料性能的影响, 其配合比如表1所示。

根据实验要求, 生产的水泥基材料试样均为压制成型, 使用专用压制成型模具, 试件尺寸为160mm×40mm×15mm六面体。

按实验配合比例将水泥、砂、建筑垃圾、炉渣、水搅拌至均匀, 分次灌入模具, 间隔时间为1~2min, 尽量将混入的空气排出;控制加荷速度在1~1.5kN/s, 压力达到相应要求时停止加压并保持3s;经压制形成水泥基材料试块, 卸压取出试块;脱模后, 在不淋水的情况下标准养护;标养48h后, 取出试块浸水养护28d、90d。

抗冻融性能试验选用《普通混凝土长期性能和耐久性能试验方法标准》中的慢冻法, 养护28d的水泥基材料, 在-20℃条件下冻4h, 在15~20℃的水中融4h, 如此循环25次, 循环以后测试水泥基材料的强度损失和质量损失。

2 实验结果

2.1 掺合料的性能测试结果

与常规的水泥基材料相比, 本试验关键变化因素是引入了建筑垃圾及炉渣, 为了对试验结果进行机理分析, 首先需对二者的特性进行测试。

1) 建筑垃圾及炉渣化学成分分析如表2所示。

2) 建筑垃圾X衍射图谱分析

由图1建筑垃圾的X衍射图可以看出, 建筑垃圾存在大量的晶型SiO2和CaCO3, 这是原混凝土中骨料的主要成份;同时含有一定量的Ca (OH) 2, 这主要是硅酸盐水泥的水化产物。

3) 炉渣X衍射图谱分析

由图2炉渣的X衍射图可以看出, 炉渣的主要成分为晶态SiO2和赤铁矿。经研究结果表明炉渣的活性指数为63%, 但由于玻璃态较少, 炉渣活性不高。

2.2 炉渣、建筑垃圾复掺对水泥基材料抗折强度和吸水率的影响结果

在建筑垃圾掺量固定 (40%) 的前提下, 考察炉渣掺量对水泥基材料试样抗折强度和吸水率的影响结果如图3所示。

图3 (a) 为水泥基材料试样抗折强度随炉渣掺量的变化曲线, 由图可以看出28d和90d时水泥基材料试样的抗折强度均随着炉渣掺量的增加先增加后降低, 当炉渣掺量为20%时, 抗折强度达到最大值, 后呈降低趋势, 当炉渣掺量超过30%时, 水泥基材料试样的强度都小于炉渣掺量为0的水泥基材料试样;在掺量范围内, 90d强度显著高于28d强度。由图3 (b) 可以看出, 28d和90d的空白水泥基材料试样 (炉渣掺量为0的水泥基材料试样) 的吸水率均最小, 随着炉渣掺量的增加呈逐渐增大的趋势;在掺量范围内, 90d吸水率低于28d吸水率。

2.3 炉渣、建筑垃圾双掺对水泥基材料抗冻融性能的影响结果

结合炉渣、建筑垃圾复掺对水泥基材料抗折强度和吸水率的影响结果, 选择建筑垃圾掺量40%时, 炉渣掺量为0~30%的水泥基材料试样进行抗冻性实验, 表3为水泥基材料试样养护90d经25次冻融循环后抗折强度变化。

由表3可以看出, 养护90d的水泥基材料试样经25次冻融循环后, 水泥基材料试样的抗折强度损失较小 (强度损失均≤5%) , 即炉渣的掺入对抗冻融性影响不大, 且均满足《普通混凝土长期性能和耐久性能试验方法标准》中D25等级指标 (强度损失率<25%) 的要求。

通过上述对水泥基材料试样的抗折强度、吸水率、抗冻等性能的研究, 可以看出:在建筑垃圾掺量40%、炉渣掺量不高于30%时, 复掺建筑垃圾和炉渣的新型水泥基材料力学强度大、吸水率良好, 抗冻性满足《普通混凝土长期性能和耐久性能试验方法标准》中D25等级指标 (强度损失率<25%) 的要求。说明掺有建筑垃圾和炉渣的新型水泥基材料 (建筑垃圾取代河砂量为40%, 炉渣取代河砂0~30%) 具有可行性。

3 机理分析

建筑垃圾掺入对水泥基材料的强度有促进作用, 一是因为建筑垃圾本身具有一定的活性, 建筑垃圾为建筑拆除后的混凝土经机械破碎处理而成, 而混凝土的凝结硬化是一个非常缓慢的过程, 即建筑垃圾颗粒内部存在未完全水化的活性成分;二是因为建筑垃圾具有颗粒多样性及很强的亲水性, 能很快被水湿润, 同时粗糙不平整的表面会吸入新的水泥颗粒, 水泥砂浆包裹在建筑垃圾表面, 致使建筑垃圾与新的水泥砂浆之间接触区的水化更加完全, 加强了界面结合。

炉渣为铝硅质材料, 含有较高的酸性氧化物 (SiO2、Al2O3) , 其中含可溶性SiO2量在40%以上, 它们能与水泥熟料水化时生成的Ca (OH) 2发生反应, 生成化学性质稳定的含水硅酸盐和铝酸盐, 具有一定的强度。

在双掺建筑垃圾、炉渣取代河砂的情况下, 建筑垃圾的引入有利于水泥基材料强度的发展, 同时水泥水化产生的Ca (OH) 2促进了炉渣中活性SiO2和Al2O3的二次水化反应, 利于强度的发展, 使得炉渣低掺量时水泥基材料的强度呈增加趋势, 炉渣掺量达到20%时, 强度达到最大;炉渣掺量继续增加, 强度降低, 主要原因是随着炉渣掺入量的增加, 炉渣的疏松结构对水泥基材料的强度产生的负作用占据了主导因素。随着水泥基材料的养护龄期由28d延长至90d, 水泥熟料进一步水化, 同时水化生成的Ca (OH) 2又促进建筑垃圾中活性SiO2、炉渣中的活性SiO2和Al2O3的水化反应, 生成碱度较低的水化硅酸钙和水化铝酸钙, 使水泥基材料的后期强度大幅度提高, 试样的90d抗折强度显著高于28d抗折强度。

炉渣呈疏松块状, 空隙率大, 水泥基材料中掺入炉渣后, 内部空隙增多而导致吸水率增大;随着养护龄期的延长, 水化产物的逐渐增多, 水泥基材料内部孔隙被新生成的水化产物部分填充, 空隙率降低, 吸水率相应降低, 使得试样的90d吸水率低于28d吸水率。

另外, 由于炉渣本身结构疏松, 掺入炉渣后水泥基材料结构中会形成较多气孔, 炉渣在一定掺量时会使冻融过程中试样内部的膨胀压和渗透压降低, 冻融后抗折强度损失较小, 使其经D25冻融循环后仍具有较好的质量和强度稳定性, 满足抗冻融性指标的要求。

4 结论

a.炉渣、建筑垃圾复掺制备水泥基材料, 在建筑垃圾掺量固定 (40%) 的前提下, 水泥基材料的力学强度随炉渣掺量的增加呈先增大后减小的变化趋势。这是由于建筑垃圾的引入有利于水泥基材料强度的发展, 同时水泥水化产生的Ca (OH) 2促进了炉渣中活性SiO2和Al2O3的二次水化反应, 利于强度的发展;而随着炉渣掺入量的继续增加, 炉渣的疏松结构对水泥基材料强度产生的负作用占据了主导因素。

b.炉渣、建筑垃圾复掺制备水泥基材料, 在建筑垃圾掺量固定 (40%) 的前提下, 水泥基材料的吸水率随炉渣掺量的增加而逐渐增大。这是由于炉渣呈疏松块状, 空隙率大, 水泥基材料中掺入炉渣后, 水泥基材料试块内部空隙增多而导致吸水率增大。

c.炉渣、建筑垃圾复掺制备水泥基材料90d抗折强度显著高于28d抗折强度, 90d吸水率低于28d吸水率。这是由于随着养护龄期的增长, 水泥熟料进一步水化, 生成碱度较低的水化硅酸钙和水化铝酸钙, 这些水化产物不仅促进试样后期强度的提高, 同时填充于部分水泥基材料内部空隙中, 使试样内部孔隙率降低, 试样后期吸水率相应降低。

d.适宜的炉渣掺量下, 以炉渣、建筑垃圾复掺制备的水泥基材料经25次冻融循环, 其抗冻性满足《普通混凝土长期性能和耐久性能实验方法标准》要求。

参考文献

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