-
我国生活垃圾产量大，2020年达到2.35×109 t。焚烧处置可在快速完成生活垃圾减量化和无害化的同时实现能量回收，因此在我国得以快速推广。据统计，2019年我国生活垃圾焚烧处理量占无害化处理总量的50.5%，首次超过填埋处理，2020年增长至62.3%[1]。与此同时，垃圾焚烧飞灰的产量也逐年增加，由于焚烧飞灰通常含有大量氯盐和较高浓度重金属及二恶英等有害物质[2]，环境风险大，已被列入《国家危险废物名录》[3]。
生活垃圾焚烧飞灰的处置方式分为资源化和非资源化，其中非资源化的主要方式为螯合填埋处置，资源化处置方式主要有水洗联合水泥窑协同处置、熔融处理和烧制陶粒等[4-8]。目前，国内生活垃圾焚烧飞灰处置以非资源化利用的螯合填埋为主，但对于无填埋条件或存在政策引导的地区，主要采用水洗联合水泥窑协同处置的资源化方式。水洗联合水泥窑协同处置时，氯盐的溶解可实现飞灰的脱氯[9]，基于水泥窑内温度高、停留时间长、环境为碱性等特点，飞灰中的二恶英得以分解，而飞灰中大量的钙和少量的硅、铝、铁等物质则固化在水泥熟料中。当生活垃圾焚烧飞灰满足《水泥窑协同处置固体废物污染控制标准》 (GB 30485-2013) [10]和《水泥窑协同处置固体废物环境保护技术规范》 (HJ 662-2013) [11]要求进入水泥窑协同处置时，符合《国家危险废物名录》[3]中的废物豁免条件，其处置过程不按危险废物管理。
通常来讲，Pb和Zn是生活垃圾焚烧飞灰中质量浓度较高的重金属，Pb质量浓度可达1 500 mg·kg−1左右，而Zn最高可达104 mg·kg−1。郑丽婷等[12]在液固比为4的条件下对飞灰进行水洗，发现水洗后Pb总量下降24.24%，Zn总量增加0.68%。雷鸣等[13]探究了重金属在水泥窑协同处置中的分布及形态，发现Zn、Cu、Cr、Cd和Mn都有向迁移能力较强的形态转化的趋势，导致重金属的迁移。方斌斌等[14]发现水泥窑协同处置危险废物过程中重金属化合物的生成与原燃料中的碱、氯相关。田琳[15]发现飞灰在不同预处理模式下，氯质量分数影响水泥窑协同处置过程中重金属的迁移转化。现有研究加深了对生活垃圾焚烧飞灰中重金属的形态分布的认知和了解，对生活垃圾焚烧飞灰的无害化处理具有重要现实意义。然而，前人的研究主要通过马弗炉烧制等模拟水泥窑协同处置系统开展，对现有工程项目研究相对较少，未能系统评价水泥窑协同处置飞灰全过程的环境风险。
水泥窑协同处置生活垃圾焚烧飞灰过程中重金属的去向是其无害化处理的关键，本研究依托某水泥窑协同处置生活垃圾焚烧飞灰系统，研究分析飞灰水洗联合水泥窑协同处置过程中Pb和Zn的迁移转化特性，评估水泥窑协同处置生活垃圾焚烧飞灰技术的环境风险和影响，以期为水泥窑协同处置生活垃圾焚烧飞灰工艺系统设计优化提供理论依据。
-
水泥窑协同处置生活垃圾焚烧飞灰系统依托6.00×103 t·d−1新型干法水泥熟料回转窑生产线，采用三级逆流水洗脱氯后投加水泥窑协同处置工艺，包括水洗脱氯、水质净化、烘干入窑、生料煅烧等系统，工艺流程如图1所示。飞灰首先进入水洗脱氯系统，脱氯后水洗液进入水质净化系统，净化工艺为“脱钙+脱重金属+过滤+中和+MVR蒸发结晶”，产生的冷凝水回用于飞灰水洗，结晶盐作为工业盐使用，沉淀出的污泥泵入烘干系统，与水洗灰共同烘干后送入水泥窑煅烧。烘干采用一套立式烘干机，烘干热源为水泥窑头余热烟气，烘干系统控制飞灰的含水率低于2%。烘干后的飞灰通过气力输送装置从水泥窑窑尾烟室顶部加入窑尾，该段烟气温度可达1 100 ℃，烟气停留时间为20 s，在水泥窑完成二恶英的分解和重金属固定，实现飞灰的无害化与资源化处置。
-
飞灰来源于某生活垃圾焚烧发电厂，采用机械炉排炉焚烧工艺，烟气净化采用选择性非催化还原脱硝、半干法脱酸、活性炭脱二恶英和布袋除尘。飞灰元素组成如表1所示，CaO质量分数为38.00%、Cl−为19.00%、Na2O为8.50%。结合图2所示的X射线粉末衍射 (XRD) 图谱可知，飞灰的化学组分主要为Ca(OH)2、CaClOH、CaCO3、CaSO4、NaCl、KCl等。
飞灰中重金属质量浓度如表2所示，其中Zn和Pb最高，分别为5.85×103、1.20×103 mg·kg−1，2者分别占飞灰中重金属总量的69.69%和14.30%，这也表明了研究Zn和Pb迁移转化的重要性。
-
飞灰水洗预处理实验条件。飞灰投加速率为3.50 t·h−1，水洗液固比为3 m3·t−1飞灰，持续时间24 h。
水泥窑协同处置实验条件。水泥窑窑型为新型干法回转窑，窑尾烟气采用布袋除尘设施，实验过程按是否投加飞灰分为空白对照和协同处置2种工况，实验过程入窑生料投加速率为536.82 t·h−1，废轮胎投加速率为3.10 t·h−1，持续时间24 h。
-
采用电位滴定法测定飞灰中总氯的质量分数，采用X射线衍射仪 (XRD) 分析飞灰矿物结构。依据《固体废物 22种金属元素的测定 电感耦合等离子体发射光谱法》 (HJ 781-2016) [16]测定固体废物中的重金属质量浓度；依据《空气和废气 颗粒物中铅等金属元素的测定 电感耦合等离子体质谱法》 (HJ 657-2013) [17]测定烟气中的重金属质量浓度。采用热力学平衡软件分析Pb和Zn元素在水泥窑中的形态变化情况。
-
为清楚表达水洗预处理过程飞灰中Pb、Zn迁移转化规律，选取主要输入输出物质为分析对象。水洗预处理过程中Pb、Zn的输入物质为飞灰，主要输出物质包括烘干飞灰、烘干烟气、结晶盐NaCl、结晶盐KCl、回用水等。输入输出量根据样品中的Pb、Zn质量浓度及对应样品在实际生产过程中的投加或产出速率计算得出，结果如表3所示。输入量大于输出量的原因可能是实验期间运行存在波动，样品量及重金属质量浓度发生变化，在本研究中将输入量输出量差值列为其他进行分析。根据样品中Pb和Zn输入输出占比建立水洗预处理过程中的分布模型，如图3所示，进而了解Pb、Zn在水洗预处理过程中的迁移转化特性。
从表3可以看出，原始飞灰经过水洗烘干后，Pb元素质量浓度从1.20×103 mg·kg−1提高至1.33×103 mg·kg−1，Zn元素质量浓度从5.85×103 mg·kg−1提高至6.44×103 mg·kg−1，其主要是由于飞灰水洗烘干后失去水分和盐分，导致重金属质量浓度升高。烘干飞灰中Pb输出量为3.95×103 g·h−1，占总输出量的94.05%；其他去向为243.78 g·h−1，占比5.80%；结晶盐NaCl为5.84 g·h−1，占比0.14%。烘干飞灰Zn输出量为1.91×104 g·h−1，占总输出量的93.17%；其他去向为1.40×103 g·h−1，占比6.81%；其次是结晶盐NaCl为3.07 g·h−1，占比0.015%。上述结果表明，Pb、Zn在水洗预处理过程中主要存在于烘干飞灰。
飞灰中Zn主要以ZnO、ZnCl2、ZnSO4∙7H2O和2ZnCO3∙3Zn(OH)2形态存在，Pb主要以PbO、PbCl2、PbCO3等形态存在[18-19]，其中仅有ZnCl2和PbCl2可溶于水。白晶晶等[20]研究表明，在飞灰水洗液固比为3时，飞灰中Pb洗脱率约为11%，Zn的洗脱率约为0.05%，说明飞灰中Pb水溶态比例高于Zn，进而表明飞灰Pb中PbCl2的占比高于Zn中ZnCl2占比。常威等[21]研究表明，飞灰水洗液中Pb和Zn的存在形态主要为Zn(OH)2、Pb(OH)2，可认为是溶解态的Pb离子、Zn离子与飞灰水洗液中游离的OH−反应所致。
-
水泥窑协同处置过程中Pb、Zn的输入物质为烘干飞灰、烘干烟气、入窑生料、废轮胎、煤粉，输出物质包括熟料、窑灰、窑尾烟气，输入输出如表4所示。根据样品中Pb和Zn输入输出占比建立水泥窑协同处置过程中的分布模型，如图4所示。输入超过输出的原因可能是重金属在窑内累计循环或运行状况存在波动，在本研究中将2者偏差列为其他进行分析[22]。水泥窑协同处置过程中烘干飞灰Pb输入量为3.95×103 g·h−1，占总输入量的21.58%；入窑生料和煤粉分别占比74.50%、3.80%。熟料中Pb输出量为1.72×104 g·h−1，占总输出量的93.84%；其他去向为1.13×103 g·h−1，占比6.16%；窑尾烟气和窑灰中分别为0.50 g·h−1、0.26 g·h−1，占比分别为0.002 7%、0.001 4%。水泥窑协同处置过程中烘干飞灰Zn输入量为1.91×104 g·h−1，占总输入量的15.26%；入窑生料占比71.11%，废轮胎占比12.61%，煤粉占比1.01%。熟料中Zn输出量为1.02×105 g·h−1，占总输出量的81.38%；其他去向为2.33×104 g·h−1，占比18.61%；窑灰输出量为1.34 g·h−1，占比0.001 1%。上述结果表明Pb、Zn进入水泥窑后主要被固定在水泥熟料中。
在水泥窑协同处置固体废物过程中，循环倍率通常被用于评价重金属元素在水泥窑内的循环富集情况。重金属外循环倍率为窑灰重金属质量浓度与入窑生料重金属质量浓度之比，内循环倍率为热生料重金属质量浓度与入窑生料重金属质量浓度之比[23]，见式 (1) 和式 (2) ，各倍率计算结果如表5所示。Pb、Zn属于半挥发性重金属[24-25]，从表5中可以看出，Pb和Zn有较高的内循环倍率，但外循环倍率不高，表明Pb、Zn在窑内和预热器系统中形成内循环，窑内Pb和Zn质量分数会逐渐增大，最终几乎全部进入熟料，与输入输出分析结果基本一致。
Pb和Zn在氧化性气氛可能存在的形态如表6所示，结合水泥窑运行工况对窑内Pb、Zn的存在形态进行热力学平衡分析。结果如图5所示，温度较低时，Pb、Zn主要以氯化物形态存在，随着温度升高逐渐气化，主要是因为金属氯化物的熔点 (PbCl2为501 ℃，ZnCl2为283 ℃) 较其他形态化合物低 (如PbO为886 ℃，ZnO为1 975 ℃) ，易挥发[26]。温度超过1 000 ℃时，PbO、ZnO大量增加，表明部分PbCO3、ZnSO4∙7H2O和2ZnCO3∙3Zn(OH)2等物质发生了分解。水泥窑窑尾烟室温度约1 120 ℃，水泥窑窑中温度约为1 600 ℃，在此温度区间下，随着温度升高，窑内PbSiO3、ZnFe2O4质量分数逐渐增加，表明Pb、Zn在水泥窑中与水泥生料及飞灰中SiO2、Fe2O3、Al2O3等氧化物发生反应形成尖晶石结构[27-28]，完成在水泥熟料中的固化，涉及主要反应方程如式 (3)~式 (5) 所示。值得注意的是，在750 ℃之后，ZnAl2O4质量分数随着温度升高逐渐下降，推测其发生分解并转化为更稳定的ZnFe2O4。温度超过1 600 ℃时，Zn(g)、Pb(g)、PbO(g)开始增加，表明PbSiO3、ZnFe2O4等物质在高温下发生分解。
考虑碱性氧化物CaO的存在对Pb、Zn的结构形态影响较小[29]，故水泥熟料中Pb的主要存在形态是PbO、PbSiO3，Zn的主要存在形态是ZnO、ZnFe2O4、ZnAl2O4。
-
对空白测试和协同处置实验条件下水泥熟料和窑尾烟气进行取样分析，结果如表7~表9所示。协同处置飞灰所得水泥熟料中Pb浸出质量浓度为0.03 mg·L−1、Zn为0.21 mg·L−1，满足《水泥窑协同处置固体废物技术规范》 (GB 30760-2014) [30]要求。协同处置所得水泥熟料3和28 d抗压强度与空白测试相比略有增加，各项性能指标均满足《硅酸盐水泥熟料》 (GB/T 21372-2008) [31]要求。
如表9所示，水泥窑窑尾烟气中各项排放指标均满足《水泥窑协同处置固体废物污染控制标准》 (GB 30485-2013) [10]和《水泥工业大气污染物排放标准》 (GB 4915-2013) [32]要求。协同处置飞灰时烟气中NH3和HCl排放浓度均有增加，其原因可能是飞灰中NH3及残余Cl在窑内挥发进入烟气。协同处置飞灰时烟气中二恶英质量浓度为0.06 ngTEQ·m−3，相比空白测试0.05 ngTEQ·m−3略有增加，仍低于排放标准限值，说明飞灰中二恶英在水泥窑内有效分解。
如表10所示，窑内S主要来自入窑生料、煤粉，烘干飞灰中S仅占入窑总量的4.86%。相比于煤粉中的S (以Fe2S3形式存在) 和废轮胎中的单质S，飞灰中S以CaSO4形式存在，较难分解产生SO2，在水泥窑碱性氧化氛围中，大多形成碱金属硫酸盐随熟料排出。因此，协同处置飞灰时SO2排放浓度与空白测试相比有所降低，可认为是其他物料含S量波动导致。
-
1) 水洗预处理过程中，飞灰中0.15%Pb和0.015%Zn进入结晶盐，94.05%的Pb和93.17%的Zn留存在水洗灰中，赋存形态基本不变。
2) 水泥窑协同处置飞灰过程中，进入窑内的Pb和Zn少部分在窑内和预热器系统形成内循环，93.84%的Pb和81.38%的Zn进入水泥熟料，0.002 7%的Pb进入窑尾烟气，0.001 4%的Pb和0.001 1%的Zn进入窑灰。热力学平衡计算表明，水泥熟料中Pb的主要存在形态是PbO、PbSiO3，Zn的主要存在形态是ZnO、ZnFe2O4、ZnAl2O4。
3) 水泥熟料中Zn和Pb浸出浓度低于《水泥窑协同处置固体废物技术规范》 (GB 30760-2014) 限值，各项性能指标满足《硅酸盐水泥熟料》 (GB/T 21372-2008) 要求，窑尾烟气排放污染物满足《水泥窑协同处置固体废物污染控制标准》 (GB 30485-2013) 和《水泥工业大气污染物排放标准》 (GB 4915-2013) 限值要求，说明Pb和Zn在水泥窑中实现了良好的固化，环境风险可接受。
4) 生活垃圾焚烧飞灰是典型的高毒性危险废物，对生态环境及生物体存在较大的潜在风险，通过水洗联合水泥窑协同处置技术可实现飞灰无害化和资源化处置。
水泥窑协同处置生活垃圾焚烧飞灰过程中Pb和Zn的迁移转化特性
Migration and transformation of Pb and Zn during co-processing of municipal solid waste incineration fly ash by cement kiln
-
摘要: 对某水泥窑协同处置生活垃圾焚烧飞灰系统进行采样分析，研究飞灰中的Pb、Zn在水洗脱氯预处理及水泥窑协同处置过程中的迁移转化特性。结果表明，水洗预处理过程中，飞灰中0.15%Pb和0.015%Zn进入结晶盐，94.05%的Pb和93.17%的Zn留存在水洗灰中，且赋存形态基本不变。水泥窑协同处置飞灰过程中，进入窑内的Pb和Zn少部分在窑内和预热器系统形成内循环，93.84%Pb和81.38%的Zn进入水泥熟料，0.002 7%的Pb进入窑尾烟气，0.001 4%的Pb和0.001 1%的Zn进入窑灰。热力学平衡计算表明，水泥熟料中Pb的主要存在形态是PbO、PbSiO3，Zn的主要存在形态是ZnO、ZnFe2O4、ZnAl2O4。窑尾烟气排放指标和水泥熟料性能指标均满足相关规范要求，这说明Pb和Zn在水泥窑中实现了良好的固化，环境风险可接受。本研究结果可为水泥窑协同处置飞灰工艺系统设计优化提供参考。Abstract: This work investigated the Pb and Zn migration and transformation of municipal solid waste incineration(MSWI) fly ash during the combination of dechlorination by water washing with cement kiln incineration. The samples from the combination of dechlorination by water washing with cement kiln incineration was analyzed according to HJ 781-2016 and HJ 657-2013. Results showed that 0.15% Pb and 0.015% Zn entered crystalline salt and 94.05% Pb and 93.17% Zn remained in the washed fly ash without changing their state after water washing. Combining water washing with cement kiln incineration, a small part of Pb and Zn entered the kiln formed an internal circulation in the kiln and preheater system. 93.84% Pb and 81.38% Zn entered cement clinker. 0.002 7% Pb released in the flue gas, and 0.001 4% Pb and 0.001 1% Zn remained into the kiln dust. Pb mainly existed in the forms of PbO and PbSiO3, and Zn mainly existed in the forms of ZnO, ZnFe2O4 and ZnAl2O4 according to thermodynamic equilibrium calculation. The flue gas emission Index and the performance Index of cement clinker could fulfill the requirements of relevant technical specifications and standards, indicating that Pb and Zn could be well fixed in clinker by cement kiln incineration and the environmental risk could be well controlled. This work could provide some referential values for the optimization design of co- processing of fly ash by cement kiln.
-
Key words:
- cement kiln /
- co-processing /
- municipal solid waste incineration fly ash /
- Pb /
- Zn /
- migration and transformation
-
我国污水处理厂普遍存在碳源不足的情况，常通过外加碳源 (甲醇、乙酸、葡萄糖等) 来解决此类问题[1]。此类处理方式有可能会带来剩余污泥产量的增加，亦会提高运行费用。通过采用污泥破解技术，可以释放污泥中的大量有机物，既可以制备高含碳上清液，将其回用到处理工艺中，解决系统碳源不足问题[2]，又能够实现剩余污泥部分减量[3]，以降低污水处理厂运行成本。
污泥破解的主要方法有微波[4]、珠磨[5]、超声波[6]等机械方法与热处理[7-8]，碱解法[9]与氧化法等[10]。其中，超声-碱联合方法具有一定优势，超声波能短时间内促进细胞有机物的释放，碱解能促进有机物的水解[11]，二者协同效果要优于单独使用。郝赟等[11]发现，当pH为11和12时，污泥破解率分别为1.5%和5.2%；与0.05 W·mL−1超声波联合作用30min后，可分别提升至7.3%和15.8%。刘昌等[12]经过碱/超声联合处理 (pH=12、2 W·mL−1，超声作用30 min后静置20 h) 后，SCOD增加了221%，总磷析出率可达2.53%。还有研究发现，通过0.5、1.0和1.5 W·mL−1超声与 0.05 mol NaOH处理，作用10 min时，SCOD破解率增加至22.7%、38.8%和41.2%[13-14]。BAO等[15]的研究中，超声-碱 (pH=10，超声频率为 (24+48) kHz，声能密度0.5 kW·mL−1) 处理10 min，SCOD从498 mg·L−1增加到6 872 mg·L−1，增加了13.8 倍。因此，超声-碱破解剩余污泥处理可释放内源碳，作为污水处理系统脱氮除磷的碳源，同时这种技术减少了剩余污泥量[2]。
然而，现有研究重点考虑了污泥中SCOD的释放，未注意到同时释放的N、P，如果污泥中N、P释放过多，所得上清液中C/N、C/P变低，不利于用做脱氮除磷的碳源。本研究综合考虑污泥破解率、上清液N、P的变化，以期在获得高污泥破解率、高含碳上清液的同时控制上清液C/N、C/P，避免上清液中氮磷过高；采用正交试验，使用超声-碱的污泥破解方法，优化高SCOD和高C/N、C/P的所需超声-碱解条件。
1. 材料与方法
1.1 装置与材料
所用污泥取自天津市北仓污水处理厂浓缩池污泥，其性质如表1所示。主要设备包括，超声仪 (JY92-IIN，宁波新芝生物科技股份有限公司) ；台式高速离心机 (TG16-WS，湖南湘仪实验室仪器开发有限公司) ；消解仪 (LH-25A，北京连华永兴科技发展有限公司) ；多参数水质分析仪 (LH-3BN，北京连华永兴科技发展有限公司) ；烘箱 (101-1B，浙江力辰仪器科技有限公司) ；马弗炉 (KSL-1100X-S，合肥科晶材料技术有限公司) ；pH计 (PHS-2F，雷磁上海仪电科学仪器有限公司)。
表 1 污泥的基本性质Table 1. Characteristics of sludgeVSS/(g·L−1) TCOD/(mg·L−1) pH SCOD/(mg·L−1) TN/(mg·L−1) TP/(mg·L−1) C/N C/P 13.54 39 146.71 6.81 2 999.67 34.96 47.03 85.81 63.78 | Show Table
DownLoad:
CSV
1.2 实验方法
1) 实验设计。本研究采用正交试验设计，使用低强度超声波[16-18]，选取NaOH作为碱解剂[19-21]，设计了4个关键因素 (A=声能密度 (W·mL−1)，B=pH，C=超声时间 (min)，D=碱处理时间 (h)) 开展3水平的正交实验，如表2所示。
表 2 正交试验设计表Table 2. Orthogonal tests实验编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声时间/ min 碱处理 时间/h 1 1 10 15 1 2 1 11 25 1.5 3 1 12 35 2 4 1.5 10 25 2 5 1.5 11 35 1 6 1.5 12 15 1.5 7 2 10 35 1.5 8 2 11 15 2 9 2 12 25 1 注：超声模式为开2 s，停2 s，超声时间为总运行时间而不是有效运行时间。 | Show TableDownLoad:
CSV
2) 实验操作。取100 mL污泥于烧杯中，根据设定条件 (表1) 向烧杯中投加氢氧化钠，不断搅拌使得污泥混合均匀，pH稳定后，转移到超声仪器内，超声探头淹没泥面下1 cm，超声破解 (开2 s，停2 s) 一定时间。取50 mL在10 000 r·min−1的转速下离心5 min后获取上清液。测定反应后上清液的性质 (SCOD、TN、TP) 。剩余的50 ml污泥进行VSS的测定。若不立即测样，则将污泥保存在−80 ℃的环境中，所有实验样品均在48 h内分析。各实验条件进行3组平行实验，实验结果取3组平行实验平均值。
1.3 分析项目与方法
1) 污泥破解率。超声-碱破解后的污泥破解率，如公式(1)所示。
DD=(SCOD−SCOD0)(TCOD0−SCOD0)×100% (1) 式中：SCOD，SCOD0为处理过和未处理的溶解性COD，mg·L−1；TCOD0为污泥中的总COD，mg·L−1。
2) 超声波功率。耗散到液体中的超声功率使用量热法[22-23]计算，比热量功率如公式(2)所示。
P=(dTdt)×C×m (2) 式中：P是量热法确定的功率，W·mL−1；dT/dt是每秒升温， ℃·s−1；C是水在25 ℃时的比热容，4.2×103 J·(kg·K)-1；m是水的质量，kg。
超声波声能密度如公式(3)所示。
Ppowerdensity=PV (3) 式中：Ppower density是超声波声能密度，W·mL−1；V是处理污泥体积，mL。
3) 参照《水和废水监测分析方法》 (第4版) [24]中相关检测方法：TCOD、SCOD采用重铬酸钾法；TP采用钼酸铵分光光度法；TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法；VSS、TS采用重量法测定。
2. 结果与讨论
2.1 污泥破解率
pH<10时，可溶性有机物释放较少，pH>10时，释放增加[25]。由表3可知，破解率随pH的增加而增加[26]，且pH为12时的SCOD远高于低pH条件下的SCOD，这与康晓荣等[27]的研究一致，R (极差) 越大，该因素变化对实验影响越大，各因素对其影响大小为：pH>声能密度>碱处理时间>超声处理时间。由表4的方差分析可看出，pH对破解率具有显著影响。
表 3 污泥破解率极差分析Table 3. Range analysis of sludge disintegration degree实验 编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声时间/ min 碱处理 时间/h 破解率/ % 1 1 10 15 1 2.9±0.27 2 1 11 25 1.5 3.5±0.34 3 1 12 35 2 9.5±0.57 4 1.5 10 25 2 3.0±0.26 5 1.5 11 35 1 2.8±0.43 6 1.5 12 15 1.5 12.8±0.10 7 2 10 35 1.5 5.0±0.09 8 2 11 15 2 4.9±0.14 9 2 12 25 1 13.1±0.70 K1 5.3 3.633 6.867 6.267 K2 6.2 3.733 6.533 7.100 K3 7.667 11.800 5.767 5.800 R 2.367 8.16 1.100 1.300 | Show TableDownLoad:
CSV
表 4 污泥破解率方差分析Table 4. Variance analysis of sludge disintegration degree因素 偏差平方和 自由度 F比 F临界值 显著性 声能密度/(W·mL−1) 8.562 2 4.485 19.000 — pH 131.776 2 69.029 19.000 * 超声时间/min 1.909 2 1.000 19.000 — 碱处理时间/h 2.602 2 1.363 19.000 — 误差 1.91 2 — — — 注：“*”表示F比>F临界值，即差异显著。 | Show TableDownLoad:
CSV
图1为破解率随不同因素水平变化的曲线。实验条件下，破解率随声能密度增加而增加，随pH增加而增加，具有指数增长趋势[11]。破解率随着超声时间推移，有下降的趋势，说明溶解性有机物的消耗量上升。CHU等[16]的研究发现，低强度超声对SCOD的释放作用不大，但是超声作用后期随着温度的增长以及自由基的作用，SCOD却有一定的增长。另一方面，超声波作用使絮体分解，固液触面积变大，对溶解态的有机物吸附能力增强；而且随着超声波作用时间延长，环境温度上升，溶液的均质性提高，对污泥生物的生化反应起了促进作用，这些因素又会引起SCOD的下降。破解率随声能密度增大而增大，声能密度=2 W·mL−1时，破解率最大。破解率随pH增大而增大，pH=12时，破解率最大。破解率随超声时间增大而减小，超声时间=15 min时，破解率最大。破解率随碱处理时间增大，呈现先增加后减小的趋势。碱处理时间=1.5 h时，破解率最大。推荐组合为声能密度=2 W·mL−1、pH=12、超声时间=15 min、碱处理时间=1.5 h，此时破解率理论值最大。
2.2 污泥上清液C/N比与C/P变化
随着超声强度及pH的增加，破解率的升高也会带来污泥上清液中氮和磷的含量升高，应注意到N、P的释放带来的影响。污泥中的氮主要以蛋白质的形式存在，在预处理过程中，蛋白质水解，污泥中的氮形态发生转变，转化成NH4+-N；超声-碱处理能破坏细胞膜、DNA和RNA，导致污泥中一部分磷释放[28]，本研究为计算上清液C/N、C/P，测量了TN、TP。
根据表5结果，当超声和碱处理较弱时，TN的释放相对于SCOD较低，表现为高C/N。一般认为C/N>15时[29]，生物脱氮具有较好的处理效果，所有实验结果皆大于这个数值。由R可知，各因素对于C/N影响大小：声能密度>pH>超声处理时间>碱处理时间。因此，应控制声能密度在较低范围内以避免C/N过低。
表 5 上清液C/N极差分析Table 5. Range analysis of supernatant C/N实验 编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声时间/ min 碱处理 时间/h C/N 1 1 10 15 1 80.69±12.58 2 1 11 25 1.5 59.97±1.40 3 1 12 35 2 38.32±2.94 4 1.5 10 25 2 58.18±5.55 5 1.5 11 35 1 44.66±4.23 6 1.5 12 15 1.5 34.87±1.96 7 2 10 35 1.5 31.21±1.09 8 2 11 15 2 23.86±0.67 9 2 12 25 1 34.34±2.02 K1 59.287 56.727 46.277 52.917 K2 45.993 42.590 50.883 41.857 K3 29.757 35.720 37.877 40.263 R 29.530 21.007 13.006 12.654 | Show TableDownLoad:
CSV
图2为C/N随不同因素水平变化的曲线，随着声能密度的变化，C/N基本上呈下降趋势，说明在污泥絮体分解时，含氮物质溶出较SCOD快。WANG等[30]研究发现，超声波作用时，10~40 min期间释放的溶解性蛋白质比碳水化合物高得多。高碱促进污泥更快地进入水解阶段，强碱作用破坏污泥细胞膜后，污泥中的有机氮随着时间增加开始不断释放出来[9]。与酸性预处理相比，碱性处理对TN释放具有更好的性能。碱可以与磷脂反应发生皂化，从而破坏细胞并释放细胞内产物[31]。PARK等[32]观察表明，碱处理杀死污泥中的细菌细胞，并将其形态解构为网状形式。细胞活力和形态的变化促进了以蛋白质为主的有机物释放。从图2可以看出，C/N随声能密度、pH、碱处理时间增大，呈现减小的趋势，分别为声能密度=1 W·mL−1、pH=10、碱处理时间=1 h时，C/N最大。C/N随超声时间増大，呈现先增大后下降趋势。超声时间=25 min时，C/N最大。综上所述，为获得较高的C/N，推荐组合为声能密度=1 W·mL−1、pH=10、超声时间=25 min、碱处理时间=1 h。
一般认为，C/P>40时[33]，生物处理具有较好的除磷效果。如表6所示，本实验中的9组实验结果皆大于这个数值。对于C/P，各因素影响大小为：pH>超声处理时间>声能密度>碱处理时间。根据图3为上清液C/P随不同因素水平变化的曲线。赵婧婧等[34]研究发现，在0.2~1.2 W·mL−1范围内，声能密度对污泥中磷释放的贡献度受制于超声波作用时间。当声能密度较低时，超声处理不能有效破解微生物胞体，但可以对污泥絮体结构及微生物细胞表层造成较大破坏，使吸附在污泥絮体表面的磷酸盐释放出来[6]。上清液C/P随声能密度增大，呈现先增大后减小的趋势，声能密度=1.5 W·mL−1时最大。C/P随pH增大，呈现先降低后增大的趋势，pH=10时最大。C/P随超声时间增大，呈现先增大后减小的趋势，超声时间=2 min时最大。C/P随碱处理时间增大，呈现先增加后减小的趋势。碱处理时间=1.5 h时最大。推荐组合为声能密度=1.5 W·mL−1、pH=10、超声时间=2 min、碱处理时间=1.5 h，此时上清液C/P理论值最大。
表 6 上清液C/P极差分析Table 6. Range analysis of supernatant C/P实验 编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声 时间/min 碱处理 时间/h C/P 1 1 10 15 1 55.19±2.73 2 1 11 25 1.5 54.67±1.27 3 1 12 35 2 56.32±2.69 4 1.5 10 25 2 70.86±7.11 5 1.5 11 35 1 51.03±4.52 6 1.5 12 15 1.5 61.36±1.32 7 2 10 35 1.5 60.46±1.65 8 2 11 15 2 46.08±1.37 9 2 12 25 1 60.42±3.2 K1 52.060 62.170 54.213 55.547 K2 61.083 50.597 61.983 58.830 K3 55.657 56.033 52.603 54.423 R 9.023 11.573 9.380 4.407 | Show TableDownLoad:
CSV
2.3 污泥VSS去除率
超声波、碱共同作用下，协同促进VSS去除。碱性环境有助于形成超声空化作用中的•OH，增强自由基效应[35]，超声波空化引起的振动能够促进碱和污泥细胞壁上的脂类物质、EPS发生反应[36]。ŞAHINKAYA等[37]报道了超声联合热水解预处理污泥 (超声功率1.0 W·mL−1、超声时间1 min、热水解温度80 ℃，持续时间1 h) ，厌氧消化后VS降解率较原泥提高37.8％；ŞAHINKAYA等[14]使用超声联合碱解预处理污泥 (处理参数为每kg TS超声能量22 500 kJ1，每g污泥加碱量TS 0.1 g) ，厌氧消化VS降解率较原泥提高38.7％。徐慧敏等[38]用超声-碱-热 (热水解温度为73 ℃, 每gTS加碱量为0.085 g，每kg TS超声能量为9 551 kJ) 预处理污泥后，VSS去除率较原泥高35.0%，厌氧消化后则更高。从表7可以看出，本研究VSS去除率基本都在30%以上，具有良好的污泥减量效果。
表 7 各实验VSS去除率Table 7. Removal rate of TS & VSS for each experiment实验 编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声 时间/min 碱处理 时间/h VSS去 除率/% 1 1 10 15 1 36.04±1.02 2 1 11 25 1.5 35.01±2.21 3 1 12 35 2 37.67±2.68 4 1.5 10 25 2 34.71±1.41 5 1.5 11 35 1 35.45±0.66 6 1.5 12 15 1.5 35.01±2.43 7 2 10 35 1.5 30.87±1.17 8 2 11 15 2 37.81±1.25 9 2 12 25 1 26.88±1.84 | Show TableDownLoad:
CSV
在图4效应曲线中，VSS去除率随声能密度增大而减小，声能密度=1 W·mL−1时，VSS去除率最大。VSS去除率随pH增大，呈现先增大后减小的趋势，pH=11时，VSS去除率最大。VSS去除率随超声时间增大，呈现先减小后增大的趋势，超声时间=15 min时，VSS去除率最大。VSS去除率随碱处理时间增大而增大。碱处理时间=2 h时，VSS去除率最小。综上所述，推荐组合为声能密度=1 W·mL−1、pH=11、超声时间=15 min、碱处理时间=2 h，此时VSS去除率理论值最小。
综上所述，超声声能密度和pH相较于2者的处理时间更重要，但超声处理强度大会增加能耗，因此，综合考虑SCOD、上清液C/N与C/P、VSS去除率，本研究推荐操作条件为声能密度=1.5 W·mL−1、超声时间=15 min、pH=12、碱处理时间=1.5 h，可得污泥破解率>12%、COD>7 600 mg·L−1、C/N>30、C/P>60，VSS去除率>35%。相比于江云等[39]的处理 (120 mL污泥、超声频率22 kHz、超声功率800 W、超声时间15 min) 以及BABU等[40]对80 mL脱水污泥的破解处理 (pH=12、超声功率140 W、超声时间1 h) ，超声处理功率较低、时间较短，节约能耗，且有较好的破解效果。
3. 结论
1) 超声-碱处理对污泥破解、释放碳源有较好的效果，在声能密度为1.0~2.0 W mg·L−1、pH为10~12的条件下，污泥SCOD由3 000 mg·L−1到4 000~7 500 mg·L−1，C/N远大于15，C/P大于50，VSS去除率在35%左右。
2) 由正交实验得出，各因素对破解率影响大小为：pH>声能密度>碱处理时间>超声时间。各因素对C/N的影响大小为：声能密度>pH>超声时间>碱处理时间。各因素对C/P的影响大小为：pH>超声时间>声能密度>碱处理时间。可见，声能密度和pH对污泥破解有更大的影响。
3) 从污泥破解率、C/N、C/P来看，推荐条件为声能密度=1.5 W mg·L−1、 pH=12、超声时间=15 min、碱处理时间=1.5 h、可获得SCOD > 7 600 mg·L −1、C/N > 30、C/P > 60，可有效破解污泥中有机物，有利于回流后脱氮除磷。
-
图 1 水泥窑协同处置生活垃圾焚烧飞灰工艺流程
Figure 1. Schematic diagram of co-processing municipal solid waste incineration fly ash by cement kiln
图 3 水洗预处理过程中Pb和Zn的分布
Figure 3. Distributions of Pb and Zn during water washing pretreatment of fly ash
图 4 水泥窑协同处置过程中Pb和Zn的分布
Figure 4. Distributions of Pb and Zn during co-processing of fly ash by cement kiln
图 5 水泥窑协同处置过程中Pb和Zn的热力学平衡
Figure 5. Thermodynamic equilibrium of Pb and Zn during co-processing of fly ash by cement kiln
表 1 飞灰主要元素组成 (氧化物形式)
Table 1. Main element composition of fly ash (in the form of oxide)
% (质量分数) CaO Cl- Na2O SO3 K2O SiO2 MgO Fe2O3 Al2O3 ZnO 38.00 19.00 8.50 7.30 5.80 2.50 0.90 0.70 0.70 0.60
下载: 导出CSV
表 2 飞灰中主要重金属
Table 2. Main heavy metals in fly ash
重金属元素 质量浓度/(mg·kg−1) 质量分数/% 重金属元素 质量浓度/(mg·kg−1) 质量分数/% Zn 5.85×103 69.69 Cd 146 1.74 Pb 1.20×103 14.30 Cr 86.3 1.03 Cu 446 5.31 As 52.2 0.62 Ba 374 4.45 Ni 36.1 0.43 Mn 188 2.24 Hg 15.9 0.19
下载: 导出CSV
表 3 水洗预处理过程中Pb、Zn输入输出
Table 3. Input and output of Pb and Zn during water washing pretreatment of fly ash
样品名称 投加/产出速率 Pb质量浓度 Pb输入/输出量/(g·h−1) Zn质量浓度 Zn输入/输出量/(g·h−1) 原始飞灰 3.5 t·h−1 1.20×103 mg·kg−1 4.20×103 5.85×103 mg·kg−1 2.05×104 烘干飞灰 2.97 t·h−1 1.33×103 mg·kg−1 3.95×103 6.44×103 mg·kg−1 1.91×104 烘干烟气 105 m3·h−1 4.0×10−4 mg·m−3 0.04 2.1×10−3 mg·m−3 0.21 NaCl 1.46 t·h−1 4.00 mg·kg−1 5.84 2.10 mg·kg−1 3.07 KCl 0.19 t·h−1 1.80 mg·kg−1 0.34 ND 0 回用水 7.85 t·h−1 ND 0 ND 0 其他 — — 243.78 — 1.40×103
下载: 导出CSV
表 4 水泥窑协同处置过程中Pb、Zn输入输出
Table 4. Input and output of Pb and Zn during co-processing by cement kiln
样品名称 投加/产出速率 Pb质量浓度 Pb输入/输出量/(g·h−1) Zn质量浓度 Zn输入/输出量/(g·h−1) 烘干烟气 105 m3·h−1 4.0×10−4 mg·m−3 0.04 2.1×10−3 mg·m−3 0.21 烘干飞灰 2.97 t·h−1 1.33×103 mg·kg−1 3.95×103 6.44×103 mg·kg−1 1.91×104 入窑生料 536.82 t·h−1 25.40 mg·kg−1 1.36×104 166.00 mg·kg−1 8.91×104 废轮胎 3.10 t·h−1 7.20 mg·kg−1 22.32 5.10×103 mg·kg−1 1.58×104 煤粉 40.40 t·h−1 17.20 mg·kg−1 694.88 31.30 mg·kg−1 1.26×103 熟料 332.20 t·h−1 51.70 mg·kg−1 1.72×104 307.00 mg·kg−1 1.02×105 窑灰 0.01 t·h−1 25.90 mg·kg−1 0.26 134.00 mg·kg−1 1.34 窑尾烟气 106 m3·h−1 0.50×10−3 mg·m−3 0.50 ND 0 其他 — — 1.13×103 — 2.33×104
下载: 导出CSV
表 5 Pb、Zn在水泥窑内循环倍率
Table 5. Circulation of Pb and Zn in cement kiln
重金属 空白测试 协同处置 外循环 内循环 外循环 内循环 Pb 2.29 5 1.02 6.81 Zn 1.11 1.62 0.81 1.89
下载: 导出CSV
表 6 氧化性气氛下Pb和Zn可能的存在形态
Table 6. Possible forms of Pb and Zn in oxidizing atmosphere
元素 (氧化性气氛) 反应过程中可能形态 Pb Pb(g)、PbO、PbO(g)、Ca2PbO4、Pb2O3、Pb3O4、Pb6Al2Si6O21、PbCl2、PbCl2(g)、PbCl(g)、PbCO3、PbSO4、PbS、PbS(g)、PbSiO3、PbO2 Zn Zn(g)、ZnO、ZnSiO4、ZnAl2O4、ZnFe2O4、ZnCO3、ZnCl2、Zn2SiO4、Zn(OH)2、Ca2ZnSi2O7、ZnS、ZnSO4
下载: 导出CSV
表 7 水泥熟料中Pb和Zn的浸出质量浓度
Table 7. Pb and Zn mass concentrations in leachates from cement clinker
mg·L−1 重金属 空白测试 协同处置 限值要求 Pb 0.04 0.03 0.30 Zn 0.16 0.21 1.00
下载: 导出CSV
表 8 水泥熟料性能指标
Table 8. Comparison of performance Index of cement clinker
考察指标 空白测试 协同处置 限值要求 F-CaO/% 1.44 1.49 ≤1.5 MgO/% 0.72 0.60 ≤5 烧失率/% 0.22 0.27 ≤1.5 不溶物/% 0.11 0.15 ≤0.75 SO3/% 0.60 0.62 ≤1.5 (3CaO∙SiO2+2CaO∙SiO2) /% 79.51 79.62 ≥66 CaO/SiO2质量比 2.94 2.90 ≥2.0 安定性 合格 合格 合格 初凝时间/min 93.00 90.00 ≥45 3 d抗压强度/MPa 31.50 32.10 ≥26 28 d抗压强度/MPa 60.60 61.00 ≥52.5
下载: 导出CSV
表 9 水泥窑烟气排放监测结果
Table 9. Parameters for flue gas emission from cement kiln
考察项目 空白测试 协同处置 最高允许排放浓度限值 执行标准 烟气量/ (Nm3·h−1) 7.37×105 7.81×105 — — 烟气流速/ (m·s−1) 23.40 24.50 — — 含湿量/% 5.30 4.80 — — 含氧量/% 8.40 8.40 — — 烟气温度/ ℃ 93.00 91.00 — — 颗粒物/ (mg·m−3) 2.40 1.60 20 GB 4915[32] 二氧化硫/ (mg·m−3) 17.00 6.00 100 GB 4915[32] 氮氧化物/ (mg·m−3) 42.00 41.00 320 GB 4915[32] 氨/ (mg·m−3) 0.97 2.08 8 GB 4915[32] 氯化氢/ (mg·m−3) 2.09 3.14 10 GB 30485[10] 氟化氢/ (mg·m−3) ND ND 1 GB 30485[10] 汞及其化合物/ (mg·m−3) ND ND 0.05 GB 30485[10] 铊、镉、铅、砷及其化合物/ (mg·m−3) 2.21×10−3 9.00×10−4 1 GB 30485[10] 铍、铬、锡、锑、铜、钴、锰、镍、钒及其化合物/ (mg·m−3) 0.12 0.04 0.5 GB 30485[10] 二恶英/(ngTEQ·m−3) 0.05 0.06 0.1 GB 30485[10]
下载: 导出CSV
表 10 含硫物料入窑占比
Table 10. Proportion of sulfur-containing material in cement kiln
样品名称 投加速率/(t·h−1) S质量分数/% S输入量/(t·h−1) 入窑占比/% 烘干飞灰 2.97 1.97 0.059 4.86 入窑生料 536.82 0.14 0.75 61.73 废轮胎 3.10 1.82 0.056 4.61 煤粉 40.40 0.86 0.35 28.80
下载: 导出CSV
-
[1] 国家统计局. 中国统计年鉴[M]. 中国统计年鉴, 2021 [2] 竹涛, 种旭阳, 王若男, 等. 生活垃圾焚烧飞灰处理技术研究进展[J]. 洁净煤技术, 2021, 28(7): 189-201. doi: 10.13226/j.issn.1006-6772.21080202 [3] 生态环境部, 国家发展和改革委员会, 公安部, 等. 国家危险废物名录(2021年版)[J]. 生态环境部规章, 2021 [4] 刘莲香. 飞灰应用在陶粒生产中的风险点控制[J]. 节能环保, 2014, 19(4): 19-22. [5] 刘晗, 黄世斌, 王湘玲, 等. 垃圾焚烧飞灰与废玻璃制备陶粒研究[J]. 生物化工, 2020, 31(6): 51-53. [6] 凌永生, 金宜英, 王雷, 等. 苏州市生活垃圾焚烧飞灰水泥窑煅烧资源化示范工程[J]. 环境工程, 2008, 26(S1): 220-223. doi: 10.13205/j.hjgc.2008.s1.038 [7] 李润东. 城市垃圾焚烧飞灰熔融过程的机理研究[D]. 浙江: 浙江大学, 2002 [8] 姜永海, 席北斗, 李秀金, 等. 垃圾焚烧飞灰熔融固化处理过程特性分析[J]. 环境科学, 2005, 26(3): 176-179. doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.2005.03.036 [9] 魏云梅, 姚瑞轩, 陈爽, 等. 生活垃圾焚烧飞灰加速碳酸化深度除氯与水洗除氯对比研究[J]. 中国环境科学, 2021, 41(09): 4184-4192. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2021.09.025 [10] 环境保护部, 国家质量监督检验检疫总局. 水泥窑协同处置固体废物污染控制标准: GB 30485-2013[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2013 [11] 环境保护部. 水泥窑协同处置固体废物环境保护技术规范: HJ 662-2013[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2013 [12] 郑丽婷, 刘阳生. 水洗及酸洗过程对焚烧飞灰中Cu, Zn和Pb洗脱率影响的试验研究[J]. 北京大学学报(自然科学版), 2009, 45(3): 502-510. [13] 雷鸣, 朱含钰, 刘子龙, 等. 重金属在水泥窑协同处置的净浆硬化体中的分布及形态[J]. 无机盐工业, 2022, 54(8): 107-113. doi: 10.19964/j.issn.1006-4990.2021-0687 [14] 方斌斌, 黄文平, 李兴福, 等. 水泥窑协同处置危险废物中典型污染物迁移转化规律研究[J]. 四川环境, 2018, 37(1): 1-6. doi: 10.3969/j.issn.1001-3644.2018.01.001 [15] 田琳. 不同预处理模式下垃圾焚烧飞灰水泥窑协同处置中重金属迁移转化规律[D]. 北京: 北京化工大学, 2020 [16] 环境保护部. 固体废物22种金属元素的测定 电感耦合等离子体发射光谱法: HJ 781-2016[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2016 [17] 环境保护部. 空气和废气 颗粒物中铅等金属元素的测定 电感耦合等离子体质谱法: HJ 657-2013[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2013 [18] 王伟, 万晓. 垃圾焚烧飞灰中重金属的存在方式及形成机理[J]. 城市环境与城市生态, 2003, 16(21): 7-9. [19] 于昕, 薛军. 垃圾焚烧飞灰水洗-酸浸稳定化技术研究[J]. 中国矿业, 2011, 20(2): 118-123. doi: 10.3969/j.issn.1004-4051.2011.02.032 [20] 白晶晶, 张增强, 闫大海, 等. 水洗对焚烧飞灰中氯及重金属元素的脱除研究[J]. 环境工程, 2012, 30(2): 104-108. doi: 10.13205/j.hjgc.2012.02.032 [21] 常威, 刘宏辉, 蒋旭光. 垃圾焚烧飞灰水洗脱氯及重金属浸出特性研究[J]. 无机盐工业, 2022, 54(3): 113-118. doi: 10.19964/j.issn.1006-4990.2021-0333 [22] CUMBEREAU. “Best available techniques” for the cement industry. [EB/OL]. [1999-12-05]. http://www.cembureau.be/Documents/Publications/CEMBUREAU BAT Reference Document 2000-03. pdf, 2000 [23] LONG H, LIAO Y, CUI C H, et al. Assessment of popular techniques for co-processing municipal solid waste in Chinese cement kilns[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2022, 16(4): 139-151. [24] CONESA J A, GALVEZ A, MATEOS F, et al. Organic and inorganic pollutants from cement kiln stack feeding alternative fuels[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 158(2-3): 585-592. doi: 10.1016/j.jhazmat.2008.01.116 [25] WU K, SHI H S, GUO X L. Utilization of municipal solid waste incineration fly ash for sulfoaluminate cement clinker production[J]. Waste Management, 2011, 31(9-10): 2001-2008. doi: 10.1016/j.wasman.2011.04.022 [26] 王玉洁, 刘敬勇, 孙水裕. 水洗预处理对垃圾掺烧污泥焚烧飞灰中重金属高温挥发特性的影响[J]. 中南大学学报(自然科学版), 2014, 45(5): 1751-1758. [27] GAO W, JIAN S, LI B, et al. Solidification of zinc in lightweight aggregate produced from contaminated soil[J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 265(1): 121784. [28] TANG Y Y, SHIH K M, WANG Y C, et al. Zinc stabilization efficiency of aluminate spinel structure and its leaching behavior[J]. Environmental Science and Technology, 2011, 45(24): 10544-11550. doi: 10.1021/es201660t [29] 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. doi: 10.13227/j.hjkx.2013.03.021 [30] 中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准化管理委员会. 水泥窑协同处置固体废物技术规范: GB 30760-2014[S]. 北京: 中国标准出版社, 2014 [31] 中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准化管理委员会. 硅酸盐水泥熟料: GB/T 21372-2008[S]. 北京: 中国标准出版社, 2008 [32] 环境保护部, 国家质量监督检验检疫总局. 水泥工业大气污染物排放标准: GB 4915-2013[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2013 -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 4638
- HTML全文浏览数: 4638
- PDF下载数: 162
- 施引文献: 0
