陳 萍,馮 彬,詹良通

(1.浙江理工大學(xué)建筑工程學(xué)院,浙江 杭州 310018；2.浙江大學(xué)軟弱土與環(huán)境土工教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,浙江 杭州 310027)

以垃圾焚燒底灰為骨料的脫水污泥固化試驗(yàn)

陳 萍1*,馮 彬2,詹良通2

(1.浙江理工大學(xué)建筑工程學(xué)院,浙江 杭州 310018；2.浙江大學(xué)軟弱土與環(huán)境土工教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,浙江 杭州 310027)

針對機(jī)械脫水污泥強(qiáng)度低,難以安全填埋的問題,采用生活垃圾焚燒底灰作為骨架材料和水泥、石灰、石膏作為固化劑,開展污泥固化試驗(yàn)研究,并通過無側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗(yàn)、耐水性試驗(yàn)、浸出毒性試驗(yàn)對固化效果進(jìn)行評價.結(jié)果表明,較優(yōu)的固化劑種類為水泥和石膏,摻入量為污泥干基的50%,無側(cè)限抗壓強(qiáng)度可以滿足填埋要求.最優(yōu)垃圾焚燒底灰摻入量為100%,固化污泥增容比小于1.0,能夠起到減容作用.水泥、石膏固化污泥耐水性能均較好.浸出毒性試驗(yàn)結(jié)果表明,最優(yōu)固化劑種類為石膏,浸出液Cu、Zn、Pb離子濃度及COD值均較原泥大幅降低,可以起到良好的穩(wěn)定化效果,且浸出液pH值接近中性,對生態(tài)環(huán)境影響較小.

污泥；生活垃圾焚燒底灰；固化/穩(wěn)定化；強(qiáng)度；浸出毒性

污泥是污水處理過程中形成的以有機(jī)物為主要成分的泥狀物質(zhì),其中含有大量的難降解有機(jī)物、病原微生物、寄生蟲(卵)、重金屬等有毒有害物質(zhì),如不妥善處理,會造成嚴(yán)重的二次污染[1].據(jù)統(tǒng)計,2010年我國污泥產(chǎn)量達(dá)到 2200萬t[2].目前我國常用的污泥處置方式包括農(nóng)用堆肥、焚燒、衛(wèi)生填埋等[3].農(nóng)用堆肥存在環(huán)境風(fēng)險;焚燒減量化明顯,但成本較高,且焚燒過程中產(chǎn)生的煙氣及灰渣也存在環(huán)境隱患;填埋由于污泥強(qiáng)度極低,若處理不當(dāng)極易引起不均勻沉降、邊坡失穩(wěn)等問題[4].通過固化技術(shù)提高污泥強(qiáng)度,實(shí)現(xiàn)安全填埋,同時實(shí)現(xiàn)對污染物的穩(wěn)定和封閉作用,滿足[5]對污泥橫向剪切強(qiáng)度(大于 25kPa)、含水率(小于 45%)及污染物含量的要求,是目前較為可行的污泥處置技術(shù)[6].

Lim等[7]通過向污水污泥中添加熟石灰、粉煤灰和黃土對污泥進(jìn)行固化,固化后的污泥強(qiáng)度大于 100kPa,且滲透系數(shù)提高,浸出毒性降低;Luz等[8]采用硫鋁酸鹽水泥和熱電廠煤渣固化/穩(wěn)定化污泥,28d強(qiáng)度達(dá)到6MPa,浸出毒性大大降低;李磊等[9]提出骨架構(gòu)建法對污泥進(jìn)行固化處理,將廢棄淤泥和水泥摻入污泥中,可以大大降低固化成本; Lin等[10]通過向污泥中添加鈣基膨潤土、熱電廠飛灰、高嶺土等對污泥進(jìn)行固化,最終發(fā)現(xiàn)鈣基膨潤土固化污泥強(qiáng)度高(高摻入量下除外)、有機(jī)物、重金屬浸出濃度低,固化效果最好.

我國目前生活垃圾焚燒處理已占生活垃圾總處置量的14%,年產(chǎn)灰渣約450～650萬t,并且呈快速增長趨勢[11].生活垃圾焚燒底灰是生活垃圾經(jīng)高溫灼燒后水淬降溫所成,主要由熔渣、金屬、陶瓷、玻璃碎片和其他一些不可燃物質(zhì)組成,除去其中的大粒徑物質(zhì)后,與砂礫石渣土相似,具有較好的顆粒級配,顆粒疏松多孔,其中含有的鋁硅酸鹽是重金屬吸附劑的主要成分[12-13];SiO2是垃圾焚燒底灰中主要的礦物成分之一,故垃圾焚燒底灰具有潛在水硬性[14]. 目前已見報道的垃圾焚燒爐渣資源化利用途徑包括水泥混凝土的替代骨料[15]、填埋場覆蓋材料、路基填充材料[16-17],以及作為工業(yè)廢水處理中的重金屬吸附劑[18]等.但由于底灰中含有一定量的重金屬,資源化利用具有環(huán)境隱患,衛(wèi)生填埋仍是國內(nèi)外公認(rèn)的安全處置方式.

因此,本研究通過利用生活垃圾焚燒底灰的骨料性能、吸附性能及一定的火山灰活性,將其添加到污泥中,并通過添加水泥、石灰、石膏等固化劑,對污泥進(jìn)行固化試驗(yàn).通過測試固化污泥的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度、耐水性、浸出毒性等指標(biāo),探索垃圾焚燒底灰摻入量、固化劑種類及摻入量對固化效果的影響.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)用污泥取自某城市生活污水處理廠,機(jī)械脫水后經(jīng)真空預(yù)壓處理,試驗(yàn)時含水率為66.4%,重度為 12.0kN/m3,采用灼燒法測得其有機(jī)質(zhì)含量為34.5%.

試驗(yàn)用垃圾焚燒底灰為某城市生活垃圾焚燒廠的爐排爐產(chǎn)生的垃圾焚燒底灰,主要由礫石砂土組成,并含有一定量的玻璃、陶瓷、未燃有機(jī)物等.該底灰自然氣干狀態(tài)下含水率為14.9%,飽和面干含水率為 45.5%,具有較強(qiáng)的吸水性能.比重2.7,堆積干密度1.06g/cm3.顆粒級配曲線如圖1所示.

圖1 垃圾焚燒底灰顆粒級配曲線Fig.1 Particle size distribution curve of MSWI bottom ash

試驗(yàn)用水泥采用 P.C32.5復(fù)合硅酸鹽水泥,生石灰采用磨細(xì)生石灰粉,石膏采用建筑熟石膏.

1.2 試驗(yàn)試驗(yàn)方案

污泥固化試驗(yàn)方案見表 1.其中固化劑及垃圾焚燒底灰摻入量均以污泥干基計.試驗(yàn)分兩階段進(jìn)行:第一階段設(shè)計3組試驗(yàn),該階段固定垃圾焚燒底灰摻入量為 50%,改變固化劑種類及摻入量(30%、60%、90%),根據(jù)固化效果確定較優(yōu)的固化劑種類及摻入量.第二階段設(shè)計2組試驗(yàn),根據(jù)第一階段試驗(yàn),確定較優(yōu)的固化劑種類(即水泥和石膏)和摻入量(50%),改變垃圾焚燒底灰摻入量,分別為 50%、100%、200%,以確定較優(yōu)的垃圾焚燒底灰摻入量,最終確定最優(yōu)固化配合比.固化效果評價指標(biāo)包括:無側(cè)限抗壓強(qiáng)度、增容比、耐水性、浸出液重金屬離子濃度(Cu、Zn、Pb)、pH值和COD值.

試驗(yàn)用模具采用直徑110mm的PVC管制作,模具高度 200mm,單側(cè)剖開,并用適配接頭作為底座及導(dǎo)筒,外側(cè)用卡箍固定.將試驗(yàn)材料置于攪拌機(jī)內(nèi),攪拌均勻后分 5層裝入模具內(nèi)人工擊實(shí)成型,擊實(shí)錘重305g,每層擊實(shí)20次.每組試驗(yàn)成型3個試件,試件成型后立即置于溫度為(20±2)℃,相對濕度大于 95%的標(biāo)準(zhǔn)養(yǎng)護(hù)室內(nèi)進(jìn)行養(yǎng)護(hù).1d后脫模,之后繼續(xù)養(yǎng)護(hù)至7d、28d進(jìn)行試驗(yàn).

表1 污泥固化試驗(yàn)方案Table 1 Experiment scheme for solidification of sludge

固化效果評價試驗(yàn)測試項(xiàng)目包括無側(cè)限抗壓強(qiáng)度、耐水性和浸出毒性.采用20kN萬能試驗(yàn)機(jī)進(jìn)行無側(cè)限抗壓強(qiáng)度測試(無側(cè)限抗壓強(qiáng)度值等于橫向剪切強(qiáng)度值的2倍).為評價固化污泥的耐水性能,取 28d齡期的完整固化污泥試塊浸沒于盛滿水的燒杯中,定時觀察試樣泡水后的崩解現(xiàn)象,以定性判斷固化污泥的耐水性.重金屬浸出毒性浸出方法依據(jù)文獻(xiàn)[19]進(jìn)行,采用原子吸收分光光度計測試浸出液中Cu、Zn、Pb離子含量,采用重鉻酸鉀氧化法測試浸出液的 COD值,并用pH計測試浸出液的pH值.

2 結(jié)果與分析

圖2為添加不同固化劑28d齡期固化污泥試樣(從左至右固化劑分別為水泥、石灰、石膏,固化劑摻入量 90%,垃圾焚燒底灰摻入量 50%),其外觀有明顯差別,水泥固化污泥表面有明顯的白色及黃色霉斑,石灰固化污泥表觀松散如砂土,而石膏固化污泥濕度較大,表觀較黏稠.

圖2 添加不同固化劑的固化污泥試樣Fig.2 Solidified sludge specimens with different solidification materials

2.1 固化污泥的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度

圖3 無側(cè)限抗壓強(qiáng)度與固化劑摻入量關(guān)系曲線Fig.3 Relationship between unconfined compressive strength and solidification material content

由圖3(a)可見,7d齡期時,水泥固化污泥的強(qiáng)度最高,但水泥摻量為 90%時,無側(cè)限抗壓強(qiáng)度略大于 50kPa,方可滿足文獻(xiàn)[5]對填埋污泥橫向剪切強(qiáng)度大于25kPa,即無側(cè)限抗壓強(qiáng)度大于50kPa的要求.水泥與石膏固化污泥的強(qiáng)度均隨固化劑摻量的增加而提高,但石灰固化污泥的強(qiáng)度卻隨石灰摻入量增加而降低.Lim等[6]認(rèn)為隨著石灰摻入量的增加,固化污泥黏聚力值逐漸降低;Lo等[4]同樣認(rèn)為固化污泥黏聚力值較原泥有所降低.

由圖3(b)可知,28d齡期固化污泥強(qiáng)度較7d齡期有所增長.石膏固化污泥的 28d無側(cè)限抗壓強(qiáng)度最高,水泥次之,石灰固化污泥強(qiáng)度最低.28d齡期水泥、石膏固化污泥的強(qiáng)度與固化劑摻入量無正相關(guān)關(guān)系,均顯著高于 50kPa.石灰固化污泥強(qiáng)度仍隨石灰摻入量增加而降低.

由圖4(a)可知,7d齡期時,水泥、石膏固化污泥無側(cè)限抗壓強(qiáng)度均隨著垃圾焚燒底灰摻入量的增加而增大,且在同一摻入量下,水泥固化污泥強(qiáng)度高于石膏固化污泥.

圖4 無側(cè)限抗壓強(qiáng)度與垃圾焚燒底灰摻入量關(guān)系曲線Fig.4 Relationship between unconfined compressive strength and MSWI bottom ash content

由圖 4(b)可知,28d齡期時,石膏固化污泥強(qiáng)度隨垃圾焚燒底灰摻入量的增加而降低,車承丹等[20]在研究粉煤灰與煤渣摻入量對固化污泥抗壓強(qiáng)度的影響時也得到類似結(jié)果.這可能與垃圾焚燒底灰摻入量增加而固化劑相對比例降低有關(guān).當(dāng)垃圾焚燒底灰摻量為 100%時水泥固化污泥強(qiáng)度達(dá)到最大,而表觀密度測試發(fā)現(xiàn)該摻入量下固化污泥表觀密度達(dá)到最大.垃圾焚燒底灰摻量為 200%時,水泥固化污泥強(qiáng)度大幅降低,甚至遠(yuǎn)低于7d齡期強(qiáng)度,這同樣與垃圾焚燒底灰高摻入量下固化劑相對比例較低有關(guān).

綜合以上結(jié)果可知,較優(yōu)的固化劑種類為水泥和石膏,28d齡期強(qiáng)度可以滿足填埋要求,但石膏固化污泥早期強(qiáng)度低,會對填埋作業(yè)造成不利影響.固化污泥早期強(qiáng)度隨著垃圾焚燒底灰摻入量的增加而提高,這可能與垃圾焚燒底灰的骨架作用有關(guān);28d齡期時固化劑膠凝作用對強(qiáng)度的貢獻(xiàn)高于骨架作用,垃圾焚燒底灰摻入量增加導(dǎo)致固化劑相對比例降低,削弱膠凝作用,同時過高的垃圾焚燒底灰摻入量反而會導(dǎo)致固化污泥黏聚力值降低,從而強(qiáng)度降低.根據(jù)強(qiáng)度測試結(jié)果判斷較優(yōu)的垃圾焚燒底灰摻入量為100%.

2.2 固化污泥耐水性

試樣泡水 48h后石膏固化污泥耐水性能最好,3組不同固化劑摻量試樣均保持完好;水泥固化污泥耐水性能較之稍差;石灰固化污泥耐水性能最差,3組不同固化劑摻量試樣均發(fā)生崩解.

對于 S4、S5試驗(yàn),水泥、石膏固化污泥在50%及100%垃圾焚燒底灰摻量下耐水性能均較好,但在 200%垃圾焚燒底灰摻量下試樣發(fā)生崩解,耐水性能較差.綜上可知,固化污泥的耐水性能好壞與無側(cè)限抗壓強(qiáng)度測試結(jié)果基本吻合,強(qiáng)度高則耐水性能好;強(qiáng)度低則耐水性能差.

2.3 固化污泥增容比

在污泥的固化處理中,固化劑的摻入會引起污泥體積增加,而污泥體積增加會引起填埋庫容量的額外消耗,因此,固化處理前后污泥體積的變化量也是固化效果的一個重要評價指標(biāo)[21].由于垃圾焚燒底灰顆粒較粗,屬于骨架材料,其顆粒孔隙間可以由污泥填充,且其顆粒表面疏松多孔,具有吸附性,污泥和垃圾焚燒底灰混合后與兩者體積之和相比將有一定程度的減小,從這一角度考慮污泥和垃圾焚燒灰混合填埋具有一定的減容作用.采用增容比λ對固化污泥體積變化進(jìn)行定量分析,增容比λ通過式(1)進(jìn)行計算.

式中:V表示體積;m表示質(zhì)量;ρ表示表觀密度.

由圖 5a可知,隨著固化劑摻入量的增加,固化污泥的增容比逐漸增大.在 50%垃圾焚燒底灰摻量下,固化劑摻量為60%時,水泥固化污泥增容10%,石灰固化污泥增容27%,石膏固化污泥不增容.固化劑摻量增加會導(dǎo)致增容比增大,從而會額外消耗填埋庫容,增加填埋成本,但固化劑摻量增加可提高固化污泥強(qiáng)度,從而提高污泥填埋高度.因此在確定固化劑的摻入量時需結(jié)合固化效果和增容比兩個因素考慮.在同一固化劑摻入量下,石灰固化污泥增容比最大,這可能是由于摻入生石灰后,生石灰遇水生成熟石灰,體積膨脹2～3倍,從而增容比較大.石膏固化污泥增容比最小.

圖5 固化污泥增容比與固化劑及垃圾焚燒底灰摻入量的關(guān)系Fig.5 Relationship between volume change ratio of solidified sludge and solidification material content and MSWI bottom ash content

由圖5b可知,隨著垃圾焚燒底灰摻入量的增加,固化污泥的增容比逐漸減小.當(dāng)垃圾焚燒底灰摻入量從 50%增加至 100%時,固化污泥增容比顯著降低,至0.9左右.當(dāng)垃圾焚燒底灰摻入量繼續(xù)增加,增容比繼續(xù)降低,但降低幅度變小.上述試驗(yàn)結(jié)果說明污泥與生活垃圾焚燒底灰混合固化處理可以起到減容作用.

2.4 固化污泥浸出毒性

2.4.1 固化污泥浸出液重金屬濃度 污泥原泥的重金屬浸出毒性測試結(jié)果為Cu、Zn、Pb離子濃度分別為 1.65, 3.02, 1.70mg/L.相比國家標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的重金屬離子濃度(表 2),除 Zn2+外,原泥浸出液Cu2+、Pb2+濃度均不滿足《城市污水處理廠污水污泥排放標(biāo)準(zhǔn)》二級處理標(biāo)準(zhǔn)[22]和《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》IV類水標(biāo)準(zhǔn)[23],故污泥棄置對環(huán)境有較大風(fēng)險,需要固化/穩(wěn)定化處理.

表2 重金屬離子濃度標(biāo)準(zhǔn)(mg/L)Table 2 The criteria of heavy metals content of leachate(mg/L)

圖6 固化污泥浸出液Cu2+濃度Fig.6 Cu content of leachate from solidified sludge

由圖6知,對于Cu2+的穩(wěn)定化效果較好,固化污泥浸出液Cu2+較原泥大幅降低;水泥、石灰的穩(wěn)定化效果較差,其中石灰固化污泥浸出液 Cu2+濃度甚至較原泥有較大幅度增加.Hsiau等[24]在研究石灰處理污泥中Cu的浸出,以及朱偉等[21]在研究以膨潤土為添加劑固化污泥的試驗(yàn)中均有類似的發(fā)現(xiàn).這是因?yàn)镃u主要以有機(jī)結(jié)合態(tài)賦存在污泥中,當(dāng)堿性固化材料(水泥或石灰)加入時,污泥pH值迅速增大,在強(qiáng)堿條件下及烘干或風(fēng)干條件下,Cu會隨著有機(jī)物的分解而析出,通常以可溶解或可交換態(tài)等更不穩(wěn)定的形式存在.

由圖7可知,對于Zn2+,水泥、石灰、石膏均可以起到良好的穩(wěn)定化效果,浸出液 Zn2+濃度較原泥大幅降低.其中石膏穩(wěn)定化效果相對較差,水泥次之,石灰的穩(wěn)定化效果最好.因?yàn)樵趬A性條件下,Zn2+以氫氧化物的形式沉淀,Zn2+的浸出濃度迅速降低.但可以看到 Zn2+的浸出濃度隨石灰摻入量的增加而增大,這是因?yàn)?Zn是兩性金屬[25],當(dāng)堿性過強(qiáng)時,生成的氫氧化鋅部分成為可溶性物質(zhì),因此Zn的浸出濃度增加.

圖7 固化污泥浸出液Zn2+濃度Fig.7 Zn content of leachate from solidified sludge

圖8 固化污泥浸出液Pb2+濃度Fig.8 Pb content of leachate from solidified sludge

由圖8可知,對于Pb2+,水泥的穩(wěn)定化效果較差,浸出液Pb2+濃度較原泥略有降低,石灰、石膏則對 Pb2+有較好的穩(wěn)定化效果.其中石膏摻入量對 Pb2+浸出濃度影響較小,而隨水泥、石灰摻入量的增加,Pb2+濃度逐漸增大.這是因?yàn)?Pb2+浸出特性受到浸出液酸堿條件的影響[25].

2.4.2 固化污泥浸出液 pH值 固化污泥浸出液pH值測試結(jié)果如圖9所示.試驗(yàn)編號1、2、3對于S1、S2、S3代表固化劑摻入量30%、60%、90%,對于S4、S5代表垃圾焚燒底灰摻入量50%、100%、200%.污泥原泥浸出液pH值為8.34.由圖9可知,水泥固化污泥浸出液 pH值略大于原泥,且隨水泥摻入量的增加而增大,隨垃圾焚燒底灰摻入量呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢.石灰固化污泥浸出液 pH值較原泥大幅增加,呈強(qiáng)堿性,且隨石灰摻入量的增加而增大.石膏固化污泥浸出液pH值小于原泥,接近中性,且不隨石膏及垃圾焚燒底灰摻入量的變化而變化,基本保持穩(wěn)定.

圖9 固化污泥浸出液pH值Fig.9 pH of leachate from solidified sludge

2.4.3 固化污泥浸出液COD值 COD值用以表征浸出液中有機(jī)物相對含量.由圖10所示,固化污泥浸出液的COD值較原泥均大幅下降,說明浸出液中有機(jī)質(zhì)含量大幅下降,可以起到良好的穩(wěn)定化效果.其中石灰固化效果相對較差,水泥次之,石膏固化效果最好.且COD值隨水泥、石灰摻入量的增加逐漸下降,隨石膏摻入量的增加呈現(xiàn)先減小后增大的趨勢,隨垃圾焚燒底灰摻入量的增加則逐漸增大.

圖10 固化污泥浸出液COD值Fig.10 COD of leachate from solidified sludge

綜合以上浸出毒性試驗(yàn)結(jié)果可知,最優(yōu)的固化劑種類為石膏,在 100%垃圾焚燒底灰摻入量下,浸出液Cu、Zn、Pb離子濃度及COD值均較原泥大幅下降,滿足《城市污水處理廠污水污泥排放標(biāo)準(zhǔn)》二級處理標(biāo)準(zhǔn)[22]和《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》IV類水標(biāo)準(zhǔn)[23],且pH值接近中性,不會對生態(tài)系統(tǒng)中的水質(zhì)產(chǎn)生顯著的影響.

3 結(jié)論

3.1 石灰對污泥固化效果較差,水泥、石膏均能對污泥起到良好的固化效果,28d強(qiáng)度滿足填埋要求.但石膏固化污泥存在早期強(qiáng)度低的缺點(diǎn).石膏和水泥固化污泥7d強(qiáng)度均隨垃圾焚燒底灰摻入量的增加而增大,當(dāng)?shù)谆覔饺肓砍^100%,28d齡期強(qiáng)度隨底灰摻量的增加而降低.

3.2 水泥、石膏固化污泥耐水性較好,石灰固化污泥耐水性較差,但當(dāng)垃圾焚燒底灰摻入量過大時,固化污泥耐水性均變差.

3.3 固化污泥增容比隨著固化劑摻入量的增加而增大,隨著垃圾焚燒底灰摻入量的增加而減小.垃圾焚燒底灰摻入量100%時固化污泥增容比約為 0.9.說明污泥和生活垃圾焚燒底灰混合處置可以起到減容作用.

3.4 石膏對污泥的穩(wěn)定化效果最好,通過固化可以有效降低浸出液重金屬濃度及 COD值,且pH值接近中性,對周圍環(huán)境的影響較小.

3.5 綜合強(qiáng)度、增容比、耐水性、浸出毒性等指標(biāo)考慮,最優(yōu)的固化劑種類為石膏,其次為水泥,最優(yōu)垃圾焚燒底灰摻入量為 100%.但石膏固化污泥早期強(qiáng)度低,不利于填埋作業(yè).可考慮將水泥、石膏混合使用,以利用水泥早期強(qiáng)度高的優(yōu)點(diǎn).

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Solidification of dewatered sewage sludge using bottom ash of MSWI as skeleton material.

CHEN Ping1*, FENG Bin2, ZHAN Liang-tong2
(1.Department of Civil Engineering, Zhejiang Sci-tech University, Hangzhou 310018, China；2.Key Laboratory of Soft Soils and Geoenvironmental Engineering, Ministry of Education, Zhejiang University, Hangzhou 310027, China). China Environmental Science, 2014,34(10)：2624～2630

Dehydrate sewage sludge is low in sheared strength, and its landfilling disposal has safety issues. Experimental study on the solidification of dewatered sewage sludge was carried out by using the bottom ash of municipal solid waste incinerator (MSWI) as skeleton material, and using cement, lime, gypsum as solidification materials. Unconfined compressive strength (UCS) tests, water resistance tests, and leaching test were performed to investigate the solidification effect. The experimental results demonstrated that the optimum solidification materials were cement and gypsum, and the optimum adding mixture ratio of dry mass of sewage sludge was 50%. Measured UCS of the solidified sludge met the requirement for safe landfilling. The optimum adding mixture ratio of MSWI bottom ash was 100%, which resulted in the volume change ratio being less than 1.0. The water resistance capacity of the sludge solidified by cement and gypsum was high. The leaching tests showed that gypsum was the optimum solidification material, the measured concentration of Cu, Zn, Pb and COD of the leachate was significantly lower than the untreated sludge. Furthermore, the pH of the leachate was close to 7.0. Leachate was low in toxicity, with minor effect on the environment.

t：sewage sludge；MSWI bottom ash；solidification/stabilization；strength；leaching

X705

：A

：1000-6923(2014)10-2624-07

陳 萍(1972-),女,山東青島人,副教授,博士,主要從事固體廢棄物的資源化利用工作.發(fā)表論文20余篇.

2014-02-11

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51208470);浙江省科技廳項(xiàng)目(2013C33012);蘇州市科技計劃項(xiàng)目(SS20122)

* 責(zé)任作者, 副教授, chenp@zstu.edu.cn