由于生活垃圾焚燒處理速度快，占地面積少，減量化和無害化效果顯著，因此，在我國用地緊張、生活垃圾處理壓力大的城市，如上海、北京、深圳、常州等地率先得到了應用。就上海地區而言，生活垃圾焚燒技術發展很快，城市生活垃圾處理、處置中該技術所占的比重也越來越大。上海2002年建成浦東新區御橋生活垃圾焚燒廠，日處理能力1000t;2003年即將建成的浦西江橋生活垃圾焚燒廠的日處理能力1500t，這兩座焚燒廠每年將會產生飛灰約3萬t。由于飛灰中含有可被水浸出的較高濃度的Cd、Pb、Cu、Zn和Cr等多種有害重金屬物質和鹽類，《國家危險廢物名錄》已經明確規定生活垃圾焚燒飛灰為危險廢物，即編號為HW18，飛灰的處置必須嚴格按照危險廢物的標準進行。如日本的固體廢物管理法規“The  Waste Disposaland Public Cleansing  Law”中就明確規定，飛灰必須經過下述四種處理方法之一：熔融固化、水泥固化、化學穩定化和酸浸提Dl，才能進入填埋場。對于每天產生的如此大量的飛灰，如何借鑒國外的經驗，探索適合我國國情的飛灰處理處置方法至關重要。

　　1生活垃圾焚燒飛灰處置常用的方法及其分類

　　目前，飛灰處置的常用方法有：(1)經過適當處置后進入危險廢物填埋場進行最終處置;(2)固化穩定化。水泥固化、瀝青固化、熔融固化技術、化學藥劑固化穩定化等，經過固化穩定化處理后的產物，如滿足浸出毒性標準或者資源化利用標準，可以進入普通填埋場進行填埋處置或進行資源化利用;(3)將飛灰中的重金屬提取。酸提取、堿提取、生物及生物制劑提取等，經過重金屬提取后的飛灰和重金屬可以分別進行資源化利用。上述飛灰處理方法中的大部分已經實際應用于生活垃圾焚燒廠，并取得一定的效果。

　　1.1進入填埋場進行最終處置

　　我國的《危險廢物污染防治技術政策》(國家環境保護總局，2001)中第9條對飛灰的規定：生活垃圾焚燒產生的飛灰必須單獨收集，不得與生活垃圾、焚燒殘渣等其它廢物混合;不得與其它危險廢物混合;不得在產生地長期貯存;不得進行簡易處置及排放。生活垃圾焚燒飛灰在產生地必須進行必要的固化和穩定化處理之后方可運輸。生活垃圾焚燒飛灰須進行安全填埋處置。另外，國家危險廢物浸出毒性鑒別標準值見表1，而允許進入危險廢物填埋場的廢物的浸出毒性的最高限值見表2。

　　進行資源化利用時，除需滿足浸出毒性標準，還需滿足材料應用的其他物理化學性質要求，如：抗壓強度、長期化學浸出行為和物理完整性等。填埋是廢物的一種最終處置方式。經過處理但短期之內又沒有合適的資源化利用方法時，廢物只有進入填埋場進行最終處置。

　　表1浸出毒性鑒別標準值

　　注：表中數據摘自GB5085.3中的有關規定。

　　表2允許進入危險廢物填埋區的控制限值

　　注:l.表中數據摘自GB18598-2001中浸出毒性的有關規定;2.除浸出毒性外，廢物浸出液pH值小于7.0和大于12.0的廢物，本身具有反應性、易燃性的廢物，含水率高于85%的廢物，液體廢物也不能直接進入危險廢物填埋場。

　　1.2固化穩定化

　　1.2.1水泥、石灰固化

　　水泥固化因其設備、操作要求簡單和固化費用相對較低而得到廣泛應用。但水泥固化處理后增容量大，而且如果飛灰中含有阻礙水泥正常凝結的成分時，常會發生固化體強度低、有害物質浸出率高等問題。研究表明，水泥固化前將飛灰進行預洗，會大大增強固化體強度，降低固化體的浸出毒性。在水泥固化時加入EDTA對固化體的浸出毒性幾乎沒有任何影響。

　　石灰固化是指以石灰、粉煤灰、水泥窯灰以及熔礦爐爐渣等具有波索來反應(PozzolanicReaction)的物質為固化基材而進行的危險廢物固化/穩定化的操作。在適當的催化環境下進行波索來反應，將廢物中的重金屬成分吸附于所產生的膠體結晶中。石灰固化處理所能提供的結構強度不如水泥固化，因此很少單獨使用。此外還有瀝青固化、塑性材料固化技術、自膠結固化技術、大型包膠技術等，但由于技術和經濟原因，很少應用于生活垃圾焚燒飛灰的處理。

　　1.2.2化學藥劑固化

　　化學藥劑穩定化是利用化學藥劑通過化學反應使有毒有害物質轉變為低溶解性、

　　低遷移性及低毒性物質的過程。用藥劑穩定化技術處理危險廢物，可以在實現廢物無害化的同時，達到廢物少增容或不增容，從而提高危險廢物處理處置系統的總體效率和經濟性。同時，可以通過改進鰲合劑的結構和性能使其與廢物中危險成分之間的化學贅和作用得到強化，進而提高穩定化產物的長期穩定性，減少最終處置過程中穩定化產物對環境的影響。

　　藥劑固化穩定化的研究很多，但填埋場或經處理后飛灰的再利用的環境條件與飛灰固化穩定化時的條件相差很大，因此，一些長期的環境效應還有待于長期的監測數據和研究結果的驗證。用藥劑穩定化來處理危險廢物，根據廢物中所含重金屬種類可以采用的穩定化藥劑有：石膏、磷酸鹽、漂白粉、硫化物(硫代硫酸鈉、硫化鈉)和高分子有機穩定劑等。另外，還有采用鐵酸鹽處理飛灰的研究報道。

　　采用硫化鈉、硫代硫酸鈉和硫脲等對生活垃圾焚燒廠的飛灰進行處理時，主要是利用它們與重金屬生成硫化物沉淀從而穩定飛灰中重金屬的。如常州市采用硫化鈉和硫脲對生活垃圾焚燒廠飛灰進行穩定化處理時發現，在達到相同的穩定效果時硫化鈉的最佳用量為硫脲的兩倍。但目前硫脲的市場價格很高，因此，在實際應用時還要考慮到經濟性的問題。

　　磷酸鹽處理方法基于不溶性金屬磷酸鹽的生成，如Pb5(PO4)3Cl、Cd3(PO4)2等。從而解決生活垃圾焚燒飛灰穩定化的一種方法。亞鐵鹽處理方法的主要原理是利用Fe203晶體的生成將重金屬穩定在晶格之內，處理過程將FeSO4、水和飛灰混合后，用NaOH將混合物的pH值調整為9.5-10.5。混合物加熱到70℃左右后，就會生成Fe2O3晶體，從而達到穩定飛灰中的重金屬的作用。

　　從同種飛灰的重金屬鰲合劑、磷酸鹽和鐵酸鹽三種不同方法的處理效果來看，重金屬鰲合劑處理后的飛灰有很強的抗酸、堿性沖擊的能力。磷酸鹽處理后的飛灰重金屬的浸出率很小，尤其是Pb，在pH=4-13的范圍內Pb的浸出量都很小。鐵酸鹽處理后的飛灰在pH=5-12的范圍內都有很好的抗浸出能力。

　　1.2.3熔融固化

　　熔融固化技術主要是將飛灰和細小的玻璃質混和，經混合造粒成型后，在1000-1400℃高溫下熔融一段時間，通常為30min左右(熔融時間視飛灰性質的不同而定)，待飛灰的物理和化學狀態改變后，降溫使其固化，形成玻璃固化體，借助玻璃體的致密結晶結構，確保重金屬的穩定。缺點在于所需能源和費用很高。熔融固化后的灰渣可以進行資源化利用。

　　熔融處理有較好的減重和減容的效果，1500℃時，氯化物基本上都揮發出來，因此飛灰一般可以減重2/3左右。同時熔融后重金屬的浸出率很低，可以滿足目前的浸出毒性標準。在1400℃左右，飛灰中的PCDDs/PCDFs可以被降解。

　　在飛灰中添加5%(wt.)SiO2后在1500℃下熔融30min后，所得的飛灰熔融體的性質如下：

　　維氏強度4000～5000MPa;抗折強度60～90MPa;斷裂韌性0.9MPal/2。當在飛灰中加入不同量的SiO2和MgO做對比試驗后發現，SiO2含量的增加可以降低熔融產物重金屬的浸出量，而MgO含量的增加則會增加熔融產物的重金屬的浸出量。這個現象產生的主要原因為SiO2可以增強飛灰熔融產物中的玻璃網狀結構，而MgO則起到了削弱的作用。

　　2生活垃圾焚燒飛灰中重金屬的提取方法

　　飛灰中重金屬的提取方法主要有：酸提取、堿提取、高溫提取、生物浸提和其他藥劑提取等。目前國際上對于酸提取的研究比較多。

　　2.1酸提取和堿提取

　　酸提取可以將飛灰中的部分金屬提出從而使飛灰進入普通填埋場或者作為建筑資源進行回收利用。不同的飛灰由于生活垃圾成分焚燒條件等不同，飛灰中重金屬的存在形式和含量有很大差異，因此，即使在同樣的處理條件之下，處理效果會有很大的不同。另外，由于不同酸溶劑性質，飛灰中不同的金屬的溶解曲線有很大差異。

　　飛灰的產生過程為好氧過程，因此飛灰中存在很多堿性的金屬氧化物。飛灰的捕集過程中一般均要用到氧化鈣(CaO)、氫氧化鈣(Ca(OH)2)或者氫氧化鈉(NaOH)，因此，飛灰中會含有大量的含Ca、Na、K的可溶解鹽類。因此，對于飛灰的酸堿性的測定結果一般均為堿性，視所投加吸附劑的種類和量的不同，堿性會有細微差別。

　　當直接用酸進行浸提時，上述鹽類會消耗大量的酸，因此在酸浸提之前要加入一個水洗的預處理步驟。在采用液固比為2mL/g的飛灰的水洗過程中，一般可以將飛灰中65%的Cl，超過50%的Na、K、Ca和超過30%的Cr洗除，同時可以增強洗后飛灰中重金屬的熱穩定性。對日本某焚燒廠的飛灰進行化學分析(見圖1)，并通過水洗和酸、堿提取(見圖2)，可以看出水洗、酸洗和堿洗的不同的處理效果(見表3、4)。

　　圖11#、2#飛灰化學分析結果

　　圖2浸出試驗步驟

　　表3對于0.5g飛灰的水洗實驗結果

　　注：該表格僅列出飛灰中主要成分和重金屬元素。

　　表4不同酸浸和堿浸的試驗條件

　　注：1.硫酸、鹽酸和醋酸溶液的濃度為以體積分數表示，而氫氧化鈉溶液的濃度為以摩爾濃度表示;2.液固比為浸取劑體積和飛灰質量的比值，如液固比7:1表明每克飛灰中需要加入7mL浸取劑進行浸提。

　　表5不同試劑對1#和2#飛灰的攝出結果

　　注：表中不同提取溶劑的提取條件如表3所示。

　　從表5的數據可知，三種酸對于金屬的浸出效率都很高，硫酸浸出的缺點是不能將Pb浸出，而飛灰中Pb含量過高是飛灰毒性的一個主要根源，因此必須在硫酸浸出步驟后增加其他的酸或者堿浸出。飛灰中含有大量的Fe、Al、Ca、Mg、Si，這些金屬的含量為有毒重金屬含量的幾倍甚至幾十倍。在酸浸提時，這些金屬被大量溶解，消耗大量的酸。因此可采用堿(NaOH)浸出與酸浸出有機結合的工藝(見圖3)，能取得很好的效果。

　　圖3堿浸出十酸浸出的組合工藝流程圖

　　2.2生物浸提

　　表6為利用不同的提取劑對飛灰中重金屬的提取效率。由表6可知在溫度為20℃，pH范圍為4-9，用濃度為3%的甾體皂甙(sopnin)對飛灰進行24h的振蕩浸提時，大約20%-45%nCr、50%-60%的Cu、60%-100%的Pb和50%-60%的Zn會被提取出來。經甾體皂甙溶液浸提后的飛灰經過標準規定的浸出程序檢驗，浸出液中的重金屬離子濃度很低，因此，可以滿足一般填埋場的進場規定。甾體皂甙是一種生物制劑，有顯著的和安全的生物降解性能，同時具有回用的可能性。另外還有利用黑曲霉的溶解作用可以用來對生活垃圾焚燒飛灰進行生物浸出，可將飛灰中約81%的Cd、52%的Pb和66%的Zn提取出來。而且其投資僅僅比化學提取法略高。當利用硫氧化細菌對解毒后的城市生活污水廠污泥與城市生活垃圾焚燒飛灰混合物進行生物浸提時，可以達到很高的重金屬去除率。

　　表6利用不同的提取劑對飛灰中重金屬的提取效率

　　注：表格中標*的元素為采用該方法時浸出效率很小或者研究中沒有包括該元素

　　2.3其他藥劑提取

　　EDTA(本試驗采用乙二胺四乙酸二鈉鹽)能與重金屬離子(用M2+表示)配位形成非常穩定的可溶性鰲合物：用EDTA進行浸出時，pH值對浸出效率的影響不大。Kyung-JinHong等的研究表明：在溫度為20℃，pH范圍為3-9，用濃度為3%EDTA(ethylendiaminetetraacetate)或DTPA(diethylenetriaminepentaacetate)對飛灰進行24h的振蕩浸提時，大約20%-50%的Cr、60%-95%的Cu、60%-100%的Pb和50170-100%的Zn會被提取出來。EDTA和DTPA浸提后的飛灰經過標準規定的浸出程序檢驗，浸出液中的重金屬離子濃度很低，因此可以滿足一般填埋場的進場規定。用EDTA對飛灰的浸出試驗結果如表7所示。

　　表7EDTA對飛灰的浸出試驗結果

　　另外，利用腐植酸(humic acids)對飛灰中重金屬進行浸提可以很好的模擬飛灰在填埋場中自然的浸出情況，但腐植酸可以浸出的金屬很少。

　　2.4高溫提取

　　瑞士的CT  Environment公司開發的CT-FLUAPUR工藝的流程圖如所示。該工藝處理可用于生活垃圾焚燒飛灰的處置，其基本思想是要把重金屬盡可能地從灰渣中分離出來。該工藝可分為三個基本步驟：(1)在900℃的溫度，HCI的氣氛下，對飛灰進行熱處理;(2)金屬氯化物的生成和揮發;(3)金屬氯化物的收集;(4)經過處理后飛灰被分為無機的惰性物料和重金屬兩部分。本工藝利用焚燒產生的熱量和濕式除塵器產生的含HCI的廢液。

　　本工藝可達到的處理效果為：對于Cu和Pb，處理后的飛灰幾乎可達到與地球土壤相同的含量。對于Cd和Zn，處理后的飛灰中的含量是地球土壤中該元素含量的10倍。

　　圖4CT-FLUAPUR工藝的流程圖

　　3結語

　　當然，對于生活垃圾焚燒中重金屬的控制最主要的是要在源頭減量，要求有合適的分揀和分選系統。另外要控制一定的焚燒條件，使得有毒有害重金屬盡量分布在飛灰中，提高飛灰中可以提取重金屬的數量，降低飛灰的毒性和飛灰中重金屬的提取成本。盡管如此，有些分布在生活垃圾中的重金屬仍舊很難被分離，如油漆、利用某些金屬進行防腐的木料和含銻的防火材料等。因此，重金屬最終還是會在飛灰中出現，為了避免不可預見的長期危害，將飛灰中危害性較大的重金屬進行提取和回收將是未來生活垃圾焚燒飛灰處置的主要研究方向。