碳酸化对不同碱度飞灰中重金属的长期影响

折开浪,李 萍,刘景财,姚光远*,徐 亚,徐荣斌,4,赵玉鑫,刘玉强

碳酸化对不同碱度飞灰中重金属的长期影响

折开浪1,2,李 萍3,刘景财1,姚光远1*,徐 亚1,徐荣斌1,4,赵玉鑫2,刘玉强1

(1.中国环境科学研究院国家环境保护危险废物鉴别与风险控制重点实验室,北京 100020；2.吉林建筑大学市政与环境工程学院,吉林 长春 130118；3.天津壹鸣环境科技股份有限公司,天津 300392；4.内蒙古科技大学矿业与煤炭学院,内蒙古 包头 014000)

通过对不同地区生活垃圾焚烧飞灰进行碳酸化处理,采用XRF,SEM以及XRD分析飞灰理化特性,通过pH值测定、重金属浸出实验以及重金属形态分析探究CO2对不同焚烧飞灰中超标重金属Zn、Pb、Cd的长期影响研究.结果表明,由于焚烧过程中烟气排放限值降低需喷入大量氢氧化钙等脱酸剂,导致焚烧飞灰呈现不同碱度特性.根据醋酸缓冲溶液法浸出实验后的飞灰浸出液pH值,将飞灰分为“酸灰”与“碱灰”,并对两类飞灰进行长期碳酸化实验.对比碳酸化前后飞灰中重金属的浸出毒性,“酸灰”中重金属浸出毒性远大于“碱灰”,但是碳酸化处置后“酸灰”中重金属Zn、Cd的浸出浓度分别降低10%～18%和9%～30%;“碱灰”中重金属Zn和Cd的浸出浓度显著增大,且浸出浓度最大超过《生活垃圾填埋场污染控制标准》的1.46与63.2倍;碳酸化对“酸灰”与“碱灰”中的两性重金属Pb的浸出不具有规律性,但总体而言,碳酸化对“碱灰”中重金属Pb的影响更大.最后通过BCR连续分级提取法分析碳酸化前后飞灰中重金属形态的变化规律,碳酸化后,“酸灰”中重金属Zn、Cd的浸出浓度受到T4赋存占比增加的影响呈下降趋势,但部分样品中T1赋存占比有增加现象,说明此类重金属仍存在浸出风险,而“碱灰”碳酸化后重金属Zn、Cd的浸出浓度受到T1赋存占比增加的影响呈增加趋势.因此在填埋处置前应重点关注不同碱度飞灰中的重金属浸出特性,为飞灰长期稳定填埋提供保障.

生活垃圾；飞灰；碳酸化；浸出毒性；碱度；重金属

据统计,我国垃圾焚烧处理量逐年升高,2019年焚烧处置量首次超过填埋处置量,达到1.22亿t,占生活垃圾无害化处理比例为50.29%[1],焚烧处置对推进生活垃圾污染防治、解决垃圾围城等社会环境问题发挥了重要作用.与此同时,焚烧过程会产生大量飞灰且飞灰中富集二噁英及重金属等有毒有害物质,2008年飞灰被列入《国家危险废物名录》,成为固体废物领域公众和媒体关注的焦点.

我国生活垃圾焚烧的主要炉型为炉排炉和循环流化床,其中炉排炉市场占比超过86%,飞灰产生率为焚烧垃圾质量的3%～5%[2];流化床市场占比约为14%,其飞灰产生率为10%～15%[3].据推算2019年飞灰产生量约为484.5～779.1万t.为解决飞灰出路困境,2016年《国家危险废物名录》对飞灰进入生活垃圾填埋场填埋处置进行了豁免管理,即不需要生活垃圾填埋场运营单位获得危险废物经营许可资质,仅需飞灰满足《生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB 16889-2008)[4](以下简称“填埋标准”)入场要求即可进行填埋处置.因此,目前飞灰的主流处置技术为固化/稳定化达标后进行填埋.随着《生活垃圾焚烧污染控制标准》[5](GB 18485-2014)实施发布,烟气中酸性气体的排放限值大幅降低,烟气处理过程中氢氧化钙等脱酸剂的用量增大,使得飞灰中碱性物质含量大幅提高,甚至采用醋酸缓冲溶液法得到的浸出液的pH值仍为碱性,导致飞灰中重金属浸出浓度更低,出现不进行稳定化处理或加入少量药剂就可达到入场填埋标准,增大飞灰长期填埋风险.

相关研究表明,飞灰会受到大气中CO2的影响导致飞灰中重金属浸出浓度发生变化[6],研究表明飞灰经碳酸化处理过后会降低部分重金属的浸出毒性[7-9].胡雨燕等[10]的研究说明当CO2作为化学稳定剂时对飞灰中重金属Cd和Pb具有稳定效果.Wang等[11]研究发现加速碳酸化可以降低飞灰中重金属浸出浓度并且可以有效去除氯化物以及硫酸盐.倪鹏等[12]通过改变反应时间与温度来探究碳酸化过程飞灰中重金属浸出量变化.鉴于pH值对飞灰重金属浸出浓度影响巨大[13],本次实验针对采用醋酸缓冲溶液法获得的浸出液pH值呈现酸、碱特性的两类飞灰,通过对比研究两类飞灰碳酸化前后的物相变化、形貌变化、pH值变化、重金属浸出浓度以及重金属形态,探究碳酸化对不同碱度飞灰中典型重金属浸出毒性的长期影响.

1 材料和方法

1.1 样品采集

本实验使用的飞灰分别来自北京、河南、上海、贵州、辽宁以及天津的生活垃圾焚烧厂(分别记为A1～A6),其基本情况如表1所示.

表1 生活垃圾焚烧飞灰采样企业基本参数汇总

1.2 实验方法

采用XRD(D8ADVANCE,德国布鲁克)对碳酸化前后飞灰的物相组成进行分析;采用SEM (SU8020,日本日立)对碳酸化前后飞灰的微观形貌进行分析;采用XRF(IntelliPower TM3600,美国赛默飞)对飞灰的元素组成进行分析.

采用《固体废物腐蚀性测定玻璃电极法》(GB/T 15555.12-1995)[14]测定飞灰的pH值,具体步骤如下:j称取50～100g飞灰样品,控制液固比为/(mL/g)=10:1,量取对应的去离子水浸提剂;k将混合后的样品放置在振速为110次/min的水平振荡器振荡8h,静置16h;l通过pH计测定上清液的pH值.

采用《固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法》(HJ/T 300-2007)[15]进行浸出实验,具体步骤如下:j称取75～100g飞灰样品,选择液固比为/(mL/g)=20:1,量取对应的pH值为(2.64±0.05)的醋酸浸提剂;k将混合后的样品放置在转速为(30±2)r/ min的翻转振荡器中震荡18h后,采用孔径为0.6～0.8μm的微孔滤膜过滤获得浸出液;l通过ICP- MS检测浸出液中的重金属浓度.

采用混凝土碳化试验箱模拟生活垃圾焚烧飞灰长期碳酸化的实验场景,参考《普通混凝土长期性能和耐久性能试验方法标准》(GB/T 50082-2009)[16]中碳化试验条件参数,调节碳化试验箱条件参数为温度 (30℃)、湿度(50%)、CO2(20%).定期测定碳化样品的含水率和pH值,当pH值达到稳定时,收集碳酸化飞灰样品(分别记为CA1～CA6),并测定其理化特性、重金属浸出浓度及重金属形态.

表2 BCR四步提取法

采用BCR四步法[17-18]对碳酸化前后飞灰中重金属进行分级提取,具体步骤及分析条件见表2.将重金属形态分为弱酸提取态、可还原态、可氧化态及残渣态.分级提取每种形态重金属后的浸出液采用ICP-MS测定重金属含量.

2 结果与讨论

2.1 飞灰不同pH值特性分析

6种飞灰分别通过《固体废物腐蚀性测定玻璃电极法》(GB/T 15555.12-1995)和《固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法》(HJ/T 300-2007)测得的pH值如图1所示,按照GB/T 15555.12-1995测得飞灰的pH值均呈碱性,而经醋酸缓冲溶液法浸出得到后测定浸出液pH值呈现酸、碱两种特性(浸出液pH值小于7的飞灰以下简称“酸灰”,pH值大于7的飞灰以下简称“碱灰”),分析其主要原因是A4、A5、A6飞灰中碱性物质含量过高,使得醋酸缓冲溶液法中使用的浸提剂不能完全消耗飞灰中的碱性物质,使飞灰浸出液pH值呈碱性,从而导致飞灰的重金属浸出浓度更低,不进行稳定化处理或加入少量药剂就可达到入场填埋标准,增大其填埋风险.造成飞灰中碱性物质含量过高的主要原因为:《生活垃圾焚烧污染控制标准》(GB 18485-2014)实施发布后,烟气中酸性气体的排放限值降低,其中SO2和HCl的排放限值分别从260和75mg/m3降至80和50mg/m3,增大了生活垃圾焚烧处置时烟气处理过程中氢氧化钙等脱酸剂的用量,造成飞灰中碱性物质含量大幅提高.

图1 飞灰不同标准下浸出液pH值

2.2 飞灰元素组成与浸出毒性分析

生活垃圾焚烧飞灰的元素组成如表3所示.上述6种飞灰样品中主要成分是以CaO(23.39%～ 52.13%)与Cl(5.46%～35.21%)为主.其中A4中CaO含量高于其他样品,原因主要是半干法脱酸+干石灰喷射+活性炭+布袋除尘的烟气净化工艺所导致.Cl主要以NaCl、KCl、CaCl2等形式存在,Cl主要来源于原始垃圾中的厨余垃圾以及塑料制品等[19].流化床飞灰中Cl含量明显低于炉排炉飞灰,主要是由于流化床焚烧炉掺煤燃烧,煤中所含矿物质可以吸附氯化物,并且流化床焚烧炉燃烧充分,飞灰产生量大,使得流化床飞灰的平均含氯量更低[20].此外垃圾在炉内多次循环焚烧,Si、Al、Fe元素更容易随烟气在飞灰中聚集,使流化床飞灰样品中的Si、Al、Fe含量高于炉排炉飞灰[21].

表3 飞灰元素组成(%)

注:/为未检出.

如表4所示,A1、A2、A3飞灰(“酸灰”)中超标重金属为Zn、Pb、Cd、Ni;A4、A5、A6飞灰(“碱灰”)除A4飞灰中重金属Pb超标外(由于Pb为两性元素,在强碱溶液中浸出量略微上升),其余均未超标,这主要是由于浸出液pH值对飞灰中重金属的浸出具有显著影响,通常酸性越强,重金属的浸出浓度越大[22].“酸灰”浸出液pH值分别为5.6、6.1、4.9,A4、A5、A6飞灰(“碱灰”)浸出液pH值分别为11.8、11.1、9.6,二者浸出液pH值的差异导致“酸灰”中重金属浸出浓度显著高于“碱灰”.此外,当飞灰浸出液为碱性时,飞灰重金属的浸出浓度更低,甚至不进行稳定化处理或加入少量药剂就可以达到入场填埋标准,使飞灰的长期填埋风险更大.本次实验主要选取飞灰样品中超标较为严重的3种重金属—Zn、Cd、Pb作为研究对象,探究不同碱度飞灰在长期碳酸化实验场景下重金属的释放规律.

表4 飞灰重金属浸出浓度实验结果(mg/L)

注:/为未检出.

2.3 碳酸化前后飞灰理化特性分析

2.3.1 SEM分析 由图2可知,原始飞灰表面粗糙且由不规则的颗粒组成,整体较为松散,且飞灰颗粒表面分布着较多大小不一的孔隙.经碳酸化反应后飞灰多呈团聚现象且生成沉淀填充其中孔隙,减少表面孔隙,使飞灰表面变的光滑且生成片状与块状的晶体结构,这些结构变化正是由于碳酸化作用下生成的CaCO3所导致.

图2 碳酸化前后飞灰的SEM分析图

Fig.2 SEM analysis graph of fly ash before and after carbonation

×10000

2.3.2 飞灰碳酸化反应机理及XRD分析 由图3可知,飞灰的主要成分为:KCl、NaCl、Ca(OH)2、CaClOH 、CaCO3等.其中,CaClOH是飞灰在脱酸过程中Ca(OH)2吸收HCl所生成的中间产物,具体反应如式1～3所示;CaCO3是由于部分飞灰早期风化所导致[23].飞灰经碳酸化作用后,CaClOH与Ca(OH)2衍射峰消失,CaCO3的衍射峰显著增强,主要反应如式4～6所示[24].但通过XRD可知,“酸灰”经碳酸化作用后出现少量CaSiO4以及Si-Al-Ca等复杂化合物的衍射峰,“酸灰”碳酸化后的主要成分为:KCl、NaCl、CaCO3、SiO2以及Si-Al-Ca化合物等.“碱灰”经碳酸化作用后并未生成复杂聚合物衍射峰,“碱灰”碳酸化后的主要成分为KCl、NaCl、CaCO3等.

Ca(OH)2+2HCl→CaCl2+2H2O (1)

Ca(OH)2+2HCl→CaClOH+ H2O (2)

Ca(OH)2+ CaCl2→2CaClOH (3)

2CaClOH→CaO•CaCl2+ H2O (4)

CaO•CaCl2+CO2→CaCl2+ CaCO3(5)

Ca(OH)2+CO2→CaCO3+ H2O (6)

图3 碳酸化前后飞灰的XRD分析图

1.NaCl 2.KCl 3.CaClOH 4.Ca(OH)25.CaCO36.CaSO47.SiO28.CaO 9.Ca4Al2O7·19H2O 10.Ca(Al,Si)2O411.Ca4Al2O6SO4·14H2O 12.Na2SO413.CaSiO4

图4 飞灰碳酸化反应机理

结合上述理化特性分析可知飞灰碳酸化反应机理如图4所示[25-27].飞灰在碳酸化过程中,CO2与水发生水和反应后生成H2CO3,H2CO3电离生成H+与HCO3-,HCO3-进一步电离生成H+与CO32-,CO32-与飞灰内部浸出的Ca2+结合生成CaCO3附着在飞灰表面.飞灰内部结构主要分为核心层、残渣层和产物层,其中核心层为未发生反应飞灰,其成分与原始飞灰一样;残渣层为部分发生反应飞灰,主要成分为Ca2+被浸出后的残渣部分;产物层主要成分为碳酸化过程中反应生成的CaCO3产物.

2.4 碳酸化前后飞灰重金属浸出特性分析

2.4.1 碳酸化前后飞灰pH值特性 由图5可知,按照GB15555.12-1995测得飞灰的pH值均呈碱性.经碳酸化作用后,飞灰中的碱性成分与CO2发生化学反应,使飞灰pH值均呈下降趋势,充分碳化后A1～A6样品的pH值由10.9～11.9下降至7.6～8.5.

图5 碳酸化后飞灰不同标准浸出液pH值

采用HJ/T 300-2007获得浸出液的pH值数据可知,碳酸化前后“酸灰”样品的浸出液pH值未发生明显变化,pH值由4.9～6.1变为4.9～5.5;而碳酸化前后“碱灰”样品浸出液pH值变化显著,由9.6～11.8下降至6.2～6.6.主要原因是“碱灰”中碱度过高,在碳酸化过程消耗飞灰中部分碱性物质,使得“碱灰”在碳酸化前后浸出液的pH值变化更大.

2.4.2 碳酸化前后飞灰浸出特性分析 由表5可知,碳酸化后“酸灰”中重金属Zn、Cd的浸出浓度均呈下降趋势,其中A1、A2、A3样品中重金属Zn的浸出浓度分别由241.005,115.800,110.490mg/L下降至197.429,99.020,98.875mg/L,较碳酸化前分别下降18%、14%、10%,且CA2、CA3中重金属Zn的浸出浓度已低于填埋标准限值;A1、A2、A3中重金属Cd的浸出浓度分别由15.260,12.510,1.298mg/L下降至12.992,8.530,1.172mg/L,较碳酸化前分别下降15%、30%、9%.

“碱灰”与“酸灰”经碳酸化处置前后重金属浸出浓度变化趋势存在明显差异,碳酸化后“碱灰”样品A4、A5、A6中重金属Zn、Cd的浸出浓度均呈增大趋势,CA4、CA5、CA6样品中重金属Zn浸出浓度分别为30.925,145.906,33.235mg/L,只有CA5中重金属Zn的浸出浓度超过填埋标准限值,约超过填埋标准1.46倍;CA4、CA5、CA6样品中重金属Cd的浸出浓度分别为4.186,9.483,2.025mg/L,分别超过填埋标准约27.9,63.2及13.5倍.

表5 碳酸化前后飞灰重金属浸出浓度变化

注:/为未检出.

重金属Zn与Pb同为两性重金属,但在本次碳酸化实验条件参数下不同碱度飞灰中重金属Pb的浸出浓度变化没有明显规律性.主要原因是Zn的活性大于Pb,受浸出液pH值变化影响更大.章骅等[28]研究表明,在酸性条件下,Zn比Pb会更易于随浸出液pH值的下降而大量溶出(Zn:pH<8;Pb:pH<6),Pb在强碱性溶液中更易于浸出(pH值大于11.5),与Visual MINTEQ模型模拟结果基本一致.Zhang等[29]通过实验证实了这一观点,Pb在pH=2时,浸出浓度达到最大,之后pH值上升至6左右时,浸出浓度迅速下降达到最小值,之后在强碱性环境下重新溶出,而Zn则在pH值上升至8时达到最小值.

由图1与图5可知“酸灰”经醋酸法浸出后浸出液pH值变化从6～5,pH值变化不大,浸出没有明显变化.对于“碱灰”,CA4、CA5、CA6浸出液pH值分别由11.8,11.1,9.6降至6.5,6.2,6.6.所以出现CA4中重金属Pb浸出浓度下降,CA6中Pb的浸出浓度基本不变,而CA5的pH值更趋近于6,浸出浓度呈现增加的趋势.

由此得知,一方面碳酸化作用下降低了“酸灰”中重金属Zn、Cd的浸出毒性;另一方面破坏了“碱灰”中碱性成分,降低飞灰浸出液pH值,将重金属重新释放,提高重金属Zn、Cd的浸出浓度.因此可以将碳酸化方式作为飞灰药剂稳定化前的一种预处理方法用于控制飞灰重金属的释放风险,可为以后稳定化飞灰的长期达标填埋提供保障.

2.4.3 飞灰碳酸化前后BCR形态分析 通常将重金属的T1与T2形态称为“不稳定态”,T3与T4形态称为“稳定态”[30].由图6可知,飞灰碳酸化过程中主要影响了飞灰中T1与T2赋存占比,这是导致碳酸化前后飞灰中重金属浸出浓度发生变化的原因之一.

对于“酸灰”而言,碳酸化后样品中重金属Zn、Cd的T1与T2赋存占比之和分别下降了7.33%～ 25.69%及2.73%～46.72%;T3形态赋存占比在碳酸化前后并未发生明显变化;重金属T4形态一般存在与稳定矿物晶格中,在自然条件下,性质稳定、不易释放[31],但是由于在碳酸化过程中生成的复杂聚合物会吸附一部分重金属导致重金属不易被浸出[32],由图4可知,“酸灰”在碳酸化过程中生成了部分Si-Al-Ca等复杂聚合物,导致“酸灰”中重金属Zn、Cd的T4形态赋存占比上升了6.62%～19.28%及6.64%～37.5%.结合浸出数据可知(表5),“酸灰”中重金属T1与T2赋存占比降低以及T4赋存占比增加,说明“酸灰”主要受到T4形态变化影响使Zn、Cd的浸出浓度下降,但部分样品中重金属的T1赋存占比增加,因此“酸灰”中这部分的重金属仍有浸出风险.

对于“碱灰”而言,飞灰中重金属Zn、Cd的主要赋存形态为T2,赋存占比最高达62.3%与93.3%.但是“碱灰”经醋酸缓冲溶液法浸出后浸出液仍为碱性,导致“碱灰”中重金属Zn、Cd可还原态难浸出.而经过碳酸化处理后,其碱度下降,重金属Zn、Cd的T2赋存占比下降,T1赋存占比上升,导致“碱灰”中Zn、Cd的浸出浓度上升.其中A5样品中重金属Zn、Cd的T1赋存占比上升幅度远大于A4与A6中重金属Zn、Cd的T1赋存占比.结合浸出数据可知(表5),A5样品中重金属Zn、Cd浸出浓度的变化远大于A4与A6样品中重金属Zn、Cd的浸出浓度.

对于重金属Pb,“酸灰”和“碱灰”中重金属Pb的T1与T2赋存占比均未发生明显变化,导致碳酸化前后重金属Pb的浸出浓度变化并不明显.

3 结论

3.1“碱灰”采用醋酸缓冲溶液法获得的浸出液pH值仍为碱性,导致其重金属浸出浓度较低,加入少量稳定化药剂或不进行稳定化处理即可达到生活垃圾填埋场入场要求;而碳酸化后“碱灰”的浸出实验结果表明其长期填埋风险较大.

3.2 经碳酸化处置后“酸灰”中重金属Zn、Cd的浸出浓度分别下降10%～18%和9%～30%,但部分样品中重金属Zn、Cd仍有超标现象;“碱灰”中重金属Zn、Cd浸出浓度上升,其中Zn和Cd最大超过生活垃圾填埋标准的1.46和63.2倍.

3.3 飞灰碳酸化前后的物相变化及其浸出液pH值变化是重金属浸出浓度发生变化的关键因素.碳酸化后“酸灰”浸出液pH值未发生明显变化,而产生的复杂聚合物与CaCO3晶体及重金属Zn、Cd的T4形态占比增加,使“酸灰”中重金属不易被浸出,导致Zn和Cd的浸出浓度降低,但存在部分样品中T1赋存占比增加限值,表明这类重金属仍有浸出风险;碳酸化后“碱灰”浸出液pH值及重金属Zn、Cd的T2赋存占比下降,T1赋存占比增加是导致“碱灰”重金属Zn、Cd浸出浓度增加的主要原因.

3.4 针对不同碱度飞灰存在的长期填埋风险,建议在填埋处置前对不同碱度飞灰的浸出特性进行评估,从而降低飞灰在入场填埋后的重金属释放风险.

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Long-term effect of carbonation on heavy metals in fly ash of different alkalinity.

SHE Kai-lang1,2,LI Ping3,LIU Jing-cai1,YAO Guang-yuan1*,XU Ya1,XU Rong-bin1,4,ZHAO Yu-xin2,LIU Yu-qiang1

(1.State Environmental Protection Key Laboratory of Hazardous Waste Identification and Risk Control,Chinese Research Academy of Environmental Sciences,Beijing 100020,China；2.College of Municipal and Environmental Engineering,Jilin University of Construction,Changchun 130118,China；3.Tianjin Yiming Environmental Technology Co.Ltd,Tianjing 300392,China；4.College of Mines and Coal,Inner Mongolia University of Science and Technology,Baotou 014000,China).,2022,42(8)：3832～3840

Through carbonation treatment of domestic waste incineration fly ash in different areas,and the physical and chemical characteristics of fly ash are analyzed by XRF,SEM,and XRD,then the long-term impact of CO2on the excessive heavy metals of Zn,Pb and Cd in different incineration fly ash is studied by pH measurement,heavy metal leaching experiment and heavy metal speciation analysis. The research shows that the incineration fly ash displayed different alkalinity characteristics due to the reduction of flue gas emission limits in the incineration process,which required a large amount of deacidification agent such as calcium hydroxide. According to the pH value of the leaching solution after the acetic acid buffer solution leaching experiment,the fly ash is divided into "acid ash" and "alkali ash",and the long-term carbonation experiments are carried out. The results showed that the leaching toxicity of heavy metals in "acid ash" was much higher than that of "alkali ash",but the leaching concentration of heavy metals Zn and Cd in "acid ash" after carbonation are reduced by 10%～18% and 9%～30% respectively. The leaching concentration of heavy metals Zn and Cd in "alkali ash" increased significantly,and the maximum leaching concentration exceeded 1.46 and 63.2 times of the standard for pollution control on the municipal solid waste incineration. The leaching of amphoteric heavy metal Pb in "acid ash" and "alkali ash" is not regular after carbonation,but in general,carbonation has a greater effect on heavy metal Pb in "alkali ash". Finally,the change law of heavy metals in fly ash before and after carbonation is analyzed by BCR sequntial extraction procedure. The BCR results show that the leaching concentration of heavy metals Zn and Cd in "acid ash" shows a downward trend affected by the increase of the proportion of T4after carbonation,but the proportion of T1in some samples increases,which indicated that such heavy metals still have leaching risk. However,the leaching concentration of heavy metals Zn and Cd in "alkali ash" shows an increasing trend affected by the increase of the proportion of T1after carbonation. Therefore,we should focus on the leaching characteristics of heavy metals in fly ash with different alkalinity before landfill disposal,and provide guarantee for long-term stable landfill of fly ash.

domestic waste；fly ash；carbonation；leaching toxicity；alkalinity；heavy metals

X705

A

1000-6923(2022)08-3832-09

2022-01-11

国家重点研发计划(2020YFC1806304)

* 责任作者,研究员助理,yaogy@craes.org.cn

折开浪(1997-),男,陕西榆林人,吉林建筑大学硕士研究生,主要研究方向为固体废物处理与处置.