第一章 前言
1.3 研究內容
從資源回收實場取回焚化底渣後，進行前製作業過篩後進行物理性質，
化學性質分析。
1. 物理性質分析
根據焚化底渣特性分別進行篩分析、比重試驗、混凝土抗壓、混凝土抗 拉等等相關力學試驗找出其基本性質。
2. 化學性質分析
根據焚化底渣特性分別進行微波消化、ICP(感應耦合電漿)等相關化學分 析實驗測得化學組成和性質
3. 最後，製作一系列混凝土試體並以各種養護條件，分別探討其長期穩 定性及變形性。
文獻回顧 第二章
2.1 資源回收設備系統
目前台灣現有焚化廠約有 24 座，根據環保署統計近五年來垃圾焚化量逐 年增加，底渣量也由 96 年 86 萬噸產量增加至 100 年的 100 萬噸(圖 2.1)。
圖 2. 1 焚化底渣年產量
針對不同性質的廢棄物，焚化爐的爐體也會有所差異，目前常見的爐型 有固定床式、旋轉窯式及流體化床式。以台灣目前處理都市固體廢棄物 (MSW)的大型焚化爐體而言，多數是以固定床式為主，其最大特點在於 可以處理較複雜的廢棄物，且無大小或型態等限制，相較於技術、成本 較高的流體化床式及旋轉窯式焚化爐，固定床式焚化爐相當適合用於處 理較無害的都市固體廢棄物及一般事業廢棄物，同時也有能源回收的附 帶優點(張漢昌，2008)。
根據目前台灣環保署(EPA)的統計每年約有 100 萬噸左右的焚化底渣量 送至掩埋場進行掩埋，而隨著每年底渣量的增加掩埋場逐漸飽和。
2.2 焚化底渣分類 2.2.1 基本分類
一般非資源性垃圾送至焚化廠焚化，並利用熱能進行發電，焚化後所產 生之飛灰進行安定化處理，而底渣則作為瀝青混凝土添加料或其他方式 進行再利用。
在經過焚化爐燃燒後的垃圾可分為兩大類:底渣與飛灰.在細分時則可分 為細渣及鍋爐渣。將 Sawell et al. (1995)及 Wiles (1996)的研究進行焚化殘 餘物的彙整，可大致區分為下列四項：
細渣 (grate sifts or riddlings)
由爐床的縫隙掉落後所蒐集，其組成物質為玻璃、陶瓷、熔渣與部 份金屬物質。
底渣 (bottom ash)
底渣是焚化後所排出的殘餘物質，主要組成為燃燒完全的灰分與不 能燃燒的殘渣(鐵絲、玻璃、混凝土塊等)，而且新鮮的底渣含水量偏高，
是因為焚化廠常有水淬降溫的關係。
鍋爐灰 (boiler ash or heat recovery ash)
在熱回收過程中所產生之灰渣，通常是鍋爐阻擋廢氣所蒐集下來的 懸浮顆粒，也有可能是附著於爐壁再被捕捉下來之顆粒。
飛灰 (fly ash)
飛灰是由空氣污染控制設備所蒐集的細微顆粒，一般是透過旋風集 塵器、袋式集塵器、靜電集塵器所蒐集，若焚化爐有使用乾式或半乾式 洗滌塔，底渣則常含有中和反應生成物(如 CaCl2、CaSO4等)，以及未反 應完全之鹼劑(如 Ca(OH)2)。
2.2.2 焚化底渣物理性質介紹
(1)基本性質廢棄物經焚化燃燒後所產生的灰渣類似砂石，其大部分的顆粒集中於
4.76-25.4 mm 之間，約佔 52-70%(陳韋伶，2004)，而且多被歸類為優良 級配的砂土、級配良好的砂礫質土、不良級配砂 (何啟華，1993; 李建中 等，1995; 李維峰等，2004; 吳佩萱，2007)，
(2)底渣特性
比重依粒徑的不同而有較明顯的差異，約介於 1.5-2.4 之間(Chimenos et al., 2003; Wiles, 1996)，而天然材料的比重則多在 2.6-2.9 的範圍內(Das, 2007)，
相較之下焚化底渣具有質地較輕的特性，歸咎原因可能與其多孔洞的特 性有關，也可存積較多的游離水，通常天然砂石在 8-12%含水量的最大 密度 2200 kg/m3，焚化底渣在 12.3-16%的含水量時才具有最大的密度 1600-1800 kg/m3(Forteza et al., 2004; Wiles, 1996)。
(3)組成成分及外觀
在外觀上可依顏色判別，焚化底渣經焚燒過程到達水淬處理降溫後所呈 現的樣貌為黑灰色，含水率約為 15~20%(張祉祥, 1998) ，之後將底渣烘 乾則為灰白色，與一般天然骨材外觀並無太大分別。組成成分大致可分 為(Chimenos. et al., 1999):
玻璃
玻璃中有不同顏色、不同種類，其中一些因廢棄物在燃燒室中燃燒時物 質溶解形成矽酸鹽附著於表面，而這些多屬於玻璃顆粒，容易辨識，粒
合成陶瓷
主要成分有水泥、混凝土、陶瓷、磁磚、瓷器、石膏等。主要來源為都 市建築所產生之物直接丟棄，經過高溫燃燒混和後形成。
礦物
這類的物質主要成分經過 XRD 分析後為 SiO2、CaCO3、CaO、Al2O3及 其他。在 XRD 分析如物質低於 3%有可能無法測得，並不表示不存在，
如 MgO 等。
磁性物質
磁性物質粒徑大約小於 250 mm，且以鋼鐵為主。以氧化態存在，大致分 類為 Fe2O3、Fe3O4、FeO。
非磁性物質
主要成分為鋁和銅，鋁約在 2 至 20 mm 粒徑之間，銅則以不同形狀隨機 分佈於其他粒徑中，最小為 1 mm。其中在這部分發現鋁佔了 90%。
未燃燒完全有機物
在這區物質產生量依燃燒效率及操作特性有關，大致分佈於小於 16 mm 粒徑中。
2.2.3 焚化底渣化學性質介紹
都市廢棄物的組成有許多不同影響，但主要可發現焚化底渣主要是由 Si、
Ca、Al、Fe、Na、K、Mg，以及少量或微量的 Mn、Zn、Ti、Ba、Cd、
Cr、Pb、Hg、I、Sr、Br、Mo 所構成如表 2.1 所示(Qiao et al., 2008; Wiles, 1996)，由於經過焚化的氧化作用，多數元素是以氧化態的形式呈現，其 中焚化底渣所含得氧化物又以 SiO2、CaO、Fe2O3及 Al2O3的比例為最高，
如表 2.2 所示，大約佔總重的 95%(廖錦聰，1996; Pera et al., 1997) 。
表 2. 1 底渣中各元素含量
Element Range for bottom ash(mg/kg)
Ag 0.29~37
Al 22,000~73,000
As 0.12~190
B 38~310
Ba 400~3,000
C 10,000~60,000
Ca 37,000~120,000
Cd 0.3~71
Cl 800~4,200
Co 6~350
Cr 23~3,200
Cu 190~8,200
Fe 4,100~150,000
Hg 0.02~7.8
O 400,000~500,000
P 1,400~6,400
Pb 98~14,000
S 1,000~5,000
Sb 10~430
Se 0.05~10
Si 91,000~31,000
Sn 2~380
Sr 85~1,000
Ti 2,600~9,500
V 20~120
Zn 610~7,800
有關焚化底渣的文獻中，提到回收再利用時需經過熟化、水洗或自然風 化後才可再應用，此現象在(Pfrang-Stotz., 2000)中提到了新鮮底渣出廠後 前三個月經過化學轉化後會趨於穩定，詳細結果如下:
水化反應
水化反應是由底渣中的不穩定物質與殘留水分產生的反應，反應時間非 常迅速。
固化反應
此階段會形成鈣化物(portiandite) Ca(OH)2 + CO2 → CaCO3
CaCO3直接沉澱後，形成酸鈣水化合物的階段(calcium silicate hydrate phases) 。
硫酸反應
硫酸反應主要是由硬石膏轉換成燒石，膏燒石膏形成後沉澱於底部。
CaSO4 + 1/2 H2O → CaSO4*0.5 H2O
成鹽反應
主要形成 halite(NaCl)及 sylvite(KCl) portiandite calcite
anhydrite bassanite
鐵反應(Reactions of iron)
鐵的反應屬於較慢反應，實際反應為:
Fe3O4 → γ-Fe2O3 → α-Fe2O3
溶解反應
存放的底渣，如遇水則生成的氯化鈉(NaCl)與氯化鉀(KCl)會繼續溶解，
此反應與 pH 值有關聯，鹼性環境下會持續溶解，當 pH 值偏酸性較為趨 緩。
由於焚化底渣組物質成複雜且較不均質，因此與天然材料相比也有不同 的化學特性存在，例如 pH 值偏高，通常新鮮焚化底渣的 pH 大致介於 11.1-12.6 之間(Dabo et al., 2009; Forteza et al., 2004)；含有的鹽類量較高，
其主要為氯鹽及硫酸鹽類(李建中等，1997; Travar et al., 2008)，也因為焚 化底渣有可能造成一些環境問題，因此對於應用前的檢測、使用規範等 問題，可能更是需要被重視與關心的議題(Dabo et al., 2009 ; Ore et al., 2007)。
表 2. 2 世界各國底渣的化學組成範圍(廖錦聰，1996)
2.2.4 底渣力學性質
依各國文獻所製作出底渣製成的混凝土，可以發現當完全以底渣製 作時有較小強度，而混和一部分底渣後，強度則與一般混凝土相差不遠，
如表 2.3 所示。
另外在(張智閎, 2012)中提出，焚化底渣摩擦角大約 50∘左右，依化 學性質不同會有些微差異，如表 2.4 所示。
如將焚化底渣經前處理後再製作成一般混凝土試體存放一段時間(4 個月以上)，則可明顯發現會產生膨脹最高可高達 2%(Pecqueur. et al., 2001) 如圖 2.2 所示，焚化底渣依照不同比例添加於天然骨材中發現強度損失有 明顯的下降趨勢(Turhan Bilir., 2012)如圖 2.3 所示。
國家 SiO2 CaO Al2O3 Fe2O3 Na2O MgO 台灣 43.1-56.5 11.8-21.6 6.98-14.4 5.6-19.1 5.79 1.35-1.8 美國 39.2-44.7 10.5-14.8 17.0-17.4 9.2-10.4 3.46-8.1 1.5-3.0 日本 34.7-39.9 11.1-18.2 12.3-16.5 7.1-8.6 1.8-2.6 2.2-4.5 新加坡 26.0 16.8 12.3-25.5 13.1 1.9-2.5 1-2
單位：%
圖 2. 2 焚化底渣隨時間膨脹率(Pecqueur G. et al., 2001)
圖 2. 3 天然骨材與底渣比例影響(Turhan Bilir., 2012)
表 2. 3 混凝土抗壓強度比較
表 2. 4 焚化底渣摩擦角(張智閎，2012)
Literature Type Strength(MPa)
Ginés et al., 2009 100% Bottom ash 17.5 Abdulhameed Umar
Abubakar., 2012
Control 31
2.3 焚化底渣各國之應用 2.3.1 日本
日本對於廢棄物之處理現況以焚化為主，而對於焚化灰渣的處理方面，
日本地區因受限土地資源不足之特性，掩埋場早已不敷使用，故近年來 全力著重於熱分解汽化熔融處理技術之研究發展及熔融再利用方式之評 估，並積極推動熔渣應用於建築材料，以期有效減少待掩埋灰渣體積，
延長掩埋場壽命表 2.5 為日本重金屬法規限制質，表 2.6 為再利用規範。
表 2. 5 日本底渣法規值(詹炯淵, 2001)
重金屬 溶出值標準
Hg 0.005 Cd 0.3 Pb 0.3 Cr6+ 1.5
Cr -
As 0.3 Se 0.3
表 2. 6 日本焚化底渣利用方向(李公哲等, 2003)
2.3.2 美國
政府對焚化灰渣之收集、處理、處置無公告之法令規定，由各州自行視 當地環境條件自訂規範，標準不一。目前作法為引進歐洲的底渣分選處 理的技術，再利用條件由各州獨立審查許可，目前在利用率約為 10﹪。
處理前的灰渣及飛灰必須通過美國毒性溶出試驗(TCLP)之檢驗表，2.7 所 示，如判定為有害事業廢棄物則需經過特殊處理，一般灰渣進行掩埋，
但由於掩埋場飽和以及新建掩埋場有安全之疑慮，因此底渣再利用 1 在 美國逐漸受到重視。
表 2. 7 美國重金屬溶出標準(李公哲等, 2003)
項目 溶出限值
砷 <5.0 mg/L
鋇 <100.0 mg/L
鎘 <1.0 mg/L
鉻 <5.0 mg/L
鉛 <5.0 mg/L
汞 <0.2 mg/L
硒 <1.0 mg/L
銀 <5.0 mg/L
2.3.3 荷蘭
荷蘭每年底渣產量約有 100 萬噸，由於地理條件的限制，缺乏陸地掩埋 場地且天然骨材不足，故荷蘭政府積極推動再利用處理。為改善底渣的 品質，荷蘭政府投入許多心力不斷地測試，並已確保底渣在環境中的安 全性，且制訂了標準溶出測試方法，研擬相關再利用的組成規定及檢驗 方法。(陳韋伶, 2004)
荷蘭對於廢棄物這方面制定了新目標，只要關於廢棄物回收與利用並應 用於相關新規定或建材之中。且對於這些規定與應用已經在 1995 年 11 月通過，現在荷蘭許多工業對於底渣廢棄物再利用已有相當的成果並樂 於和政府合作。
荷蘭於 1994 年灰渣再利用率已將近 95%，是灰渣再利用率最高的國家，
應用層面包括地基、路基、堤防、隔音牆、防風牆等。表 2.8 為荷蘭底渣 再利用之實例。
另外關於底渣再利用影響土壤之關聯性也有荷蘭相關規定。表 2.9 之法規 標準為於 100 年的計畫下，涵蓋其對於水體品質及土壤之衝擊，每年超 過 90％產量之底渣依據此項規範，做為路基、堤防等再利用。
表 2. 8 荷蘭焚化底渣應用實例
1984 年凱勒海文(Keilehaven)使用 30 萬塊混凝土舖地磚，
其中超過 40%的粗骨材以 5〜8 mm 的底渣取代，經過五年
另外荷蘭於 1984 年後，約有 30%~40%的飛灰主要應用於瀝青混凝土中
另外荷蘭於 1984 年後，約有 30%~40%的飛灰主要應用於瀝青混凝土中