焚化灰渣作為水泥生料對卜特蘭水泥影響之研究

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焚化灰渣作為水泥生料對卜特蘭水泥影響之研究

研究生：郭容忍指導教授：黃志彬、袁如馨博士 國立交通大學環境工程研究所 摘要 焚化處理儼然已成台灣未來都市廢棄物處理之主流，目前台灣對於焚化灰渣仍以掩埋處理為主，相對於其他先進國家積極開發灰渣資源化，台灣在這方面稍嫌落後。近年來水泥產業在廢棄物處理上扮演重要角色，考量飛灰與底渣在主要化學成份CaO、SiO2、Al2O3及Fe2O3與水泥主要成份相似，飛灰與底渣可作為水泥之原料；利用水泥窯高溫燒結方式燒成水泥熟料且將重金屬固封於水泥礦物中，使灰渣達無害化。研究顯示焚化灰渣含大量氯鹽、硫化物、P2O5與重金屬，會造成旋窯堵塞與影響水泥品質。本研究以水洗（L/S=10、15 min）搭配醋酸酸洗（L/S=20、醋酸濃度0.1 M、30 min）方式進行，可有效減少焚化灰渣氯鹽及少部分 SO3。處理後之飛灰與底渣氯含量為5749 ppm 及 2876 ppm，針對本研究所採集之灰渣樣品，若將生料中總氯含量控制在 100 ppm，則飛灰與底渣最大添加量為 1.75%及 3.5%。生料經混合、造粒、燒結後，即為水泥熟料，其中熟料礦物分析與未添加灰渣之水泥熟料相比並無太大差異。水泥品質檢驗顯示添加飛灰與底渣會稍微降低水泥易磨性與抗壓強度，且有延緩凝結時間之現象發生。整體來說，除凝結時間受燒成過當之影響，造成初凝與終凝有緩凝超過標準之現象外，其餘均符合 CNS 61Ⅱ型水泥規範。

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Recycling of MSWI Ash as a Raw Material for Portland Cement

Student：Jung-Jen Kuo Advisors：Chihpin Huang and Jill Ruhsing Pan

Institute of Environment Engineering National Chiao Tung University

Abstract

In Taiwan, landfill disposal and solidification are two major strategies for MSWI ash disposal. However, MSWI ash is rich in heavy metals and salts, which may cause serious environmental problem if without proper treatment. Recently, cement industry has played an important role in the disposal of solid wastes because it can utilize various kinds of wastes as fuels or raw materials. In addition, the heavy metals can be safely captured in the cement clinker. In this study, the feasibility of incorporating MSWI fly ash and bottom ash into cement clinker was evaluated. Sintering process was attempted to simulate the cement making. The goal of this study is to find a practical way to dispose the MSWI ash.

The chemical property of the incineration ash was analyzed. The MSWI ash was washed with water and acid to remove the chlorides in order to prevent the clogging and the rusting of the cement kiln. The greatest chloride removal was achieved by a 15 min water washing at L/S=10 followed by a 30 min wash with 0.1 M acetic acid at L/S=20. After the pre-treatment, various amount of the ash was added to replace the clay component of the cement raw material. The effect of its addition on sintering condition and the quality of the Portland cement were evaluated.

The maximum percentage of fly ash and bottom ash could be added were 1.75﹪ and 3.50﹪, respectively. The results showed that the compressive strength of the clinker with fly ash and bottom ash addition was similar to that of the blank sample. However, the setting time of the masonry was much longer. All cement products conformed to the Chinese National Standard of second degree Portland cement, with one exception that the setting time of the clinker was much longer.

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誌謝

兩年前的夏天，我懷著喜悅與學習的心情來到了交大，兩年後的這個夏天，我懷念著研究生涯的點點滴滴。兩年說長不長，說短不短，但卻是我得到最多經驗與歷練的兩年，首先感謝吾師黃志彬與袁如馨教授，對學生在學術研究上悉心指導與生活上的照顧。口試期間，承蒙台大李公哲教授與中央王鯤生教授對學生論文提出的指正與建議。一本論文的完成並非單靠個人之力可順利完成，需眾人力量的協助。在此感謝台泥李榮發副主任、郭鴻澤先生與實驗室叔叔、大哥及花姨對學生在實驗分析與生活上的照顧。在新竹求學過程中，感謝實驗室博士班阿甘、小江、茂松、慶國、志麟學長，碩士班學長姐又瑞、聖寰、弘任、士閔、昌隆，芬蘭、敏儒在學業與實驗上的指導。在辛苦研究過程中，感謝同學佳欣、柏廷、肇毅、嘉蔚、靖宜的互相扶持，感謝學弟妹韋弘、宏杰、欣慧、育俊、旭娟在諸多雜事上的幫助。另外，大學同學小厲、鳳文、小助、脅迫我要加入的家成，還有好友王琦、登曼、薏菁、進里、百瑩，謝謝你們的加油與鼓勵。最後，謝謝一直在背後默默支持我的爸爸、媽媽、弟弟、琪茹及大姐鳳貞，你們給了我無盡愛與關懷，讓我可以克服所有困難。僅以此篇論文獻給對我有所幫助的人，一同分享這份人生成長的喜悅。 郭容忍 2004 年盛夏

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中文摘要………...………Ⅰ 英文摘要………...……Ⅱ 誌謝………...…………Ⅲ 目錄………...………Ⅳ 表目錄………...………Ⅵ 圖目錄………...………Ⅶ 第一章前言………...……..1 1.1 研究緣起………..1 1.2 研究目的與內容………..2 第二章研究背景與文獻回顧……….3 2.1 都市廢棄物之產量與處理現況………3 2.2 焚化灰渣來源………4 2.3 焚化灰渣之性質………6 2.3.1 焚化底渣之物理與化學特性………...…6 2.3.2 焚化飛灰之物理與化學性質……….………10 2.4 焚化灰渣處理技術與資源化研究……….………12 2.4.1 灰渣穩定處理研究……….………12 2.4.2 焚化灰渣資源化……….…………19 2.5 卜特蘭水泥的製造與特性………..………21 2.5.1 水泥製程與成份……….…………21 2.5.2 卜特蘭水泥之水化特性……….………25 2.5.3 潛在熟料礦物組成及推估……….………28 2.5.4 影響水泥抗壓強度之主要因素……….…………30 2.6 廢棄物資源化於水泥工業……….………34 第三章實驗材料、設備與方法………38 3.1 實驗材料與儀器……….…38 3.1.1 實驗材料……….………38 3.1.2 主要實驗設備……….………38 3.1.3 主要分析儀器……….………39 3.2 實驗流程與內容……….………40 3.2.1 焚化灰渣與水泥原料的製備……….………41 3.2.2 焚化灰渣成分分析……….………41 3.2.3 焚化灰渣添加於水泥生料之研究……….………42

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3.3 實驗與分析方法……….……46 第四章結果與討論………...……50 4.1 焚化灰渣基本性質分析……….………50 4.1.1 焚化灰渣之物理特性………...………50 4.1.2 焚化灰渣之化學成份特性與組成………..…………52 4.2 焚化灰渣前處理實驗……….…55 4.2.1 焚化灰渣水洗與酸洗除氯鹽試驗……….………55 4.2.2 焚化灰渣處理前後之化學成份比較……….………61 4.3 水泥生料配比試驗………..……64 4.3.1 Ⅱ型水泥生料配比設計……….………64 4.3.2 水泥配比程式的適用性……….………67 4.4 水泥熟料基本性質分析……….……68 4.4.1 水泥熟料成份分析與游離石灰檢測………..……...…………68 4.4.2 水泥熟料礦物分布推估………..………...…………70 4.4.3 熟料光學顯微鏡礦物相分析………..………...………72 4.5 熟料添加石膏製成Ⅱ型水泥………..………79 4.6 水泥品質檢驗………..……81 4.6.1 水泥細度與粒度分析………..…………...………81 4.6.2 凝結時間檢測………..………...…………85 4.6.3 水泥砂漿抗壓強度………..………...………87 第五章結論與建議………..………...………89 5.1 結論………...……….………89 5.2 建議………...……….……90 參考文獻………...………91 附錄 A………96 附錄 B………97 附錄 C………...………….98

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表目錄

表2-1 焚化底渣 a 與 b 在不同粒徑之材料分布………...………...……….…………7 表2-2 各國焚化底渣之化學成分比較………...……….……….………7 表2-3 台灣焚化底渣 TCLP 溶出液濃度與法規值之比較………...……..………….9 表2-4 台灣焚化飛灰 TCLP 溶出液濃度與法規值之比較………...……..………….9 表2-5 焚化飛灰之化學主要成份………...……….………...…11 表2-6 國內外對於垃圾焚化底渣前處理的要求………...………...….………14 表2-7 相關焚化飛灰水洗文獻整理………...……….………...……18 表2-8 飛灰不同運用方式之比較………...………...….………20 表2-9 卜特蘭水泥主要礦物成分及其基本性質………...………...……….………23 表2-10 各類型卜特蘭水泥的成份與性質………...……….….………24 表2-11 各類型卜特蘭水泥的用途………...……….……….…24 表2-12 卜特蘭水泥加水後主要礦物所產生的水化反應………...……..……….27 表2-13 日本小野田水泥公司熟料游離石灰控制標準………...……….….…28 表2-14 防止水泥窯結皮之化學需求………...………….…….………37 表3-1 卜特蘭物化性實驗項目及試驗方法………...…….………….………..……49 表4-1 焚化灰渣之基本性質………...……….………...………50 表4-2 焚化灰渣 XRF 定性分析………...……….……….…………53 表4-3 焚化灰渣水洗前後氯含量分析………...……….…………...………56 表4-4 同濃度下硝酸與醋酸酸洗除氯檢測………...………57 表4-5 不同有機弱酸酸洗除氯效能評估………...58 表4-6 飛灰與底渣處理前後氯含量比較………...………....………..………..61 表4-7 飛灰、底渣與水泥四原料化學成份………...……….….…….……….65 表4-8 卜特蘭Ⅱ型水泥生料配比設計………...……….……...……...……….66 表4-9 不同國家與都市之灰渣配料結果………...………....………..………..67 表4-10 水泥熟料化學成份分析………...………….……….…………68 表4-11 水泥熟料游離石灰檢測………...……….…….……..…….………….69 表4-12 Bouge 計算式推估熟料中礦物成份………...……….…………...71 表4-13 實驗之水泥熟料矽酸三鈣、矽酸二鈣的粒徑分布………...………74 表4-14 水泥研磨時間、氣透儀壓力計落差之時距與換算水泥細度………...……82

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圖目錄

圖2-1 台灣地區垃圾處理處置量統計………...……….…….………3 圖2-2 焚化爐焚化流程………...……….……….………4 圖2-3 灰渣之處理與處置技術體系………...………...….………15 圖2-4 一般卜特蘭水泥製造流程圖………...………....………21 圖2-5 NSP 窯系統之製程示意圖………...……….………23 圖2-6 水泥加水後發熱曲線變化圖………...……….………26 圖3-1 研究架構………...……….………...…40 圖3-2 焚化灰渣及水泥原料的製備………...………...….………41 圖3-3 實驗流程圖………...……….………...…43 圖3-4 焚化灰渣除氯鹽實驗設計………...………..…….…….…………44 圖3-5 （a）左為水泥生料顆粒（b）右為經燒結實驗後之水泥熟料………...……45 圖3-6 生料燒結時間控制………...45 圖4-1 飛灰、底渣與卜特蘭水泥之化學成份比較………...………….……….……54 圖4-2 不同水洗方式對飛灰除氯效果評估………...56 圖4-3 醋酸濃度對飛灰酸洗之影響………...……….….………..59 圖4-4 醋酸酸洗飛灰之固液比與酸洗時間評估試驗…………...………60 圖4-5 焚化飛灰處理前後之主要化學成份比較………...…………..…….……….62 圖4-6 焚化底渣處理前後之主要化學成份比較………...………...….…...….63 圖4-7 熟料中 Alite、Belite、Aluminate 與 Ferrit 之礦物相……….…….……73 圖4-8 熟料中之孔隙分佈情形………...……….……….……..73 圖4-9 未添加灰渣之水泥熟料 Alite 分布情形……...…….………..……..………..75 圖4-10 添加底渣之水泥熟料 Alite 分布情形……...……….….……...……75 圖4-11 添加飛灰之水泥熟料 Alite 分布情形………...……….………76 圖4-12 未添加灰渣之水泥熟料 Belite 分布情形………...………...….……76 圖4-13 添加底渣之水泥熟料 Belite 分布情形………...………77 圖4-14 添加飛灰之水泥熟料 Belite 分布情形………...……….…..….……77 圖4-15 添加飛灰之水泥熟料液相（C3A+C4AF）分布情形………...………78 圖4-16 石膏之各種結晶變態……….……….……….……..79 圖4-17 各水泥配比之噴射篩析儀＃375 篩餘比較………...………..………..……83 圖4-18 二型水泥粒度分析……...……….……….……....84 圖4-19 凝結時間檢測之標準試體與費開氏針………...………….…….…………86 圖4-20 水泥漿體凝結時間檢測………...……….……….……..…..86 圖4-21 標準抗壓強度之水泥砂漿試體………...……….…….………..……..88 圖4-22 各養護齡期水泥砂漿抗壓強度發展……….……….…….………..88

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第一章前言

1.1 研究緣起 由於科技進步與經濟繁榮，人類在社會與經濟活動中會伴隨產生許多廢棄物，如未妥善處理，則會影響環境品質和人類健康。在台灣，對於廢棄物的處理，仍以衛生掩埋為主，但近幾年來在廢棄物管理上，因地價的高漲與周遭環境的變遷等因素，處理一般廢棄物的掩埋場越來越難找，因此焚化處理將成為未來的主流。台灣地區的垃圾焚化爐目前約有21 座營運處理垃圾，預計民國 93 年，將有 36 座焚化廠陸續完工運轉，屆時焚化爐灰渣的處理將是一項緊急的任務。一般焚化灰渣量約為原垃圾重量之10~20%，灰渣中底渣約佔 65~80%，飛灰及反應物約佔20~35%。統計 92 年 1~8 月之台灣焚化廠操作資料，全部垃圾焚化量為 369 萬公噸，其中灰渣量佔 19.5%約為 72 萬公噸。底渣主要成分為 CaO、 SiO2、Al2O3、Fe2O3及少量金屬氧化物且現行法規規定底渣屬於一般廢棄物；飛

灰之主要成份與底渣相同，但飛灰中含有過量重金屬及氯鹽類，屬於有害廢棄物。目前台灣對於底渣大多採掩埋處理，而歐洲與日本則回收將近80%以上的底渣作為次級建材與道路路基；國內對於飛灰研究主要集中在固化、熔融處理與重金屬穩定上，目前的處理並非有效方式，我們都知道固化後之飛灰仍需尋找掩埋用地，高溫熔融屬於高成本設備，會造成社會成本的負擔。因此如何增加灰渣的資源再生，是一個迫切的問題。水泥產業近年來在事業廢棄物處理上扮演核心的角色，主要原因在於水泥旋窯具有廢棄物焚化處理所需的條件(3T，溫度、時間、亂度)。卜特蘭水泥主要成分是由CaO、SiO2、Al2O3及Fe2O3等四種化學成份經高溫燒結而成，而在一般事

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業廢棄物中也是以上述四種化學成份為主，因此廢棄物中的無機物具有相當潛力可作為水泥原料。目前將廢棄物資源化於水泥大致上分為兩種方式，第一種是將經研磨後取代部分水泥或當作添加劑；另一種是將事業廢棄物經由適當前處理後，運用於水泥製程上，直接作為原料製成水泥。兩種方式各佔優勢，前者運用方便且較適合低污染性廢棄物。後者技術性高，可利用水泥窯特性來處理高污染性廢棄物，生成之爐渣為水泥熟料且不會有二次廢棄物產生，相當適合作為有害廢棄物資源化之途徑。國內處理底渣與飛灰主要仍用採掩埋與固化掩埋，落後於其他先進國家，本研究嘗試利用底渣與飛灰經適當前處理，依不同比例添加於水泥生料中，以燒結冷卻程序製成水泥熟料，並進一步分析水泥熟料化學成分與物理性質，藉以評估底渣與飛灰資源化於水泥製程之可行性，為底渣與飛灰尋找另一最終處理方式。 1.2 研究目的與內容 本研究主要目的分為兩部分，一為分析底渣與飛灰之化學成分，以探討灰渣作為水泥原料之可行性，並研究前處理方式去除對水泥品質有害之物質。另一方面依不同比例添加於生料中，探討底渣與飛灰對水泥熟料之影響，使能找出灰渣資源化於水泥生料中的合適添加比例與良好操作條件。本研究內容包括： 1. 分析底渣與飛灰物理性質與化學成分。 2. 探討前處理去除焚化灰渣中對水泥成分有害之物質。 3. 評估底渣與飛灰替代水泥生料之比率。 4. 分析焚化灰渣資源化於水泥對卜特蘭水泥之影響。

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第二章研究背景與文獻回顧

2.1 都市廢棄物之產量與處理現況 國內一般都市廢棄物之處理方式大多以衛生掩埋與焚化處理為主，根據 89 年統計台灣地區一般廢棄物處置方式，其中45.73%採衛生掩埋處理，38.7%採焚化處理，5.72%為資源回收，8.34%採一般掩埋，1.42%採堆置，0.04%採堆肥處理，如圖2-1 所示。未來隨著掩埋用地的短少，焚化處理將取而代之，其所產生之焚化灰渣也相當可觀，因此如何將灰渣資源化再利用是我們急需思考的問題。 0 10 20 30 40 50 比率 (%) 一般掩埋資源回收堆置其他堆肥衛生掩埋焚化爐焚化 38.7% 圖2-1 台灣地區垃圾處理處置量統計(行政院環保署 2001)

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2.2 焚化灰渣來源 焚化處理法主要利用高溫氧化使都市廢棄物有效減量，使廢棄物達到衛生化及安定化。圖2-2 為焚化爐處理流程。黃氏(1994)由焚化流程來看，不同的設備與位置會產生不同性質的灰渣，大致上可分為下列幾種： 1. 爐床灰 ( Grate Ash ) 2. 篩灰 ( Siftings ) 3. 鍋爐灰 ( Boiler Ash ) 4. 洗滌灰 ( Scrubber Ash )

5. 集塵灰 ( Baghouse or Precipitor Ash ) 6. 灰渣 ( Combined Ash )

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Wiles ( 1996 )依不同洗滌與收集設備將焚化灰渣分類為以下幾種：

1.底渣( bottom ash )－主要來自於焚化爐底部與爐床之灰渣，一般來說底渣也包括爐床篩灰；歐洲認為也可能包括爐床灰與爐渣。

2.爐床篩灰( grate siftings or riddlings )－從爐床掉落之灰，一般與底渣結合在水淬系統中。

3.熱回收灰( heat recovery ash，HRA )－從熱回收系統所收集之顆粒，可進一步分為鍋爐灰、廢氣預熱器灰與過熱器灰等，HRA 依面積不同來收集，故其可能收集到底渣與空氣污染防治設備（air pollution control，APC）之細微顆粒且隨工廠之設計而不同。

4.飛灰( fly ash )－主要收集自於爐床與燃料廢氣之顆粒，不包括 HRA，在廢氣冷卻時，可能包含揮發性物質。

5.空氣污染防治設備殘餘物( APC residue )－為飛灰、注入之吸附物質與濃縮廢氣等由空氣污染防治設備所收集之結合物質。

6.結合灰( combined ash )－混合有底渣、爐床篩灰與 APC residue，美國以結合灰為其日常管理對象；在歐洲與加拿大則屬於將底渣與APC residue 分開管理。楊氏(2003)焚化灰渣依收集方式不同而可分為底渣、飛灰與反應物。其中底渣係指焚化爐床上經燃燒剩餘之殘渣及掉落焚化爐床正下方之灰燼及小體積垃圾；飛灰係指燃燒廢氣中所含之顆粒狀物，經由廢熱鍋爐、節熱器及集塵器收集；反應物係指乾式或半乾式除酸設備所產生之物質可經由集塵器而收集。Hjelmar et. al（1996）指出一般都市垃圾經焚化後大約減少 90%的體積與 70%之重量。灰渣 中底渣佔65~80%，飛灰與反應物佔 20~30%。

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2.3 焚化灰渣之性質 2.3.1 焚化底渣之物理與化學特性一般來說底渣的高含水率主要是因經過水淬而造成，新鮮之底渣顏色呈現灰黑色且發出焦臭味，但經乾燥後則呈現灰白色，可利用震動篩將石塊、鐵罐、玻璃等分離出來。國內外對底渣研究甚多，茲分述如下：楊氏（2003）焚化底渣是一種高度非均質混合物質，其成分包含不可燃垃圾如金屬物質、玻璃及陶瓷等；灰燼則為燃燒生成之 SiO2、CaO、Fe2O3、Al2O3及

Na、K、Mg 等金屬氧化物及未完全燃燒之有機物。其酸鹼值約在 11~12 間，其重金屬種類以銅、鉛、鋅含量最高。

Chimenos et. al（1998）指出底渣中主要成份為玻璃、磁性金屬、礦物、合成 陶瓷、反磁性金屬及未燃燒有機物。如表2-1 所示，其中粒徑分布 4~25 mm 約佔底渣重量之50%，主要由玻璃(>50%、該比例中)、礦物(>26%)及合成陶瓷(>8%) 所組成，且該粒徑之底渣適合再利用於次級建築材料或玻璃回收；磁性金屬則累積分布於1~6 mm 粒徑中；重金屬則分布在 1 mm 粒徑下。網本（1998）分析垃圾焚化廠之底渣，研究中顯示底渣含水率約為 22.9%，灼燒減量約為6.7%，大型可燃物約佔 34.8%；粒徑大於 100 mm 者有 20%以上，其成份大多為鐵、非鐵金屬物質、熔渣及建築廢料；粒徑20~100 mm 間粒徑分布較為平均；粒徑小於20 mm 約佔 10%左右；剩餘的為類似砂石之物質所組成。 Wiles（1996）指出底渣近似於一種多孔性輕質骨材且具有高比表面積，研究顯示底渣之乾固體密度為 950 kg/m3 或是比該值還高，而細顆粒部分比重（specific gravity）為 1.5~2，粗顆粒比重則為 1.8~2.4。底渣因經過水淬(quenching)

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表2-1 焚化底渣 a 與 b 在不同粒徑之材料分布粒徑分布範圍 (mm) 平玻璃 Glass (a) (b) 均磁性金屬 Magnetic metals (a) (b) 重反磁性金屬 Diamagnetic metals (a) (b) 量陶瓷 Synthetic ceramic (a) (b) ( % ) 有機物 Organic matter (a) (b) 礦物 Minerals (a) (b) 1~2 35 42 13 14 4 3 19 15 2 4 27 22 2~4 45 56 11 13 3 3 17 11 2 3 22 14 4~6 68 75 8 5 2 2 10 7 2 2 10 9 6~16 58 68 5 2 3 2 20 18 1 2 13 8 16~25 45 58 0 0 4 3 51 39 0 0 0 0 資料來源：Chimenos,1999 表2-2 各國焚化底渣之化學成分比較項目台灣a 美國a 日本a 新加坡a 土耳其b 葡萄牙c SiO2 (%) 31.81 44.73 34.7 32.2 49.7 15.1 CaO (%) 20.05 10.52 18.2 4.8 2.9 36.6 Fe2O3 (%) 15.70 9.26 8.6 28.1 7.3 4.7 Al2O3 (%) 14.70 17.44 12.3 25.5 27.8 15.6 Na2O (%) 2.92 8.14 1.8 1.9 9.9 1.8 MgO (%) 1.61 2.10 2.2 1.3 0.92 2.0 資料來源：a 廖錦聰，1996、b_{Kayabali，2000、}c_{Kikuchi，2001}

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手續，故含有15~25%水分。底渣之化學特性上，不外乎在探討其化學組成成份與是否含有對環境有害之物質。底渣中含有可能對環境造成危害之少量重金屬與溶解性鹽類，底渣中約有 80~90%由 O、Si、Al、Fe、Ca、Na、K 與 C 所組成，少部分由 Mg、Ti、Cl、 Mn、Ba、Zn、Cu、Pb 及 Cr 組成(約 0.1~1%)，微量部分由 Sn、Sb、V、Mo、 As、Se、Sr、Ni、Co、Ce、Ag、Hg、B、Br、F 與 I 所組成(<0.1%)。大部分的組成是由鹼金屬與鹼土金屬所組成，而在微量金屬則大多因焚化而富集於底渣中。綜合來說，底渣所含化學物質以SiO2、CaO、Fe2O3及Al2O3為主，如表2-2 所示，而我國焚化底渣中所含之 Fe2O3有偏高之現象，可能是垃圾分類不確實，造成過多鐵製物質進入焚化爐中。底渣之有害判定通常利用毒性溶出試驗(TCLP)為基準，其目的在模擬最惡劣之環境下而可能釋出之毒性物質數量。表2-3 為台灣各廠之重金屬溶出濃度，可看出台灣底渣在Zn、Pb、Cd 項目上有高於標準質之現象，其必須依相關規定作中間處理。依九十二年六月十二號所公佈的垃圾焚化廠焚化底渣再利用管理方式裡，將底渣規範為一般廢棄物。焚化灰渣之飛灰應分開貯存收集，不得與底渣混合。對於底渣的處理方式上，僅要求在其抽檢程序中規定需經TCLP 測試，惟超過標準值才需採固化法、穩定化法、熔融法或其他經中央主管機關許可之處理方法處理至低於有害事業廢棄物認定之溶出試驗標準。

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表2-3 台灣焚化底渣 TCLP 溶出液濃度與法規值之比較重金屬種類法規標準 A 廠 mg/l B 廠 mg/l C 廠 mg/l D 廠 mg/l E 廠 mg/l F 廠 mg/l G 廠 mg/l H 廠 mg/l 總汞 0.2 0.00022 0.00154 - - - - - -總鎘 1.0 7.25 4.58 0.28 2 - 0.098 0.3 0.118 總砷 2.5 0.03048 0.00466 - - - -總鉛 5.0 14.0 6.16 8.47 14.8 - 4.935 1.31 0.978 總鉻 5.0 0.50 0.60 1.3 1.0 - 0.105 0.147 0.157 總銅 15.0 3.27 3.28 1.21 4.2 - 1.573 1.469 9.0 總鋅 25.0 141.00 64.43 51.6 - - 47.420 27.2 10.65 資料來源：楊盛行，2003 表2-4 台灣焚化飛灰 TCLP 溶出液濃度與法規值之比較重金屬種類法規標準 A 廠 mg/l B 廠 mg/l C 廠 mg/l D 廠 mg/l E 廠 mg/l F 廠 mg/l G 廠 mg/l H 廠 mg/l 總汞 0.2 0.00013 0.00014 - - 5- - - -總鎘 1.0 23.38 29.37 3.97 0.1 5.1 7.465 0.355 0.077 總砷 2.5 0.00611 0.00177 - - - -總鉛 5.0 9.00 14.85 4.51 16.7 - 2.501 0.35 75.20 總鉻 5.0 0.60 1.30 2.36 0.9 - 0.226 1.68 0.989 總銅 15.0 15.40 17.42 4.21 0.2 - 0.229 0.00741 0.555 總鋅 25.0 251.00 607.93 177.6 - 38.5 253.80 0.569 10.65 資料來源：楊盛行，2003

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2.3.2 焚化飛灰之物理與化學性質飛灰為經由空氣污染防治設備所捕捉到之細微顆粒，一般來說，新鮮的飛灰幾乎不含任何水分並呈現粉塵狀的細微顆粒物，其顏色依成分組成與焚化情形而定，大致呈現灰色或褐色。由於飛灰中含大量之CaCl2與CaSO4成分，因此會漸漸吸收空氣中之水汽。若飛灰含太高量之 CaCl2時，甚至會過度吸收水汽而呈現液化現象。由儀器分析其主要元素，大致上與底渣相同，由Si、Al、Fe、Ca、Cl、 O，微量元素包括 C、P、S、K、Mg、Ti 等所組成，飛灰之 pH 約為 10.6。飛灰中含有可能對環境有害之微量金屬與溶解性鹽類。 Anthony（1993）指出飛灰粒徑中大約有 90~97％之砂粒尺寸，其密度介於 0.98×103~1.26×103 Kg/m3，但飛灰的密度卻只有天然砂之60％（砂之密度為 1.90 ×103 Kg/m3），其原因可能是飛灰顆粒多為中空球型，造成飛灰飛散於空氣中。

楊氏（2003）指出飛灰主要成份為 SiO2、CaO、Fe2O3、Al2O3與未燃碳粒及

微量金屬，其TCLP 以鋅、鉛、鎘較高且均高於法規標準，如表 2-4 所示，必須依相關規定作中間處理。在純飛灰中除了CaO 含量最高外，其次依序為 SiO2 與 Al2O3。由於飛灰中含有重金屬，其 TCLP 之重金屬溶出測定常超出法規管制限值，因此被列為有害廢棄物，規定不得與底渣混合，並應以固化或其他有效中間處理方法處理。顧氏(1995)與 Ontiveros (1989)研究指出，飛灰中之重金屬與粒徑相關，重金屬濃度隨粒徑變小而增加，如Cd、Pb 會富集於小顆粒上，Al、Fe、Mg、Ni、 K 則相反，而 Ca 及其他化合物則以最小顆粒上最多。

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表2-5 焚化飛灰之化學主要成份化學成分 wt(%) Derie (1996) Andac (1999) Hwa (1997) 王氏 (1997) 楊氏 (2000) Stegemann (2003) SiO2 33.3 28.3 35.0 26.71 13.06 23~30 Al2O3 14.7 10.4 12.5 13.74 10.9 8.0~37 CaO 15.0 20.6 32.5 26.62 30.45 8.4~30 K2O 5.8 5.1 3.6 1.97 5.47 5.3~17 Na2O 4.4 6.0 1.9 2.59 5.35 -MgO 2.5 2.6 1.0 2.44 3.57 1.8~3.8 Fe2O3 2.4 1.9 5.7 3.24 - 2.3~5.1 P2O5 - - - 1.39 - 1.2~1.7 TiO2 - - - 2.49 - -SO3 - - -

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-2.4 焚化灰渣處理技術與資源化研究 2.4.1 灰渣穩定處理研究一般而言，剛出爐的焚化灰渣大致上呈現不穩定狀態，例如底渣處於潮濕且具有臭味，飛灰則含有一些對環境及人體有害之物質且極易塵揚，如果直接資源化勢必會受到上述性質的影響，因此，國內外學者對灰渣穩定上亦花費大量心力研究。穩定焚化灰渣的方式有很多種，主要將灰渣成份轉換為低溶出成份或去除大部分溶解性物質，能減少鹽類與重金屬的溶出，以確保灰渣能達到安全的最終處置。穩定灰渣方式有以下幾種風化（weathering）、固化（solidification）、熱處理（thermal treatment）、運用合適液體作萃取等方法。焚化底渣相較於飛灰，沒有嚴重之戴奧辛與重金屬問題，在程度上不需採用嚴苛的前處理來減少對環境的危害，但適當的前處理可以有效提升資源化上的潛力。

ES&T Environmental News（2002）中指出，雖然都市垃圾焚化灰渣可作為建築材料，但是灰渣仍含有重金屬、鹽類（salty）與有機化合物（例如戴奧辛），如果下起雨來，會將上述物質溶出而進入環境中。文中指出灰渣中高量的鹽類被沖刷進入土壤中，會影響除氮（denitrifying）與固氮（nitrogen-fixing）菌的活性與菌落結構；藉由基因分析發現，經過 30 天的淋洗可以明顯發現除氮與固氮菌活性的降低，會導致土壤環境的破壞（Poly 2002）。在許多研究中，水泥固化法雖然可以穩定重金屬，但卻固定不了鹽類（NaOH、KOH、chlorine salts）（Baur 2001）。由此可看出鹽類的去除對於灰渣處置與資源化成效具有關鍵性的影響。在底渣方面，依國情不同而有差異，以下則整理不同學者對底渣前處理之研究，如表 2-6。張氏（2000）利用篩選及磁選的方式去除底渣中的硫氯及鐵，研究指出粒徑小於200 mesh 的底渣因含硫氯鹽較高，故予以篩除；而底渣中的鐵經

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王氏（2003）以熱前處理焚化底渣，可以有效降低資源化過程中所產生之顆粒尺寸變化且可有效提升酸中和能力。前處理後選擇以製磚來評估底渣性質的提升與否，發現可以降低磚體的抗壓強度變化量且減少吸水率與膨脹率。熱處理可從灰渣中有效去除揮發性重金屬，但相對地需使用能源且此法花費較昂貴。 Wiles（1996）焚化底渣於再利用前最好先儲存一至三個月，使水分與灰分經水解、膨脹、碳酸化以及氧化作用充分反應過後，再加以利用。如此可以提高底渣的結構耐久性及化學穩定性。此外，更要妥善處理存放時的滲出水。底渣在使用於公共工程前，最好儲存幾個月，如此可有效改善底渣的品質（Dugenest 1999）。風化適合運用在含低溶解性鹽類與重金屬之灰渣如底渣（Chimenos 2000）。在焚化飛灰方面，由於含有有害重金屬與鹽類，考慮重金屬溶出會對身體健康及生活環境造成危害，目前飛灰主要採中間處理方式為主，主要以水泥固化、石灰固化、高溫燒結、熔融處理等方法，如圖2-3 為灰渣之處理與處置技術體系，其主要目的為使重金屬固封於中間處理物質中，以達到安定化、無害化及資源化之目標。但上述之處理方式仍有其缺點，以固化來說，一般使用卜特蘭水泥，其缺點為增加掩埋體積且固化不適合運用在飛灰上，因為飛灰含有大量氯離子，會造成水泥的腐蝕與崩解而使飛灰再曝露於環境中（Mangialardi et. al 1999、Alba et.

al 2001）；熔融處理能使灰渣達到無害化，但需花費高成本設備且在熔融過程中

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表2-6 國內外對於垃圾焚化底渣前處理的要求( Carlton 1996 ) 國家相關法令摘要德國底渣前處理限制： 1. 底渣需先經過磁選。 2. 經過三個月的養生才可再利用。品質管制： 1. 灼燒減量需小於2%。 2. 水溶性鹽類小於0.1%。 3. 大於45 mm 粒徑的部分需去除。丹麥底渣再利用的前處理限制： 1. 底渣與飛灰需要分開處理。 2. 底渣需經暫時儲存一個月以上。品質管制：物理性質： 1. 顆粒需小於50 mm。 2. 粒徑小於0.074 mm 的底渣含量不可超過 9%。 3. 可燃份含量小於10%。 4. 含水率為3%。化學性質： 1. pH>9。 2. 總鹼度>1.5 gequiv/kg(乾基)。 3. Pb<3000 mg/kg(乾基)，Cd<10 mg/kg(乾基)與 Hg<0.5 mg/kg(乾基)。法國底渣再利用的前處理限制： 1. 底渣需儲存六個月以上。 2. 底渣需經過過篩及磁選。 3. 不得混入飛灰。品質管制： 1. 未燃份含量小於5%。 2. 含水率不得超過2%。 3. 底渣粒徑小於8 µm 之顆粒需少於 10-12%。國內底渣再利用的前處理限制： 1. 底渣與飛灰需要分開處理。 2. 須先經篩分、破碎或篩選等前處理品質管制： 1. 每五百公噸進行毒性特性溶出程序﹙TCLP﹚檢測一次。 Cr< 5.0 mg/L，Pb< 5.0 mg/L 與 Cd< 1.0 mg/L

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灰燼處理處置技術中間處理技術安定化處理廢棄中和碳酸化法( 飛灰) 化學處理法加酸萃取法(飛灰) 化學穩定法高分子安定劑(飛灰) 石灰或水泥(飛灰) 硝酸鹽(飛灰) 固化處理法水泥固化法(飛灰,底灰) 熔融燒結法燃料式熔融爐表面熔融爐(灰渣) 內部熔融爐(灰渣) 焦碳床(飛灰,底灰) 電氣式熔融爐電弧爐(底灰) 電漿熔融爐(底灰) 電氣抵抗爐(飛灰,底灰) 最終處置技術掩埋法礦坑儲存法(飛灰) 單獨掩埋(底灰,飛灰) 衛生掩埋(底灰,飛灰) 圖2-3 灰渣之處理與處置技術體系（廖錦聰，1996）

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前處理則為另一種思維方式，主要針對探討如何將有害物質去除以利於資源化的利用，其方式有化學穩定、水洗、酸洗與超音波等不同處理方式。張氏（2000）利用淋洗、超音波及電動力法去除焚化飛灰中的重金屬。管柱淋洗法以pH=2 的 HCl 淋洗飛灰可去除 40~80%的重金屬；超音波震盪法可去除飛灰達11~31％；電動力整治法搭配超音波震盪，其效果極佳但電力消耗成本大，故不具實務上的可行性。 Nzihou 與 Sharrock（2002）研究利用化學穩定使焚化灰渣轉變成可使用之礦物種類，為達該目的，必須將溶解性鹼氯類（alkali chlorides）分離且將毒性重金屬穩定於不溶解相中，實驗中用磷酸鈣（calcium phosphate）加水與飛灰攪拌處理，氯鹽類可被水相或磷酸鈣膠羽所萃取，而重金屬則被固定於磷酸鈣中；經過適當燒結後可形成cristalline hydroxylapatite，hydroxylapatite 可抓住重金屬且也可預防在高溫處理時發生重金屬揮發現象，可安全地作為建築或工程的替代礦物。但該方式不適於本研究使用，灰渣經處理後勢必會含大量磷酸鈣，若資源化於水泥會影響凝結時間與水泥礦物的生成。

Youcai et. al（2002）運用化學溶液萃取飛灰中之重金屬，研究顯示氫氧化鈉 溶液在萃取重金屬上並不適合，使用EDTA 溶液可有效降低重金屬之溶出，但效果並不如硫化鈉與硫脲（thiourea）好；該研究強烈建議使用硫化鈉溶液。單就體積擴張與環境安全考量下，化學穩定法比傳統固化法更易達到體積減量且更具安全性。謝氏（2003）以水洗酸溶方式處理焚化飛灰，發現處理前飛灰結構呈現較不規則的塊狀與平板狀，所含鹽類組成以氯、鈉、鉀為主。水洗後呈現圓球狀且大

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可與水洗之鹼液混合，具有中和與去除少量重金屬之作用。張氏(2003)分別以水洗、酸溶與鹼洗等方式，探討前處理萃取對飛灰主要成分鈣、鋁、矽組成之影響。水洗及氨洗過程對飛灰主成分影響不大，酸洗程序造成鈣溶岀量增高，當硝酸劑量達4.4 mmol/g FA，飛灰主成分已近似於卜作嵐摻料。水洗方面整理如表2-7 所示，水洗是一種相當有用之穩定方法，只有溶解性鹽類被去除且還可保持灰渣顆粒與結晶。水洗飛灰可去除大量溶解性鹽類與少量重金屬，但這些化合物並不會就此消失，而是被萃取在水中，可知水洗後之廢水可能會不符合放流水標準。林氏(2003)研究利用電聚浮除法處理該廢水，電聚浮除法適於含重金屬之廢水處理，又不受高濃度氯鹽之影響當操作電壓50 V 以上，停留時間大於45 sec 以上時，出流水中重金屬鉛、銅及鉻濃度皆可低於放流水標準，其中鉛及銅去除率高達90%。 Mangialardi ( 2002 )指出只要將廢水之 pH 調到 6.5~7.5 間就可成功處理水洗廢水中的鋁、鎘、鉛、鋅，其主要機制為氧化鋁(Al2O3)的沉澱與鎘、鉛、鋅離子吸附在氧化鋁膠羽上而沉澱去除。須藤勘三郎等人(1999)水洗飛灰過濾液以 20％二氧化碳調整 pH 至 7.2~10.1 間，將其過濾後發現鉛、鋅等金屬均可處理到放流水標準，唯獨汞效果較差，因此若要將汞含量在降低，則需另行處理才可。

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表2-7 相關焚化飛灰水洗文獻整理項目文獻前處理後飛灰之改變成分與用途 Mangialardi (2002) 探討以水洗方式去除飛灰氯鹽，增加飛灰固化後的穩定性。 Mulder (1996) 以水洗方式可去除氯鹽與鎘 90%以上，鋅與硫酸鹽亦可去除 50%以上，飛灰水洗後可作為資源化材料。 Abbas (2002) 飛灰經水萃取後，溶液中含 Na、K、Ca、Cl-、 Br-、F-及硫酸鹽類。張氏 (2000) 可去除90%的 Cl、40%的 Na 與 K 及 20%的 Ca 與S，可穩定飛灰增加工程運用性。陳氏 (2002) 將可溶性鹽類萃除，以減少鹽類對灰渣熱處理的干擾。

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2.4.2 焚化灰渣資源化現今大部分國家的都市垃圾多採焚化處理，若是能將焚燒後之灰渣再利用，將可減輕環境之負擔。焚化灰渣再利用技術主要針對灰渣的無機化學成份方面，根據該特性將灰渣再利用於相關產品內。近年來對於灰渣資源化各國均不遺餘力的進行中，目前以歐洲底渣再利用率最高且具有較多成功的再利用經驗可供參考。由於底渣不似飛灰有過量戴奧辛與重金屬之問題，在政府認定中屬於一般廢棄物，可直接資源化再利用，相關細部規定詳閱92 年 6 月 12 日公佈之垃圾焚化廠焚化底渣再利用管理方式，主要將底渣應用於道路路基底層、土木工程、土壤改良劑、隔音牆填充材、建材、停車場鋪面及掩埋富土層等。飛灰收集至空氣污染防治設備，濃縮富集了戴奧辛、重金屬與氯鹽類，若暴露於環境中會造成危害，因此被歸類為有害廢棄物且亦增加再利用技術上的困難性。Ferreira et. al (2003) 指出在尋找合適飛灰資源化方向時，必須考量 3 個因素：

1. 合適的程序 ( Suitability for Processing )－主要根據飛灰的物理化學特性，例如粒徑與化學特性，上述組成因子往往會限制處理程序。 2. 技術可行性 ( Technical Performance )－即使飛灰可被簡單加工處理，但仍需考慮到飛灰的再次暴露性，否則該產品是不可被使用的。 3. 環境的衝擊 ( Environmental Impact )－強調飛灰再利用後之穩定度，不可使資源化產品具有毒性而危害環境；飛灰再利用必須減少對環境之衝擊且不能在資源化過程中產生新的污染。根據上述三個考量因子將可避免飛灰資源化可能產生之污染，作者也整理出飛灰可再利用之方式，分為建築材料、大地構造物、農業與其它等四大部份，細分為九大項，如表2-8 所示。

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表2-8 飛灰不同運用方式之比較(Ferreira 2002) 應用現今情形應用等級前處理穩定性可能使用方向溶出情形優點缺點水泥製造尚未嚐試高建議使用中等製造鋁矽酸鹽水泥或其他水泥低減少廢棄量、儲存能量、較少CO2逸散、容易施行水泥製程時，容易造成氯的逸散混凝土研究測試中高建議使用中/低等海岸消波塊、房屋結構與隔間、低密度水泥低減少廢棄量、資源平衡、增進混凝土特性延長初凝時間、降低混凝土強度、法規嚴格陶瓷研究中高 -- 中等建築磚、填充粒料、瓷磚低減少廢棄量、資源平衡 ---玻璃與玻璃陶瓷測試中/低不需要低透水磚、步道磚、道路結構、石料低/中減少廢棄量、自然資源平衡高成本、玻璃化過程中易造成空氣污染道路填充級配測試中需要低填充級配與水泥骨材低便宜(與丟棄比較) ---堤防測試低建議使用低填充級配與水泥骨材中/高容易施行、低沉降性 TCLP 不合法規標準土壤改良劑測試低/中建議使用高肥料、石灰劑中/高減少廢棄量、自然資源平衡只能使用少部分飛灰、鹽類引起藥害吸附劑研究中中不需要高廢水與酸氣處理低減少廢棄量、自然資源平衡品質不佳、殘留液體仍需處理污泥調理劑測試低不需要高化學調理劑 -- 容易施行易增加廢水中之重金屬

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2.5 卜特蘭水泥的製造與特性 2.5.1 水泥製程與成份卜特蘭水泥熟料是由石灰石、矽砂、黏土與鐵渣等原料製造而成，水泥的製造過程可簡化為「二磨一燒」，如圖2-4 所示為一般水泥製程流程圖。由所得之原料化學成分經由配料系統算出預定之配比後，以球磨或豎磨方式將所配之原料磨成88 µm 篩餘小於 14％以下的磨出生料。其後，當磨出生料進入攪拌庫後，庫中的氣動式拌合設備會將不同成份粒度之磨出生料，混合成粒度與成份都相當均勻的入窯生料。生料進入現今水泥製程設備主流的NSP 窯系統進行燒結，首先經過 4 至 5 級懸浮預熱塔，再進入最後二級懸浮預熱塔監所設置之煆燒爐中以 950℃

生料磨LOESCHE MILL ELECTRO-STATIC

LIMESTONE RECL 石灰石L.S 黏土CLAY 矽砂SAND 鐵渣PYRITE PRECIPITATOR 靜電收塵機豎井SHAFT

原石再取機

廢熱鍋爐生料儲拌庫採石系統QUARRYING SYSTEM BAG FILTER 噴霧塔 P.H BOILER RAW MEAL SI

袋式收塵機 SPRAY TOWER

原煤再取機煤磨

COAL MILL 煤粉櫃懸浮式預熱機

COAL RECLAIMER REINFORCED

B.F PREHEATER 靜電收塵機風析機 SEPARATOR GYPSUM S.C爐滾壓機石膏 SWIRL CALCINER 水泥磨熟料庫

CEMENT MILL ROLLER PRESS CLINKER SILO 旋窯

水泥庫冷卻機 ROTARY KILN

CEMENT SILO 包裝站太空包站散裝站 CLINKER COOLER PACKING PLANT BIG BAG PLANT BULK LOADING

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進行脫碳酸反應，當脫酸程度達 80%~90%後，即進入旋窯燒成帶以 1450℃以上的溫度進行燒結，配合充分的時間燒結完成，即為一般所稱熟料，其平均粒徑約在10~20 mm 左右。待熟料急速冷卻後再添加適量的石膏一起研磨，即形成卜特蘭水泥即一般所稱水泥。圖2-5 為 NSP 水泥旋窯系統之設備與製程示意圖。

卜特蘭水泥中主要成分以CaO、SiO2、Al2O3、Fe2O3為主，次要成分則包括

MgO、SO3、Na、K 及一些微量元素的存在。水泥生料中的 Ca、Si、Al、Fe，經

由高溫燒結及冷卻之後重組結晶化形成矽酸三鈣（C3S）、矽酸二鈣（C2S）、鋁酸三鈣（C3A）及鋁鐵酸四鈣（C4AF）四種主要礦物。表 2-9 所示為水泥四種主要礦物化學組成及特性。四種礦物因水合反應的不同，對水泥強度發展之貢獻也有所不同。此外由於熟料燒成反應通常是無法完全進行的，所以熟料會殘餘少量游離石灰( f-CaO )。這些水泥熟料礦物直接掌控了卜特蘭水泥特性，對卜特蘭水泥的品質有著絕對性影響。而卜特蘭水泥中其他化學物質的存在及本身細度的大小，亦間接影響卜特蘭水泥在強度及工作性的表現，待後述章節再加以討論。水泥類型若依用途與規範（CNS 61＆ASTM C150）來區分，則可分為下列五種。表2-10 為各類型卜特蘭水泥的成份與性質；表 2-11 則為各類型卜特蘭水泥的用途。

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Main characteristics of a cement kiln

No ash

All minerals used in final product

Kiln • Flame: 1800 - 2000 °C • Material : 1450° Precalciner • Gas: > 900 • Raw meal: 700 °C Raw meal • CaO/CaCO3 • SiO2 • Fe203 • Al₂0₃ Clinker Fuel Fuel Fuel Fuel Clinker cooler Preheater cyclones = dry scrubber for acid gases and metals

圖2-5 NSP 窯系統之製程示意圖 ( 水泥工業研討會 2003 ) 表2-9 卜特蘭水泥主要礦物成分及其基本性質礦物名稱矽酸三鈣 tricalcium silicate 矽酸二鈣 dicalcium silicate 鋁酸三鈣 tricalcium aluminate 鋁鐵酸四鈣 tetracalcium aluminoferrite 化學式 Ca3SiO5 Ca2SiO4 Ca3Al2O6 Ca2FeAlO5

礦物相 Alite Belite Aluminate Ferrite

簡寫 C3S C2S C3A C4AF 形成溫度℃ 1300 ~ 1500 800 ~ 900 1200 ~ 1300 900 ~ 1000 晶系單斜晶系菱方晶系單斜晶系立方晶系斜方晶系斜方晶系水化熱（J/g） 500 255 1350 460 密度(g/cm3₎ _{2.935 3.326 3.027 3.683} 水化速度中等最慢最快慢－中等【彙整自NIST（2002）, 楊焜池（1998）,黃兆龍（1997）】

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表2-10 各類型卜特蘭水泥的典型成份（ CNS 61 , 沈永年 2002）化學成份 Ⅰ型 Ⅱ型 Ⅲ型 Ⅳ型 Ⅴ型 C3S 50 45 60 25 40 C2S 25 30 15 50 40 C3A 12 7 10 5 4 C4AF 8 12 8 12 10 石膏 5 5 5 4 4 細度（m2/kg） 350 350 450 350 350 一天之抗壓強度 kg/cm2（psi） 70 （1000） 60 （900） 140 （2000） 30 （450） 60 （900）水化熱（7 天 J/G） 330 250 500 210 250 表2-11 各類型卜特蘭水泥的用途種類用途 Ⅰ型水泥普通水泥用於一般建築、工程 Ⅱ型水泥改良水泥用於水庫工程、巨積混凝土、道路舖裝、地下構造物、港灣、碼頭、濱海建築及核能發電廠 Ⅲ型水泥早強水泥用於緊急工程、公路的搶修工程、機場跑道、混凝土製品及灌漿等 Ⅳ型水泥低熱水泥用於聚積混凝土 Ⅴ型水泥抗硫水泥適用於土壤、地下水、排水等硫酸鹽含量較高之環境如港灣、過港隧道、衛生下水道、溫泉區構造物及近海建築工程等

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2.5.2 卜特蘭水泥之水化特性當卜特蘭水泥與水混合後，四種礦物與水產生水化作用（Hydration），生成在水中也不會溶解或解散的水合物（Hydrate）。如表 2-12 所示為水泥中各礦物的水化反應式及其水合物。水泥中主要礦物C3S 及 C2S，其水合過程類似，加水後均生成 “C3S2H2”，即所謂的 C-S-H ”非結晶性”矽酸鹽水合膠體物（Gel），C2S 與C3S 主要差別在於 C3S 的反應速度遠大於矽酸二鈣。C3A 加水後會與石膏反應

生成鈣釩石（Ettringite ，C3A•3CaSO4•32H2O，又簡稱 AFt）的針狀結晶，當

石膏反應完後，Ettringite 將繼續與 Aluminate 反應成 SO3含量較少的單硫型鋁酸

鈣（Monosulphate，C3A•CaSO4•12 H2O，又簡稱 AFm）的板晶結晶體。

水泥加水後會產生水化熱，熱量產生的多寡代表著水泥與水之間反映的激烈程度，圖2-6 為在常溫下，水泥加水後發熱曲線變化圖。一般依水泥的水化反應及水泥強度的發展分為五個階段： 第一階段溶解期 水泥中的水溶性硫酸鹼成分在水泥與水混合後立即溶解，而反應性高C3A 則馬上與水產生反應，而少部分粒度極細的 C3S 也行水合反應，同時亦有 Ca(OH)2 生成，此階段約 10∼15 分鐘完成，由於反應相當激烈，因此在此時會放出大量的熱量。 第二階段潛伏期 這個階段當中，C3A 及 C4AF 溶於水中並與二水石膏反應生成極細且緻密的鈣釩石。鈣釩石的產生可將 C3A 晶體表面包住，減緩 C3A 反應的進行，避免水泥產生急凝現象（Flash setting），水泥因而保有工作性，因此潛伏期又稱為可塑期。此時C3S 與 C2S 的結晶表面也因為 C-H-S 的生成而被包住，僅能慢

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溶解期: 形成Ettringite 潛伏期初凝終凝 C-S-H與Ca(OH)2 迅速生成 _轉換期: 形成Monosulphate 擴散控制期分時天 水合時間(Hydration) 發熱速率圖2-6 水泥加水後發熱曲線變化圖（Jawed et. al 1983）慢的釋出Ca2+，無法產生的激烈的水合反應。潛伏期會持續半小時至兩個半小時。 第三階段反應加速期 C3S 逐漸水化生成 C-S-H 水合物，使水泥漿體中的水份無法自由流動，同時 C3A 所生成的鈣釩石結晶漸漸長大至足以彼此交錯，即達水泥初凝，水泥因此而失去了工作性。同時因水中 Ca2+濃度已達飽和，Ca(OH)2因而在水中結晶，並加速 C3S、C2S 的水化反應，生成大量的長纖狀 C-S-H，空隙率大幅減少，水泥硬化結構體基礎雛形形成，強度也隨之增加。 第四階段轉換期 過多的石膏會造成水泥硫酸鹽異常膨脹（Oversulphated Expansion）的問題，所以一般情況下水泥中的SO3通常不足以與 C3A 反應，因此在 16∼24 小時左右當石膏消耗完後，未反應的間隙物質（C3A 及 C4AF）開始與鈣釩石反應生成單硫型鋁酸鈣。

(35)

第五階段擴散控制期 24 小時的反應之後，水泥主要的水合都已完成，進入擴散控制期。此時水合反應速度相當緩慢，C3S 及 C2S 繼續生成 C-H-S 水合物，長纖狀的 C-S-H 又漸漸轉變為強度較佳的短纖狀 C-S-H，此時水泥硬化體中的空隙也逐漸減少和變小。在水泥空隙改變及C-H-S 生成雙重的影響下，水泥的強度也隨著時間穩定增加。表2-12 卜特蘭水泥加水後主要礦物所產生的水化反應(Locher，1983) 主要礦物相水化反應 C3S 2C3S+6H  →H C3S2H3 +3CH ↑ ∆ C2S 2C2S+4H ∆ →H↑ C3S2H3 +CH C3A 32 2 3A 2CSH 26H C3A 3CS H C + +  →∆H↑ • • (Ettringite) 石膏耗盡後 1. C₃A+2CH +12H →C₄AH₁₃ 2. C₃A•3CS•H₃₂ +2C₃AH →3

(

C3A•CS•H₁₂

)

+2CH +20H （Monosuplphate） C4AF 32 5 0 5 0 3 2 5 0 5 0 2A F 2CH 3CSH 25H C A F 3CaS H C _. _. + + + → _. _. • • 石膏耗盡後 1. C2A0.5F0.5 +2CH +11H →C4A0.5F0.5H13 2. 2C₂A₀_.₅F₀_.₅H₁₃ +C₃A₀_.₅F₀_.₅ •3CaS•H₃₂ →

(

C A F CaS H

)

2CH 20H 3 ₃ ₀_.₅ ₀_.₅• • ₁₂ + + （Monosuplphate）

(36)

2.5.3 潛在熟料礦物組成及推估各型卜特蘭水泥的成分，主要以C3S 和 C2S 為主，其次為 C3A 及 C4AF。其中C3S、C2S 為水泥強度主要來源。初期的強度主要是 C3S 的水合反應所產生的強度，後期強度則是C2S 水合反應所產生的強度為主。當熟料燒結不夠完全時， C3S 及 C2S 含量降低，取而代之是游離石灰（f-CaO）的增加。游離石灰造成水泥強度降低，主要是因為游離石灰含有FeO 等外來離子，屬於僵燒石灰（Dead-burnt Lime）。僵燒石灰的水和速度較為緩慢，且因CaO 與水反應生成 Ca(OH)2的過程，

將造成40％的體膨脹，對凝結後的水泥硬化體造成破壞，導致水泥強度的降低。此種負面的效應，在齡期 7 天以後稍有顯現，到了 90 天時，此種效應將比較明顯。由於游離石灰含量低的水泥有較良好的強度伸展，因此日本小野田水泥公司列出熟料中游離石灰的控制標準，如表2-13 所示。表2-13 日本小野田水泥公司熟料游離石灰控制標準(小野吉雄，1980) 燒成判斷游離石灰含量（％）說明硬燒 ( Over-burnt ) 0.2 上燒 ( Well-burnt ) 0.5 熟料燒成狀況最好普通 ( Normally-burnt ) 0.7 下燒 ( Poorly-burnt ) 1.0 燒成不甚良好生燒 ( Under-burnt ) 1.5 燒成極端不良日本及國內水泥業藉由水泥生料中SiO2、Al2O3、Fe2O3及CaO 含量，推算出

HM、SM、IM 水泥係數（Cement Modulus），以控制水泥的品質。水泥係數的高低，可間接預測出生料的易燒性以及燒成後熟料中水泥礦物的多寡，藉以評斷水泥品質的優劣。其計算式如下，而依據日本水泥協會統計，一般水泥廠的HM、 SM、IM 大約各為 2.10、2.65、1.68 上下。藉由對水泥原料和廢棄物化學組成的分析，依據水泥係數推算，可以初步判定廢棄物作為水泥原料的替代比例。

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(

SiO Al2O3 Fe2O3

)

CaO HM + + =

(

2 3 2 3

)

2 O Fe O Al SiO SM + = 3 2 3 2 O Al O Fe IM = 水泥中存在的其他化學物質以及窯內的燒結冷卻程序，對水泥熟料中的 C3S、C2S、C3A 及 C4AF 生成也有著直接性的影響。因此在 ASTM 及 CNS 中均

採用Bogue 計算式（Taylor，1990），經由熟料中的 CaO、SiO2、Al2O3、Fe2O3以

及游離石灰（f-CaO）含量，可推算熟料中的 C3S、C2S、C3A、C4AF 在熟料中的

潛在熟料礦物組成（Potential Phase Composition）分佈狀況。Bogue 推算式如下：當A/F ≧0.64 時： C3S＝4.071（C-f）－7.600S－6.718A－1.430F－2.852S C2S＝2.867S－0.7544 C3S C3A＝2.650A－1.692F C4AF＝3.043F 當A/F ≦0.64 時： C3S＝4.071（C-f）－7.600S－4.479A－2.859F－2.852S C2S＝2.867S－0.7544 C3S C3A＝0 C4AF*＝3.043F C4AF*以 C4AF 及 C2F 固熔體型式存在

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2.5.4 影響水泥抗壓強度之主要因素楊氏（1998）指出，當測試水泥砂漿抗壓強度方法決定後，譬如採 ISO、 ASTM、BS 或 JIS 等規範，該規範均有明確指定標準砂之種類與級配、水灰比、試體製作程序、養護與試體強度壓縮強度，這些都已成條件固定的狀態。因此，影響水泥抗壓強度之主要原因除試體養護齡期外，即是水泥本身的構成物質，以下依水泥製造的觀點來了解有哪些因素會影響水泥強度。 1.原料種類的影響水泥之原料大致可分為石灰石、矽砂、鐵渣與黏土三大類，其中鐵渣影響力較小，其它原料對水泥強度影響如下： (1)石灰石石灰石之雜石含量超過 5％或 CaO 純度降至 50％以下時，由於雜石使生料配置上不受限，導致易燒性變差，旋窯燒成能力變差，水泥品質因而變差，生產成本亦相對升高。 (2)矽砂對石英而言，粒度的影響遠大於礦物品種，此外石英是所有水泥原料礦物中最不易研磨者，因此矽砂的顆粒細度越細，對強度有正面影響。 (3)黏土黏土中的石英對易燒性的影響遠大於黏土礦物所帶來的影響。黏土只要能合乎最低 R2O＜3％、SO3＜1％的規範即可，R2O 與 SO3的含量越低，對水泥之強度品質越有利。 2.生料細度與均勻度之影響 NSP 窯之生料細度維持在 88 µm 篩餘 13~14％以下，同時生料中大於 44 µm 之石英篩餘不高於2％的生料細度對強度將有正面影響。

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3.化學成份影響（1）水泥礦物成份影響一般情形下，C3S 多且 C2S 少則全期強度強，C3S 少且 C2S 多則前期強度低，後期強度高。但當C3S 含量彼此相差不多時，C3S 含量高者強度未必絕對高於 C3S 含量低者，但是C3S 含量高擁有高強度的機會比較大，也已是公認的事實。水泥中C3A 含量若少於 4﹪，對 28 天強度有不良影響，但對 1 年的強度影響良好， C3A 含量大於 14﹪，對 28 天以上強度有不良影響，普通型卜特蘭水泥之 C3A 含量在8~10﹪時有較理想的全期強度伸展曲線。（2）游離石灰含量之影響

游離石灰（free lime 或 f-CaO）含量在 1.5﹪以上時，對水泥強度與建度均有不良影響；含量在1.0﹪以下時，對強度影響漸不顯著。但因 1.0﹪f-CaO 將影響4﹪左右的 C3S 生成量，所以水泥之 f-CaO 最好保持在 0.5﹪左右為宜，1.0﹪ 為可接受之上限。（3）熟料中 SO3含量的影響熟料中SO3含量若能維持在0.6~0.8﹪以下，則對水泥 3 天強度有正面影響而對28 天強度的影響並不顯著；但若熟料中 SO3含量超過0.8﹪甚至超過 1.0﹪時，除非將其HM 與水泥細度均大幅提升，否則將致使 28 天強度大幅降低。（4）熟料中 MgO 含量的影響

最適MgO 含量在 1.5~1.8﹪左右；當 MgO 含量超過 2.5﹪時，MgO 對水泥強度的影響將稍稍顯現出來；但當含量超過 3﹪時，對生料易燒性、熟料易磨性、水泥強度與顏色的不良影響都將顯現出來。

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（5）可溶性硫酸鹼含量的影響

就正常鹼含量的水泥（K2O≦0.7﹪、Na2O≦0.2﹪，即 R2O≦0.66﹪）而言，

可溶性硫酸鹼每增加0.1﹪則對 ISO-RILEM 規範測試之 1、3、7、28 天強度影響分別為＋0.5 Mpa、＋0.7 Mpa、0 Mpa、－0.8 Mpa（依 ASTM 規範則為＋54 psi、＋70 psi、0 psi、－78 psi）。亦即可溶性硫酸鹼對 1、3 天強度有正面影響，但對 28 天以後的強度是負面效應。 4.熟料升重的影響升重代表熟料的燒結程度，其與熟料之f-CaO 含量有相當密切之關係，若能將其維持在1.25 kg/l 左右，對水泥強度影響較小。 5.微量元素含量的影響重要且常見之微量元素有P2O5、Cr2O3、ZnO、Mn2O3等，其中大部分微量元素在熟料中的含量均有相當的限制。（1）P2O5及Cr2O3 熟料中之最佳含量為 0.5﹪左右，可使 3 天強度增加約 20﹪，7 天強度增加約10﹪，28 天強度增加約 5﹪。但當其超過 0.5~1﹪時游離石灰將會劇增。超過 1~1.5﹪時，強度會大為降低。（2）Mn2O3 錳離子主要乃取代C4AF 的鐵離子，當其取代值（Mn2O3/Fe2O3＋Mn2O3）在 0.25~0.5﹪左右，則 C4AF 的強度可達最高，但由於 C4AF 在水泥中只含有約 10 ﹪，所以其對水泥性質無法有很大的影響。

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（3）ZnO 添加量至1﹪時，3 天強度沒有改變，7 天及 28 天強度均稍微增加，而添加量在0.3﹪時，可得到最高的 28 天強度。（4）TiO2 含TiO2的水泥1、2 天的初期強度將降低，但含量 1﹪時，HM、SM 高的水泥可使3 至 90 天強度增加 20﹪。 6.燒成冷卻過程的影響燒成冷卻過程對水泥礦物之活性及生成量影響甚鉅，其中燒成最高溫度與冷卻速率對水泥強度影響很大，是控制水泥強度的最重要因素之一，尤其是 28 天強度。 7.水泥細度與粒度分布之影響通常粒度分布均勻且細度越細的水泥強度越高，相同條件下製造之水泥熟料，磨成水泥之比表面積若相差100 cm2/g，則強度相差約 140 psi 左右。由於 44 μm 篩餘之影響力遠大於細度，一般而言，品質良好之水泥其 44 μm 篩餘應小於6﹪。

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2.6 廢棄物資源化於水泥工業 自200 年前工業革命以來，工業主要利用天然資源作為原料，生產可用產品以改善生活品質，但同時也產生污染與廢棄物，雖然提升了生活素質但卻也相對地破壞了生態環境。Taiheiyo Cement（2003）指出要解決該問題必須建立工業回收系統，將工業所生成之廢棄物當作另一工業之原料，如此可達到零排放( Zero Emissions )的社會。水泥業可再利用其他工業產生之廢棄物（如廢污泥、廢溶劑等），當作水泥之原料或燃料，因此，可知在工業回收系統中水泥業扮演重要核心角色。

一般在工程應用上的卜特蘭水泥主要成分是由 CaO、SiO2、Al2O3、Fe2O3及

多種少量元素所組成的原料。而上述元素也是許多廢棄物的主要成分，因此只要廢棄物中不含對製程及水泥品質產生負面影響的物質，都有可能作為水泥的原料或熱量來源。楊氏（2001）水泥窯本身由於擁有焚化廢棄物所需的 3T 特性－溫度、時間、亂度，因此具備廢棄物焚化處理能力。鏡田誠（2003）指出水泥業在廢棄物處理上具有以下特性： (1)水泥旋窯中生料燒結溫度高達 1450℃，可分解所有水泥原料。 (2)水泥原料中石灰石用量最大，其主要成份為 CaO 為工業上最常使用之中和劑。 (3)廢棄物之灰份可作為水泥之原料，而且水泥廠不會產生二次廢棄物。 (4)重金屬可安全固定在水泥爐渣中。 (5)水泥年需求量大。由此可見，將廢棄物直接再利用於水泥製程上，可以達到減量、安定、無害的目標且所得爐渣（clinker）即為水泥熟料，不會再有二次廢棄物產生。

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2.6.2 廢棄物資源化於水泥之相關研究台北自來水事業處報告（2001）則指出，日本大阪市自來公司已利用淨水污泥餅作為水泥原料，其污泥餅可替代黏土約20%，且污泥加壓脫水時所添加之高分子脫水劑，並不影響污泥餅之再利用。根據統計，1996 到 1999 年日本將污泥餅作為水泥生料之量每年約20000 噸左右。 Chen（2002）研究以 32 種廢玻璃回收於水泥製程中，廢玻璃之來源與顏色對化學成份並不會有顯著影響，須注意的是廢玻璃中之鹼含量為 10~19﹪，為避免發生鹼骨材效應，必須小心控制生料中之鹼含量；其熟料礦物相及強度與一般水泥差異不大，故廢玻璃資源化於水泥並不會有太大影響。王氏（2003）以淨水污泥、下水污泥、工業廢棄污泥及煉鋼廢爐渣為水泥生料之主體，外添加石灰石進行配比實驗，燒配出三種型別之環保水泥，三種環保水泥之重金屬溶出皆低於法規標準且強度發展與一般水泥發展趨勢相同，顯示環保水泥具有資源化之潛力。張氏（2003）研究以重金屬污泥作為作為水泥替代原料之可行性，重金屬污泥可添加至15﹪。在低重金屬濃度下，可增強水泥燒結，但重金屬濃度限值應在 1.5﹪以下；重金屬殘留於水泥中經水化反應後，並不會對環境造成立即性危害。 Espinosa（2000）添加含鉻之電鍍污泥至水泥生料中，實驗證明當添加比例為2％以下時，水泥熟料中之 alite 及 belite 的生成量及燒成過程中的液相產生量皆不會受影響。由重金屬溶出實驗可知，溶出液中之總鉻及六價鉻之濃度皆遠低於法規之限值。在水泥燒成過程中，利用冷凝法收集排氣，經檢測知，排氣中之鉻的含量僅佔水泥生料中總鉻量 0.1％，而經由重金屬溶出試驗中，溶出液中的

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鉻含量亦低，故可知水泥具有固定重金屬（Cr）之能力。 Kikuchi（2001）將三種廢棄物：都市廢棄物之焚化飛灰、下水污泥灰與含鋁及銅的廢渣製成水泥生料。實驗證明，廢棄焚化灰渣可取代50％的水泥生料，其所製成灰泥之抗壓強度與一般波特蘭水泥所製成灰泥之抗壓強度相近，但凝結時間縮短，因而降低其可工作性，但可以添加較多量的石膏做緩凝劑，以延長其凝結時間，增加可工作性。另外，因焚化飛灰之 Cl 之含量較高，在水泥的燒成過程中，Cl 以 Ca12Al14O32Cl2化合物的型態沈澱在窯壁或排氣管中，如此會造成窯壁的腐蝕及排氣管的堵塞故在燒成中，故雖不會產生含氯之空氣污染物的形成，但也應控制原料中Cl 之含量。林氏（2003）嘗試以淨水污泥替代黏土作為水泥生料，瞭解不同淨水污泥是否皆適合資源化作為水泥生料，並探討淨水污泥對水泥燒結及水泥品質的影響，期能提供淨水污泥另一種最終處理方式。在不同替代率之下，熟料在礦物生成上與純水泥相同並無差異，且熟料中游離石灰含量會隨著替代率的增加而減少，改善水泥生料之易燒性。而經由CNS 水泥漿體物理實驗也顯示，不同替代率之下，水泥漿體皆能符合 CNS 卜特蘭水泥Ⅰ型標準，且水泥漿體之抗壓強度隨著淨水污泥的增加而提高。水泥業者在廢棄物資源化當中，對硫鹼氯等揮發性物質之含量都會有所限制，如表2-14 所示為一般水泥窯對水泥生料中可能產生結皮之化學物質的濃度限制。當水泥含有過高的含氯量，氯離子在混凝土中容易引起鋼筋氧化造成腐蝕現象，環境中過量硫酸鹽的存在，易與混凝土中的氫氧化鈣結合成石膏鹽類或與單硫型鋁酸鈣水化物合成具有膨脹性的鈣釩石，導致整體混泥土裂解。黃氏（1998）水泥中含鹼量過高時，Na2O、K2O 與骨材中的矽發生反應，導致混凝土過渡膨脹，產生骨材鹼性反應（Alkali-Aggregate Reaction），降低混凝土的耐久性，尤其台灣

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骨材潛在活性較其地區大，此種現象尤其顯著。經由本章之介紹大致了解焚化灰渣特性與水泥產業，未來灰渣產量大增，若仍以掩埋來處置，對環境會造成很大的負擔；灰渣資源化困難點在於含大量鹽類與重金屬，在資源化過程若稍有不慎，又會再次暴露而污染環境，因此本研究以前處理方式降低灰渣之鹽類含量，利用灰渣無機物成份與水泥原料相近之特性，將灰渣添加於水泥生料中；至於重金屬處理則交由水泥旋窯燒結固封在水泥熟料中。但添加灰渣對水泥有何影響，待後述章節仔細評估，並參考中國國家標準規範（CNS）進行水泥試驗。實驗所製造之水泥若能符合法規標準，可為焚化灰渣尋找到最佳資源化去處。表 2-14 防止水泥窯結皮之化學需求（楊坤池，1996）化學成分生料中的濃度 Na2O K2O SO3 ClTotal <0.4％ < 0.15％ < 0.5% < 0.015% (150ppm)

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第三章實驗材料、設備與方法

3.1 實驗材料與儀器 3.1.1 實驗材料焚化底渣：本研究所用之底渣採樣於新竹焚化爐，採樣後以自然乾燥法曝曬於陽光下三個月，取樣後再烘乾過＃8 篩網使用。焚化飛灰：採樣於新竹焚化爐，飛灰取自空氣污染防治設備儲存料斗內。水泥原料：取自台灣水泥公司蘇澳廠使用之石灰石、矽砂、鐵砂及黏土。石膏：天然石膏，大都以二水石膏型態存在。 3.1.2 主要實驗設備 1. 乾燥箱：溫度可達 105 ℃之烘箱，為將灰渣乾燥至恆重以進行後續之實驗。 2. pH 計：檢測焚化灰渣之 pH 值。 3. 球磨機：同時具備研磨及混合功能，可將熟料顆粒研磨至小餘 44 µm 的粉末。 4. 盤式研磨機：可將灰渣及生料研磨成 74 µm 以下的粉末，以利於檢測與分析。 5. 篩震盪器及不同孔徑之篩網：大量篩選出小於 74 µm 的粉末。 6. 噴射篩析儀（Arpine）：利用流動氣體及負壓環境，進行微量粉末篩分析。 7. V 型混合器：均勻混合量大而不同的粒狀及粉狀物質

8. 衛星磨（Planetary Ball Mill）：為 RETSCH 公司所生產的 PM 400 型衛星磨，主要功能在均勻混合量小而不同的粒狀及粉狀物質。 9. 高溫電氣爐：為進行灰渣之灼燒減量實驗，型號為 RWF 11/23 (CARBOLITE) 之箱型高溫爐，最高可達 1100 ℃，其昇溫至 1100 ℃只需 13 mins，容量為 23 liters。 10. 生料造粒成形模具器：成形模具為超合金鋼模，可製成ϕ15 mm × 20 mm 圓柱試體。

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11. 100 噸萬能試驗機：由 SHIMADZU SEISAKUSHO 公司所生產，型號 RH-100 T.V.，在本試驗中主要是提供水泥生料造粒成形所需壓力。

12. 燒結爐：LINDERG/BLUE M 1700℃ BOX FURNACE(USA)，提供 1450 ℃水泥燒結溫度，可以控制升溫速率及恆溫時間。 13. 二碎機：將烘乾過後的灰渣及生料原料進行初碎工作。 3.1.3 主要分析儀器 1. 費開氏針（Vicat Needle）儀器：測定水硬性水泥凝結時間之用，儀器規格需符合CNS 786 規定。 2. 布蘭氏（Blaine）氣透儀：測定卜特蘭水泥之比面積之用，以每一公克之總面積（以cm2計）或每一公斤之總面積（以m2）表示，儀器規格需符合CNS 2924 規定。

3. X 射線螢光分析儀（X-ray Fluorescence，XRF）：為日本 Rigaki 出品之儀器，型號3370。在本研究中用於灰渣定性及水泥熟料中化學成分定量之工作，自動計算方式將樣品中各化學成分比例以氧化態方式表示。

4. X 射線繞射分析儀（X-ray Diffraction，XRD ）：為日本 MAC Sience 出品之儀器，型號為MXP18。本研究中用於鑑定焚化灰渣及水泥熟料中的結晶物種。 5. 光學顯微鏡（Optical Microscope）：為日本Olympus 出品，型號為 BH2-MJLT，

在本研究當中用於觀察熟料之礦物相。

6. 200 噸萬能試驗機：由日本 Mori Testing Machine 公司製造，型號為 MAC-200，用於測定水泥砂漿試體在不同齡期下之抗壓強度。 7. 雷射粒徑分析儀：本研究使用英國 Malvern 公司製造，型號為 Mastersizer 2000 的雷射粒徑分析儀，用於分析研磨後之水泥顆粒粒度分布。其偵測原理為利用氦氖紅光雷射配合藍光雷射穿過一組反傅立葉鏡頭再透過水樣中的顆粒，經過多角度偵測器量測出粒徑分佈範圍，可測得的粒徑範圍介於0.02 ~ 2000 µm 之間。