氯氧鎂水泥對(duì)生活垃圾焚燒飛灰固化作用及影響因素研究

李 歡，楊 佳，魏秀珍,*，邵方嫄，陳澤隆，何夢(mèng)佳，馬棟豪，陳金媛

(1. 浙江工業(yè)大學(xué) 環(huán)境學(xué)院，浙江 杭州 310014； 2. 寧海縣環(huán)?？萍紝W(xué)會(huì)，浙江 寧波 315600)

0 引 言

隨著我國(guó)城市化進(jìn)程加快，城市垃圾的產(chǎn)生量呈逐年上升的態(tài)勢(shì)，而垃圾焚燒作為城市垃圾的主要處理方式，可將生活垃圾質(zhì)量減重70%，體積減少近90%，節(jié)省大量土地資源占用[1-2]。采取垃圾焚燒的處置方式會(huì)產(chǎn)生占生活垃圾總質(zhì)量3%～5%的垃圾焚燒飛灰[3]。飛灰中含有Pb、Ni、Cr、Zn等高水平的潛在重金屬物質(zhì)，這些重金屬主要以氣溶膠小顆粒和富集于飛灰顆粒表面的形式存在，若不對(duì)其進(jìn)行固化、穩(wěn)定化處置會(huì)對(duì)水體、土壤、空氣環(huán)境造成嚴(yán)重的危害[4-5]。水泥基固化飛灰是較為常用的飛灰固化穩(wěn)定化技術(shù)。傳統(tǒng)的硅酸鹽水泥基固化飛灰存在增容比大、固化體空隙大、抗壓性及耐久性較差、重金屬固化效果不穩(wěn)定等問(wèn)題，制約著其在固化垃圾焚燒飛灰實(shí)際應(yīng)用中的效果[6]。

氯氧鎂水泥最早是在1867年由法國(guó)科學(xué)家Sorel發(fā)現(xiàn)，因此也被稱作為Sorel水泥[7]。氯氧鎂水泥和普通的硅酸鹽水泥相比有很大的優(yōu)勢(shì)，這些優(yōu)勢(shì)為固化垃圾焚燒飛灰提供了可能性：(1)氯氧鎂水泥具有氣硬性，僅在空氣中硬化，在水中不硬化，這是與普通硅酸鹽水泥較為顯著的區(qū)別；(2)氯氧鎂水泥水化后的主要產(chǎn)物是5Mg(OH)2·MgCl2·8H2O、3Mg(OH)2·MgCl2·8H2O、Mg(OH)2，其中Mg(OH)2具有較大的比表面積和較強(qiáng)的吸附能力[8]；(3)氯氧鎂水泥與硅酸鹽水泥(pH=12～13)相比具有更低的堿度(pH=9～10)，緩沖能力強(qiáng)，在兩性重金屬的固化上更有優(yōu)勢(shì)[9-10]；(4)氯氧鎂水泥呈致密的網(wǎng)狀晶相結(jié)構(gòu)，相較于硅酸鹽水泥，具有更致密的空間結(jié)構(gòu)，毛細(xì)孔小較多，具有良好的抗?jié)B性，重金屬離子不易滲出[11]。目前，國(guó)內(nèi)外鮮有氯氧鎂水泥應(yīng)用于固化處理焚燒飛灰的研究報(bào)道，為此，本文探究了氯氧鎂水泥對(duì)焚燒飛灰的固化作用及其關(guān)鍵的影響因素。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

垃圾焚燒飛灰取自浙江紹興某垃圾焚燒廠，其X-射線熒光光譜分析見(jiàn)表1；實(shí)驗(yàn)采用的85%輕燒氧化鎂粉由中國(guó)遼寧某鎂制品公司提供，其中活性氧化鎂含量為64%。MgCl2·7H2O采用國(guó)藥分析純?cè)噭?；?shí)驗(yàn)用水為去離子水。

表 1 垃圾焚燒飛灰X-射線熒光光譜分析結(jié)果

1.2 測(cè)試方法

固體化的抗壓強(qiáng)度根據(jù)GB/T 50081—2002《普通混凝土力學(xué)性能試驗(yàn)方法標(biāo)準(zhǔn)》[12]表征，利用原子吸收分光光度法(AAS)檢測(cè)浸出重金屬的濃度，飛灰及飛灰固化體試塊的毒性浸出檢測(cè)遵循HJ 557—2009《固體廢物浸出毒性浸出方法水平振蕩法》[13]。采用X射線衍射(XRD)、掃描電鏡(TEM)、傅里葉紅外光譜(FTIR)等表征手段研究固化體的微觀結(jié)構(gòu)。

1.3 實(shí)驗(yàn)工藝流程

氯化鎂水泥固化生活垃圾焚燒飛灰工藝流程如圖1所示。先將垃圾焚燒飛灰與氧化鎂輕燒粉攪拌均勻，然后加入一定濃度的氯化鎂水溶液，攪拌至漿體具備一定黏度和流動(dòng)性后，注入40 mm×40 mm×40 mm三聯(lián)水泥砂膠模具中振實(shí)，在(20±5) ℃，濕度(70±5)RH%恒溫恒濕條件下養(yǎng)護(hù)24 h 脫模，在室溫下繼續(xù)養(yǎng)護(hù)7、14、28 d對(duì)其進(jìn)行抗壓測(cè)試和浸出實(shí)驗(yàn)。

圖1 氯化鎂水泥固化生活垃圾焚燒飛灰工藝流程圖Fig.1 Flowchart of waste incineration fly ash solidification by magnesium oxychloride cement

1.4 氯氧鎂固化飛灰研究配比

氯氧鎂水泥固化垃圾焚燒飛灰的主要材料是氧化鎂輕燒粉(MgO)、垃圾焚燒飛灰、六水氯化鎂(MgCl2·6H2O)和水(見(jiàn)表2)，主要的工藝參數(shù)為水泥摻量和MgO/MgCl2摩爾比，其計(jì)算方式如下。

①水泥摻量：飛灰固化處理過(guò)程中，主要膠凝材料氧化鎂輕燒粉與(氧化鎂輕燒粉+飛灰的質(zhì)量)的比值：

式中：A——水泥摻量，%；

m0——待處理飛灰質(zhì)量，g；

m1——氧化鎂輕燒粉質(zhì)量，g。

②MgO/MgCl2摩爾比：飛灰固化處理過(guò)程中，膠凝劑氧化鎂輕燒粉與促凝劑氯化鎂的摩爾比值(飛灰固化處理過(guò)程中氧化鎂輕燒粉按照純MgO計(jì)算)：

式中：B——MgO/MgCl2摩爾比，無(wú)量綱；

m1，m2——氧化鎂輕燒粉質(zhì)量，g；

M1，M2——氧化鎂和六水合氯化鎂相對(duì)分子量。

表2 氯氧鎂固化飛灰研究配比表

2 結(jié)果與討論

2.1 抗壓強(qiáng)度

氯氧鎂水泥摻量對(duì)垃圾焚燒飛灰固化體抗壓強(qiáng)度的影響如圖2所示。由圖2可知，飛灰固化體的固化發(fā)展呈現(xiàn)早強(qiáng)型，所有摻量組別固化體在養(yǎng)護(hù)期齡為7 d后即表現(xiàn)出良好的抗壓強(qiáng)度，隨著養(yǎng)護(hù)期齡的增加，固化體進(jìn)一步水化，在第14天和第28天抗壓強(qiáng)度雖稍有提升，但提升有限。M6M1-0.45組別固化體在不同養(yǎng)護(hù)時(shí)間均呈現(xiàn)較其他組別固化體更高的抗壓強(qiáng)度。M6M1-0.25與M6M1-0.20相比，摻量?jī)H提高5%，抗壓強(qiáng)度卻提升100%以上,隨著水泥摻量提高，氧化鎂和氯化鎂溶液接觸幾率大幅度提高，發(fā)展出相互支撐的晶相結(jié)構(gòu)，使得抗壓強(qiáng)度顯著提升。隨著摻量進(jìn)一步提高，摻量對(duì)強(qiáng)度的貢獻(xiàn)減少。氯氧鎂水泥產(chǎn)生固化強(qiáng)度的主要物相是518相與318相，20%氯氧鎂水泥摻量組別的固化體中，高占比的飛灰填充在固化體的間隙中，限制了氯氧鎂水泥晶相的發(fā)展。

圖2 氯氧鎂水泥摻量對(duì)垃圾焚燒飛灰固化體抗壓強(qiáng)度的影響Fig.2 Influence of magnesium oxychloride cement content on the compressive strength of solidified body of waste incineration fly ash

MgO/MgCl2配比對(duì)垃圾焚燒飛灰固化體抗壓強(qiáng)度的影響如圖3所示。從圖3可以看出，M6M1-0.30組別固化體在不同養(yǎng)護(hù)時(shí)間下均呈現(xiàn)最佳的抗壓強(qiáng)度，隨著氧化鎂含量增加，Mg2+與OH-濃度增加，促進(jìn)Mg2+的水化連橋反應(yīng)，氯氧鎂水泥的結(jié)構(gòu)變得致密，抗壓強(qiáng)度增強(qiáng)。M8M1-0.30和M9M1-0.30固化體隨著養(yǎng)護(hù)時(shí)間變化表現(xiàn)出較差的抗壓強(qiáng)度。在養(yǎng)護(hù)時(shí)間為7 d時(shí)，不同配比的固化體抗壓強(qiáng)度差異較小，但是隨著養(yǎng)護(hù)時(shí)間的延長(zhǎng)，不同固化體抗壓強(qiáng)度差異逐漸增大，過(guò)剩的MgO與OH-水化生成Mg(OH)2，抗壓強(qiáng)度降低。由此可知，在30%摻量條件下，氯氧鎂水泥的各種晶相結(jié)構(gòu)均可以得到良好發(fā)展而不至于被過(guò)量飛灰阻斷相互交聯(lián)的發(fā)展過(guò)程。然而，由于不同配比下產(chǎn)生的晶相結(jié)構(gòu)本身的強(qiáng)度存在差異，導(dǎo)致各組別固化體抗壓強(qiáng)度的差別隨著養(yǎng)護(hù)時(shí)間增加逐漸擴(kuò)大。

圖3 MgO與MgCl2的配比對(duì)垃圾焚燒飛灰固化體抗壓強(qiáng)度的影響Fig.3 Influence of the ratio of MgO to MgCl2 on the compressive strength of solidified body of waste incineration fly ash

2.2 浸出毒性

為了更好地評(píng)估氯氧鎂水泥固化飛灰重金屬浸出效果，按照HJ 557—2009《固體廢物浸出毒性浸出方法水平振蕩法》對(duì)飛灰進(jìn)行毒性浸出實(shí)驗(yàn)，采用原子吸收法(F-AAS)分析消解液及濾液中所含的重金屬，結(jié)果見(jiàn)表3。由表3可知垃圾焚燒飛灰中重金屬離子Cd、Pb離子的浸出濃度分別超過(guò)生活垃圾填埋限值的3.5倍和3.3倍。雖然Cu、Zn、Cr元素毒性浸出在限值以下，但是依然存在環(huán)境污染安全隱患。因此對(duì)必須對(duì)飛灰進(jìn)行固化穩(wěn)定化處置。

表3 垃圾焚燒飛灰浸出毒性

氯氧鎂水泥固化飛灰固化體浸出毒性見(jiàn)表4，從表4中可以看出，飛灰經(jīng)氯氧鎂水泥固化后，各種重金屬浸出毒性顯著降低，其中Zn和Pb元素在所有組別固化體的毒性浸出檢測(cè)中均低于原子火焰吸收法的檢出限。Cu元素在水泥摻量為20%和25%時(shí)，浸出毒性分別為0.05 mg/L和0.03 mg/L，穩(wěn)定化率分別達(dá)到98.3%和98.9%。氯氧鎂水泥對(duì)Cd元素穩(wěn)定效果相對(duì)較差，在摻量為20%時(shí)，穩(wěn)定化率為79.2%，但隨著摻量逐漸提高，在45%摻量時(shí)，穩(wěn)定化率提高到94.3%。對(duì)比水泥摻量同為30%，而氯氧鎂水泥配比不同的固化體可以發(fā)現(xiàn)，Cd元素穩(wěn)定化率隨MgO含量在飛灰固化體中的質(zhì)量比提高而提高，這是因?yàn)檠趸V呈弱堿性，隨著氧化鎂含量提高，堿度增大，重金屬離子固化效果增強(qiáng)[10]。當(dāng)MgO與MgCl2摩爾比達(dá)到9∶1時(shí)，Cr元素在飛灰固化體的毒性浸出檢測(cè)中低于原子火焰吸收法的檢出限。

表4 氯氧鎂水泥固化飛灰固化體浸出毒性

2.3 X射線衍射分析

氯氧鎂水泥飛灰固化體晶相結(jié)構(gòu)X射線衍射分析結(jié)果如圖4所示。從圖4可以看出，垃圾焚燒飛灰的主要晶相為CaCO3、SiO2、Al2O3，隨著氯氧鎂水泥摻量提高，其衍射峰強(qiáng)度降低。Sorrell[15]和Annstrong[16]研究發(fā)現(xiàn)在鎂制水泥的各種晶相結(jié)構(gòu)中，518相(5Mg(OH)2·MgCl2·8H2O)和318相(3Mg(OH)2·MgCl2·8H2O)是提供強(qiáng)度的主要晶相，且518相的強(qiáng)度大于318相。由于高質(zhì)量占比的飛灰阻斷了一部分MgO與MgCl2的水化反應(yīng)，因此在20%摻量組別固化體中，主要的氯氧鎂水泥晶相為318相，其衍射峰強(qiáng)度高于518相。但在30%、45%摻量組別中，氯氧鎂水泥摻量的提高改善了MgO與MgCl2的水化交聯(lián)發(fā)展，318相已經(jīng)完全消失，基本全部轉(zhuǎn)化為518相。隨著摻量提高，518相的衍射峰強(qiáng)度也相應(yīng)提高。這種晶相結(jié)構(gòu)上的差異解釋了20%摻量組別固化體抗壓強(qiáng)度遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于其他高摻量組別固化體抗壓強(qiáng)度的原因。

圖4 不同氯氧鎂水泥摻量飛灰固化體X射線衍射分析圖Fig.4 X-ray diffraction analysis of fly ash cured bodieswith different magnesium oxychloride cement doping levels

圖5為氯氧鎂水泥摻量為30%條件下，MgO∶MgCl2摩爾比為4∶1、6∶1和9∶1時(shí)飛灰固化體X射線衍射分析圖。余紅發(fā)[17]認(rèn)為在氯氧鎂水泥水化反應(yīng)初期，MgO和MgCl2溶液相互接觸，MgO先水化生成Mg(OH)2沉淀，隨后又在MgCl2溶液水解產(chǎn)生的H+作用下發(fā)生解離與溶液中的Cl-發(fā)生一系列物理化學(xué)反應(yīng)，生成318相與518相結(jié)構(gòu)。由圖5可知配比為4∶1的組別固化體生成的鎂水泥晶相主要為318相，配比為6∶1的固化體生成的晶相主要為518相，配比為9∶1的組別固化體生成的鎂水泥晶相主要為518相和Mg(OH)2。由于在518相中，MgO與MgCl2摩爾比為5，考慮到MgO與MgCl2反應(yīng)的充分程度以及飛灰對(duì)反應(yīng)產(chǎn)生的影響，MgO與MgCl2配比至少大于5才能充分反應(yīng)生成518相。低于5的配比，鎂水泥傾向于生成強(qiáng)度較低的318相。當(dāng)MgO與MgCl2配比過(guò)高時(shí)，MgO過(guò)剩，多余的MgO生成為Mg(OH)2，同樣降低了固化體的抗壓強(qiáng)度。在圖4和圖5所有摻量組別中除了摻量為30%、配比為4∶1的組別，其余組別固化體均存在少量2118相(2MgCO3·Mg(OH)2·MgCl2·6H2O)。一般認(rèn)為2118相是由518相和318相在大氣中的CO2長(zhǎng)期作用下形成的碳化產(chǎn)物[18]；而在氯氧鎂水泥固化垃圾焚燒飛灰的水化發(fā)展過(guò)程中，由于飛灰中含有大量的CaCO3晶相，與518相可能進(jìn)一步水化反應(yīng)轉(zhuǎn)化成2118相；而摻量為30%、配比為4∶1的組別由于水化初期Mg(OH)2含量較低，僅存在318相，無(wú)法與CaCO3晶相發(fā)生進(jìn)一步反應(yīng)。

圖5 不同氯氧鎂水泥配比飛灰固化體X射線衍射分析圖Fig.5 X-ray diffraction analysis of fly ash cured bodieswith different magnesium oxychloride cement ratios

2.4 傅里葉紅外光譜分析

不同組別氯氧鎂水泥飛灰固化體紅外光譜分析結(jié)果如圖6、圖7所示。從圖中可以看出，所有組別飛灰固化體均在1 440 cm-1處和873 cm-1處出現(xiàn)了較強(qiáng)的吸收峰，這分別是由CaCO3晶體中—CO3基團(tuán)的伸縮振動(dòng)和彎曲振動(dòng)引起的[19]。在3 750～ 3 250 cm-1出現(xiàn)的寬吸收帶，和在1 650～1 580 cm-1出現(xiàn)的較弱吸收帶則被認(rèn)為是由鎂水泥的518相晶體和318相晶體中的結(jié)晶水分子的伸縮振動(dòng)與彎曲振動(dòng)引起的。在800～ 400 cm-1的吸收帶是由峰值在546 cm-1處的Mg—O—H鍵彎曲振動(dòng)引起的，518相、318相、Mg(OH)2均在這個(gè)區(qū)域產(chǎn)生吸收帶[20]。

圖6 不同氯氧鎂水泥摻量飛灰固化體傅里葉紅外光譜圖Fig.6 FTIR spectra of fly ash cured bodies with differentmagnesium oxychloride cement doping levels

M6M1-0.30、M6M1-0.45、M9M1-0.30在3 673 cm-1和3 609 cm-1處有吸收尖銳鋒疊加在了結(jié)晶水分子3 750～ 3 250 cm-1的振動(dòng)吸收帶上，是518相晶體的中的非水羥基(—OH)伸縮振動(dòng)引起的，是518相晶體的特征峰。M4M1-0.30在3 650 cm-1處的吸收尖銳鋒是318相晶體中的非水羥基(—OH)伸縮振動(dòng)引起的，是318相晶體的特征峰[21]，該結(jié)果與XRD分析結(jié)果一致。由于3 750～3 250 cm-1與1 650～1 580 cm-1吸收帶的存在，可確定M6M1-0.20固化體中鎂水泥晶相的存在，但是其較低的摻量導(dǎo)致518相與318相的特征吸收尖銳鋒不明顯，因此在FTIR中無(wú)法進(jìn)一步對(duì)晶相種類(lèi)加以辨別。

圖7 不同氯氧鎂水泥配比飛灰固化體傅里葉紅外光譜圖Fig.7 FTIR spectra of fly ash cured bodies with differentmagnesium oxychloride cement ratios

2.5 掃描電鏡分析

垃圾焚燒飛灰的形貌通過(guò)掃描電鏡觀察表征，結(jié)果如圖8所示。

圖8 垃圾焚燒飛灰掃描電鏡圖Fig.8 SEM images of waste incineration fly ash

從圖8可以看出，垃圾焚燒飛灰以無(wú)定型顆粒狀物質(zhì)構(gòu)成為主，不規(guī)則顆粒表面以及顆粒之間存在較大孔隙，具有較高的比表面積。從圖8(b)放大10 000倍的形貌可以發(fā)現(xiàn)，許多片狀、塊狀晶體附著在飛灰顆粒表面，這些晶體可能是生活垃圾經(jīng)高溫焚燒后殘留在飛灰表面的結(jié)晶金屬鹽。

在固定MgO與MgCl2摩爾比=6∶1配比的前提下改變飛灰摻量，得到的固化體的形貌通過(guò)掃描電鏡表征，結(jié)果如圖9所示。

圖9(a)～(c)是在1 000倍放大倍數(shù)下的固化體形貌，M6M1-0.20(圖9(a))表面凹凸不平，存在大量孔隙，且有大量粒徑不一的不規(guī)則飛灰顆粒裸露在表面。少量發(fā)育較差的518相和318相晶體相互呈絲狀附著在飛灰顆粒表面。而M6M1-0.30(圖9(b))和M6M1-0.45(圖(c))固化體表面平整致密，孔隙較少。大量518相晶體在坑洞中呈現(xiàn)出典型的針棒狀晶須相互交織形成了網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，且其密集程度隨著摻量的升高而提高。這種填充在坑洞中的網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)為固化體提供了良好的抗壓強(qiáng)度。圖9(d)～(f)是在10 000倍放大倍數(shù)下的固化體形貌，M6M1-0.20(圖9(d))出現(xiàn)了少量318相、518相晶體的晶須和大量堆積在表面的塊狀、棒狀結(jié)構(gòu)。由于這些結(jié)構(gòu)沒(méi)有形成相互穿插，導(dǎo)致了固化體抗壓強(qiáng)度較低。M6M1-0.30 (圖9(e))和M6M1-0.45 (圖(f)) 固化體中針棒狀的518相晶體相互交叉連生，518相的抗壓強(qiáng)度優(yōu)于318相，也驗(yàn)證了抗壓強(qiáng)度實(shí)驗(yàn)結(jié)果。圖中可以看出，在整個(gè)固化體空間內(nèi)形成連續(xù)又致密的結(jié)晶結(jié)構(gòu)，為固化體提供了良好的強(qiáng)度。此外，從圖9(e)中可以看到飛灰顆粒被大量氯氧鎂水泥518相晶須交叉包裹，這也在微觀上解釋了鎂水泥對(duì)飛灰具有良好固化效果的原因。

固定30%摻量不變，改變MgO與MgCl2摩爾配比得到的飛灰固化體形貌通過(guò)掃描電鏡加以表征，結(jié)果如圖10所示。

圖9 不同氯氧鎂水泥配比飛灰固化體掃描電鏡圖Fig.9 SEM images of fly ash cured bodies with different magnesium oxychloride cement ratios

從圖10(a)～(c)中可以看出，在1 000倍放大倍數(shù)下，M4M1- 0.30(圖10(a))和M9M1-0.30(圖10(c))中幾乎沒(méi)有318相或518相晶體的晶須在坑洞形成，且其表面存在大小不一的孔隙，沒(méi)有M6M1-0.30 (圖10(b)) 平整致密，這也是M4M1-0.30和M9M1-0.30具有較M6M1-0.30低的抗壓強(qiáng)度的原因之一。從圖10(d)可看到M4M1-0.30致密晶層和伸出晶層表面的晶柱，這是因?yàn)镸4M1-0.30有較高的氯化鎂質(zhì)量占比，另外，有少數(shù)細(xì)小的318相針棒狀晶須也附著在晶層表面。在圖10(f) M9M1-0.30中可以看到呈條狀和塊狀結(jié)構(gòu)的Mg(OH)2緊密貼合在飛灰顆粒表面，影響了518相晶體的水化發(fā)展。M9M1-0.30 這種緊密貼合的結(jié)構(gòu)雖然無(wú)法提供足夠的強(qiáng)度，但是使得其在所有組別固化體中具有最好的重金屬固化效果。

3 結(jié) 論

(1)在MgO/MgCl2摩爾比為6∶1的條件下，固體化的抗壓強(qiáng)度隨著氯氧鎂水泥摻量的提高而提高。這是由于隨著水泥摻量的增加，晶相從318相轉(zhuǎn)變成518相，水化程度增高，抗壓強(qiáng)度增加。在摻量為45%時(shí)，養(yǎng)護(hù)28d抗壓強(qiáng)度達(dá)36.1 MPa，同時(shí)在所有不同的氯氧鎂水泥摻量下，重金屬離子Cu、Zn、Cd、Cr、Pb的浸出濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于《生活垃圾填埋污染控制標(biāo)準(zhǔn)》(GB 16889—2008)的規(guī)定值。

(2)通過(guò)優(yōu)化MgO/MgCl2的摩爾比，可以進(jìn)一步改善氯氧鎂水泥對(duì)飛灰的固化效果，其中MgO/MgCl2摩爾比為6∶1時(shí)，固化體有最佳的抗壓強(qiáng)度，養(yǎng)護(hù)28 d的抗壓強(qiáng)度達(dá)22.3 MPa，遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于生活垃圾安全填埋規(guī)定的0.2 MPa的標(biāo)準(zhǔn)。

(3)借助XRD、FTIR、SEM表征手段對(duì)氯氧鎂水泥固化/垃圾焚燒飛灰的水化產(chǎn)物進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn)，固化體的力學(xué)強(qiáng)度主要是由針棒狀晶須相互交織形成網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)的518相和318相提供的。在MgO/MgCl2摩爾比為6∶1的條件下，摻量的提高有助于318相向518相轉(zhuǎn)化。在摻量30%的條件下，固化體中的518相隨著MgO/MgCl2摩爾比的降低向318相轉(zhuǎn)化。當(dāng)MgO/MgCl2摩爾比大于6∶1時(shí)，過(guò)剩的MgO水化生成了Mg(OH)2，降低了固化體的抗壓強(qiáng)度。呈條狀和塊狀結(jié)構(gòu)的Mg(OH)2在飛灰顆粒表面的緊密貼合和518相、318相晶須對(duì)飛灰顆粒的交叉包裹有助于抑制重金屬的遷。