利用水泥生產線協同處置城市生活垃圾排污分析

(山西省環境科學研究院，太原 030027)

1 利用水泥生產線協同處置城市生活垃圾的意義和工藝

隨著我國城市化、經濟發展和人民生活水平的不斷提高，城市生活垃圾的產生量日益增多，城市生活垃圾成分也有一定的變化，有機物總體上呈逐漸增加趨勢，無機物則相反，熱值有一定提高。

水泥窯的高溫及堿性工況使得垃圾處理過程中不易產生有毒氣體，重金屬通過物理封固、替代、吸附等作用，被固化在水泥熟料的晶體結構中，垃圾焚燒后的灰渣成為水泥的一部分，能從根本上做到垃圾處理的資源化、無害化。因此，利用水泥生產線協同處置生活垃圾引起人們的關注。

與生活垃圾焚燒發電工藝相比，水泥生產線協同處置生活垃圾工藝沒有急冷、活性炭吸附等煙氣凈化裝置，外排煙氣中重金屬和二噁英含量有多少，能否做到達標排放，是本文討論的主題。

本文介紹的生產工藝為：將生活垃圾投入氣化爐中，通過約550℃的高溫進行氣化處理。出氣化爐的氣體進入水泥新型干法窯的分解爐中，經過分解爐、預熱器、生料磨、布袋收塵系統處理后排放。氣化爐下的不可燃物，摻入生料系統作為水泥燒成原料。

2 窯尾煙氣中重金屬排放分析

城市生活垃圾中含有一定的重金屬，這些重金屬能否進入煙氣中，進入煙氣中的量有多少，是我們要研究分析的。

2.1 城市生活垃圾中重金屬含量分析

城市生活垃圾是一種成份復雜的混合廢物，其中含有一定數量的重金屬，鉻的含量一般為100～450g/t，鎳為50～200g/t，銅為450～2500g/t，鋅為900～3500g/t，鉛為750～2500g/t，鎘為l0～40g/t，汞為2～7g/t[1]。

李建新等[2]收集了常見的18種典型垃圾組分，并對其中重金屬含量進行了測試，結果顯示，每一垃圾組分中都含有一定量的重金屬，對于所研究的7種重金屬(Hg、Cr、Ni、Cd、Zn、Pb、Cu)，Zn的含量最高，其次是Pb，而Cd、Hg的含量最少；在分析的18種垃圾組分中，彩色塑料、橡膠、雜草及灰塵中的重金屬含量較高。

辛美靜等認為[3]，城市生活垃圾中的重金屬主要來自印刷電路板和廢舊電池。印刷電路板上的金屬材料主要是銅，常在銅上鍍一層鎳，高級精密產品很多再鍍一層極薄的金。不同種類電池中均含有一定的重金屬，主要為：Cr、Hg、Zn、Ni、Pb、Cu、Mn和Ag。

綜合分析，城市生活垃圾中的重金屬來源主要為電池、電器、燈管、溫度計、顏料、塑料、報紙、雜志、橡膠、鍍金材料、彩色膠卷、紡織品、雜草等。

由于物理化學性質的不同，重金屬在城市生活垃圾中有的以單質形式存在，有的則以氧化物及其他化合物的形式存在。

2.2 城市生活垃圾中重金屬的焚燒特性

在所有的重金屬中，大多數為難揮發重金屬，但汞、鎘、鉛和類金屬砷等揮發性較大。GBl8484-2001《危險廢物焚燒污染控制標準》規定控制的10種重金屬中，汞、鎘、鉛、砷為易揮發物，鎳、鉻、錫、銻、銅、錳為難揮發物。GB18485-2001《生活垃圾焚燒污染控制標準》中規定了汞、鎘、鉛等三種重金屬的排放標準限值。

李建新等[2]實驗研究了重金屬揮發特性。實驗中考察了溫度從500～900℃變化對Hg、Cd 、Pb、Zn 、Cu、Ni、Cr等7種重金屬揮發特性的影響。結果顯示，溫度對不同重金屬揮發特性的影響程度是不同的，對于Hg，Cd，溫度變化對其揮發特性的影響很明顯，而對Pb、Zn、Cu的影響小些，對Cr、Ni的影響則最小。在溫度較低時(500℃左右)，只有Hg(27%)、Cd(3%)和Zn(3%)有少量的揮發，其它重金屬揮發幾乎為0，在低溫下，Hg的揮發遠高于其余6種重金屬，Pb、Zn的揮發特性較接近，大約在700℃時有較明顯的揮發，而Ni、Cr在800℃后才出現較明顯揮發。 在900℃時各重金屬的揮發率分別為：Hg75%、Cd55%、Pb30%、Zn33%、Cu12%、Ni10%、Cr10%。溫度變化對金屬蒸發壓力有較明顯的影響，即隨溫度的升高蒸發壓力呈明顯增加的趨勢，說明隨溫度升高金屬的蒸發量是增加的。

氯的添加，無論是有機氯還是無機氯的增加使重金屬的揮發都有一定的增加，且有機氯的影響高于無機氯。由于氯的參與并與重金屬發生化學反應生成金屬氯化物，金屬氯化態的蒸發壓力通常都高于氧化態，使重金屬的蒸發量增加，而且氯的參與延遲了金屬化合物的凝結過程，并且降低了露點溫度。

2.3 重金屬排放分析

在水泥生產線中，煙氣和物料是逆向流動的。燃料和空氣從窯頭鼓入，在回轉窯燃燒，物料在回轉窯內的停留時間約在30～40min，煅燒的氣相溫度1800℃，熟料的固相溫度約為1400～1500℃。而后煙氣進入分解爐，這里煙氣溫度為850～900℃，停留時間大于7s。隨后煙氣經預熱器、原料磨、袋式收塵器，最后從窯尾煙囪排入大氣，排氣筒出口溫度約120℃。物料則相反，生料首先投入原料磨，而后依次進入預熱器、分解爐、回轉窯，煅燒為水泥熟料，最后從窯頭排出。

重金屬在水泥生產系統中是一個循環過程。在氣化爐中，溫度為500～550℃，考慮到有較多的HCl生成，有一部分Hg、Cd、Zn和Pb將揮發，隨氣相進入分解爐。在而后進入預熱器、生料磨、收塵器的過程中，溫度逐漸降低，煙氣與物料逆向接觸，使一部分冷凝的重金屬微粒混入物料中而返回物料流，一部分重金屬微粒則進入煙氣，經收塵器，絕大多數被收塵器收集返回到物料流，小部分經窯尾煙囪排入大氣。需要說明的是，Hg的揮發性較大，而且可能有氣態單質Hg，因此排入大氣的Hg要大一些。在氣化爐中，其他重金屬幾乎全部進入爐渣中。

氣化爐爐渣進入生料磨，與水泥原料一起，依次進入預熱器、分解爐、回轉窯。在這個過程中，溫度逐漸升高，重金屬開始揮發，在分解爐中揮發明顯加大，在回轉窯揮發達到最大，在回轉窯內，所有的重金屬都有較大的揮發，尤其是Hg、Cd、Pb和Zn揮發率較大。同時，一部分重金屬經高溫固相反應生成復合型礦物，成為熟料礦物晶體中的部分源自替代物，被固化在水泥熟料中隨熟料排出。揮發的重金屬則隨煙氣反向依次進入分解爐、預熱器、生料磨、收塵器，在這個過程中，溫度逐漸降低，煙氣與物料逆向接觸，使一部分冷凝的重金屬微粒混入物料中而返回物料流，一部分重金屬微粒則進入煙氣，經收塵器，絕大多數被收塵器收集返回到物料流，小部分經窯尾煙囪排入大氣。就這樣，重金屬在固相和氣相中形成一個循環過程。需要說明的是，在回轉窯內的物理化學反應是一個平衡過程，循環的重金屬含量增高，固化在水泥中的重金屬就增加，這樣就不會在生產系統內形成明顯的富集。還需說明的是，不易揮發的重金屬主要在預熱器、分解爐、回轉窯部分循環，在隨后的收塵器中也能絕大部分回收，因此，排入大氣中的量很小。而易揮發的重金屬則在整個過程中循環，因此，排入大氣中的量相對要大一些。

綜上分析，鎳、鉻、錫、銻、銅、錳等難揮發重金屬從窯尾煙囪排入大氣的量很小，汞、鎘、鉛、砷等易揮發重金屬從窯尾煙囪排入大氣的量較大，其排放量有多少，能否達到國家排放標準，具有一定的不確定性。

3 窯尾煙氣中二噁英排放分析

二噁英化學性質穩定，難以生物降解，是目前已知化合物中毒性最大的物質。二噁英對人類具有致癌性，還能降低人體免疫能力，影響正常荷爾蒙分泌。此類化合物可在食物鏈中富集。

3.1 二噁英形成機理和條件分析

焚燒過程中二噁英生成機理有以下2方面[4]：

(1)以氯代芳香族化合物作為前生體，如氯酚、氯苯等，通常在飛灰表面通過非均相催化在250～400℃反應而成。前生體可能是原燃料中的微量雜質，也可以通過多級反應而生成，包括脂肪族化合物的芳香化。

(2)由活性碳顆粒與空氣、水分和無機氯化物經Cu(Ⅱ)催化，通過氣-固和固-固反應de novo合成二噁英。

上述兩種機理之間存在著一定聯系。

二噁英的產生要具備以下條件：HCl、O、前體物的存在；生成溫度不高，一般情況下在250～600℃之間(主要在250～400℃之間)；特定的金屬離子(Cu2+、Fe2+)對其形成過程的催化作用；燃燒過程不完全，有一氧化碳存在；煙氣的含水量較高，燃燒過程產生蒸汽。

3.2 城市生活垃圾中的氯及焚燒特性

城市生活垃圾中含氯的有機物質主要有紙、植物、化纖類物質及一些塑料(包括PVC)，無機物主要是NaCl、KCl等。

解強等實驗得出[5]，在溫度為500℃左右持續加熱30min，城市生活垃圾中70%～80%的有機氯釋放出來；在1200℃下保溫10～30min，城市生活垃圾中的無機氯約有5%～25%釋放出來。基本上以HCl的形式釋放。

3.3 二噁英排放分析

城市生活垃圾中的氯在水泥生產線中是一個循環。氣化爐中生成的HCl進入分解爐，在這里，絕大多數被大量的高活性CaO吸收進入物料流；氣化爐不燃物中的氯隨物料進入物料流；物料在回轉窯中高溫煅燒，又有一部分氯揮發進入氣相，隨后依次進入分解爐、預熱器、生料磨、收塵器，在這一過程中，氯又被吸收吸附形成循環。氯的循環主要在回轉窯和預熱器之間，而且在煙室設有脫氯設施，因此，煙氣在進入預熱器及以后的過程中，氯含量很低。

(1)氣化爐中溫度在500～550℃且O2含量很少，氣化爐氣化過程中難以產生二噁英。

(2)出氣化爐的可燃性氣體，進入分解爐，在這里在850～900℃的高溫環境中，通過充足的時間燃燒時(7秒以上)，產生的二噁英也被完全分解。

(3)煙氣進入預熱器，在這個生產環節，溫度從850℃逐步降為200℃，是有利于二噁英生成的溫度環境，考慮到煙氣中氯含量很少且Cu2+、Fe2+含量極少，可以預知，這里會生成少量的二噁英。

(4)不可燃物隨水泥生產常規原料一起進入原料磨，在原料磨里進行烘干、粉磨。原料磨的進口煙氣溫度約為200℃，出口氣體溫度約為120℃，因此在原料磨里不會產生二噁英。

(5)預熱器中生成的少量二噁英經過生料磨、收塵器，以微粒形式吸附在物料中，絕大部分被收塵器收回而進入物料，極小部分排入大氣。

(6)氣化爐不燃物中的二噁英和隨物料返回的二噁英，在分解爐和回轉窯中，被徹底分解而去除。

在國外，采用現代干法水泥生產系統處理城市生活垃圾，二噁英的排放濃度已完全控制在0.1ng/Nm3以下。我國海螺銅陵CKK項目二噁英濃度監測值見表1。

綜上分析，利用水泥生產線協同處置城市生活垃圾會排放少量二噁英，二噁英的排放量和排放濃度能不能達到我國的排放標準，具有一定的不確定性。

表1 我國海螺銅陵CKK項目二噁英濃度監測值

4 結論及建議

利用水泥生產線協同處置城市生活垃圾能從根本上做到垃圾處理的資源化、無害化。但生產過程中會有重金屬和二噁英的排放，這些污染物的排放能否達到我國的排放控制標準，具有一定的不確定性。建議對我國已建成的同類生產線進行跟蹤監測，如果能穩定達標，就應大力推廣；如果不達標，則應采取一定的工程措施和其他措施，如垃圾分類收集等，以期做到達標排放。

另外，利用水泥生產線協同處置城市生活垃圾工藝中，生活垃圾的摻入量是少量的，工藝中傳統燃料產生的煙氣量是生活垃圾燃燒產生的煙氣量的10倍以上，大量的燃煤煙氣稀釋了垃圾燃燒煙氣中特征污染物的濃度。因此，執行GB18485-2001《生活垃圾焚燒污染控制標準》，有可能造成濃度達標但排放量很大。建議制定本類工藝的相應污染物排放標準，比如控制噸垃圾二噁英排放總量。

參考文獻：

[1]孔絲紡，劉陽生，曾輝，解慶龍，呂曉蕾.焚燒源揮發性重金屬的排放對周邊土壤和植被污染的研究進展[J].生態環境學報，2010，19(4)：985-990.

[2]李建新，嚴建華，池涌.利用流化床實驗臺研究生活垃圾焚燒重金屬分布規律[J].中國電機工程學報，2005，25(17)：100-104.

[3]辛美靜，楊學權.城市生活垃圾中重金屬對水泥性能的影響[J].水泥工程，3：8-12.

[4]鄭明輝，劉鵬巖，包志成，徐曉白.二噁英的生成及降解研究進展[J].科學通報，1999，44(5).

[5]解強，沈吉敏，張憲生，厲偉.熱處理過程中城市生活垃圾氯釋放特性的研究[J].中國礦業大學學報，2003，32(6)：641-645.