生活垃圾焚燒爐應急處置醫療廢物對爐渣和煙氣排放影響研究＊

王 荔，鐘日鋼，陳德珍，劉廣鵬

(1.深圳市能源環保有限公司，廣東 深圳 518046；2.同濟大學熱能與環境工程研究所，上海 200092）

1 引言

近年來我國的醫療廢物管理越來越規范、設施建設發展迅速，但目前醫療廢物處置設施的能力仍有不足，尤其是在疫情暴發等特殊情況下，需要應急處置設施來滿足激增的醫療廢物處置需求［1-2］。2003年非典后發布的《醫療廢物集中處置技術規范》（環發〔2003〕206號）是我國第1個關于醫療廢物應急處置的法規，規定重大傳染病疫情期間，當醫療廢物集中處置單位的處置能力無法滿足疫情期間醫療廢物處置要求時，經環保部門批準，可采用其他應急醫療廢物處置設施增加臨時醫療廢物處理能力。利用現有的生活垃圾焚燒設施、其他危險廢物焚燒設施以及水泥窯協同處置醫療廢物是醫療廢物應急處置的可選模式［3］。新冠疫情暴發后，生態環境部于2020年1月28日印發《新型冠狀病毒感染的肺炎疫情醫療廢物應急處置管理與技術指南（試行）》，再次確認了生活垃圾焚燒設施可以作為醫療廢物應急處置設施。世衛組織（WHO）醫療廢物安全管理手冊（第2版）提出感染性醫療廢物和少量的藥物性廢物可以由生活垃圾焚燒爐處置［4］，這是因為生活垃圾焚燒爐爐膛內溫度≥850℃、停留時間不少于2 s，并且生活垃圾焚燒爐執行嚴格的污染物排放標準，煙氣污染物排放的控制要求高于醫療廢物焚燒爐。醫療廢物經焚燒處置后產生的爐渣屬于一般工業固體廢物，應送生活垃圾填埋場填埋［5］，實質上與生活垃圾焚燒爐渣屬于同一類固體廢物類別。

最早研究將醫療廢物在生活垃圾焚燒設施中摻燒的是意大利［6］，在Padua城市的1座150 t/d的生活垃圾焚燒爐中（試用期實際焚燒量90 t/d），處置了15 t/d的醫療垃圾及5 t/d的過期藥品，研究報道了Cl、Hg、Cd、Pb和Cu在煙囪排煙、底渣、飛灰、廢水和廢水處理產生的污泥中的分布，發現Cl主要存在于飛灰和廢水中；Hg主要從煙囪排放；Cd主要存在于飛灰中；Pb和Cu主要存在于底渣中。研究還報道醫療廢物及過期藥品中Cl的含量是垃圾含量的5.5 倍，但是該研究卻沒有將生活垃圾及醫療廢物中重金屬的分布分開討論，醫療廢物摻燒對重金屬總量及分布的影響尚未進行前后對比性研究。此外尚未有研究報道實際摻入焚燒爐的醫療廢物比例對焚燒爐渣重金屬浸出及煙氣達標排放的影響。而目前的相關規范并沒有給出具體摻燒比例以指導實際操作，急需從實際操作中獲得醫療廢物摻燒對垃圾焚燒灰渣及煙氣排放影響的真實數據來確定合理的摻入比例。

為了確定合適的應急操作摻燒比例，本研究在深圳某垃圾焚燒發電廠進行醫療廢物進入焚燒爐與生活垃圾摻燒處理的現場試驗，摻燒比例控制在醫療廢物量為0～4%（wt）的生活垃圾焚燒量，考察了摻燒對生活垃圾焚燒爐的溫度、煙氣排放以及爐渣中重金屬浸出的變化，為醫療廢物的焚燒爐應急處置的具體操作提供支撐與指導。

2 研究方法

2.1 醫療廢物和生活垃圾的組成分析

生活垃圾的采樣均按照CJ/T 313—2009生活垃圾采樣和分析方法進行，取樣點在垃圾池。醫療廢物主要來自社康醫院垃圾池中一固定區域，在與生活垃圾混合前取樣，因試驗在新冠疫情期間進行，為安全起見，所取的醫療廢物樣品先稱質量后，再通過高壓蒸汽滅菌，然后再進行分析。表1和表2給出了試驗期間某次取樣得到的醫療廢物和生活垃圾的組成與性質。

表1 生活垃圾及醫療廢物的組分和熱值（收到基）Table 1 Composition and heat value of municipal solid waste and medical waste（as received basis）

表2 生活垃圾及醫療廢物的工業分析和元素分析結果Table2 Proximate analysis and elemental analysis results of municipal solid waste and medical waste

2.2 試驗平臺

本研究在深圳某垃圾焚燒發電廠進行試驗，該焚燒廠采用深能環保—SEGHERS往復爐排爐，單臺容量225 t/d，共2臺。余熱鍋爐額定蒸發量為18 t/h，額定蒸汽參數4.0 MPa/400℃,配備1臺6.5 MW汽輪發電機組。煙氣凈化處理工藝采用SN?CR+半干式反應塔+干法脫酸+活性炭噴射+布袋除塵系統+SCR脫硝工藝,滿足比歐盟標準更為嚴格的深圳地方標準SZDB/Z 233—2017深圳市生活垃圾處理設施運營規范。摻燒試驗在其中2#爐上進行。

2.3 摻燒試驗

參考疫情期間生活垃圾焚燒處理的有關報道［7］，醫療廢物摻燒時直送焚燒廠并通過專用進料門卸料，卸料后在垃圾池的一個固定區域，根據設定的比例取相應量的生活垃圾，用稱量抓斗將醫療廢物和生活垃圾充分攪拌混合，此時醫療廢物仍未破袋，然后投入垃圾焚燒爐的料斗，通過本方式保證試驗期間摻燒比例為設定值。試驗在焚燒爐額定條件下進行，設置3個醫療廢物摻燒比例，即醫療廢物占生活垃圾的2%、3%和4%（wt），每個試驗工況持續至少2 d，保證所取的底渣樣是該應急處置工況的渣樣。在試驗期間保證鍋爐出力不變，因而爐子的熱負荷也基本不變,根據生活垃圾測試的熱值和兩種垃圾的進料量，可計算出醫療垃圾的熱值。

2.4 樣品采集與分析方法

為保證所取渣樣是焚燒醫療廢物摻燒后的渣樣，爐渣的取樣在混合垃圾入爐4 h之后再在出渣機上取樣，取樣按照CJ/T 531—2018生活垃圾焚燒灰渣取樣制樣與檢測進行。每個摻燒比例所取爐渣樣品為8個，運行中間隔4 h取樣，4個比例（含0比例）共32個爐渣樣品。隨后爐渣樣品按照HJ/T 299—2007固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法進行毒性浸出測試。爐渣熱灼減率測定按照HJ 1024—2019固體廢物熱灼減率的測定重量法進行。煙氣排放數據逐時記錄，取小時平均值。利用單因素方差分析（one-way ANOVA）即F檢驗，分析醫廢摻燒量對爐渣重金屬浸出濃度是否有顯著性影響，關注多重比較表中顯著性水平P，P≤0.01 表示具有極顯著性差異，P在0.0 1 ～0.05 表示數據具有顯著性差異，P≥0.0 5 表示數據之間沒有顯著差異。煙氣排放的數據為試驗時段排放的平均值，同樣進行顯著性分析。

3 結果與討論

3.1 醫療廢物摻燒量對焚燒爐運行工況的影響

這里主要關注醫療廢物摻燒對焚燒爐爐膛溫度和焚燒處理量的影響。圖1給出每個摻燒比例前后的爐膛溫度和脫硝劑用量的逐時變化。其中摻燒比例為2%和3%（wt）時，前12 h為日常運行情況，后12 h為摻燒后的代表性工況；摻燒比例為4%（wt）時，前8 h為日常運行情況，后8 h為摻燒后的代表性工況。將上述逐時溫度按照不同醫療廢物添加量工況取平均值，結果見圖2，圖2同時給出了實際的入爐垃圾焚燒量。可見，日常運行爐膛內溫度較高，平均可達982.72 ℃，在摻燒醫療廢物后爐膛溫度略有降低，這可能是由于供風量隨著醫療廢物摻燒比例的增加而增大引起的變化，但是不同摻燒比例下運行溫度變化不大，無顯著性差異，總體上運行溫度在正常波動范圍內，并高于850℃。

圖1 爐膛運行溫度和脫硝劑用量在摻燒醫療廢物前、后的逐時變化Figure 1 Hourly change of temperature in the furnace and consumption of De-NO x agent before and after mixing medical wastes by different ratios

圖2 不同醫廢摻燒比例下的爐膛運行溫度和處理量Figure 2 Operation temperature in the furnace and treatment capacity with different mixing ratios of medical wastes

由圖2還可以看出，日常運行入爐焚燒量較高，平均可達8.772 5 t/h，摻燒醫療廢物后入爐焚燒量略有降低，這是因為運行中保持鍋爐出力不變，因而熱負荷基本不變，而醫療廢物的熱值高（表1），因此摻燒后機械負荷有所降低。2%摻燒比例條件下焚燒量變化不大，僅降低1.4%；摻入3%、4%醫療廢物后，入爐焚燒量分別降低6.6%、6.7%。顯著性分析表明，摻燒條件下，處理量變化的顯著性P＜0.05 ，說明摻入醫療廢物對入爐焚燒量有一定的影響，即摻入3%和4%的醫療廢物時，垃圾的焚燒量有所下降，以保證熱負荷不變。因為機械負荷降低，爐排阻力有所降低，因此通風量有所提升，造成溫度有所下降。

3.2 對焚燒底渣熱灼減率的影響

表3給出了不同醫療廢物摻燒比例的爐渣平均熱灼減率。

表3 不同醫療廢物摻燒比例的爐渣平均熱灼減率Table3 The average ignition loss of incineration bottom ash with different mixing ratios of medical wastes

如表3所示，日常焚燒生活垃圾爐渣平均熱灼減率為2.5 6%，而摻燒醫療廢物的爐渣范圍是2.1 8%～2.4 3%，較原爐渣略有下降，這是因為醫療廢物熱值較高，可促進爐渣中的碳燃盡。

3.3 摻燒對爐渣重金屬浸出特性的影響

圖3（a）表示了不同比例摻雜醫療廢物爐渣含量較多的重金屬浸出情況，可見醫療廢物的摻入對Cu和Ba的浸出影響較為明顯，隨著醫療廢物摻入比例的增加，Cu的浸出量明顯降低，從1.6 mg/L降低到0.33 mg/L。Ba浸出量降低的趨勢更加明顯，從12.82 mg/L降低到0.64 ～0.89 mg/L，這是由于生活垃圾成分復雜，分類不夠徹底時，部分灰土、玻璃、磚瓦陶瓷、金屬類垃圾等成分會嚴重影響爐渣中的Ba元素含量［8］，但是醫療廢物中并不存在這些組分［9］，因此Ba的浸出濃度降低明顯。摻燒醫療廢物后爐渣中Zn的含量與原爐渣比也有所降低，但不同醫廢摻燒比例下的Zn含量變化不大，在0.1 ～0.2 mg/L范圍波動。Long等［10］研究了中國城市垃圾中重金屬的分布，指出廚余、灰渣、塑料以及紙張占垃圾總量的55.1%～99.5%，并且這幾種垃圾組分中的Cu及Zn含量分別占垃圾總量的76.3%和82.3%。醫療廢物這些組分相對較少，所以Cu和Zn的含量略有降低。摻入醫療廢物混燒后，其他重金屬浸出濃度相對較少，并無明顯變化。爐渣中含量較多的重金屬，含量高低依次為：Ba＞Zn＞Cu。但是其浸出濃度遠遠低于GB 5085.3 —2007危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別的限值。

圖3 不同醫療廢物摻燒比例下爐渣浸出液中重金屬含量Figure3 Leaching quantity of heavy metals with different mixing ratios of medical wastes

圖3（b）顯示了爐渣中浸出濃度較少的6種重金屬，未檢出的重金屬含量在統計時按檢出限的1/2進行處理，除了Cr6+之外，生活垃圾摻入醫療廢物摻燒后爐渣重金屬含量少且變化基本不大，部分尚未達到檢出限。根據醫療廢物焚燒處理的要求，一般將醫療廢物分為含氯塑料、非含氯塑料、橡膠、織物、紙類、棉竹、玻璃、金屬及其他9類。塑料可以使醫療廢物具有較高的熱值，便于焚燒爐的焚燒處理。醫療廢物摻入比例較少時Cr6+含量基本不變，隨著醫療廢物摻入比例的增加，Cr6+的浸出濃度有所提高，這一方面是因為Cr6+可能由醫療廢物帶入，另一方面醫療廢物的高熱值有利于促進焚燒完全進行，同時3.1 節所述的通風量上升引起氧化性氣氛加強，在氧氣供應充足的條件下促進了Cr的氧化，爐渣中Cr6+濃度可能有所增加。

生活垃圾焚燒爐渣中重金屬的含量波動很大［11］，關于醫療廢物單獨焚燒爐渣中重金屬的零星研究［12］顯示，醫療廢物焚燒爐渣的重金屬含量在垃圾焚燒底渣的含量范圍之內。圖3和表4顯示醫療廢物摻燒后爐渣的重金屬浸出濃度處于其他焚燒廠僅焚燒生活垃圾獲得的爐渣重金屬浸出濃度范圍內［13-14］。顯著性分析表明：不同比例的醫療廢物摻燒后主要對于生活垃圾焚燒爐渣中重金屬Cu、Zn、Pb、Ba、Cr6+和As的浸出濃度有影響，對于其他重金屬的浸出并無明顯影響；而且除Cr6+外其他重金屬浸出濃度反而下降。對于Cr6+，摻燒比為2%時與未摻燒無顯著性差異，摻燒比增加到3%和4%時，Cr6+的浸出濃度雖然上升，但是也遠遠低于限值5mg/L。故摻燒醫療廢物對生活垃圾焚燒爐渣重金屬浸出特性總體上沒有顯著的影響。

表4 爐渣的重金屬浸出濃度Table 4 Heavy metal leaching concentration of incineration bottom ash

爐渣主要用于建筑材料［13］，摻燒4%及以下的醫療廢物，從重金屬的浸出來看基本上不影響其用途。因此巴塞爾公約也推薦醫療廢物可在生活垃圾焚燒爐中應急處置［15］。

3.4 摻燒對煙氣污染物排放的影響

3.4.1 CO的變化

不同醫療廢物摻燒比例下CO排放情況見圖4。

圖4 不同醫療廢物摻燒比例下的CO排放情況（O2=11%）Figure 4 CO emission in different mixing ratios of medical wastes（O2=11%）

由圖4可以看出，生活垃圾日常運行熱處理焚燒煙氣中CO本身含量較低，平均為1.72 mg/m3，遠低于排放標準的限值。摻燒醫療廢物后煙氣中CO含量顯著升高，當摻燒比例為3%時，CO平均含量達13.78 mg/m3，是日常運行工況下的8倍，但是仍然遠低于標準值，其上偏差雖然有7.33 mg/m3，但是仍低于排放限值。2%和4%的摻燒比例下，煙氣中CO的含量增加，分別是日常運行條件下的3.8 倍和2.2 倍，但是明顯低于摻燒比例為3%的工況。顯著性分析發現P＜0.05 ，說明摻燒醫療廢物對焚燒煙氣中CO含量有明顯影響，且呈現增加的趨勢。這是因為醫療廢物的熱值偏高，即使在供風相應地調整前提下，可能會因為局部熱負荷高、在高溫區停留時間縮短而引起CO升高。

3.4.2 HCl和SO2的變化

醫療廢物的Cl典型含量為1.1%～2.1%，而生活垃圾在0.2%～0.8%的水平［16］。但是表2中數據顯示醫療廢物的Cl含量雖然偏高，但是未達到文獻［16］報道的水平，這可能與醫療廢物的來源及取樣有關。由圖5可以看出，日常運行焚燒煙氣中HCl平均含量為3.32 mg/m3，在生活垃圾中摻燒醫療廢物后煙氣中HCl含量略有降低，這可能是因為進料波動引起的。在2%摻燒比例下煙氣中HCl含量變化不大，僅為3.30 mg/m3，基本與日常運行條件下的含量持平，但是石灰投加量有所增加，如圖6所示。摻燒比例為3%和4%時，HCl濃度反而降低明顯，對應地石灰的消耗量也有所降低，這可能與生活垃圾的組分波動有關，因為摻燒試驗時間長達8 d，生活垃圾組分和醫療廢物組分均可能出現變化，也說明垃圾組分本身的波動可能掩蓋小比例的醫療廢物摻燒的影響。

圖5 不同醫療廢物摻燒比例下的HCl和SO2排放情況（O2=11%）Figure 5 HCl and SO2 emissions in different mixing ratios of medical wastes（O2=11%）

圖6 不同醫療廢物摻燒比例下的藥劑耗量Figure6 Chemical consumptions in different mixing ratios of medical wastes

圖5顯示，日常運行生活垃圾焚燒煙氣中SO2濃度本身有所波動，但是水平很低，平均含量為5.27 mg/m3，遠低于排放限值。摻燒醫療廢物后，與HCl相比，盡管變化規律不完全一致，但是也呈現降低趨勢，作為酸性氣體，其變化原因與HCl類似。

3.4.3 NOx的變化

圖7顯示日常運行焚燒煙氣中NOx排放量為60.18 mg/m3，完全滿足排放標準。在摻燒醫療廢物后NOx的含量總體上有微幅降低。其中2

圖7 不同醫療廢物摻燒比例下的NO x排放情況（O2=11%）Figure7 NO x emissions in different mixing ratios of medical wastes（O2=11%）

%摻燒比例降低明顯，為55.18 mg/m3，降低了8.3%，這主要因為此時系統的脫硝劑用量最大，見圖6。顯著性分析顯示，醫療廢物的摻燒對NOx排放影響不大，數據無顯著性差異，這是因為NOx的濃度與脫硝藥劑消耗量及溫度有對應關系，一方面圖2顯示摻燒后爐膛溫度有微弱下降，另一方面圖6顯示煙氣脫硝劑的消耗量有所增加，最終使得NOx排放水平基本穩定。

4 結論

為了指導生活垃圾焚燒爐應急處理醫療廢物的運行操作，本研究展開了在生活垃圾焚燒爐中摻燒醫療廢物的試驗研究，在摻燒比例不超過4%（wt）及維持余熱鍋爐蒸發量不變的條件下主要考察了對焚燒溫度、爐渣重金屬浸出量和煙氣排放的影響。得到了以下主要結論：

1）摻燒比例不超過4%時，爐膛溫度略有下降，但是總體平穩。

2）摻燒比例不超過4%的情況下，焚燒爐渣重金屬浸出特性總體有所改善；但是摻燒比例為3%和4%的情況下，爐渣中Cr6+浸出濃度升高，但其總體浸出水平仍很低，單獨Cr6+的浸出上升不影響其最終處置途徑，可結合其他爐渣浸出毒性指標對爐渣的用途進一步定性。

3）摻燒醫療廢物后，CO排放有所增加但是仍然達標。酸性氣體HCl/SO2的排放濃度有所下降，NOx排放水平基本保持穩定。