協同處置固廢過程中窯尾煙氣HCl的達標排放

吳曉六，張冬冬，王朝雄

1 前言

水泥窯協同處置固體廢棄物技術是一種將固體廢棄物焚燒與水泥生產有機結合的處理技術，其為發展循環經濟、打造新型綠色水泥工業開辟了一條新途徑。協同處置類項目因其具有投資運營成本低、處理能力大和處置效果好等優點，近年來發展勢頭強勁，截至目前，全國水泥窯協同處置固廢及危廢類的生產線已近150余條[1]。固體廢棄物來源廣泛，成分復雜，其中含有大量氯元素。固體廢棄物在線或離線焚燒后，煙氣進入水泥窯系統中，導致水泥窯窯尾煙氣中的HCl氣體超標排放風險顯著上升。

水泥窯協同處置固體廢棄物后的窯尾煙氣排放指標按照GB 4915-2013《水泥工業大氣污染物排放標準》和GB 30485-2013《水泥窯協同處置固體廢物污染控制標準》的規定執行，HCl限定排放濃度要求＜10mg/Nm3。水泥企業生產實踐中，生料磨機并非全天運行，而窯尾煙氣中HCl排放的濃度受生料磨開停機的影響，波動極大。當生料磨正常運行時，窯尾煙氣中的HCl濃度能滿足排放要求，而在生料磨停機期間，窯尾煙氣中的HCl濃度則頻繁超出排放標準。通過采用水泥窯協同處置窯尾煙氣在線脫氯系統，確保了窯尾煙氣中的HCl排放濃度穩定達標。

2 窯尾煙氣中HCl的來源及固體廢棄物焚燒煙氣的影響和處置現狀

（1）窯尾煙氣中HCl的來源

窯尾煙氣中的HCl通常來源于水泥生產原燃料以及固體廢棄物焚燒后引入的協同處置高溫煙氣，其中，固體廢棄物焚燒煙氣為HCl的主要來源。

水泥生料由石灰質原料、粘土質原料及少量校正原料等組成。氯元素是水泥原料中的有害成分，目前我國要求入窯生料氯含量＜0.04%，行業內普遍要求入窯生料氯含量＜0.015%～0.020%。

水泥窯燃料主要為用于窯頭燃燒器和窯尾分解爐的煤粉，為生料分解和熟料煅燒提供熱量，燃煤中的含氯量極低。

固體廢棄物中的氯元素主要來源于廢塑料和無機鹽（如NaCl）等物質。廢塑料在充分燃燒的情況下，其中的氯可以完全轉化為HCl；NaCl在水分和二氧化硫存在的情況下，50%～60%可反應生成HCl，進一步增加系統中HCl的釋放[2]。上述反應過程的化學方程式如下:

（2）原燃料中含氯成分循環富集情況

水泥生產過程中，原、燃料中的含氯成分在回轉窯內遇高溫揮發，隨煙氣在分解爐或預熱器中冷凝而附著于生料，在回轉窯內再次揮發，形成了一個“揮發-冷凝-揮發”的內循環，長時間循環的氯離子在800℃～1 000℃溫度區間內富集，易導致窯內出現不同程度的結皮和堵塞[3]。生產過程中所產生的HCl氣體通常97%以上會被堿性生料吸收，隨窯尾廢氣外排的HCl很少。

（3）固體廢棄物焚燒煙氣對窯尾HCl排放的影響及處置情況

將固體廢棄物焚燒煙氣送入窯內高溫協同處置，窯內富余的堿性環境能吸收部分HCl，但受反應時間及反應效率等因素制約，窯尾C1預熱器出口的HCl氣體濃度顯著升高。目前，水泥生產線多采用“窯、磨一體”的廢氣處理方式，窯尾廢氣引入生料粉磨系統用于物料烘干，生料破碎過程中產生大量的CaCO3新生界面，同時物料烘干過程中蒸發出大量水蒸氣，將絕大多數窯尾廢氣中的HCl固定在物料中，使窯尾煙囪出口的酸性氣體排放濃度達到標準要求。

3 在線脫除HCl技術改造

3.1 項目情況

貴州某水泥廠現有一條3 000t/d水泥熟料生產線，配套建設了250t/d的生活垃圾協同處置系統。該協同處置系統利用機械爐排爐無害化焚燒處理當地生活垃圾，同時借助水泥窯分解凈化焚燒煙氣。機械爐排爐焚燒垃圾所產生的高溫煙氣，通過高溫煙氣管道直接送入窯尾分解爐，在分解爐900℃左右的高溫堿性條件下，吸收和處理垃圾產生的二噁英及其他酸性氣體等，使垃圾達到減量化、資源化、無害化的處理要求[4]。圖1為此水泥窯協同處置垃圾系統的工藝流程圖。

圖1 水泥窯協同處置垃圾系統工藝流程

該水泥窯協同處置垃圾系統投運后，對窯尾煙囪出口煙氣排放實施在線監測，將監測到的煙氣排放數據上傳至省污染源自動監測管理平臺。監測數據顯示，在生料磨停運后，HCl排放量快速上升，超過標準限定值。為進一步分析垃圾焚燒煙氣對水泥窯系統煙氣排放量的影響及生料磨對窯尾煙氣脫除HCl的影響，對本協同處置系統在不同運行狀況下，窯尾煙氣中的HCl排放濃度進行了監測。水泥窯協同處置垃圾系統在不同運行狀態時的排放數據見表1。

如上所述，本項目中的生料磨機未運行時，且在垃圾焚燒爐投運前，水泥窯煙氣中的HCl濃度均值已高于10mg//Nm3。垃圾焚燒爐投運后，垃圾焚燒的富氯煙氣被送入分解爐，水泥窯窯尾C1預熱器出口煙氣的HCl濃度均值上升了74.35mg/Nm3。本項目原始垃圾中的氯離子含量在0.9%左右，水泥窯協同處置垃圾后的窯尾煙氣總風量為21×104Nm3/h，若垃圾中的Cl元素全部轉移到煙氣系統中，窯尾煙氣的HCl排放濃度理論上將上升459mg/Nm3。由此可見，水泥窯窯尾分解爐及預熱器系統分解和吸收了大部分的富氯煙氣。

由表1還可以看出，生料磨機運行時，在垃圾焚燒爐投運或未投運狀態下，窯尾煙囪出口HCl排放濃度均達標排放。生料磨機運行時，高含水率的垃圾焚燒煙氣引入分解爐，窯尾煙氣的HCl濃度均值僅為0.84mg/Nm3，與垃圾焚燒爐未投運時的HCl濃度均值相比（4.28mg/Nm3），生料磨吸收HCl的效果更為顯著。原因在于，垃圾焚燒爐投運后，水泥窯煙氣中的含水率增加，HCl氣體在大量水蒸氣中解離出氫離子，加速了CaCO3吸收HCl氣體的進程[5-6]。

表1 水泥窯協同處置垃圾系統在不同運行狀態時的排放數據

3.2 改造方案

減少窯尾HCl排放通常有下述兩種措施，一種是改變水泥原料及固體廢棄物成分，降低入窯物料的氯含量，但源頭上改變物料成本較高；另一種是借助在線脫氯技術進行水泥窯煙氣尾端凈化，其原理是通過堿性物質來中和吸收HCl氣體，主要有干反應劑噴注脫酸、噴霧干燥脫酸及濕式脫酸等幾種方式。

綜合考慮HCl排放現狀、脫HCl效率及技改成本等因素，本項目采用了噴霧干燥脫酸的在線脫HCl技術，利用消石灰粉脫除水泥窯煙氣中的HCl氣體，將消石灰粉噴入高溫風機后的后續煙氣管道中，同時噴水將煙氣溫度降至130℃～150℃左右。在線脫HCl系統現場改造過程如下：

（1）系統設置一個儲倉，用于消石灰粉儲存，消石灰儲存量以3d消耗量計。消石灰儲倉底部設置一套高密封性旋轉給料器和一臺羅茨風機，用氣力將倉內消石灰粉輸送至高溫風機出口的煙風管道內。消石灰輸送管道規格尺寸為φ76mm×5mm；羅茨風機壓力為49kPa，流量為6.7Nm3/min。為了保證消石灰粉在煙風管道內均勻分布，輸送管道末端置于煙風管道中心附近，輸送管道出口為喇叭型，消石灰粉噴射方向與煙風管道內的煙氣流向一致。

（2）在高溫風機出口的煙風管道上設置3根雙流體霧化噴槍用于噴水降溫，設計噴水霧化壓力＞0.4MPa，噴槍安裝位置設置在消石灰輸送管道出口前2～3m，噴水量根據煙氣溫度進行調節，以不影響窯尾布袋收塵器正常運行為前提，脫氯系統的水源從余熱發電區的循環冷卻水池引入。

3.3 改造效果

技術改造后，生料磨運行時，消石灰脫HCl系統維持停運狀態；生料磨計劃停磨前30min，預先啟動在線脫HCl系統，相繼噴入消石灰和水，將袋收塵器進口溫度保持在140℃以下，HCl排放濃度可保持在10mg/Nm3以下。由于消石灰對脫除SO2有非常好的效果，采用消石灰進行脫HCl的同時，窯尾煙囪處的SO2排放值也顯著下降，排放濃度均值由常規78.6mg/Nm3降至42mg/Nm3左右。

經現場生產統計，生料磨機每日停磨6h左右，消石灰每日消耗量在1.5～2t，回轉窯年實際運行時間在6 000h左右，消石灰價格按450元/t計算，預計年增加運行成本16.9～22.5萬元（未計入水氣化后煙風量增加的風機電耗），此時，窯尾煙氣中的SO2和HCl指標均被有效控制。

4 結語

水泥窯協同處置生產線在生料磨停磨期間，窯尾煙氣中的HCl排放濃度頻繁超過國家標準限定值，目前環保部門已要求對協同處置水泥生產線的HCl排放濃度實施在線監測，水泥窯協同處置項目窯尾煙氣HCl排放超標問題，在項目設計階段即予以考慮。

窯尾高溫風機后的煙氣管道中噴入消石灰和適量水的方案，可將系統HCl排放濃度保持在10mg/Nm3以下。考慮到部分項目煙氣溫度及管徑限制，噴水可能會造成管壁板結，建議進一步優化工藝系統，將SP鍋爐出風管接入增濕塔頂部，利用增濕塔來脫除HCl。