電阻式熔融爐處置焚燒殘余物的工程應用研究

＊朱立強

（上海市固體廢物處置有限公司 上海 201815）

醫療/危險廢物焚燒過程中會產生大量的爐渣及飛灰。目前主要以填埋的方式處理該類焚燒殘余物。但是填埋需要大量土地，產生的滲濾液等物質可能會對土壤及地下水造成污染，影響生態環境。因此，亟需探尋新的爐渣和飛灰減量化處理方式，對焚燒殘余物進行資源化處理。

目前，針對焚燒殘余物主要的資源化處理技術包括水泥穩定化、制磚、熔融玻璃化等。根據焚燒殘余物組分特性[1-2]，高溫熔融處理技術是一種對固體廢物進行徹底無害化處理的方法，二噁英等有機物在1300～1500℃下焚毀，無機物熔融生成玻璃態熔渣，有害離子浸出濃度顯著降低[3]，可用于建筑材料（水泥、輕骨料、陶瓷等），達到焚燒殘余物減量化、無害化和資源化，有利于減少填埋量，提高環境效益和經濟社會效益。

熔融玻璃化處理技術已在歐、美、日等發達國家和地區推廣應用[4]，國內眾多研究[5-9]也表明高溫熔融是處置焚燒殘余物的理想技術之一。但我國熔融玻璃化技術起步較晚，當前眾多研究集中在等離子體熔融技術，對電阻式熔融的實踐經驗仍為空白。

本文基于上海某廠的高溫熔融灰渣處理線，開展電阻式熔融爐處置焚燒灰渣可行性研究，分析熔融特性、玻璃化產物性能、生產工藝控制、熔融能耗，以期為“無廢城市”建設和焚燒殘余物資源化利用提供技術路線和實證依據。

1.項目概況

電阻式熔融裝備設計處置規模為50t/d，主要處置廠內醫療及危險廢物回轉窯焚燒線產生的灰渣。熔融裝置采用三相交流電阻爐，以電阻熱形式加熱物料至1400℃以上，形成熔漿。在高溫下熔融后經出渣口流出，通過水淬急冷形成細小玻璃體。

2.材料與方法

(1)試驗材料

本試驗所用焚燒殘余物樣品取自上海某危險廢物焚燒廠內1號回轉窯焚燒線2022—2023年間產生的醫療廢物焚燒爐渣。爐渣通過德國斯派克XEPOS型臺式X熒光光譜儀（XRF）進行成分分析，主要組分含量為SiO2＞CaO＞Al2O3＞Fe2O3。不同批次樣品組分含量受醫療廢物來源組分影響，差異較大，詳見圖1。

圖1 醫療廢物爐渣組成特性/%

(2)樣品處理與方法

本試驗樣品根據工藝流程，采用分批投料的方式投入熔融爐內。通過恒定功率將熔體溫度控制在1400～1500℃的區間范圍內冶煉約2h。后續批次分別加入1%～4%碳酸鈣調整熔體黏度。

當樣品到達出渣條件，通過位于爐體下部的出渣口進行出渣作業。每批次產物根據《固體廢物玻璃化處理產物技術要求》（GB/T 41015—2021）分別取樣，并進行分析。

隨著熔融爐的持續運行，爐渣內含有的鐵元素會被還原并形成鐵水聚集在爐體下部。在爐體底部設置有出鐵口，需定期打開出鐵口進行出鐵。排放出的鐵水由專用的鐵水包存放，冷卻后進行翻模并進入后續處置環節，取樣進行分析，見表1。

表1 樣品編號

(3)試驗與分析檢測辦法

產生的玻璃體委托第三方檢測機構進行實驗分析。

①將爐渣、熔融玻璃體、鐵渣分別經過消解后使用ICP檢測組分特征。

②按照《固體廢物玻璃化處理產物技術要求》（GB/T 41015—2021）要求檢測玻璃體的酸溶失率、有害物質浸出濃度。玻璃體含量按（GB/T 18406—2017）附錄C規定的X射線衍射法測定其玻璃體含量。

③根據《固體廢物 二噁英類的測定素稀釋高分辨氣相色譜-高分辨質譜法》（HJ 77.3—2008）檢測玻璃體殘留二噁英。

④參照《用于水泥和混凝土中的粉煤灰》（GB/T 1596—2017）檢測玻璃體強度活性指數。

3.結果與分析

(1)組分特征

12月焚燒爐渣1#、12月焚燒爐渣熔融玻璃體2#、鐵渣7#經消解后，通過ICP檢測濃度，見表2。結果顯示玻璃體中硅、鋁、鈣的含量顯著大于爐渣中含量，硅、鋁、鈣是形成玻璃體的主要成分。鈉、鉀、鎂、鋇等堿（土）金屬在玻璃體中有不同程度的富集，摻雜在非晶態網格中。鐵、銅、鉻、鎳大量富集在鐵渣中，主要由于爐渣中的金屬氧化物在熔融狀態下和石墨電極反應，還原分質進入熔融爐下層的鐵水池中。

表2 部分元素組分含量（mg/kg）

(2)達標性分析

①玻璃體含量。圖2為12月醫療廢物焚燒爐渣熔融玻璃化產物2#掃描電鏡圖，結果顯示玻璃化產物表面為比較光滑的無定形結構，圓孔為水淬沖擊后的氣孔，主導為無定性玻璃體。

圖2 2#熔融玻璃化產物SEM圖

將2#～6#玻璃化產物磨成粉末，按通過X射線衍射法測定玻璃體含量均大于99%，滿足GB/T 41015—2021玻璃體含量大于等于85%要求。

②酸溶失率。表3為12月焚燒爐渣熔融玻璃體2#和分別添加1%、2%、3%、4%后的熔融玻璃體酸溶失率。所有玻璃體的酸溶失率均小于0.2%，遠優于GB/T 41015—2021中3%要求，且與碳酸鈣添加量無顯著關系。

表3 熔融玻璃化產物酸溶失率（%）

③有害物質浸出濃度。表4為12月焚燒爐渣熔融玻璃體2#和分別添加1%、2%、3%、4%后的熔融玻璃體水浸出和酸浸出有害物質濃度。所有指標均滿足GB/T 41015—2021。鋇、錳、鋅和氟化物為主要易浸出物質，其他重金屬被有效穩定固化在玻璃體內部。

表4 熔融玻璃化產物有害物質浸出濃度（mg/L）

④其他指標。根據上文提到的檢查方法分別對12月焚燒爐渣熔融玻璃體2#進行殘留二噁英檢測和抗壓強度、活性指數檢測。結果見表5。

表5 熔融玻璃化產物無害化和資源化潛力

熔融玻璃體的二噁英類化合物含量僅為0.074ng-TEQ/kg，遠低于《生活垃圾焚燒飛灰污染控制技術規范（試行）》（HJ 1134—2020）“處理產物中二噁英類殘留的總量應不超過50ng-TEQ/kg”要求，爐渣中的二噁英成分經過高溫熔融后已基本被完全分解，殘留量低，實現焚燒殘余物的無害化處置。

熔融玻璃體強度活性指數為64%，接近F類、C類粉煤灰（≥70%），具有用于水泥和混凝土的資源化潛力。

(3)熔融爐運行電費成本分析

在熔融爐連續試運行期間，每小時處置量約2噸。通過熔融爐整體的耗電量進行計量，電阻式熔融爐處理焚燒殘余物的噸電耗為850kWh，與30t/d的等離子式熔融爐900kWh噸電耗相比[10]，電阻式熔融具有一定的成本優勢。

4.結論

（1）醫療廢物焚燒殘余物經過電阻式熔融爐1400～1500℃熔融處置2h后，水淬產生的玻璃化產物玻璃體含量大于99%、酸溶失率低于1%、有害物質浸出濃度遠低于GB/T 41015—2021的標準要求、二噁英類殘留量小于0.1ng-TEQ/kg，實現無害化處置。

（2）醫療廢物焚燒殘余物熔融過程中，鐵、銅、鉻、鎳被還原分質，大量富集在鐵渣中，可實現有價金屬的回收利用；熔融玻璃化產物強度活性指數大于60%，具備調整改性后用于水泥和混凝土的資源化潛力。

（3）通過三相交流式電阻爐進行醫療廢物/危險廢物焚燒殘余物的熔融處置具有工藝可行性，每小時處置量約2噸，噸熔融電耗約850kWh，與等離子體熔融技術相比具有一定的成本優勢。