固體廢物的工業窯爐協同處置進展

竹 濤，范詩晗，李芙蓉，劉海兵

（1. 中國礦業大學（北京） 化學與環境工程學院，北京 100083；2. 生態環境部 固體廢物與化學品管理技術中心，北京 100029）

人口的快速增長和城市化的快速發展對可持續發展提出了嚴峻挑戰。一方面，能源消費的增加及其相關問題推動了對燃料和能源多樣化以及清潔和可再生能源技術的需求；另一方面，產生的固體廢物不斷增加，不僅需要適當的管理政策，還需要更好的處理技術［1］。據統計，2021年，我國一般工業固體廢物產生量達3.97 Gt，工業危險廢物產生量為86.536 Mt［2］，且固體廢物量呈逐年增長趨勢，因此，需要找到廢物處置和緩解能源短缺的有效途徑。

相關專家學者在固廢處置利用方面做了很多研究工作，但固體廢物的利用率仍有待提高。工業和信息化部印發的《“十四五”工業綠色發展規劃》支持鼓勵企業實施燃料替代，推進再生資源高效循環利用，對固廢的綜合利用提出了新的目標和規劃。工業窯爐協同處置固體廢物是指利用高溫工業窯爐將固體廢物與其他原料或燃料混合共同處置，利用廢物焚燒產生的熱能替代部分燃料產生的熱能，以達到廢物無害化處置和資源化利用的目的，是替代廢物焚燒和填埋的有效手段。與傳統固體廢物處理方法填埋和焚燒相比，工業窯爐協同處置具有很大優勢，不僅可以從固體廢物中回收有用的能量值，大幅降低處理成本，還可減少最終送往填埋場的廢物量，甚至實現廢物的完全和安全銷毀，做到減污、降碳協同增效，全面提高資源利用效率［3］。

綠色循環低碳發展是當今時代科技革命和產業變革的方向，工業窯爐協同處置固體廢物技術正在蓬勃發展［4］。但該技術在我國起步較晚，相關標準體系不夠完善，缺乏具體的政策指導。本文介紹了水泥窯、電廠燃煤鍋爐、鋼鐵冶煉窯爐、煤氣化爐等工業窯爐協同處置固體廢物技術的現狀，指出了當前存在的問題，并展望了該技術的發展方向。

1 工業窯爐協同處置固體廢物現狀

生態環境部等18部委聯合印發的《“十四五”時期“無廢城市”建設工作方案》中提出，推動利用水泥窯、燃煤鍋爐等協同處置固體廢物。在2021年至2022年期間，我國主要的廢物處置企業已啟動了近20個協同處置項目。

1.1 水泥窯協同處置固體廢物

1.1.1 發展現狀

水泥窯協同處置固體廢物是我國《國家工業節能技術裝備推薦目錄（2020）》中的推薦性技術，是《“十四五”節能減排綜合工作方案》等政策中鼓勵實施的節能措施，《“十四五”工業綠色發展規劃》中也提出推動鋼鐵窯爐、水泥窯、化工裝置等協同處置固廢，并且《關于“十四五”大宗固體廢棄物綜合利用的指導意見》中明確提出“鼓勵多產業協同利用，推進大宗固廢綜合利用產業與上游煤電、鋼鐵、有色、化工等產業協同發展”［4］。在滿足水泥生產對原料或燃料的基本特性要求，且不會對水泥生產過程、水泥產品質量以及環境安全帶來不利影響的情況下，可在水泥生產中將城市垃圾、污泥、危險廢物等固廢作為替代原料或替代燃料參與煅燒，投入水泥生產中，避免了這些固廢的填埋和焚燒，是實現廢棄物減量化、資源化和無害化的有效措施。1974年，加拿大學者利用水泥窯處理化工廢料，證明了水泥窯協同處置的可行性；2000年，歐盟頒布了與水泥窯協同處置相關的《廢物焚燒指令》；目前水泥窯協同處置技術已在德國、日本等發達國家和地區得到普遍推廣和應用，其中荷蘭水泥生產的燃料替代率高達83%［5-6］。

我國自20世紀90年代開始水泥窯協同處置技術的研究，2005年北京水泥廠建成了我國第一個水泥窯協同處置項目，隨著我國相關標準和法規的不斷完善，水泥窯協同處置技術得到較好應用［7］。水泥窯協同處置技術作為一種廢棄物處理手段，也可用于醫療廢物處置。2020年新冠肺炎疫情期間產生大量醫療廢物，南京中聯水泥有限公司利用水泥窯協同處置隔離區的生活垃圾和醫療廢物，處置量可達5～6 t/d。金隅冀東水泥（唐山）有限責任公司水泥窯協同處置污泥工程作為國內最大的水泥窯協同處置污泥項目，日處理污泥能力達800 t，充分實現了變污泥為水泥、減少土地占用并將資源利用率最大化的目的。據統計，截至2022年底，全國共有360條水泥窯協同處置固廢項目，其中處置生活垃圾窯線83條，年處置能力達8 300 kt［8］。研究表明，利用水泥窯系統處置廢物，對大氣和水泥產品質量基本沒有影響，可有效解決廢物無害化處置問題，緩解固廢處置壓力，對實現固體廢物處理的減量化、無害化和資源化具有十分重要的意義［9-12］。

1.1.2 污染物排放

固體廢物中含有大量的有毒有害物質，水泥窯協同處置固體廢物過程中產生的污染物排放問題不容忽視。例如，在協同處置過程中不可避免地會產生二口惡英；由于固體廢棄物中還含有大量的氯、硫、重金屬等元素，在水泥窯協同處置過程中可能形成HCl、Cl2、SO2等氣體，造成管道設備腐蝕、結垢等問題，部分重金屬在水泥窯高溫環境下揮發隨煙氣排入大氣中，危害周圍土地環境及農作物，且研究認為高溫條件下硫、氯、堿等會影響重金屬的揮發特性［13］。本小節主要針對多氯代二苯并-對-二口惡英/多氯代二苯并呋喃（PCDDs/PCDFs，簡寫為PCDD/Fs）和重金屬兩類污染物進行分析。

1.1.2.1 PCDD/Fs

有研究認為，水泥窯協同處置固廢可以很好的遏制二口惡英的產生，降低污染物排放濃度，對于廢物中有機污染物具有很好的去除效果，并且可將有害重金屬固化［14］。垃圾焚燒帶來的二口惡英問題日益嚴重，而水泥窯協同處置對入窯飛灰中二口惡英的消減率可達99%［15］。LIU等［16］分析了水泥制造過程中原料與垃圾焚燒飛灰共燃過程中向大氣排放的PCDD/Fs水平，發現排放量低于歐盟對水泥窯的限值，水泥窯消除了進料中約94%的PCDD/Fs，表明利用水泥窯處理固體廢物是一種有前景的技術。CONESA等［17］使用固體回收燃料、汽車粉碎殘渣、污水污泥、廢輪胎以及肉和骨粉等廢物作為替代燃料，能源替代率約為40%，監測水泥窯PCDD/Fs長期排放情況，發現全年的排放水平遠低于排放限值。YE等［18］取固化粉煤灰、電鍍污泥、工業廢渣3種典型固體廢物與水泥熟料協同處置，發現固體廢物協同處置對二口惡英的排放有一定影響，但仍處于較低水平。

綜上，水泥窯協同處置固廢時二口惡英的排放濃度較低，符合歐盟標準，但發展中國家水泥窯協同處置固廢時二口惡英的排放濃度略高于發達國家（如表1所示，I-TEQ為國際毒性當量），并且水泥生產過程中煙氣產生量巨大。隨著煙氣量的增大，二口惡英的生成量會顯著提高，協同處置固廢的水泥窯是二口惡英不可忽視的來源。因此，我國需要加強對污染物的監測工作，對廢物進行預處理，從源頭上控制污染物的排放。

表1 水泥窯協同處置固體廢物時二口惡英的排放水平

1.1.2.2 重金屬

工業窯爐的高溫環境不僅可以消除二口惡英，還可以降低重金屬的遷移率，從而降低滲濾液中的重金屬濃度［25］。張俊麗等［26］將水泥固化/穩定化技術與水泥窯協同處置對重金屬的固定效果進行比較，發現水泥窯協同處置對重金屬的固定效果優于水泥固化/穩定化，水泥窯協同處置可將大部分重金屬固定在熟料中，降低隨煙氣排入大氣的重金屬量。原材料和含有重金屬的燃料是水泥窯排放重金屬的主要來源，重金屬進入窯內在高溫條件下會揮發或固化，通過一系列物理化學反應參與熟料的燒制過程。不同重金屬揮發的難易程度不同［19］，表2列出了具有不同揮發特性的重金屬的最終遷移位置。汞作為高揮發性重金屬，在很大程度上以氣態形式排放，水泥窯協同處置廢物時會加大汞排放超標的壓力［25］。合肥水泥研究設計院利用新型干法水泥窯協同處置工藝處理垃圾焚燒飛灰，以不摻燒飛灰作為空白對照，結果顯示，無論是空白試驗還是試燒試驗，廢氣中汞的排放濃度均超過了《水泥窯協同處置固體廢物污染控制標準》（GB 30485—2013）中的限值0.05 mg/m3，且摻燒后汞的排放濃度達到0.11 mg/m3［27］。因此，應限制替代燃料中進入系統的Hg含量，以達到降低摻燒后汞排放濃度的目的。SHIH等［28］研究發現：在燒結過程中，90%以上的Pb會在高溫下蒸發，Cu、Cr、Ni等低揮發性重金屬幾乎全部被截留在熟料中，不會對環境造成浸出危害；當替代率增大到15%或以上時，原料混合物中Ni和Cr的質量分數高于1%，此時，高含量的Ni和Cr可能會摻入熟料中，摻入的重金屬可能導致C3S多晶型的轉變、C3S的分解或新化合物的形成，改變原有熟料相。重金屬的含量決定了熟料燒制的最終產物，低含量的重金屬基本不會誘發新相生成。水泥窯協同處置過程中重金屬的揮發與固化不僅與處置方式、廢棄物種類、重金屬含量有關，還受廢棄物中微量組分的影響，在燒制過程中，揮發的重金屬易與氣氛中的微量元素反應生成新的重金屬化合物，影響重金屬的揮發。張賓［29］研究了硫、氯、堿對重金屬遷移規律的影響，證明氯化物對重金屬Pb、Cu、Cd的揮發具有促進作用，使重金屬氧化物最終以氯化物的形態揮發，硫的存在可以提高對揮發性重金屬Pb和Cd的固化能力。

表2 水泥窯中重金屬的最終遷移位置

綜上，水泥窯協同處置固體廢物對環境的影響不容忽視，尤其當廢物中含有大量的硫、氯、堿、重金屬等元素時更應該引起重視，在水泥窯協同處置過程中，應嚴格控制物料中硫、氯、堿以及重金屬含量。

1.2 電廠燃煤鍋爐

1.2.1 發展現狀

燃煤電廠在我國電力供應中占主導地位，滿足了全國64%以上的電力需求，據預測，到2023年煤炭對全國電力供應的貢獻仍將超過50%［30］。固體廢物在材料和能源回收方面具有巨大潛力，將固體廢物與煤共燃，使廢物轉化為能源，以達到資源最大化、廢物最小化的目的［31］。燃煤鍋爐中用于協同處置固體廢物的爐型主要為煤粉鍋爐和流化床鍋爐。

近年來，我國電廠鍋爐協同處置一般固體廢物已有應用，全國約數十個項目，協同處置的固體廢物類別主要包括污泥、藥渣、生物質廢棄物、垃圾衍生燃料等。LU等［32］對流化床鍋爐中城市生活垃圾與煤的共燃特性進行了實驗測試和建模分析，研究顯示，將城市固體廢物作為替代燃料，30%的替代率是可行的。2017年，中國石化荊門石化公司利用現有的流化床鍋爐摻燒含油污泥，且鍋爐所產生的一般工業固體廢物均得到有效的回收利用或處置。2018年，河南華潤電力古城有限公司成為我國首個火電廠協同處置危險廢物企業，將藥渣與原煤摻燒，每年可處理利用藥渣150 kt；2020年該單位擴建協同資源化綜合利用危險廢物項目50 kt/a，可替代原煤用量30.9 kt/a，實現了社會、經濟、環保效益的共同提升［33］。2020年，伊犁新天煤化工有限責任公司利用自有煤粉鍋爐協同處置煤化工生化污泥和焦油煤粉，煤粉鍋爐內部的高溫環境為協同處置固體廢物提供了可能，通過共同處置實現了綜合治理的協同增效。

1.2.2 污染物排放

燃煤鍋爐協同處置技術不僅可以從固體廢物中回收能量，還可以有效減少污染排放，并且生物質與煤炭的協同利用已被證明是減少溫室氣體排放的有效方法［34］。目前國內外對燃煤鍋爐協同處置技術的研究主要包括兩部分：一部分是運行工況的研究，一部分是污染物排放的研究［35］，如表3所示。在實際運行中，鍋爐可通過調整配風情況，使燃料充分燃燒，消除有毒有害物質，從而使污染物排放得到有效控制；但富集的重金屬可通過各個節點排放，有機污染物也可能無法徹底分解。本小節針對PCDD/Fs和重金屬兩類污染物分別展開敘述。

表3 電廠燃煤鍋爐協同處置固體廢物的研究方向

1.2.2.1 PCDD/Fs

鍋爐燃燒過程中二口惡英的生成情況相當復雜，減少二口惡英排放需要控制溫度大于850 ℃、氧氣體積分數大于6%、停留時間大于2 s，以達到分解二口惡英的目的［36］。預處理后的污泥可與煤炭一起作為燃料在鍋爐中燃燒，解決了污泥由于熱值低不能進行穩定單燃燒的問題，并且可以去除污泥中大量的有毒有害物質［37-39］。目前，在全國范圍內大規模污泥處理的案例還很少。張建龍［40］研究了燃煤鍋爐協同處置污泥的二口惡英排放水平，濕污泥處理能力為250 t/d，分別在未摻混污泥和摻混污泥工況下進行試驗，其中摻混燃燒過程中二口惡英排放的I-TEQ濃度為0.032 6 ng/m3，略高于未摻燒工況下的0.021 9 ng/m3，但仍符合相關標準，說明摻混對環境質量的影響較小，有機物可以得到較為徹底的降解。污泥的供能比控制在煤炭發電量的10%以內，燃燒效果不會受到影響，各種污染物的排放量能夠滿足排放標準要求［41］。楊占斌［42］研究了煤粉鍋爐在空白工況和協同處置工況（摻燒廢活性炭）下PCDD/Fs的排放情況，結果顯示，兩種工況下PCDD/Fs濃度均低于相關標準限值，煤粉鍋爐協同處置廢物并未增加二口惡英的排放風險。

燃煤發電站煙氣中的PCDD/Fs濃度非常低，但PCDD/Fs的總排放量不可忽視，因為煤炭消耗量大，氣體排放量大，因此，應將PCDD/Fs的排放系數加以量化，以估算PCDD/Fs的總排放量［43］。

1.2.2.2 重金屬

我國危險廢物中含量多、危害大的是揮發和半揮發性重金屬元素，影響重金屬揮發和固化的主要因素是溫度和時間，同時，堿度對重金屬揮發和固化也具有一定的影響。楊占斌［42］利用高溫管式爐模擬煤粉鍋爐協同處置固廢，研究了CaO和SiO2對Pb、Zn、Cd、As等4種重金屬揮發率的影響，從整體上看，堿性化合物對重金屬具有一定的固化作用。煤和生物質共燃可降低微量元素釋放到自然環境中的風險［44］。WANG等［45］選用不同生物質與煤共燃，研究了生物質中金屬氧化物和揮發性物質對砷釋放的影響，發現礦物金屬（Na、K、Mg、Ca、Al和Fe）與有機硅在共燃過程中對砷的釋放起著重要作用，生物質的添加可抑制煤燃燒過程中砷的釋放。污泥是一種有吸引力的能源燃料，其熱值與低級燃料相當［46］。DONG等［47］在嘉興市某電廠的工業循環床鍋爐中進行了制革廠污泥與煤炭的共燃試驗，發現排放的顆粒物被控制在低水平，焚燒廢物時有毒有機化合物排放量非常低，且重金屬排放濃度也低于我國和歐盟標準的限值，即使是袋式除塵器前的濃度。

因缺乏基礎理論的支撐，我國電廠燃煤鍋爐協同處置固廢技術的應用和推廣受到制約，但發展潛力巨大。利用固體廢物與燃煤鍋爐中的煤炭共燃，將固體廢物轉化為固體燃料，從廢物中回收能量，能夠在很大程度上減少廢物并節省煤炭資源的消耗，促進能源與環境協調發展。

1.3 鋼鐵冶煉窯爐

與電廠燃煤鍋爐、水泥窯相比，鋼鐵冶煉窯爐同樣具備協同處置固體廢物的特征，鋼鐵行業中燒結爐、轉爐、高爐、回轉窯爐、焦爐、轉底爐等多種高溫窯爐均具備協同處置固廢的潛力［48］。1995年，德國一家鋼鐵企業進行了最早的鋼鐵冶煉窯爐協同處置廢塑料試驗。美國鋼鐵業利用鋼鐵冶煉窯爐協同處置塵泥類危險廢物，有效減少了燃料的使用［49］。我國在鋼鐵冶煉窯爐協同處置固廢方面也做了相關研究。廣東韶鋼松山股份有限公司某協同處置項目，利用轉爐和轉底爐協同處置危險廢物，處理量可達180 kt/a，包括廢活性炭20 kt/a、鋼廠煙塵灰110 kt/a以及廢鐵質包裝桶50 kt/a。劉劍平等［50］利用轉爐容量大、焚燒溫度高等特點協同處置廢油漆涂料桶，其中的有機物被徹底分解，殘留廢鋼可進入鐵水中作為原料補充，處置過程中污染物排放水平低，固廢中重金屬浸出濃度低于國家相關標準限值。利用鋼鐵冶煉窯爐協同處置危險廢物是實現工業可持續發展的手段之一，但目前該技術協同處置的危險廢物類別還很有限，在一定程度上限制了該技術的應用［47］。

對于常見的鋼鐵冶煉窯爐，其協同處置固體廢物的情況總結如下。

1）燒結爐。處置垃圾焚燒飛灰、高爐灰、污泥、廢催化劑等。中冶長天國際工程有限責任公司通過試驗研究，證明了燒結協同處置垃圾焚燒飛灰的可行性。飛灰可以作為燒結過程的熔劑，燒結過程中溫度可達1 300 ℃以上，具有與高溫熔融相似的環境，促進二口惡英分解。但進入爐中協同處置的固廢揮發分不能過高，含過高F、Cl、K、Na等元素易導致篦條腐蝕、糊堵。

2）高爐。可處置廢塑料、廢布料、廢橡膠、污泥、稻殼、甘蔗渣、桉樹皮等固廢。寧波鋼鐵有限公司工業爐窯協同處置金屬表面廢物項目是全國首例運用該技術處置危廢的試點項目，主要協同處置鐵皮桶，處置量4 500 t/a。爐料經加熱、還原、熔化、脫硫等一系列物理化學過程，最后生成生鐵、爐渣、煤氣等。該技術對外來雜質的承受限度較低，高濃度的F、Cl等元素易導致管道腐蝕。

3）轉爐。處置焦油渣、含油污泥、廢油漆涂料桶、保溫棉等。寶武集團環境資源科技有限公司利用轉爐協同處置除塵布袋、含油濾布、保溫棉等廢棄物。寶鋼股份煉鋼廠利用轉爐處理廢油漆涂料桶，涂料中的有機物高溫分解，鐵元素進入鐵水中成為煉鋼原料的一部分，但異味問題較難控制［42］。

4）焦爐。處置焦油渣、生化污泥、廢油漆桶、鋼渣、醫療廢物等。山東榮信集團焦爐協同處置危險廢物項目，處理量達50 kt/a。焦化有機固廢中的長鏈烷烴和芳香烴組分具有黏結作用，可作為黏結劑與煤粉充分混合，制得型煤，然后作為煉焦配煤的一部分進入焦爐煉焦，通過焦爐高溫炭化［51］。該技術存在預處理技術不成熟、VOCs治理不完善、二次污染等問題［51］。

5）轉底爐。處置含鋅粉塵、含鉻廢渣、廢舊活性炭、含鐵固廢等。寶鋼湛江鋼鐵含鐵固廢處置中心利用轉底爐處理含鐵固廢，實現了含鐵廢棄物的廠內循環利用和無害化處置。但高濃度F、Cl等元素易導致設備腐蝕。

1.4 煤氣化爐

煤氣化是煤炭轉變為各種清潔產品應用技術中的基礎和核心。進入21世紀，煤與固體廢物共氣化的提出使氣化技術更加環保［52］。根據原料與氣化氣的接觸方式不同，煤氣化爐可分為固定床、氣流床、流化床3種，氣化爐對原料具有極強適應性，具備協同處置危險廢物的能力［53］。內蒙古伊泰化工有限責任公司利用現有粉煤氣化裝置及水煤漿氣化裝置協同處置污水處理站產生的生化污泥，處理量6 720 t/a，最終可將有機成分及所含水分轉變為氫氣和二氧化碳，實現了固體廢物的資源化利用。LI等［54］對德士古水煤漿氣化爐協同處置煤液化殘渣過程中有機污染物的排放特征和環境風險進行了研究，結果表明，污染物排放濃度有所增加，但總毒性當量濃度仍遠低于相關標準限值，協同處置過程中環境風險較低。李雪冰［55］對德士古水煤漿氣化爐協同處置危險廢物過程中有機物的降解效果進行了試驗研究，測定了特征污染物濃度，結果顯示，危險廢物處置過程未改變PCDD/Fs和重金屬在廢水、廢氣及固體廢物中的分配趨勢，未增加PCDD/Fs和重金屬的排放風險，污染物濃度均未超過限值。

協同處置固體廢物是煤氣化爐發展的主要方向之一，目前該技術已有少量工程應用，但國內外現有研究中處置廢物的種類相對較少，缺乏對煤氣化爐協同處置廢物的系統研究［56-57］。

2 工業窯爐協同處置固體廢物存在的問題

在“無廢城市”建設背景下，國家大力推進固體廢棄物減量化和資源化利用，因此，借助工業窯爐協同處置固體廢物將其對環境的影響降至最低，具有十分重要的意義。在工業窯爐使用過程中，其較高的溫度、較長的停留時間、高水平的湍流和強熱流等特征使其具備消除污染物的能力，固體廢物無論是作為補充燃料還是替代其他原材料都為消除廢物同時回收能源和材料提供了一種選擇，這使得燃料的選擇多種多樣，特別是具有熱值和物質價值的不同類型的廢物衍生燃料。但目前工業窯爐協同處置仍存在一些問題，而現有研究尚不能完全解決這些問題，相關法律法規也不夠完善，對實際應用缺乏指導。

2.1 基礎研究不充分

在我國，工業窯爐協同處置固體廢物的應用尚處于起步階段，基礎研究不夠充分。固體廢物中含有大量的有毒有害物質，雖然工業窯爐協同處置固體廢物過程中二口惡英排放濃度低于相關標準限值，但煙氣的大量排放，使得二口惡英排放對環境影響的問題不容忽視。腐蝕是影響窯系統使用壽命的主要因素之一，Cl、Na、K、S、堿金屬以及有毒的微量重金屬等的耦合作用可能導致窯系統的腐蝕和堵塞，且含量越高腐蝕越嚴重［58-59］。腐蝕會破壞窯內部的承載結構，甚至造成安全事故。據統計，2015年到2017年，國內水泥窯筒體出現炸裂的案例不少于10起［60］。祝建中等［61］研究了高溫條件下堿金屬氯化物NaCl和KCl對不銹鋼材料的腐蝕機理，結果表明，NaCl和KCl會加快不銹鋼材料的腐蝕，高溫條件下堿金屬氧化物與不銹鋼材料中的熔出物生成的新物相，與堿金屬氯化物形成低熔點的共熔物后，可在金屬材料表面形成液相，加強物相間的傳質，造成腐蝕情況惡化。此外，協同處置相比建材生產需要更精細地控制過程，這使得鋼鐵冶煉窯爐對燃料的承受限度較低，協同處置的廢物類別有限，在行業中未形成規模化應用。

2.2 規范與標準體系不完善

2013年，國務院印發《循環經濟發展戰略及近期行動計劃》，明確提出推進水泥窯協同資源化處理廢棄物，之后陸續出臺了各項相關政策、標準和技術規范。2015年，六部委聯合印發《關于開展水泥窯協同處置生活垃圾試點工作的通知》，表示鼓勵支持利用水泥窯協同處置固體廢物，發展循環經濟，降低能源資源消耗，實現資源的循環利用。目前，我國水泥窯協同處置固體廢物的相關政策標準體系較為完善，規定了入窯協同處置固體廢物的特性要求，以及污染物排放應滿足的標準要求。我國水泥窯協同處置固體廢物的相關政策標準如下：1）政策，包括《中華人民共和國固體廢物污染環境防治法》《水泥窯協同處置固體廢物污染防治技術政策》《關于開展水泥窯協同處置生活垃圾試點工作的通知》《水泥工業產業發展政策》《水泥工業“十四五”發展規劃》；2）標準，包括《水泥窯協同處置固體廢物環境保護技術規范》（HJ 662—2013）、《水泥窯協同處置固體廢物技術規范》（GB/T 30760—2014）、《水泥窯協同處置工業廢物設計規范》（GB 50634—2010）、《水泥窯協同處置污泥工程設計規范》（GB 50757—2012）、《水泥窯協同處置垃圾工程設計規范》（GB 50954—2014）、《水泥工業大氣污染物排放標準》（GB 4915—2013）、《水泥窯協同處置固體廢物污染控制標準》（GB 30485—2013）、《水泥工業大氣污染物超低排放標準》（DB13/ 2167—2020）。

但我國尚未頒布鍋爐協同處置固體廢物的專用污染控制標準，故首先應執行鍋爐相關污染控制標準，包括《鍋爐大氣污染物排放標準》（GB 13271—2014）和《火電廠大氣污染物排放標準》（GB 13223—2011）。電廠燃煤鍋爐、鋼鐵冶煉窯爐和煤氣化爐共處置固體廢物技術缺乏基礎理論指導，制約了其推廣和應用，協同資源化處理固體廢物受到較大限制。同時，我國固體廢物的協同處置在能力、區域和種類上存在不平衡，受制于工業窯爐的位置，并缺少國家、地方及行業相關技術規范與標準，導致廢物收集、貯運等不規范，污染控制不到位等，在工藝技術、污染物排放控制等方面均有待提升。

2.3 小結

工業窯爐協同處置固體廢物技術的優缺點對比如表4所示［6，42，47，59，62-63］。

表4 工業窯爐協同處置固體廢物技術的優缺點

3 結語和展望

通過工業窯爐協同處置固體廢物實現綜合治理的協同增效，將極大地促進經濟和環境的協調發展。但固體廢物成分復雜，富集大量有毒有害物質，雖然工業窯爐協同處置廢物過程中二口惡英含量低于相關標準限值，但大量煙氣的排放使得二口惡英排放對環境的影響問題不容忽視。同時，廢物酸性或堿性過高可能導致系統裝置腐蝕、堵塞，并且氯離子、重金屬等也可能會對設備產生腐蝕作用。針對工業窯爐協同處置技術目前存在的問題，提出以下未來發展方向以供參考。

a）改進水泥窯入窯預處理技術；研究Cl、Na、K、S、堿金屬以及重金屬等耦合作用下的腐蝕機制，降低處置過程中對工業窯爐的腐蝕風險；對設備進行科學有效的防護，延長設備使用壽命；擴大鋼鐵冶煉窯爐協同處置范圍。

b）按照相關要求，定期對場所和設施周邊的大氣、土壤、地表水和地下水等進行采樣監測，以判斷工業窯爐協同處置過程是否對環境造成二次污染，提升固廢資源化利用和無害化處置水平。

c）建立健全工業窯爐協同處置固體廢物環境污染防控體系，完善相關標準體系，完善環境保護措施，頒布相關的政策法規，推動跨區域協同處置固體廢物，推動行業技術進步和環境健康發展。