張云，紀恪敏，王浩舟

（1易門縣環(huán)境監(jiān)測站 云南 易門 651100 2云南省建筑材料科學研究設計院有限公司 云南 昆明 650221）

0 引言

新型干法水泥窯溫度一般為900℃左右，最高溫度可達1 900℃，窯內煙氣停留時間一般為8～10s。窯內條件足以使得生活垃圾完全被分解，同時煙氣中的二噁英物質也能被有效分解；水泥窯堿性和負壓生產條件，也有效中和治理入水泥窯處置生活垃圾焚燒產生的酸性廢氣，負壓條件可以防止煙氣的外溢；水泥窯堿性環(huán)境下將廢氣中重金屬污染物固化在水泥熟料中，實現(xiàn)煙氣處理，不需增加投資；水泥窯協(xié)同處置生活垃圾對生活垃圾適應性強，不需要復雜分選，只需破碎后可入窯；入窯后的生活垃圾中可燃部分燃燒產生熱量可以代替部分燃煤，入窯的不可燃物質可替代入窯水泥生產原料中的部分配料，減少入窯水泥生產原料用量；通常使用高效除塵系統(tǒng)對水泥窯廢氣進行處理，粉塵等氣體污染物能夠得到有效控制；水泥窯在處置城市生活垃圾后焚燒殘渣并入水泥熟料，處置中沒有廢渣排放，體現(xiàn)了固廢處置中減量化、資源化、無害化的處置原則。

1 我國國內目前水泥窯協(xié)同處置技術現(xiàn)狀

目前，國內水泥廠協(xié)同處置生活垃圾分4條不同的技術路線[1]，主要包括：安徽銅陵海螺水泥有限公司氣化爐+分解爐技術、天山水泥集團溧陽分公司垃圾+分解爐技術、華新武穴機械生物法+分解爐技術、廣西華潤紅水河丹麥史密斯熱盤爐+分解爐技術，就以上技術路線比較如下見表1。

從表1的比較來看，國內水泥廠協(xié)同處置垃圾主要的4條技術線路可大致歸為華新水泥垃圾可燃物料直接進窯焚燒處置技術和其它水泥進窯前焚燒后煙氣再進窯處置兩大類別。

表1 不同技術線路比較表

2 項目簡況

依托水泥廠簡況：項目協(xié)同處置生活垃圾的水泥生產線為1條2 000t/d新型干法水泥熟料（62萬t/a）線。主要原輔料為石灰石（來自自備礦山）、砂巖、粘土、鐵礦石、石膏及原煤。

設計協(xié)同處置生活垃圾量：200t/d，年運行310d，年處置生活垃圾6.2萬t。

處置工藝：收集到的生活垃圾通過密閉垃圾運輸車運輸?shù)綇S內，在卸車大廳卸入垃圾接收池，垃圾接收池內的垃圾皮帶輸送進入利用水泥窯窯頭出料熱煙氣作為熱源的烘干機中烘干部分水分（熱煙氣溫度80℃，氣量10萬Nm3/h，烘干前平均含水率50%，烘干后含水率40%），在烘干機末端利用煙氣抽風氣流風選后，紙類、塑料等輕質物料從風選機上口進入上出料收集斗內，玻璃、渣土等重質物料從風選機下口進入下口料斗，輕質物料除鐵后破碎，再與除鐵后的重質物料按2:1比例混合得到入窯垃圾物料，入窯可燃輕質物料約45 167t/d，年產不可燃重質物料約7 440t/d。入水泥窯焚燒的物料通過喂料裝置定量投加至窯尾預熱分解爐內焚燒（固體在分解爐停留時間大于20s，氣體停留時間大于5s以上）而得到處置，焚燒產生的廢氣經(jīng)窯尾高效袋式除塵器凈化后通過窯尾排氣筒排放；焚燒殘渣進入回轉窯煅燒后成為水泥熟料。垃圾接收槽滲濾液收集后也管道泵入分解窯高溫焚燒處置。

3 水泥窯協(xié)同處置生活垃圾對水泥廠原燃料用量影響分析

入窯處置的生活垃圾可分為可燃物料和不可燃物料，其中可燃物料主要為紙、塑料等，不可燃物料主要有渣土、玻璃等。水泥窯協(xié)同處置生活垃圾后，入窯處置的垃圾中可燃物料高溫燃燒中將釋放熱量，對窯內燃料燃煤熱源供給有一定影響，另外，入窯物料中不可燃部分進入后，也將影響到水泥窯原料配料供給量。

3.1 對水泥窯燃料煤供給量影響計算

入窯可燃物料燃燒產熱量對窯內煤量的影響將通過協(xié)同處置生活垃圾后，窯內熱平衡給予計算，以本次分析的水泥廠為列，水泥窯協(xié)同處置生活垃圾后，窯內熱平衡如下。

3.1.1 入窯（分解爐）生產廢水熱損耗

項目垃圾接收槽日最大入窯滲濾液：13m3（有車間沖洗廢水時日最大入窯滲濾液量16.694m3），年入窯生產廢水量4 172.32m3/a。其次，入窯垃圾含水率40%，則入窯垃圾帶入的水量為21 042.8 m3/a。入分解爐的生產廢水和RDF含的水溫度約為20℃，分解爐溫度出口溫度900℃。

生產廢水和入窯垃圾物料含的水入分解爐焚燒處置吸收熱量：

（900-20） ×4.18=3678.4Kj，標況下 100℃時水的汽化熱為2 260Kj。

生產廢水和入窯垃圾物料的水入分解爐吸熱量：（3678.4+2260）×25215.12×1000=149737468608 Kj

3.1.2 入窯垃圾物料濕基釋放的熱量

項目日入窯垃圾物料169.7t/d（濕基），年入窯52 607t/a（扣除不可燃重質物質后，可燃輕質物料干基27 100.2t/a） ,入窯垃圾物料干基熱值約3 000kcal/kg。

年入窯垃圾物料釋放的熱量為：

27100.2×3000 ×4.18×1000=339836508000Kj

3.1.3 最終產熱量

依托處置后分解爐年最終產熱量

339836508000 Kj-149737468608Kj=190099039392Kj

水泥窯燃煤工業(yè)分析熱值為25 380kJ/kg（折合6 065.97 kcal/kg），則入窯垃圾物料入水泥窯分解爐協(xié)同處置后，年最終產熱190099039392Kj，折合燃煤7490111.875kg/a（7490.01t/a）。即水泥廠協(xié)同處置生活垃圾后，水泥窯每年減少燃煤7490.01t/a。

3.2 入窯重質物料對水泥窯原料供給量的影響

以本次分析的水泥廠為列，入窯不可燃物料渣土和玻璃將替代入窯水泥生產原料中的砂巖，每年入窯處置的生活垃圾中，不可燃物料量約7 440t/a，將減少水泥廠水泥生產原料砂巖用量為7 440t/a。

3.3 水泥窯協(xié)同處置后對水泥廠原料、燃料用量影響計算結果

以本次分析的水泥廠為列，水泥窯協(xié)同處置生活垃圾后，廠內2 000t/d新型干法水泥熟料生產線配料物料變化情況見表2。

4 水泥窯本身對協(xié)同處置廢氣的治理

4.1 水泥窯對二噁英類控制治理

二噁英類污染物具有致癌性、致突變性和致畸性以及在環(huán)境中不易分解的特性。水泥窯對二噁英的控制治理體現(xiàn)在如下3個方面。

4.1.1 減少氯源，從源頭控制二噁英產生條件

為保證干法水泥生產窯操作的連續(xù)性和穩(wěn)定性，常用的方法是對生料中各元素（K2O+Na2O，的比例進行控制。通常情況保持Cl-對的比值接近相等，將硫堿摩爾比控制在1左右。生料中的氯元素在煅燒時可以被完全吸收，且不會對窯系統(tǒng)的連續(xù)性及產品穩(wěn)定性產生不利的影響。氯元素被吸收后在水泥生料中以2CaO·SiO2·CaCl2的構成進入水泥回轉窯，最終成為鐵鋁酸鹽和鋁酸鹽的溶劑性礦物與熟料一起從燒成系統(tǒng)中帶出，從源頭減少氯源，有效控制二噁英的形成。

表2 處置生活垃圾前后水泥廠水泥窯投入物料平衡表單位：t/a

4.1.2 焚燒溫度確保超出二噁英生成溫度

在焚燒過程中二噁英的最佳生成溫度為300℃，400～800℃時仍然有二噁英生成的可能，當溫度達到900～1000℃、煙氣停留時間≥2s可以使二噁英充分、完全分解。入窯生活垃圾物料通過投料系統(tǒng)進入分解爐，爐窯內溫度及氣體、固體停留時間不足以使二噁英生成。燒成系統(tǒng)能夠做到充分、完全燃燒，生料中的有機物在高溫作用下迅速蒸發(fā)、氣化后進入分解爐在高溫下充分氧化，將生料中的有機氯化物完全燃燒并抑制二噁英的生成，或完全分解煙氣中已生成的二噁英。窯尾余熱鍋爐段和預熱器頂端C1段煙氣溫度一般為235～500℃，經(jīng)“De-novo”機理和前驅體催化生產PCDDs等機理容易造成二噁英的二次生成。經(jīng)過水泥回轉窯中以氧氣2～3%過剩、900～1900℃高溫燃燒后，出來的氣體中幾乎不可能有不完全燃燒的巨分子碳結構和氯酚、氫苯等化合物以及其它有機物，因此，就失去了重新生成二噁英的前驅體，大大降低了二噁英在此階段重新合成的幾率。

生料磨進出氣口煙氣溫度分別為210℃、150℃，低于二噁英產生的合適溫度。因此二噁英不會在原料磨內合成、產生。

4.1.3 生料中的硫對二噁英的產生有抑制作用

二噁英除不完全燃燒外，經(jīng)過銅、鈷等金屬離子的催化作用，紙張、木制品、食物殘渣等含氯、含碳物質殘渣可不經(jīng)氯苯生成二噁英。生料中的硫分一則影響控制Cl-以及HCl的存在形式；二則Cu因硫的存在生成了CuSO4，催化活性降低、失活；三則通過磺酸鹽酚或含硫有機化合物的生成減少了二噁英的生成。

生料分解產生的活性MgO和CaO，然后與窯內燃燒生成的水蒸氣和CO2與硫生成反應生成了MgSO4和CaSO4；氯元素被生料吸收，然后形成水泥氯硅酸鹽或多元相鈣鹽進入灼燒基物料中，最終被可溶性礦物夾帶進入水泥熟料。熟料高堿性的特性可以極大的降低酸性物質的產生與排放，使得-Cl-和等強酸根離子被吸收、固定下來，從而將二噁英從源頭上避免產生。

4.1.4 煙氣處理系統(tǒng)對去除二噁英類的作用

從二噁英的排放形態(tài)看，煙氣中的二噁英類主要以氣相懸浮和固相吸附在煙塵顆粒上2種形式存在。水泥生產線窯尾廢氣采用高效布袋收塵器，依托工程窯尾煙氣中顆粒物的排放濃度低于30mg/Nm3，滿足《水泥工業(yè)大氣污染物排放標準》（GB4915-2013）的要求，對于以固相吸附在煙塵顆粒中的二噁英類污染物有較好的去除效果。

4.2 水泥窯對SO2、HCl及HF等酸性氣體治理

在高溫狀態(tài)下，物料中的S、Cl、F元素將生成SO2、HCl及HF等酸性氣體[7]，但由于水泥窯水泥生產原料成分以石灰石為主，其主要成分為CaCO3，煅燒過程中分解生成CaO，均屬于堿性物質，氣態(tài)酸性物質生成后絕大部分被堿性物質中和吸收而固定于熟料中，少量隨煙氣排出。因此，水泥窯協(xié)同處置后酸性氣體通過水泥窯內堿性氣體環(huán)境以及石灰石煅燒中可以得到中和而被去除，不用支出額外的環(huán)保投資及治理費用。

4.3 水泥窯對重金屬污染物治理

水泥生產的原料、燃料內本身就含有微量的重金屬，協(xié)同處置的生活垃圾所帶入的重金屬元素和水泥原燃料本身的重金屬元素相比，帶入的重金屬元素所占比重不高。

水泥生料混合生活垃圾內所含的微量重金屬進入水泥回轉窯，經(jīng)高溫固相反應生成復合型礦物。重金屬以礦物晶體中部分原子替代物成為熟料的形式被固化在水泥熟料中；該部分重金屬量約占總量的90%，此階段物料在回轉窯內的停留時間約在30～40min，熟料的固相溫度約在1400～1500℃，該溫度下熟料中的重金屬能較好的形成礦物晶體中部分原子替代物，所形成的復合型礦物性質穩(wěn)定，在預分解系統(tǒng)中不會發(fā)生揮發(fā)、形成富集。因此，水泥窯對入窯的重金屬有較好的固化去除作用，隨塵進入水泥廠廢氣布袋除塵中，還可以攔截絕大部分煙塵攜帶的重金屬，最終排入環(huán)境中的重金屬量極小。國內目前的水泥窯協(xié)同處置生活垃圾項目，通過水泥窯內部環(huán)境固化去除入窯物料重金屬以及進入煙氣后經(jīng)布袋除塵后，外排煙氣中重金屬排放濃度均遠小于國家排放標準。

以本次分析的水泥廠為列，通過水泥窯特殊的重金屬固化去除作用下，入窯重金屬在水泥熟料產品和廢氣中走向及達標性分析如下。

（1） 入窯重金屬分析

水泥窯協(xié)同處置生活垃圾中入窯物料有水泥窯入窯原料、燃料燃煤、生活垃圾三種。項目生活垃圾中重金屬含量見表3，水泥窯入窯原料、燃煤重金屬檢測結果見表4。

表3 生活垃圾中重金屬含量

窯內的重金屬主要通過水泥熟料生產所需的常規(guī)原燃料以及所需協(xié)同處置的固體廢物兩種途徑帶入。在窯內重金屬部分隨窯尾煙囪排出，部分被固化在熟料內，其余部分在水泥窯內循環(huán)。根據(jù)重金屬的揮發(fā)特性的不同，可將其分為高揮發(fā)、易揮發(fā)、半揮發(fā)和不揮發(fā)四類。具體分類情況見表5。

表4 入窯水泥生產原料、燃煤重金屬含量單位：mg/kg

表5 各元素在水泥窯內的不同揮發(fā)性分級

結合以上內容，項目實施后分別進入熟料和廢氣中的重金屬量計算結果見表6。

（2） 水泥熟料中重金屬

項目建成后入窯物料中帶入了鎘、鉛、砷、鉻、銅、錳、鎳、鋅、汞等重金屬。根據(jù)HJ662《水泥窯協(xié)同處置固體廢物環(huán)境保護技術規(guī)范》，入窯重金屬的量應滿足HJ662-2013《水泥窯協(xié)同處置固體廢物環(huán)境保護技術規(guī)范》中重金屬最大允許投加量限值的要求。

入窯重金屬投加量與固體廢物、常規(guī)燃料、重金屬投加速率以及常規(guī)原料中重金屬含量的關系，計算公式如下：

表6 項目主要重金屬元素物料平衡表

重金屬的投加速率計算公式如下：

式中：

FMhm-cli為重金屬的投加量，不包括由混合材料帶入的重金屬，mg/kg-cli；

Cw、Cf和Cr分別為固體廢物、常規(guī)燃料和常規(guī)原料中的重金屬含量，mg/kg；

mw、mf和mr分別為單位時間內固體廢物、常規(guī)燃料和常規(guī)原料的投加量，kg/h；

mcli為單位時間的熟料產量，kg/h，項目83333.33kg/h；

FRhm-cli為重金屬的投加速率，不包括由混合材料帶入的重金屬，mg/h。

項目入窯物料單位熟料重金屬投加量見表7。

根據(jù)表7，項目各類重金屬的單位熟料重金屬投加量符合HJ662-2013《水泥窯協(xié)同處置固體廢物環(huán)境保護技術規(guī)范》的要求。

（3）水泥窯煙氣中重金屬排放源強

按照《水泥窯協(xié)同處置固體廢物污染控制標準》（GB30485-2013）的相關標準考核煙氣中的重金屬，不考慮水泥窯煙氣布袋除塵器對重金屬過濾去除下，進入廢氣中的重金屬排放濃度計算結果見表8外排煙氣中重金屬排放能做到達標排放。

5 水泥窯協(xié)同處置生活垃圾的社會環(huán)境效益

目前，我國生活垃圾處置方式絕大部分仍沿用衛(wèi)生填埋，近年來生活垃圾焚燒發(fā)電、水泥窯協(xié)同處置生活垃圾的新型處置技術才逐漸廣泛發(fā)展應用。水泥窯協(xié)同處置生活垃圾技術相比傳統(tǒng)的生活垃圾衛(wèi)生填埋有著以下社會環(huán)境效益[6][8]：

表7 入窯物料重金屬投加量及與《HJ662-2013規(guī)范》的符合性

表8 重金屬污染物排放源強

（1）占地面積小，節(jié)約社會土地資源；

（2）處置場所選址制約條件比衛(wèi)生填埋相對小，容易項目落地實施；

（3）垃圾滲濾液產生量小，水環(huán)境污染風險小，垃圾滲濾液治理成本較大降低，甚至滲濾液可以一同入水泥窯高溫焚燒處置后做到廢水零排放，消除滲濾液水環(huán)境影響；

（4）處置前生活垃圾接收設施惡臭可以封閉負壓收集后達標治理，相比衛(wèi)生填埋露天排放環(huán)境影響?。?/p>

（5）不占用大量土地填埋，不大面積排放惡臭氣體，改善了生態(tài)環(huán)境和景觀影響；

（6）生活垃圾衛(wèi)生填埋無法做到“無害化、減量化、資源化”處理，而入水泥窯協(xié)同處置生活垃圾，可以實現(xiàn)以上原則；

（7） 水泥窯本身對處理廢氣有達標治理作用，焚燒殘渣經(jīng)水泥窯回轉窯煅燒后可作為水泥熟料，省去了處置廢氣在末端像生活垃圾焚燒發(fā)電式的高成本治理，以及焚燒殘渣再次填埋處置產生的環(huán)境影響。

6 結語

在發(fā)達國家，水泥窯協(xié)同處置廢物技術已有30多年的應用經(jīng)驗，對廢物處置作用巨大，在經(jīng)濟效益、環(huán)境效益和社會效益方面取得良好平衡的同時解決了固體廢物處置的難題。從本文分析，生活垃圾依托水泥窯窯內特殊環(huán)境以及窯體配套的廢氣治理設備，在不增加水泥窯污染治理設備基礎上，實現(xiàn)了生活垃圾的減量化、資源化處置。生活垃圾經(jīng)水泥窯協(xié)同處置后可減少水泥廠燃煤量、減少入窯原料量，窯內特殊環(huán)境具有的廢氣治理作用以及社會環(huán)境效益優(yōu)于生活垃圾衛(wèi)生填埋、焚燒發(fā)電處置技術優(yōu)勢是可以肯定的。