室燃爐共處置危險廢物研究現狀及其發展思考

蔣旭光，張紹睿，嚴建華（浙江大學能源清潔利用國家重點實驗室，浙江 杭州 310027）

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綜述與專論

室燃爐共處置危險廢物研究現狀及其發展思考

蔣旭光，張紹睿，嚴建華
（浙江大學能源清潔利用國家重點實驗室，浙江 杭州 310027）

摘要：室燃爐共處置危險廢物作為一種新興的危險廢物焚燒處置技術，具有鍋爐資源豐富、改造成本低、廢物破壞率高等優點，可緩解危險廢物處置能力不足現狀。雖然目前國內外已有一些基礎研究，但仍存在尚無大規模連續共處置經驗、缺少對共處置危險廢物時污染物排放規律和對室燃爐性能影響等技術性問題的研究。本文介紹了國內外室燃爐共處置危險廢物的研究現狀，同時介紹了具有相同處置原理、極具參考價值的室燃爐共處置污水污泥、固體回收廢物的研究現狀，分析了室燃爐共處置廢物燃料時細顆粒物和氣體污染物排放規律、重金屬元素在不同灰分中的分配比例以及共處置對于鍋爐運行工況的影響。最后指出了實現室燃爐共處置危險廢物的大規模工業應用必須滿足的三項要求，提出了對室燃爐共處置危險廢物未來研究重點的思考。

關鍵詞：室燃爐；共處置；廢物處理；環境；回收

根據《中華人民共和國固體廢物污染環境防治法》的有關規定，我國環境保護部和國家發展與改革委員會制定《國家危險廢物名錄》[1]，將具有下列情形之一的固體廢物和液態廢物列入名錄：①具有腐蝕性、毒性、易燃性、反應性或者感染性等一種或者幾種危險特性的；②不排除具有危險特性，可能對環境或者人體健康造成有害影響，需要按照危險廢物進行管理的。按照《控制危險廢物越境轉移及其處置巴塞爾公約》劃定的類別，名錄將危險廢物分為49類，產物來源涉及幾十個行業。

我國危險廢物種類多、產量大，危險廢物來源行業主要有非金屬礦物制品業、化學原料和制品業、農副食品加工業、金屬制品業、紡織業、煤炭開采和洗選業、電力熱力生產業、造紙和紙制品業、金屬礦采選與冶煉業、醫藥制造業、通用設備制造業等。2013年，全國工業危險廢物年產生量3156.89萬噸，綜合利用量1700.1萬噸，處置量701.2萬噸，綜合處置利用率僅為 76.1%[2]，危險廢物處置能力明顯不足。目前國際上危險廢物處置技術已有近百種，可分為預處理技術、安全填埋技術、焚燒技術、非焚燒技術以及共處置技術等[3]。在發達國家，由于土地資源限制和環保法規要求，焚燒成為最廣泛的處置方式。日本78%的危險廢物采用焚燒處置，歐盟有239臺危險廢物焚燒爐[4]。根據美國環境保護局（Environmental Protection Agency，EPA）統計數據[5]，截至2012年美國有在役危險廢物處置焚燒爐271臺，單位104家。

室燃爐共處置危險廢物是一種新興的危險廢物焚燒處置技術。按照燃燒方式即“燃料與空氣的相對運動方式”對鍋爐進行分類，采用氣力輸送、懸浮燃燒的鍋爐為室燃爐。按照燃料不同可以進一步分為煤粉爐、燃油爐和燃氣爐，其中煤粉爐是我國電力生產的主要鍋爐類型。危險廢物共處置技術是指利用企業現有設備，將危險廢物與其他原料、燃料協同處置，在滿足企業正常生產要求、保證產品質量與環境安全的同時，實現廢物的無害化處置和資源化利用。利用熱力鍋爐共處置危險廢物不僅可以解決危險廢物焚燒爐數量不足的困境，并且技術改造成本低，還可以回收危險廢物的熱值。室燃鍋爐具有消除危險廢物有害性的高溫熱環境，爐內溫度在 800～2200℃之間，同時可以滿足危險廢物在爐內停留時間2s的要求。這項技術最早由美國EPA 于20世紀80年代提出，國內目前僅有對石油煉化污泥共處置的工程實驗。與此同時，國內外對于室燃鍋爐共處置污水污泥、固體回收燃料已有較為詳細的研究，這對于共處置危險廢物的研究非常具有參考價值。下面就從室燃爐共處置這3種廢棄物的研究現狀進行綜述。

1 室燃爐內共處置危險廢物

美國EPA于20世紀80年代對室燃爐共處置天然氣、煤、石油與危險廢物進行了一系列工程實驗，對危險廢物主要有機有害成分、含氯有機物在共處置過程中的破壞率進行了詳細研究。國內對于室燃爐內共處置危險廢物的研究開展較晚，目前僅有石油化工企業對室燃爐內共處置煉化“三泥”進行了工程實驗。

1.1 國內研究：室燃爐共處置煉化“三泥”

石油煉化企業污水處理過程中產生的隔油池底泥、浮選設施產生的浮渣及殘余活性污泥統稱煉化“三泥”，其含有大量的礦物油、硫化物及其他有毒有害物質，屬國家明確的危險廢棄物。經脫水、脫油、除臭處理后的“三泥”呈粉末狀，具有熱值低、流動性差、易結塊、可燃烴組分易析出燃燒、硫分高等特點。干化“三泥”干燥基低位發熱量較低，單獨燃燒熱值不夠，但與煤粉按一定比例進行共處置是可行的。

李彥林等[6]采用“離心脫水-高溫蒸汽噴射干化-摻入煤粉作為燃料”的處理工藝，實現了煉化“三泥”在煤粉爐內共處置，工藝流程如圖1所示。用于共處置的鍋爐為中間倉儲式煤氣混燃自然循環鍋爐，其主要參數見表 1。共處置系統充分利用了鍋爐原有制粉系統、送粉系統及鍋爐其他附屬設備，實現了干化“三泥”直接送入爐膛焚燒。

圖1 干化“三泥”在煤粉鍋爐共處置工藝流程示意圖

實驗使用的干化后的“三泥”常規分析如表 2所示，具有典型的低熱值、高硫份、高揮發分的特性。共處置過程中煉化“三泥”添加比例分別為5%、15%，5%、15%添加比例的燃料煤質與原鍋爐設計煤質相比，揮發分含量、發熱量和碳含量有所下降，水分、灰分含量增加，煤質總體上有所下降，但相差不是很大，因此不會對鍋爐安全運行產生大的影響。采用115t/h和95t/h兩個具有代表性的高、低負荷工況進行共處置實驗，實驗結果表明，共處置干化“三泥”對鍋爐煙氣排放量、鍋爐爐膛出口氣溫、燃燒器工況幾乎沒有影響。兩種添加比例下NOx含量變化很小，SO2含量略有增加，煙塵含量變化不大，均符合國家排放標準。飛灰、灰渣中可燃物含量滿足經濟技術指標要求，對鍋爐排粉系統轉動設備影響不大。

表1 實驗鍋爐主要參數

表2 干化“三泥”常規分析結果

張文武等[7]提出了將煉化“三泥”送入煤粉鍋爐爐膛霧化噴燃處理的方法。將經過機械脫水的高含水率“三泥”通過污泥輸送泵送到攪拌器進行前期處理，調整其含水率使其黏性滿足噴射流動性要求后，再送入污泥噴嘴在霧化蒸汽作用下在鍋爐爐膛內霧化燃燒實現共處置，工藝流程如圖2所示。

圖2 共處置煉化“三泥”處理流程簡圖

實驗結果表明，煉化“三泥”添加導致燃料燃盡效率下降，灰渣中可燃物含量由9.48%升至10.69%，未燃燒完全產生的炭顆粒與煤煙粒徑在 0.1～10.0μm之間，可以通過袋式除塵器除去，因此不會對排煙產生較大影響。共處置時SO2排放略微降低，不會對后續氨吸收法脫硫裝置造成影響。共處置煉化“三泥”過程中，考慮設備運行耗電費用和污泥共處置過程造成鍋爐效率下降的費用，共處置每噸“三泥”耗煤量為0.14t。由此計算，完全處理來自某化工廠的污泥（3萬噸/年）的運行費用折合標準煤 4248t。可以看出，共處置煉化“三泥”具有較好的經濟效益。

朱志斌等[8-9]對某石化電廠共處置煉化“三泥”的四角切圓煤粉鍋爐進行數值模擬和現場實驗，結果表明共處置煉化“三泥”會造成燃燒器區域燃燒不充分，生成大量的CO和H2。CO和H2在爐膛上部燃燒導致鍋爐爐膛中心平均溫度下降20～90K，爐膛內最高溫度所在區域提高1～2m，出口煙氣溫度也隨之改變。但是由于CO和H2的存在，爐膛內部會形成強烈的還原性氣氛從而抑制NOx的生成。共處置煉化“三泥”會導致鍋爐爐膛水冷壁發生嚴重的積灰結焦，其主要原因是污泥的灰熔點低，同時鍋爐爐膛的還原性氣氛會加劇積灰結焦。

從以上的研究過程、結果可以看出，國內對于煤粉爐內共處置危險廢物的研究只是探討了共處置過程的可行性、對于鍋爐效率的影響以及簡單的污染物 NOx、SO2、粉塵的排放變化，并未對重金屬的排放、有機污染物破壞率、二英排放等危險廢棄物處置中關注的重點問題進行研究。室燃爐共處置危險廢物時對于燃料性質有較高要求。煤粉爐一般要求煤粉具有200目（74μm）的粒徑顆粒才能保證燃料進入鍋爐迅速燃燒，燃料水分一般以 8%～10%為宜。因此室燃爐共處置危險廢物時，應對固體危險廢物進行預處理和脫水處理，使危險廢物水分含量達到進入制粉系統的標準。液體危險廢物則可以采用加壓泵實現廢液霧化后經噴槍噴入。

1.2 國外研究：美國 EPA室燃爐共處置危險有機有害廢物

國外對于室燃爐內共處置危險廢物的研究主要由美國EPA在20世紀80年代開展。EPA規定[10]用于焚燒處置資源保護與恢復法案（The Resource Conservation and Recovery Act Content，RACA）附錄Ⅷ中危險廢物的專用焚燒爐對廢物中主要有機有害組分的破壞率必須大于99.99%，但是這條規定并不適用于工業鍋爐、窯爐以及其他工業熱力過程。因此，為了制定工業鍋爐共處置危險廢物的管理法規，EPA開展、贊助了一系列測試實驗來評價工業鍋爐共處置危險廢物的能力和局限性。共處置危險廢物的實驗中，通過對于燃燒后排放的煙氣、灰渣、飛灰中半揮發性有機物、揮發性有機物、HCl含量的測定，來判斷主要有機有害成分在共處置過程中的破壞率是否滿足大于99.99%的標準。

CASTALDINI等[10]使用WT T-fired煤粉鍋爐進行共處置實驗，使用的化石燃料是煤粉，危險廢物為四氯化碳 CCl4、一氯苯、1-1-1三氯乙烷。實驗結果表明，危險廢物破壞率平均值分別為四氯化碳99.998%、一氯苯99.998%、三氯乙烷99.994%，均滿足EPA規定的99.99%。OLEXSEY等[11]使用兩個室燃鍋爐進行了共處置實驗。一號工業鍋爐是強制循環水管鍋爐，使用的化石燃料為6號油，廢物燃料主要成分為甲基丙烯酸甲酯（MMA），廢物燃料中分別加入四氯化碳、氯苯和三氯乙烯用于研究含氯有機污染物在共處置過程中的破壞率。實驗結果表明，共處置過程對含氯有機物的破壞率一直高于99.99%，對MMA的破壞率平均值為99.981%，不能滿足EPA規定。二號工業鍋爐是一臺B&W水管式鍋爐，使用的化石燃料為6號油，廢物燃料含有的主要有機物為甲苯，其中同樣分別加入四氯化碳、氯苯和三氯乙烯。實驗結果表明，甲苯的總平均破壞率為99.945%，含氯有機物總平均破壞率為99.979%，均不滿足EPA規定。

CASTALDINI等[12]使用兩個室燃鍋爐（編號L、M）進行了非穩態工況、惡劣工況下共處置液體危險廢物的實驗。鍋爐L是快裝水管鍋爐，使用的化石燃料分別為6號油、天然氣，廢物燃料是甲基丙烯酸甲酯（MMA）蒸餾過程的副產物，并在廢物中添加0.7%～4.5%質量比的CCl4和一氯苯。鍋爐M 是CE水管鍋爐，使用的化石燃料是天然氣，廢物燃料是丁醇/丙醇生產過程中的重質餾分以及廢物滯留池內的表面油質，廢物油中添加1%～15%質量比的CCl4、一氯苯和1-2-4三氯代苯。在測試的不穩定、惡劣工況中，通過改變鍋爐的工況增加煙塵、 CO 和未 燃 盡烴 類（total unburned hydrocarbons，TUHC）排放，并測定在不穩定條件下有機物的破壞率。結果表明，對于鍋爐L，整個實驗的總平均破壞率為99.998%；對于鍋爐M，所有測試工況下含氯有機物的破壞率都超過了99.99%。沒有發現破壞率與鍋爐操作條件、排放物（CO、TUHC）的相關性，這表明主要有機有害組分在燃燒器火焰區域的破壞或熱解是很充分的，其高破壞率并不受各種不同實驗工況影響。

EPA室燃爐內共處置危險廢物實驗結果如表3所示。在使用不同的室燃鍋爐類型、不同的化石燃料和廢物燃料的情況下，并不是所有的共處置實驗都能滿足主要有機有害物質、含氯有機物破壞率高于99.99%的標準。

表3 EPA室燃爐共處置危險廢物總結

2 室燃爐共處置城市污水污泥

城市污水污泥是一種在城市污水處理過程中產生的廢物，經過脫水處理后水分仍較多、熱值較低，直接作為燃料不易穩定燃燒。因此，在發達國家共處置污泥逐漸成為主流處理方式。目前，室燃爐共處置污水污泥技術主要存在于歐盟成員國中，如德國、波蘭、奧地利、比利時等。在運行的電站鍋爐中，污泥的摻燒比例不超過10%，與單獨燃燒煤相比操作條件無大幅變化[13]。在我國，電站鍋爐內共處置污水污泥的研究處于起步階段，對于目前最常見的四角切圓煤粉爐上進行污泥摻燒還鮮有研究[14-15]。由于污泥原料中普遍含有更高含量的氮、氯、有毒物質和重金屬元素，因此在共處置過程中會產生二次污染并對污染物排放產生影響。目前國內外對于污水污泥共處置過程的研究，主要集中在以下三方面。

2.1 細顆粒物與SO2、NOx的排放特性

污水污泥與煤相比具有典型高揮發分、高灰分、低固定碳含量，共處置時會對混合燃料的燃燒動力學特性產生影響。混合燃料的特性變化會導致爐膛內火焰溫度、細顆粒形成過程等發生變化，從而導致污染物、細顆粒物排放特性變化。有研究表明[16]，共處置質量比25%的污水污泥時，與單獨燃燒煤相比飛灰總量提高了45%～50%，這種現象會導致污染物排放濃度、飛灰毒性產生變化。污泥中的N、S含量有著較大范圍的波動，因此共處置過程中也會對SO2、NOx的排放產生影響。

SEAMES等[17]對共處置污水污泥與煙煤煤粉時細顆粒物排放特性的變化進行研究。結果表明，污泥中堿金屬元素與煤中S、Cl元素會發生反應，導致超細顆粒（0.1μm）和亞微米顆粒（0.1～1μm）排放量的增加。污泥灰顆粒不具有形成細顆粒物的能力，共處置產生的細顆粒數量（1～2μm）下降。WANG等[18]的研究結果卻表明，共處置污水污泥會導致亞微米顆粒、細顆粒排放量下降。煤中 Si-Al礦物質細顆粒會被污泥中的 Ca-Fe-P-Al-Si顆粒捕集形成粗顆粒（>10μm），煤中磷、硫物質會由亞微米顆粒轉化為微米顆粒導致排放下降。ZHUO等[19]的研究結果表明，共處置時細顆粒物PM1、PM2.5、PM10的排放濃度與燃煤時基本處于同一個數量級，不會增加細顆粒物排放。

李洋洋[20]對共處置不同比例濕污泥時 NOx、SO2、CO的生成及排放規律進行研究。結果表明，污泥比例低于30%時，隨著污泥比例的增加，NOx的轉化率降低，SO2總產生量降低。張磊[21]的研究結果表明隨著污泥添加比例的增加，燃燒激烈程度減弱，NOx、SO2、CO2的排放量均增加。屈會格[22]則發現共處置時過量空氣系數越高，NOx、SO2排放量越高，而且與燃料本身的N、S含量、爐膛溫度有關。

2.2 重金屬在不同灰分中的遷移比例、排放特性

燃料中重金屬元素的物質形態會對其氣化、凝結過程產生重要的影響。對于煤中重金屬的種類、存在形式已有非常詳細的研究，而對于污泥則并沒有類似的研究。因此共處置污泥過程中，重金屬物質的氣化、凝結、排放過程尚無詳細資料。

CENNI等[23]對共處置煙煤和污泥過程中，Cr、Hg、Mn、Ni、Pb、Zn等6種元素在不同顆粒尺寸的飛灰、灰渣中的分布情況以及富集特性進行了系統研究。結果表明，Mn元素基本不受到污泥添加比例的影響；Cr、Ni、Pb元素氣化比例下降，在灰渣中含量上升，這是由于共處置污水污泥時火焰溫度下降導致；Zn元素在灰渣中含量下降，Hg元素在飛灰中的含量提高了5倍。李洋洋[20]發現灰渣中重金屬的分布情況與污泥比例、重金屬特性及焚燒工況有關，850℃時，80%以上的 Hg、As、Cd 進入了飛灰和煙氣中，60%的 Cr進入了飛灰及煙氣中，50%～60%左右的Pb進入了底渣中。屈會格[22]研究結果表明，煤粉中摻燒污泥后灰中所含Cr、Hg、Pb、Se、P、Zn、Mg、Ni等有毒有害元素含量大幅增加，但灰中有毒有害微量元素浸出毒性分析結果表明，樣品浸出液中所測重金屬元素濃度值均低于國家標準中規定的浸出液中危害成分濃度 限值。

姚洪等[24]采用熱重方法研究污泥中汞在燃燒和氣化過程中的析出行為。結果表明，90%的汞在873K時己經析出，污泥較高的S/Hg摩爾比會抑制汞的析出。張成等[25]研究表明，燃料中重金屬元素Pb、Cu、Cr、Ni大部分殘留在灰渣中，Zn、Cd有部分殘留在灰渣中，而As、Hg、Se 等易揮發元素則在燃燒后釋放到煙氣中，在灰渣中的含量很低。劉蘊芳等[26]研究結果表明，大部分重金屬元素Pb、Cu、Cr和Ni殘留在灰渣中，Zn、Cd有部分殘留在灰渣中，而As、Hg和Se等易揮發元素則在燃燒后釋放到煙氣中，在灰渣中含量很小。共處置污泥后，灰渣中的重金屬含量較燃燒原煤有了一定幅度的升高，Zn的含量是單獨燃燒原煤的2倍，其余重金屬是單煤的1.1～1.2倍。煙氣中重金屬含量也有一定程度升高，Hg含量升高了30%，Pb含量約為單獨燃燒煤的4.3～4.8倍，Cd含量檢測為0.014mg/m3。陳翀[27]的研究結果表明即使按國內要求嚴格的《生活垃圾焚燒大氣污染物排放標準》（DB31768—2013）中的規定，共處置污泥時煙氣排放也完全滿足鎘及其化合物小于0.05mg/m3，銻、砷、鉛、鉻、鈷，銅、錳、鎳、釩及其化合物小于 0.5mg/m3的要求。

2.3 共處置對電站鍋爐運行的影響

污水污泥的灰行為尚無系統研究，因此共處置污水污泥可能導致系統的結渣、腐蝕問題，這會降低電站鍋爐的可靠性和可用性，而導致計劃外的停機維修。共處置過程由于燃料特性發生變化，會導致鍋爐效率、爐膛內火焰溫度、廠用電率發生變化，這會導致電站鍋爐的發電成本發生變化[23]。

KUPKA等[28]研究共處置煙煤和污水污泥對于結渣特性的影響。結果表明，灰沉積速率隨著污泥添加顯著增加，添加 5%污水污泥的情況沉積物量的增長超過10%。共處置污水污泥和煙煤會產生玻璃態、易融化的沉積物。屈會格等[29]研究表明隨著污泥添加比例的增加，混合燃料的綜合燃燒特性下降。劉亮[30]得到相同的結論，煤中摻混污泥后混合燃料與煤相比盡管著火溫度降低，綜合燃燒性能卻下降。隨著污泥添加比例的增加，灰分熔融性4個特征溫度依次降低，灰渣燒結板塊的嚴密性更高，焦結性更強。灰渣表面形成孔隙和氣孔，大量的SiO2與其他金屬和非金屬氧化物形成了熔融的玻璃狀物質。曾成才[31]的研究結果表明，污泥添加比例的增加能降低混合燃料的灰熔點，但在添加比例高于20%時混合燃料的軟化溫度基本不變。張成等[15]研究表明，污泥添加比例大于20%時，混合燃燒特性相似于污泥；小于 20% 時，混合燃燒特性與煤相似。泥煤混合物的燃盡溫度比單煤略低，燃盡時間卻比單煤和單泥都縮短。污泥添加比例較小時，著火溫度略有降低，大于20%時，著火溫度降低明顯。LI等[32]的研究也發現了相同的規律。此外，共處置污水污泥時，污泥的不同含水率也會對鍋爐工況產生影響。受到制粉系統的限制，國外共處置的干化污泥含水率一般低于10%[13, 17-18, 23, 28]。國內也有學者對于共處置不同含水率污泥進行研究[15, 25-26, 33]，結果表明隨著污泥含水率的提高（10%、20%、30%），混合燃料著火點、熱值降低，水分蒸發吸熱量增加，爐膛整體溫度下降，煙氣中的有害氣體NOx、NH3、HCl、CS2排放量下降。

STELMACH等[13]在OP-230電站鍋爐內進行共處置污水污泥和無煙煤工業實驗。結果表明，添加質量分數 1%污水污泥共處置對于鍋爐效率的影響非常小，僅從92.48%下降到92%。一些測試條件下飛灰、灰渣中的易燃組分、總有機碳含量超過了最大允許值，但這種現象的產生原因可能是燃燒條件未達到最優化，而不是由于添加了污水污泥。共處置工況下鍋爐的煙氣排放是達到標準的，即共處置1%污水污泥不會造成任何技術、工程上的問題，也不會對環境造成額外的影響。樓波等[34]的研究表明共處置污水污泥會導致爐內最高溫度降低 80～160K，最高溫度位置提高180～800mm。張成等[35]也得到了相同的結論，污泥比例小于10%的情況下，鍋爐爐膛溫度下降，總燃盡率降低，飛灰含碳量增加，但差別均較小，即共處置污水污泥對鍋爐的正常運行影響較小。楊麗等[36]在高水分褐煤煤粉鍋爐上開展共處置污泥實驗，研究不同污泥添加比例對鍋爐運行的影響。結果表明，污泥添加比例為 4%時，不會對燃料輸送系統造成影響。污泥添加比例為 8%時，會產生極短暫的輸煤量波動，但不會造成鍋爐出力波動。污泥添加比例為12%時，會產生短時間的輸煤困難，但基本不會對鍋爐出力造成大的波動。污泥添加比例為16%時，會導致部分磨煤機一段時間的輸煤困難，可對機組負荷造成10MW的波動影響。因此當污泥含水量在60%以下時，為保證機組出力的穩定性應控制污泥添加比例不超過12%。在12%添加比例下，由于廠用電率升高，鍋爐效率下降，將增加供電煤耗約10.5g/(kW·h)，增加發電燃料成本約2.84%。

共處置污水污泥時混合燃料的特性以及對鍋爐運行的影響如表4所示。總體上，在電站鍋爐內共處置污水污泥會改變混合燃料的燃燒特性，對鍋爐效率、排放特性、結渣特性產生一定程度的影響。

表4 共處置污水污泥過程混合燃料特性及對鍋爐運行影響

3 室燃爐共處置固體回收廢物

室燃爐內共處置固體回收廢物的研究和應用主要由歐盟國家開展。根據歐盟CEN/TC 343—2003規定，固體回收燃料（solid recovered fuel，SRF）是高度不均勻的混合物，由非危險廢物的高熱值部分產生并用于在現有電站鍋爐內或者工業鍋爐內燃燒。SRF混合燃料主要成分是生物組分（質量分數40%～80%），如紙、硬紙板、紡織品和木材。其余部分主要是塑料，包括聚乙烯、聚丙烯、聚苯乙烯，以薄片和塑料片形式存在。總體上適用于生產SRFs的非危險廢棄物主要包含以下5類：①木材、紙、硬紙板、紙盒；②紡織物和纖維；③塑料和橡膠；④其他材料（廢墨、廢吸附劑、廢活性炭）；⑤非危險混合廢物中的高熱值部分。

歐盟1999/31EC填埋標準（法規）對歐盟國家處置城市生活垃圾進行了嚴格規定，要求在下一個十年填埋垃圾中可生物降解總量減少35%，這也促進了共處置SRF技術的發展。截止到目前，SRF主要用于石灰窯和水泥窯中燃燒，但是使用這種燃料作為電站替代燃料的優勢也逐漸凸顯，并且在電站鍋爐內共處置SRF的數量也在增加。由于SRF燃料中具有很高比例的生物組分，在大型電站鍋爐內用 SRF部分替代煤粉燃料進行共處置不僅可以解決廢物處理容量不足的問題，而且還可以節約化石燃料從而減少CO2排放（約為1mg CO2/mg SRF），這種共處置模式被認為是符合歐盟 2001/77/EC法規關于使用可再生能源生產電力的規定[37]。在現有電站鍋爐內共處置 SRF通常只需要非常少的額外投資，因此共處置和其他可再生能源發電如風電、光伏相比具有更低的電力生產成本[<0.05/(kW·h）]。目前歐盟國家的研究重點，主要分為共處置SRF的機理研究和大型電站鍋爐共處置 SRF對鍋爐運行工況影響的研究。

3.1 共處置SRF機理

SRF由于廢物來源不同、生產工藝不同，其化學組分存在一定程度變化。根據不同研究使用的SRF元素分析和工業分析結果[38-41]，可以發現與煤相比SRF具有更高的揮發分、Cl和Ca含量，略高的N含量，而灰、S、Si、Al、K和Fe含量相對較低。Cl、S、N含量的不同會導致氣體污染物的排放特性發生變化，無機組分和微量元素的不同會影響燃料的反應特性，對灰顆粒的形成、排放產生影響。共處置 SRF機理研究主要通過在沉降爐內模擬工業鍋爐共處置SRF的工況，探究共處置SRF對于細顆粒物形成和排放的影響，重金屬在不同灰成分中的遷移規律，SO2、NOx、Cl等污染物排放特性的變化。典型的沉降爐系統如圖3所示，包括氣體供應系統、給料系統、空氣預熱器、電加熱的垂直反應器、灰斗、煙氣和灰顆粒收集系統以及模擬過熱器沉積特性的沉積系統。

DUNNU等[38]對SRF進行了熱重分析，結果表明SRF揮發分析出在220℃開始，在490℃結束，和煤相比揮發分含量更高、析出溫度更低、溫度區間更窄。WU等[39, 41]對沉降爐內共處置SRF時污染物、細顆粒排放和重金屬在灰中遷移規律進行研究。結果表明，隨著SRF添加比例增加，碳完全燃燒效率下降，NOx、SO2排放量降低，灰沉積率和飛灰沉積傾向下降。亞微米顆粒由礦物元素經凝聚成核過程形成，富含Ca、Mg、S和P。細顆粒由燃料中礦物質破碎形成，富含Si、Al和K，以球形粒子形態存在。共處置煤和SRF會增加飛灰顆粒中微量元素含量，SRF的高氯含量會促進As、Cd、Pb和Zn的排放，增加排放煙塵的毒性。HILBER等[42]研究表明，SRF的高氯含量會導致煙氣中氣態氯含量增加，氣態氯占總氯含量的50%～70%。氣態汞通過飛灰過濾器時能被充分氧化為HgCl，因此飛灰中汞含量增加，煙氣中基本沒有氣態汞存在。

圖3 沉降爐系統原理圖[39]

3.2 共處置SRF對鍋爐運行工況影響

機理研究主要是在沉降爐內模擬鍋爐工況進行的，盡管有著很接近實際電站鍋爐的燃燒溫度、過量空氣系數等參數，但是由于設備尺寸、結構的差異并不能很好的說明共處置 SRF對于實際運行工況的影響。因此通過對大型電站鍋爐進行共處置SRF工業實驗、CFD數值模擬，研究共處置 SRF對鍋爐運行工況、顆粒物形成與排放、重金屬排放、結渣和腐蝕特性的影響，對于實現在電站鍋爐內共處置SRF具有更重要的意義。

WU等[40]在 400MW 電站鍋爐內進行共處置SRF工業實驗，結果表明共處置SRF會增加亞微米顆粒的形成和排放，尤其是直徑小于0.2μm的超細顆粒。SRF添加比例 7%工況下細顆粒尺寸分布表現為以0.1μm超細顆粒為中心的模型，細顆粒中的Ca、P、K含量總體上比燃煤顆粒中的高，而超細顆粒中S含量相對較低。SARABER[43]在1MW的半工業規模實驗臺上對共處置 SRF和煙煤進行研究，結果表明即使在很高的共處置比例下（SRF添加比例 33%），共處置產生的飛灰也能符合歐盟NEN-EN450標準。

HILBER等[37]在2臺600MW鍋爐內進行共處置SRF工業實驗，實驗結果表明SRF添加比例為2%、4%對于電站鍋爐的運行工況基本無影響。SRF在預破碎機前進入輸煤皮帶，金屬和火警探測器沒有發出警報。共處置時CO的排放有輕微增加，對SO2排放無影響。此外，沒有發現共處置對于汞、二英/呋喃、煙塵排放的影響。飛灰中的碳含量在實驗過程中沒有受到影響，所以可以認為SRF燃燒充分。實驗使用的SRF燃料氯含量高于煤，空預器前HCl濃度隨SRF添加比例變化，因此在4%添加比例下系統的腐蝕性有輕微增加。但在煙氣脫硫裝置（FGD）系統后沒有發現HCl濃度變化，表明額外產生的HCl在FGD系統內被充分脫除。飛灰分析結果表明共處置 SRF不會對飛灰中重金屬含量產生較大影響。

AGRANIOTIS等[44]通過數值模擬方法探究600MW 鍋爐內不同的燃料添加位置對于共處置SRF和褐煤的影響。實驗鍋爐具有上中下3層燃燒器以及底部兩層啟動燃燒器，結果表明在SRF添加比例為 5%條件下，在中層燃燒器、下層燃燒器添加SRF可以滿足鍋爐的正常運行。在上層燃燒器加入SRF會導致燃料燃盡效率下降超過10%，而在啟動燃燒器加入SRF則會對鍋爐出口煙氣溫度、壁面熱通量產生嚴重影響，從而改變蒸汽的品質。

共處置SRF對鍋爐運行的影響如表5所示。由于SRF燃料組分、燃燒特性與煤有較大差別，因此共處置SRF會對細顆粒物、排放物產生一定程度的影響，并對煙氣的腐蝕性產生一定的影響。共處置SRF不需要對原有鍋爐進行大的改造，在合適的燃燒器位置加入SRF可以滿足鍋爐的正常運行。

4 結語與展望

室燃鍋爐共處置危險廢物作為一種新興的處置方式，可以充分利用富裕的電站鍋爐資源對危險廢物進行焚燒處置，不僅能減少建設危廢處置中心所需費用，而且可以利用廢物的熱量替代一部分傳統化石燃料實現減排。目前對于室燃鍋爐共處置危險廢物尚無系統研究，EPA只是對共處置危險廢物過程中有機有害組分的破壞率進行實驗，國內也只是對電站內共處置煉化“三泥”進行了簡單工程實驗。因此，室燃爐共處置危險廢物的研究與發展過程應該參考共處置污水污泥、固體回收燃料的研究成果。

表5 室燃爐共處置SRF對鍋爐運行的影響

國內外共處置污水污泥、固體回收燃料的研究成果表明，共處置過程雖然不需要對鍋爐進行大量改造，但由于燃料組分、燃料特性的不同，共處置過程會對鍋爐運行工況產生影響，如細顆粒物、重金屬元素、NOx、SO2的排放等。同時，共處置過程中鍋爐內部的腐蝕、結渣現象會加重，鍋爐效率下降，這些因素會影響電站鍋爐的運行安全性和穩定性。室燃爐共處置危險廢物要實現大規模工業應用必須保證共處置危險廢物時煙氣、灰塵、二英排放達到國家標準，對電站鍋爐運行產生盡量少的影響以及對危險廢物的高破壞率這三項要求。

因此，針對室燃爐共處置危險廢物實現大規模工業應用需要達到的要求，這項技術今后的發展過程中需要對以下三方面進行系統研究。

（1）室燃爐共處置危險廢物對煙氣凈化系統的全新要求。室燃爐共處置危險廢物時，煙氣污染控制節點仍然為最后一級空氣預熱器出口處。由于危險廢物通常含有較高的氟、氯、重金屬含量，因此除了滿足煙塵、煙氣黑度、一氧化碳、二氧化硫、氮氧化物等常規排放標準外，還需對氟化氫、氯化氫、重金屬和二英的排放進行限制。室燃爐共處置過程中氟析出強度很高，燃料中的氟幾乎全部以氣態形式排放，氟化氫含量過高會導致尾部煙道的嚴重腐蝕。在氯元素和重金屬元素存在條件下，含氯的碳氫化合物在燃燒過程中會形成二英。盡管室燃爐內的高溫環境和較長停留時間可以實現二英的充分破壞，但是由于室燃爐尾部煙氣處理系統普遍未裝備急冷塔，在低溫區域300～500℃的溫度環境下可能發生二英的重新合成。因此室燃爐共處置危險廢物時，除了常規的脫硝、除塵、脫硫系統外，可考慮增設袋式除塵器，并在進入袋式除塵器的煙道上設置活性炭等吸附劑的噴射裝置以實現煙氣排放達到國家標準。

（2）室燃爐共處置危險廢物對鍋爐運行的影響。不同種類危險廢物的物理化學性質會有較大變化，共處置時不同種類危險廢物的適宜添加比例、對鍋爐效率和腐蝕結渣特性的影響都需要分類進行研究。對不同種類的危險廢物需要進行不同的預處理和干化處理流程，以滿足進入鍋爐制粉系統的要求。此外，添加危險廢物入爐需要對鍋爐給料系統進行改造。對于投加固態危險廢物煤粉鍋爐，如果不需要經過特殊處理，不需要單獨設計一個固態危險廢物的儲倉，只需與煤粉放在固定的位置儲存，將磨制好的危險廢物和煤一起通過原有的煤粉燃燒器入爐，不需要對爐膛進行改造。對于液態危險廢物，燃燒器需要進行改造以適合液體燃料的燃燒。對于氣態危險廢物，需要在爐膛的適當位置開孔，專門設置氣態危險廢物燃燒器進行燃燒。

（3）如何實現共處置危險廢物的高破壞率。美國規定有機危險廢物經過焚燒處置破壞率必須高于99.99%，而EPA的實驗結果表明共處置熱值較低的危險廢物時爐膛內的燃燒條件會惡化從而導致破壞率的下降。因此在保證高破壞率的前提下，如何提高室燃爐的燃料適應性是一個非常重要的問題。

以上三方面的系統研究對于實現室燃爐共處置危險廢物的大規模工業應用是非常必要和具有現實意義的。

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第一作者及聯系人：蔣旭光（1965—），男，教授，博士生導師，主要從事廢棄物能源化與資源化方面的研究。E-mail jiangxg@zju.edu.cn。

中圖分類號：X 705

文獻標志碼：A

文章編號：1000-6613（2016）07-2195-10

DOI：10.16085/j.issn.1000-6613.2016.07.037

收稿日期：2015-09-30；修改稿日期：2016-03-01。

基金項目：國家重點基礎研究發展計劃（2011CB201500）、國家高技術研究發展計劃（2012AA063505）、國家科技支撐計劃（2007BAC27B043）及環保公益性行業科研專項項目（201209023-4）。

Research status and opinion on the development of co-disposing hazardous waste in suspension firing boiler

JIANG Xuguang，ZHANG Shaorui，YAN Jianhua
（State Key Laboratory of Clean Energy Utilization，Zhejiang University，Hangzhou 310027，Zhejiang，China）

Abstract：Co-disposal of fossil fuel and hazardous waste in suspension firing boiler is a new hazardous waste incineration technology.The benefits of co-disposal include using the large number of existing suspension firing boilers，lower improvement cost，higher destruction and removal efficiency and solving the lack of hazardous waste incinerators.Although there are already some basic research at home and abroad，it is still lack of continuous large-scale test，the rule of pollutants discharge and the impact on the performance of the boiler during co-disposal.In this paper，research status of co-disposing hazardous waste and conventional fuel in suspension firing boiler were reviewed.The current situation and technical problem of co-disposing municipal sewage sludge or solid recovered fuels were also introduced, which has same principle and great reference value.Emission behavior of fine particles and gaseous pollutant，the proportion of heavy metals in different ash components and the impact on the performance of the boiler during co-disposal were also analyzed.In the end，to realize the application of co-disposal in large-scale，there are three rules must be followed，and there are some key points in the development of co-disposal technology which have to be studied further were raised.

Key words：suspension firing boiler ；co-disposal；waste treatment；environment；recovery