長江經濟帶典型鋅冶煉園區不同固廢處置模式生態效率研究

劉偉寧,石 垚,張晨牧,劉朗明,李會泉,4,莊才備,孫天友,胡應燕,曹 春,李 強

1 中國科學院過程工程研究所綠色過程與工程重點實驗室, 濕法冶金清潔生產技術國家工程實驗室, 北京 100190

2 西北師范大學地理與環境科學學院, 蘭州 730070

3 株洲冶煉集團股份有限公司, 株洲 412007

4 中國科學院大學化學工程學院, 北京 100049

包括銅鉛鋅在內的有色金屬冶煉是我國的重要基礎行業,2020年上半年我國鋅產量達252.7萬噸,同比增長9.1%。濕法煉鋅是世界上較主流和先進的冶煉方法,資源產出率高,我國95%以上的鋅產品都通過濕法煉鋅進行生產[1]。然而濕法煉鋅所產生的固廢種類多、數量大,2018年以來我國每年鋅冶煉產生的浸出渣、窯渣、鐵礬渣、硫化渣等固廢量達300萬噸以上,整體綜合利用率僅為60%[2],特別是鉛鋅尾礦綜合利用率僅為10%左右[3],且其固廢資源回收利用過程產生的二次污染問題突出。這些固廢中既含有大量銅、鉛、鋅等有價資源,也含有鎘、汞、砷等環境毒害組分,其特殊的資源環境復雜屬性已成為制約鋅冶煉行業及其所在區域或園區綠色可持續發展的關鍵。針對當前鋅冶煉行業普遍存在的能耗高、污染大,且固廢有價金屬元素回收率低的問題,部分企業已開始逐步探索其固廢的資源高效回收利用處理模式。如國內某濕法煉鋅廠揮發窯渣回收項目投產以來,采用磁選分離技術,已累計處理揮發窯渣20多萬噸,創造經濟效益2300萬。但鑒于目前國內外關于鋅在內的有色冶煉固廢綜合利用模式及工藝路線較多,因此開展不同固廢資源化利用模式下的綜合生態效率評估研究,并選擇最優的固廢處置路線具有重要的現實意義。

目前針對區域固廢資源化處理的生態效率評價研究主要集中在經濟和環境影響方面,如Newman等[4]提出了城市物質代謝是基于資源輸入與廢棄物產出分析的生物系統模式；Wan等[5]采用系統動力學方法研究銅冶煉過程,提出實現可持續發展的一些措施,以提高資源回收利用率,減少廢物排放；Huang等[6]通過投入產出模型與固廢組成結構解析,定量表征了我國固體廢物回收的驅動路徑；趙薇[7]建立準動態生態效率分析模型,并對城市生活垃圾管理系統的經濟和環境特性進行分析；呂彬等[8]采用生態效率分析方法對電子廢物回收處理體系的不同策略進行模擬比較,探索了合理高效的電子廢物回收處理模式；岳強等[9]采用總物流分析模型并結合脫鉤指標,對鋼鐵工業生態效率進行分析；毛玉如等[10]基于循環經濟理論構建了鋁工業共生鏈網,以提高鋁工業生態效率；黃錫生等[11]在生態效率視角下定性研究了建筑廢棄物減排與利用的法律機制；賈馮睿等[12]采用物質流分析方法,構建了銅資源生態效率綜合評價體系,并對未來發展趨勢做出預測；張海濤等[13]采用線性規劃法,對比分析了以煤礦固廢為原料的新型墻體材料生產和傳統生產的生態效率,促進了煤炭工業固廢資源化利用；Cudjoe等[14]結合我國鋼鐵行業及有色冶煉等固廢處置現狀,通過建立循環回收利用模型,分析了固廢綜合利用過程在電力消耗、溫室氣體以及空氣污染物排放等幾個方面的影響。

當前,銅鉛鋅聯合冶煉作為一種全新的工業發展模式,在有色金屬領域已逐步發展起來。該模式涉及到多種固廢綜合利用技術及路線的組合,然而針對這些不同的固廢協同處理路線開展相應的生態效率比較研究則相對較少。因此本研究選擇我國長江經濟帶典型的銅鉛鋅綜合冶煉基地為案例,結合工業園區多尺度物質投入產出分析法、層次分析法與熵值法,建立了一套鋅冶煉園區固廢協同利用生態效率評價指標體系；并基于鋅冶煉固廢的處置現狀及其在系統內和系統外,即銅、鉛冶煉系統間的不同處置模式選擇,劃分了傳統處置方式、內部循環利用、銅鉛鋅系統間協同三種情景模式,同時構建了不同模式下的鋅冶煉固廢物質代謝框架,追溯其有價及危害元素流動路徑；最終從資源消耗、環境風險、物質循環以及經濟效益4個維度對3種模式進行綜合比較評估,以期得到最優的固廢處置路線。同時,也為實現銅鉛鋅聯合冶煉清潔生產目標及其所屬區域環境效益提升提供理論依據。

1 研究方法

1.1 園區鋅冶煉系統物質代謝框架

投入產出分析作為經濟學研究的重要方法,在區域資源能源環境領域上也廣為應用,主要是對行業活動中資源能源投入和環境污染排放進行定量分析[15]。其中,價值型投入產出表是投入產出方法的基礎[16],而基于物質型的投入產出分析方法,則重點是遵循質量守恒定律來進行構建[17]。園區鋅冶煉系統物質代謝框架(圖1)包括物質投入端、系統物質轉換和物質輸出端三個部分,鋅精礦等原、輔料在系統內部物質轉換后,一部分以含鋅等有價金屬元素產品的形式產出,另一部分則作為“三廢”排入園區環境系統。

圖1 園區鋅冶煉系統代謝框架

1.2 園區固廢綜合利用模式情景設置

鋅冶煉園區或基地固廢綜合利用模式即通過鋅冶煉系統內部及其與基地內銅、鉛冶煉,或其他系統間的物質循環,將與鋅冶煉相關的不同系統產生的固廢中有價元素最大限度回收,實現基地范圍內難處理渣塵泥類固廢的減量化和資源化,使整個鋅冶煉工藝能耗降低,資源產出率提高,達到節能提效減排的目的。

如鋅浸渣是鋅濕法冶煉浸出工段的主要產物,目前其主流資源化處置方式是采用揮發窯火法工藝[19],來回收其中所含的Zn、Pb、In、Cd等有價金屬資源[20]。但在其資源化處置過程中,由于一部分氟、氯化合物以機械夾雜和揮發等方式隨同進入鋅氧化物煙塵中,因此,揮發出的氧化鋅粉塵中由于氟、氯含量較高,仍需采用相應的設備進行脫氟氯處理[21]后才能再次進入浸出工序。

根據固廢常規處理模式及其有價金屬元素分布特點,結合銅鉛鋅綜合冶煉基地實際生產工藝情況,將鋅冶煉固廢綜合利用模式分成以下3種情景。一是直接堆存售賣處理,二是鋅系統內資源化處置,三是銅鉛鋅基地協同冶煉資源化處理,如圖2所示。

圖2 鋅冶煉固廢不同綜合利用情景模式

情景1主要涉及鋅成品鏈及煙氣脫硫處理等,部分廢渣直接外運至固廢資質處置單位；情景2在情景1的基礎上新增“揮發窯-多膛爐”火法資源化工藝,使固廢在系統內部循環流動；情景3是將鋅冶煉固廢轉運至基地內的銅、鉛系統,將銅、鉛冶煉固廢轉運至鋅系統進行資源化協同冶煉處理。各情景下不同固廢具體處置路徑如表1所述。

表1 鋅冶煉不同情景下固廢處置路徑

在鋅冶煉產生的固廢中,揮發窯窯渣為一般固體廢物,而多膛爐產生的高氟氯高砷煙塵富集大量氟氯元素,作為危險廢物,不能直接返回火法冶煉,需委托相關資質單位進行回收處理。觸媒作為煙氣制酸轉化工序的催化劑,其廢料廢觸媒的主要成分為五氧化二釩(V2O5),污酸和酸性廢水處理過程中,催化吹脫工序產生的氟氯混酸經過堿液吸收,生成高氟氯濃鹽水,主要成分為氯化鈉、氟化鈉,所產生的結晶鹽與廢觸媒同屬危險固廢,需定期運送至危廢資質處置單位循環再生。針對委外處理的部分廢渣,本文僅考慮在冶煉生產過程中對環境產生的影響,分析其中Cu、Zn、Pb等有價金屬元素及其危害組分Hg、As元素流動對環境的總體負擔。

1.3 生態效率指標及方法構建

為了分析不同情景下鋅冶煉系統固廢綜合利用的生態效率,本研究將鋅冶煉系統作為評估對象整體,運用層次分析法(Analytic Hierarchy Process,AHP),構建工藝-企業-園區多尺度生態效率評價指標體系,同時,結合熵值法(The Entropy method)對各個指標的數據進行標準化處理。指標體系第一層以生態效率綜合評價指數作為目標層,其下一層為準則層,分為資源消耗、環境風險、物質循環、經濟效益四個功能指標,準則層下為指標層,根據AHP進行權重賦值,生態效率評價指標體系如表2所示。

表2 生態效率評價指標體系

鋅冶煉過程消耗大量的原輔料、新鮮水以及化石能源,現有的針對銅鉛鋅等有色金屬冶煉生態效率分析中,大多數的指標選取也都集中在資源能源的消耗[24—25]、三廢的排放[26—27]以及經濟效益[28—29]三個主要方面。本研究在結合銅鉛鋅冶煉固廢資源化評估相關文獻研究與工藝生產實際情況的基礎上,首先設置了資源消耗、環境風險與經濟效益三類重要指標,另外,不同情景模式下的固廢協同利用往往伴隨著多種類型固廢堆存量的改變及其所含金屬元素的流動過程,對整體的資源流動代謝有著直接影響。因此,針對固廢資源化的特性,也從物質循環角度綜合考慮了固廢協同利用下的生態效益情況。

根據各指標間的關系,結合專家打分值及相關文獻[30—34]對比情況,對四個準則層的賦值進行兩兩比較,得到判斷矩陣。運用Yaahp軟件對矩陣數據進行處理,求出相對應的特征向量,再進行向量標準化處理,得到各指標相對于準則層的權重。

由于各個指標具有不同的指標特征,其統計量綱、數量級等具有較大差異,無法進行指標間的直接對比,因此需按照一定標準對不同指標值進行數據標準化處理,使指標之間具有可比性。本研究根據不同指標對生態效率的正向和負向效用,采用不同的標準化公式[35]。

正向指標的標準化公式為:

Sij=(Aij-bj)/(aj-bj)

(1)

負向指標的標準化公式為:

Sij=(aj-Aij)/(aj-bj)

(2)

式中,Sij為指標標準值；Aij為指標實際值；aj為對應指標序列最大值；bj為對應指標序列最小值。其中,i= 1,2,…,4；j=1,2,…,11。

得到各個指標標準化值后,對準則層用如下公式[36]進行計算:

(3)

式中,B為相對應的準則層功能指標值；ωi為指標層因子指標的相應權重值；Di為指標層因子指標標準化值；j、m分別為相應元指標的序號。

得到指標層數值后,生態效率綜合評價指數用如下公式[37]進行計算:

(4)

式中,A為相對應的準則層功能指標值；Bi為準則層因子指標的值；Di為準則層因子指標標準化值；j、n分別為相應元指標的序號。

2 不同情景生態效率指標評價

2.1 投入產出清單分析

針對典型鋅濕法冶煉生產工藝及其銅鉛鋅基地固廢協同消納情況,收集了焙燒、酸浸、凈化、電解、綜合回收等生產階段的物質投入產出相關數據。其中投入端包括原料消耗、輔料消耗、能耗、水耗及固廢消納5大類別,產出端包括工業成品、廢水特征污染物、廢氣特征污染物和固廢排放4大類別。三種情景均以鋅冶煉系統整體為研究對象,因此在原料投入上只考慮鋅精礦的消耗量。其中,不同情景模式下的物質投入產出情況如表3所示。

表3 不同情景模式投入產出清單

2.2 資源能源消耗

根據本研究案例典型鋅冶煉現狀(即情景2)物質投入產出清單數據分析,鋅冶煉主要消耗鋅精礦原料63.86萬t/a,產生的成品包括鋅錠、銦錠、鎘錠三種金屬產品共計29.16萬t/a,另外副產硫酸60.81萬t/a。結合生態效率評價指標體系分析模型,得到鋅冶煉系統不同情景下總體及單位產品的資源能源消耗情況,如圖3所示。

圖3 不同情景模式資源能源消耗

由圖可知,從案例鋅冶煉系統改造前后及未來二次改造后資源能源消耗水平對比來看,即從情景1到情景3,在原料鋅精礦總消耗量不變前提下,除總能耗顯著增加外,輔料總耗、水總耗均呈略微遞增趨勢,其中情景2和情景3總能耗比情景1增加1倍以上。另外從單位產品資源能源消耗水平來看,從情景1到情景3原料消耗和新鮮水耗卻呈遞減趨勢,遞減率分別達到6.2%和2.2%的水平；由于情景2投入端中,鈣鎂渣、尾礦渣等鋅冶煉內部消納固廢和情景3中銅渣、硫酸鉛渣等園區內外部消納固廢均不作為輔料進行核算,因此在單位產品輔料消耗方面,情景2比情景1增加了約14.2%,情景3相比情景2僅增加6.3%；同時由于新增的固廢協同處理火法工藝流程,情景2和情景3在單位產品能耗方面顯著高出情景1,分別增加了近89.1%和79.7%。

情景2和情景3在輔料消耗、綜合能耗和新鮮水耗方面大幅提升的主要原因是增加了“揮發窯-多膛爐”固廢資源化工藝,目的是處理鋅電解過程產生的浸出渣和其他含鋅固廢,并通過煙化除氟氯工序及電解工序提取出鋅產品,在增加固廢綜合利用的同時大幅提升生產效率。而與情景2相比,情景3在增加了鋅-銅協同、鋅-鉛協同固廢資源化裝置后,雖然總體資源能耗水平提升,但由于其產生了陰極銅、硫酸等伴生產品,因此在單位產品資源能耗方面,情景3與情景2差異不大。其中,固廢資源化工藝采用的回轉窯裝置在焙燒含鋅固廢過程中,每噸綜合能耗增加約397 kgce[38],多膛爐脫氟氯過程每噸綜合能耗增加約234 kgce[39],因此低能耗回轉揮發窯技術的提升將是降低鋅冶煉系統固廢協同利用能源消耗和增加資源產出率的重點。

2.3 環境風險

從鋅冶煉系統對所在區域環境污染排放情況來看,鋅冶煉廢水主要由制酸工段和濕法工藝車間產出,含有較高的H2SO4、As元素污染物且氟氯離子含量偏高。廢氣的排放節點較多,且含有大量SO2、NO2、PM10、氟化物、硫酸霧以及Pb、As、Cd、Hg等重金屬污染物質。另外,鋅冶煉固廢為濕法冶煉過程中產生的廢渣、煙塵和過程物質,包含Cd、Hg、As等重金屬污染元素。結合生態效率評價指標體系分析模型,得到鋅冶煉系統不同情景下水、氣、固三種介質特征污染物的排放情況,如圖4所示。

圖4 不同情景特征污染物排放量

從廢水特征污染物排放情況來看,三種情景均以H2SO4排放量占比最高,在70%以上,其次為氯離子排放,在20%左右,而水體中的重金屬除As外,基本無排放；另外從不同情景廢水中各特征污染物排放總量來看,情景1到情景3各因子排放呈遞增趨勢,但增長率僅為1.7%和4.8%,差別不顯著。而在廢氣特征污染物排放方面,情景2和情景3中除Hg無變化外,不論是SO2、NO2、PM10等一般污染物,還是Pb、As、Cd等重金屬污染物的排放均較情景1有顯著遞增趨勢。其中情景2與情景1相比,SO2、NO2、氟化物排放量增加了1倍多,As、Cd排放量增加了近3倍；而情景3與情景2相比,盡管SO2、NO2等排放量只增加了2%左右,但Pb、As排放量卻分別增加了14.4%和12.9%,其他類型污染物排放量如氟化物、Cd等則無明顯變化。

從固廢中重金屬釋放的環境風險來看,情景1到情景3呈明顯的遞減趨勢,遞減率分別達到35%和63%。情景1主要產出浸出渣(尾礦渣)、高鎘渣和銀精礦等固廢,Cd、As含量占比最高,分別占到固廢中重金屬總量的40.4%和59.5%；情景2在回收浸出渣、高鎘渣中Zn、Cd、Ag等金屬的同時,也排出了含Hg、As的硫酸鉛渣、揮發窯渣和高氟氯煙塵,同時造成了As在固廢中重金屬總量的占比超過了80%；而情景3在情景2基礎上,新增了硫酸鉛渣固廢協同處理工藝,在消除了固廢中Cd和Hg的環境風險同時,使得As元素含量相較于情景2也同比下降了55.3%。

三種情景模式均采用了較為先進成熟的“硫化-電滲析-蒸發-催化吹脫-結晶”工藝,來處理鋅冶煉過程產生的含重金屬污酸及酸性廢水,大幅提升了鋅冶煉廢水的綜合利用效率和廢水中的污染物排放。情景2和情景3由于增加了鋅-銅、鋅-鉛固廢協同資源化工藝,使得Cd、Hg、As等金屬元素在不同相態之間轉化,將原本富集在廢水和粉塵之間的毒害元素組分轉移至固廢當中,并通過固廢資源化過程回收消納,從而降低特征污染物在水、氣介質中的有害含量。故在廢水與廢氣排放方面,情景2和情景3與情景1相比,雖然排放的重金屬及氟氯離子污染物含量略微增長,但在固廢環境風險水平上,遞減效益顯著。因此,固廢協同處置資源化技術的提升將是直接降低鋅冶煉環境風險影響的有效途徑。

2.4 物質循環

銅鉛鋅協同冶煉(即情景3)模式下每年可回收消納固廢約35.6萬噸,新增綜合回收Zn、Cu、Pb、Cd等各類有價金屬10.4萬t。結合生態效率評價指標體系分析模型,得到鋅冶煉系統不同情景下固廢協同資源化情況,如圖5所示。

圖5 不同情景固廢協同資源化情況

從固廢綜合利用總體情況來看,情景2實現了對鋅冶煉活性炭渣、鈣鎂渣、高鎘渣及尾礦渣等近28.3萬t/a固廢的綜合回收,固廢綜合回收利用率達到了90.7%；情景3在此基礎上,與基地內銅、鉛系統協同轉化銅渣、銅鈷渣、銀精礦以及硫酸鉛渣共計5.5萬t/a,固廢綜合回收利用率比情景2提升了7.7%。另外,從包括原輔料和協同固廢在內所有金屬產品的總回收情況來看,情景1到情景3也呈顯著的遞增趨勢,且遞增率分別達到22%和14.5%；其中,情景2對鋅冶煉固廢中Zn、Cd、In的回收量分別為50766、1757、66.42t/a,金屬總回收率達到了94.8%；而情景3又進一步回收了情景2所產生固廢中的Cu、Zn、Pb三種金屬,分別為9212、31639、10227t/a,金屬總回收率達到了97.2%。

3種情景模式下的鋅冶煉固廢均含有豐富的Cu、Pb等有價金屬組分,含量占比分別為51.9%和17.8%,而情景3中的銅、鉛冶煉固廢當中又含有近40%的Zn。因此,在增加鋅系統內部固廢資源化工藝基礎上開展銅鉛鋅基地協同冶煉,即可回收大量的Cu、Pb、Zn、Cd、In等金屬產品,同時最終產生的揮發窯渣還可通過“磁選-分離”技術后產出焦粉和鐵粉外售,余渣則作為建筑原料進行跨區域跨產業綜合利用。這種園區固廢協同資源化模式不僅削減了堆存固廢的含量,使得危廢組分降低,還可以有效地回收有價金屬元素,大幅提高有色冶煉資源產出及利用效率。

2.5 經濟效益

本研究案例根據國家“循環經濟發展評價指標體系”標準[40],經過測算得到鋅冶煉系統現狀(即情景2)主要資源產出率為6435.52元/t,固定資產投資額為425088萬元,利潤總額為46201萬元/a。其中,鋅冶煉系統不同固廢資源化情景模式下的資源產出和經濟效益情況,如圖6所示。

圖6 不同情景固廢資源化效益

鋅冶煉固廢協同利用模式的產品主要為鋅錠、鎘錠、銦錠和硫酸,其中,鋅錠營業收入占比高達86.08%,鎘錠占比最少,僅為0.38%。在生產過程中,消耗大量的煤、石油、天然氣等化石能源以及銅、鋁、鉛、鋅、鎳等有色金屬資源,同時還包括石灰石等非金屬資源和木材等生物質資源。其產出的廢觸媒、硫化渣、高氟氯高砷煙塵等大多為危險廢物,需要委托資質單位處理。以情景1廢觸媒為例,其處理成本高達5000元/噸,每年處理成本約為30萬元；而情景2固廢系統內部循環工藝針對高鎘渣、尾礦渣等固廢進行資源化回收后,從中提取了Cd、In等有價金屬元素,增加銷售收入近30000萬元/a,同時節省了危廢處置成本近50000萬元/a。

鋅冶煉系統固定資產投資額包括焙燒、煙氣制酸、濕法冶煉及固廢協同轉化等工程建設投資費用,不包括建設期貸款利息和鋪底流動資金。從情景1到情景3,在固定資產投資遞增率分別為24.9%和1.6%情況下,利潤總額也依舊呈遞增趨勢,且情景3利潤總額高達48131.30萬元/a；同時,情景3的主要資源產出率也最高,比情景2增加了701.37元/t,增長率達到10.9%。因此銅鉛鋅協同冶煉將是提升有色固廢資源化經濟效益的最佳途徑。

3 不同情景生態效率綜合評價

3.1 生態效率各級評價指標分析

根據生態效率評價指標體系分析模型,得到生態效率綜合評價指標的基本權重及不同情景下二級指標對應的標準值,如表4所示。

表4 生態效率評價指標值

根據公式(1)—(4)及各級評價指標基本權重、標準值結果,得到鋅冶煉固廢三種不同協同處理模式下的一、二級指標生態效率評價值,如圖7所示。

圖7 不同情景生態效率一、二級指標評價值

單位產品原料消耗等12項二級指標結果分析已在本研究第二部分進行詳細論述。另外,從資源能耗、環境風險、物質循環、經濟效益4項一級指標結果來看,由于情景1是基于傳統的鋅冶煉工藝,消耗的原輔料和能源物料質量相對較低,其相應的大氣與水體環境特征污染物的排放量也相對較低,因此在資源能耗和環境風險評估方面的指標值也相對較高,分別達到0.0746和0.1208。而情景2由于增加了“揮發窯-多膛爐”固廢資源化工藝,相應的輔料和能源物質投入增多,相比于情景1,其新增的固廢,如銅渣、銅鈷渣、銀精礦以及硫酸鉛渣也未得到充分利用,且廢氣、廢水和固廢中的重金屬等污染物排放風險還大幅度增加,因此情景2資源能耗和環境風險方面的評估值分別低至0.0381和0.0711。而情景3在情景2基礎上又新增鋅-銅、鋅-鉛固廢協同資源化工藝,在基本不增加原輔料和能源物質消耗基礎上,既充分回收利用了情景2新增的4種固廢,還大幅降低了其重金屬等毒害組分造成的環境風險,因此在資源能耗和環境風險方面的評估值較情景2又基本提升到了情景1的水準,分別達到0.0777和0.0844。

在物質循環和經濟效益兩項指標層面上,情景2通過增加“揮發窯-多膛爐”固廢資源化工藝回收了Zn、Cd、Ag等大量有價金屬,兩項指標相較情景1分別提升了306.1%和144.2%；情景3通過增加鋅-銅、鋅-鉛固廢協同資源化工藝繼續回收了Cu、Pb、Zn等有價金屬,兩項指標較情景2又分別提升了21.1%和29.2%。因此,在鋅冶煉固廢內部循環利用基礎上繼續強化銅鉛鋅基地內不同冶煉固廢的協同冶煉,消納園區內堆存的大量固廢,即回收了其中的有價金屬元素,減少原輔料的消耗使用,降低生產成本,又削減了固廢末端處理的成本開支,達到了有色冶煉降本增效的最優目標。

3.2 生態效率綜合評價指數分析

綜合各級評價指標數據結果,同時考慮不同情景的生態效率評價指標之間存在多樣權衡關系,計算得出不同情景模式下的生態效率綜合評價指數,如圖8所示。

圖8 不同情景生態效率綜合評價指數

可以看出,情景3固廢協同利用模式綜合評價指數達0.2246,生態效率最優,相較于情景2固廢內部循環模式提升近25.5%,而情景1固廢直接處理模式的生態效率綜合評價指數最低,僅為0.0543。綜合來看,情景3由于新增“銅鉛鋅綜合冶煉固廢協同資源化處理工藝”,有利于工業園區內部企業之間固廢的協同轉化。其中,鋅冶煉系統所產出的鉛渣、浮選銀精礦及銅渣等均可就近轉運,減少運輸損耗成本,同時優化了生產要素,提高投入性資源的利用率,減少冗余量,降低園區內三廢污染物的排放,提高了固廢中Cu、Pb、Zn、Cd、In有價金屬元素的回收利用率,降低了固廢中Cd、Hg、As等毒害元素的區域環境釋放風險。

4 結論

本研究結合物質投入產出分析法、層次分析法與熵值法構建了銅鉛鋅基地固廢綜合利用生態效率評價方法與指標體系,探究了直接處理、內部循環和協同利用三種不同鋅冶煉固廢處置情景模式下的生態效率對比情況。生態效率二級指標評價結果表明:從情景1到情景3,在原料鋅精礦消耗量不變的前提下,輔料消耗與新鮮水耗均呈略微遞增趨勢,總能耗與單位產品能耗情景2和情景3則顯著高于情景1,分別增加了近89.1%和79.7%。與此同時,在廢水廢氣排放方面,情景2和情景3與情景1相比,雖然重金屬及氟氯離子污染物排放含量略微增長,但在固廢環境風險上,遞減效益顯著。其中,情景2對鋅冶煉活性炭渣、鈣鎂渣、高鎘渣及尾礦渣等近28.3萬t/a的固廢進行了綜合回收,固廢綜合回收利用率高達90.7%,同時節省了危廢處置成本近50000萬元/a。在此基礎上,情景3又進一步回收了固廢中的Cu、Zn、Pb三種有價金屬,金屬總回收率達到97.2%,主要資源產出率也高出情景210.9%。

三種情景模式綜合生態效率評價結果表明:情景3即銅鉛鋅基地協同冶煉模式下,鋅冶煉系統固廢綜合利用生態效率最佳,生態效率綜合評估值達到0.2246,與情景2相比更具經濟與環境優勢；與情景1相比,情景3雖然在物料能源消耗與區域大氣環境毒害風險兩個方面有所增加,但其綜合物質能耗和環境風險仍和情景1基本維持在同一水平上,并且在固廢二次資源綜合利用和經濟效益方面優勢更加明顯。

總體來看,鋅冶煉系統生態效率的提升得益于企業產出的固廢處置效率和規模提升的綜合作用,考慮到鋅冶煉實際生產情況,增強其與基地內銅、鉛系統間協同轉化,提高資源利用效率,減少資源能源消耗和環境污染排放,增強固廢消納與物質轉換能力是實現企業清潔生產目標的重要舉措,也是提高銅鉛鋅基地或園區生態效率的最佳策略途徑。因此,濕法煉鋅企業在今后發展過程中,應充分認識到與其所在區域或工業園區內固廢協同利用一體化的重要性,加大對協同工業園區的投入,鼓勵大宗固廢區域內及區域之間協同消納,實現原生產業與綜合回收利用產業之間的協同發展。