水泥窯協同處置技術在土壤修復中的應用進展

郭寶蔓，黃 旋,2，顧愛良,2，曾躍春,2，劉志陽，臧常娟，郭 都

（1.江蘇大地益源環境修復有限公司，江蘇 南京 210012；2.江蘇省(大地益源)污染場地治理工程技術研究中心，江蘇 南京 210012）

0 引言

2014年環境狀況公報結果顯示，重污染企業用地及工業廢棄地的土壤超標率分別為36.3%，34.9%，土壤環境問題突出。自2016年《土壤污染防治行動計劃》、2018年《土壤污染防治法》以及后續的行業法規標準體系的建設實施、行業規范管理政策的完善以及污染防治資金的支持，極大推動了污染場地修復行業發展，修復工程規模及數量呈爆發式增長。2019年～2020年修復項目分別達到354，668，770個，年修復金額均在百億左右[1-3]。從修復技術上看，十三五期間固化穩定化、化學氧化、熱脫附、土壤淋洗等技術應用發展迅速，成為土壤修復的主流技術[2-3]。但由于土壤污染具有復雜性、累積性、不均勻性等特點，土壤問題依然嚴峻[4]。一方面我國快速的城市化進程導致了污染場地開發建設的緊迫性，修復工期小于半年的項目比例高達58.3%；另一方面修復后土壤污染物殘留問題及再利用環境評估程序的復雜性，造成了修復后土壤再利用過程存在較多的限制[5-7]。

水泥窯協同處置技術可使污染土壤從場地內快速移除，消除后期風險，加速地塊的開發利用。2014年～2019年，我國水泥窯協同處置技術的應用比例僅為6%[8]，2020年底，水泥窯協同處置技術的應用比例增至20%[9]。2021年在江蘇、浙江等省，水泥窯協同處置的項目數量占比超過50%，處理土壤量近百萬方[3]。部分地區出臺水泥窯協同處置的利好引導及政策，如：四川省“十四五”土壤污染防治規劃中，明確提出鼓勵水泥窯協同處置污染土壤；重慶當地組織實施水泥窯等工業爐窯處置污染土壤能力建設和設施改造項目，推動提升污染土壤終端處置能力。

目前，關于污染土壤水泥窯協同處置技術的綜述性研究相對較少，為此通過研究國內相關工程實例，系統綜述了水泥窯協同處置技術在土壤修復行業中的應用分析、應用優勢及存在的問題，對土壤水泥窯協同處置技術的前景進行了展望，為土壤修復的研究及工程應用提供有益參考。

1 在土壤修復行業中的應用分析

水泥窯協同處置技術是指將滿足或經過預處置后滿足入窯要求的污染土壤投入水泥窯，通過窯內高溫焚燒及水泥熟料礦物化過程，大部分重金屬被固化在熟料的晶格里，有機物被徹底分解生成CO2和H2O，水泥熟料生產的同時實現土壤的無害化處置[10]。水泥窯協同處置污染土壤種類包括重金屬及有機物（揮發性有機物、半揮發性有機物及農藥類等）。據統計，水泥窯處置的污染物共64種，其中50種屬于GB 36600—2018規定的污染物，因此，多應用于重金屬、半揮發性有機物及農藥類的治理。統計的96個水泥窯協同處置應用案例（除去未統計到污染物的3個）中，20.4%應用于重金屬污染土壤，33.3%應用于半揮發性有機污染土壤，46.2%應用于重金屬/半揮發性有機物（或重金屬/半揮發性有機物與氟化物、氰化物）的復合污染土壤[7]。

部分典型水泥窯協同處置工程案例參數見表1。由表1可知，水泥窯協同處置的關鍵參數包括：投加量、投加位置、產品質量及尾氣排放?？刂仆都恿康哪康氖遣桓淖冊系闹饕煞?，滿足對重金屬等組分的進料要求，保證水泥窯運行工況穩定、水泥產品質量及尾氣達標排放。投加位置與污染物種類及性質有關，有機污染土壤從窯尾高溫段（包括窯尾段分解爐底部、分解爐下部煙室處及分解爐上升煙道）投加，重金屬污染土壤（汞除外）從生料配料系統投加。水泥產品質量檢測指標包括：化學成分、物理性能、重金屬含量、浸出濃度。尾氣排放指標中除顆粒物、酸性氣體外，需重點關注重金屬及有機污染物、二噁英的含量。

表1 水泥窯協同處置污染土壤工程案例參數

續表

1.1 投加量

投加量隨污染物種類、濃度及水泥窯運行工況等因素變化。YANG L Y等[11]研究采用6 000 t/d的水泥熟料生產線處置DDT污染土壤（質量分數為45 mg/kg），生料投加量為316.3 t/h，當土壤投加量為20 t/h時，不會增加環境風險，且運行工況穩定；LI Y Q等[12]研究采用5 570 t/d水泥生產線處置DDT/HCHs污染土壤（質量分數分別為243～429，37.9～60.6 mg/kg），當入窯投加量為12～14 t/h時（生料進料速率為365 t/h），可最大限度符合原料組成要求；周玲莉等[13]采用2 500 t/d新型干法水泥熟料生產線工藝治理POPs污染土壤，進料比例為1.6%～2.0%，投加量為62.5 t/d，煙氣排放及水泥產品質量均達標。利用4 800 t/d水泥熟料生產線處置重金屬污染土壤時，在不改變原材料、保證生產質量的前提下，處置量控制在300 t/d較合適[16]。歐陽黃鸝[17]采用5 000 t/d新型干法水泥生產線處置復合污染土壤，投加量為28～30 t/h，尾氣排放可達到標準要求。

投加量對水泥產品中重金屬濃度、尾氣排放有一定的影響。羅旭等[16]研究在不同污染土壤摻量下水泥產品質量的變化，在50～600 t/d的投加量條件下，熟料中重金屬濃度隨投加量的增加而增大，但浸出濃度變化不大。CHANG J S等[18]采用重金屬污染土壤替代粘土進行水泥窯協同處置，投加比例為而投加比例為7.6%時，水泥粉重金屬的浸出濃度超標。LI Y Q[19]等發現，當固體廢物的投加量≤1 t/h時，尾氣、窯灰及熟料中均未檢出DDT，但當投加量大于1 t/h時，尾氣及窯灰中均檢出DDT。因此，對于污染土壤處置，除控制重金屬的進料濃度外，還應控制有機污染物的投加量。

1.2 投加位置

投加位置對投加量有一定的限制，不同污染類型土壤的平均投加量也不同。重金屬污染土壤從生料配料系統投加，平均投加比為6%。有機污染、復合污染土壤從窯尾高溫段投加，較高的溫度及較長的停留時間可以防止污染物直接揮發至煙氣中，確保尾氣達標排放，其平均投加比例分別為3%，4%[7]。

投加量、投加位置是處置污染土壤的關鍵前端條件；水泥產品質量、尾氣排放是檢驗處置效果的重要指標，各關鍵參數之間的關系見圖1。

圖1 水泥窯協同處置技術各關鍵參數間的影響關系

1.3 應用的技術規范及標準

水泥窯協同處置技術標準較全面，預處理、進料濃度、投加位置、煙氣排放及水泥產品各個方面均有相應規范，處置過程中應用的技術規范及標準見圖2。由圖2可知，污染土壤運至水泥廠后堆放至暫存場地內，土壤貯存、預處置過程中的廢氣可導入水泥窯高溫焚燒，或經預處理后達到大氣排放標準。土壤投加比需滿足HJ 662—2013規范要求，重金屬含量可參考GB 30760—2014中的推薦限值。尾氣中顆粒物、二氧化硫、氮氧化物、氟化物排放濃度需滿足GB 4915—2013標準；氯化氫、氟化氫、重金屬及二噁英排放濃度需滿足GB 30485—2013標準。水泥產品物理性能指標參考GB 175—2017與GB/T 21372—2008標準；重金屬含量及浸出濃度需滿足GB 30760—2014標準。

圖2 水泥窯協同處置過程中應用的技術規范及標準

2 在土壤修復行業中的優勢

目前，廣泛用于重金屬污染土壤的修復技術主要包括固化穩定化和淋洗技術。固化穩定化屬于風險管控類技術，無法降低重金屬總量，且需開展后期監測，不適用于以總量為修復目標或開發建設急迫的地塊修復；淋洗技術可降低重金屬總量，但是對土質要求較高，不具廣泛適用性。有機污染土壤修復技術主要包括化學氧化及熱脫附技術，化學氧化技術對于高沸點、高濃度、結構復雜的污染物，需增加藥劑量，且中間反應產物及其性質有待明確；熱脫附技術需提高加熱溫度、增大能源消耗、升級配套設備，面臨二次污染及投入成本的問題。大量的化學藥劑及較高的加熱溫度，改變土壤理化性質及生態環境，殘留污染物及藥劑可能會引起二次污染，對再利用的環境造成一定影響[20-21]。如，過硫酸鹽修復后的土壤，殘留的過硫酸鹽、硫酸根會對建筑材料產生一定的腐蝕[22]，不適合作為建筑用土。而對于重金屬及有機物復合污染土壤，需進行2道修復工序，增加修復時間及成本。綜上所述，由于重金屬污染物難以減量，半揮發性有機物較難揮發、難以徹底降解，復合污染修復的繁瑣復雜性等特點，上述主流修復技術的應用均受到一定的限制。

水泥窯協同處置過程中物料燒成溫度約1450℃，可使有機物徹底分解，重金屬得到固化并穩定留存于熟料礦物中；水泥窯旋轉筒體長、傾斜度小、旋轉速度低，增加了物料及氣體的停留時間，有效遏制二噁英的產生，防止二次污染發生[23]。水泥窯協同處置技術可同時處置重金屬及有機污染土壤，且修復效果徹底，無污染殘留，消除地塊后期安全隱患；施工時間短，可為地塊移除污染名錄及開發建設爭取時間[7,9]。

水泥窯協同處置可帶來一定的經濟效益。處置1萬t污染土壤，含水率按20%計，損失按5%計，則有效轉化為水泥的量為0.75萬t，該部分污染土壤產生的水泥售價可達到412.5～513萬元[24]。污染土壤的加入降低了生料材料的成本，污染土壤的添加量為4%時，材料成本下降約1.71元/t生料[25]，水泥廠接收處置1萬t污染土壤的收入為660萬元。因此,處置1萬噸的污染土壤，水泥廠獲得的產品收入、原料節約費用及業務銷售收入可達到1 113.1～1 213.6萬元。

3 水泥窯協同處置技術存在的問題

3.1 投加量小

由上述分析可知，水泥窯協同處置投加量較小，限制了處置能力。如產能5 000 t/d左右的水泥生產線，土壤處置能力不超過400 t/d，并隨污染物濃度的增大而減小，對于處置規模大且工期緊張的項目，需委托多家水泥廠進行處置。以安徽合肥某鋼鐵廠某片區土壤修復為例，水泥窯協同處置污染土壤方量約10萬m3，該工序的處置工期僅200 d，需委托10余家水泥廠進行處置。針對大規模的修復項目，若污染場地周邊水泥廠數量較少，該技術實際應用則具有一定的困難。

3.2 缺少有機物標準

水泥窯協同處置過程中，進料濃度、尾氣排放及水泥熟料中缺少有機物的標準限值。有機污染土壤從生料磨投加，將導致污染物在進入高溫焚燒區之前揮發，無法被徹底破壞分解。YAN D H等[26]研究表明，即使將DDT污染土壤從窯尾煙氣室（950～1 050℃）投加，在煙氣、水泥熟料及窯灰內也均有DDT殘留；LI Y Q等[19]采用水泥窯協同處置DDT固體廢物，尾氣及窯灰中均檢測出DDT，說明部分DDT并未能被徹底破壞分解。LI Y Q等[12]處置DDT/HCH污染土壤，在窯灰中檢出HCH，在尾氣中檢出苯及VOCs。但尾氣排放標準中除二噁英外，缺少其他有機物排放標準；水泥熟料僅有重金屬含量限值，缺少有機物濃度標準。YANG L Y等[11]研究水泥窯協同處置DDT污染土壤，在窯尾煙氣、水泥熟料及窯灰中均檢測出二噁英。由于袋式除塵器溫度較低（200～450℃）有利于二噁英的形成，在窯灰中比例最高，窯灰后續可能會直接與水泥熟料混合，增加水泥產品中二噁英的安全風險。

3.3 重金屬固化效果無法驗證

水泥窯協同處置過程中，重金屬污染物的固定機理主要包括晶體固溶和水泥水化反應固化。對于高揮發性重金屬（如鉛、鎘、汞等）會揮發進入煙氣中被捕集進窯灰，窯灰返回回轉窯或直接與水泥熟料混合，構成水泥產品的組成部分[27]。重金屬污染物總量未減少，其濃度降低可能是與其他原料混合后被稀釋造成，目前，對水泥在使用過程中重金屬的長期浸出行為缺少深入研究，固化的穩定持久性仍然有待驗證[28]。

3.4 監管體系有待完善

該技術為異地處置技術，需加強土方外運、接收及處置過程的監管。在土壤外運過程中，需落實外運及接收過程臺賬管理，制定嚴格的噪聲、廢水、揚塵及土壤二次污染防護措施。如，水泥廠暫存場地應完善防滲措施、配備尾氣處理設備，防止揚塵異味；對重金屬及有機污染土壤應分區暫存，明確區域標識；如實記錄污染土壤處置日期、時間及方量，建立處置臺賬記錄表；嚴格控制投加質量比，確保有機污染土壤從窯尾高溫段投加；加強回轉窯尾氣及水泥廠周邊環境的監測，避免處置過程造成二次污染；加強水泥熟料監測，保證水泥質量。水泥廠可建設數字智能化系統，隨時監控各批次土壤處置的各個環節，保存完整記錄及影像資料，便于后期“回頭看”。同時盡快落實處置過程的監管制度及要求，堅決杜絕水泥廠的粗放式管理造成治理效果不徹底及污染擴散。然而對于上述要求，目前仍缺少相關的法律、法規及政策文件，易造成某些水泥廠的粗放式管理。

4 結論與展望

（1）國內面臨土壤污染情況復雜、修復任務繁重、修復時間緊迫及修復后土壤的再利用存在較多的限制等問題。水泥窯協同處置技術適用范圍廣、修復快速且效果徹底，有助于污染地塊盡快移出污染名錄，加快后續開發建設，并保證地塊的長期安全性；同時產生可觀收益，廣泛應用于污染土壤修復。

（2）水泥窯協同處置關鍵參數包括投加量、投加位置、產品質量及尾氣排放。各關鍵參數存在一定的聯系：投加量影響產品質量及尾氣排放；投加位置限制投加量、影響尾氣排放。

（3）水泥窯協同處置技術在應用中存在污染土壤投加量小、協同處置能力受到一定限制，缺少進料、尾氣排放（二噁英除外）及水泥產品中有機物濃度的標準限值，部分有機物未被徹底分解，重金屬固化的穩定持久性有待驗證等問題。

（4）水泥窯協同處置過程需加強土方外運、儲存及處置等環節的監管，嚴格落實臺賬制度及環境保護措施，建設數字化智能監控系統，使污染土壤處置過程形成完整的閉環，并需進一步完善監管政策。

（5）修復后土壤再利用仍缺乏相關技術規范及制度支持，對于工期緊張、污染情況復雜的場地，在短期內，水泥窯協同處置技術仍會成為優先考慮的修復技術，處置土壤規模及數量將進一步增加。然而水泥行業是碳排放的重點行業，在碳排放與碳中和目標的背景下，水泥廠加強產能控制，可能會減少土壤處置規模；粘土作為不可再生資源，在水泥生產過程中應盡量減少消耗。因此從長遠發展看，應盡快構建土壤再利用的管理流程、技術規范及制度政策，為土壤的安全利用提供保障。