王荔, 鐘日鋼, 陳德珍, 等. 生活垃圾焚燒爐應急處置醫(yī)療廢物對爐渣和煙氣排放影響研究[J]. 環(huán)境衛(wèi)生工程, 2021, 29(6): 1-7.
WANG L, ZHONG R G, CHEN D Z, et al. Study on the effect of emergency disposal of medical wastes in MSW on bottom ash and flue gas emissions[J]. Environmental Sanitation Engineering, 2021, 29(6): 1-7.
醫(yī)療廢物可能含有更高濃度的氯和重金屬，實際摻入焚燒爐的比例如何確定才能滿足排放達標且焚燒爐渣的利用不受影響？目前的相關規(guī)范并沒有給出比例以指導實際操作。此外醫(yī)療廢物可能攜帶傳染病毒等，應急處置仍存在操作和管理上的風險。因此，本研究在做好源頭管控、防疫安全、全流程監(jiān)管等基礎上，從確保人身、設施以及生態(tài)環(huán)境的安全角度出發(fā)，進行了生活垃圾焚燒爐摻燒醫(yī)療廢物的應急處置現場試驗，從實際操作中獲得真實的參數來確定合理的摻入比例，用以指導實際工作。
對生活垃圾焚燒爐中摻燒醫(yī)療廢物進行了試驗研究，對比分析摻燒0~4%（wt）的不同比例的醫(yī)療廢物對焚燒爐運行工況的影響，尤其是對爐渣中重金屬的浸出特性和煙氣污染物排放的影響，以確定合適的摻燒比例。研究結果表明：醫(yī)療廢物的摻燒量≤4%（wt）的生活垃圾焚燒量時，醫(yī)療廢物在垃圾焚燒爐中的應急處置不會對焚燒爐的溫度、爐渣的重金屬浸出及煙氣排放指標造成明顯的影響。
生活垃圾的采樣均按照CJ/T 313—2009生活垃圾采樣和分析方法進行，取樣點在垃圾池。醫(yī)療廢物主要來自社康醫(yī)院垃圾池中一固定區(qū)域，在與生活垃圾混合前取樣，因試驗在新冠疫情期間進行，為安全起見，所取的醫(yī)療廢物樣品先稱質量后，再通過高壓蒸汽滅菌，然后再進行分析。表1和表2給出了試驗期間某次取樣得到的醫(yī)療廢物和生活垃圾的組成與性質。
本研究在深圳某垃圾焚燒發(fā)電廠進行試驗，該焚燒廠采用深能環(huán)?！猄EGHERS往復爐排爐，單臺容量225 t/d，共2臺。余熱鍋爐額定蒸發(fā)量為18 t/h，額定蒸汽參數4.0 MPa/400 ℃, 配備1臺6.5 MW汽輪發(fā)電機組。煙氣凈化處理工藝采用SNCR+半干式反應塔+干法脫酸+活性炭噴射+布袋除塵系統(tǒng)+SCR脫硝工藝, 滿足比歐盟標準更為嚴格的深圳地方標準SZDB/Z 233—2017深圳市生活垃圾處理設施運營規(guī)范。摻燒試驗在其中2#爐上進行。
參考疫情期間生活垃圾焚燒處理的有關報道，醫(yī)療廢物摻燒時直送焚燒廠并通過專用進料門卸料，卸料后在垃圾池的一個固定區(qū)域，根據設定的比例取相應量的生活垃圾，用稱量抓斗將醫(yī)療廢物和生活垃圾充分攪拌混合，此時醫(yī)療廢物仍未破袋，然后投入垃圾焚燒爐的料斗，通過本方式保證試驗期間摻燒比例為設定值。試驗在焚燒爐額定條件下進行，設置3個醫(yī)療廢物摻燒比例，即醫(yī)療廢物占生活垃圾的2%、3%和4%（wt），每個試驗工況持續(xù)至少2 d，保證所取的底渣樣是該應急處置工況的渣樣。在試驗期間保證鍋爐出力不變，因而爐子的熱負荷也基本不變, 根據生活垃圾測試的熱值和兩種垃圾的進料量，可計算出醫(yī)療垃圾的熱值。
為保證所取渣樣是焚燒醫(yī)療廢物摻燒后的渣樣，爐渣的取樣在混合垃圾入爐4 h之后再在出渣機上取樣，取樣按照CJ/T 531—2018生活垃圾焚燒灰渣取樣制樣與檢測進行。每個摻燒比例所取爐渣樣品為8個，運行中間隔4 h取樣，4個比例（含0比例）共32個爐渣樣品。隨后爐渣樣品按照HJ/T 299—2007固體廢物 浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法進行毒性浸出測試。爐渣熱灼減率測定按照HJ 1024—2019固體廢物 熱灼減率的測定 重量法進行。煙氣排放數據逐時記錄，取小時平均值。利用單因素方差分析（one-way ANOVA）即F檢驗，分析醫(yī)廢摻燒量對爐渣重金屬浸出濃度是否有顯著性影響，關注多重比較表中顯著性水平P，P≤0.01表示具有極顯著性差異，P在0.01~0.05表示數據具有顯著性差異，P≥0.05表示數據之間沒有顯著差異。煙氣排放的數據為試驗時段排放的平均值，同樣進行顯著性分析。
這里主要關注醫(yī)療廢物摻燒對焚燒爐爐膛溫度和焚燒處理量的影響。圖1給出每個摻燒比例前后的爐膛溫度和脫硝劑用量的逐時變化。其中摻燒比例為2%和3%（wt）時，前12 h為日常運行情況，后12 h為摻燒后的代表性工況；摻燒比例為4%（wt）時，前8 h為日常運行情況，后8 h為摻燒后的代表性工況。將上述逐時溫度按照不同醫(yī)療廢物添加量工況取平均值，結果見圖2，圖2同時給出了實際的入爐垃圾焚燒量?？梢?，日常運行爐膛內溫度較高，平均可達982.72 ℃，在摻燒醫(yī)療廢物后爐膛溫度略有降低，這可能是由于供風量隨著醫(yī)療廢物摻燒比例的增加而增大引起的變化，但是不同摻燒比例下運行溫度變化不大，無顯著性差異，總體上運行溫度在正常波動范圍內，并高于850 ℃。
由圖2還可以看出，日常運行入爐焚燒量較高，平均可達8.772 5 t/h，摻燒醫(yī)療廢物后入爐焚燒量略有降低，這是因為運行中保持鍋爐出力不變，因而熱負荷基本不變，而醫(yī)療廢物的熱值高（表1），因此摻燒后機械負荷有所降低。2%摻燒比例條件下焚燒量變化不大，僅降低1.4%；摻入3%、4%醫(yī)療廢物后，入爐焚燒量分別降低6.6%、6.7%。顯著性分析表明，摻燒條件下，處理量變化的顯著性P＜0.05，說明摻入醫(yī)療廢物對入爐焚燒量有一定的影響，即摻入3%和4%的醫(yī)療廢物時，垃圾的焚燒量有所下降，以保證熱負荷不變。因為機械負荷降低，爐排阻力有所降低，因此通風量有所提升，造成溫度有所下降。 表3給出了不同醫(yī)療廢物摻燒比例的爐渣平均熱灼減率。
如表3所示，日常焚燒生活垃圾爐渣平均熱灼減率為2.56%，而摻燒醫(yī)療廢物的爐渣范圍是2.18%~2.43%，較原爐渣略有下降，這是因為醫(yī)療廢物熱值較高，可促進爐渣中的碳燃盡。
圖3（a）表示了不同比例摻雜醫(yī)療廢物爐渣含量較多的重金屬浸出情況，可見醫(yī)療廢物的摻入對Cu和Ba的浸出影響較為明顯，隨著醫(yī)療廢物摻入比例的增加，Cu的浸出量明顯降低，從1.6 mg/L降低到0.33 mg/L。Ba浸出量降低的趨勢更加明顯，從12.82 mg/L降低到0.64~0.89 mg/L，這是由于生活垃圾成分復雜，分類不夠徹底時，部分灰土、玻璃、磚瓦陶瓷、金屬類垃圾等成分會嚴重影響爐渣中的Ba元素含量，但是醫(yī)療廢物中并不存在這些組分，因此Ba的浸出濃度降低明顯。摻燒醫(yī)療廢物后爐渣中Zn的含量與原爐渣比也有所降低，但不同醫(yī)廢摻燒比例下的Zn含量變化不大，在0.1~0.2 mg/L范圍波動。Long等研究了中國城市垃圾中重金屬的分布，指出廚余、灰渣、塑料以及紙張占垃圾總量的55.1%~99.5%，并且這幾種垃圾組分中的Cu及Zn含量分別占垃圾總量的 76.3%和 82.3%。醫(yī)療廢物這些組分相對較少，所以Cu和Zn的含量略有降低。摻入醫(yī)療廢物混燒后，其他重金屬浸出濃度相對較少，并無明顯變化。爐渣中含量較多的重金屬，含量高低依次為：Ba＞Zn＞Cu。但是其浸出濃度遠遠低于GB 5085.3—2007危險廢物鑒別標準 浸出毒性鑒別的限值。
圖3（b） 顯示了爐渣中浸出濃度較少的6種重金屬，未檢出的重金屬含量在統(tǒng)計時按檢出限的 1/2進行處理，除了Cr6+之外，生活垃圾摻入醫(yī)療廢物摻燒后爐渣重金屬含量少且變化基本不大，部分尚未達到檢出限。根據醫(yī)療廢物焚燒處理的要求，一般將醫(yī)療廢物分為含氯塑料、非含氯塑料、橡膠、織物、紙類、棉竹、玻璃、金屬及其他９類。塑料可以使醫(yī)療廢物具有較高的熱值，便于焚燒爐的焚燒處理。醫(yī)療廢物摻入比例較少時Cr6+含量基本不變，隨著醫(yī)療廢物摻入比例的增加，Cr6+的浸出濃度有所提高，這一方面是因為Cr6+可能由醫(yī)療廢物帶入，另一方面醫(yī)療廢物的高熱值有利于促進焚燒完全進行，同時醫(yī)療廢物摻燒量對焚燒爐運行工況的影響小節(jié)中所述的通風量上升引起氧化性氣氛加強，在氧氣供應充足的條件下促進了Cr的氧化，爐渣中Cr6+濃度可能有所增加。 生活垃圾焚燒爐渣中重金屬的含量波動很大，關于醫(yī)療廢物單獨焚燒爐渣中重金屬的零星研究顯示，醫(yī)療廢物焚燒爐渣的重金屬含量在垃圾焚燒底渣的含量范圍之內。圖3和表4顯示醫(yī)療廢物摻燒后爐渣的重金屬浸出濃度處于其他焚燒廠僅焚燒生活垃圾獲得的爐渣重金屬浸出濃度范圍內。顯著性分析表明：不同比例的醫(yī)療廢物摻燒后主要對于生活垃圾焚燒爐渣中重金屬Cu、Zn、Pb、Ba、Cr6+和As的浸出濃度有影響，對于其他重金屬的浸出并無明顯影響；而且除Cr6+外其他重金屬浸出濃度反而下降。對于Cr6+，摻燒比為2%時與未摻燒無顯著性差異，摻燒比增加到3%和4%時，Cr6+的浸出濃度雖然上升，但是也遠遠低于限值5 mg/L。故摻燒醫(yī)療廢物對生活垃圾焚燒爐渣重金屬浸出特性總體上沒有顯著的影響。
爐渣主要用于建筑材料，摻燒4%及以下的醫(yī)療廢物，從重金屬的浸出來看基本上不影響其用途。因此巴塞爾公約也推薦醫(yī)療廢物可在生活垃圾焚燒爐中應急處置。 不同醫(yī)療廢物摻燒比例下CO排放情況見圖4。
由圖4可以看出，生活垃圾日常運行熱處理焚燒煙氣中CO本身含量較低，平均為1.72 mg/m3，遠低于排放標準的限值。摻燒醫(yī)療廢物后煙氣中CO含量顯著升高，當摻燒比例為3%時，CO平均含量達13.78 mg/m3，是日常運行工況下的8倍，但是仍然遠低于標準值，其上偏差雖然有7.33 mg/m3，但是仍低于排放限值。2%和4%的摻燒比例下，煙氣中CO的含量增加，分別是日常運行條件下的3.8倍和2.2倍，但是明顯低于摻燒比例為3%的工況。顯著性分析發(fā)現P＜0.05，說明摻燒醫(yī)療廢物對焚燒煙氣中CO含量有明顯影響，且呈現增加的趨勢。這是因為醫(yī)療廢物的熱值偏高，即使在供風相應地調整前提下，可能會因為局部熱負荷高、在高溫區(qū)停留時間縮短而引起CO升高。 醫(yī)療廢物的Cl典型含量為1.1%~2.1%，而生活垃圾在0.2%~0.8%的水平。但是表2中數據顯示醫(yī)療廢物的Cl含量雖然偏高，但是未達到上述水平，這可能與醫(yī)療廢物的來源及取樣有關。由圖5可以看出，日常運行焚燒煙氣中HCl平均含量為3.32 mg/m3，在生活垃圾中摻燒醫(yī)療廢物后煙氣中HCl含量略有降低，這可能是因為進料波動引起的。在2%摻燒比例下煙氣中HCl含量變化不大，僅為3.30 mg/m3，基本與日常運行條件下的含量持平，但是石灰投加量有所增加，如圖6所示。摻燒比例為3%和4%時，HCl濃度反而降低明顯，對應地石灰的消耗量也有所降低，這可能與生活垃圾的組分波動有關，因為摻燒試驗時間長達8 d，生活垃圾組分和醫(yī)療廢物組分均可能出現變化，也說明垃圾組分本身的波動可能掩蓋小比例的醫(yī)療廢物摻燒的影響。
圖5顯示，日常運行生活垃圾焚燒煙氣中SO2濃度本身有所波動，但是水平很低，平均含量為5.27 mg/m3，遠低于排放限值。摻燒醫(yī)療廢物后，與HCl相比，盡管變化規(guī)律不完全一致，但是也呈現降低趨勢，作為酸性氣體，其變化原因與HCl類似。
圖7顯示日常運行焚燒煙氣中NOx排放量為60.18 mg/m3，完全滿足排放標準。在摻燒醫(yī)療廢物后NOx的含量總體上有微幅降低。其中2%摻燒比例降低明顯，為55.18 mg/m3，降低了8.3%，這主要因為此時系統(tǒng)的脫硝劑用量最大，見圖6。顯著性分析顯示，醫(yī)療廢物的摻燒對NOx排放影響不大，數據無顯著性差異，這是因為NOx的濃度與脫硝藥劑消耗量及溫度有對應關系，一方面圖2顯示摻燒后爐膛溫度有微弱下降，另一方面圖6顯示煙氣脫硝劑的消耗量有所增加，最終使得NOx排放水平基本穩(wěn)定。
為了指導生活垃圾焚燒爐應急處理醫(yī)療廢物的運行操作，本研究展開了在生活垃圾焚燒爐中摻燒醫(yī)療廢物的試驗研究，在摻燒比例不超過4% （wt）及維持余熱鍋爐蒸發(fā)量不變的條件下主要考察了對焚燒溫度、爐渣重金屬浸出量和煙氣排放的影響。得到了以下主要結論： 1）摻燒比例不超過4%時，爐膛溫度略有下降，但是總體平穩(wěn)。 2）摻燒比例不超過4%的情況下，焚燒爐渣重金屬浸出特性總體有所改善；但是摻燒比例為3%和4%的情況下，爐渣中Cr6+浸出濃度升高，但其總體浸出水平仍很低，單獨Cr6+的浸出上升不影響其最終處置途徑，可結合其他爐渣浸出毒性指標對爐渣的用途進一步定性。 3）摻燒醫(yī)療廢物后，CO排放有所增加但是仍然達標。酸性氣體HCl/SO2的排放濃度有所下降，NOx排放水平基本保持穩(wěn)定。
撰稿：原文作者
責任編輯：王雅楠
2017年獲得香港理工大學環(huán)境管理及工程學專業(yè)碩士學位，研究粗甘油發(fā)酵生產乳酸的可行性。2018年前往美國得州農工大學Artie McFerrin Departmentof Chemical Engineering訪學，以大氣污染擴散模型為研究方向。目前為深圳能源環(huán)保股份有限公司研究院煙氣工程師，主要從事煙氣凈化設備成套技術、生活垃圾焚燒爐協同處理多種固廢的研究工作。
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