水泥窑协同处置市政污泥技术的探索与应用

俞 刚，凌梦丹，张 俊，张后虎，赵泽华，焦少俊

（1.中国中材国际工程股份有限公司（北京），北京 100102；2.环境保护部南京环境科学研究所，江苏 南京 210042）

0 引言

近年来，随着城市人口的增加及生活污水的增多，为了改善水环境的污染状况，越来越多的污水处理厂被建立，且随着污水处理率要求的提高，市政污泥的产出量也随之不断增加。市政污泥主要来源于初沉污泥，剩余活性污泥，腐殖污泥，消化污泥和化学污泥，是由低级的有机物如氨基酸、腐植酸、细菌及其代谢产物、多环芳烃、杂环类化合物、有机硫化物、挥发性异臭物、有机氟化物等组成，污水中重金属离子约有50%以上转移到污泥中。由于污泥所具有的这些物化性质，若处置不当，容易对地下水、土壤等造成二次污染，成为环境安全和公众健康的重要威胁[1-2]。

为了做好污泥的处理处置，住房和城乡建设部联合有关部门先后制定了《城镇污水处理厂污泥处理处置及污染防治技术政策（试行）》和《城镇污水处理厂污泥处理处置技术指南（试行）》，指出了我国采用的污泥处置方式主要为土地利用、焚烧、填埋和建材利用[3]。据不完全统计，在我国目前的污泥处置方式中，焚烧及建材利用约占15%，无害化、稳定化土地利用约占10%，其余污泥未经任何无害化、稳定化处理直接排入环境[4]。为了防止造成环境污染，给市政污泥寻求解决出路，对污泥进行减量化、稳定化、无害化和资源化处置显得十分迫切。

由于污泥中含有具有潜在利用价值的有机物，可用作水泥（熟料）生产替代原料。其中水泥窑协同处置是一种利用水泥窑高温煅烧及水泥熟料矿物化高温烧结过程中实现毒害特性分解、消除、惰性化、稳定化等目的的处理方式[5]。水泥窑协同处置市政污泥作为全过程清洁的废弃物处置方式，使市政污泥处置与城市建设步伐、经济发展速度相匹配，具有节能、环保、经济等优势，是目前国际上污泥处置的一种有效手段，同时也将成为水泥产业横向发展的方向之一。

1 水泥窑协同处置的发展情况

水泥窑协同处置技术由于其经济环境效益显著，在发达国家如德国、瑞士、法国、英国、意大利、挪威、美国、加拿大、日本等得到了广泛的认可和应用，已经有30多年的历史[6-7]。如德国水泥行业替代燃料中有8%～10%来自干化后的污泥[8]；美国加利福尼亚某水泥企业采用干化污泥替代燃料比例达到12%～15%，全美有近200座污水处理厂采用焚烧方式处理污泥，占全美污泥处理总量的20%，其中6%的污泥采样协同焚烧方式处置[9]；日本大约有60%的污泥直接送入水泥窑内焚烧处置[10]。

我国的水泥窑协同处置技术起步较晚。从政策上，2014年国家发展改革委等7部门联合发布了《关于促进生产过程协同资源化处理城市垃圾及产业废弃物工作的意见》，明确提出要重点推进利用现有水泥窑协同处理危险废物的理念。从技术标准上，2010年，由住房和城乡建设部发布了GB 50634—2010《水泥窑协同处置工业废物设计规范》；2013年，由环境保护部、质检总局、国家标准委等部委相继发布了GB 30485—2013《水泥窑协同处置固体废物污染控制标准》、GB 50954—2014《水泥窑协同处置垃圾工程设计规范》等系列标准，上述标准和规范的实施将为水泥窑协同处置行业的标准化、规范化发展奠定基础[11-12]。

我国针对市政污泥水泥窑协同处置的技术可行性也进行了探索，如安徽皖维集团水泥分公司开展了利用水泥窑处理污泥的研究工作，将压滤脱水后的污泥作为一种原料，与其他原料一起配料，生产中以每台水泥窑5～6 t/h的使用量来处理污泥，实践结果表明，对生产工艺稍做调整后，在生料配料中掺入一定量的污泥，仍能保持生产稳定，熟料质量良好[13]。广州市越堡水泥有限公司在6 000 t/d生产线上新建一座日处理污泥600 t（含水率80%）的干化处置中心，将污泥干燥后作为燃料进行焚烧，焚烧残渣替代黏土做为硅质、铝质原料，使废弃物变为能源，减少在水泥生产中对黏土的使用量，符合国家发展循环经济和建设节约型社会的要求，且处置污泥后没有影响水泥熟料质量[14]。

2 水泥窑协同处置的优势

我国是水泥生产大国，2016年的水泥产量约占全世界产量的60%，具备水泥窑协同处置市政污泥的天然优势，反映出水泥窑协同处置市政污泥将会有较好的发展潜力和空间。从另一方面，利用水泥窑协同处置市政污泥对于缓解环境压力，提高市政污泥资源再生水平等也有着重要意义[15-16]。

市政污泥水泥窑协同处置是利用水泥窑高温处置污泥的一种方式。水泥的生产需要大量的原料、燃料和电力，而市政污泥恰好可以充当二次原料和二次燃料的角色。与传统的焚烧、填埋等处置方式相比，水泥窑处置有十分明显的优势。

（1）有机物彻底分解

水泥生产过程中，窑内物料温度一般高于1 450℃，气体温度则高于1 750℃，最高的地方甚至可以达到2 200℃。当污泥与水泥原料一起进入窑炉后，污泥作为燃料利用，实现了有机物的彻底分解。另外燃烧气体温度在高于1 100℃时在窑内的停留时间大于4 s，回转窑内物料呈高度湍流化状态，污泥中有害有机物能得到充分燃烧去除[17-18]。

（2）重金属固化

回转窑内的耐火砖、原料、窑皮及熟料均为碱性，可吸收SO2，从而抑制其排放。在水泥烧成过程中，污泥灰渣中的重金属能够固化在水泥熟料的晶格中，达到稳定固化效果[19]。

（3）抑制二噁英形成

水泥窑系统的热容大、温度稳定，此外窑尾的增湿塔能迅速降温，使得水泥窑在高温运行过程中产生的二噁英排放浓度远低于国家对废气排放要求的限值标准[20-21]。

（4）不产生飞灰

焚烧污泥后的废气粉尘需经窑尾布袋收尘器收集后作为水泥原料再次进入水泥回转窑内煅烧，不产生飞灰[22]。

（5）资源化效率高

污泥中的有机成分和无机成分都能得到充分利用，资源化效率高。如污泥中无机成分CaO，SiO可作为生产原料直接在水泥制备过程中加以利用。脱水后的有机成分在燃烧过程中将产生一定的热量，可抵消部分污泥中水分蒸发所需的热能，实现了污泥中热值的有效利用[23]。

（6）处理量大

水泥生产量大，需要的污泥量多。且水泥窑热容量大、工作状态稳定，处理污泥方便。

综上，市政污泥水泥窑协同处置技术，能充分利用市政污泥替代水泥生产原燃料、有效节约自然资源、能源；减少矿山开采和生产排放，节约污泥占用空间，保护生态环境，为环境安全和人民生活健康提供了重要保障；促进循环经济发展，推动水泥行业科技进步和产业结构升级调整，为国家可持续发展做出重大贡献。

3 市政污泥水泥窑协同处置的工艺流程与设计

目前，市政污泥水泥窑协同处置主要有2种方式：一种是水泥窑直接处置污泥，另一种是废气热干化污泥水泥窑协同焚烧。第1种方式是指将污泥直接运输到水泥厂，然后泵送入窑进行焚烧；第2种方式主要包括直接接触干燥和间接换热干燥工艺2种，其中直接接触干燥工艺是指完全利用生产废气干化污泥，干污泥入窑替代燃料利用；间接换热干燥工艺是指利用生产过程烟气加热，依靠换热锅炉加热导热油作为热源，采用涡流薄层干燥工艺干化污泥，干污泥入窑替代燃料利用。

针对水泥窑系统的生产特性，本文依托江苏某水泥窑协同处置企业，研究市政污泥在水泥窑处置技术中的可行性，为水泥窑协同处置市政污泥技术的优化与推广，提供一定的参考和借鉴。其中，该企业采用的是水泥窑直接处置技术，将市政污泥以5 t/h的投加量通过污泥投加车间的柱塞泵输送至分解炉，喷入高温烟气，在分解炉内被焚烧，焚烧后的灰渣与生料质量比以1∶40～1∶50的比例进入回转窑内焚烧处置。在连续投加4 h后开始每隔1 min对窑尾烟室压力、尾气中的NOx进行监测，同时对尾气中的其他一些有害物质进行了检测，另每隔5 min取样对熟料中的f-CaO，28 d抗压强度进行检测。

4 结果与讨论

4.1 市政污泥组分

检测结果表明，每次投加时的市政污泥由于在自然状态下有水的蒸发，故仅在含水率上有较大波动，一般投加时含水率范围在80%～90%；对拟投加的市政污泥进行XRF分析，干燥基成分，稍有波动，结果见表1。

表1 市政污泥干燥基成分%

4.2 对窑尾烟室压力的影响

在投加市政污泥与未投加市政污泥的2种情况下，对窑尾烟室压力进行监测，结果见图1。

图1 窑尾烟室压力监测结果

由图1可以看出，投加污泥时的窑尾烟室压力范围在-93～-287 Pa，未投加污泥时的窑尾烟室压力范围在-101～-245 Pa。相同时间时，呈现出未投加污泥时的窑尾烟室压力大于投加污泥时的窑尾烟室压力的特定，但2种状态下窑尾烟室的压力均在正常控制范围-50～-500 Pa内。统计分析结果显示，投加污泥时窑尾烟室压力明显低于未投加污泥时的压力（p=0.03，n=25），这也表明可能由于市政污泥的组分与水泥原料的组分的差异，明显降低了窑尾烟室压力。

4.3 对尾气中NOx的影响

在投加市政污泥与未投加市政污泥的2种情况下，对尾气中的NOx进行监测，结果见图2。

图2 尾气中NOx监测结果

由图2可以看出，投加污泥时的NOx质量浓度范围在197～205 mg/m3，未投加污泥时的NOx质量浓度范围在190～200 mg/m3。相同时间时，大体上是投加污泥时的NOx含量大于未投加污泥时的NOx含量。

根据GB 4915—2013《水泥工业大气污染物排放标准》和GB 30485—2013《水泥窑协同处置固体废物污染控制标准》，烟气中NOx的排放浓度限值为320 mg/m3，从图2看出，投加污泥和未投加污泥2种情况下的NOx含量均未超限值。统计分析结果表明，投加污泥时尾气中NOx的产生量明显高于未投加污泥时的压力（p＜0.01，n=25），这可能由于市政污泥中含氮的化合物组分高于水泥原料中的含氮化合物的含量，而导致了尾气中NOx的增加。这也表明，若要控制市政污泥水泥窑协同处置过程中尾气NOx的排放，需要对市政污泥做好入窑前的分析，并严格控制市政污泥的添加比例。

4.4 对尾气中其他一些有害物质的检测

在市政污泥连续投加4 h后，另对尾气中的其他一些有害物质（如：卤化物、臭气、二噁英）进行了检测，检测结果见表2。

表2 尾气中其他一些有害物质检测值

由表2可以看出，尾气中其他一些有害物质的检测值均低于限值（GB 30485—2013《水泥窑协同处置固体废物污染控制标准》、GB 14554—93《恶臭污染物排放标准》），故添加市政污泥后的排放尾气不会对环境产生严重的影响。

4.5 对熟料中的f-CaO及28 d抗压强度的影响

在投加市政污泥与未投加市政污泥的2种情况下，分别取样6次，且对熟料中的f-CaO及28 d抗压强度进行检测，结果分别见表3。

表3 熟料的f-CaO及28 d抗压强度

由表3可以看出，投加污泥和未投加污泥2种情况下产生的水泥熟料的f-CaO均满足GB/T 21372—2008《硅酸盐水泥熟料》中的限值（ω≤1.0），28 d抗压强度也均满足限值（≥52.5 MPa）。统计分析，投加污泥和未投加污泥2种情况下，熟料中f-CaO 的含量（p=0.77）和 28 d 抗压强度（p=0.15）没有明显差异，表明在现有的添加比例情况下，投加市政污泥对水泥熟料的f-CaO及28 d抗压强度等质量指标没有明显的影响。

5 结论与建议

（1）市政污泥水泥窑协同处置过程中，市政污泥的添加可能会明显影响窑尾烟室压力，并提高尾气中氮氧化物的排放量，因此需要对市政污泥做好入窑前的分析，并严格控制市政污泥的添加比例。

（2）市政污泥添加比例有效控制的情况下，投加市政污泥对水泥熟料的f-CaO及28 d抗压强度等质量指标没有明显的影响。

（3）根据GB 4915—2013《水泥工业大气污染物排放标准》、GB 30485—2013《水泥窑协同处置固体废物污染控制标准》、GB/T 21372—2008《硅酸盐水泥熟料》等标准规范，还需增加尾气和熟料中的检测因子，更加全面地分析水泥窑协同处置市政污泥的可行性。特别是由于污泥中大部分的重金属元素在熟料烧成过程中参与了熟料矿物的形成反应，已经被结合进熟料晶格中，还需使水泥熟料的重金属浸出量符合国家标准GB 5085—85《重金属工业固体废物污染控制标准》，GB 5086—85《有色金属工业固体废物浸出毒性试验方法标准》规定的要求。

（4）利用水泥窑协同处置市政污泥，在水泥熟料生产的同时实现对市政污泥的无害化处置，变污泥为资源，减少了环境负荷，在控制添加比例的条件下对水泥生产及水泥品质不产生明显的影响，因此利用水泥窑协同处置市政污泥技术值得发展和推广。

（5）考虑到水泥窑协同处置市政污泥技术的经济可行性，未来还需进行经济效益分析的探讨。