村镇小型生活垃圾热处理炉底渣的理化特性*

胡婷婷 胡雨燕 吴树桐 钱柯贞 陈德珍

(同济大学机械与能源工程学院，热能与环境工程研究所，上海 201800)

村镇生活垃圾通常指在日常生活或为日常生活提供服务的活动中产生的固体废物[1]。村镇两级居住社区人均生活垃圾产生量分别为0.5～1.0、0.4～0.9 kg/d[2]。根据第七次人口普查结果，我国乡镇级行政区人口总数为5.09亿，以人均垃圾产生量为0.75 kg/d计算，生活垃圾年产量为1.39亿t，村镇生活垃圾的治理是改善农村地区生态环境的重要组成部分[3]，随着乡村振兴战略和美丽乡村建设的实施，村镇生活垃圾处理面临挑战，也引发社会关注。

我国目前有38 498个乡镇级行政区，人口数量多且经济发展水平各异。经济发达且交通便利的村镇一般采用“村收集，镇转运，县处理”的全集中形式处理生活垃圾，部分村镇采用“镇县集中”“镇县分别集中”“村镇县协同”的生活垃圾混合处理模式[4]。但是，我国国土面积69%为山区丘陵，山区农村人口居住分散、道路交通不便，集中式治理模式的垃圾运输成本高，难以持续良性运转[5]3839。交通运输不便的欠发达地区(丘陵、山区等)，生活垃圾以随意堆放或分散处理为主[6]。分散式小型生活垃圾热处理设备，如焚烧炉、气化焚烧炉和热解炉等，具有垃圾减容减量化效果显著，投资建设费用低，选址灵活，适用范围广等优点，已在我国多地广泛存在，尤其是农村[7]。2020年《城镇生活垃圾分类和处理设施补短板强弱项实施方案》中明确指出“在生活垃圾日清运量不足300吨的地区探索开展小型生活垃圾焚烧设施试点”。该政策的出台将促进小型分散式垃圾热处理设备在更大范围内推广应用。

虽然分散式小型生活垃圾热处理设备在很大程度上能够解决村镇的生活垃圾处理问题，但由于设备容量小，工况不易稳定，运行维护缺乏规范，处理过程中产生的“三废”排放是否能稳定达到相关排放标准，缺乏大量数据的支撑。针对分散式小型生活垃圾热处理设备底渣，雷鸣等[5]3840对我国广西、云南、广东的部分农村地区处理规模在2～10 t/d的3种小型农村生活垃圾热处理炉6个底渣样本中11种重金属的浸出浓度进行分析，发现其均低于《危险废物鉴别标准 浸出毒性鉴别》(GB 5085.3—2007)限值，且易挥发的4种重金属Hg、Pb、Cd、Se在底渣中的浸出浓度均值表现出以焚烧炉、气化焚烧炉、气化热解炉的顺序递增的特征。黄超民[8]基于某气化焚烧炉，分析了两种典型生活垃圾组分(纸张和餐厨)焚烧后底渣的理化性质，发现底渣中含有一定量的水泥原料成分，如CaCO3、Al2O3、SiO2、MgO等，可作为水泥生产替代原料；其浸出毒性满足《生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB 16889—2008)限值，且生物毒性低。与已经得到广泛研究的城市生活垃圾焚烧底渣相比，关于村镇小型生活垃圾热处理设备底渣理化特性的研究尚不充分。

本研究针对不同地域村镇实际使用的5种主流生活垃圾处理工艺，即气化焚烧、气碳互补对冲燃烧、小型焚烧、热解和简易焚烧，选取了7台热处理设备进行取样，分析了10个底渣样本的热灼减率、物理组成、化学组成、晶相组成、重金属含量和浸出特性，并讨论了处理工艺、工作区域及季节对底渣理化特性的影响，为村镇生活垃圾热处理炉底渣的环境污染评价、处置和资源化利用提供数据基础。

1 材料与方法

1.1 调查对象

本研究选择了位于我国西南部及东部地区的5个村镇作为采样点，所选采样点使用的小型垃圾热处理炉包括气化焚烧炉、气碳互补对冲燃烧炉、小型焚烧炉、热解炉和简易焚烧炉共5种炉型。采样点分布、热处理设备、样品的基本信息见表1。

如图1所示，气化焚烧炉指炉体分为双燃烧室，在一燃室、二燃室中分别实现垃圾的热解气化和气体燃烧的炉型[5]3837。气碳互补对冲燃烧炉则是在气化焚烧炉的基础上，在一燃室中通过物理手段，利用炉排将干燥、碳化、热解渣燃烧过程进行分层，使向下的热解气燃烧火焰与向上的热解炭燃烧火焰对冲[9]。小型焚烧炉指配备有烟气处理系统的小型生活垃圾焚烧设备，可对炉膛热量进行烟气干燥等基础利用。简易焚烧炉则仅具有炉膛及烟囱结构，垃圾由人工送入炉膛，经燃烧后由炉排下的出渣口排渣，烟气则直接由炉膛上方的烟囱排出。热解炉则是在温度相对较低的条件下让垃圾缓慢热解，热解气经由排气口收集或处理，焦油、水蒸气及其他部分组分混合形成黏稠胶状废弃物经由废料口排出、收集及处理[10]。由表1可知气化焚烧炉一燃室设计炉温均为850 ℃；热解炉一燃室炉温为700 ℃左右，经静电除尘器处理后的烟气进入二次热解室，原理为电热解，无二次风助燃。各炉型二燃室焚烧温度均为850～1 100 ℃。

表1 样品的来源及其工艺技术

图1 热处理工艺流程及测温点位置

作为样品的底渣均在输送设备末端部位进行采集，混匀后进行物理组分的测定并以圆锥四分法进行缩分，储存于密封容器带回实验室冷藏保存，具体采样方法参考《生活垃圾焚烧灰渣取样制样与检测》(CJ/T 531—2018)。

1.2 分析方法

分析指标包括: 热灼减率、物理组成、化学组成、晶相组成、重金属含量、浸出浓度等。

底渣的物理组成分析：采用人工分拣的方式，将样品分类为玻璃、砖石、金属、未燃尽物(包括热解炭)以及混合类。首先使用 16目筛网(粒径1.25 mm)对底渣样品进行筛分，过16目筛网的部分归类为混合类。其余部分再经过人工筛选分类、称重和计算比例。

分析物理组成后的样品去除金属、玻璃和砖石，按比例配置检测样，使用球磨机对检测样进行破碎，过100目筛网(粒径140 μm)，称重后密封备用。

热灼减率依据CJ/T 531—2018进行检测；元素组成采用X射线荧光光谱(XRF，BRURER AXS SRS 3400)分析；矿物成分使用 X 射线衍射(XRD，BRUKER AXS D8-advance)，采用Cu-Kα辐射在 40 kV 的电压和 40 mA的电流下测量，以2°/min的扫描速率在10°～70°的 2θ范围扫描记录。表面形貌特征使用肖特基场发射扫描电子显微镜(SEM，FEI Nova Nano SEM 450)来分析。重金属含量按照《土壤和沉积物 金属元素总量的消解 微波消解法》(HJ/T 832—2017)，将固体样品中的重金属转移到溶液中后检测得到；重金属浸出毒性采用《固体废物 浸出毒性浸出方法 硝酸硫酸法》(HJ/T 299—2007)分析；底渣的消解液和浸出液中的重金属(As、Cd、Cr、Mn、Pb、Zn、Cu、Ni)浓度通过电感耦合等离子体发射光谱(ICP-72OES，Optima 2100DV)检测。

2 结果与分析

2.1 物理组成及热灼减率

表2为底渣的物理组成及热灼减率。底渣中58%以上是人工挑拣困难的混合类成分，占比最高可达到87.24%。不同工艺下的村镇生活垃圾热处理后的底渣物理组成存在差异，样品1、2、3所使用的是同一炉型的气化焚烧炉，样品2含有17.77%的未燃尽物，目测多是骨渣，可能是因为该样品采样点乡镇以旅游行业为主，产生的垃圾主要是厨余垃圾[11]，厨余垃圾中动物骨头焚烧未完全。该炉型采用旋转炉排，可实现底渣的破碎和自动出渣，底渣中混合类占比介于65%～69%。样品3、4来自位于同一乡镇垃圾填埋场的不同热处理设备。尽管热处理工艺有所不同但底渣组分基本相似：主要为混合类(66%左右)、未燃尽物质(15%左右)、砖石(10%左右)。样品4由于来自热解工艺，底渣的未燃尽物中发现部分热解炭，只是产量较少(7.45%)，混合类和未燃尽物表面也会附着细碎的垃圾炭，整体呈黑褐色，有明显的刺鼻性气味。ADILI等[12]研究发现，垃圾中可燃成分受热超过250 ℃后，基本没有力学强度，在外力作用下极易粉碎，本研究涉及的热解处理设备采用固定炉排，人工出渣，因此，该设备产生的底渣中也是以混合类为主，占比达到67.77%。

表2 底渣的物理组成及热灼减率1)

安徽冬季底渣样品8、10组成差距不大，不可燃物(玻璃+金属+砖石)占比约30%，夏季样品9未燃尽物是冬季的两倍左右，说明季节对村镇生活垃圾组成有一定影响，夏季是垃圾产生的高峰期且有机垃圾含量高于冬季[13]，造成底渣物理组成有一定差异。该炉型采用类似城市生活垃圾焚烧炉的往复炉排，但由于该工艺对入炉垃圾进行了破碎预处理，因此底渣中混合类组分也超过58%。

样品5来自路边小型焚烧炉，垃圾主要来源于路边，如清扫灰尘、塑料袋、落叶枯枝等，入炉前垃圾经过简单分拣，剔除了建筑垃圾、碎金属等不可燃垃圾，故焚烧后混合类占比达到86.42%。样品6来自路边露天搭建的简易焚烧炉，入炉垃圾为秸秆、玉米壳等农村产业垃圾和部分生活垃圾，未发现大量砖石、陶瓷等垃圾，该样品中混合类占比超过80%，与石炎等[14]的研究结果(生物质焚烧底渣以细小颗粒为主，在0.25～0.90 mm粒径范围内分布最多，粒径小于2 mm的颗粒质量分数达80.51%)接近。热灼减率方面，10个样品中仅4个样品满足《生活垃圾焚烧污染控制标准》(GB 18485—2014)限值(≤5%)。热解炉(样品4)和小型焚烧炉(样品5)、简易焚烧炉(样品6)底渣的热灼减率分别为37.18%、19.72%和18.81%，超标严重。3个气化焚烧炉底渣样品(样品1、2、3)有两个超标，但数值差距不大；对于气碳互补对冲燃烧炉(样品7～10)，除样品7外，其余3个样品满足标准，最小值为3.27%。热灼减率数据表明，热处理工艺对底渣的燃尽程度有显著的影响。

2.2 化学组成

村镇小型生活垃圾热处理炉底渣的化学组成见图2，将其整理后与参考文献[15]至[20]中整理得到的城市生活垃圾焚烧底渣化学组成进行对比，结果见表3。从表3可看出，城市生活垃圾焚烧底渣的主要化学成分为CaO(11.12%～39.87%)、SiO2(13.73%～61.95%)、Al2O3(6.36%～24.93%)和Fe2O3(2.73%～14.17%)，还有少量的MgO、K2O和 Na2O等，含有大量的活性矿物，属于CaO-SiO2-A12O3-Fe2O3系统。村镇生活垃圾热处理后所产生的底渣化学组成占比基本处于城市生活垃圾焚烧底渣化学组成占比范围内，ZnO、Cl、P2O5和K2O占比则明显超出城市生活垃圾焚烧底渣占比范围，磷、钾含量高是因为相比于我国城市生活垃圾中3.14%的竹木类含量[21]，村镇生活垃圾中竹木类生物质含量较高，达到13.42%[22]，而磷和钾是生物质的主要营养元素，其灰渣中通常含有较多的磷和钾[23]，从而导致村镇生活垃圾热处理炉底渣中P2O5和K2O含量较高。样品1、2、3来自同一热处理工艺、不同地域运行的设备，其化学组成中CaO和 SiO2总占比在60%左右，设备所处地域对底渣化学组成影响不大。同一地域采样的样品3、4，分别来自气化焚烧和热解工艺，尽管热处理工艺存在差异，但是底渣化学组成分布规律大抵相似，CaO占比接近40%，其次SiO2(约26%)，Fe2O3不到10%。热解炉底渣的Al2O3、Cl和K2O占比略高于气化焚烧炉底渣。来自安徽同一设备不同季节的4个底渣样品(样品7～10)中，CaO+SiO2+Fe2O3+Al2O3总占比约为73%，季节性差异不大。本研究底渣样品中Cl占比为2.95%～5.55%，略高于城市生活垃圾焚烧底渣(0.42%～3.25%)[24-26]，可能是因为所涉设备渣斗均为干式密封，而城市垃圾焚烧炉大多为湿式密封，底渣中的可溶氯多被密封水洗涤除去。总体而言，村镇小型生活垃圾热处理炉底渣的化学组成受地域、热处理工艺和季节的影响不大。

注：化学组成的占比为质量分数，表3同。

表3 村镇小型生活垃圾热处理炉底渣与城市生活垃圾焚烧底渣的化学组成

2.3 晶相组成

一般城市生活垃圾焚烧底渣中存在的主要晶相有：硅酸盐(钙黄长石、斜灰石、透辉石)、碳酸盐(方解石)、氧化物(石英、赤铁矿等)以及一些其他盐类(氯化物和硫酸盐)等[27-28]。本研究中底渣样品的XRD分析结果见图3。底渣中的最主要成分为石英和方解石，氯化物主要以石盐和钾石盐形式存在。总体来说，热处理工艺、季节、地理区域对村镇小型生活垃圾热处理炉底渣的晶相组成影响不大，且与城市生活垃圾焚烧底渣成分相似。

A—石英；B—方解石；C—镁氧；D—硅化钡；E—赤铁矿； F—铝酸三钙；G—蒙脱石；H—石盐；I—钾石盐；J—钙铝黄长石

2.4 重金属特性

2.4.1 重金属含量

10个样品重金属质量浓度见表4。由表4可知，10个样品中重金属含量平均值表现为：Zn>Cu>Mn>Cr>Ni>Pb>As>Cd。生活垃圾热处理过程中重金属的含量和迁移特性不仅仅与其物理挥发特性相关，氧化还原气氛、运行温度、氯化物、硫和其他矿物质的金属存在形态、炉型、气体速度引起的颗粒的机械夹带等因素都会影响残渣和飞灰中的重金属含量分配[29]。ZHANG等[30]研究城市生活垃圾焚烧飞灰和底渣中的重金属分布规律发现，80%以上的As、Cr、Cu和Ni，74%～94%的Zn和46%～79%的Pb都保留在底渣中。本研究中也发现Cu、Zn、Cr、Mn、Pb等难挥发的重金属在底渣中的含量相对较高，而Cd、As等易挥发的重金属含量相对较低。与城市生活垃圾焚烧底渣相比[31-37]，除了Pb和Zn之外，本研究的底渣样品其余重金属含量普遍较高，重金属污染风险高。对于同种炉型的底渣，贵州的样品(样品1)中Mn(2 072.91 mg/kg)均明显高于云南的样品(样品2、3)，这可能是因为样品1取样地区土壤Mn含量高。蒋宗宏等[38]发现，该地区存在典型的“大塘坡式”锰矿区，矿区土壤Mn平均含量是该省土壤背景值的2.56倍。除As外，样品2、3中重金属含量比较接近，样品3中的As高达393.06 mg/kg，可能因为该地区岩石中As含量高[39]，岩石风化产生的渣土进入生活垃圾。

对比来自相同地点不同热处理工艺(气化焚烧工艺和热解工艺)的样品3、4，发现不同热处理工艺对底渣中重金属含量有明显影响，样品3、4存在明显差异。两种处理工艺总体上炉内气氛不同，气化焚烧工艺(样品3)炉内氧气含量高于热解工艺(样品4)，样品3中Cu、Mn、Pb、Zn含量明显大于样品4，而Cr(989.65 mg/kg)却低于样品4(1 328.49 mg/kg)，这与YU等[40]发现的结果(还原性气氛下会促进垃圾中Cr、Cu、Pb及Zn的挥发，抑制Ni和Cd的挥发)略有不符。这是由于热解炉的实际运行温度相对低，重金属Cr形成的络合物没能得到进一步分解，Cr被固定住，从而增加了Cr在底渣中的残留量[41]。

对比不同季节的安徽样品(样品7～10)，夏季样品9中Zn、Pb、Mn、Cu明显高于其他季节。除了Cu以外，2019年冬季(样品8)和2020年冬季(样品10)底渣重金属含量总体差距不大。

样品5中As、Cd、Cr分别为676.28、193.73、2 969.58 mg/kg，含量异常高，可能是因为随着取样点附近游客数量增长，旅游活动产生的塑料袋、玻璃、布料、泡沫、石棉瓦等固体垃圾急剧增加，入炉垃圾中重金属含量高。

与GB 15618—2018中pH 为5.5～6.5 下的标准限值(见表4)相比较，底渣中除了少数样品中As、Ni、Pb含量低于标准限值外，其余重金属含量均远高于标准，甚至部分样品中的Cr和Cd远超标准中会引起农产品质量安全的管制值(Cr：850 mg/kg，Cd：2.0 mg/kg)，说明这些底渣如果进入到农业土壤中会引起重金属污染问题，因此应避免将其直接暴露于农产品生产环节。

2.4.2 重金属浸出特性

表5为底渣的重金属浸出质量浓度。采用硫酸/硝酸浸提时，半数以上样品可检测到Cr、Zn、Mn和Pb，但浸出浓度都低于标准限值；样品8检测到微量的Cu浸出，其余样品没有测到，说明Cu在底渣中很稳定；样品5的As浸出浓度最高，这与其As含量最高(见表4)有关。对比样品3、4，它们采样的地点相同，但工艺有差异。尽管样品4中As含量不到样品3的1/3，但样品4检测到As浸出，样品3却没有。有可能因为样品4来自热解工艺，热解为还原性气氛，该气氛下形成As(Ⅲ)的化合物，它比氧化气氛下形成的As(Ⅴ)化合物更容易溶出[42]。对于Cd，样品4、5均有检测出，由于样品5的Cd含量高，其浸出浓度也高于样品4；其余样品未检测到As和Cd。总体而言，本研究中底渣的重金属浸出浓度低于GB 5085.3—2007限值，属于一般固体废弃物。这与其他学者对村镇级别的生活垃圾热处理炉底渣的重金属浸出毒性的研究结论一致。雷鸣[43]对农村气化焚烧、焚烧、气化炉3种炉型的底渣的重金属形态分布进行研究，发现底渣重金属主要以稳定性好的残渣态存在，而易溶性的弱酸提取态占比最少，不易浸出。桂莉[44]对农村生活垃圾热解炉底渣的重金属特性进行研究也得出底渣浸出毒性低的结论。底渣重金属稳定性受处理工艺影响较大，气化焚烧和气碳对冲燃烧工艺产生的底渣重金属稳定性优于其余3种。

表4 底渣的重金属质量浓度

表5 底渣的重金属浸出质量浓度1)

3 结 论

(1) 本研究中村镇小型生活垃圾热处理炉底渣样品的物理组成以小于等于1.25 mm的颗粒(混合类)为主；10个样品中，仅4个样品热灼减率达标，垃圾处理工艺的减量化水平不够高。

(2) 所涉底渣样品的化学组成以CaO、SiO2、Al2O3、Fe2O3为主，晶相组成包括石英、方解石、赤铁矿、钙铝黄长石、石盐和钾石盐等矿物；除少数样品中As、Ni、Pb含量低于GB 15618—2018标准限值外，其余重金属含量均远高于该标准，但所有样品的重金属浸出毒性均低于GB 5085.3—2007标准限值。

(3) 地域、热处理工艺和季节对底渣的物理组成、热灼减率、重金属含量和浸出毒性影响较大，但对化学组成和晶相组成的影响不大。