引言

　　隨著城市化進程的加快，城市污水處理過程中產(chǎn)生的污泥排放量大幅增加 ，如何合理、科學地處置城市污泥已成為一項迫在眉睫的環(huán)保課題，并已 在全球范圍內引起了極大的關注。

　　目前我國的污泥處理形勢十分嚴峻，多數(shù)情況下僅實現(xiàn)了污泥的轉移 ，而未能將污染成分無害化。污染控制與資源化利用有機結合是當今固體 廢物處理領域的大趨勢，在有效控制污染的同時，積極探索新的資源化利 用方法已成為污泥處理的研究熱點。到目前為止我國每年污水處理廠產(chǎn)生 的干污泥量約為550萬t以上。污泥的干基熱值約為10~20MJ/kg，而污水處 理廠經(jīng)機械脫水后的污泥含水率較高。如何進一步降低污泥中的水分，使 污泥的熱量有效發(fā)揮作用，降低污泥處理成本，為污泥后續(xù)利用創(chuàng)造條件 ，仍是目前迫切需要研究的課題。

　　利用水泥窯系統(tǒng)的高溫煅燒功能處理污泥，一方面可利用污泥的發(fā)熱 量，另一方面其灰分也可成為水泥配料的一部分，實現(xiàn)了污泥處理的零排 放，無疑是一項兩全齊美的處理途徑。如何使這一處置方式付諸實施，其 重要因素是必須保證該處置方式的經(jīng)濟性和環(huán)保性，只有在經(jīng)濟上有利， 環(huán)保上達標，才能具有推廣利用價值。但如何滿足以上要求，就涉及到采 用技術方案的科學合理性、安全可靠性、操作可控性，因此本文擬就以上 內容進行研究探討。

　　1市政污泥的基本特點

　　市政污泥顆粒較細，密度較低，含水率極高且脫水異常困難。污泥成分復 雜，其中含有大量的揮發(fā)性固體、碳水化合物、脂肪、蛋白質及灰分，還 可能含有有毒、有害、難降解的有機物、重金屬、病原菌及寄生蟲（卵） 等，容易腐化發(fā)臭。一般經(jīng)濃縮、消化、脫水后的污泥含水率為75%~85% ；當污泥干物質含量為55%~65%時，污泥會變得黏稠，從而導致輸送、攪 拌困難。

　　污泥的成分復雜，與污水的來源地有關。下面列舉幾個城市污泥的化 學成分，見表1

　　從表1可見，污泥的燒失量較高，主要是污泥中含有一定量的有機質，不可燃物的成分中大多與生產(chǎn)水泥所需氧化物相同，但K、Na、S、Cl等揮發(fā)組分的含量也偏高，如果摻量合理，其灰分應該能作為水泥生產(chǎn)的原料。

　　污泥中含有一定量的可燃有機物，其工業(yè)分析結果見表2

　　表2中分析結果顯示，污泥中有機成分差別較大，直接導致污泥的發(fā)熱量不同，干基熱值差別達一倍以上，巨大的差異也將影響到污泥的處理成本。

　　由于城市污水中有一定比重的工業(yè)廢水，故污泥中還含有一定量的重金屬，表3中列出了不同來源污泥的重金屬種類和含量。

　　表3顯示，污泥中的重金屬種類較多，因污水來源的差異，含量差異很大，因此在處理前一定要對污泥做全面分析，而且還需要將污泥成分、重金屬含量的波動范圍調查清楚，唯此才能有的放矢地進行處理方案的規(guī)劃和設計，否則將會導致環(huán)境風險。

　　2污泥利用與脫水

　　污泥特性顯示，盡管其中含有一定的發(fā)熱量，灰分可作為水泥生產(chǎn)的原料，但污泥中含有大量水分是水泥生產(chǎn)所不愿意接受的。水分高導致污泥處理量變大，不僅不能給系統(tǒng)提供熱量，還將增加系統(tǒng)煙氣量。

　　就生產(chǎn)控制而言，污泥水分越小，對水泥生產(chǎn)的影響越小。但對污泥脫水來說，擬脫除的水分越多，脫水難度越大，脫水成本越高。如何取得一個控制平衡點，來約束兩者的技術控制參數(shù)，下面嘗試從污泥減量和熱量貢獻兩方面進行分析對比。以100kg干污泥量做基準，將不同含水率時對應的污泥質量繪成曲線，見圖1

　　圖1顯示，污泥含水量從80%降到50%，污泥減量效果顯著，而從50%降到20%，污泥減量放緩，20%以下繼續(xù)脫水污泥減量效果不明顯。

　　假定污泥干基發(fā)熱量在1 500~3 000kcal/kg（6.27~12.55MJ/kg）之間，設定4檔，分析其不同含水率時對系統(tǒng)的熱量貢獻，其結果見圖2

　　圖2顯示，當污泥干基發(fā)熱量為1 500kcal/kg（6.27MJ/kg）時，污泥的含水率60%是分界線，大于60%需要消耗處理系統(tǒng)的熱量，小于60%逐漸有熱量貢獻，含水40%時，可貢獻熱量840kcal/kg（3.51MJ/kg）含水20%時可貢獻熱量1180kcal/kg（4.93MJ/kg）?？梢娊档退质俏勰鄬崿F(xiàn)有價值利用的前提。

　　3污泥脫水技術的進展簡述

　　污泥中的水可分為間隙自由水、毛細結合水、表面黏附水和內部水等四類。前三種均為外部水，其[f除間隙自由水比較容易脫除外，其他兩種水很難脫除，脫除毛細結合水需克服毛細水表面張力，脫除表面黏附水需克服粒子間電荷引力。而內部水則是指微生物細胞內部的水分，去除內部水必須破壞細胞結構。因此后兩種外部水和內部水統(tǒng)稱為束縛水。

　　多年來污泥脫水方式一直是圍繞著機械脫水干化和熱能脫水干化的技術路線進行。而機械脫水干化的主要設備有帶式壓濾機、板框壓濾機、螺旋壓榨職水機、離心式脫水機等，這些裝備在壓力上或離心力上進行了不斷的改進，來提高其脫水性能，但對克服束縛水的內力來說，依靠機械設備的機械力顯然是相當困難的。經(jīng)以上裝備脫水后污泥含水率約為65%-75%，污泥后續(xù)處理和利用難度仍較大。

　　熱能脫水干化則可較容易達到脫除目的，因此出現(xiàn)了許多熱干化的裝備和技術，如：回轉干燥機、帶式干燥機、流化床干燥機等均為直接干化裝備，而槳葉干燥機、盤式干燥機等為間接干化裝備，干化采用的熱源有煙氣、蒸汽、導熱油等。但無論是直接干化還是間接干化，都是以消耗大量熱能去完成脫水任務。使用熱能干化，每脫除1Kg水需耗熱能800~1 000kcal（3.34~4.18.MJ），并產(chǎn)生1.24~2.5m3（標態(tài)）的有害煙氣需要進一步處理。因而導致熱能干化技術的推廣、普及比較緩慢。

　　如何經(jīng)濟、適用地實現(xiàn)污泥干化，也是眾多環(huán)?？蒲袡C構研究的課題。改性干化是近年來發(fā)展起來的一項新技術。國內外研究機構通過研究污泥含水的結構特征后認為，污泥中的束縛水被固體顆粒吸附或被包裹在細胞內部，“束縛”的水分子其外圍被十分強大的負電荷緊固著，它與水核內的正電荷取得平衡，確實很難脫除，但通過添加化學改性劑，可以破壞原水核的正負平衡，使水分子解脫束縛，形成“自由”態(tài)，再利用機械壓濾方式使脫水變得相對容易。經(jīng)過試驗和實際應用，證明其技術有效，脫水能耗低。

　　4化學改性脫水的關鍵技術簡介

　　采用化學改性劑是化學改性脫水關鍵技術的核心?；瘜W改性劑除具有調理吸附架橋外，還具有疏水親油及疏油親水的雙親性，有增溶和分散作用，使污泥細胞間質水發(fā)生解體，釋放出間隙水；同時改性劑還通過自身的帶電離子破壞細胞間隙親水基團的電荷平衡，促使其釋放表面吸附水；然后再偶聯(lián)疏水劑，將分散的解體物偶聯(lián)聚合成為大疏水絮體，由于其疏水性使得新生成的網(wǎng)格構架中含水極少，這一過程也有效防止了有機質在脫水過程中的流失。通過添加化學改性劑可實現(xiàn)高效改性，為下一步采用機械方式脫水干化創(chuàng)造了條件。

　　化學改性藥劑是數(shù)種無機物與有機物藥劑的復合體，由于不同污泥其性質各異，因此要達到有效改性，需要有針對性的復合配方，針對某一種污泥會有一組適合的改性藥劑配方，這種配置并不復雜，只要在使用前對污泥的成分進行微觀分析，即可有針對性地組成相應配比，一旦確定就形成可控操作。另外需要注意的是所選擇的改性藥劑應在實現(xiàn)污泥有效脫水的同時，切不可以破壞污泥固體物的原有屬性，影響脫水污泥資源化利用的價值。

　　針對重金屬含量超標的污泥，還可添加穩(wěn)定轉化劑，將污泥中的重金屬轉化為不溶于水的化合物，使之鈍化不再被水溶出，同時還可殺滅污泥中的細菌等病原體微生物，達到殺菌、除毒的無害化效果。

　　由于改性藥劑摻入比例很小，要使改性藥劑有效滲入污泥中，并對污泥中的水分子充分發(fā)揮效用，首先必須破壞污泥的分子絮凝團，使得藥劑能均勻地分散到污泥毛細結構中去，因此還需要設置具有高速剪切性能的改性機，才能達到改性的作用。

　　經(jīng)過改性的污泥，將束縛水變成了間隙水，脫水變得相對容易，但因污泥的顆粒很細，在壓濾過程中既要有利于排水，又使濾布不被污泥顆粒堵塞，故要選用專有濾布和保證壓濾機較高的操作壓力，這都是保證高效脫水的關鍵。

　　以上三項技術措施構成了化學改性脫水干化的關鍵技術。其工藝流程見圖3

　　總之，污泥的化學改性技術綜合利用了物理、化學及過程動力學等基本原理，通過界面活性劑、界面中和劑及偶聯(lián)疏水劑三者之間的相互配合，協(xié)同作用，破壞了污泥原有的網(wǎng)架結構，促使污泥中親水性有機膠體物質分解，減少泥水問的親和力，改變了污泥中水分存在形式及性質，最終使污泥實現(xiàn)了“改變親水性、提高脫水性、改善穩(wěn)定性”的三大改性效果經(jīng)過改性后的污泥，再經(jīng)過專用特種脫水機械壓榨后，污泥含水率可以降低到45%左右，減量化效果顯著，出泥基本無臭，性質穩(wěn)定，污泥失去了親水性，遇水不還原。

　　5污泥的脫水方案比較

　　化學改性脫水干化技術與一般的熱干化相比眭于不耗費熱能，故具有明顯的優(yōu)勢。但與采用余熱干化的系統(tǒng)比較具有怎樣的結果是人們關注的重點，由于余熱干化的形式多種多樣，大多是因地制宜，而本文探討的是水泥窯協(xié)同處置污泥，故選擇采用水泥窯出C1的部分廢氣的余熱作為污泥熱干化的熱源，對兩種系統(tǒng)主要技術經(jīng)濟指標進行比較，見表4.

　　從表4可明顯看出，化學改性脫水干化工藝簡單、易行、環(huán)保、節(jié)能，投資低，具有一定的優(yōu)勢。

　　6水泥窯處理污泥工藝流程及影響因素介紹

　　從前面討論可知，污泥可提供有效發(fā)熱量和具有利用價值的含水率應該在40%以下，因此水泥窯處理污泥的水分應控制在35%以下比較適宜。壓濾后的污泥餅水分可降到45%左右，這種改性后的泥餅在存放。

　　過程中水分容易揮發(fā)，堆放1天后水分可降低5%~10%，其水分揮發(fā)量視當?shù)氐沫h(huán)境溫度和濕度確定。

　　堆放在通風的堆棚中2~3天，含水量降低10%是有保證的。需要說明的是，如果將污泥干化部分建在污水處理廠或污水處理廠附近，可降低運輸費用，利用成本會更低。如果沒有條件，則壓濾的污水應送回污水處理廠，以減少污水處理的投資。

　　水泥窯處理污泥工藝流程見圖4

　　從圖4中可以看到，污泥通過計量后入爐。由于污泥灰分高，處理量大時污泥灰分應參與原料配料控制，以保證入窯生料質量及穩(wěn)定性。經(jīng)過對污泥成分進行測算，一般一條5 000t/d生產(chǎn)線可配置620t/d（濕基，含水率80%）的城市污泥處理量，窯年運行310d.

　　但通常給污泥干化配置的污泥處理量是600t/d，年運行320d。如果污泥中有害成分和重金屬成分不超標，處理量還能略為增加，這取決于原料的配料。

　　從圖4流程可見，污泥投料點設在分解爐底部，其原因是污泥的可燃物成分大多是含有苯類、烴類、酯類等有機物，著火點低，其著火溫度通常在260~320℃，遠遠低于普通的煙煤。污泥顆粒的孔隙結構發(fā)育良好，并且顆粒很細小，燃燒速度很快，燃盡時間短，因此污泥不適合和生料混合從預熱器入口處喂入，如此處理會導致污泥在上部預熱器發(fā)生燃燒，易造成燃燒不充分，熱量不能充分回收，還可能導致預熱器系統(tǒng)操作不正常，更重要的是將導致廢氣中有毒、有害污染物的產(chǎn)生。而在分解爐底部喂入，煙氣溫度在1100℃，投入后雖使局部溫度降低，但因污泥在整個系統(tǒng)中含量相對較低且對水分有所控制，故對溫度影響有限。入爐污泥在高溫煙氣的裹脅下迅速分解著火燃燒，分解爐底部本身就有煤粉噴入，分解爐內的燃燒溫度通常在850~900℃污泥中可燃物很快能在爐內燃盡，其灰分匯同爐內的生料在氣流的作用下可充分混合均勻，成為生料的一部分進入C5，收下后入窯，被更高的溫度煅燒。因此利用水泥窯生產(chǎn)工藝處置污泥，從流程設置上必須考慮避免因污泥本身的成分特性所導致的污染源擴散，充分利用高溫將污染消除，不留隱患，同時將污泥的可利用部分充分利用。

　　污泥從分解爐底部加入對污泥的無害化利用應該是安全可行的。但要注意控制好污泥帶入的鉀、鈉、硫、氯不超標，控制好水泥窯可接納的污泥量，不會對水泥窯正常生產(chǎn)構成不利影響。但處理污泥導致系統(tǒng)煙氣量增加和系統(tǒng)電耗增加，這些因素不可忽視。若新建系統(tǒng)應適當放大廢氣處理設備的能力。另外污泥的水分高低對系統(tǒng)影響較大，直接影響系統(tǒng)的處理風量和熱耗，因此要嚴格控制污泥水分。

　　以5 000t/d生產(chǎn)線、處理620t/d（含水率80%）污泥為例，折合成含水率35%的濕污泥為191t/d，7.96t/h；絕干污泥124t/d，5.17t/h.假設污泥的燒失量為45%，污泥帶入的灰分為2.84t/h，約占灼燒生料的1.36%，因此污泥的成分波動對生料成分影響有限，且燒失量越大，對生料成分的影響越小。但由于各地區(qū)的污泥成分差別較大，因此，配料時還是應考慮污泥成分的影響。入爐污泥必須考慮計量，并要求與入窯生料計量同步控制，以減小因污泥導致的成分波動，這樣可更有效地控制產(chǎn)品質量和污泥重金屬的摻入量。

　　7利用水泥窯處理污泥對水泥產(chǎn)品質量的影響分析

　　利用水泥窯處理污泥，可燃部分在系統(tǒng)內燃燒放熱并產(chǎn)生廢氣，其影響在前面已闡述，不可燃部分與生料參與礦物反應，形成水泥熟料礦物。但考慮到污泥中成分復雜，含有多種重金屬，摻入熟料后是否對環(huán)境、水泥品質有影響需進行必要的分析和評判。下面以某市的污泥為例，污泥成分見表1~表3中列出的污泥3，假定水泥窯的規(guī)模為5000t/d生產(chǎn)線，處理污泥的能力按620t/d考慮，對處理過程中的所有影響逐一分析評判。

　　7.1污泥中有害成分的影響分析

　　水泥窯在接納污泥前首先要分析污泥中有害組分和含量，主要對。K2o、Na2o、Cl-、S、P、F含量進行分析，然后按其處理量折算到生料中，與原料、燃料中固有的有害物累計，看是否超過水泥生產(chǎn)的安全控制線，如果超標則需要調整污泥處理量，減小對水泥生產(chǎn)及產(chǎn)品質量的影響。表1中的污泥3，有害揮發(fā)組分雖然沒有超過控制標準，但成分總量不足，還有2.6%的物質未知，按上面設定的污泥處理量計算，污泥帶入的灰分在熟料中的比例為：

　　由以上計算所得污泥帶入的灰分在熟料中的比例為：1.02%，污泥灰分中的未知物質占2.6%×1.02%=0.026%，雖然這部分物質對燒成的影響比較小，但對有害物質排放和熟料的質量有影響，因此從嚴格意義上講，還是應該把這部分物質的成分分析清楚，污泥成分中的未知物質應控制在1%以內。

　　7.2污泥中普通氧化物對產(chǎn)品及環(huán)境的影響分析

　　研究及設計單位大量的研究試驗表明，城市污泥中的幾種氧化物的化學特性與水泥生產(chǎn)所用的原料基本相似，處理污泥制造出的水泥，與普通水泥相比，在顆粒度、相對密度等方面基本相似，而在穩(wěn)固性、膨脹密度、固化時間方面較好，對水泥的早期、后期強度影響不大[1].

　　7.3重金屬對產(chǎn)品的影響分析

　　由于污泥中含有多種重金屬，所以必須分析評價重金屬對生產(chǎn)、產(chǎn)品質量和環(huán)境的影響。這里所要研究的重金屬主要是對生物有明顯毒性的金屬元素或類金屬元素，如汞、鎘、鉛、鋅、銅、鈷、鎳、錫、砷等。由于水泥熟料需要經(jīng)過高溫煅燒，因此各類重金屬在高溫煅燒條件下的特性值得關注。重金屬元素的熔點、沸點見表5.

　　從表5看出，這些重金屬中除Hg以外，氣化溫度普遍較高，因此從氣體中逃逸的可能性較小，但是否會和揮發(fā)性物質結合成氣化溫度低的物質值得關注。研究人員在實驗室模擬水泥熟料的配料和煅燒溫度條件，用化學試劑摻燒和廢物摻燒形式，測試重金屬在熟料中的固化率，其結果見表6

　　研究人員根據(jù)實際檢測和理論分析，重金屬元素并非是以單質形態(tài)，而是以某種易揮發(fā)化合物的形態(tài)揮發(fā)。所以，這些重金屬元素在水泥回轉窯工況條件下所形成化合物的特性將直接影響它們在熟料中的固化率。而這些重金屬元素易揮發(fā)化合物的生成同原、燃料組成，特別是原、燃料中的堿和氯密切相關：堿和氯的存在會使這些重金屬元素以揮發(fā)性氯化物和堿鹽的形式揮發(fā)，并隨著氯堿循環(huán)在窯系統(tǒng)循環(huán)富集。同時，工況時的燃燒條件和燃燒氣氛也對重金屬元素易揮發(fā)化合物的生成有不同程度的影響[2].由于以上試驗是在開放的燃燒環(huán)境下進行的，因此循環(huán)富集的影響不能體現(xiàn)。

　　德國水泥研究所于1984~1987年間對許多臺懸浮預熱器窯微量元素的吸收率與排放量作了監(jiān)測，所得結果匯總于表7

　　德國研究人員認為微量元素在水泥回轉窯系統(tǒng)的揮發(fā)性反映了這些元素在熟料煅燒過程中的特性，也可以說反映了這些元素被熟料吸收的程度。因此依此將這些元素劃分為4類，如表8所示

　　1）不揮發(fā)類元素與熟料中的主要元素鈣、硅、鋁及鐵和鎂相似，完全被結合到熟料中。除表中列出的11種元素外，還有鉬（Mo）、鈾（U）、鉭（Ta）、鈮（Nb）和鎢（W）。這類元素90%以上直接進入熟料。

　　2）難揮發(fā)類元素Pb和Cd在水泥熟料煅燒過程中，首先形成硫酸鹽和氯化物，鉍（Bi）也與此相似。這類化合物在700~900℃溫度范圍內冷凝，在窯和預熱器系統(tǒng)內形成內循環(huán)，很少帶出窯系統(tǒng)外，即外循環(huán)量很少。

　　3）易揮發(fā)的元素T1一般在450~500℃的溫度區(qū)冷凝，93%~98%都滯留在預熱器系統(tǒng)內，其余部分可隨窯灰?guī)Щ馗G系統(tǒng)，隨廢氣排放的約占0.01%.

　　4）高揮發(fā)元素Hg在預熱器系統(tǒng)內不能冷凝和分離出來，主要是隨窯廢氣帶走形成外循環(huán)和排放[3].

　　根據(jù)以上不同研究機構的研究發(fā)現(xiàn)，大部分重金屬在熟料煅燒過程中可以被固化在水泥熟料中，只有在原料中的揮發(fā)組分高時，會影響到某些重金屬的揮發(fā)。但因為新型干法窯排煙溫度低，在煙氣排放口有大量冷生料喂入，又將這些揮發(fā)物質重新收回，形成內循環(huán)。只有易揮發(fā)的Hg是通過煙氣排放的。以表3中的污泥3重金屬含量為例，按前面的假定處理量時可根據(jù)污泥中重金屬含量計算出熟料中重金屬殘留量和煙氣中重金屬的濃度，計算結果列在表9中，表中同時也列出了標準控制量，看其殘留量是否符合國標。

　　表9對照結果顯示，按文中假定的污泥處理量，其灰渣摻入后的產(chǎn)品可滿足國標的限量要求。表9中的固化率是借鑒不同研究機構的研究結果給出的保守假設。但表9的計算結果中僅考慮了污泥帶入的重金屬，事實上還應該將原料中的重金屬合并考慮。實際生產(chǎn)管理中還應該周期性地跟蹤檢測產(chǎn)品中的重金屬含量，若發(fā)現(xiàn)超標可適當減少處理量。我國利用水泥窯處理廢物起步較晚，對處理過程中的影響研究還較少，國標中對重金屬的上述限量標準實際上是參考歐洲標準制定的，已充分考慮了水泥產(chǎn)品在使用中的重金屬溶出對環(huán)境的影響，標準限制比較嚴格。研究人員還發(fā)現(xiàn)污泥帶入水泥回轉窯的微量重金屬，綏高溫固相反應生成復合型礦物，成為熟料礦物晶體中的部分原子替代物，被固化在水泥熟料中，不僅不會對水泥生產(chǎn)過程、熟料礦物形成及產(chǎn)品性能帶來不禾I影響，相反有些重金屬元素對熟料煅燒過程反而有利，起到了助熔劑或者礦化劑的作用[2].依據(jù)以上研究結果可知，利用水泥窯系統(tǒng)處理污泥，對重金屬的固化相當有利。因此采用該工藝處理城市污泥，不僅具有焚燒法的減容、減量化特征，且燃燒后的殘渣成為水泥熟料的一部分，沒有多余的焚燒灰渣需要填埋處置，是一種資源化的處理途徑。

　　8處理方式的環(huán)保性評價

　　污泥中不可燃物作為水泥原料，其重金屬已被固化在水泥熟料礦物中，固化量可控制在GB 50295-2008《水泥工廠設計規(guī)范》標準允許的范圍內，實現(xiàn)了污泥灰渣的零排放，產(chǎn)品符合環(huán)保要求。但處理過程中是否有有毒有害氣體和物質產(chǎn)生，是否符合環(huán)保要求，需要從污泥的處理流程和排放物分析。

　　從圖4污泥處理流程可知，干化后的污泥由分解爐底部喂入，喂入點溫度為11000℃，污泥入爐后在此溫度下迅速干燥，可燃物很快著火燃燒，并與入爐煤粉混合在一起燃燒，由于污泥的燃盡溫度低，故在爐內將優(yōu)先于煤粉迅速燃盡，爐中氣體平均溫度可保持在880℃左右，而污泥燃燒后自身溫度一定大于880℃。通常在850℃以上，停留時間超過2s，二惡英的分子結構會被分解和破壞。預分解系統(tǒng)中，880℃的廢氣溫度，至少可保持5s以上，因此污泥自身帶入的二惡英將在分解爐環(huán)境中被徹底分解和破壞，而爐中環(huán)境又不具備二惡英再生成的條件。出C5的廢氣將入上部預熱器，然后逐級換熱降溫至320℃后被排出預分解系統(tǒng)進入原料磨。在這一系列降溫過程中，是否具有二惡英再次合成的可能仍是人們所擔心的。

　　首先分析該項目從分解爐摻燒的污泥量折成干基為5.17t/h，分解爐的喂煤量在17t/h以上，污泥中的可燃物約占入爐燃料量的15.20%；而污泥燃燒產(chǎn)生的廢氣占系統(tǒng)廢氣量的8.0%左右，已被水泥生產(chǎn)過程中的廢氣大大稀釋。其二，在整個系統(tǒng)降溫過程中，充滿著高濃度堿性氧化物粉塵，堿性氧化物可抑制二惡英的生成。其三，缺乏合成二惡英的氯源。雖然在原料和污泥中含有Cl-，但大都是以氯鹽的形式帶入系統(tǒng)中的，而在系統(tǒng)內的富集循環(huán)也是以氯鹽形式出現(xiàn)，基本不具備Cl2形成的條件，所以再度合成二惡英的條件不充分。另外高溫條件下，生成的氯酸鹽還可以氧化破壞已生成的二惡英污染物[4].有專家在查閱了德國某研究所對替代燃料、替代原料進行的大量研究實驗的結果后，認為水泥回轉窯系統(tǒng)除能完全破壞燃料中的有機化合物外，在煙氣系統(tǒng)中也不會像垃圾焚燒設備那樣再形成二惡英和呋喃，因為形成二惡英、呋喃的主要基本條件是有起催化作用的重金屬存在，在水泥回轉窯系統(tǒng)廢氣中的重金屬濃度很低，除塵器粉塵在二惡英重新形成的臨界溫度區(qū)停留時間又很短，所以水泥回轉窯不需要像垃圾焚燒爐那樣設立二惡英專用過濾器，二惡英、呋喃的排放濃度可控制在O.1ngTEQ/m3（標態(tài)）以下[5].因此采用本文介紹的處理方式對污泥的處理更徹底，更不利于二惡英的生成。

　　前面分析了重金屬的揮發(fā)性污染，其中Hg是最易揮發(fā)的物質，通過前面的計算方式測算，只要污泥及生料中的Hg總含量小于6.9mg/kg熟料時，5 000t/d規(guī)模的窯系統(tǒng)，日處理污泥620t/d時，氣體中Hg的排放量可低于O.05mg/m3.（標態(tài)），符合GB50295-2008的排放標準。

　　綜上所述，本文介紹的污泥處理工藝不會對環(huán)境構成新的污染。

　　9處理方式的經(jīng)濟性評價

　　目前最常見的污泥處理方式是由污水處理廠將沉淀的污泥脫水至含水率80%左右，然后采用填埋、焚燒、堆肥。而這三種方式都有后續(xù)處理成本，因此取用的比較基準也為后續(xù)的處理成本。中國科學院地理科學與資源研究所環(huán)境修復中心張義安等學者在研究了北京市的城市污泥不同處置方式的成本得出的結論為：當電費取值為0.6元/kWh時，污泥堆肥成本約350元/t（干基），堆肥銷售可以補償部分處理成本，使污泥堆肥達到微利。但首先要評估污泥潛在的環(huán)境風險，也就是在污泥污染物、重金屬含量較低時可考慮采用。污泥填埋操作簡單，但其成本約760元/t（干基），高于堆肥處理。因在填埋的過程中需要加拌泥土以保持填埋場土質的力學穩(wěn)定性，并占用大量土地，考慮到土地資源日益稀缺及二次污染問題，且從發(fā)達國家的經(jīng)驗來看污泥填埋將逐步受到限制，因此其應用比例會逐漸減少，此法不可持續(xù)。污泥焚燒減量效果最明顯，但其初始投資及運行費用最高，綜合成本約1 000元/t（干基），其設備維護復雜，如果對尾氣、廢渣處理不當，也可能造成二次污染[6].且焚燒后約有40%~60%（占干污泥）的廢渣量需要填埋，對此仍會占用土地。

　　從上述處理方式看，污泥堆肥雖可微利但有限制條件，而其他兩種方式不僅成本高，且沒有徹底解決污泥的污染問題。

　　采用水泥窯協(xié)同處置污泥，首先需將污泥采用改性脫水干化技術脫水至40%以下，此時的干化成本約360元/t（干基），該污泥水泥廠可接納直接利用，但需要增加部分裝備，主要有堆棚、輸送設備、喂料、破碎、計量等，投資約300~400萬元，對已建成的工廠需要進行部分改造，投資視其難度還會有所增加。在水泥窯處置過程中，因增加污泥喂料系統(tǒng)和污泥帶入的水分會增加窯尾廢氣處理系統(tǒng)的風量，以5 000t/d規(guī)模水泥窯處理620t/d污泥測算，風量約增加150%~20%，故電耗會有所增加，單位熟料電耗增加約2~3kWh/t，又因污泥燃燒會帶入熱量，系統(tǒng)熱耗有所降低，若污泥發(fā)熱量有1500kcal/kg（干基），可降低熟料熱耗20kcal/kg，按5 000kcal/kg原煤每噸價格600元計，每噸熟料可節(jié)煤2.4元，而電耗增加噸成本約1.8元（電價0.6元/kWh計）。兩者相抵略有盈余。也就是說如果給水泥廠提供含水量40%的污泥，干基污泥發(fā)熱量高于1 500kcal/kg，水泥廠替市政處理污泥可以不虧損，如果污泥熱值高、有補貼就會有較大的盈利空間。如果提供含水為80%的污泥，則需要給水泥廠提供大于360元/t（干污泥）或大于72元/t（含水80%濕污泥）的補貼，作為污泥干化的運行費用。因此，采用改性干化和水泥窯協(xié)同處置污泥的方案比上述填埋、焚燒的處理方式經(jīng)濟、可行，可實現(xiàn)污泥處理的零排放，且不存在二次污染的環(huán)保風險。

　　10  結論

　　1）污泥的化學改性干化技術，可改變污泥的親水性、提高脫水性、改善穩(wěn)定性，經(jīng)過改性后的污泥，經(jīng)特種壓濾機脫水后，污泥的含水率可降低到45%以內，出泥基本無臭，性質穩(wěn)定，污泥失去了親水性，遇水不還原，后期堆放會繼續(xù)失水。相比其他干化方式工藝簡單，處理成本低，優(yōu)勢明顯，為后續(xù)的利用提供了良好的保證。

　　2）水泥窯協(xié)同處置經(jīng)干化至含水率40%以下的污泥，對水泥產(chǎn)品質量影響不大，大部分重金屬有害物質會被固化在熟料礦物內部，產(chǎn)品質量符合GB50295-2008《水泥工廠設計規(guī)范》對摻燒廢物時規(guī)定的水泥熟料中的重金屬限量要求。

　　3）污泥采用水泥窯協(xié)同處置工藝，其處理過程為直接將污泥投入到1100℃以上的高溫中焚燒，其焚燒全過程保證在850℃以上，停留時間超過5s.由于水泥窯整個系統(tǒng)充滿高濃度堿性氧化物的粉塵，污泥中二惡英的分子結構會被分解和破壞，且不具備二惡英再度合成的條件，系統(tǒng)廢氣排放符合國家標準，采用該工藝處理污泥不會對環(huán)境構成新的污染。

　　4）采用改性干化和水泥窯協(xié)同處置污泥的方案比目前通常采用的污泥填埋、焚燒的處置方式經(jīng)濟、可行，可實現(xiàn)污泥處理的零排放，不存在二次污染的環(huán)保風險。該處理方式可真正實現(xiàn)污泥的減量化、穩(wěn)定化、無害化，并實現(xiàn)了資源化利用，是一項值得推廣的處置技術。

　　參考文獻：

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