污泥改性脱水和水泥窑协同处置新工艺介绍及经济和环保性评价

　　引言

　　随着城市化进程的加快，城市污水处理过程中产生的污泥排放量大幅增加 ，如何合理、科学地处置城市污泥已成为一项迫在眉睫的环保课题，并已 在全球范围内引起了极大的关注。

　　目前我国的污泥处理形势十分严峻，多数情况下仅实现了污泥的转移 ，而未能将污染成分无害化。污染控制与资源化利用有机结合是当今固体 废物处理领域的大趋势，在有效控制污染的同时，积极探索新的资源化利 用方法已成为污泥处理的研究热点。到目前为止我国每年污水处理厂产生 的干污泥量约为550万t以上。污泥的干基热值约为10~20MJ/kg，而污水处 理厂经机械脱水后的污泥含水率较高。如何进一步降低污泥中的水分，使 污泥的热量有效发挥作用，降低污泥处理成本，为污泥后续利用创造条件 ，仍是目前迫切需要研究的课题。

　　利用水泥窑系统的高温煅烧功能处理污泥，一方面可利用污泥的发热 量，另一方面其灰分也可成为水泥配料的一部分，实现了污泥处理的零排 放，无疑是一项两全齐美的处理途径。如何使这一处置方式付诸实施，其 重要因素是必须保证该处置方式的经济性和环保性，只有在经济上有利， 环保上达标，才能具有推广利用价值。但如何满足以上要求，就涉及到采 用技术方案的科学合理性、安全可靠性、操作可控性，因此本文拟就以上 内容进行研究探讨。

　　1市政污泥的基本特点

　　市政污泥颗粒较细，密度较低，含水率极高且脱水异常困难。污泥成分复 杂，其中含有大量的挥发性固体、碳水化合物、脂肪、蛋白质及灰分，还 可能含有有毒、有害、难降解的有机物、重金属、病原菌及寄生虫（卵） 等，容易腐化发臭。一般经浓缩、消化、脱水后的污泥含水率为75%~85% ；当污泥干物质含量为55%~65%时，污泥会变得黏稠，从而导致输送、搅 拌困难。

　　污泥的成分复杂，与污水的来源地有关。下面列举几个城市污泥的化 学成分，见表1

　　从表1可见，污泥的烧失量较高，主要是污泥中含有一定量的有机质，不可燃物的成分中大多与生产水泥所需氧化物相同，但K、Na、S、Cl等挥发组分的含量也偏高，如果掺量合理，其灰分应该能作为水泥生产的原料。

　　污泥中含有一定量的可燃有机物，其工业分析结果见表2

　　表2中分析结果显示，污泥中有机成分差别较大，直接导致污泥的发热量不同，干基热值差别达一倍以上，巨大的差异也将影响到污泥的处理成本。

　　由于城市污水中有一定比重的工业废水，故污泥中还含有一定量的重金属，表3中列出了不同来源污泥的重金属种类和含量。

　　表3显示，污泥中的重金属种类较多，因污水来源的差异，含量差异很大，因此在处理前一定要对污泥做全面分析，而且还需要将污泥成分、重金属含量的波动范围调查清楚，唯此才能有的放矢地进行处理方案的规划和设计，否则将会导致环境风险。

　　2污泥利用与脱水

　　污泥特性显示，尽管其中含有一定的发热量，灰分可作为水泥生产的原料，但污泥中含有大量水分是水泥生产所不愿意接受的。水分高导致污泥处理量变大，不仅不能给系统提供热量，还将增加系统烟气量。

　　就生产控制而言，污泥水分越小，对水泥生产的影响越小。但对污泥脱水来说，拟脱除的水分越多，脱水难度越大，脱水成本越高。如何取得一个控制平衡点，来约束两者的技术控制参数，下面尝试从污泥减量和热量贡献两方面进行分析对比。以100kg干污泥量做基准，将不同含水率时对应的污泥质量绘成曲线，见图1

　　图1显示，污泥含水量从80%降到50%，污泥减量效果显着，而从50%降到20%，污泥减量放缓，20%以下继续脱水污泥减量效果不明显。

　　假定污泥干基发热量在1 500~3 000kcal/kg（6.27~12.55MJ/kg）之间，设定4档，分析其不同含水率时对系统的热量贡献，其结果见图2

　　图2显示，当污泥干基发热量为1 500kcal/kg（6.27MJ/kg）时，污泥的含水率60%是分界线，大于60%需要消耗处理系统的热量，小于60%逐渐有热量贡献，含水40%时，可贡献热量840kcal/kg（3.51MJ/kg）含水20%时可贡献热量1180kcal/kg（4.93MJ/kg）。可见降低水分是污泥实现有价值利用的前提。

　　3污泥脱水技术的进展简述

　　污泥中的水可分为间隙自由水、毛细结合水、表面黏附水和内部水等四类。前三种均为外部水，其[f除间隙自由水比较容易脱除外，其他两种水很难脱除，脱除毛细结合水需克服毛细水表面张力，脱除表面黏附水需克服粒子间电荷引力。而内部水则是指微生物细胞内部的水分，去除内部水必须破坏细胞结构。因此后两种外部水和内部水统称为束缚水。

　　多年来污泥脱水方式一直是围绕着机械脱水干化和热能脱水干化的技术路线进行。而机械脱水干化的主要设备有带式压滤机、板框压滤机、螺旋压榨职水机、离心式脱水机等，这些装备在压力上或离心力上进行了不断的改进，来提高其脱水性能，但对克服束缚水的内力来说，依靠机械设备的机械力显然是相当困难的。经以上装备脱水后污泥含水率约为65%-75%，污泥后续处理和利用难度仍较大。

　　热能脱水干化则可较容易达到脱除目的，因此出现了许多热干化的装备和技术，如：回转干燥机、带式干燥机、流化床干燥机等均为直接干化装备，而桨叶干燥机、盘式干燥机等为间接干化装备，干化采用的热源有烟气、蒸汽、导热油等。但无论是直接干化还是间接干化，都是以消耗大量热能去完成脱水任务。使用热能干化，每脱除1Kg水需耗热能800~1 000kcal（3.34~4.18.MJ），并产生1.24~2.5m3（标态）的有害烟气需要进一步处理。因而导致热能干化技术的推广、普及比较缓慢。

　　如何经济、适用地实现污泥干化，也是众多环保科研机构研究的课题。改性干化是近年来发展起来的一项新技术。国内外研究机构通过研究污泥含水的结构特征后认为，污泥中的束缚水被固体颗粒吸附或被包裹在细胞内部，“束缚”的水分子其外围被十分强大的负电荷紧固着，它与水核内的正电荷取得平衡，确实很难脱除，但通过添加化学改性剂，可以破坏原水核的正负平衡，使水分子解脱束缚，形成“自由”态，再利用机械压滤方式使脱水变得相对容易。经过试验和实际应用，证明其技术有效，脱水能耗低。

　　4化学改性脱水的关键技术简介

　　采用化学改性剂是化学改性脱水关键技术的核心。化学改性剂除具有调理吸附架桥外，还具有疏水亲油及疏油亲水的双亲性，有增溶和分散作用，使污泥细胞间质水发生解体，释放出间隙水；同时改性剂还通过自身的带电离子破坏细胞间隙亲水基团的电荷平衡，促使其释放表面吸附水；然后再偶联疏水剂，将分散的解体物偶联聚合成为大疏水絮体，由于其疏水性使得新生成的网格构架中含水极少，这一过程也有效防止了有机质在脱水过程中的流失。通过添加化学改性剂可实现高效改性，为下一步采用机械方式脱水干化创造了条件。

　　化学改性药剂是数种无机物与有机物药剂的复合体，由于不同污泥其性质各异，因此要达到有效改性，需要有针对性的复合配方，针对某一种污泥会有一组适合的改性药剂配方，这种配置并不复杂，只要在使用前对污泥的成分进行微观分析，即可有针对性地组成相应配比，一旦确定就形成可控操作。另外需要注意的是所选择的改性药剂应在实现污泥有效脱水的同时，切不可以破坏污泥固体物的原有属性，影响脱水污泥资源化利用的价值。

　　针对重金属含量超标的污泥，还可添加稳定转化剂，将污泥中的重金属转化为不溶于水的化合物，使之钝化不再被水溶出，同时还可杀灭污泥中的细菌等病原体微生物，达到杀菌、除毒的无害化效果。

　　由于改性药剂掺入比例很小，要使改性药剂有效渗入污泥中，并对污泥中的水分子充分发挥效用，首先必须破坏污泥的分子絮凝团，使得药剂能均匀地分散到污泥毛细结构中去，因此还需要设置具有高速剪切性能的改性机，才能达到改性的作用。

　　经过改性的污泥，将束缚水变成了间隙水，脱水变得相对容易，但因污泥的颗粒很细，在压滤过程中既要有利于排水，又使滤布不被污泥颗粒堵塞，故要选用专有滤布和保证压滤机较高的操作压力，这都是保证高效脱水的关键。

　　以上三项技术措施构成了化学改性脱水干化的关键技术。其工艺流程见图3

　　总之，污泥的化学改性技术综合利用了物理、化学及过程动力学等基本原理，通过界面活性剂、界面中和剂及偶联疏水剂三者之间的相互配合，协同作用，破坏了污泥原有的网架结构，促使污泥中亲水性有机胶体物质分解，减少泥水问的亲和力，改变了污泥中水分存在形式及性质，最终使污泥实现了“改变亲水性、提高脱水性、改善稳定性”的三大改性效果经过改性后的污泥，再经过专用特种脱水机械压榨后，污泥含水率可以降低到45%左右，减量化效果显着，出泥基本无臭，性质稳定，污泥失去了亲水性，遇水不还原。

　　5污泥的脱水方案比较

　　化学改性脱水干化技术与一般的热干化相比眭于不耗费热能，故具有明显的优势。但与采用余热干化的系统比较具有怎样的结果是人们关注的重点，由于余热干化的形式多种多样，大多是因地制宜，而本文探讨的是水泥窑协同处置污泥，故选择采用水泥窑出C1的部分废气的余热作为污泥热干化的热源，对两种系统主要技术经济指标进行比较，见表4.

　　从表4可明显看出，化学改性脱水干化工艺简单、易行、环保、节能，投资低，具有一定的优势。

　　6水泥窑处理污泥工艺流程及影响因素介绍

　　从前面讨论可知，污泥可提供有效发热量和具有利用价值的含水率应该在40%以下，因此水泥窑处理污泥的水分应控制在35%以下比较适宜。压滤后的污泥饼水分可降到45%左右，这种改性后的泥饼在存放。

　　过程中水分容易挥发，堆放1天后水分可降低5%~10%，其水分挥发量视当地的环境温度和湿度确定。

　　堆放在通风的堆棚中2~3天，含水量降低10%是有保证的。需要说明的是，如果将污泥干化部分建在污水处理厂或污水处理厂附近，可降低运输费用，利用成本会更低。如果没有条件，则压滤的污水应送回污水处理厂，以减少污水处理的投资。

　　水泥窑处理污泥工艺流程见图4

　　从图4中可以看到，污泥通过计量后入炉。由于污泥灰分高，处理量大时污泥灰分应参与原料配料控制，以保证入窑生料质量及稳定性。经过对污泥成分进行测算，一般一条5 000t/d生产线可配置620t/d（湿基，含水率80%）的城市污泥处理量，窑年运行310d.

　　但通常给污泥干化配置的污泥处理量是600t/d，年运行320d。如果污泥中有害成分和重金属成分不超标，处理量还能略为增加，这取决于原料的配料。

　　从图4流程可见，污泥投料点设在分解炉底部，其原因是污泥的可燃物成分大多是含有苯类、烃类、酯类等有机物，着火点低，其着火温度通常在260~320℃，远远低于普通的烟煤。污泥颗粒的孔隙结构发育良好，并且颗粒很细小，燃烧速度很快，燃尽时间短，因此污泥不适合和生料混合从预热器入口处喂入，如此处理会导致污泥在上部预热器发生燃烧，易造成燃烧不充分，热量不能充分回收，还可能导致预热器系统操作不正常，更重要的是将导致废气中有毒、有害污染物的产生。而在分解炉底部喂入，烟气温度在1100℃，投入后虽使局部温度降低，但因污泥在整个系统中含量相对较低且对水分有所控制，故对温度影响有限。入炉污泥在高温烟气的裹胁下迅速分解着火燃烧，分解炉底部本身就有煤粉喷入，分解炉内的燃烧温度通常在850~900℃污泥中可燃物很快能在炉内燃尽，其灰分汇同炉内的生料在气流的作用下可充分混合均匀，成为生料的一部分进入C5，收下后入窑，被更高的温度煅烧。因此利用水泥窑生产工艺处置污泥，从流程设置上必须考虑避免因污泥本身的成分特性所导致的污染源扩散，充分利用高温将污染消除，不留隐患，同时将污泥的可利用部分充分利用。

　　污泥从分解炉底部加入对污泥的无害化利用应该是安全可行的。但要注意控制好污泥带入的钾、钠、硫、氯不超标，控制好水泥窑可接纳的污泥量，不会对水泥窑正常生产构成不利影响。但处理污泥导致系统烟气量增加和系统电耗增加，这些因素不可忽视。若新建系统应适当放大废气处理设备的能力。另外污泥的水分高低对系统影响较大，直接影响系统的处理风量和热耗，因此要严格控制污泥水分。

　　以5 000t/d生产线、处理620t/d（含水率80%）污泥为例，折合成含水率35%的湿污泥为191t/d，7.96t/h；绝干污泥124t/d，5.17t/h.假设污泥的烧失量为45%，污泥带入的灰分为2.84t/h，约占灼烧生料的1.36%，因此污泥的成分波动对生料成分影响有限，且烧失量越大，对生料成分的影响越小。但由于各地区的污泥成分差别较大，因此，配料时还是应考虑污泥成分的影响。入炉污泥必须考虑计量，并要求与入窑生料计量同步控制，以减小因污泥导致的成分波动，这样可更有效地控制产品质量和污泥重金属的掺入量。

　　7利用水泥窑处理污泥对水泥产品质量的影响分析

　　利用水泥窑处理污泥，可燃部分在系统内燃烧放热并产生废气，其影响在前面已阐述，不可燃部分与生料参与矿物反应，形成水泥熟料矿物。但考虑到污泥中成分复杂，含有多种重金属，掺入熟料后是否对环境、水泥品质有影响需进行必要的分析和评判。下面以某市的污泥为例，污泥成分见表1~表3中列出的污泥3，假定水泥窑的规模为5000t/d生产线，处理污泥的能力按620t/d考虑，对处理过程中的所有影响逐一分析评判。

　　7.1污泥中有害成分的影响分析

　　水泥窑在接纳污泥前首先要分析污泥中有害组分和含量，主要对。K2o、Na2o、Cl-、S、P、F含量进行分析，然后按其处理量折算到生料中，与原料、燃料中固有的有害物累计，看是否超过水泥生产的安全控制线，如果超标则需要调整污泥处理量，减小对水泥生产及产品质量的影响。表1中的污泥3，有害挥发组分虽然没有超过控制标准，但成分总量不足，还有2.6%的物质未知，按上面设定的污泥处理量计算，污泥带入的灰分在熟料中的比例为：

　　由以上计算所得污泥带入的灰分在熟料中的比例为：1.02%，污泥灰分中的未知物质占2.6%×1.02%=0.026%，虽然这部分物质对烧成的影响比较小，但对有害物质排放和熟料的质量有影响，因此从严格意义上讲，还是应该把这部分物质的成分分析清楚，污泥成分中的未知物质应控制在1%以内。

　　7.2污泥中普通氧化物对产品及环境的影响分析

　　研究及设计单位大量的研究试验表明，城市污泥中的几种氧化物的化学特性与水泥生产所用的原料基本相似，处理污泥制造出的水泥，与普通水泥相比，在颗粒度、相对密度等方面基本相似，而在稳固性、膨胀密度、固化时间方面较好，对水泥的早期、后期强度影响不大[1].

　　7.3重金属对产品的影响分析

　　由于污泥中含有多种重金属，所以必须分析评价重金属对生产、产品质量和环境的影响。这里所要研究的重金属主要是对生物有明显毒性的金属元素或类金属元素，如汞、镉、铅、锌、铜、钴、镍、锡、砷等。由于水泥熟料需要经过高温煅烧，因此各类重金属在高温煅烧条件下的特性值得关注。重金属元素的熔点、沸点见表5.

　　从表5看出，这些重金属中除Hg以外，气化温度普遍较高，因此从气体中逃逸的可能性较小，但是否会和挥发性物质结合成气化温度低的物质值得关注。研究人员在实验室模拟水泥熟料的配料和煅烧温度条件，用化学试剂掺烧和废物掺烧形式，测试重金属在熟料中的固化率，其结果见表6

　　研究人员根据实际检测和理论分析，重金属元素并非是以单质形态，而是以某种易挥发化合物的形态挥发。所以，这些重金属元素在水泥回转窑工况条件下所形成化合物的特性将直接影响它们在熟料中的固化率。而这些重金属元素易挥发化合物的生成同原、燃料组成，特别是原、燃料中的碱和氯密切相关：碱和氯的存在会使这些重金属元素以挥发性氯化物和碱盐的形式挥发，并随着氯碱循环在窑系统循环富集。同时，工况时的燃烧条件和燃烧气氛也对重金属元素易挥发化合物的生成有不同程度的影响[2].由于以上试验是在开放的燃烧环境下进行的，因此循环富集的影响不能体现。

　　德国水泥研究所于1984~1987年间对许多台悬浮预热器窑微量元素的吸收率与排放量作了监测，所得结果汇总于表7

　　德国研究人员认为微量元素在水泥回转窑系统的挥发性反映了这些元素在熟料煅烧过程中的特性，也可以说反映了这些元素被熟料吸收的程度。因此依此将这些元素划分为4类，如表8所示

　　1）不挥发类元素与熟料中的主要元素钙、硅、铝及铁和镁相似，完全被结合到熟料中。除表中列出的11种元素外，还有钼（Mo）、铀（U）、钽（Ta）、铌（Nb）和钨（W）。这类元素90%以上直接进入熟料。

　　2）难挥发类元素Pb和Cd在水泥熟料煅烧过程中，首先形成硫酸盐和氯化物，铋（Bi）也与此相似。这类化合物在700~900℃温度范围内冷凝，在窑和预热器系统内形成内循环，很少带出窑系统外，即外循环量很少。

　　3）易挥发的元素T1一般在450~500℃的温度区冷凝，93%~98%都滞留在预热器系统内，其余部分可随窑灰带回窑系统，随废气排放的约占0.01%.

　　4）高挥发元素Hg在预热器系统内不能冷凝和分离出来，主要是随窑废气带走形成外循环和排放[3].

　　根据以上不同研究机构的研究发现，大部分重金属在熟料煅烧过程中可以被固化在水泥熟料中，只有在原料中的挥发组分高时，会影响到某些重金属的挥发。但因为新型干法窑排烟温度低，在烟气排放口有大量冷生料喂入，又将这些挥发物质重新收回，形成内循环。只有易挥发的Hg是通过烟气排放的。以表3中的污泥3重金属含量为例，按前面的假定处理量时可根据污泥中重金属含量计算出熟料中重金属残留量和烟气中重金属的浓度，计算结果列在表9中，表中同时也列出了标准控制量，看其残留量是否符合国标。

　　表9对照结果显示，按文中假定的污泥处理量，其灰渣掺入后的产品可满足国标的限量要求。表9中的固化率是借鉴不同研究机构的研究结果给出的保守假设。但表9的计算结果中仅考虑了污泥带入的重金属，事实上还应该将原料中的重金属合并考虑。实际生产管理中还应该周期性地跟踪检测产品中的重金属含量，若发现超标可适当减少处理量。我国利用水泥窑处理废物起步较晚，对处理过程中的影响研究还较少，国标中对重金属的上述限量标准实际上是参考欧洲标准制定的，已充分考虑了水泥产品在使用中的重金属溶出对环境的影响，标准限制比较严格。研究人员还发现污泥带入水泥回转窑的微量重金属，绥高温固相反应生成复合型矿物，成为熟料矿物晶体中的部分原子替代物，被固化在水泥熟料中，不仅不会对水泥生产过程、熟料矿物形成及产品性能带来不禾I影响，相反有些重金属元素对熟料煅烧过程反而有利，起到了助熔剂或者矿化剂的作用[2].依据以上研究结果可知，利用水泥窑系统处理污泥，对重金属的固化相当有利。因此采用该工艺处理城市污泥，不仅具有焚烧法的减容、减量化特征，且燃烧后的残渣成为水泥熟料的一部分，没有多余的焚烧灰渣需要填埋处置，是一种资源化的处理途径。

　　8处理方式的环保性评价

　　污泥中不可燃物作为水泥原料，其重金属已被固化在水泥熟料矿物中，固化量可控制在GB 50295-2008《水泥工厂设计规范》标准允许的范围内，实现了污泥灰渣的零排放，产品符合环保要求。但处理过程中是否有有毒有害气体和物质产生，是否符合环保要求，需要从污泥的处理流程和排放物分析。

　　从图4污泥处理流程可知，干化后的污泥由分解炉底部喂入，喂入点温度为11000℃，污泥入炉后在此温度下迅速干燥，可燃物很快着火燃烧，并与入炉煤粉混合在一起燃烧，由于污泥的燃尽温度低，故在炉内将优先于煤粉迅速燃尽，炉中气体平均温度可保持在880℃左右，而污泥燃烧后自身温度一定大于880℃。通常在850℃以上，停留时间超过2s，二恶英的分子结构会被分解和破坏。预分解系统中，880℃的废气温度，至少可保持5s以上，因此污泥自身带入的二恶英将在分解炉环境中被彻底分解和破坏，而炉中环境又不具备二恶英再生成的条件。出C5的废气将入上部预热器，然后逐级换热降温至320℃后被排出预分解系统进入原料磨。在这一系列降温过程中，是否具有二恶英再次合成的可能仍是人们所担心的。

　　首先分析该项目从分解炉掺烧的污泥量折成干基为5.17t/h，分解炉的喂煤量在17t/h以上，污泥中的可燃物约占入炉燃料量的15.20%；而污泥燃烧产生的废气占系统废气量的8.0%左右，已被水泥生产过程中的废气大大稀释。其二，在整个系统降温过程中，充满着高浓度碱性氧化物粉尘，碱性氧化物可抑制二恶英的生成。其三，缺乏合成二恶英的氯源。虽然在原料和污泥中含有Cl-，但大都是以氯盐的形式带入系统中的，而在系统内的富集循环也是以氯盐形式出现，基本不具备Cl2形成的条件，所以再度合成二恶英的条件不充分。另外高温条件下，生成的氯酸盐还可以氧化破坏已生成的二恶英污染物[4].有专家在查阅了德国某研究所对替代燃料、替代原料进行的大量研究实验的结果后，认为水泥回转窑系统除能完全破坏燃料中的有机化合物外，在烟气系统中也不会像垃圾焚烧设备那样再形成二恶英和呋喃，因为形成二恶英、呋喃的主要基本条件是有起催化作用的重金属存在，在水泥回转窑系统废气中的重金属浓度很低，除尘器粉尘在二恶英重新形成的临界温度区停留时间又很短，所以水泥回转窑不需要像垃圾焚烧炉那样设立二恶英专用过滤器，二恶英、呋喃的排放浓度可控制在O.1ngTEQ/m3（标态）以下[5].因此采用本文介绍的处理方式对污泥的处理更彻底，更不利于二恶英的生成。

　　前面分析了重金属的挥发性污染，其中Hg是最易挥发的物质，通过前面的计算方式测算，只要污泥及生料中的Hg总含量小于6.9mg/kg熟料时，5 000t/d规模的窑系统，日处理污泥620t/d时，气体中Hg的排放量可低于O.05mg/m3.（标态），符合GB50295-2008的排放标准。

　　综上所述，本文介绍的污泥处理工艺不会对环境构成新的污染。

　　9处理方式的经济性评价

　　目前最常见的污泥处理方式是由污水处理厂将沉淀的污泥脱水至含水率80%左右，然后采用填埋、焚烧、堆肥。而这三种方式都有后续处理成本，因此取用的比较基准也为后续的处理成本。中国科学院地理科学与资源研究所环境修复中心张义安等学者在研究了北京市的城市污泥不同处置方式的成本得出的结论为：当电费取值为0.6元/kWh时，污泥堆肥成本约350元/t（干基），堆肥销售可以补偿部分处理成本，使污泥堆肥达到微利。但首先要评估污泥潜在的环境风险，也就是在污泥污染物、重金属含量较低时可考虑采用。污泥填埋操作简单，但其成本约760元/t（干基），高于堆肥处理。因在填埋的过程中需要加拌泥土以保持填埋场土质的力学稳定性，并占用大量土地，考虑到土地资源日益稀缺及二次污染问题，且从发达国家的经验来看污泥填埋将逐步受到限制，因此其应用比例会逐渐减少，此法不可持续。污泥焚烧减量效果最明显，但其初始投资及运行费用最高，综合成本约1 000元/t（干基），其设备维护复杂，如果对尾气、废渣处理不当，也可能造成二次污染[6].且焚烧后约有40%~60%（占干污泥）的废渣量需要填埋，对此仍会占用土地。

　　从上述处理方式看，污泥堆肥虽可微利但有限制条件，而其他两种方式不仅成本高，且没有彻底解决污泥的污染问题。

　　采用水泥窑协同处置污泥，首先需将污泥采用改性脱水干化技术脱水至40%以下，此时的干化成本约360元/t（干基），该污泥水泥厂可接纳直接利用，但需要增加部分装备，主要有堆棚、输送设备、喂料、破碎、计量等，投资约300~400万元，对已建成的工厂需要进行部分改造，投资视其难度还会有所增加。在水泥窑处置过程中，因增加污泥喂料系统和污泥带入的水分会增加窑尾废气处理系统的风量，以5 000t/d规模水泥窑处理620t/d污泥测算，风量约增加150%~20%，故电耗会有所增加，单位熟料电耗增加约2~3kWh/t，又因污泥燃烧会带入热量，系统热耗有所降低，若污泥发热量有1500kcal/kg（干基），可降低熟料热耗20kcal/kg，按5 000kcal/kg原煤每吨价格600元计，每吨熟料可节煤2.4元，而电耗增加吨成本约1.8元（电价0.6元/kWh计）。两者相抵略有盈余。也就是说如果给水泥厂提供含水量40%的污泥，干基污泥发热量高于1 500kcal/kg，水泥厂替市政处理污泥可以不亏损，如果污泥热值高、有补贴就会有较大的盈利空间。如果提供含水为80%的污泥，则需要给水泥厂提供大于360元/t（干污泥）或大于72元/t（含水80%湿污泥）的补贴，作为污泥干化的运行费用。因此，采用改性干化和水泥窑协同处置污泥的方案比上述填埋、焚烧的处理方式经济、可行，可实现污泥处理的零排放，且不存在二次污染的环保风险。

　　10  结论

　　1）污泥的化学改性干化技术，可改变污泥的亲水性、提高脱水性、改善稳定性，经过改性后的污泥，经特种压滤机脱水后，污泥的含水率可降低到45%以内，出泥基本无臭，性质稳定，污泥失去了亲水性，遇水不还原，后期堆放会继续失水。相比其他干化方式工艺简单，处理成本低，优势明显，为后续的利用提供了良好的保证。

　　2）水泥窑协同处置经干化至含水率40%以下的污泥，对水泥产品质量影响不大，大部分重金属有害物质会被固化在熟料矿物内部，产品质量符合GB50295-2008《水泥工厂设计规范》对掺烧废物时规定的水泥熟料中的重金属限量要求。

　　3）污泥采用水泥窑协同处置工艺，其处理过程为直接将污泥投入到1100℃以上的高温中焚烧，其焚烧全过程保证在850℃以上，停留时间超过5s.由于水泥窑整个系统充满高浓度碱性氧化物的粉尘，污泥中二恶英的分子结构会被分解和破坏，且不具备二恶英再度合成的条件，系统废气排放符合国家标准，采用该工艺处理污泥不会对环境构成新的污染。

　　4）采用改性干化和水泥窑协同处置污泥的方案比目前通常采用的污泥填埋、焚烧的处置方式经济、可行，可实现污泥处理的零排放，不存在二次污染的环保风险。该处理方式可真正实现污泥的减量化、稳定化、无害化，并实现了资源化利用，是一项值得推广的处置技术。

　　参考文献：

　　[1]黄健，吴笑梅，樊粤明等，掺垃圾焚烧飞灰烧制的水泥熟料刘水泥性能影响的试验研究[JJ.水泥，2008（9）：1-3.

　　[2]张  江，水泥熟料固化危险工业废弃物中重金属元素的研究[D]　北京工业大学，2004.

　　[3]乔龄山，水泥厂利用废弃物的有关问题（一）[J].水泥，2001（10）：1-5.

　　[4]曹青，吕永康，鲍卫仁，抑制焚烧衍生垃圾燃料过程中产生二恶英的途径I J1.现代化工，2006（11）：67-69.

　　[5]乔龄山，水泥厂利用废弃物的有关问题（三）lJl.水泥，2003（2）：1-7.

　　[6]张义安，高定，陈同斌等，城市污泥不同处理处置方式的成本和效益分析lJI.生态环境，2006（2）：234-238.

　　[7]葛守飞，杨家宽，周国清等，污泥改性深度脱水技术及应用[R].交流论文。