發(fā)生爐煤氣站協(xié)同處置垃圾滲濾液濃縮液技術分析

苑衛(wèi)軍 張建華 王輝 韓明汝 楊征

（唐山科源環(huán)保技術裝備有限公司，河北 唐山 063000）

0 引言

隨著我國居民生活垃圾清運量迅速增加，相應的垃圾滲濾液污染治理問題日益嚴峻。由于垃圾滲濾液污染負荷較大，一般需要將幾種處理方法有機組合進行處理，目前廣泛應用的是“預處理+生化處理+深度處理”工藝。深度處理工藝一般采用納濾（NF）和反滲透（RO）等處理技術，滲濾液深度處理過程中產生的濃縮液，主要成份為腐殖質，其COD、總氮、無機鹽和重金屬的含量都很高，而且BOD5/COD小，可生化性差，處理難度大［1-2］，其產生量約為原液的13%~30%［3］。

目前滲濾液濃縮液典型的處理方法包括回灌法、蒸發(fā)法、膜蒸餾法、高級氧化法和焚燒法等?；毓喾ㄌ幹脮斐甥}類和難降解污染物的不斷累積，而且易導致膜處理單元結垢，給滲濾液生物處理系統(tǒng)帶來不可逆的損害［4］。蒸發(fā)法和膜蒸餾法均存在能耗大、成本高以及蒸發(fā)設備易腐蝕和結垢等問題，同時處置后殘留的濃縮液濃度更髙，處理難度更大［5］。高級氧化法雖然可以有效去除濃縮液中的有機污染物，但需要與其他工藝方法（如生物法等）相結合［4］，工藝路線相對復雜。焚燒法在垃圾焚燒發(fā)電廠應用較多，焚燒法雖然可以對濃縮液進行有效處置，但需要嚴格控制其回噴比，避免對爐膛內的燃燒狀況和爐溫產生嚴重影響，以免降低系統(tǒng)發(fā)電效率和影響二噁英的污染控制［6］。滲濾液濃縮液成為一直困擾業(yè)界的難題，其主要原因是處置工藝的技術可行性和處置成本的可接受性難以統(tǒng)一。本文就發(fā)生爐煤氣站協(xié)同處置該濃縮液的技術可行性進行分析，探討一種能有效處置濃縮液且成本較低的工藝方法。

1 垃圾滲濾液濃縮液

滲濾液濃縮液主要包括NF濃縮液和RO濃縮液兩種。RO濃縮液又分為2種：納濾出水進入反滲透系統(tǒng)產生的RO濃縮液、生化處理后直接進入反滲透系統(tǒng)產生的RO濃縮液。

姜薇［7］對北京市多個垃圾填埋場和綜合處理廠的滲濾液濃縮液分析發(fā)現(xiàn)：NF濃縮液含有大量的以腐殖質類物質為主的難降解有機物，以及鈣、鎂、鋇、硫酸根等二價鹽離子，和鎘、鋅、鉛、鉻等重金屬離子；納濾出水進入反滲透系統(tǒng)產生的RO濃縮液富集了滲濾液中幾乎所有的一價鹽；生化處理后直接進入反滲透系統(tǒng)產生的RO濃縮液含有大量難降解有機物，并富集了滲濾液中幾乎所有的鹽分，同時含有重金屬離子。陳秋林［8］對某垃圾焚燒發(fā)電廠的RO濃縮液的水質及50多種揮發(fā)性有機物、80多種半揮發(fā)性有機物進行化驗，數(shù)據(jù)顯示：濃縮液中金屬離子以鉀含量最高，其次依次為鈉、鎂和鈣，檢測出的重金屬離子依次為鋅、鐵和鉻；Cl-質量濃度為16 400 mg/L，SO42-質量濃度為3 240 mg/L，NH3—N質量濃度為2 290 mg/L；濃縮液中揮發(fā)性和半揮發(fā)性有機物的含量均低于檢出限。

2 KM5Q發(fā)生爐煤氣站處置垃圾滲濾液濃縮液工藝路線

2.1 KM5Q兩段式煤氣發(fā)生爐

KM5Q兩段式煤氣發(fā)生爐如圖1所示，煤炭自爐頂加入干餾段內，在此經過干燥、干餾熱解后，以半焦狀態(tài)進入還原造氣層。作為氣化劑的空氣和水蒸氣自爐底鼓入爐內，在高溫條件下與進入氣化段的呈半焦性質的煤發(fā)生氧化還原反應，形成以CO和H2為主要成分的煤氣。煤氣脫離還原造氣層后上行進入干餾段，通過與緩慢下移的氣化用煤直接接觸，對煤進行干餾和干燥，這部分上行煤氣與干餾過程中產生的干餾煤氣一起由煤氣出口導出。

圖1 KM5Q兩段式煤氣發(fā)生爐

2.2 發(fā)生爐煤氣站-燃氣爐窯系統(tǒng)協(xié)同處置濃縮液

2.2.1 發(fā)生爐內濃縮液的蒸發(fā)分離和焚燒處置

將濃縮液通過KM5Q發(fā)生爐爐頂設置的定量噴淋降溫系統(tǒng)均勻噴灑于入爐煤料的表面［9］，濃縮液在發(fā)生爐內進行以下處理過程：

1）蒸發(fā)分離過程：氣化爐干餾段的上部，在150~260℃溫度條件下，煤料表面濃縮液中的水分、揮發(fā)性有機物及部分半揮發(fā)性有機物形成氣體進入煤氣中。

2）脫氯/熱解過程：干餾段的中部至氣化段上部，煤氣溫度為260~600℃，在此溫度下進行熱解脫氯，同時部分有機類物質進一步揮發(fā)或熱解產生CO/CH4/H2S等不凝性氣態(tài)物質混入煤氣中，可凝性氣態(tài)及油類物質混入焦油中。

3）脫氯/氣化過程：在氣化段濃縮液干餾熱解后產生的碳與入爐后同樣經過干燥、干餾后的煤料一同進行氣化反應，產生以CO/H2為主要可燃氣體的煤氣，深度脫氯過程與氣化過程同時進行。

4）燃燒過程：氧化層內濃縮液中在干燥、干餾和氣化過程均未參與反應的物質，或賦存于煤炭表面的濃縮液中某些物質的反應生成物，與氣化反應后剩余的殘?zhí)窟M入氧化層，在1 000~1 200℃條件下與入爐空氣中的O2進行氧化反應，進行高溫焚燒處理后，混于灰渣中排出爐外。濃縮液在發(fā)生爐內進行蒸發(fā)分離和焚燒處置過程如圖2所示。

圖2 發(fā)生爐內濃縮液蒸發(fā)分離和焚燒處置過程示意

2.2.2 煤氣站污染物分離及爐窯焚燒處置

以KM5Q兩段式煤氣發(fā)生爐為基本處置單元，以發(fā)生爐煤氣站和燃氣爐窯組成協(xié)同處置系統(tǒng)，對滲濾液濃縮液進行協(xié)同蒸發(fā)分離并分級焚燒處置的工藝路線如圖3所示。150℃左右的煤氣自煤氣發(fā)生爐導出進入洗氣脫焦系統(tǒng)，通過循環(huán)水洗將煤氣中的焦油脫除，同時將HCl等物質脫除至沖洗水中，這部分焦油和含有HCl等物質的含酚廢水被收集至油水循環(huán)水池，并定期泵入油水分離系統(tǒng)進行油水分離，分離出的含酚廢水經過脫氯處理后混入軟化水中，利用蒸發(fā)濃縮法將其轉化為酚水蒸氣作為氣化劑在發(fā)生爐內進一步焚燒處置［10］。出洗氣脫焦系統(tǒng)后的煤氣溫度降至80℃左右，然后煤氣通過增壓系統(tǒng)輸送至燃氣爐窯進行燃燒，煤氣中所含的不凝性氣態(tài)污染物質在煤氣燃燒器處進行焚燒處置。

圖3 發(fā)生爐煤氣站協(xié)同處置滲濾液濃縮液工藝路線

3 污染物處置分析

3.1 Cl的遷移

濃縮液中的Cl主要以可浸出性無機鹽Cl-形式存在，還可能存在含量小于檢出量的氯代烴有機物［8］。氣化用煤中賦存Cl的形式同樣包括有機氯和無機氯，在煤的熱解過程中絕大部分以HCl的形式釋放，低溫狀態(tài)下釋放的氯來源于有機氯的分解，與金屬結合的氯（NaCl、CaCl2等）多在800℃左右釋放［11］。王錦平等［12］對平朔、大同和神府3種煙煤進行熱解脫氯試驗，發(fā)現(xiàn)Cl的初始析出溫度在200~300℃，800℃時Cl的釋放率達到80%~90%，1 000℃時3種煤中的Cl全部釋放完畢。

綜上分析，就Cl的賦存形式而言，煤與濃縮液較為相近，但煤中的Cl具有更為復雜的賦存狀態(tài)；就Cl的轉移和脫除而言，濃縮液中Cl的脫除過程基本符合煤中Cl在熱解過程中的釋放理論。高溫煤氣熱介質中較高含量的H2有利于濃縮液中氯代烴化合物中的Cl向HCl轉移。張睿智等［13］對氣化整體過程產物均相轉化的試驗研究發(fā)現(xiàn)，700℃高溫狀態(tài)下氣化產物中的H2通過均裂等反應大量轉化為H自由基，較易奪取C—Cl和活性氯中的Cl，并將其定向轉移至穩(wěn)定的HCl分子中。KM5Q煤氣發(fā)生爐干餾段高度約為6.5 m，而且氣化段產生的煤氣作為熱載體全部進入干餾段，熱解脫氯時間和熱量充足；熱載體高溫煤氣中H2體積分數(shù)約為12%，有利于Cl以HCl的形式向煤氣中轉移釋放。

3.2 重金屬的遷移

單一的生活垃圾滲濾液濃縮液雖然鹽度很高，但其中所含的重金屬種類相對較少，例如陳秋林［8］在實驗中只檢測出Zn、Fe、Cr的存在。濃縮液在煤氣發(fā)生爐中與煤炭一起，依次經過各區(qū)域的介質溫度和反應氣氛不同，其區(qū)域特征如表1所示，濃縮液中的重金屬在各區(qū)域不同的氣氛和溫度下發(fā)生相應的形態(tài)變化和轉移，各階段重金屬的轉化可以參照污泥熱解氣化過程中重金屬變化的研究成果進行分析。

表1 煤氣發(fā)生爐內各區(qū)域特征

蒸發(fā)分離區(qū)域為CO/H2還原氣氛，其溫度為150~260℃，在此區(qū)域重金屬基本不發(fā)生揮發(fā)轉移，幾乎全部富集于煤炭表面。該階段增強了相關重金屬的穩(wěn)定性，Cr、Pb等由可氧化態(tài)向殘渣態(tài)轉變，Zn可還原態(tài)部分減少，殘渣態(tài)略有增加［14-16］。

在熱解和氣化區(qū)域為CO/H2還原氣氛，溫度為260~1 000℃，受重金屬及其化合物沸點等多因素的影響，Zn、Cr、Ni、Pb、Cd等在殘渣中的殘留率均有不同程度的降低，部分重金屬揮發(fā)轉移至煤氣中，并最終冷凝至焦油中，但熱解殘渣中重金屬元素的形態(tài)均更加穩(wěn)定［15］。

在焚燒氧化區(qū)域和灰層氧化區(qū)域為氧化氣氛，在此Cd等沸點較低的金屬元素會大量揮發(fā)轉移冷凝至焦油中，Zn、Pb等半揮發(fā)性金屬元素會有部分揮發(fā)轉移，而Ni、Cr等難揮發(fā)性金屬元素進一步富集于殘渣中，所有富集于焚燒殘渣中的重金屬其形態(tài)更為穩(wěn)定［16］。

在氣化區(qū)域和焚燒氧化區(qū)域，煤中的高嶺石、蒙脫石、菱鐵礦等多種礦物質分解為CaO、MgO、Al2O3、Fe3O4或-Fe2O3等［17］。研究表明，CaCO3、CaO、Al2O3以及鐵鹽等都有利于重金屬殘留并固定在焚燒底渣中，而且其形態(tài)更為穩(wěn)定［18］，其影響作用貫穿于氣化、焚燒氧化和灰層氧化區(qū)域。

綜上分析，經過煤氣發(fā)生爐各反應層熱處置后，Cd向焦油中的轉移量相對較大，Zn、Cr、Ni、Pb少部分會轉移至焦油中，大部分會以穩(wěn)定的形態(tài)殘留于發(fā)生爐灰渣中。

3.3 NH3—N的遷移及有機物的分解處置

岳東北等［19］在利用蒸發(fā)法深度處理濃縮滲濾液的實驗研究中發(fā)現(xiàn)，蒸發(fā)過程中有大量NH3—N和有機物從濃縮液中揮發(fā)轉移。NH3—N和有機物的遷移發(fā)生在濃縮液的蒸發(fā)分離和熱解階段，NH3—N會以NH3的形式析出并轉移到煤氣中，混于煤氣中的NH3在爐窯燃燒器處燃燒轉化為NOx，最終通過煙氣脫硝脫除。濃縮液中的有機物會以揮發(fā)或分解的方式轉移至煤氣中，其中可凝性有機物會在洗氣過程中轉移至焦油中，不凝性有機物隨煤氣在爐窯燃燒器處燃燒轉化為H2O和CO2。

4 處置量及適用性分析

由于煤炭的吸水性較差，在向煤氣發(fā)生爐內噴淋濃縮液時，噴淋的均勻性和噴淋量的控制尤為重要，噴淋不均或噴淋量過大都會直接影響氣化爐內的熱解和氣化反應。在氣化煤種不變、噴淋均勻的前提下，噴淋量的控制一般以發(fā)生爐爐出煤氣溫度為控制依據(jù)，試驗過程中發(fā)現(xiàn)：發(fā)生爐氣化神府煙煤時，噴淋廢水時將爐出煤氣溫度控制在150℃左右較為適宜。

文獻［20］指出，當大氣壓（絕壓）為101 300 Pa，煤氣增壓至1 500 Pa時，80℃出站煤氣飽和水量為326 g/m3，即每生產10 000 m3煤氣，其協(xié)同處置廢水理論最大量可以達到3 260 kg。山西省某焦油深加工企業(yè)利用爐外噴淋技術協(xié)同處置焦油廢水，利用焦油廢水對350℃的爐出煤氣進行噴淋降溫，將降溫后的70℃煤氣加壓輸送至管式爐燃燒，煤氣產量為15 000 m3/h，其廢水實際協(xié)同處理量為60t/d。本工藝利用爐內噴淋技術協(xié)同處置濃縮液，其廢水處置量應該大于爐外噴淋技術協(xié)同處置技術。KM5Q兩段式煤氣發(fā)生爐屬于常壓固定床爐型，其單爐產氣量相對較低，目前國內最大爐型為KM5Q4.5型，其單爐80%生產負荷產氣量約為12 000 m3/h，預計單爐煤氣站的廢水處理量為60~70 t/d。從單爐協(xié)同處置能力分析，本協(xié)同處理工藝比較適合垃圾焚燒發(fā)電廠滲濾液濃縮液的無害化處置。

5 結語

以KM5Q兩段式煤氣發(fā)生爐為基本處置單元，以發(fā)生爐煤氣站和燃氣爐窯組成協(xié)同處置系統(tǒng)，通過協(xié)同蒸發(fā)分離、熱解脫氯并分級焚燒，可以有效達到滲濾液濃縮液無害化處置效果。鑒于煤氣發(fā)生爐單爐協(xié)同處置能力的限制，該協(xié)同處理工藝比較適合處置垃圾焚燒發(fā)電廠的濃縮液。