趙 曦，喻本德，張軍波（.深圳市環(huán)境科學(xué)研究院，廣東 深圳 5800；.深圳市人居環(huán)境技術(shù)審查中心，廣東 深圳 58057）

城市生活垃圾焚燒重金屬遷移、分布和形態(tài)轉(zhuǎn)化研究

趙 曦1，喻本德1，張軍波2
（1.深圳市環(huán)境科學(xué)研究院，廣東 深圳 518001；2.深圳市人居環(huán)境技術(shù)審查中心，廣東 深圳 518057）

綜述了城市生活垃圾焚燒過程中重金屬的遷移、分布和形態(tài)轉(zhuǎn)化的相關(guān)機(jī)理、特征和影響因素。根據(jù)12種重金屬在垃圾焚燒過程中的行為特征，將這些重金屬分為四個(gè)類別。重金屬單質(zhì)及其化合物的沸點(diǎn)、操作條件以及垃圾成分等因素在其中起著主要作用。

城市生活垃圾；焚燒；重金屬；遷移；分布；形態(tài)轉(zhuǎn)化

隨著經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，我國(guó)越來(lái)越多的城市選擇焚燒的方式來(lái)處理城市生活垃圾。截至2012年底，我國(guó)投入運(yùn)行的生活垃圾焚燒發(fā)電廠有142座，總處理能力達(dá)到15.4萬(wàn)t／d［1］。

城市生活垃圾焚燒廠會(huì)產(chǎn)生多種污染物，其中重金屬污染逐漸受到關(guān)注［2］。重金屬是指相對(duì)密度＞5的45種金屬元素，而環(huán)境污染方面所說的重金屬主要指汞、鎘、鉛、鉻等生物毒性顯著的重金屬，以及具有一定毒性的鋅、銅、鈷、鎳、錫等。砷雖然不屬于重金屬，但是因其理化特性和環(huán)境危害與重金屬相似，通常也列入重金屬進(jìn)行討論［3］。城市生活垃圾成分復(fù)雜，含有各種人造或自然物質(zhì)［4］，這些垃圾成分都或多或少含有一定量的重金屬。在焚燒過程中，這些重金屬可通過底渣、飛灰或尾氣排放，進(jìn)而對(duì)周邊環(huán)境造成威脅。

焚燒可使垃圾體積降低90％，但仍有30％的質(zhì)量殘留在灰渣中，其中80％為底渣［5］。在我國(guó)，飛灰一般歸類為危險(xiǎn)廢物固化后安全填埋，底渣則填埋處置或用于制造低端建筑材料［6］。根據(jù)我國(guó)現(xiàn)行《GB16889-2008生活垃圾填埋場(chǎng)污染控制標(biāo)準(zhǔn)》，底渣可以直接進(jìn)入生活垃圾填埋場(chǎng)填埋處置［7］。我國(guó)城市生活垃圾中的金屬和塑料成分大幅低于美國(guó)、日本、新加坡和大多數(shù)歐洲國(guó)家，重金屬含量相對(duì)較低［4］。在許多發(fā)達(dá)國(guó)家（如瑞士、德國(guó)、荷蘭等），生活垃圾含有大量塑料、金屬以及電池等電子產(chǎn)品［8］，底渣中部分重金屬的含量已遠(yuǎn)超其控制標(biāo)準(zhǔn)，因而很多國(guó)家將底渣歸為“危險(xiǎn)廢物”，嚴(yán)禁直接填埋處置［6］。隨著我國(guó)居民生活水平的提高，生活垃圾成分的改變可能導(dǎo)致垃圾焚燒底渣中重金屬含量增加，進(jìn)而超過控制標(biāo)準(zhǔn)。而通過工程技術(shù)手段降低底渣和煙氣中重金屬的含量，使重金屬盡量遷移分布至產(chǎn)生量相對(duì)較小的飛灰，不失為一種經(jīng)濟(jì)和環(huán)保的策略。因此，研究城市生活垃圾焚燒過程中重金屬的遷移、分布和形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律及影響因素對(duì)于降低垃圾焚燒廠對(duì)周邊環(huán)境影響具有重要的意義。

垃圾焚燒過程中重金屬的遷移（partitioning）指的是重金屬在各個(gè)排放渠道（底渣、飛灰和尾氣）的分配比例［9］；分布（distribution）指的是重金屬在不同粒徑灰渣中的分配比例或者在煙氣氣相和顆粒相之間的分配比例［10］；形態(tài)轉(zhuǎn)化（speciation）指的是重金屬元素的化學(xué)形態(tài)變化［9］。

1 城市生活垃圾焚燒涉及的重金屬種類

理論上，城市生活垃圾焚燒可涉及各種重金屬。在實(shí)際監(jiān)管中，需對(duì)環(huán)境危害較大的重金屬進(jìn)行重點(diǎn)控制。歐盟焚燒導(dǎo)則2000／76／EC對(duì)焚燒排放重金屬設(shè)定的三項(xiàng)指標(biāo)分別為鎘＋鉈、銻＋砷＋鉛＋鉻＋鈷＋銅＋錳＋鎳＋釩、汞［11］。我國(guó)新修訂的《GB18485-2014生活垃圾焚燒污染控制標(biāo)準(zhǔn)》設(shè)定的重金屬指標(biāo)與歐盟焚燒導(dǎo)則類似，不過少了一項(xiàng)指標(biāo)“釩”［12］。美國(guó)生活垃圾焚燒標(biāo)準(zhǔn)和北京市現(xiàn)行的 《DB11／502-2007生活垃圾焚燒大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》設(shè)定了汞、鎘、鉛的排放濃度限值［13］。

文獻(xiàn)關(guān)注的垃圾焚燒重金屬種類，除了顧及環(huán)境危害因素之外，還考慮了重金屬在垃圾及其焚燒產(chǎn)物中的實(shí)際存在及含量。例如，歐盟焚燒導(dǎo)則中重金屬指標(biāo)含鉈和釩，但是幾乎所有關(guān)于城市生活垃圾焚燒的文獻(xiàn)都不關(guān)注鉈和釩。這是由于鉈主要存在于危險(xiǎn)廢物中，而釩主要應(yīng)用于鋼筋、石油管道及配件、工具鋼、噴氣式發(fā)動(dòng)機(jī)零件等專業(yè)工業(yè)領(lǐng)域，一般不會(huì)混入城市生活垃圾。另外，歐盟標(biāo)準(zhǔn)和我國(guó)標(biāo)準(zhǔn)中均不含鋅和錫這兩種環(huán)境危害相對(duì)較小的重金屬，但由于城市生活垃圾中鋅和錫的含量較高［9，14］，仍有許多研究者對(duì)其進(jìn)行了研究。

綜上，本文重點(diǎn)關(guān)注有較多文獻(xiàn)報(bào)道的砷（As）、鎘（Cd）、鈷（Co）、鉻（Cr）、銅（Cu）、汞（Hg）、錳（Mn）、鎳（Ni）、鉛（Pb）、銻（Sb）、錫（Sn）和鋅（Zn）12種重金屬。

2 城市生活垃圾焚燒重金屬遷移和分布機(jī)理

垃圾焚燒過程中重金屬的遷移和分布行為較為復(fù)雜，存在蒸發(fā)-凝結(jié)、機(jī)械遷移和飛灰吸附等機(jī)理。蒸發(fā)和機(jī)械遷移過程影響重金屬在底渣與煙氣（含飛灰和尾氣）之間的分配比例，而凝結(jié)和吸附過程，則決定了重金屬在飛灰和尾氣之間的分配比例。

一般認(rèn)為，重金屬的沸點(diǎn)在各種機(jī)理中起著主要作用［15］，也有觀點(diǎn)認(rèn)為重金屬氧化物和氯化物的熱力學(xué)穩(wěn)定性對(duì)比決定了重金屬是通過蒸發(fā)-凝結(jié)還是機(jī)械遷移分布至飛灰［16］。在焚燒爐高溫環(huán)境下，沸點(diǎn)相對(duì)較低的重金屬單質(zhì)或化合物蒸發(fā)，沸點(diǎn)相對(duì)較高的重金屬單質(zhì)或化合物發(fā)生機(jī)械遷移形成飛灰基體。在溫度較低的煙道中，重金屬以化合物的形式凝結(jié)在飛灰顆粒表面［17］，也可通過均相成核形成離散的氣溶膠或通過異相沉積作用吸附在飛灰顆粒表面［18］。凝結(jié)過程又可以細(xì)化為凝結(jié)、核化和凝固三個(gè)機(jī)理［19］。蒸發(fā)-凝結(jié)過程通常形成粒徑＜1mm的小顆粒，機(jī)械遷移過程通常形成粒徑＞1mm的大顆粒［20］，重金屬又可以通過沉積作用吸附在大顆粒表面。

3 城市生活垃圾焚燒重金屬遷移特征

盡管重金屬在焚燒過程中的遷移行為較為復(fù)雜，相關(guān)文獻(xiàn)的報(bào)道卻呈現(xiàn)出高度的一致性［21-26］。通過對(duì)這些報(bào)道的結(jié)果進(jìn)行均值統(tǒng)計(jì)，得出重金屬遷移至各排放渠道的分配比例均值，見圖1。值得注意的是，與國(guó)內(nèi)垃圾焚燒廠普遍采用布袋除塵器除塵不同，這些研究采樣的垃圾焚燒廠均采用對(duì)細(xì)小顆粒物除塵效率相對(duì)偏低的靜電除塵器（ESP），使得重金屬在飛灰中的分配比例的分析結(jié)果可能比實(shí)際情況略為偏低。

圖1 城市生活垃圾焚燒中重金屬遷移特征

一些文獻(xiàn)根據(jù)重金屬在焚燒過程的遷移特征對(duì)重金屬進(jìn)行了分類，但分類結(jié)果不盡一致。KLEIN等人將重金屬按其在焚燒過程中的分布特性分為四類：第一類包括Co、Mn等高沸點(diǎn)重金屬，基本不蒸發(fā)；第二類包括As、Cd、Cu、Pb、Sb、Zn等重金屬，可蒸發(fā)，當(dāng)煙氣冷卻時(shí)凝結(jié)在飛灰顆粒表面；第三類為Hg，在整個(gè)焚燒過程中始終為氣態(tài)，蒸發(fā)但不凝結(jié)［27］。ABANADES等人則將重金屬分為三類：第一類包括Co、Cr、Cu和Ni等，幾乎全部存留于底渣中，少量經(jīng)歷蒸發(fā)-凝結(jié)過程；第二類包括As、Pb和Zn等，部分存留于底渣中，也有一部分通過蒸發(fā)而后凝結(jié)在飛灰顆粒表面；第三類包括Cd和Hg，極易蒸發(fā)［9］。筆者認(rèn)為，KLEIN等人的分類有所不足，因?yàn)镃u及其化合物沸點(diǎn)高，不易蒸發(fā)，主要存留在底灰中（89％～98％）［21-26］，而Cd及其化合物極易蒸發(fā)，因此，將Cu和Cd歸到第二類不盡合理，而ABANADES等人的分類更為合理。

筆者根據(jù)各文獻(xiàn)報(bào)道的遷移分配比例進(jìn)行均值統(tǒng)計(jì)，結(jié)合各重金屬元素及其化合態(tài)的沸點(diǎn)，在ABANADES等人分類的基礎(chǔ)上，進(jìn)一步對(duì)Cd和Hg進(jìn)行了區(qū)分，并補(bǔ)充了Mn、Sb和Sn等重金屬，將12種重金屬按其在焚燒過程中的遷移特性分為四類（見圖 1）：第一類主要包括Co、Cr、Cu、Mn和 Ni等難揮發(fā)重金屬，幾乎全部（90％以上）存留于底渣中，只有很少一部分（不到10％）進(jìn)入到了飛灰中，而在煙氣中所占的比例微乎其微；第二類，主要包括As、Pb、Zn、Sb和Sn等可揮發(fā)易凝結(jié)重金屬，大部分（約50～60％）存留于底渣中，也有小部分（約40％～50％）揮發(fā)并在飛灰顆粒表面凝結(jié)；第三類為Cd，易揮發(fā)易凝結(jié)，只有很少一部分（約10％）存留于底渣中，絕大部分（約85％）進(jìn)入到了飛灰中，極小部分（約5％）隨尾氣排出；第四類為Hg，易揮發(fā)難凝結(jié)，只有極小部分（約5％）存留于底渣中，小部分（約25％）進(jìn)入到了飛灰中，大部分（約70％）隨尾氣排出。

4 城市生活垃圾焚燒重金屬分布特征

4.1 在底渣中的分布特征

底渣中的重金屬是垃圾焚燒過程中未蒸發(fā)或未機(jī)械遷移的殘留部分。一些研究顯示，底渣中的重金屬趨向于富集在粒徑較小的部分［28］，但也有研究表明底渣中的重金屬分布與粒徑?jīng)]有明顯聯(lián)系［6］。研究結(jié)果的差異可能與重金屬在生活垃圾中的最初形態(tài)有關(guān)。例如，如果生活垃圾中的銅線以及含鉛焊錫易形成微小金屬顆粒［28］，會(huì)使得粒徑越小的底渣中富集較高含量的Cu、Pb和Sn等重金屬。

4.2 在顆粒相和氣相之間的分布特征

在除塵處理前，煙氣中的顆粒物濃度高達(dá)3000～4000mg／Nm3，而溫度已經(jīng)降至 200℃左右［10］。隨著溫度的降低，除 Hg以外的各類重金屬可發(fā)生凝結(jié)，而高濃度的顆粒物，又為重金屬提供了吸附表面，使得重金屬絕大部分分布至煙氣顆粒相中。Hg及其氯化物由于沸點(diǎn)較低，仍存在于煙氣的氣相中。有研究表明，在煙氣治理前，Pb、Cd、Zn、Cu和Cr等重金屬在顆粒相與氣相中含量之比可高達(dá)12.3～999，而Hg在顆粒相與氣相中含量之比在0.15～1.04［10］。這意味著在后續(xù)污染治理過程中，除塵裝置在去除顆粒物的同時(shí)也去除了大部分重金屬，而對(duì)于Hg則需要采取進(jìn)一步的治理措施。

4.3 在飛灰中的分布特征

由于蒸發(fā)-凝結(jié)機(jī)理以及重金屬氯化物的形成，重金屬在蒸發(fā)后可通過凝聚作用和異相凝結(jié)作用形成重金屬含量高的小粒徑飛灰。同時(shí)，由于機(jī)械遷移機(jī)理，灰分可形成以礦物質(zhì)為基體而重金屬沉積或吸附于表面的大粒徑飛灰。多種機(jī)理的結(jié)合使得Pb、Cd、Zn、Cu等重金屬主要富集在小粒徑飛灰顆粒中［10，20，29-32］。Cr和Hg例外，Cr的沸點(diǎn)較高，主要構(gòu)成飛灰的基體，而Hg的沸點(diǎn)較低，主要存在于氣相而很少凝結(jié)在飛灰表面，使得Cr 和Hg在各級(jí)粒徑飛灰中的分布較為均勻［10］。值得注意的是，大量研究結(jié)果表明粒徑＜2.5μm的飛灰顆粒富集了80％ ～90％以上的Pb、Cd、Zn和Cu［10，20，30］，這意味著垃圾焚燒產(chǎn)生的PM2.5可能帶來(lái)多重環(huán)境污染問題。

5 城市生活垃圾焚燒重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化特征

重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化對(duì)重金屬的遷移和分布起著重要的作用。氯化物的形成可促進(jìn)重金屬蒸發(fā)，而礦物質(zhì)元素可與重金屬形成穩(wěn)定的二元氧化物或多元氧化物，進(jìn)而阻礙重金屬蒸發(fā)。一般認(rèn)為，重金屬在底渣中以單質(zhì)、氧化物、二元氧化物和多元氧化物為主，其中，部分二元氧化物和多元氧化物同時(shí)含有Al、Fe、Ca、Si等礦物質(zhì)元素；在飛灰中，則以氧化物、氯化物、碳酸鹽和硫酸鹽為主［33］；在尾氣中主要為Hg和HgCl2。

由于研究方法和實(shí)驗(yàn)條件的不同，關(guān)于垃圾焚燒過程中的重金屬化學(xué)形態(tài)的報(bào)道有一定的差異。元素平衡分析的結(jié)果表明，As可轉(zhuǎn)化為易揮發(fā)的AsCl3、AsO和As4O6而進(jìn)入煙氣中，也有部分形成穩(wěn)定的二元氧化物進(jìn)入底渣，而Sb轉(zhuǎn)化為易揮發(fā)的SbCl3和Sb2O4以及穩(wěn)定的底渣化合物［24］。X射線粉末衍射（XRD）和X射線顯微分析法（XRM）對(duì)灰渣分析的結(jié)果表明，飛灰中重金屬化學(xué)形態(tài)主要為CdCl2和ZnCl2等氯化物，底渣中重金屬化合物主要為氧化物及Na2CrO4、K2CrO4、FeCr2O4、ZnAl2O4、Zn2SiO4、FeCr2O4、ZnCr2O4及CoCr2O4等多種二元氧化物［9，34］。熱力學(xué)計(jì)算的結(jié)果認(rèn)為在底渣中含有Pb2B2O4、CdSiO2、Na2CrO4、BaCrO4、ZnCr2O4、ZnSiO4、ZnFe2O4、ZnCr2O4、ZnAl2O4等含重金屬的二元氧化物，在飛灰中則含有重金屬氧化物、氯化物、碳酸鹽及硫酸鹽［35］。這些研究表明，垃圾氯含量和礦物質(zhì)元素等因素可以通過影響重金屬的形態(tài)轉(zhuǎn)化，進(jìn)而影響重金屬的遷移和分布。

6 影響城市生活垃圾焚燒中重金屬行為的主要因素

6.1 重金屬的物理化學(xué)性質(zhì)

重金屬單質(zhì)及其化合物的沸點(diǎn)是決定重金屬遷移和分布特征的最重要因素。圖2比較了12種重金屬的單質(zhì)、氧化物和氯化物的沸點(diǎn)（其中Co、Ni、Cr、Cu和Mn的氧化物由于沸點(diǎn)較高而缺乏數(shù)據(jù)）?？梢钥闯?，大多數(shù)重金屬氯化物的沸點(diǎn)低于其單質(zhì)和氧化物的沸點(diǎn)。與本文前文對(duì)重金屬分成的四個(gè)類別進(jìn)行對(duì)比，可以發(fā)現(xiàn)：第一類重金屬Co、Cr、Cu、Mn和Ni等，單質(zhì)沸點(diǎn)一般高于2000℃，氯化物沸點(diǎn)高于950℃；第二類重金屬As、Pb、Zn、Sb和Sn等，單質(zhì)沸點(diǎn)在600～ 2300℃，氯化物沸點(diǎn)在100～950℃；第三類為Cd，單質(zhì)沸點(diǎn)為765℃，氯化物沸點(diǎn)為960℃；第四類為Hg，單質(zhì)沸點(diǎn)為357℃，氯化物沸點(diǎn)為302℃。這四類重金屬單質(zhì)及其氯化物的沸點(diǎn)基本呈依次降低的趨勢(shì)，說明重金屬單質(zhì)及其氯化物的沸點(diǎn)是決定重金屬在垃圾焚燒過程中遷移行為的最重要的因素。另外，Zn的氯化物和Cd的氧化物在垃圾焚燒過程中存在升華現(xiàn)象［36］，使得熔點(diǎn)也會(huì)對(duì)重金屬遷移和分布行為產(chǎn)生一定影響。

6.2 焚燒爐操作條件

6.2.1 操作溫度

操作溫度對(duì)重金屬的遷移和分布的影響可分為焚燒爐內(nèi)溫度升高對(duì)重金屬蒸發(fā)的影響以及煙氣在煙道中溫度降低對(duì)氣相重金屬凝結(jié)的促進(jìn)作用。其中，焚燒爐內(nèi)溫度對(duì)重金屬遷移行為影響較大，并且取決于爐內(nèi)溫度與重金屬及其化合物沸點(diǎn)的對(duì)比。當(dāng)焚燒爐內(nèi)溫度由500～650℃升至800～900℃，Cd、Pb、Sn和Zn的蒸發(fā)率均大幅提高，不過溫度升高對(duì)Cu、Co、Mn和Ni等高沸點(diǎn)重金屬幾乎沒有影響［37，38］。熱動(dòng)力學(xué)的研究進(jìn)一步表明，在740℃以上的高溫下，重金屬的蒸發(fā)呈四級(jí)或五級(jí)動(dòng)力學(xué)反應(yīng)；而在740℃以下的低溫下，重金屬的蒸發(fā)呈一級(jí)動(dòng)力學(xué)反應(yīng)［38］。

6.2.2 垃圾停留時(shí)間

垃圾停留時(shí)間對(duì)蒸發(fā)率的影響在初期和后期有所區(qū)別。垃圾停留時(shí)間延長(zhǎng)初期，Cd、Cu、Pb、Zn等重金屬的蒸發(fā)率快速提高［36，37，39］，而停留時(shí)期延長(zhǎng)后期，蒸發(fā)率趨于穩(wěn)定［39］。

圖2 重金屬單質(zhì)及化合物的沸點(diǎn)

6.3 垃圾成分

6.3.1 氯含量

PVC等含氯有機(jī)化合物或者NaCl、FeCl3和HCl等無(wú)機(jī)氯化物均可以使焚燒爐內(nèi)的重金屬形成低沸點(diǎn)的重金屬氯化物，進(jìn)而促使重金屬蒸發(fā)［9，26，34，40-42］。不過，對(duì)于不同的重金屬，氯的促進(jìn)作用有所區(qū)別［43］。對(duì)于Cd等易蒸發(fā)的重金屬，在較低的氯／重金屬摩爾比范圍內(nèi)即可增強(qiáng)蒸發(fā)作用；而對(duì)于Cu等難蒸發(fā)的重金屬，在較高的氯／重金屬摩爾比范圍內(nèi)才能增強(qiáng)蒸發(fā)作用［34］；而對(duì)于Co和Cr等極難蒸發(fā)的重金屬，由于生成Co2SiO4和ZnCr2O4等二元氧化物而難以蒸發(fā)［9］，其蒸發(fā)性幾乎不受氯／重金屬摩爾比的影響［34］，不過當(dāng)氯含量增加至足夠高時(shí)，Co可形成氯化物而蒸發(fā)，而Cr基本不蒸發(fā)［9］。

6.3.2 硫含量

硫含量對(duì)重金屬遷移行為的影響存在爭(zhēng)議。MORF等人認(rèn)為垃圾成分中硫含量的增加會(huì)促進(jìn)Cu、Cd和Pb向煙氣中轉(zhuǎn)移，而Zn不受硫含量的影響［26］。VERHILST等人認(rèn)為垃圾成分中的硫可以延緩重金屬的蒸發(fā)［44］。目前較為一致的結(jié)論是，在800℃以下的低溫條件下，硫可以將重金屬固定在穩(wěn)定的硫酸鹽態(tài)［42-43］；而在800℃以上高溫條件下，由于Zn、Cu、Cr等重金屬的硫酸鹽易分解［36］，硫含量對(duì)重金屬的遷移行為沒有影響［42-43］。

6.3.3 礦物質(zhì)元素

Al2O3、SiO2、Fe2O3、CaO等礦物質(zhì)成分可使重金屬形成穩(wěn)定的二元氧化物或三元氧化物而阻礙重金屬的蒸發(fā)［24，39，4445］。Al、Si、Fe、Ca等 4種礦物質(zhì)元素在垃圾成分中占了較大比例（8％～13.2％），僅次于碳元素、氧元素和水分［25］，對(duì)重金屬的遷移行為影響較大。

6.3.4 水分

水分能使易蒸發(fā)的Pb、Zn等重金屬氯化物水解生成重金屬氫氧化物，而后者可以脫水形成不易蒸發(fā)的重金屬氧化物，進(jìn)而阻礙重金屬的蒸發(fā)［36，44，46］。Cu的情況較為復(fù)雜，在無(wú)氯條件下，水分對(duì)Cu的揮發(fā)沒有明顯影響，而在有氯條件下，水分會(huì)降低Cu的揮發(fā)性［46］。也有研究表明，垃圾水分增加會(huì)降低銅的氧化物的揮發(fā)性，但能提高銅的單質(zhì)和氯化物的揮發(fā)性［36］。這些結(jié)果表明，垃圾水分可能通過更為復(fù)雜的機(jī)理對(duì)Cu等高沸點(diǎn)重金屬產(chǎn)生影響。

7 結(jié)論與探討

各類重金屬在垃圾焚燒過程中的遷移、分布和形態(tài)轉(zhuǎn)化行為有著各自明顯的特征，而沸點(diǎn)、操作條件以及垃圾成分等因素起著主要作用，這些成果可以為垃圾焚燒廠的污染控制提供許多思路。

底渣占垃圾焚燒灰渣的80％左右，且一般被認(rèn)為不屬于危險(xiǎn)廢物并可用于建材，這就要求其中重金屬濃度盡量降低，以確保無(wú)害化和資源化。通過調(diào)整垃圾成分或操作條件可以實(shí)現(xiàn)這一目標(biāo)。有研究者通過對(duì)垃圾分類來(lái)調(diào)整垃圾成分，提高垃圾熱值，促進(jìn)了重金屬的蒸發(fā)，降低了底渣中重金屬的含 量［47］。

根據(jù)重金屬在飛灰中的分布特征，大部分重金屬富集于小粒徑顆粒物中。目前，PM2.5污染等城市空氣質(zhì)量問題已引起廣泛關(guān)注［48］，垃圾焚燒廠排放的富含重金屬的PM2.5污染也必然逐漸引起重視。源解析的研究成果表明，國(guó)內(nèi)多個(gè)城市大氣環(huán)境中的PM2.5有一部分可能來(lái)源于垃圾焚燒［49-50］。因此，細(xì)小顆粒物的去除效率，加強(qiáng)對(duì)焚燒廠飛灰的儲(chǔ)存和處置，對(duì)于城市生活垃圾焚燒廠污染防治具有重要意義。

重金屬的化學(xué)形態(tài)轉(zhuǎn)化對(duì)重金屬的污染特性及污染控制技術(shù)的選擇均有重要影響。以煙氣Hg污染治理為例，根據(jù)Hg的遷移特征，Hg主要存在于氣相中，以Hg或HgCl2為主要化學(xué)形態(tài)。當(dāng)煙氣中的Hg以HgCl2為主時(shí)，可采用濕法進(jìn)行治理；當(dāng)煙氣中的Hg以單質(zhì)為主時(shí)，可采用活性炭吸附設(shè)施治理。

［1］中國(guó)環(huán)境保護(hù)產(chǎn)業(yè)協(xié)會(huì)城市生活垃圾處理委員會(huì).我國(guó)城市生活垃圾處理行業(yè)2012年發(fā)展綜述［J］.中國(guó)環(huán)保產(chǎn)業(yè)，2013（3）：20-26.

［2］BieRS，Lisy，WangH.CharacterizationofPCDDFsandheavy metalsfromMSWincinerationplantinHarbin［J］.WasteManagement，2007（27）：1860-1869.

［3］孔絲紡，劉陽(yáng)生，曾輝，等.焚燒源揮發(fā)性重金屬的排放對(duì)周邊土壤和植被污染的研究進(jìn)展［J］.生態(tài)環(huán)境學(xué)，2010，19（4）：985-990.

［4］ZhangDQ，TanSK，GersberRM.MunicipalsolidwastemanagementinChina：Status，problemsandchallenges［J］.Journalof EnvironmentalManagement，2010（91）：1623-1633.

［5］StegemannJA，SchneiderJ，BaetzBW，etal.Lysimeterwashing ofMSWincineratorbottomash［J］.WasteManagementandResearch，1995（13）：149-165.

［6］胡艷軍，李國(guó)建，寧方勇，等.城市垃圾焚燒底灰資源化處理的可行性研究［J］.環(huán)境污染與防治，2011，33（12）：42-47.

［7］GB16889-2008生活垃圾填埋場(chǎng)污染控制標(biāo)準(zhǔn)［S］.

［8］LemannM，WalderR，SchwynA.Heavymetalsinmunicipalsolid wasteincinerationresidues［J］.JournalofPowerSources，1995 57）：55-59.

［9］AbanadesS，F(xiàn)lamantG，GagnapainB，etal.Fateofheavymetals duringmunicipalsolidwasteincineration［J］.WasteManagement ＆Research，2002（20）：55-68.

［10］YuanCS，LinHY，WuCH，etal.Partitionandsizedistribution ofheavymetalsinthefluegasfrommunicipalsolidwasteincineratorsinTaiwan［J］.Chemosphere，2005（59）：135-145.

［11］Directive2000／76／ECoftheEuropeanParliamentandofthe Councilof4December2000ontheincinerationofwaste［S］.

［12］GB18485-2014生活垃圾焚燒污染控制標(biāo)準(zhǔn)［S］.

［13］DB11／502-2007生活垃圾焚燒大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)［S］.

［14］RiberC，F(xiàn)redriksenGS，ChristensnTH.Heavymetalcontentof combustiblemunicipalsolidwasteinDenmark［J］.WasteManagement＆Research，2005（23）：126-132.

［15］DavisionRL，NatuschDFS，WallaceJR，etal.Traceelements inflyash.Dependenceofconcentrationonparticlesize［J］.EnvironmentalScienceandTechnology，1974（8）：1107-1113.

［16］FernadezMA，MartinezL，SegarraM.Behaviorofheavymetalsin thecombustiongasesofurbanwasteincinerators［J］.EnvironmentalScienceandTechnology，1992（26）：1040-1047.

［17］CahillCA，NewlandLW.Comparativeefficienciesoftracemetal extractionfrommunicipalincineratorashes［J］.International JournalofEnvironmentalAnalyticalChemistry，1998（11），227 -239.

［18］BartonRG，ClarkWD，SeekerWR.Fateofmetalsinwaste combustionsystems［J］.CombustScienceandTechnology，1990（74）：327-342.

［19］LinakWP，WendtJOL.Toxicmetalemissionsfromincineration：mechanismsandcontrol［J］.ProgressinEnergyandCombustion Science，1993，（19）：145-185.

［20］ChangMB，HuangCK，WUHT，etal.Characteristicsofheavy metalsonparticleswithdifferentsizesfrommunicipalsolidwaste incineration［J］.JournalofHazardousMaterials，2000，（A79）：229-239.

［21］BrunnerPH，MonchH.Thefluxofmetalsthroughmunicipalsolid wasteincinerators［J］.WasteManagement＆Research，1986（4）：105-119.

［22］LemannM，WalderR，SchwynA.Heavymetalsinmunicipalsolid wasteincinerationresidues［J］.JournalofPowerSources，1995（57）：55-59.

［23］NakamuraK，KinoshitaS，TakatsukiH.Theoriginandbehavior oflead，cadmiumandantimonyinMSWincinerator［J］.Waste Management，1996（16）：509-517.

［24］WatanabeN，InoueS，ItoH.Massbalanceofarsenicandantimonyinmunicipalwasteincinerators［J］.JMaterCyclesWaste Manag，1999（1）：38-47.

［25］BeleviH，MoenchH.Factorsdeterminingtheelementbehaviorin municipalsolidwasteincinerators.1.fieldstudies［J］.EnvironmentalScienceandTechnology，2000（34）：2501-2506.

［26］MorfLS，BrunnerPH，SpaunS.Effectofoperatingconditions andinputvariationsonthepartitioningofmetalsinamunicipalsolidwasteincinerator［J］.WasteManagement＆Research，2000（18）：4-15.

［27］KleinDH，AndrenAW，CarterJA，etal.Pathwaysofthirtyseventraceelementsthroughcoal-firedpowerplant［J］.EnvironmentalScienceandTechnology，1975，9（10）：973-979.

［28］ChimenosJM，SegarraM，F(xiàn)ernandezMA，etal.Characterization ofthebottomashinmunicipalsolidwasteincinerator［J］.Journal ofHazardousMaterialsA，1999（64）：211-222.

［29］KauippinenEI.Massandtraceelementsizedistributionofaerosolsemittedbyahospitalrefuseincinerator［J］.AtmosphericEnvironment，1990（24A）：423-429.

［30］YooJI，KimaKH，JangHN，etal.Emissioncharacteristicsof particulatematterandheavymetalsfromsmallincineratorsand boilers［J］.AtmosphericEnvironment，2002（36）：5057 -5066.

［31］萬(wàn)曉，王偉，葉暾，等.垃圾焚燒飛灰中重金屬的分布與性質(zhì)［J］.環(huán)境科學(xué)，2005，26（3）：172-175.

［32］ZhangH，HePJ，ShaoLM.FateofheavymetalsduringmunicipalsolidwasteincinerationinShanghai［J］.2008（156）：365 -373.

［33］羅忠濤，肖宇領(lǐng)，楊久俊，等.垃圾焚燒飛灰有毒重金屬固化穩(wěn)定技術(shù)研究綜述［J］.環(huán)境污染與防治，2012，34（8）：58 -62，68.

［34］WangKS，ChiangKY，TsaiCC，etal.TheeffectsofFeCl3on thedistributionoftheheavymetalsCd，Cu，Cr，andZninasimulatedmultimetalincinerationsystem［J］.EnvironmentInternational，2001（26）：257-263.

［35］MenardY，AsthanaA，PatissonF，etal.Thermodynamicstudyof heavymetalsbehaviourduringmunicipalwasteincineration［J］.TransIChemEPartB：ProcessSafetyandEnvironmentalProtection，2006，84（B4）：290-296.

［36］ZhaoYC，StuckiS，LudwigC，etal.Impactofmoistureonvolatilityofheavymetalsinmunicipalsolidwasteincineratedinalaboratoryscalesimulatedincinerator［J］.WasteManagement，2004（24）：581-587.

［37］BeleviH，LangmeierM.Factorsdeterminingtheelementbehavior inmunicipalsolidwasteincinerators.2.laboratoryexperiments［J］.EnvironmentalScienceandTechnology，2000（34）：2507 -2512.

［38］FalcozQ，GauthierD，AbanadesS，etal.KineticratelawsofCd，Pb，andZnvaporizationduringmunicipalsolidwasteincineration［J］.EnvironmentalScienceandTechnology，2009，43（6）：2184-2189.

［39］AbanadesS，F(xiàn)lamantG，Gauthier.Kineticsofheavymetalvaporizationfrommodelwastesinafluidizedbed［J］.Environmental ScienceandTechnology，2002（36）：3879-3884.

［40］WobstM，WichmannH，BahadirM.Distributionbehaviorof heavymetalsinvestigatedinalaboratory-scaleincinerator［J］.Chemosphere，2001，（44）：981-987.

［41］陳勇，張衍國(guó)，李清海，等.垃圾焚燒中氯化物對(duì)重金屬Cd遷移轉(zhuǎn)化特性的影響［J］.環(huán)境科學(xué)，2008，29（5）：1446-1451.

［43］PerdersenAJ，F(xiàn)randsenFJ，RiberC，etal.Partitioningoftrace elementsinmunicipalsolidwasteincinerationseffectsoffiringdifferentwastetypes［J］.Energy＆Fuels，2009，（23）：3475 -3489.

［42］EvansJ，WilliamsPT.Heavymetaladsorptionontoflyashinwasteincinerationfluegases［J］.TransIChemEPartB，2000（78）：40-46.

［44］VerhulstD，BuekensA.Thermodynamicbehaviorofmetalchlorides andsulfatesundertheconditionsofincinerationfurnaces［J］.EnvironmentalScienceandTechnology，1996（30）：50-56.

［45］JakobA，StuckiS，KuhnP.Evaporationofheavymetalsduring theheattreatmentofmunicipalsolidwasteincineratorflyash［J］.EnvironmentalScienceand Technology，1995（29）：2429 -2436.

［46］LiQH，MengAH，JIAJY，etal.Investigationofheavymetal partitioninginfluencedbyfluegasmoistureandchlorinecontent duringwasteincineration［J］.JournalofEnvironmentalSciences，2010，22（5）：760-768.

［47］ShiDZ，WuWX，LuSY，etal.EffectofMSWsource-classifiedcollectionontheemissionofPCDDs／Fsandheavymetalsfrom incinerationinChina［J］.JournalofHazardousMaterials，2008（153）：685-694.

［48］吳萬(wàn)寧，查勇，賀軍亮，等.南京仙林地區(qū)細(xì)顆粒物濃度變化特征及影響因素［J］.環(huán)境污染與防治，2013，35（12）：35 -40，44.

［49］楊天智.長(zhǎng)沙市大氣顆粒物PM2.5化學(xué)組分特征及來(lái)源解析［D］.長(zhǎng)沙：中南大學(xué)，2010.

［50］楊衛(wèi)芬，銀燕，魏玉香，等.霾天氣下南京PM2.5中金屬元素污染特征及來(lái)源分析［J］.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2010，30（1）：12 -17.

TheTransfer，Distribution，andMorphologicalTransformationofHeavyMetals fromtheIncinerationProcessofMunicipalSolidWaste

ZHAOXi1，YUBen-de1，ZHANGJun-bo2
（1.ShenzhenAcademyofEnvironmentalScience，ShenzhenGuangdong518001，China）

Themechanismandthecharacteristicsandthefactorsofthetransfer，distribution，andmorphological transformationofheavymetalsproducedintheincinerationprocessofmunicipalsolidwasteweresummarized.The heavymetalsweredividedintofourcategoriesdependingontheirtransfercharacteristics.Theboilingpointofheavy metalsandtheircompounds，thecomponentsofthewastes，aswellastheoperationconditionsweremainfactorsto affectthechangesofheavymetals.

municipalsolidwaste；incineration；heavymetals；transfer；distribution；morphologicaltransformation

X705

A

1673-9655（2015）03-0049-07

2014-10-08基金

項(xiàng)目：深圳市人居環(huán)境委員會(huì)環(huán)境科研專項(xiàng)基金項(xiàng)目（No.SZGX2012118D-SCZJ）。作者簡(jiǎn)介：趙曦（1982-），男，碩士，工程師，研究方向?yàn)橹亟?/p>

屬和持久性有機(jī)污染物的環(huán)境影響與污染防治研究。