王 荔，鐘日鋼，陳德珍，劉廣鵬

(1.深圳市能源環(huán)保有限公司，廣東 深圳 518046；2.同濟(jì)大學(xué)熱能與環(huán)境工程研究所，上海 200092）

1 引言

近年來(lái)我國(guó)的醫(yī)療廢物管理越來(lái)越規(guī)范、設(shè)施建設(shè)發(fā)展迅速，但目前醫(yī)療廢物處置設(shè)施的能力仍有不足，尤其是在疫情暴發(fā)等特殊情況下，需要應(yīng)急處置設(shè)施來(lái)滿足激增的醫(yī)療廢物處置需求［1-2］。2003年非典后發(fā)布的《醫(yī)療廢物集中處置技術(shù)規(guī)范》（環(huán)發(fā)〔2003〕206號(hào)）是我國(guó)第1個(gè)關(guān)于醫(yī)療廢物應(yīng)急處置的法規(guī)，規(guī)定重大傳染病疫情期間，當(dāng)醫(yī)療廢物集中處置單位的處置能力無(wú)法滿足疫情期間醫(yī)療廢物處置要求時(shí)，經(jīng)環(huán)保部門批準(zhǔn)，可采用其他應(yīng)急醫(yī)療廢物處置設(shè)施增加臨時(shí)醫(yī)療廢物處理能力。利用現(xiàn)有的生活垃圾焚燒設(shè)施、其他危險(xiǎn)廢物焚燒設(shè)施以及水泥窯協(xié)同處置醫(yī)療廢物是醫(yī)療廢物應(yīng)急處置的可選模式［3］。新冠疫情暴發(fā)后，生態(tài)環(huán)境部于2020年1月28日印發(fā)《新型冠狀病毒感染的肺炎疫情醫(yī)療廢物應(yīng)急處置管理與技術(shù)指南（試行）》，再次確認(rèn)了生活垃圾焚燒設(shè)施可以作為醫(yī)療廢物應(yīng)急處置設(shè)施。世衛(wèi)組織（WHO）醫(yī)療廢物安全管理手冊(cè)（第2版）提出感染性醫(yī)療廢物和少量的藥物性廢物可以由生活垃圾焚燒爐處置［4］，這是因?yàn)樯罾贌隣t爐膛內(nèi)溫度≥850℃、停留時(shí)間不少于2 s，并且生活垃圾焚燒爐執(zhí)行嚴(yán)格的污染物排放標(biāo)準(zhǔn)，煙氣污染物排放的控制要求高于醫(yī)療廢物焚燒爐。醫(yī)療廢物經(jīng)焚燒處置后產(chǎn)生的爐渣屬于一般工業(yè)固體廢物，應(yīng)送生活垃圾填埋場(chǎng)填埋［5］，實(shí)質(zhì)上與生活垃圾焚燒爐渣屬于同一類固體廢物類別。

最早研究將醫(yī)療廢物在生活垃圾焚燒設(shè)施中摻燒的是意大利［6］，在Padua城市的1座150 t/d的生活垃圾焚燒爐中（試用期實(shí)際焚燒量90 t/d），處置了15 t/d的醫(yī)療垃圾及5 t/d的過(guò)期藥品，研究報(bào)道了Cl、Hg、Cd、Pb和Cu在煙囪排煙、底渣、飛灰、廢水和廢水處理產(chǎn)生的污泥中的分布，發(fā)現(xiàn)Cl主要存在于飛灰和廢水中；Hg主要從煙囪排放；Cd主要存在于飛灰中；Pb和Cu主要存在于底渣中。研究還報(bào)道醫(yī)療廢物及過(guò)期藥品中Cl的含量是垃圾含量的5.5 倍，但是該研究卻沒(méi)有將生活垃圾及醫(yī)療廢物中重金屬的分布分開(kāi)討論，醫(yī)療廢物摻燒對(duì)重金屬總量及分布的影響尚未進(jìn)行前后對(duì)比性研究。此外尚未有研究報(bào)道實(shí)際摻入焚燒爐的醫(yī)療廢物比例對(duì)焚燒爐渣重金屬浸出及煙氣達(dá)標(biāo)排放的影響。而目前的相關(guān)規(guī)范并沒(méi)有給出具體摻燒比例以指導(dǎo)實(shí)際操作，急需從實(shí)際操作中獲得醫(yī)療廢物摻燒對(duì)垃圾焚燒灰渣及煙氣排放影響的真實(shí)數(shù)據(jù)來(lái)確定合理的摻入比例。

為了確定合適的應(yīng)急操作摻燒比例，本研究在深圳某垃圾焚燒發(fā)電廠進(jìn)行醫(yī)療廢物進(jìn)入焚燒爐與生活垃圾摻燒處理的現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)，摻燒比例控制在醫(yī)療廢物量為0～4%（wt）的生活垃圾焚燒量，考察了摻燒對(duì)生活垃圾焚燒爐的溫度、煙氣排放以及爐渣中重金屬浸出的變化，為醫(yī)療廢物的焚燒爐應(yīng)急處置的具體操作提供支撐與指導(dǎo)。

2 研究方法

2.1 醫(yī)療廢物和生活垃圾的組成分析

生活垃圾的采樣均按照CJ/T 313—2009生活垃圾采樣和分析方法進(jìn)行，取樣點(diǎn)在垃圾池。醫(yī)療廢物主要來(lái)自社康醫(yī)院垃圾池中一固定區(qū)域，在與生活垃圾混合前取樣，因試驗(yàn)在新冠疫情期間進(jìn)行，為安全起見(jiàn)，所取的醫(yī)療廢物樣品先稱質(zhì)量后，再通過(guò)高壓蒸汽滅菌，然后再進(jìn)行分析。表1和表2給出了試驗(yàn)期間某次取樣得到的醫(yī)療廢物和生活垃圾的組成與性質(zhì)。

表1 生活垃圾及醫(yī)療廢物的組分和熱值（收到基）Table 1 Composition and heat value of municipal solid waste and medical waste（as received basis）

表2 生活垃圾及醫(yī)療廢物的工業(yè)分析和元素分析結(jié)果Table2 Proximate analysis and elemental analysis results of municipal solid waste and medical waste

2.2 試驗(yàn)平臺(tái)

本研究在深圳某垃圾焚燒發(fā)電廠進(jìn)行試驗(yàn)，該焚燒廠采用深能環(huán)?！猄EGHERS往復(fù)爐排爐，單臺(tái)容量225 t/d，共2臺(tái)。余熱鍋爐額定蒸發(fā)量為18 t/h，額定蒸汽參數(shù)4.0 MPa/400℃,配備1臺(tái)6.5 MW汽輪發(fā)電機(jī)組。煙氣凈化處理工藝采用SN?CR+半干式反應(yīng)塔+干法脫酸+活性炭噴射+布袋除塵系統(tǒng)+SCR脫硝工藝,滿足比歐盟標(biāo)準(zhǔn)更為嚴(yán)格的深圳地方標(biāo)準(zhǔn)SZDB/Z 233—2017深圳市生活垃圾處理設(shè)施運(yùn)營(yíng)規(guī)范。摻燒試驗(yàn)在其中2#爐上進(jìn)行。

2.3 摻燒試驗(yàn)

參考疫情期間生活垃圾焚燒處理的有關(guān)報(bào)道［7］，醫(yī)療廢物摻燒時(shí)直送焚燒廠并通過(guò)專用進(jìn)料門卸料，卸料后在垃圾池的一個(gè)固定區(qū)域，根據(jù)設(shè)定的比例取相應(yīng)量的生活垃圾，用稱量抓斗將醫(yī)療廢物和生活垃圾充分?jǐn)嚢杌旌?，此時(shí)醫(yī)療廢物仍未破袋，然后投入垃圾焚燒爐的料斗，通過(guò)本方式保證試驗(yàn)期間摻燒比例為設(shè)定值。試驗(yàn)在焚燒爐額定條件下進(jìn)行，設(shè)置3個(gè)醫(yī)療廢物摻燒比例，即醫(yī)療廢物占生活垃圾的2%、3%和4%（wt），每個(gè)試驗(yàn)工況持續(xù)至少2 d，保證所取的底渣樣是該應(yīng)急處置工況的渣樣。在試驗(yàn)期間保證鍋爐出力不變，因而爐子的熱負(fù)荷也基本不變,根據(jù)生活垃圾測(cè)試的熱值和兩種垃圾的進(jìn)料量，可計(jì)算出醫(yī)療垃圾的熱值。

2.4 樣品采集與分析方法

為保證所取渣樣是焚燒醫(yī)療廢物摻燒后的渣樣，爐渣的取樣在混合垃圾入爐4 h之后再在出渣機(jī)上取樣，取樣按照CJ/T 531—2018生活垃圾焚燒灰渣取樣制樣與檢測(cè)進(jìn)行。每個(gè)摻燒比例所取爐渣樣品為8個(gè)，運(yùn)行中間隔4 h取樣，4個(gè)比例（含0比例）共32個(gè)爐渣樣品。隨后爐渣樣品按照HJ/T 299—2007固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法進(jìn)行毒性浸出測(cè)試。爐渣熱灼減率測(cè)定按照HJ 1024—2019固體廢物熱灼減率的測(cè)定重量法進(jìn)行。煙氣排放數(shù)據(jù)逐時(shí)記錄，取小時(shí)平均值。利用單因素方差分析（one-way ANOVA）即F檢驗(yàn)，分析醫(yī)廢摻燒量對(duì)爐渣重金屬浸出濃度是否有顯著性影響，關(guān)注多重比較表中顯著性水平P，P≤0.01 表示具有極顯著性差異，P在0.0 1 ～0.05 表示數(shù)據(jù)具有顯著性差異，P≥0.0 5 表示數(shù)據(jù)之間沒(méi)有顯著差異。煙氣排放的數(shù)據(jù)為試驗(yàn)時(shí)段排放的平均值，同樣進(jìn)行顯著性分析。

3 結(jié)果與討論

3.1 醫(yī)療廢物摻燒量對(duì)焚燒爐運(yùn)行工況的影響

這里主要關(guān)注醫(yī)療廢物摻燒對(duì)焚燒爐爐膛溫度和焚燒處理量的影響。圖1給出每個(gè)摻燒比例前后的爐膛溫度和脫硝劑用量的逐時(shí)變化。其中摻燒比例為2%和3%（wt）時(shí)，前12 h為日常運(yùn)行情況，后12 h為摻燒后的代表性工況；摻燒比例為4%（wt）時(shí)，前8 h為日常運(yùn)行情況，后8 h為摻燒后的代表性工況。將上述逐時(shí)溫度按照不同醫(yī)療廢物添加量工況取平均值，結(jié)果見(jiàn)圖2，圖2同時(shí)給出了實(shí)際的入爐垃圾焚燒量。可見(jiàn)，日常運(yùn)行爐膛內(nèi)溫度較高，平均可達(dá)982.72 ℃，在摻燒醫(yī)療廢物后爐膛溫度略有降低，這可能是由于供風(fēng)量隨著醫(yī)療廢物摻燒比例的增加而增大引起的變化，但是不同摻燒比例下運(yùn)行溫度變化不大，無(wú)顯著性差異，總體上運(yùn)行溫度在正常波動(dòng)范圍內(nèi)，并高于850℃。

圖1 爐膛運(yùn)行溫度和脫硝劑用量在摻燒醫(yī)療廢物前、后的逐時(shí)變化Figure 1 Hourly change of temperature in the furnace and consumption of De-NO x agent before and after mixing medical wastes by different ratios

圖2 不同醫(yī)廢摻燒比例下的爐膛運(yùn)行溫度和處理量Figure 2 Operation temperature in the furnace and treatment capacity with different mixing ratios of medical wastes

由圖2還可以看出，日常運(yùn)行入爐焚燒量較高，平均可達(dá)8.772 5 t/h，摻燒醫(yī)療廢物后入爐焚燒量略有降低，這是因?yàn)檫\(yùn)行中保持鍋爐出力不變，因而熱負(fù)荷基本不變，而醫(yī)療廢物的熱值高（表1），因此摻燒后機(jī)械負(fù)荷有所降低。2%摻燒比例條件下焚燒量變化不大，僅降低1.4%；摻入3%、4%醫(yī)療廢物后，入爐焚燒量分別降低6.6%、6.7%。顯著性分析表明，摻燒條件下，處理量變化的顯著性P＜0.05 ，說(shuō)明摻入醫(yī)療廢物對(duì)入爐焚燒量有一定的影響，即摻入3%和4%的醫(yī)療廢物時(shí)，垃圾的焚燒量有所下降，以保證熱負(fù)荷不變。因?yàn)闄C(jī)械負(fù)荷降低，爐排阻力有所降低，因此通風(fēng)量有所提升，造成溫度有所下降。

3.2 對(duì)焚燒底渣熱灼減率的影響

表3給出了不同醫(yī)療廢物摻燒比例的爐渣平均熱灼減率。

表3 不同醫(yī)療廢物摻燒比例的爐渣平均熱灼減率Table3 The average ignition loss of incineration bottom ash with different mixing ratios of medical wastes

如表3所示，日常焚燒生活垃圾爐渣平均熱灼減率為2.5 6%，而摻燒醫(yī)療廢物的爐渣范圍是2.1 8%～2.4 3%，較原爐渣略有下降，這是因?yàn)獒t(yī)療廢物熱值較高，可促進(jìn)爐渣中的碳燃盡。

3.3 摻燒對(duì)爐渣重金屬浸出特性的影響

圖3（a）表示了不同比例摻雜醫(yī)療廢物爐渣含量較多的重金屬浸出情況，可見(jiàn)醫(yī)療廢物的摻入對(duì)Cu和Ba的浸出影響較為明顯，隨著醫(yī)療廢物摻入比例的增加，Cu的浸出量明顯降低，從1.6 mg/L降低到0.33 mg/L。Ba浸出量降低的趨勢(shì)更加明顯，從12.82 mg/L降低到0.64 ～0.89 mg/L，這是由于生活垃圾成分復(fù)雜，分類不夠徹底時(shí)，部分灰土、玻璃、磚瓦陶瓷、金屬類垃圾等成分會(huì)嚴(yán)重影響爐渣中的Ba元素含量［8］，但是醫(yī)療廢物中并不存在這些組分［9］，因此Ba的浸出濃度降低明顯。摻燒醫(yī)療廢物后爐渣中Zn的含量與原爐渣比也有所降低，但不同醫(yī)廢摻燒比例下的Zn含量變化不大，在0.1 ～0.2 mg/L范圍波動(dòng)。Long等［10］研究了中國(guó)城市垃圾中重金屬的分布，指出廚余、灰渣、塑料以及紙張占垃圾總量的55.1%～99.5%，并且這幾種垃圾組分中的Cu及Zn含量分別占垃圾總量的76.3%和82.3%。醫(yī)療廢物這些組分相對(duì)較少，所以Cu和Zn的含量略有降低。摻入醫(yī)療廢物混燒后，其他重金屬浸出濃度相對(duì)較少，并無(wú)明顯變化。爐渣中含量較多的重金屬，含量高低依次為：Ba＞Zn＞Cu。但是其浸出濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于GB 5085.3 —2007危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)浸出毒性鑒別的限值。

圖3 不同醫(yī)療廢物摻燒比例下?tīng)t渣浸出液中重金屬含量Figure3 Leaching quantity of heavy metals with different mixing ratios of medical wastes

圖3（b）顯示了爐渣中浸出濃度較少的6種重金屬，未檢出的重金屬含量在統(tǒng)計(jì)時(shí)按檢出限的1/2進(jìn)行處理，除了Cr6+之外，生活垃圾摻入醫(yī)療廢物摻燒后爐渣重金屬含量少且變化基本不大，部分尚未達(dá)到檢出限。根據(jù)醫(yī)療廢物焚燒處理的要求，一般將醫(yī)療廢物分為含氯塑料、非含氯塑料、橡膠、織物、紙類、棉竹、玻璃、金屬及其他9類。塑料可以使醫(yī)療廢物具有較高的熱值，便于焚燒爐的焚燒處理。醫(yī)療廢物摻入比例較少時(shí)Cr6+含量基本不變，隨著醫(yī)療廢物摻入比例的增加，Cr6+的浸出濃度有所提高，這一方面是因?yàn)镃r6+可能由醫(yī)療廢物帶入，另一方面醫(yī)療廢物的高熱值有利于促進(jìn)焚燒完全進(jìn)行，同時(shí)3.1 節(jié)所述的通風(fēng)量上升引起氧化性氣氛加強(qiáng)，在氧氣供應(yīng)充足的條件下促進(jìn)了Cr的氧化，爐渣中Cr6+濃度可能有所增加。

生活垃圾焚燒爐渣中重金屬的含量波動(dòng)很大［11］，關(guān)于醫(yī)療廢物單獨(dú)焚燒爐渣中重金屬的零星研究［12］顯示，醫(yī)療廢物焚燒爐渣的重金屬含量在垃圾焚燒底渣的含量范圍之內(nèi)。圖3和表4顯示醫(yī)療廢物摻燒后爐渣的重金屬浸出濃度處于其他焚燒廠僅焚燒生活垃圾獲得的爐渣重金屬浸出濃度范圍內(nèi)［13-14］。顯著性分析表明：不同比例的醫(yī)療廢物摻燒后主要對(duì)于生活垃圾焚燒爐渣中重金屬Cu、Zn、Pb、Ba、Cr6+和As的浸出濃度有影響，對(duì)于其他重金屬的浸出并無(wú)明顯影響；而且除Cr6+外其他重金屬浸出濃度反而下降。對(duì)于Cr6+，摻燒比為2%時(shí)與未摻燒無(wú)顯著性差異，摻燒比增加到3%和4%時(shí)，Cr6+的浸出濃度雖然上升，但是也遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于限值5mg/L。故摻燒醫(yī)療廢物對(duì)生活垃圾焚燒爐渣重金屬浸出特性總體上沒(méi)有顯著的影響。

表4 爐渣的重金屬浸出濃度Table 4 Heavy metal leaching concentration of incineration bottom ash

爐渣主要用于建筑材料［13］，摻燒4%及以下的醫(yī)療廢物，從重金屬的浸出來(lái)看基本上不影響其用途。因此巴塞爾公約也推薦醫(yī)療廢物可在生活垃圾焚燒爐中應(yīng)急處置［15］。

3.4 摻燒對(duì)煙氣污染物排放的影響

3.4.1 CO的變化

不同醫(yī)療廢物摻燒比例下CO排放情況見(jiàn)圖4。

圖4 不同醫(yī)療廢物摻燒比例下的CO排放情況（O2=11%）Figure 4 CO emission in different mixing ratios of medical wastes（O2=11%）

由圖4可以看出，生活垃圾日常運(yùn)行熱處理焚燒煙氣中CO本身含量較低，平均為1.72 mg/m3，遠(yuǎn)低于排放標(biāo)準(zhǔn)的限值。摻燒醫(yī)療廢物后煙氣中CO含量顯著升高，當(dāng)摻燒比例為3%時(shí)，CO平均含量達(dá)13.78 mg/m3，是日常運(yùn)行工況下的8倍，但是仍然遠(yuǎn)低于標(biāo)準(zhǔn)值，其上偏差雖然有7.33 mg/m3，但是仍低于排放限值。2%和4%的摻燒比例下，煙氣中CO的含量增加，分別是日常運(yùn)行條件下的3.8 倍和2.2 倍，但是明顯低于摻燒比例為3%的工況。顯著性分析發(fā)現(xiàn)P＜0.05 ，說(shuō)明摻燒醫(yī)療廢物對(duì)焚燒煙氣中CO含量有明顯影響，且呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)。這是因?yàn)獒t(yī)療廢物的熱值偏高，即使在供風(fēng)相應(yīng)地調(diào)整前提下，可能會(huì)因?yàn)榫植繜嶝?fù)荷高、在高溫區(qū)停留時(shí)間縮短而引起CO升高。

3.4.2 HCl和SO2的變化

醫(yī)療廢物的Cl典型含量為1.1%～2.1%，而生活垃圾在0.2%～0.8%的水平［16］。但是表2中數(shù)據(jù)顯示醫(yī)療廢物的Cl含量雖然偏高，但是未達(dá)到文獻(xiàn)［16］報(bào)道的水平，這可能與醫(yī)療廢物的來(lái)源及取樣有關(guān)。由圖5可以看出，日常運(yùn)行焚燒煙氣中HCl平均含量為3.32 mg/m3，在生活垃圾中摻燒醫(yī)療廢物后煙氣中HCl含量略有降低，這可能是因?yàn)檫M(jìn)料波動(dòng)引起的。在2%摻燒比例下煙氣中HCl含量變化不大，僅為3.30 mg/m3，基本與日常運(yùn)行條件下的含量持平，但是石灰投加量有所增加，如圖6所示。摻燒比例為3%和4%時(shí)，HCl濃度反而降低明顯，對(duì)應(yīng)地石灰的消耗量也有所降低，這可能與生活垃圾的組分波動(dòng)有關(guān)，因?yàn)閾綗囼?yàn)時(shí)間長(zhǎng)達(dá)8 d，生活垃圾組分和醫(yī)療廢物組分均可能出現(xiàn)變化，也說(shuō)明垃圾組分本身的波動(dòng)可能掩蓋小比例的醫(yī)療廢物摻燒的影響。

圖5 不同醫(yī)療廢物摻燒比例下的HCl和SO2排放情況（O2=11%）Figure 5 HCl and SO2 emissions in different mixing ratios of medical wastes（O2=11%）

圖6 不同醫(yī)療廢物摻燒比例下的藥劑耗量Figure6 Chemical consumptions in different mixing ratios of medical wastes

圖5顯示，日常運(yùn)行生活垃圾焚燒煙氣中SO2濃度本身有所波動(dòng)，但是水平很低，平均含量為5.27 mg/m3，遠(yuǎn)低于排放限值。摻燒醫(yī)療廢物后，與HCl相比，盡管變化規(guī)律不完全一致，但是也呈現(xiàn)降低趨勢(shì)，作為酸性氣體，其變化原因與HCl類似。

3.4.3 NOx的變化

圖7顯示日常運(yùn)行焚燒煙氣中NOx排放量為60.18 mg/m3，完全滿足排放標(biāo)準(zhǔn)。在摻燒醫(yī)療廢物后NOx的含量總體上有微幅降低。其中2

圖7 不同醫(yī)療廢物摻燒比例下的NO x排放情況（O2=11%）Figure7 NO x emissions in different mixing ratios of medical wastes（O2=11%）

%摻燒比例降低明顯，為55.18 mg/m3，降低了8.3%，這主要因?yàn)榇藭r(shí)系統(tǒng)的脫硝劑用量最大，見(jiàn)圖6。顯著性分析顯示，醫(yī)療廢物的摻燒對(duì)NOx排放影響不大，數(shù)據(jù)無(wú)顯著性差異，這是因?yàn)镹Ox的濃度與脫硝藥劑消耗量及溫度有對(duì)應(yīng)關(guān)系，一方面圖2顯示摻燒后爐膛溫度有微弱下降，另一方面圖6顯示煙氣脫硝劑的消耗量有所增加，最終使得NOx排放水平基本穩(wěn)定。

4 結(jié)論

為了指導(dǎo)生活垃圾焚燒爐應(yīng)急處理醫(yī)療廢物的運(yùn)行操作，本研究展開(kāi)了在生活垃圾焚燒爐中摻燒醫(yī)療廢物的試驗(yàn)研究，在摻燒比例不超過(guò)4%（wt）及維持余熱鍋爐蒸發(fā)量不變的條件下主要考察了對(duì)焚燒溫度、爐渣重金屬浸出量和煙氣排放的影響。得到了以下主要結(jié)論：

1）摻燒比例不超過(guò)4%時(shí)，爐膛溫度略有下降，但是總體平穩(wěn)。

2）摻燒比例不超過(guò)4%的情況下，焚燒爐渣重金屬浸出特性總體有所改善；但是摻燒比例為3%和4%的情況下，爐渣中Cr6+浸出濃度升高，但其總體浸出水平仍很低，單獨(dú)Cr6+的浸出上升不影響其最終處置途徑，可結(jié)合其他爐渣浸出毒性指標(biāo)對(duì)爐渣的用途進(jìn)一步定性。

3）摻燒醫(yī)療廢物后，CO排放有所增加但是仍然達(dá)標(biāo)。酸性氣體HCl/SO2的排放濃度有所下降，NOx排放水平基本保持穩(wěn)定。