城市垃圾焚烧炉内灰渣的性质及结渣机理初探

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简介： 介绍了城市垃圾焚烧灰渣基本的物理化学性质，初步探讨了垃圾焚烧处理中的积灰、结渣形成的机理，为焚烧炉的正常运行提供科学的保证，为灰渣的深度开发利用及污染防治提供科学依据。
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1 垃圾焚烧残渣的基本性质

　　为了正确地处理、管理城市垃圾焚烧后的灰渣，应全面了解这些灰渣的物理和化学性质，如灰渣的粒径大小分布、表面积、形态、密度、组成及化学性质等。

　　1.1 垃圾焚烧残渣的化学组成

　　垃圾焚烧后灰烬的基本化学组成见表1。

　　　　           表1 垃圾焚烧后灰烬的化学基本组成^[1]        （％）

化学成分SiO₂ Al₂O₃Fe₂O₃CaOMgOK₂ONa₂OBaOCr₂O₃PbOSO₃CH₂O其他含量43.68.767.2913.117.741.633.920.080.0620.291.891.662.257.1

　　1.2 城市垃圾焚烧残渣

　　城市垃圾焚烧后的残渣主要包括飞灰和底渣。根据Ontiveros J  L , Clapp T L and Kosson D S等人的研究^[2]，将垃圾焚烧炉的飞灰按粒径分为7档：〈 20μm，20～41μm，42～60μm，61～110μm，111～149μm，150～230μm， 〉230μm。粒径大于230μm的，主要是焦炭的薄片, 焦炭片越少，颗粒燃烧得越完全，它与第2次供风有密切的关系。对颗粒的密度和表面积进行分析，测量表明：飞灰密度的大小可表明物料的燃烬性，密度越大燃烬性越好；飞灰的密度越大则有更大的表面积，灰表面积随粒径的减小而增大，这种现象与炉的效率或装置的收集效率有关。通过分析灰的固体总挥发度可考察各个组成未燃烬的情况。城市垃圾焚烧飞灰最多的颗粒主要是黑色和白色颗粒，形状包括扁平和园状型的，成渣结块时也有球型的，然而，球型的粒子不太多。Taylor^[3]用碎海绵、卷纸状、画板状等词语来描述垃圾焚烧飞灰的形状。通过电子扫描图可见飞灰晶型结构的形成， Cahill and Newland ^[4]等人用挥发富集理论来解释，铝和硅的气化温度比焚烧温度高，因而成为其他挥发元素的晶核。Furuya^[5]等人分析得到飞灰颗粒为CaSO4型。但Ontiveros J L, Clapp T L and Kosson D S^[2]等人对飞灰样品的研究表明，它们的晶体结构除了CaSO₄型之外，还有可能有NaCl 或KCl型。底渣主要是碎玻璃、金属残片、石子、灰粉和结块的渣。

　　1.3 垃圾焚烧残渣与二次污染控制技术

　　废弃物焚烧过程中，不可避免地产生HCl、SO_x、NO_x、CO等无机污染物，同时可能还会产生苯并芘、苯并蒽、二恶英等有机物和Cr、Cd、Hg、Pb、Cu、Ni等痕量重金属污染。因此，净化集尘装置和净化过滤集尘装置是垃圾焚烧过程中的关键配套系统。其常用装置有机械集尘装置，用于从气体中分离出粒径约为20～30μｍ以上的颗粒；静电除尘器，用于捕集小至0.5μm左右的微细粒子；袋式过滤器，用于除去1μｍ以下的粒子，同时也对去除 PCDD（ ）效果最好。另外，为了脱氯脱硫，在850～1050℃的炉温范围内，通常会向炉内喷入磨碎的氢氧化钙、氢氧化镁、醋酸钙、醋酸镁、醋酸镁钙、甲酸钙、丙酸钙或苯甲酸钙等吸收剂。为了减少 PCDD（ ）的生成，在焚烧炉余热锅炉前喷氨，由于氨与氯的结合能力强于前驱物与氯的结合能力及喷氨可以使合成 PCDD（ ）的催化剂失去催化作用。因此，垃圾焚烧所采取的一系列控制二次污染的技术，都极大地影响灰渣的物理形态和化学性质。

　　1.4 垃圾焚烧灰中金属的分布及化学性质

　　了解飞灰中金属的粒径分布情况对其形成机理和管理很重要。Kaufherr和Lichtman^[6]研究发现：铝、钾、镁和铁金属的粒径变化不大。Hansen和Fisher^[7]的研究发现：钛、钠、铪、钍和碳飞灰的硅铝母体有联系。Cahill和Newland^[4]得出在炉膛中高挥发点的物质作为核晶的理论。因此铝、硅和镁是形成飞灰的晶核，沸点低的物质易挥发并浓缩为飞灰颗粒。铅和钙由于易挥发而堆积在金属的表面。对每个粒径区间的飞灰金属含量进行分析，一般来说它们的金属含量都随粒径的减小而增大，大多数金属都有这种趋势，只是铝、镁、钡、铁、镍、钾受粒径的影响不太大，因为这些元素是灰的晶核。对每个粒径的灰表面积进行比较，随着颗粒的减小，增加的表面积更有利于富集。铝、镁、钡、铁、镍、钾、铬和铅这些核元素的含量并不随粒径变小而有太大的变化。但其它元素的含量却随粒径的减小有一个显著的变化。在大多数情况下，这种变化是呈线性的。钾、钠、钙、镍在飞灰上比较在底渣上更容易沉积。在相同的工厂中，金属在灰中的分布是不同的，如铁在底渣中的含量远远高于飞灰中的含量，铝、钡、铬、铜和铅在飞灰和底渣中的含量基本上是均等的。用水相提取的方法可把灰溶解在水中的阴、阳离子的种类分开。可用物质和电荷平衡的原理来测量它们的存在形式，结果表明钾和钠主要以氯盐的形式存在，但也以硫酸盐的形式的存在，钙主要是以硫酸盐形式存在。

　　2 积灰和结渣对垃圾焚烧炉的影响

　　2.1 积灰、结渣的形成

　　炉管壁面的积灰、结渣是一种普遍现象，在炉膛内火焰中心处的温度高，燃料中的灰分大多呈熔化状态，而在炉管壁附近的烟温则较低，一般在接触受热面时已凝固，沉积在壁面上成疏松状，就形成积灰；如果烟气中的灰粒在接触壁面时仍呈熔化状态或粘性状态，则粘附在炉管壁上形成紧密的灰渣层，就形成了结渣。结渣主要由烟气中夹带的熔化或部分熔化的颗粒碰撞在炉墙、水冷墙或熔融的沉淀物形式出现在辐射受热面上。如水冷壁、水排管、过热器排管等。造成锅炉结渣的主要原因是灰份的成份及其熔点。垃圾焚烧形成结渣由于灰层的形成和惰性气体的比例增加、氧化剂穿透灰层进入物料深部与可燃物进行反应也愈困难, 整个反应减弱。温度比焚烧段有所下降，这就是燃尽阶段的到来，直到整个剩余可燃质烧尽。然而，焚烧生活垃圾在主焚烧阶段，当物料温度较高时，在料层底部会形成大量的焦块，其尺寸大的长度可达800～1000mm，厚度一般都有200mm)左右。它使下部送风受到阻碍，燃烧减缓。垃圾燃尽后形成的渣块尺寸松散，小尺寸(＜100mm)占全部灰渣的比例约为20％,可能与以下2个因素密切相关，一是因为垃圾成分中有大量的低熔点物质，如塑料、橡胶等各种高分子化合物，加上垃圾中含有大量的煤渣、尘土、碎玻璃陶片等。当垃圾进入主焚烧阶段时，各种高分子化合物就软化缩合，将大量的灰分粘在一起，形成大的块状混合物；二是这种成团的缩合物，在燃烧过程中，供氧不充分，可能处于还原或半还原气氛中，这就使无机物灰渣溶点降低，从而形成在底部灰层中的结渣^[8]。　

　　垃圾锅炉炉膛火中心温度一般可达1000℃，燃料中的灰份大多呈熔化状态，而四周水冷壁附近烟温较低，如果烟气中携带的灰粒在接触壁面时仍呈熔化或粘性状态，则会逐渐粘附在管壁上形成紧密的灰渣层。焚烧锅炉结焦由许多复杂的因素引起，如炉内空气动力场、炉型、燃烧器布置方式及结构特性，垃圾的尺寸等都将影响炉内结焦状况。保证空气和燃料的良好混合，避免在水冷壁附近形成还原性气氛，合理而良好的炉内空气动力工况是防止锅炉内结的前提。

　　2.2 垃圾焚烧炉结渣机理的探讨^{[ 9、10]}

　　锅炉结渣是个很复杂的物理化学过程,　它涉及物料的燃烧、炉内传热、传质、物料的潜在结渣倾向、灰粒子在炉内运动以及灰与管壁间的粘附等复杂过程,　至今还没有能定量描述结渣过程的数学模型。　

　　笔者试着从灰粒输运机理及在炉壁、管壁上的粘接和结聚长大成灰渣的机理探讨结渣机理。

　　灰颗粒的输运主要有气相扩散、热迁移、惯性迁移。对于尺寸很小颗粒和气相灰分，费克扩散、小粒子的布朗扩散和湍流旋涡扩散是重要的输运方式。对稍大的颗粒,　是以热迁移的方式输运。热迁移是由于炉内温度梯度的存在而使小粒子从高温区向低温区运动。研究表明热迁移是造成灰分沉积的重要因素之一。对于较大的灰粒,　惯性力是造成灰粒向水冷壁面输运的重要因素。当含灰气流转向时,具有较大惯性动量的灰粒离开气流而撞击到炉的水冷壁面。灰粒撞击水冷壁面的概率取决于灰粒的惯性动量、所受阻力、在气流中的位置以及气流速度。

　　灰渣在管壁上沉积存在两个不同的过程：一个为初始沉积层的形成过程, 初始沉积层为化学活性高的薄灰层, 它是由尺寸十分小的灰颗粒组成。主要是由挥发性灰组分在水冷壁上冷凝和微小颗粒的热迁移沉积共同作用而形成，由于粘附以及与管子的化学反应而生成的非常牢固的覆盖层。初始沉积层中碱金属类和碱土金属类硫酸盐含量较高,　这些微小的颗粒由范德瓦尔力和静电力保持在管壁上，并与管壁金属反应生成低熔点化合物，强化了微小颗粒与壁面的连接。初始沉积层具有良好的绝热性能，它的形成使管壁外表面温度升高。另一个沉积过程为较大灰粒在惯性力作用下冲击到管壁的初始沉积层上，当初始沉积层具有粘性时，它捕获惯性力输运的的灰颗粒，并使渣层厚度迅速增加。由于初始沉积层主要是由挥发分灰组分的冷凝及微小颗粒的热迁移而引起，因而从工程角度考虑，很难防止初始沉积层的形成。造成炉内结渣迅速增加，并对锅炉安全运行构成威胁的主要因素是惯性沉积。由惯性输送的灰粒在初始沉积层上的粘接除与初始层的性质有关外，还与撞击灰粒的温度高底有关，当撞击灰粒的温度很高，呈溶融状液态时，很容易发生粘接，使结渣过程加剧。灰渣层的厚度通常是不均匀的，它与炉膛的结构、燃烧中心位置、空气动力特性、炉膛温度特性及燃料的物理化学性质有关。在炉膛的不同位置，灰渣的厚度和结构将有很大的差别。

　　垃圾焚烧与一般燃料 (重油、煤、天然气 )燃烧相比，垃圾发热值低而含水量高，质地相当低劣；焚烧过程极为复杂，气、液、固体多项反应混合发展，多孔介质中的传递、同相和异相间传递交互发生，并受晶界过程、电化学过程和应力演变过程等多重因素的影响；另外，由于垃圾形状不均，质量随季节、年代和地区而变化，相应的热值变化幅度较大，结果焚烧过程中烟气温度和成分波动也很大。所以，垃圾焚烧环境中发生的结渣比一般燃料燃烧过程中更复杂，有待于进一步探讨。

　　2.3 结渣现象的危害性

　　结渣会降低炉内受热面的传热能力。一般垃圾焚烧处理系统受到结渣沾污后，水冷壁、水冷管等换热设备的传热能力降低；并影响炉内火焰的状态，除炉膛出口烟温相应提高；还可产生堵塞现象，除传热效率降低，并提高排烟温度，降低锅炉运行经济性。在传热作用减弱的情况下，为了维持同样的蒸发量，就需要消耗更多的燃料，使送引风机负荷增设。由于通风设备容量有限，加之结渣情况下容易发生烟气通道的局部堵塞，可能因引风量不足，燃烧室内产生正压，限制锅炉出力。另外，由于飞灰易粘结在换热器及其它设备上，引起过热器沾污和腐蚀。由于总的传热阻力增大，使锅炉可能无法维持满负荷运行，只好增加回投料量，引起炉膛出口温进一步提高，使灰渣更容易粘在受热面上，形成恶性循环，导致一系列锅炉恶性事故发生。在高温烟气作用粘结在水冷壁或高温过热器上的灰渣会与管壁发生复杂的化学反应，形成高温腐蚀。结渣以后，为了维持锅炉出力，增加入炉燃料量而通风不足，燃烧不完全，一些可燃物可能被带到对流受热面，在烟道角落积起来继续，发生烟道再燃烧现象，产生严重的破坏性后果。

　　3 灰渣的危害及综合利用

　　3.1 灰渣对环境的危害

　　在垃圾焚烧过程中，垃圾中有害元素除有一部分以气相形式逸出外，大部分转入飞灰和底渣中。在垃圾灰渣处置和利用过程中，可能构成一种长期潜在的环境污染源。未能被除尘器捕获的超细飞灰，是大气气溶胶的组成部分，吸入这些颗粒将会在肺中沉积，当灰沉积呼吸系统中的鼻，咽和支气管通过纤毛运动到达胃而被溶解。飞灰的吸入比食入的危险性更大因为其直接进入血液而不通过肝和肠。大约25%被吸入灰粒沉积肺组织中，这与其在含灰环境中所暴露的时间是成正比的。粒径小于微米的颗粒一般沉积在肺的肺泡区，50%~80%的微量元素都吸附在那里。因其表面往往富集有害元素，呼吸到肺部后不易驱除，可能是诱发癌症的主要原因。此外，这部分飞灰在垃圾厂附近通过干沉降或湿沉降落到地表后，会污染地表水体及植被。被除尘器捕获的飞灰，若采用湿排，飞灰中有害元素会溶于冲灰水中，造成污染。堆放在储灰池中的垃圾灰灰渣，因雨水淋滤，会污染地表及地下水。在渣灰利用过程中，如生产建材制品，仍会对周围环境产生影响。

　　3.2 灰渣的应用前景

　　垃圾焚烧后，分散于垃圾有机质中的无机组分在高温后急冷的热动力条件下，形成主要成分以及主要物相内储存了大量化学内能，有大量游离状态的Al₂O₃、SiO₂ 及金属氧化物 (K₂O、Na₂O、Fe₂O₃、CaO、MgO)存在；灰颗粒微细，比表面积大，易于与其它成分反应形成新的物相。因此，这些灰渣可作为重要的无机非金属资源用于建材、建工、陶瓷、化工等领域，广泛用于建筑材料的生产与建设工程，今后仍将是灰渣最主要的利用途径。把焚烧垃圾灰再无害化利用越来越受到人们的高度重视。

　　4 结语

　　城市垃圾焚烧后的残渣有较大的利用潜力。研究不同地域、不同炉型条件下的垃圾焚烧后的灰渣特性，建立灰渣的科学体系，从无序中找出有序的规律，为焚烧炉的正常运行提供科学的保证，为灰渣的深度开发利用及污染防治提供科学依据。

　　5 参考文献

　　1 杨雄, 孙剑峰. 生活垃圾处理及其焚烧产物玻璃化[J]. 陶瓷研究, 2000， 15（1）.

　　2 Ontiveros L, Clapp T L, Kosson D S. Physical properties and chemical species distributions within municipal waste combuster ashes. Environmental Progress , 1989,8(3):222～206.

　　3 Taylor D R, Tompkins M A, Kirton S E,et al.  Analysis of fly ash produced from combustion of refuse-derived fuel and mixtures.  Environ. Sci. Tech., 1982,16(3):148～154.

　　4 Cahill C A, Newland L W, Am J. Treatment of incinerator ashes. Environ. Anal. Chen., 1985,11:227～239.

　　5 Furuya K, Miyajima Y, Chiba T,et al.  Recovery of uranium from nuclear fuel scrap. Environ.  Sci. Tech., 1987, 21(9):898～903.

　　6 Kautherr N , Lichtman D. Augereletron and X-ray photoelectron spectroscopy of sputter deposited aluminum nitride. Environ. Sci.Tech., 1984, 18(7): 544～547.

　　7 Hammond P B. “Metanolismof Lead,” in Lead Absorption in Children. Urban Schwarzenberg, Baltimore-Munich, 1982, 11～20.

　　8 屈超蜀. 垃圾焚烧过程特性及焚烧炉设计概要[J].重庆大学学报，1997, 20(5).

　　9  Ichiro N, Katsuya N , Khairil. Discharge behavio and its control micro amount of metallic component.  Journal of Chemical Engineering of Japan, 2000, 33(3):359～364.

　　10.MeLennan A R , Bryant G  W. Moderling the initial struchure of ash deposits and structrue changes due to sintering. Energy &f uels, 2000, 14:150～159 .

　　国家教育部重点科技项目资助，广东省自然科学基金资助。

　　作者简介：祝建中，男，1971年5月生。1999年毕业于华中师范大学化学系，硕士,现为华南理工大学化工学院在读博士生。