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計畫編號 NSC-88-EPA-Z-005-001 年度 民國 88 年 計畫名稱 一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術 計畫主持人 魏銘彥 計畫領域 空保處 主辦機關 行政院環境保護署 受委託單位 中興大學環境工程學系 計畫摘要 本研究將蒐集國內外各大焚化爐實廠的相關資料，包括焚化爐型體、焚化操作條件、所設置之空氣污染防制 設備等項目以及各種空氣污染物控制技術之最新資料，做一完整的研究與探討。在收集相關文獻後，依據實驗室 所累積之經驗與基礎，藉由實驗室規模之焚化爐，模擬焚化廢氣，並進行分析與實驗。同時，亦藉由套裝軟體 ASPEN PLUSTM及熱力平衡模式來模擬各種焚化操作條件下，污染物種的生成趨勢，以期能針對焚化過程中所產 生之污染物，找出最佳化之焚化操作條件及有害空氣污染物之控制方法，並將成本要求納入考量，以獲得本土化 的最佳焚化處理技術。 關鍵字 重金屬、有機物、酸性氣體、乾式、半乾式、袋式集塵器、靜電集塵器 上傳文件 NSC-88-EPA-Z-005-001.pdf 建立者 環保署管理者 建立日期 民國91年08月23日 上次修改人員 環保署管理者 上次修改日期 民國94年06月17日 Page 1 of 1 85年~97年科技計畫 2012/5/17 http://sta.epa.gov.tw/report/project.htm

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計畫編號 NSC-88-EPA-Z-005-001

年度 民國 88 年

計畫名稱 一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

計畫主持人 魏銘彥

計畫領域 空保處

主辦機關 行政院環境保護署

受委託單位 中興大學環境工程學系

計畫摘要

本研究將蒐集國內外各大焚化爐實廠的相關資料包括焚化爐型體焚化操作條件所設置之空氣污染防制

設備等項目以及各種空氣污染物控制技術之最新資料做一完整的研究與探討在收集相關文獻後依據實驗室

所累積之經驗與基礎藉由實驗室規模之焚化爐模擬焚化廢氣並進行分析與實驗同時亦藉由套裝軟體

ASPEN PLUSTM及熱力平衡模式來模擬各種焚化操作條件下污染物種的生成趨勢以期能針對焚化過程中所產

生之污染物找出最佳化之焚化操作條件及有害空氣污染物之控制方法並將成本要求納入考量以獲得本土化

的最佳焚化處理技術

關鍵字 重金屬有機物酸性氣體乾式半乾式袋式集塵器靜電集塵器

上傳文件 NSC-88-EPA-Z-005-001pdf

建立者 環保署管理者

建立日期 民國91年08月23日

上次修改人員 環保署管理者

上次修改日期 民國94年06月17日

Page 1 of 185年~97年科技計畫

2012517httpstaepagovtwreportprojecthtm

I

摘 要

焚化處理是目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果好

並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物病原

性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱交換

將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當不僅

不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造成環

境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包括有

重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚化爐

中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之氯

硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及

硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控

制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等揮發

性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴奧辛

及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

本研究將蒐集國內外各大焚化爐實廠的相關資料包括焚化爐型

體焚化操作條件所設置之空氣污染防制設備等項目以及各種空氣

污染物控制技術之最新資料做一完整的研究與探討在收集相關文

獻後依據實驗室所累積之經驗與基礎藉由實驗室規模之焚化爐

模擬焚化廢氣並進行分析與實驗同時亦藉由套裝軟體 ASPEN

PLUS 及熱力平衡模式來模擬各種焚化操作條件下污染物種的生成

趨勢以期能針對焚化過程中所產生之污染物找出最佳化之焚化操

作條件及有害空氣污染物之控制方法並將成本要求納入考量以獲

得本土化的最佳焚化處理技術

II

ABSTRACTIncineration is one of the best disposal technology for municipal waste It has the

advantages of volume reduction and high toxicity reduction The heat energy

produced during the incineration could be also recovered for electric generation

However inadequate design or operation could result in the emission of pollutants

The composition of waste is very complex Many types of pollutants could be

produced during incineration The pollutants contains heavy metals acid gas and

toxic organic compounds which pose a grave threat to human health Heavy metal

compounds will react with oxygen or chlorine to from metal oxides or metal chlorides

The elements of chlorine sulfur and nitrogen contained in the waste or fuel will react

with hydrogen or oxygen to generate acid gas such as hydrogen chloride vitriol and

aquafortis The formation of these acid gas could be related to the operating

temperature waste composition and the air pollution control devices The toxic

organic compounds include the volatile organic such as benzene toluene carbon

tetrachloride chloroform and the semi volatile organic such as phenol The emission

of dioxin and fluorene also cause intensive public concern

Present work will collect the relative data of incineration plant in our country

which include the type of incinerators incineration conditions the air pollution

control devices and the current status of operation Additionally the new air pollution

control technology available at home and abroad will also be studied Base on the

studied experiences of incineration in our laboratory the experiment were carried out

to evaluate the potential pollutants emissed from the incineration of simulated

municipal waste At the same time the tendency of generating pollutants under

various incineration operating conditions were also performed by using ASPEN

PLUS and thermodynamic equilibrium model Finally the optimum air pollution

control technology for the incineration gas will be evaluated to provide useful

information for further design or operation of incinerator

III

目錄

摘 要IABSTRACT II目錄 III表目錄VI圖目錄 VIII第一章 前言1

11 研究動機212 研究目的313 預期目標314 研究方法615 研究時程規劃10

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制 1121 焚化流程 11

211 廢棄物前處理 11212 燃燒 11213 污染物控制15

22 廢氣排放標準26第三章 廢氣中污染物之型態30

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制30311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性36312 焚化系統中重金屬之控制44

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制4933 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制55

331 利用吸附技術控制廢氣排放之實例6134 總結62

第四章 廢氣控制設備組合之評估6341 國內外焚化廠設備規模及處理概況6342 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響6843 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響7144 空氣污染防治設備組合比較7745 結論83

第五章 焚化廢氣之模擬8451 模擬參數8452 系統模擬86

521 系統流程描述86522 基本設定(Setup Specifications form) 87523 成份屬性(Components Specifications form) 87524 非傳統物質(NC)的物性模式(Properties NC-Props) 89525 進料值(Input-Data)的輸入89526 副加程式92

53 結果與討論95

IV

531 過量空氣95532 熱損失99533 廢棄物熱值103534 含硫量104535 含氯量108

54 熱力平衡模式 112541 模擬程序 112542 模擬條件 113543 模擬結果討論 114

第六章 實驗設備及方法12061 實驗設備120

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備120612 煙道氣中氯化氫之採樣設備123613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備123614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備125615 煙道氣中有機污染物之採樣設備126616 樣品分析儀器127617 實驗藥品與材料128

62 進料組成之模擬13063 實驗操作條件13464 實驗流程136

641 起爐升溫136642 重金屬之採樣及分析136643 有機物之採樣及分析138644 酸性氣體之採樣及分析139

第七章 結果與討論14071 焚化過程中產生之重金屬污染物140

711 各重金屬在氣固相中的分佈140712 各操作條件下重金屬濃度之比較147

72 焚化過程中產生之粒狀污染物15373 焚化過程中產生之酸性氣體154

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較154732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較156733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較157

74 焚化過程中產生之有機污染物159741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 159742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 161743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 163744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 166745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯) 167746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯) 169747 添加重金屬對有機污染物生成的影響171

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討173第八章 結論175

V

81 焚化過程中產生之重金屬污染物176811 鎘化合物176812 鉛化合物177813 鉻化合物178814 汞化合物179815 重金屬污染物的控制180

82 焚化過程中產生之酸性氣體182821 氯化氫182822 二氧化硫182823 氮氧化物183824 酸性氣體的控制183

83 焚化過程中產生之有機污染物18584 污染防治設備組合之綜合評估18685 總論18886 對空污防治之重要成效189

參考文獻190附錄一206附錄二207

VI

表目錄

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況 4表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定) 5表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定) 6表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐 8表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表 9表 1-6 時程規劃表 10表 2-1 焚化爐型式比較表 14表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料 16表 2-3 袋濾式集塵器資料表 18表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表 19表 2-5 乾式滌氣塔資料表 22表 2-6 濕式洗滌法 23表 2-7 半乾式滌氣塔 24表 2-8 各種不同控制設備之比較 25表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)25表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準 27表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準 28表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準 29表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998) 31表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較 33表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)34表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)35表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)36表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)39表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998) 40表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998) 41表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)42表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續） 43表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度 45表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例 46表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度 46表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例 48表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表 58表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料 65表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件 67表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較 69表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較 70表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997) 75表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料 75

VII

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)76表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料 78表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 79表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 80表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 81表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料 82表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成 85表 5-2 參數之變動範圍 85表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質 88表 5-4 HCOALGEN Option Codes 90表 5-5 程式中參數代表之定義 93表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件 114表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果 115表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果 116表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果 117表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果 118表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析 132表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析 132表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表 133表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表 133表 6-5 各試程之操作條件表 135表 7-1 常見燃料之成分分析表 158表 7-2 實驗結果數據表 174

VIII

圖目錄

圖 1-1 研究流程圖 9圖 2-1 焚化流程 11圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990） 37圖 5-1 模擬流程圖 87圖 5-2 廢棄物的物性模式 91圖 5-3 熱損失之副加程式 93圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響 95圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響 96圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響 97圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響 97圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響 98圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響 98圖 5-10 熱損失對爐溫的影響 100圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響 100圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響 101圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響 101圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響 102圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響 102圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 ) 103圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響 105圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響 105圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響 106圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響 106圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響 107圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響 109圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響 109圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響 110圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響 110圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響 111圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備 122圖 6-2 氯化氫採樣設備 123圖 6-3 煙道氣採樣設備 124圖 6-4 氣相重金屬採樣設備 125圖 6-5 有機污染物採樣設備 126圖 6-6 重金屬分析流程圖 137圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)140圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)141圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 141圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143

IX

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 144圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 147圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 148圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 148圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 150圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 151圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 152圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較 153圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 154圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 155圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較 156圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較 157圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 159圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 161圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 161圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 163圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 163圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 164圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 166圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 167圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 167圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 168圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 169圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 170

1

第一章 前言

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐年增加雖然隨著環保意識的抬頭垃圾減量與資源回收工作

也正如火如荼地推動中但每人每天仍平均製造出約 12 公斤(1995

年)的垃圾如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋場之容量快速飽和

而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋場的設立更顯不

易相對的應用焚化方式處理垃圾除了可以達到減量化資源化安

定化無害化等廢棄物清理之目標外其技術之開發已臻相當可靠之

地步且作業安全熱能又可回收利因此目前已成為地狹人稠的台

灣地區廢棄物之主要處理方式

自民國 73 年起政府開始推動大型垃圾焚化廠之興建計劃至民

國 82 年止共規劃了 21 座焚化廠並預計在民國 90 年前完工以解決

國內日益嚴重的垃圾問題目前這 21 座焚化廠的執行現況如表 1-1

所示此乃第一階段垃圾焚化廠興建計劃

前項計劃自推動以來因地方政府未能協調溝通民意排除民眾

抗爭以順利取得建廠用地致使建廠工作受阻影響年度預算執行

至鉅為加速推動垃圾焚化廠興建工程計畫故參考先進國家之經

驗以公有民營為過渡方式民有民營為終極目標利用民間力量參

與興建以減少政府財務及人力負擔表 1-2 及 1-3 即為民國 85 年核

定「鼓勵公民營機構興建營運垃圾焚化廠推動方案」以 BOO 或 BOT

的模式預定在台灣各縣市再興建 18 座垃圾焚化廠並分為兩梯次

第一梯次 8 個廠第二梯次 10 個廠此為第二階段垃圾焚化廠興建

計劃

2

另外部分離島地區水源特定區及特殊偏遠地區等區域因其

特殊地理位置無法參與上述資源回收焚化廠興建計劃或是區域性聯

合衛生埋場計畫而一般事業單位或醫療廢棄物也常利用小型焚化爐

來處理垃圾表 1-4 為國內運轉中的小型焚化爐處理廢棄物種類爐

型及廢氣處理系統之相關資料

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店樹林廠及台中市等六個廠其操作營運狀

況如表 1-5 所示由表中可知這五個廠處理垃圾之平均低位發熱量

皆高於當初設計的發熱量此乃因為近幾年來塑膠製品充斥市面以

致民眾消費習慣改變而其廢棄物中塑膠含量也隨之增加進而大幅

提高垃圾熱值增加爐體所能負荷的熱量如此也相對的降低了焚化

廠的處理量故政府不但一方面宣導民眾減量使用塑膠製品一方面

則加速推動垃圾分類制度以期有效回收垃圾中之有用資源並提昇

焚化廠的利用率

11 研究動機焚化處理雖為目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果

好並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物

病原性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱

交換將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當

不僅不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造

成環境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包

括有重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚

化爐中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之

氯硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫

3

酸及硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排

氣控制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等

揮發性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴

奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

12 研究目的焚化過程中爐體的設計操作條件與空氣污染防制設備的設計操

作對空氣污染物之控制效果有重大的影響但是國內目前對於這方面

之研究尚未完備故本研究將針對國內各焚化廠實地收集其垃圾組

成與焚化生成污染物特性與控制現況並收集國內外各種空氣污染控

制技術相關資料藉由實驗室規模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣了

解污染物排放及生成特性並配合法規限制及成本要求等評估各

種空氣污染控制技術之可行性與適用性提出本土化之焚化廢氣合適

之空氣污染物控制技術以提供國內各焚化廠操作建議或設計參考

13 預期目標1了解垃圾焚化產生有害空氣污染物國內外相關最新資訊及處理技

術

2了解垃圾焚化產生有害空氣污染物的成份及經濟可行性的控制方

法

3獲得本土化的垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

4

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況

主辦機關

廠 別 規模TTD

顧問機關

承攬廠商

合作廠商

現 況完工日期

備 註

臺北市內湖 900 已完工運轉中 810124 公有公營

臺北市木柵 1500日本田熊(TAKUMA)

已完工運轉中 830721 公有公營臺北市環保局

臺北市北投 1800

中興顧問日本丸紅(HITACHI)

已完工運轉中 8706 公有公營

高雄市中區 900 中華顧問 東帝士 德國 DBA 已完工運轉中 8710 公有公營高雄市環保局 高雄市南區 1800 中興顧問

中鼎工程公司

德國Martin

施工中 8902 公有公營

臺中市 900日本鋼管

(NKK)已完工運轉中 840508

公有民營(達和公司)

嘉義市 300中興顧問

已完工運轉中 876公有民營(達和公司)

臺灣省環保處

臺南市 900 中華顧問中興電工 丹麥

Volund 已完工運轉中 8712 公有民營

臺北縣新店市 900 已完工運轉中 830528公有民營(中鼎公司)

臺北縣樹林鎮 1350慧能顧問

日本三菱(MHI) 已完工運轉中 840601

公有民營(達和公司)

臺北縣八里鄉 1350 施工中 8810 公有民營新竹市 900 慧能顧問 中興電工 丹麥

Volund 施工中 8804 公有民營

高雄縣仁武鄉 1350日本三菱中鼎工程

施工中 890326 公有民營

彰化縣溪州鄉 900中興顧問 日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 8909 公有民營

屏東縣崁頂鄉 900 中鼎工程日本穿崎重工(KHI)

遠東機械(技術合作)

施工中 890326 公有民營

臺中縣后里鄉 900 中興顧問日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 890326 公有民營

基隆市 600 中鼎工程 大潁 Steimuller 施工中 900618 公有民營宜蘭縣利澤 600 中興顧問 大潁 Steimuller 施工中 900318 公有民營

臺南市永康市 900 中鼎工程 施工中 9108 公有民營嘉義鹿草鄉 900 施工中 9012 公有民營

環保署

高雄縣岡山鎮 1350 中興顧問 中鋼 TAKUMA 施工中 9004 公有民營合 計 21900

資料來源環保署全球資訊網

5

表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址 服務範圍噸 數(噸日)

桃園縣 BOO中壢市平鎮市大溪鄉楊梅鎮觀音鄉新屋鄉蘆竹鄉大園鄉龍潭鄉

1200

新竹縣 BOO 竹北市芎林鄉湖口鄉新埔鎮新豐鄉 300

苗栗縣 BOT 竹南鎮

苗栗市苑裡鄉頭份鎮後龍鎮通霄鎮卓蘭鎮公館鄉大湖鄉銅鑼鄉南庄鄉頭屋鄉三義鄉西湖鄉三灣鄉造橋鄉獅潭鄉泰安鄉竹南鎮

500

台中縣 BOT 烏日鄉 大里市太平鄉烏日鄉霧峰鄉 600

南投縣 BOO南投市名間鄉仁愛鄉國性鄉魚池鄉集集鎮竹山鎮埔里鎮草屯鎮鹿谷鄉中寮鄉水里鄉信義鄉

500

彰化縣 BOO彰化市和美鎮伸港鄉線西鄉鹿港鎮大城鄉花壇鄉秀水鄉福興鄉埔鹽鄉芳苑鄉大村鄉芬園鄉

800

雲林縣 BOO斗六市斗南鎮虎尾鎮土庫鎮西螺鎮莿桐鄉林內鄉大 鄉古坑鄉

300

台東縣 BOO台東市成功鎮關山鎮路野鄉池上鄉東河鎮金峰鄉達仁鄉太麻里鄉

300

總 計 4500資料來源環保署全球資訊網

6

表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址服 務範 圍

噸 數(噸日)

台北縣 BOT 汐止鎮 汐止鎮萬里鄉 300桃園縣 BOO 中壢市楊梅鎮等 700台中市 BOO 台中市(東區北區北屯區) 600台中縣 BOT 大安鄉 大甲鎮大安鄉清水鎮 300台中縣 BOO 沙鹿鎮梧棲鎮龍井鄉大肚鄉 400

彰化縣 BOO員林鎮社頭鄉永靖鄉埔心鄉大村鄉芬園鄉

300

雲林縣 BOO台西鄉東勢鄉四湖鄉口湖鄉水林鄉褒忠鄉崙背鄉元長鄉北港鎮麥寮鄉

300

台南縣 BOT 七股鄉

新營市鹽水鎮柳營鄉六甲鄉後壁鄉白河鎮東山鄉佳里鎮西港鄉七股鄉北門鄉學甲鎮麻豆鎮下營鄉官田鄉大內鄉將軍鄉

600

花蓮縣 BOT 花蓮市土安鄉新城鄉壽豐鄉秀林鄉 300

澎湖縣尚未決定

尚未決定 200

總 計 4000資料來源環保署全球資訊網

14 研究方法本研究之執行可分為以下三個部分

第一部份蒐集國內外垃圾焚化產生有害空氣污染特性及處理方法

可再細分成四個部份

(1)蒐集國內外垃圾焚化廠設備規模及處理概況

(2)蒐集國內外垃圾焚化廠空氣污染物生成特性及控制設備效果

(3)蒐集文獻中廢棄物焚化廢氣中污染物特性相關研究

(4)蒐集空氣污染防治設備操作特性與控制效果及其影響因子相關資

料

第二部份以實驗模擬垃圾焚化產生的有害空氣污染物並實際分析

各種空氣污染物之濃度及特性

第三部份以 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式模擬都市廢棄物在不同

7

的焚化操作條件下所可能產生的污染物種

綜合第一部份所收集之相關資料與實驗及模擬分析結果考慮投入總

成本法規的要求降低焚化產生有害空氣污染物的排放程度提出

本土化焚化廢氣最佳化的控制技術圖 1-1 為本研究流程圖

8

表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐

所在地 爐型 開始運轉時間 廢棄物種類 廢氣處理系統太魯閣關原焚

化爐固定床 民國 85 年 一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器

東北角風景區焚化爐

機械式爐床 民國 83 年 一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器彰化縣和美

鎮伸港鄉線西鄉合建垃圾

焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式吸收塔+靜電集塵器

桃園平鎮垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式除酸+袋

式集塵器中正機場三號

焚化爐混燒式機械爐

床民國 82 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(濕式)

泰安休息站垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 80 年 一般垃圾 濕式水洗

高雄國際機場焚化爐

混燒式機械爐床

民國 79 年 機場一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中正機場二號

焚化爐批次式固定爐

床民國 71 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(乾式)

陸軍兵工整備中心焚化爐

批次式固定爐床

民國 83 年 一般垃圾 濕式水洗

ICI 觀音廠焚化廠

旋轉窯焚化爐 民國 80 年事業廢棄物乾燥生物污泥

濕式水洗

台中榮民總醫院焚化爐

控氣式焚化爐 民國 82 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式水洗

台北榮民總醫院焚化爐

批次脈動爐床 民國 81 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中美和林園廠

焚化爐環式流體化床

焚化爐事業廢棄物生

物污泥濕式水洗

陽明山國家公園焚化爐

機械脈動爐 民國 81 年 一般垃圾 濕式水洗

中油大林廠焚化爐

氣泡式流體化床焚化爐

事業廢棄物油泥生物污泥

濕式水洗

資料來源工研院能資所1998EPA-87-FA41-03-17

9

表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表

焚化廠別

焚化量焚化率（噸） （）

灰渣量（噸）

發電量（萬度）

售電量（）

平均低位發熱量設計發熱量

（仟卡公斤）

廢氣排放情形（註）

內湖 5217227 945 15 228 18241350符合排放標準

木柵 20002523 3751 277 548 19881600符合排放標準

新店 22817994 5027 982 768 18421548符合排放標準

樹林 33753981 7629 1504 807 20031548符合排放標準

台中市 18909824 3935 692 755 19831500符合排放標準

資料來源環保署全球資訊網

一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

文獻國內外焚化廠處理現況及控制技術等相關資料的搜集

電腦模擬模擬實驗操作變因一次室爐溫二次室爐溫

含氯物種(PVCNaCl)

ASPEN PLUS軟體模擬操作變因過量空氣量熱損失廢棄物熱值含硫量含氯量

熱力平衡模式操作變因

爐溫含有機氯含無機氯

分析項目重金屬(PbCdCr)

粒狀污染物酸性氣體(SO2HClNOx )

有機污染物(PAHs)

探討在各操作條件下各污染物種的生成情況

評估各種控制技術對污染物的去除效率

在去除效率及成本的考量下尋求一最佳的控制技術

圖 1-1 研究流程圖

10

15 研究時程規劃本研究所安排之時程規劃如表 1-6 所示實際之進度與表所示符

合

表 1-6 時程規劃表 月 次

工作項目

第 1 月

第2 月

第3 月

第4 月

第5 月

第6 月

第7 月

第8 月

第9 月

第10月

第11 月

第12 月

備 註

相關文獻資料收集 符合進度

軟體模擬 符合進度

實驗準備 符合進度

實驗進行 符合進度

數據分析及整理 符合進度

期中報告 符合進度

期末報告 符合進度

預定進度累計百分比

11

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制

21 焚化流程

焚化的處理流程大致可分為廢棄物前處理燃燒及污染物控制

等三個階段如圖 2-1 所示

211廢棄物前處理

前處理的目的有三即(1)增進營運效率(2)回收可用物質(3)

回收轉化物或能源而前處理技術則包括(1)破碎(減小垃圾的尺寸)

(2)壓縮(減小垃圾的體積)(3)分選(分類篩選以利回收或處理)(4)

乾燥(減少水分以利燃燒)

212燃燒機械床 急冷式 靜電集塵

流體化床 廢熱鍋爐 袋式集塵

旋轉窯 熱水回收 旋風集塵

液體噴注式 濕式洗滌塔

高溫熔爐 乾式洗滌塔

半乾式洗滌塔

排煙

廢棄物

參考資料劉(1995)魏(1996)張(1997)

圖 2-1 焚化流程

混合破碎

燃燒室

排氣冷卻或熱回收

粉酸有重塵氣機金去去物屬除除去去 除除

煙囪

灰渣處理(含重金屬)

12

焚化爐為焚化系統的核心設備亦是廢棄物處理的主要設施而

燃燒室型態的選擇主要決定於廢棄物的物理性質及灰份一般可略分

為五大類型(1)機械爐床式焚化爐(2)流體化床式焚化爐(3)旋轉

窯焚化爐(4)液體噴注式焚化爐(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996)以

下就這五種分述之

(1)機械爐床式焚化爐

機械爐床式焚化爐一般是以多種爐條構成經由爐條反覆運轉而帶動

垃圾使之前進並達到混合與均勻攪拌的目的而在垃圾進入燃燒段

前通常會先經過乾燥區充份乾燥以降低垃圾含水率並提高其熱

值之後進入高溫燃燒段未完全燃燒的垃圾則再經後燃燒段以使

反應更完全一般大型焚化爐均採此型

(2)流體化床式焚化爐

流體化床焚化爐即是指廢棄物在流體化床中像流體般地被攪拌混合

而燃燒完全後才排放在此通常以砂床中的砂石為流體化介質因為

砂石具有高熱容量能蓄積大量的熱能而在流體化的過程中充份地

與廢棄物接觸並將能量傳輸給廢棄物因此其熱傳效率佳溫度

分非常平均不僅燃燒可以完全所需焚化銷燬的溫度也可降低此

外若燃料或廢棄物中含硫氯等元素則可將粒狀石灰噴入爐內直

接中和硫氧化物及氯化氫等酸氣因此可省略排氣處理系統中酸氣去

除部份

(3)旋轉窯焚化爐

一般旋窯焚化爐在旋窯後端裝置一個二次燃燒室以確保燃燒完全

它包括旋轉窯爐體緊急排放煙囪二次燃燒室污染防治設施誘

13

引抽風機及排放煙囪等旋轉窯的主要功用是熱解氣化及燃燒廢棄

物中的可燃份不可燃的灰渣則經由旋轉窯的轉動移向排灰口排出

二次燃燒室則是將一次室所排出的廢氣在高溫下再次氧化使其燃燒

更完全

(4) 液體噴注式焚化爐

液體噴注式焚化爐是最常見之有害廢棄物焚化爐凡是流動性的廢

液泥漿及污泥皆可用它銷燬高熱值廢液可直接由燃燒器噴入爐內

直接焚化廢水及低熱值廢液則必須輔以燃料以提供維持適當溫度

所需的最低熱量燃燒器噴出的火焰和廢液噴出的位置及方向可以調

整以達最佳焚化效果

(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996章 1993)

跟其他焚化爐比較高溫熔渣焚化爐能處理含有少量不可燃的廢棄

物經處理過後的廢棄物可燃的被焚化不可燃的被熔化最後形

成像一個陶瓷般的不可熔物質主燃燒室溫度控制在 1400 以上

因此廢棄物中的惰性物質除高熔點的金屬及其化合物外皆呈熔融狀

態而獲較完全的焚化同時凝結後的熔渣形成較大顆粒而將重金屬

化合物包容於其中其透水性低呈較穩定狀態且熔渣會在爐窯內

壁上形成一保護層可延長耐火磚壽命但亦容易造成溫度控制不

當使爐體出口附著不同形狀之礦渣而造成阻塞

五種爐型的比較請參見表 2-1

14

表 2-1 焚化爐型式比較表焚化爐形式 操作溫度範

圍滯留時間 優點 缺點

液體噴注式 650-1600 01-2 秒 1 可以焚化的有害廢液種類相當廣泛2 爐內氣體混合度高燃燒效率佳不須除灰

系統3 燃料流量改變時溫度反應快速4 活動配件最少5 維護費用低造價低操作人力少

1 只適用於可由燃燒去噴嘴物化的廢液2 燃燒器易被雜質堵塞3 限於處理黏滯度小於 750ＳＳＵ之廢液

旋轉窯式 820-1600 氣液體 1-3 秒固體 05-2 小時

1 滯留時間長且可藉轉速控制2 可處理大部分固體及液體有害廢棄物（包括

ＰＣＢs）3 可分別處理廢液及固體廢棄物4 可連續除灰5 進料不需前處理或預熱可處理體積較大的

容器6 自動排灰不影響燃燒效率

1 建造費用高昂2 維護費用較高3 操作溫度高需常翻修耐火磚4 灰渣可能溶融結塊5 過剩空氣量需求高排氣粉塵量較高6 啟動點燃後需一段時間才能操作溫度且熱效

率低

流體化床式 450-980 氣液體 1-2 秒固體 10 分鐘-2 小時

1 接觸表面積大傳熱快燃燒效率提高2 可處理可燃性固體液體廢棄物3 內部可動零件不多操作費用低4 進料速率變化對系統影響較小5 可處理含水高的廢棄物6 爐內同時完成焚化與除酸兩種功能7 操作溫度低燃料費低8 過剩空氣量小排氣量少

1 由流體化床中除去殘留物較不易2 大型廢棄物需作前處理3 流體化介質可能衝蝕爐床材料4 操作溫度小於 1100（砂的熔點）5 排氣粉塵量較高6 進料速度不穩或空氣分配不均會造成流體化分散

不佳致爐溫不穩定

機械爐床式 1 使垃圾移動過程攪拌均勻2 技術成熟二次公害可有效控制3 處理流程單純

1 單位面積爐除焚化率較低2 混燒後灰燼中可回收之金屬價值較低

參考資料章(1993)張(1991)魏(1996)

15

213污染物控制

雖然焚化具有多項優點但焚化後所產生的燃燒氣體中除了無害

的二氧化碳及水蒸氣外還含有許多污染物質必須加以適當的處

理以避免造成二次公害危害人體健康及自然環境故污染控制在

焚化過程中實屬一重要課題

空氣污染控制設備中較常見者為旋風集塵器袋式集塵器靜

電集塵器濕式洗滌塔半乾式洗滌塔乾式洗滌塔及活性碳吸附塔

本節將針對這些控制設備做詳細之介紹至於相互間的配對使用則

將在下節中討論

(1) 旋風集塵器

旋風集塵器是一種低成本且常見的集塵設備尤其是作為初級除

塵它主要由一圓柱筒構成其下端縮成圓錐形係利用強制渦流所

產生之離心力及重力沉降作用將廢氣中粒狀污染物去除含塵粒之氣

體由一處或多處以切線方向吹入圓筒中在圓筒內旋轉其中塵粒因

受離心力之作用拋向器壁沿器壁而下被導入集塵筒中而清淨之

氣體則從圓筒中央之開口逸出旋風集塵器之除塵效率約 65~80

去除粒子大小在 3~100 microm 範圍但僅對於 10 microm 以上之粒狀污染物

較有效(張1997)故通常僅用來作為高效率集塵器之前處理設備表

2-2 為旋風集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

16

表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 去除率

總去除率是各類粒徑大

小的加權平均

2 壓損

壓力損失一般控制於

30~100mm 水柱高

1 對大粒粉塵去除有效粒徑 30microm

以上達 99去除率粒徑小於

5microm 以下去除率不到 50

2 總去除率ηt

ηt=Σηjmj

3 去除率的增加與廢棄流量密度

變化塵粒濃度成正比與廢氣

的黏滯性成反比

優點

1 造價低

2 適用於高溫環境

3 由於沒有可動零件維修

費用低

缺點

1 效率低(尤其是對非常小

的塵粒)

2 操作費用高(由於壓損高

的緣故)

結論適用於初級除塵保護下

游之濾袋集塵設備或

減低負荷

1 一般而言旋風集塵器

的費用為濾袋式集塵

器靜電集塵器等的十

分之一

2 購置費用決定於塵粒

的去除率處理的廢氣

量壓損及附屬設備

參考資料章 (1993)張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)

17

(2) 袋式集塵器

袋式集塵器是工業上常用以收集微粒的方法之一主要的設計是

將含塵粒的氣流從底部進入圓筒形濾袋在通過濾料的孔隙時藉由

慣性衝擊直接攔截和擴散三種捕捉機制將粉塵捕集於濾料上透過

濾料的清潔氣體由排出口排出而附著於過濾層上的粒狀物再定時以

振動氣流逆洗或脈動沖洗等方式清除之一般而言其去除粒子大

小在 005~20 microm 範圍壓力降在 100~200 mmH2O 左右集塵效率可

達 99 以上(張1997)因此普遍使用於基本金屬水泥石灰化

學食品製藥等工業及都市垃圾焚化爐排氣處理系統中另外在

袋式集塵器前通常設有噴淋塔或急冷設備以避免高溫物質導致濾布

起火燃燒表 2-3 為袋濾式集塵器收集效率優缺點及設備費用之相

關資料

(3) 靜電集塵器

靜電集塵器能有效去除工業排氣中所含的粉塵及煙霧它對於氣

體流動的阻力小能量使用低並且可以同時收集大形及小形粉塵粒

子因此它的用途很廣是水泥及發電廠排氣飛灰去除的主要設備

主要是利用高壓負極產生電暈作用放出電力使通過之廢氣氣體分

子電離廢氣內之塵粒遂帶有負荷電再由集塵器之正極板吸著並中

和經過一段時間後經捶擊極板使附著於極板上之塵粒掉落於集塵

漏斗內去除之去除粒子大小在 005~20 microm 範圍壓力降在 10~20

mmH2O 左右(張1997)去除效率在 90~995 間一般可達 95 以

上表 2-4 為靜電集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

18

表 2-3 袋濾式集塵器資料表操作條件 去除效率 大約價格 優缺點1 溫度範圍一般濾袋耐熱約 140 ~ 230 (玻璃纖維 300 四氯乙烯280 ) 操 作 溫 度 範圍140-170

2 粉塵特性大小分配及含量3 壓差100-200 mmH2O4 氣布比(cm2seccm2)振動式1~31逆洗式05~21脈衝式25~751

5 排氣成份及含量6 濕度7 氣體流速

1 粒狀物98 以上2 部份 SOX15~20

1投資費用700 萬(設計 55 噸燃煤鍋爐廢氣處理量100000Nm3hr)

2操作與維護費用(萬年)人工54 萬電力1548 萬濾袋84 萬維護8784 萬總計38064 萬

優點1 去除效率高2 建造維修及操作成本中等3 自動化操作4 回收有用微粒5 濾餅(Filtrate Cake)形成有助去除效率之提昇

缺點1 廢氣溫度不能太高2 潮濕或黏性不適用3 粒狀物成份及水份對濾布有影響4 濾布汰換成本高5 濾餅形成壓差上升

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

19

表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用 備註ESP 集塵機制主要如下1電場與電暈電流的產生2塵粒的帶電3塵粒的收集4塵粒的移除ESP 典型之設計參數範圍集塵速率 10~10 mmin寬度 15~40 cmSCA( 集 塵 板 氣 體 流 量 ) 025~21 (m2m3min)長高比(LH) 05~20氣體流速 12~25 ms停留時間 2~10 sec去除效率 80~999 收集板間距 20~28 cm電暈電力需求 175~175 W(m3min)氣體溫度 370(一般) 705(特製)塵粒粒徑 gt005 microm

去 除 效 率η=1-exp(-AtimesWeQ)理論去除效率可由集塵速度集塵面積及氣體流量來決定但由於此公式已做了相當多的理想化假設所致因而需加以修正一般以等效率漂移速度來取代以符合實際運轉

ESP 之長高比與集塵效率之關係05~06 le980 10~11 98 ~99 11~13 991~99413~15 995~99715~20 ge998

優點1對粒徑大於 1 microm 以上之粒狀污染物可達到很高集塵效率

2操作溫度範圍大(90~425 )3可以處理大量之氣體4操作及維護成本低5廢氣之壓力損失較小6使用壽命長缺點1集塵效果受進氣條件變化影響較大

2對比電阻過高或過低之粉塵甚難收集

3建造費高及佔地面積大4影響效率之因素多故不易排除故障

5在高去除率操作階段欲提升一點去除率需花費很多電流在經濟上很不划算

決定其漂移速度應達到的收集效率及氣體的進流量而可推估出集塵板面積如此則概略可知靜電集塵器尺寸及費用

1使用 ESP 時可在煙氣中加入些化學調節劑可改變煙氣的組成及塵粒的電阻率如此可改善 ESP之集塵效率

2ESP 十餘年前在焚化廠中常與洗滌塔搭配使用但由於不易去除極細小之重金屬及 PCCDs且若通過 ESP 之廢氣溫度不當時 PCCDs 常可能有再合成現象因此 ESP 已漸不被新設計的大型垃圾焚化廠採用

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

20

(4) 乾式洗滌法

乾式洗滌法(dry sorbent injectionDSI)係將鹼性固體粉末(鈣鈉基

吸收劑)直接藉壓縮空氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接

觸而達到中和去除的目的通常需先加一個冷卻塔在前面以降低廢氣

溫度提高去除效率但由於固相與氣相的接觸時間與反應面積有限

且質傳效果不佳故通常需要添加化學反應劑量的 3~4 倍固體停留

時間至少需 1 秒以上乾式洗煙法單獨使用時的去除效率並不高故

常藉由後接的濾袋集塵器進行二次反應以達到排放標準有時會在吸

收劑中加入活性碳粉末以提高汞的去除率為目前垃圾焚化廠典型的

空氣污染物去除流程表 2-5 為乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

(5) 濕式洗滌法

濕式洗煙法(Wet Scrubber)通常接於靜電集塵器或袋濾式集塵器

之後於粒狀物質被去除後再進入濕式洗煙塔與鹼性藥劑反應以

降低所產生的污泥量可用的鹼性藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2 雖

然苛性鈉較消石灰為貴但其去除效率較佳用量較少且不會因

pH 值調節不當而產生管線結垢等問題故一般設計多採用 NaOH 溶

液作為酸性中和劑首先需噴入足量的液體使廢氣溫度降至飽和再

與噴入的鹼性藥劑於塔內之填充材料(packing)表面進行中和作用而

達到去除的目的由於填充材提供廣大的接觸面積所以在藥劑的使

用上極為節省而若整個系統採循環方式設計則更可節省鹼性藥劑

的使用量及廢水的排放量表 2-6 為濕式洗滌法操作條件去除效率

及設備費用之相關資料

21

(6) 半乾式洗滌法

半乾式洗煙法(semi-dry Scrubber 或 spray dryer adsorption SDA)

係將泥漿狀鹼性吸收劑經由高速旋轉霧化器(Atomizer)之 Disc 分為細

小微粒後自塔頂噴入與煙道氣中的酸性氣體充分接觸並產生中和作

用而將氣體污染物去除由於噴入的泥漿乳劑本身含部份水份具降

溫作用故不需加裝冷卻塔同時此微量水份在塔內高下可被蒸發

所以同時也無濕式的廢水問題其酸氣去除效果較乾式洗滌塔佳但

若單獨使用時對酸性氣體的去除率約在 80~90 間若其後再接袋

濾式集塵器則可提供未反應藥劑二次反應的機會則整個系統對酸氣

的去除率可達 98 以上唯易發生管路阻塞問題必須定期清洗

且其操作控制不易表 2-7 為半乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

表 2-8 為各種控制設備之效率比較表其中旋風式集塵器袋濾

式集塵器靜電式集塵器三者之去除率乃對粒狀物而言表 2-9 為酸

性氣體洗滌塔之特性功能比較表

22

表 2-5 乾式滌氣塔資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 用鹼性消石灰粉與酸

性廢氣充分接觸而達

到中和及去除目的

2 滌氣塔的流程前面

需要先加冷卻水塔

使溫度降低至 150

去除率

1 HCl 去除率為 60 若配合袋

濾式集塵器可達 95

2 SOx 去除率為 30

優點

1 設備簡單

2 維修容易

3 造價便宜

4 消石灰輸送管現不易阻塞

5 用水消耗少

缺點

1整體去除率較半乾式濕式低

2藥劑的消耗量大

3產生的反應物及未反應物量多

初設費 低

操作費 低

參考資料章 (1993)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

23

表 2-6 濕式洗滌法

操作條件 去除效率 大約費用 優缺點 備註

石灰與石灰石法煙氣脫硫的典型操作條

件

CaCO3 CaO

煙氣中 SO2濃度(ppm) 4000 4000

漿液固體含量() 12 12

漿液 pH 值 75 56

鈣硫比 11 13

液氣比(lm3 煙氣) 82 82

氣體速度(ms) 24 24

SO2 脫除率() 95 75

1文式洗滌氣塔去除

效率約在 50 至

70 無法達到 99

的酸氣去除效

率

1投資費用以通

氣量 280m3min

為例依國外資

料推估主要設

備費用約 220 萬

元

2操作與推廣費

用 操作費用依

使用之洗滌劑

不同而有所差

異一般需要的

年費約數十萬

元

優點

使用較多量的水可以防

止易燃物質著火並且具

吸收腐蝕性酸氣的功能

去除酸性氣體的去除效率

高並附帶有去除高揮發

性重金屬物質的潛力

缺點

1因需使用大量的水故會

有二次污染廢水的問題

2造價高

3用電量大

濕式洗滌法使用的設備有

填充塔噴霧塔泡罩塔

文式洗滌器等其相關技

術比較如下

1填充塔氣液接觸效果最

佳但壓力降較噴霧塔為

大

2文式洗滌塔對去除粒狀

污染物有很大功效對氣

狀污染物則較差

3填充式滌氣塔是焚化系

統中使用最普遍的濕式

滌氣塔參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)郝 (1993)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

24

表 2-7 半乾式滌氣塔操作條件 去除效率 優缺點 大約價格

1 利用高速旋轉霧化器(14000 rpm)噴出極細顆粒之石灰乳液與廢氣中之 HCl 反應

2 石灰乳液應先過濾其顆粒應低於 10-1 mm 以免阻塞霧化器之管路

3 消石灰溶解後注入泵輸送至上部貯槽加裝 MIXER以防凝結沉澱並設迴流管使其循環

4 石灰乳液注入開度計與 HCl 分析儀以隨 HCl 濃度變化增減開度注入量

5 為半乾式反應石灰乳液的濃度控制在 3-5

6 反應後之顆粒會附著在反應室之壁上以 AIR KNOCKER 敲擊使其掉落後以 Conveyor 輸送

1單獨用90 2配合乾式除塵設備

HCl98 SOx90 Ps以袋濾集塵器為佳因可提供反應劑在濾布表面進行二次反應

優點1購造簡單投資低2壓差低下游抽風機容量與能源使用量均低

3乳劑水份可完全蒸發無廢水處理問題4操作溫度高於氣體飽和溫度無排氣白煙問題

缺點噴嘴易堵塞反應室內壁易為固體化學物質附著及堆積

1投資費用 600 萬元操作時間 5000 小時年

2操作與維護費用(年)人工 60 萬元水電 24 萬元化學藥品 15 萬元維護 20 萬元

3總計 719 萬元

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

25

表 2-8 各種不同控制設備之比較控制設備 去除效率旋風集塵器 65~80 袋濾式集塵器 99 以上靜電式集塵器 90~95 一般可達 95以上濕式滌氣塔 HCl98 SO290 乾式滌氣塔 HCl50 SO230 半乾式滌氣塔 HCl90

參考資料張(1991)張(1997)Cooper(1996)郝(1993)全球資訊網mdash 環保技術資料

表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)去 除 效 率

單 項洗 滌 塔

型 式HCl SO2

配合袋濾

式集塵器

對重金屬及

戴奧辛之去

除率

藥 劑 消

耗 量

用 電

消 耗

用 水

消 耗

反 應

物 量廢水量

建 造

費 用

操 作 維

護 費 用

使 用

實 績

乾式 gt50 lt50 95 不佳須利

用其它設備120 80 100 120 -- 90 80 成熟

半乾式 gt90 gt80 98 佳但須利

用其它設備100 100 100 100 -- 100 100 成熟

溼式 95~99 gt85 -- 最佳 100 150 150 -- 100 150 150 成熟

26

22 廢氣排放標準

焚化過程中雖有污染物控制設備控制著污染物的排放但不論

其去除效率如何污染物質勢難完全除去所以須有一標準以茲遵

循故我國環保署於民國八十一年公告「廢棄物焚化爐空氣污染物排

放標準」其中又分為一般廢棄物及事業廢棄物的排放標準且依既

存與新設以及處理量之不同分別定訂不透光率粒狀污染物硫氧

化物氮氧化物氯化氫一氧化碳鉛及其化合物鎘及其化合物

汞及其化合物等排放標準如表 2-10 以上之測值皆以小時平均值

為準其中一氧化碳的測值主要是用來計算其燃燒效率因為法規

中另訂有不同物質所應達到之燃燒效率此外在不完全燃燒的情況

下易使有機化合物(如戴奧辛)大量生成故一般的標準是一氧化碳

濃度小於 70 ppmv

表 2-11 為民國 86 年環保署修正排放標準時也同時公佈戴奧辛

及夫喃排放標準之相關資料由於戴奧辛夫喃有多種同分異構物

其毒性強度目前多採用換算係數換算成具有最高毒性物種

(2378TCDD)之強度基準(係數為 10)其他衍生物則按其相對毒性

強度以小數表示(以 ngNm3ngkg或 ngl 表示)(張1997)

過去世界各國對毒性當量係數的認定有所出入分別採用不同的

標準(如 Eadon 82USEPA 85NordieBGA 等)故造成各衍生物

濃度同但換算後毒性當量濃度卻不同之困擾惟目前已逐漸協調統

一並以 NATO(即 I-TEF)International 之毒性當量係數作為世界性

之換算標準毒性當量濃度則以 I-TEQ 或 I-TEF 表示

至於世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準及戴奧辛的管制

標準則分別詳列於表 2-12 中以供參考比較

27

表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準（811130 訂定發佈）（860806 修正）

類別

項目

處理量 2 公噸小時（不含）以下之新設或既存焚

化爐

處理量 2-10 公噸小時之既存或新

設焚化爐

處理量10公噸小時（含）以上之既存焚化爐

處理量 10 公噸小時（含）以上之新設焚化爐

不透光率（） 20 20 20 20

粒狀污染物mgNm3 200

依排氣量換算Ｃ﹦13642Ｑ-0368

硫氧化物ppm(以ＳＯ2)

300 220 150 80

氮氧化物ppm(以ＮＯ2)

250 220 220 180

氯化氫ppm

60 60 60 40

一氧化碳ppm

350 350 150 120

鉛及化合物ngNm3 7 3 3 2

鎘及化合物mgNm3 - 07 05 03

汞及化合物mgNm3 - 07 05 03

其它污染物 依相關規定標準值一鉛鎘汞及其化合物之標準值含固氣相二依公式 C=13642Q-0368 所得 C 值如大於 220 時以 220 訂為容許

排放值三一氧化碳標準值為一小時動平均值四各項污染物之排放標準值除另有規定外係指測定方法中所規範

之採樣時間平均值五各項污染物之測定如採自動連續測定法除另有規定外以一

小時平均值為標準值六同一廠區內如同時有數座焚化設備則以各焚化設備處理量之總

和作為適法依據 資料來源環保署全球資訊網

28

表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準

（860806）

處理量 10 公噸小時以上（含）或設計總處理量 300 公噸日以上（含）類別

項目 既存焚化爐 新設焚化爐

戴奧辛ng-TEQNm3 10 01

校正公式

1

Ｃ﹦ SS

CO

timesminusminus

211121

2

Ｃ﹦ SS

COE

Etimes

minusminus11

（空氣含氧量超過於 21以上）

資料來源環保署全球資訊網

29

表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準項目 美國 法國 西德 義大利 瑞士 瑞典 奧地利 丹麥 荷蘭 比利時 捷克 日本 英國 歐洲共

同體校正基準(VolO2) 10 10 10 10 10 10 11 10 10 10 10 10 10 10

公告時間 1995 1991 1990 1994 1992 1994 1994 1993 1994 1993 1991 1994 1994粒狀物(mgNm3dry) 19 33 11 11 11 11 20 11 6 11 33 24 11 11

SOx(ppm dry) 30 116 19 19 19 19 100 19 15 19 116 - 19 19NOx(ppm dry) 118 - 108 107 70 107 200 107 37 107 187 306 107 107HCl(ppm dry) 23 34 7 7 14 7 15 7 7 7 20 526 7 7

HF(mgNm3dry) - 22 11 11 2 11 07 11 11 11 22 - 11 11CO(ppm dry) 78 132 44 44 44 44 50 44 44 44 88 61 44 44

Pb(mgNm3dry) 016 - - 06 11 06 06 - 06 55 - 06 06Cd(mgNm3dry) 0016 - 011 006 011 006 005 006 006 006 - - 006 006Hg(mgNm3dry) 006 - 011 006 011 006 005 006 006 006 022 - 006 006戴奧辛毒性當量

2378-TCDDTEQ ngNm3 (11O2)

91 - 01 01 -- 01 01 01 01 01 - - 01 01

參考資料環保署全球資訊網司(1998)孫中興工程 41 期Hartenstein amp Horvay (1994)

30

第三章 廢氣中污染物之型態

廢棄物焚化處理是以燃燒方式去除廢棄物中所含的有毒及有害

的物質如果焚化系統設計或操作不當不僅不能達到處理的目的

反而會排放高濃度有害污染物造成環境污染及附近居民之危害焚

化過程中可能排放之污染物主要包括重金屬酸性氣體及有機污染

物大部分重金屬及其鹽類在焚化爐中會與氧結合形成氧化物若含

氯量高時亦可能產生氯化物絕大部份金屬氧化物或氯化物是以固體

形態分佈於爐底灰渣排氣處理設備排放之洗滌液或粉塵中也有少

量是以蒸汽形態散布於焚化排氣中廢棄物中所含之氯硫氮化物

在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及硝酸等酸性

氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控制設備有

關焚化系統中有機污染物常見的有苯甲苯四氯化碳氯仿三

氯化乙烯四氯乙烯及氯化苯等揮發性有機物與酚鄰本二甲酸的

衍生物等半揮發性有機物戴奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大

眾的爭議有關焚化過程中主要生成有害污染物之生成特性及其控制

方法之文獻可整理如下

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制

垃圾焚化處理主要是藉由高溫氧化程序將廢棄物中有機物質（可

燃物）或其他有害物質轉化成二氧化碳水蒸汽與穩定惰性物質對

於不可燃物質如重金屬等則大多無法加以分解破壞隨燃燒環境不

同而進行各種相變化或物質轉移焚化系統中重金屬之主要來源為一

般都市廢棄物中所含重金屬物質或是少數事業製程廢棄物由於台灣

地區垃圾分類執行不力各式各樣之重金屬物種均可見於都市廢棄物

31

中更使重金屬的來源與濃度呈現多樣性與複雜性

都市廢棄物中有害重金屬物質大多來自於家庭日常用品所產生

之廢棄物加上台灣地區垃圾分類執行不力經常混入許多有害重金

屬物質如紙類製品電器材料塗料塑膠橡膠皮革電鍍製

品電池環境衛生用藥等等均為焚化系統中重金屬之可能來源

而主要排放之重金屬物種包括砷汞鎘鉛銅鋅鉻鋁鐵

等等表 3-1 列示出一般廢棄物中不同重金屬之主要來源（Stoeppler

1992陸1988江1997）

表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998)重金屬 主要來源

汞 電鍍製品電池皮革殺蟲劑電子器材

鉛 電池染料塗料玻璃製品纖維製品環境用藥塑橡膠製品

銅 電鍍製品紙類皮革纖維製品陶瓷電子材料

鋅 電鍍製品紙類電池染料塗料環境用藥塑橡膠製品電子

鉻 電鍍製品染料塗料纖維製品

鎘 電鍍製品紙類電池染料塗料玻璃纖維製品皮革類環境

用藥塑橡膠電子材料

鋁 電鍍製品紙類染料塗料皮革纖維製品飲料空罐

砷 電鍍製品顏料染料皮革玻璃陶瓷環境用藥電子器材

一般都市垃圾中重金屬含量或濃度由於分析上受到代表性樣品

採集與分析準確性不易控制等因素影響因此重金屬濃度變化範圍極

廣 (Clapp1988)且不同地區垃圾由於生活習慣品質與工業發展程

度不同垃圾中所含重金屬濃度亦有所差異Law and Gordon (1979)

實驗分析指出垃圾焚化過程中重金屬 CrMnPbSnAlFe 及

Zn 等主要源自於垃圾中不可燃物質若將垃圾中不可燃物予以事先

32

分離則可降低焚化過程中重金屬之排放濃度而可燃份中重金屬之

濃度範圍則分別為 Cd 2-22 ppmCu 80-900 ppmHg 066-19 ppm

Pb 110-1500 ppmCr 20-100 ppmKorzun and Heck (1990)亦研究發

現垃圾中鎘主要來自於可燃份如塑膠及顏料而鉛則主要來自於可

燃份與不可燃份如電池塑膠及顏料等其中可燃份之鉛約佔有

23鎘則佔有 36江 (1997) 指出國內桃園地區都市垃圾可燃份

中重金屬鉛的濃度為 1179 mgkg鎘為 022 mgkg鉻為 292

mgkg銅為 1244 mgkg鋅則為 5236 mgkg而且都市垃圾焚化灰

渣中重金屬主要來自垃圾中之不可燃物質另外亦根據重金屬於焚化

過程灰渣與排放廢氣之分佈情形推估台灣地區都市垃圾中重金屬鉛

之平均濃度為 8426 mgkg鎘為 1103 mgkg鉻為 604 mgkg銅

為 12195 mgkg鋅則為 12934 mgkg表 3-2 即說明國內外都市垃

圾中重金屬之可能濃度範圍比較國內外垃圾中重金屬濃度分佈可

知台灣地區垃圾中部份重金屬濃度有偏高趨勢有待加強垃圾分類

系統建立與垃圾減量管制以減少垃圾重金屬含量

33

表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較各國都市垃圾中重金屬濃度(mgkg)重金屬

Taiwan [1][2] USA [3] Germany[

4]

Europe [5] Italy [6] Sweden

[7]

Cr 604 115-258 20-100 250 100-450 276-849 ---

Cu 12195 --- 80-900 200-600 450-2500 --- ---

Zn 12934 2652-2774 200-2500 1000-2000 900-3500 27-1703 3000

Pb 8426 641-1173 110-1500 430-1200 750-2500 405-629 1500

Cd 1103 113-150 2-22 3-15 10-40 ND-8 20

Hg --- 193-257 066-19 2-5 2-7 ND-8 5

As --- 013-015 --- 400 --- ND ---

[5][6] 江(1997)[2] 顧 (1995)[3] Law (1979)[4] Reimann (1989)[7]

Tamaddon (1993)陳(1998)

含有重金屬之垃圾經燃燒之後重金屬物質經由各種化學反應與

物理作用而以不同形態存在於焚化系統各處理單元中灰渣（底灰

飛灰反應灰）中重金屬的濃度通常數千倍於自然環境中重金屬背景

濃度值 (Vogg1987)因此焚化系統中各單元內重金屬之濃度分

佈狀況是大眾所關注的焦點而焚化灰渣的溶出特性以及適宜的處理

處置方法更是引起普遍重視與研究Siebert (1991)針對世界各地 50

多座都市垃圾焚化廠所排放污染物質濃度作一統計整理指出重金屬

之總平均排放濃度為 Cd(265E-05 lbton)Cr(104E-04 lbton)

Cu(177E-04 lbton) Pb(286E-04 lbton) Mg(278E-03 lbton)

Hg(274E-03 lbton)Zn(114E-03 lbton)而台灣地區都市垃圾焚化

飛灰中所含重金屬濃度變化範圍則為Pb(1096~17432 mgkg)

Cd(14~1468 mgkg)Cr(94~1785 mgkg)Cu(733~19349 mgkg)

Zn(3815~40711 mgkg)Hg(206~902 mgkg) （江1997）表 3-3

與表 3-4將國內外都市廢棄物焚化過程中所產生底灰與飛灰中重金屬

34

濃度整理比較由表中可看出台灣地區焚化飛灰與底灰中多數重金屬

（如鉛鎘鉻銅）之濃度均較歐美日等國家為高另外表 3-5

則是國內外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表

表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣地區[1] 美國[2] 瑞典[3] 瑞士[4] 德國[5] 丹麥[6] 日本[7]

Pb 1926-11803

9

98-14000 1500-400

0

430-1230 1010 1300-5400 440-2000

Cd 2-500 03-71 50-60 19-6 38 14-40 17-600

Cr 356-1000 23-3200 --- --- 655 230-600 300-526

9

Cu 756-25600 190-8200 --- 630-1410 1520 900-4800 1130

Zn 800-100979 610-7800 6000-700

0

1800-550

0

4570 1800-6200 ---

Hg 009-16 002-78 100 004-032 07 lt001-3 055

As 019-1438 012-190 --- --- 33 19-80 016

Fe --- 4100-15000

0

--- 19000 --- 27000-15000

0

---

Al --- 22000-7300

0

--- --- --- 47000-72000 ---

[1]江(1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Brunner (1986)[5] Reimann

(1989)[6] Hjelmar (1996)[7] 廖 (1996) 陳(1998)

35

表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣[1] 美國[2] 瑞典[3] 法國[4] 瑞士[5] 英國[6] 德國

[7]

義大利[8] 丹麥[8] 日本[9]

Pb 1096-17432 5300-26000 6500-13000 940-20250 6200 4400-17188 4900 447-9704 7400-19000 2285-13000

Cd 14-1467 50-450 400 520-1190 210-310 239-750 300 21-4646 250-450 80-450

Cr 94-1785 140-1100 -- 260-350 -- -- 450 44-1328 140-530 213-400

Cu 733-19349 600-3200 -- 1450-2300 750-1800 -- 1050 296-1307 860-1400 662-900

Zn 3815-40711 9000-70000 2300-4220 23100-42200 15000-77000 -- 16600 2285-13500 19000-41000 33000

Hg 206-902 07-30 6-7 4-7 3-15 -- 8 -- 08-7 11

As 109-1745 37-320 -- -- -- 76-22 100 -- 49-320 42

Fe -- 12000-44000 -- -- 24000-38000 -- -- -- 18000-35000 --

Al -- 4900-9000 -- -- -- -- -- -- 49000-78000 --

[1] 江 (1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Gounon (1986)[5] Brunner (1986)

[6] Wadge (1986)[7] Reimann (1989)[8] Hjelmar (1996)[9] 廖 (1996) 陳(1998)

36

表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)廠名 Pb Cd Hg 稀釋氣體基準

1SYSAV 6~15 03~06 -- 10 CO2

2Linkoping 52 14 1 10 CO2

3Uppsala 60 24 06 10 CO2

4Avesta 100 40 1 10 CO2

5Bamberg 91 21 082 不明

6Commerce 50 27 045 7 O2

7Dayton 384 155 103 7 O2

8Gallatin 363 313 025 7 O2

9Marion 205 112 -- 7 O2

10Quebec 347 122 037 7 O2

11Munich 21 129 045 11 O2

12Tsushima 57 0186 -- 12 O2

資料來源Reimann (1989)Carlsson (1986)孫中興工程 41

311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性

重金屬於焚化過程中由於受熱揮發形成金屬蒸氣或微粒會伴隨

焚化廢氣或附著於飛灰或底灰中而排放進入周圍環境中然而其傳輸

行為隨不同重金屬之物化特性及焚化系統中生成重金屬化合物形態

及性質而異圖 3-1 顯示重金屬及其化合物在燃燒系統中的行為與傳

輸機制 (Barton1990)主要包括 (1)部份重金屬物質在燃燒環境

中不發生任何化學反應未被揮發而成為底灰之一部份而部份揮發

性較高之重金屬可能發生化學反應生成沸點較高之重金屬物種（如金

屬氧化物）亦會成為底灰之一部份其中顆粒較小之微粒可能被燃

燒氣體吹離燃燒區(entrainmemt)成為飛灰被吹出的灰量與灰粒大

小形狀密度與操作條件有關(2)在焚化高溫環境中部份重金屬

與化合物揮發形成金屬蒸氣蒸氣擴散至廢氣中而被攜帶離開燃燒

37

區同時部份沸點較高之重金屬雖無法直接揮發但可能與其他物

質反應生成揮發性較高之金屬物種（如金屬氯化物）而形成蒸氣(3)

揮發之金屬蒸氣在煙道中因溫度降低而產生凝結現象蒸氣的凝結過

程包含均相凝核(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous

condensation) (Senior and Flagon1982)均相凝核為蒸氣本身凝結成

新的細小微粒這些細小微粒粒徑通常小於 1microm (Friedlander1976)

異相凝結則發生於其他飛灰微粒表面由於細小微粒具有較高之比表

面積使得異相凝結較易發生於粒徑較小之微粒上 (Linak1993)

因此焚化過程中重金屬之反應行為特性主要起始於焚化加熱作

用使重金屬物種揮發形成重金屬蒸氣或細小微粒再經由焚化系統

中之熱行為與氣體流動傳輸效應使重金屬產生灰粒之傳曳作用

(entrainment)重金屬之化學交互反應(chemical interaction)及揮發作

用(vaporization)重金屬蒸氣與微粒之冷凝(condensation)及凝聚作用

(coagulation)沈積作用(deposition)以及經由空氣污染防治設備捕集

去除粒狀物等反應途徑 (Linak1993)

圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990）

重金屬化合物於焚化系統中之分佈特性與其本身之物化特性與

Burning Bed of

Sol id Waste

Individual Part ic le or

Droplet

Ash Part ic le

Reducing Environment

Burning Spray of Liquid Waste

Vaporizat ion

Vapor

Ash

Chlor ides Sulfides

Oxides e tcReaction Fly Ash

Heterogeneous

Condensat ion

Fume Nuclei

Homogenous Condensat ion

Fume

Entrainment

Residuals

38

焚化操作條件極為密切諸如重金屬物種之揮發度蒸氣壓沸點

熔點反應自由能表面張力等等在不同焚化條件與系統元素組成

下重金屬物種之生成及其高溫物化特性亦有明顯差異表 3-6 將文

獻中有關重金屬物種揮發特性等相關研究整理如下

重金屬及其反應生成物種之揮發特性可影響重金屬於焚化系統

中各單元之分佈情形整體而言具高揮發性之重金屬化合物主要分

佈於飛灰或煙道氣中而具高沸點之重金屬物種則主要分佈在燃燒室

底灰或較大顆粒飛灰中針對焚化系統中不同重金屬之分佈特性目

前國內外已有許多學者研究探討對重金屬於高溫焚化過程中之行為

分佈已有相當了解茲將重要相關研究之方向及結果列表如下（表

3-7）

此外許多學者研究指出重金屬濃度分佈與生成微粒粒徑具有某

種程度之相關性多數重金屬如鉛鎘鋅鉻砷銻鎳等隨

顆粒粒徑減小有增加其濃度分佈的特性尤其以具揮發性之重金屬更

加顯著而揮發性較低之重金屬化合物則大多分佈在大粒徑之飛灰或

底灰中文獻中探討顆粒粒徑與重金屬分佈情形之相關研究整理如下

表 3-8

39

表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)研究學者及年

代研究主題 主要結果

Davison (1974) 探討燃煤過程重金屬及其無機化合物與沸點之關係

沸點低於 1550物種As As2O3 As2S3 Cd CdO CdS CrCl3 PbCl2 PbO PbS

沸點高於 1550物種Cr Cr2O3 Cu CuO Pb

Gerstle (1982) 重金屬揮發性 高揮發性Hg As As2O3 Cd CdCl2 Zn ZnCl2

非揮發性Cr Cu Ni CdO Pb PbO中度揮發性PbCl2

Vogg (1986) 汞及其化合物之揮發速率與溫度關係

揮發溫度HgCl2ltHg(0)ltHg2Cl2ltHgS

Fernandez (1992)

探討重金屬之揮發性

非揮發性（高沸點）Al Ba Be Ca Co Fe K Mn Mg Si Ti

揮發性As Cd Cu Ga Pb Sb Zn Se 高揮發性Hg Cl Br（主要以氣態存在）

Eddings (1992) 研究鉛鉻銅不同氯化物及其熔點變化

熔點較低之物種較易揮發熔點 PbCl2(501)gtPbCl4(-15)CrCl2(824)

gtCrO2Cl2(-96)CuCl2(620)gtCuCl (430)

Ho (1993) 重金屬揮發特性與影響因子

重金屬揮發性與燃燒溫度過剩含氧量與燃燒時間有關其中燃燒溫度為重要因子

較低溫度(600)與富氧條件會增加重金屬揮發性

Sarofim (1994) 重金屬揮發特性 重金屬揮發性與蒸氣壓熔點有關外亦與其他礦物質(Si)之存在無機物質(Cl)之存在其他揮發性金屬(Na K)之存在重金屬焚化前初始形態有關

高揮發性Hg Ti中度揮發性Sb Se Pb Cd難揮發性Cr Be Ba As Ag金屬氯化物之揮發性較金屬氧化物高

Querol (1995) 影響重金屬揮發性之因子

重金屬揮發性與反應親和力濃度重金屬種類含硫成份物化特性燃燒溫度暴露時間灰渣產生形式有關

楊 (1996) 重金屬揮發性 燃燒溫度為影響金屬揮發度主要因子重金屬揮發速率CdgtPbgtCu

40

表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998)研究學者及年

代研究主題 研究結果

Hiraoka (1980) 裂解焚化過程中重金屬分佈情形

鎘鉛揮發性高飛灰及煙道氣分佈比例較高

鎂銅鋅鉻殘留底灰比例較高

Brunner (1986) 垃圾焚化系統中重金屬於廢氣飛灰底灰之分佈比例

汞廢氣佔 72飛灰 4鎘廢氣佔 12飛灰 76底灰 12鉛廢氣佔 5飛灰 37底灰 58鋅廢氣佔 4飛灰 45底灰 51銅廢氣佔 1飛灰 10底灰 89

Reimann (1989) 探討都市垃圾焚化汞金屬排放特性

汞廢氣佔 779飛灰 47底灰 57

Korzun (1990) 都市垃圾焚化過程鉛鎘分佈特性

鎘廢氣佔 104飛灰 552底灰 344鉛廢氣佔 23飛灰 126底灰 851

Morselli (1993) 垃圾焚化中重金屬分佈特性

汞廢氣佔 959飛灰 2底灰 21鉛廢氣佔 36飛灰 413底灰 551鎘廢氣佔 208飛灰 484底灰 308鉻廢氣佔 04飛灰 264底灰 732鋅廢氣佔 38飛灰 509底灰 453

Sarofim (1994) 水泥窯處理垃圾衍生燃料中重金屬分佈特性

鉻飛灰 8底灰 92廢氣中分佈量極低鉛廢氣lt1飛灰 84底灰 15

Wey (1996) 實驗室流體化床探討不同操作條件對重金屬分佈之影響

流體化床砂床中分佈比例PbgtCrgtCd有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

41

表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998)研究學者及年代

研究主題 研究結果

Davison (1974) 燃煤廠飛灰中重金屬濃度與顆粒大小之相關性

重金屬 Pb Tl Sb Cd Se As Zn Ni Cr 濃度分佈隨顆粒粒徑降低而增加

都市氣膠中揮發性重金屬之質量中數粒徑(MMD)較非揮發性重金屬為低

Markowski (1985)

燃煤鍋爐飛灰中顆粒粒徑與金屬濃度之關係

揮發性重金屬 As Sb Se Ga 在次微米微粒上之濃度有富集現象

Norton (1986) 燃煤廠及 RDF焚化廠重金屬濃度與灰渣粒徑之關係

As Cd Cu Ni Pb Zn 等重金屬濃度隨顆粒粒徑降低而有增加趨勢且增加 2 倍以上

Ontiveros (1989)

探討不同粒徑範圍之重金屬濃度分佈

K Na Cd 於飛灰（小粒徑）中分佈量較多 Ni Fe 於底灰中分佈量較多 Al Ba Cr Cu Pb 平均分佈於飛灰與底灰中 隨灰渣顆粒粒徑降低重金屬濃度增加

Kauppinen (1990)

燃煤產生飛灰質量與元素分佈情情

微粒質量與元素分佈皆成雙峰分佈(Bimodal)Pb Ca V Cu Sr Cd 在細粒飛灰中含量極高重金屬 Cd 分佈明顯趨向於粒徑較小顆粒

Querol (1995) 燃煤及廢棄物燃燒

As Be Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Sb Se Tl Zn 較易富集於細小顆粒且濃度可達 2-20倍

Al Ba Fe K Mg Mn 濃度分佈與顆粒粒徑大小較無相關性

Wey (1998) 重金屬濃度與粒徑分佈之關係

粗粒飛灰中鉛鉻鎘之分佈較無規律細粒飛灰中則鉛鎘濃度趨向分佈於小粒徑微粒

添加有機氯與無機氯均增加重金屬氯化物揮發量有降低重金屬粒徑分佈範圍之趨勢

42

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)研究學者及年代

探討因子 主要結果

Hiraoka (1980) 焚化溫度 燃燒溫度影響重金屬於底灰中之分佈比例

ZnCdPb 隨溫度增加減少底灰分佈量

Gerstle (1982) 焚化溫度 溫度增高排放廢氣中 As Cd Hg Zn Pb及其化合物含量增加

Brunner (1986) 廢棄物含氯濃度 排放廢氣中金屬氯化物 (CdCl2 HgCl2 ZnCl2)含增加

Lee (1988) 含氯濃度燃燒溫度過剩空氣量

含氯濃度增加鉻主要物種由 Cr2O3(s)轉化成 CrO2Cl2(g)

溫度增高Cr2O3 為主要物種揮發性增高

過剩空氣量對重金屬生成物種影響不大

Barton (1990) 燃燒溫度含氯濃度

重金屬有效蒸氣壓隨操作溫度升高而增高排放濃度亦增高

增加含氯濃度或重金屬形成較多氯化物時重金屬之有效蒸氣壓均增高

Thurnan (1992) 燃燒溫度含氯濃度重金屬初始濃度

溫度升高增加砷於飛灰中分佈量含氯量與金屬初始濃度對砷影響不大

43

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續）研究學者及年代 探討因子 主要結果Morselli (1993) 焚化溫度

停留時間供給空氣量廢棄物含氯量

燃燒效率受焚化溫度停留時間供應空氣量影響

含氯量影響揮發性重金屬氯化物之形成與分佈

Hinshaw (1994) 含氯量 含氯量增加增加廢氣中砷鎘鈹之排放量鉛鉻則不明顯

鈹銅鋅揮發性隨含氯量增加而增加鉻於低含氯量時揮發性反而增高

Cowley (1994) 重金屬種類金屬進料率含氯濃度燃燒溫度

燃燒溫度增高次微米微粒含量增高

Ho (1994) 重金屬進料率含氯濃度廢棄物無機物組成焚化溫度供應空氣量空氣混合程度飛灰粒徑分佈

含氯量增高易形成金屬氯化物增加排放濃度

焚化溫度升高排放率亦升高

Verhulst (1996) 含硫量 硫含量增加易使重金屬形成穩定之硫化物形態

溫度高於 800以上含硫量影響較小

Wey (1996) 操作溫度有機氯化物無機氯化物

二次室溫度對重金屬分佈影響不大有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

王 (1996)林 (1996)

焚化溫度有機氯化物無機氯化物

鉛鎘鉻銅鋅隨焚化溫度增高減少於底灰中分佈比例

垃圾中 PVC 或有機氯化物含量增加重金屬氯化物生成潛勢增加減少底灰中分佈比例

高溫下(850)重金屬鉛鉻銅鋅砷於底灰中分佈比例隨無機氯化物含量增加而降低鎘較不受影響

低溫下(650)重金屬與無機氯化物中的氯反應生成金屬氯化物之可能性降低

44

312 焚化系統中重金屬之控制

目前一般廢棄物焚化處理廠中重金屬之控制通常採用傳統空氣

污染防治設備的方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚

化廠乾式處理流程包括靜電集塵器或袋濾集塵器與乾式洗煙塔或半

乾式洗煙塔之組合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙

塔與靜電集塵器之組合然而傳統之處理流程對重金屬之控制效果不

甚理想曾有學者（孫1993）提出加強傳統處理方法對廢氣中揮發

性重金屬汞物質去除效率的對策包括(1)乾式處理流程中於袋濾

式集塵器前噴入活性碳除可加強對汞金屬之吸附作用外亦可一併

去除微量有機物 PCDDPCDF表 3-10 為典型乾式廢氣理流程重金

屬排放濃度(2)於袋濾式集塵器前噴入 Na2S 試劑使其與汞金屬作

用生成 HgS 顆粒而被集塵系統去除惟此種方法須注意 Na2S 會與為

去除酸氣而於乾式噴霧塔所噴入之 Ca(OH)2作用形成 CaS消耗可運

用之 Na2S 量此外在儲存 Na2S 水溶液時會有產生 H2S 之虞必須小

心控制儲存液之 pH 值表 3-11 為採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例

(3)溼式處理流程中於洗煙塔之洗滌液中添加催化劑如 CuCl2促使

更多水溶性之 HgCl2生成再以螯合劑固定已吸收汞之循環液確保

吸收效果表 3-12 為典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度

45

表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm37 O2)

去除效率

()廠 名廢氣處理

流程

集塵器廢氣

溫度()Pb Cd Hg Pb Cd Hg

Dayton ESP 263 1109 409 1148 97 975

Mckay Bay ESP 291 1093 922

Reekskill ESP 237 1790

Pinellas ESP 284 153 773 847

Quebec ESP 222 1650 541 806

Tulsa ESP 190 412 418

Dayton DI+ESP 152 361 108 491 989 992 25

Dutchess DI+FF 221 389 272 1080

204 63 061 614 9998 9993

140 631 ND 159 9998 100 991

121 259 043 127 9999 9997 976Quebec DI+FF

110 394 044 398 9999 9997 890

STCrolx DI+FF 106 18 23 35

Wurzburg DI+FF 185 11 55

Millbury SD+ESP 118 330 215 954

Munich SD+ESP 149 260 25

Biddeford SD+ESP 137 159 ND ND 994 100 100

Commerce SD+FF 24 11 54 9997 997 800

Long Beach SD+FF 148 46 180 180

136Mid-Conncetict SD+FF

140ND 50 100 963

Marion SD+FF 133 19 26 239 999 997

Renobscot SD+FF 146 11 092

Quebec SD+FF 140 61 ND 193 9998 100 947

Stanislaus SD+FF 145 298 191 481

資料來源USEPA (1989)

46

表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

Na2S 噴入位置(kgt) 去除前 去除後

去除效率()

英屬哥倫比亞Baurnaby 廠

DI+FF

10~20(10 Na2S)

30(15 Na2S)

25~60(2~4 Na2S)

1203

1357

0661

0457

0632

0095

62

53

86

瑞典 Hogdaale 廠 DI+FF

1212121212181224

03440310020703660369010201580192

00370003005400300022001301420004

8999749294871098

註英屬哥倫比亞及瑞典空氣污染濃度之 O2 基準為 11 DI 乾式吸收劑噴入器FF 袋濾式集塵器 資料來源Nebel et al (1992)

表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm311O2)

去除效率

()廠 名

集塵器進口

廢氣溫度

() Pb Cd Hg Pb Cd Hg

MAVLausan

neESP+ESS 900 40 120

900 40 10 10 20 97

600 30 30 25 40 85

1000 20 10 286 333 97Avesta ESP+WS

200 5 60 50 75 40

註1ESPElectrostatic Precipitator ESSElectro Static Scrubber WSWet Scrubber1資料來源Carlsson (1986)

47

除了傳統空氣污染物控制方式之外Uberoi (1991) 等人指出

在焚化高溫環境下控制重金屬之揮發相當困難利用固體吸收劑的添

加似乎是最經濟可行又有效的方式Ho (1991) 等人也指出重金屬

之排放控制可藉由兩種方式進行一是抑制重金屬化合物於燃燒過程

中之揮發作用如改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬之揮

發其中影響重金屬揮發之操作條件包括燃燒溫度燃燒室混合程

度燃燒室氧氣濃度與燃燒操作時間另一控制重金屬排放的方式是

使用固體吸收劑其吸附機制包括(1)在金屬蒸氣尚未形成金屬微粒

時藉由異相化學吸附反應或冷凝作用捕捉重金屬蒸氣(2)藉由吸收

劑與金屬微粒間之物理吸引力捕捉重金屬微粒而流體化床焚化爐因

可以提供固體吸收劑與重金屬化合物間最有效接觸與混合因此為最

適合此控制方式之反應器表 3-13 為採用活性碳噴入法除汞之實績

廠例

48

表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

噴入位置集塵器進口溫度() 去除前 去除後

去除效率()

瑞士Zurich 廠 SD+ESP SD 入口

140120120120115115110110

07840615028104570754043003570511

05590092002900370426005102040065

2985909244884387

丹麥Amager廠 SD+FF SD 出口

140140140140127127127

0204030302660917024202010209

0115004900340050004100240006

44848794808897

德國Kassel 廠 ESP+SD+FF SD 出口

137137137137137

11750440042402340389

07620229007500250068

3548828982

1瑞士丹麥及德國空氣污染物濃度之 O2 基準為 112ESP靜電集塵器SD半乾式洗煙法FF袋濾式集塵器3資料來源Nebel et al (1992)

49

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制

焚化系統中生成之主要酸性氣體包括氯化氫硫氧化物（硫酸）

氮氧化物（硝酸）酸性氣體的產生將對周圍環境造成腐蝕性傷害

如各種材質之腐蝕龜裂空氣品質的惡化能見度降低酸雨的生成

等等焚化過程中硫氧化物的生成通常來自燃料中的硫化物或廢棄物

中所含硫化物燃燒與氫氧發生反應而生成其產物有硫化氫硫酸

氣體等

台灣的都市廢棄物中含大量的塑膠類物質以及廚餘中大量的無

機鹽類其中 PVC 類塑膠以及無機鹽氯化物在適當的反應條件下會

產生 HCl 以及其他微量有機氯化物如氯苯（chlorobenzene）多氯聯

苯（PCB）等因此焚化後可能形成 HClchlororbenzene 等有害氣

體

焚化所產生的氮氧化物 NOx可以經由二條途徑生成（一）燃

燒反應所需空氣中的氮和氧在高溫狀態下反應而生成 NO通常燃燒

溫度愈高越容易發生這種情況所生成的 NOx稱為熱氮氧化物（二）

燃料中所含的各種氮的化合物燃燒時可能會被氧化生成 NO這種

情況所生成的 NOx 稱為燃料氮氧化物由於 NOx 通常不溶於水無

法直接被水吸收處理時通常會添加一些氧化劑使其易溶於水再

以鹼性物質去除NOx之控制方法除了半乾式噴霧塔之外就是使用

二段式燃燒排氣循環燃燒非計量燃燒水蒸氣或者水吹入以及

使用低 NOx燃燒器等

處理焚化廢氣中酸性氣體之方法可概分為濕式法（Wet

Scrubbing ）半乾式法（Semi-Dry Scrubbing）及乾式法（Dry Scrubbing）

50

等三大類型

濕式法的原理為吸收作用藉由氣相與液相之接觸使氣相中之

某種氣體物質因溶解而轉移至液相以達到分離目的所使用的鹼性

藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2等必要時可在濕式洗滌塔中放置填充

材可提充廣大的接觸面積及較長的停留時間以增加去除效率

朱(1994)利用濕式洗滌塔探討除硫除氮吸收劑及添加物分

別為 NaOH 及 NaClO2操作因子包括 SO2濃度NOx濃度液氣

比NaClO2(SO2及 NOx)及 pH 值除氮效率主要受到液氣比及添

加劑之劑量等因子的影響除硫效率則受液氣比之影響較大下列

兩方程式使 NO 溶解性變大

OHClNOOHClONO

ClNOClONO

2322

22

2444

2

++rarr++

+rarr+minusminusminusminus

minusminus

由於 NO 之溶解度低提升去除效率的方法可分為（1）將

NO 氧化成 NO2--(即加氧化劑氣液相時皆可加例如KMnO4

NaClO2P4等無機過氧化物（2）利用金屬螯合劑和 NO 形成複合

物例如Fe2+EDTA(一般使用螯合劑時均為濕式法) (袁1993)

(Bedell)使用鐵錯合物所以使用錯合物與 NO 作用增加 NO 之

溶解度

( ) ( )( )

( ) ( ) )3(

)2(10

)1(10

223

2

7222

7252

262

2

productsNSEDTAFeSONOEDTAFe

KNOEDTAFeNOEDTAFe

KNOOHFeNOOHFe

ap

ep

+hArr+

=hArr+

=hArr+

+minus+

++

++

(1)(2)式有利於 NO 的溶解(3)式中又會把錯和溶解的 NO 分

解出來整體而言仍對去除 NO 有利發展技術須控制 Fe2＋之穩

定性及避免異常多和螯合物

半乾式法其原理是以鹼性吸收劑噴注於含酸性氣體的廢氣

51

中液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和反應而達到去

除酸性氣體之目的而液滴受高溫氣體之加熱而逐漸蒸發乾燥呈粉

狀顆粒物由後續之集塵設備去除

袁(1993)發現在鹼性吸收劑(CaCO3)中添加少量 KMnO4 或

NaClO2可有效提昇 SO2NO 之去除率但反而略微降低 HCl 之去

除效率 Ho et al(1992)在吸收劑中加入飛灰發現可增加除酸效

率因為飛灰中含有 SiO2Al2O3Fe2O3CaO 及 K2O 等火山灰成

份Paolo Davini(1996)指出火山灰成分中的 SiO2Al2O3Fe2O3

及 CaO 會與 Ca(OH)2 形成被認為可提高吸收劑利用率的反應性產

物此種反應稱為火山灰化反應（pozzolanic reactions）若以添加

物(界面活性劑及金屬螯合劑)來提昇噴霧乾燥塔之去除效率(袁

1993)結果顯示在 SO2單一氣體去除時陽離子性界面活性劑

金屬螯合劑及強氧化劑均可增加 SO2的去除效率在 NO 單一氣體

去除時添加金屬螯合劑會將 NO 去除但吸收劑乾燥後會將 NO

釋放出來所以 NO 去除效率會降低界面活性劑則為負面影響

在 HCl 單一氣體去除時界面活性劑金屬螯合劑對 HCl 的去除效

率的助益並不顯著

大部份有效的除硫方法都是基於化學反應因為硫會反應形成

可溶的硫酸鹽硫酸因此鹼性添加劑來防止腐蝕是需要的特

別是飛灰中的 Na2CO3因為飛灰與 Ca(OH)2會形成矽酸鈣(hydrated

calcium silicates)及鋁化鈣(calcium aluminates)

施(1993)以飛灰作為添加劑添加於氫氧化鈣泥漿中探討對二

氧化硫的去除效率的影響結果顯示飛灰加以研磨後因粒徑變

小可反應的表面積增加因而可提昇 SO2 去除效率濕度和鈣

52

硫莫耳比亦是影響二氧化硫去除效率的重要因素氫氧化鈣泥漿對

二氧化硫的去除效率會隨濕度和鈣硫莫耳比增加而增加但在相對

濕度 60 以上去除率增加不多

Juan Adanez 等人（1997）亦在吸收劑中加入 NaClKCl磺

酸鈣(Calcium Lignosulfonate(LGS))乙醇等添加劑來增 SO2的去除

率NaCl 可用來增加固膜的擴散性此外孔隙度及孔隙體積也扮

演一個重要的因素乙醇磺酸鈣皆可降低吸收劑的粒徑及減小孔

隙擴散阻力維持較高的比表面積及較長的反應時間以提昇 SO2

的去除效率

J Wang and T C Keener 則在吸收劑中加入吸濕性添加劑

NaHCO3NaClCaCl2及 Na(OH)2吸濕性添加劑影響除酸的機制

為降低吸收劑滴表面的水蒸氣分壓阻礙蒸發速率並維持微滴表面

的濕度

袁(1994)指出噴霧乾燥塔可串聯袋式集塵器同時去除 SO2 及

NOx噴霧乾燥塔下游之吸收劑在濾布表面上形成濾餅繼續去除殘

餘之氣體濾餅之去除效率隨當量比相對濕度過濾時間及入口

處酸性氣體濃度之增加呈增加趨勢

乾式洗滌法其原理係將鹼性固體粉末（鈣鈉基吸收劑）直接

藉壓縮究氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接觸而達到

中和去除的目的

用乾式注射法為了能在低溫操作時去除最大量的 SO2因此需

要理想的吸附劑及操作條件如趨近絕熱飽和溫度當量比值單

一氣體或混合氣體相對濕度反應溫度與固定床高等

53

司洪濤等人(1996)指出當趨近絕熱飽和溫度愈低當量比值

愈高時由於噴嘴噴入較多的水量除了可形成較多的泥漿液滴提

供氣液接觸面積外當水份蒸發時亦增加廢氣中的濕度提高氣固

反應速率故所得去除效率愈高在 AT=10 及 SR=05~03 時

其 SO2 與 NO 之去除效率分別在 20 ~57 與 5 ~9 之間

司洪濤等人(1996)亦指出兩種氣體同時去除時由於 SO2 反

應性較強且對 Ca(OH)2表面及孔隙中的凝水份溶解度蝦高故反

應時傾向先和 SO2反應故在固定值時混合氣體中的 SO2可利用

的 Ca(OH)2較單一氣體時為多故 SO2之去除效率較 SO2單獨去除

時為高而 NO 則剛好相反又當 SO2與 NO 濃度比值漸增時SO2

的去除效率漸減而 NO 的去除效率則略有增加

然而司洪濤等人(1996)指出當量比值的增加雖然有助於酸性

氣體的去除但卻造成吸附劑的浪費廢棄物的增加及增加集塵設

備的除塵負擔

司洪濤等人(1996)亦指出於煙道氣下游噴入霧化水滴除了增

加相對濕度（亦即降低趨近絕熱飽和溫度）藉以提升氣固反應速率

之外尚可能與吸附劑發生碰撞而形成泥漿液滴一方面進行乾燥

程序另一方面與酸性氣體進行化學反應

EPRI-spon-sored Dry Sorbent Emission Control Program 指出

Ca(OH)2 與 SO2 在溫度低於 922 K 時快速的反應

Beittel R et al(1986)指出pressure-hydrated dolomite 與 SO2

反應的最佳溫度視窗分別在 1583 K~1367 K 與 922 K~700 K

G Centi et Al(1992)指出SO2的去除率在 250 ~350 間較

54

低但從經濟與動力學的觀點而言此區間卻較適合同時去除

SO2NOx

Centi et al(1992)JT Yeh et al(1985)JN Darguzas et al(1995)則

分別於各種爐床中（例如流體化床移動床）使用 CuO 及活性碳

作為吸附劑及觸媒

Shiqiu Gao et al(1996)指出轉換率會隨著砂床高度增加而增

加因為會增加吸附劑與氣體的接觸時間

司洪濤等人(1996)在自行設計之乾式煙道反應器（材質為

SS316L塔高 190 公分內徑 158 公分）中直接噴入乾燥粉狀

之氫氧化鈣吸附劑並在下游噴入霧化水滴此霧化水滴除了增加

廢氣濕度藉以提升氣固反應速率之外尚可能與吸附劑發生碰撞而

形成泥漿液滴所形成之泥漿一方面進行乾燥另一方面與酸性氣

體進行化學反應而酸性氣體則在上氣固及氣液化學反應過程中被

去除

Donald E Wolf and James P Seaba(1994)亦將乾式石灰定期地注

入於袋式集塵器上游的煙道氣中使石灰與 SO2 順著煙道氣的流動

而沈澱於濾袋上進而形成濾餅以繼續進行二次反應由於濾袋

表面積大使得氣體流速減少而增加了顆粒的停留時間進而提

高去除效率

Shiqiu Gao Nobuyoshi Nakagawa et al(1996)則利用氧化銅或

氧化鐵為催化劑WO3TiO2 為觸媒同時去除煙道氣中的 SO2 及

NOx由於只有細顆粒(催化劑觸媒)可連續地自爐床中揚起而粗

顆粒(石英砂)則可防止細顆粒凝聚且細顆粒較流體化氣體有數百

55

倍的停留時間因此當 CaS=3T=800~950 時轉化率非常高

酸性氣體控制上一般以鹼性物質去除傳統的煙道氣濕式洗

滌法除硫效果良好但缺點為 NO 的去除效果很差由於 NO 水

溶性甚低若要使用此法則須加以修正且氧化及螯合均有許多

的不穩定性造成氧化劑及螯合劑的浪費而且洗滌水大部份為酸

性必須再經處理半乾式噴霧乾燥系統採用濕式霧化進料霧

化液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和同時液滴也會

將煙道氣中的飛灰去液滴中的水分因受高溫氣體的加熱而逐漸蒸

發呈粒狀顆粒物同時因添加劑的添加造成微粒的表面不規則

增加了吸收劑微粒的表面積提供更多重金屬微粒附著另外飛

灰中的矽化物可提高泥漿的分散性並與吸收劑反應形成反應性的

產物更易與 SO2反應而提升除酸率氯化鈣的添加亦有助於酸性

氣體的去除半乾式系統具有較濕式簡單用水量少造價低而具

整合性的防治技術可同時處理各種氣體污染物又無二次污染的

問題故適合廣泛的研究推廣

33 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制

燃燒不完全受到燃燒熱力學及動力學上的限制因此焚化過程

中會產生微量的有機物尤其是列入法規管制的高分子環狀芳香烴

化合物 PAHs PCDDsPCDFs 等（Menzie 1992蔣 1991）PAHs

及 Dioxin 等有機污染物多為脂溶性如果不加以分解破壞而任其溶

入人體內便會產生致癌性（Benestad 1990Charles 1992）所以

如何有效的來控制這些二次污染物便成為焚化爐設計上的重要因

子

56

前述污染物中粒狀物質是以巨觀體積的凝集態存在可用捕

集濾除的方式來去除例如洗滌塔袋濾式靜電式集塵等對

於 PCDDsPCDFs 而言袋濾式集塵器較靜電集塵器去除效果佳其

主要原因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去除廢氣中之

PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低速度愈慢

其效果愈佳表 3-14 為混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除

率調查表粒狀物以外之污染物則是以分子態存在可用冷凝

焚化觸媒氧化吸收吸附等方法來加以控制其中又以吸附為

最佳操作方法（Ruddy 1993）其中冷凝是針對濃度極高露點在常

溫以上或常溫附近之物質若濃度太低或露點太低皆不適用冷凝方

法且冷凝後恐易造成設備的腐蝕而焚化或觸媒氧化是對可以燃

燒之污染物將其破壞或氧化成惰性物質污染物濃度需達一定量以

上才符合經濟效益（吳水欽 1995）吸收是一種具選擇性的氣液相

物質輸送有濃縮的特性與功效但仍有許多限制如需平衡參數

填充床可能被阻塞需處理廢水對有機物（非極性物質）去除效

率不高等缺點所以吸附技術是控制有機物排放的最佳選擇

有關焚化產生污染物特性之研究方面蔣（1991）等人研究 PS

塑膠添加金屬氯鹽在不同的焚化溫度下所產生的 PAHs顯示 PS 塑

膠在氧氣不足的焚化條件下生成的 PAHs 會經生物體內代謝活化轉

變成更具致突變性產物魏（1994）等人以流體化床焚化爐處理有

機污泥並控制溫度及空氣量探討 PAHs 的生成實驗結果顯示於

550之缺氧焚化條件下可測得 PhAAnT 及 FluA而其他條件

下只發現 AnTPAHs 之濃度不論在 550 或 650 皆隨著空

氣量的減少而有增加現象尤其在 550 時較顯著

在 PAHs 的特性研究方面Charles（1992）等人研究指出焚

57

化產生的多環芳香族碳氫化合物對生物具有高致癌性和致突變性

且焚化爐所排放的有機污染物其致突變能力與 PAHs 的量有正相關

性（Benestad1990）在進料組成的影響方面若進料中有重金屬存

在時會催化或抑制 PAHs 的生成（Wey 19961997）而焚化中若

以柴油為輔助燃料時柴油即是生成 PAHs 的一大主因（Li 1994）

而重金屬對有機物 PAHs 形成的影響方面（魏 1995）指出飛灰

上金屬鉛鉻的存在提供了 PAHs 反應的活性位址鉻的存在更促成

了五六環結構之 PAHs 的生成飛灰上鋅鎘含量的增加提供更多

的吸附位址使氣相中低環的 PAHs 與飛灰碰撞時被強烈的吸附在粒

狀污染物上焚化過程中若有過剩的氧會促進 PCDDFs 的形成

（Dickson 1992）而金屬 FeSn 及氯化物的存在下會催化

PCDDsPCDFs 的形成（Halonen 1995）

58

表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表集塵器出口濃度(ngNm3)

廠名廢氣處理流

程

集塵器進口

溫() 進口 出口

去除效率

()

Dayton ESP 279 214 14500 --

North

AndoverESP 313 245 362 --

Peekskill ESP 215 11432 9570 154

Pinellas ESP 280 54 100 --

Quebec DI+FF 204 1638 733 996

Quebec DI+FF 140 1176 049 999

Quebec DI+FF 121 1007 ND 1000

Quebec DI+FF 110 456 243 995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643

Biddford SD+FF 137 903 438 995

Commerce SD+FF 132 545 473 959

Mid

ConnecticutSD+FF 133 1019 066 999

Quebec SD+FF 140 2311 126 999

資料來源Mcgrath et al (1992)王 (1997)

傳統上常用的吸收劑有活性碳矽膠活性氧化鋁碳分子篩

沸石等其中前三者屬非結晶性結構後兩者則屬結晶性結構而不

同的吸收劑具有不同的功用在工業上大量使用吸收劑來控制有機物

的排放及回收以活性碳及沸石在此介紹兩者吸收劑的吸附特性

(1)活性碳（Activated carbon）活性碳為一多孔性碳體之集合性名稱其製造可經由碳體之反

59

應性氣體處理或將含碳物質碳化（carbonization）然後以化學處

理之活化（activation）主要原料為煤和椰子殼其具有相當特殊的

孔洞結構比表面積可高達 1000 m2g 以上此乃因孔洞結構屬於微

孔性平均孔洞小於 20 macru且具非極性表面活性碳基本上可分為

粒狀活性碳（GAC）和粉狀活性碳（PAC）因考慮壓力損失等能量

消耗及製造技術之限制在空氣淨化上常用 GAC（蔡 1993）吸附

能力與活性碳的物性孔洞結構及表面化學等性質有關被吸附物

質分子量愈大愈易被吸附溫度對吸附有著密切的關係溫度愈高

愈不利於吸附（蔡 1993Suzuki 1990）且濕氣的存在會降低活性

碳對有機物的吸附能力碳表面所含的氧化物及灰分會增進水蒸氣

或其他極性物質的親和力降低有機物及其他非極性物質的吸附

（Tsai and Chang 1994Gong 1993）Richard（1984）以 Filtrasorb 400

活性碳吸附水中 11 種 PAHs結果分別以 Henryrsquos lawLangmuir

BETFreundlich 及 Redlich-Peterson 五種不同的吸附方程式來描述

結果顯示活性碳對 PAHs 的吸附效果良好此外活性碳對 PAHs

的吸附效果也比對其他疏水性有機物來得好

Afzal（1993）活性碳含金屬物質（NiCuZnCd）吸附有機

物蒸氣之熱力研究結果顯示活性碳的表面積會因金屬的加入而減

少但這些金屬顆粒卻提供了活性的吸附位址可有效的吸附極性物

質增加有機物蒸氣的吸附並非熵（entropy）的效應而是與焓

（enthalpy）有關且吸附時高焓值易形成化學性吸附Dimotakis

（1995）將 ACCs 經過氨氧化及氯化處理使其帶鹼性酸性及極性

提高其對 VOCs 的吸附並以丙醛丙酮甲苯作為實驗用之 VOCs

在 ACCs 的結構上 NOCl 元素與 ACCs 產生化學鍵結合其中氯

化及氧化的處理減少 ACCs 的表面積總孔洞體積及微孔體積而以

60

氨處理結果卻增加 ACCs 的孔隙度在吸附特性上ACCs 表面經氧

化（oxidized）處理後對 25~50 ppmv 的乙醛及丙酮的吸附能力提高了

500 及 350 在 1000~500 ppmv 下則提高了 130 及 75而對

苯而言經過以上的化學處理皆會增加其吸附能力以活性碳通入煙

道氣中來控制由焚化都市廢棄物所產生之 HgCl2在 150的操作溫

度氣相濃度 1 mgm3 下活性碳可吸附到大量的 HgCl2而含 Na2S

的活性碳有助於增加吸附 HgCl2 的含量（DKaratza 1996）

(2)沸石（Zeolites）沸石為孔骨架結構矽鋁酸鹽結晶體含有鹼金屬與鹼土金屬的

水合矽鋁化合物主要之結構是以矽四面體 SiO4所構成之三度空間

晶體在沸石結構中有些矽可被三價鋁同構置換（isomorphous

substation）於是整個結構由 SiO4和 AlO4以各種規則之排列方式

共有氧原子而結合在一起具有下列特徵1可承受較高溫度不會

改變結構2可吸附特定大小污染物3吸附量大4可進行選擇性

吸附5高溫低壓下仍具很強吸附能力6吸附能力不受水汽影響

當氣流中相對濕度大於 50 沸石受水汽的影響遠低於活性碳沸

石成分矽鋁比越大吸附量亦愈大BET 表面積較大之沸石其吸附

量亦愈大粉末狀沸石吸附能力大於顆粒狀沸石但壓損較大Y

式沸石對 VOCs 吸附能力較 A 式為大（鄭 19931995）

以 NaX Zeolit 進行苯甲苯三甲苯四甲苯NaP六甲苯

dimethylnaphthalene 及 AnT 之平衡等溫線和等壓線亨利常數吸

附熱和完整之等溫線也被廣泛研究高分子量有機物之吸附等溫線

近似 Langmiur 形式其飽和能力接近 1 moleculecage吸附熱的增

加與有機物含碳數成線性關係相同碳數的芳香化合物在等溫線或

吸附熱會出現些微不同（Douglas 1993）

61

331利用吸附技術控制廢氣排放之實例

日本應用噴注式吸附法控制煙道氣中 PCDDsPCDFs 的排放

將粉狀活性碳噴入煙道氣中再經由袋式集塵器收集操作溫度為

160~220 結果測得煙囟內 PCDDsPCDFs 的含量低於 01

ngm3N-TEQ去除效率達 98 以上若只採用袋式集塵器收集而

無活性碳則去除效只達 83 可見活性碳有助於有機物的去除

除有機物外對 Hg 蒸氣及酸氣亦有去除效果（TŁujima 1996）

在歐洲國家有實廠採用活性碳床控制焚化廢氣之排放其中

Hartenstein（1994）學者指出利用活性碳床（ACR）及選擇性還原

反應器（SCR）來控制煙道氣中污染物的排放在一實際有害廢棄

物焚化廠的洗滌塔後裝一活性碳床（操作溫度 120~150 ）及選擇

性還原反應器用 impinger 採集酸氣體及金屬揮發物XAD-2 樹脂

吸附高分子有機物VDI method 3482 取揮發性有機物再進一部

分析結果發現排放廢氣中有機物重金屬及酸性氣體皆有明顯減

少趨勢且許多歐洲國家已規定使用此控制技術來淨化廢氣的排放

瑞士及丹麥許多焚化廠於袋式集塵器前噴入活性碳吸收劑控制

污染物的排放結果顯示對污染物的去除效果良好其中對汞的去

除率約可達到 80 以上（孫 1993）

62

34 總結

根據以上的文獻得知焚化廢氣中所含有的污染物大致上可分

為粒狀污染物重金屬酸性氣體及有機性氣體等而這些污染物

控制除了從操作條件著手外還必須有設備上的配合各污染物的控

制設備分別為

粒狀污染物旋風集塵器袋濾式集塵器靜電式集塵文式洗滌塔

重金屬乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔袋濾式集塵器

活性碳噴入

酸性氣體乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔

有機性氣體文式洗滌塔袋濾式集塵器靜電式集塵活性碳床

63

第四章 廢氣控制設備組合之評估

焚化處理已成為目前國內外廢棄物處理的主軸然而儘管焚化處

理具有無害化減量化資源化安定化等優點不僅能回收垃圾成

份中具有再生利用的物質且能將廢棄物體積減至約 110 的體積而

增加掩埋場的使用年限但卻仍有其缺點如二次污染物的產生這

些二次污染物包含粒狀物酸性氣體重金屬揮發有機氣體等若

未加以處理不但會造成空氣污染亦會對人體健康造成重大的傷

害而除了對燃燒條件可加以控制外另外更需要加裝空氣污染防治

設備來處理二次污染物

去除二次污染物的防治設備包括靜電集塵器袋濾式集塵器乾

式半乾式及濕式洗滌塔等防治設備而目前國內外最常使用的組合

為乾式(半乾式)洗滌塔+袋濾式集塵器及靜電集塵器+濕式洗滌塔此

外為了有效去除重金屬揮發物也會添加活性碳氯化鈣(CaCl2)及

Na2S 等化學藥劑來提高重金屬及有機物的去除效率

由國內外發展的趨勢來看為了減少廢水的排放及達到日益嚴格

的排放標準目前國內外的防治設備多為半乾式洗滌塔及袋濾式集塵

器的組合且處理設備已普遍應用於歐美及日本各國對空氣污染的

防治效能極佳

41 國內外焚化廠設備規模及處理概況

台灣地區早期規劃的焚化爐皆為機械式爐床且空氣污染控制設

備多為靜電集塵器+濕式洗滌塔此控制設備因在過去十餘年已廣泛

使用於日本及歐洲之中大型焚化廠且空氣污染防治性能優良技術

充份成熟因而基於技術成熟度及為確保有效可靠運轉因此多採用

64

靜電集塵器+濕式洗滌塔控制設備但因有洗煙廢水處理及廢氣再加

熱等缺點且可能造成戴奧辛再次生成因此近幾年來台灣地區新設

計之控制設備都已趨向半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此控制設備的

優點為操作維護較簡易不產生洗煙廢水空氣污染防治性能優良

等缺點則為產生較多之飛灰及反應物最近已廣泛被應用於日本及

歐洲焚化廠此處理流程對 1 microm 以下之細微粒狀污染物其收集效

果極佳至於重金屬及微量有機物化合物之去除也可達一定之去除效

果若再輔以活性碳噴入系統則對重金屬及有機物之去除效果更佳

台灣地區近年來也常在廢氣處理系統中加入活性碳噴入系統及選擇

性非觸媒還原法來增加有機物及 NOx的去除效率然而半乾式洗滌塔

其霧化條件的控制實屬不易常為人所垢病因此近年來亦有一些新

設廠改採乾式洗滌塔為其脫硫設備

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店廠樹林廠及台中市等六個廠此外另有

15 個廠正陸續興建完成中其處理垃圾量分別在 500~1500 噸不等

而所使用的控制設備則多為半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器表 4-1 即

為台灣地區目前已完工運轉之六個焚化廠六個廠的設計皆為機械爐

床式焚化爐且設計的熱值都在 1500 仟卡公斤左右但由於近年來

垃圾熱值明顯有提高的趨勢因此每日的進料量通常都低於原先的設

計量至於所使用的空氣污染控制設備以內湖及木柵廠而言為靜電

集塵器+濕式洗滌塔而北投廠及台中廠乃使用半乾式洗滌塔+袋濾式

集塵器新店廠及樹林廠則使用乾式洗滌塔+袋濾式集塵器可見國

內在控制設備上也漸漸趨向(半)乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此外也

都陸續添加活性碳來增加有機物及重金屬汞的去除效率

65

表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料

廠名 爐型 設計的熱值(仟卡公斤) 規模(噸日) 產生之廢氣量(Nm3hunit) 控制設備組合台北市內湖廠

機械爐床水牆式焚化爐

1350 3(座)times300 70000 EP+WS

台北市木柵廠

機械連續式焚化爐

1600 4(座)times375 72000 EP+WS

台北市北投廠

4(座)times450 110000 SD+FF

臺中市 機械爐床水牆式焚化爐

1500 3(座)times300 56000 SD+FF+AC

台北縣新店廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 2(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

台北縣樹林廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 3(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器

Dry乾式洗滌塔

資料來源環保署全球資訊網1994 年環境工程會刊第五卷第四期 P49-58

66

國外將焚化爐應用於垃圾處理上行之以久其中美國歐洲等先

進國家焚化技術開發約始於 60 年代亞洲則以新加坡及日本發展最

早日本因掩埋土地不易尋求故垃圾處理以焚化為主焚化爐型式

早期以固定式及機械爐床式為主近年來則陸續發展流體化床焚化

爐表 4-2 即為日本兩座流體化床焚化爐之操作條件流體化床爐內

由於空氣帶動固體不停地翻滾或流動氣體與廢棄物接觸面積大

混合效果好熱傳效率佳溫度的分佈相當均勻因此燃燒效率相當

高而且可在爐內直接加入酸性氣體吸收劑增加酸性氣體的去除效

率唯一需注意的是廢棄物進入爐內之前需先經過破碎由於流體化

床具有上述之優點因此已成為近年來國外常用的新型焚化爐其中

日本在這一方面技術已發展相當成熟

67

表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件

廠名 爐型 操作條件 空氣污染控制設備 污染物排放量

日本 Chiba 流體化床焚化爐 處理容量 210 TD

爐中燃燒溫度 600~630

廢熱鍋爐溫度 520

冷卻塔溫度 300

靜電集塵器入口溫度220

洗煙塔

靜電集塵器

飛灰0005 gm3

SOX5 ppm

HCl16 ppm

NOX5 ppm

日本 Shiga 流體化床焚化爐 處理容量180 TD

(90 TDtimes2)

半乾式洗煙塔

靜電集塵器

粒狀物0029 gm3

SOX10 ppm

HCl79 ppm

NOX57 ppm

資料來源張1997

68

42 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響

表 4-3 為不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較由表中可

得知不論使用何種控制設備組合(濕式洗滌塔半乾式洗滌塔+靜電集

塵器或靜電集塵器+濕式洗滌塔)對重金屬 Hg 都可達到一定的去除效

率(70 以上)濕式洗滌塔及靜電集塵器+濕式洗滌塔甚至可達到 90

以上的去除效率

對酸性氣體去除效率方面一般酸性氣體去除系統(乾式半乾式

及濕式洗滌塔)對 SOxHCl 及 HF 都可達一定的去除效果使符合法

規的要求唯獨對 NOx的去除效率相當低因而通常會使用選擇性非

觸媒還原法或選擇性觸媒還原法來增加 NOx的去除效率表 4-4 即為

不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較表中無論使用乾式或濕式

洗滌塔對 SOx的去除率都可達 80 以上而利用選擇性非觸媒還原

法或選擇性觸媒還原法對 NOx的去除率則可達 50 上下另外也有

實廠直接在流體化床中添加觸媒及吸附劑可同時對 SOx及 NOx達相

當高的去除效率此法在未來或許可具相當大的發展性

69

表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較

廠名 控制設備 操作條件 進入控制設備前的重金屬濃度(mgNm3) 去除效率()

日本練馬 靜 電 集 塵 器 + 濕 式 洗 滌 塔

(CuCl2 及螫合劑添加)

Hg0221 90

瑞士 Base 濕式洗滌塔 Hg0234 92

瑞士 Zurich 半乾式洗滌塔+靜電集塵器 集塵器進口溫度 120 Hg0451 89

法國 Lyon-Sud 濕式洗滌塔 Hg0459 87

法國 Lyon-Noud 濕式洗滌塔 Hg0255 72

丹麥 Amager 半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器 集塵器進口溫度 127 Hg0217 88

德國 Kassel 靜電集塵器+半乾式洗滌塔+袋

濾式集塵器

集塵器進口溫度 137 Hg0349 84

Avesta 濕式洗滌塔+靜電集塵器 Hg275 Cd2375

Pb675 (11 O2)

Hg80 Cd42

Pb284

資料來源孫1993

70

表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較控制設備 操作條件 進入控制設備前的污染物濃度

(mgNm3)去除率() 設備費

SNCR(選擇性非觸媒還原法)

廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 850~1050

NOx150 ppm 25~35 (105 ppm) 設備成本 700~1000 萬元操作成本 130~220 萬元年

SCR(選擇性觸媒還原法) 廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 200~450

NOx150 ppm 60~75 (50 ppm) 設備成本 3000~5000 萬元操作成本 140~190 萬元年

噴霧乾燥法 吸附劑Ca(OH)2

添加劑NaOH700 mgL廢氣流速及入口溫度42 m3min150

SOx2500 ppm 86

半乾式洗滌法(噴霧乾燥脫硫)

入口氣體溫度 160Ca(OH)2 泥漿 15流量 6 mlmin忝加劑飛灰飛灰Ca(OH)2=31

SOx650~2150 ppm 73

乾式噴霧塔+ESP 吸收劑Ca(OH)2乙醇混合物碳酸氫鈉添加劑氨吸附劑注入溫度367~589 KCa(OH)2SO2=15~252NaHCO3(SO2+2NO)=05~25

SOx600~2000 ppmNOx240~600 ppm

SOx90 NOx72

powder-particle 流體化床反應溫度1023 KCaS=3平均粒徑5 microm固定床高03 m氣體流速1 msec

SOx500~1000 ppm SOx100

powder-particle 流體化床內添加觸媒(particle)TiO2WO3

及吸附劑(powder)CuOFeO反應溫度600 sorbentS=3固定床高03 m

SOx300~1000 ppmNOx500 ppm

SOx80 NOx95

濕式洗滌塔中黃磷 LG30~100 galminPNO06

SOx1500~2500 ppmNOx60~600 ppm

SOx95 NOx90

資料來源司等人1996Dennis Helfritch 等人1992Shiqiu Gao 等人1996J WANG 等人1996 Chang SG等人1992

71

43 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響

國內焚化爐在行政院環保署於民國八十六年八月六日發佈「廢

棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準」後也面臨戴奧辛排放管制要求

因此須運用各類可行的戴奧辛控制技術以期能減少焚化爐戴奧辛的

排放量降低其危害性根據國外文獻可知國外目前對於降低焚化

爐廢氣中戴奧辛的排放濃度控制技術主要有二次高溫燃燒抑制劑

的添加活性碳吸附急速冷卻系統化學氧化等均能有效控制戴奧

辛的排放量(Townsend1995李1996)

一般而言焚化所產生的戴奧辛主要來源有1垃圾成份2爐內燃

燒不完全形成3爐外低溫再合成(王1997)因此卻有效控制焚化

爐 PCDDsPCDFs 排放量的方法不外乎下面四項1力行垃圾分類

減少焚化含有戴奧辛的成份2避免燃燒不完全3防止爐外低溫合

成4利用後續污染控制設備來降低戴奧辛的排放量

垃圾成份原本就相當複雜尤其是普遍使用之除草劑殺蟲

劑農藥等有機溶劑皆含有 PCDDsPCDFs 有機物質因此在實行垃

圾分類上除力行回收有機溶劑外應屬減少戴奧辛的生成及去除戴奧

辛的排放兩方面著手較為實際在避免燃燒不完全方面垃圾成份中

所含之 CHONS 等元素在焚化過程中若未加以燃燒破壞

可能會產生一些易產生戴奧辛之前驅物不僅難以破壞已經形成之

72

PCDDsPCDFs 更有助於 PCDDsPCDFs 的生成故可從燃燒完全的

基本條件著手如燃燒溫度含氧量停留時間混合程度水汽含

量來加以控制爐外低溫再合成方面燃燒不完全之氯苯氯酚等前

驅物隨焚化廢氣排出燃燒室可能為廢氣中飛灰之碳元素所吸附並

在特定的溫度範圍內(250~400 尤其在 300 時最顯著)在飛灰

顆粒所構成之活性接觸上被金屬氯化物(CuCl2FeCl2)催化反應生

成 PCDDsPCDFs(王1997)其控制方法仍需從燃燒的基本條件來著

手若排放的焚化廢氣仍無法符合排放標準則必須從空氣污染防制設

備來尋求解決的辦法目前最常使用的控制設備組合包含乾式或半乾

式洗滌塔+靜電集塵器(或袋濾式集塵器)及靜電集塵器+濕式洗煙

塔另外亦可加上活性碳噴入法各控制設備組合各有其優缺點將

於下列敘述比較之曾有文獻(王1997)指出以 GCP(good combustion

practice)+半乾式洗煙塔+活性碳噴入法+袋濾式集塵器之組合較佳

且增加之初設費用亦不高歐洲已有成功的實例因此未來國內之

新舊廠可評估此組合之可行性以改善戴奧辛之排放量

近年來研究焚化爐排放戴奧辛的相關文獻大都將重點擺在煙道

排氣中戴奧辛的濃度少數研究甚至包含飛灰底灰中戴奧辛濃度的

相關資料最近有文獻針對實際運轉中之都市廢棄物焚化爐飛

73

灰底灰及煙道排氣中戴奧辛含量作統計表示在一般廢棄物焚化爐

排放戴奧辛的流佈上仍集中於飛灰與煙道氣之中而底灰內的戴奧

辛含量則相對顯得較不重要(鍾1997)不同地點不同性質的焚化爐

其污染程度往往亦有很大的差別甚至有高達百倍以上的差距造成

如此大的差異的原因主要是焚化爐的操作方式如操作溫度過剩空

氣量氣體停留時間垃圾組成等特別進料是否預先經過篩選對

於焚化爐排放戴奧辛的濃度有決定性的影響表 4-5 為國外學者所歸

納之排放出最少量戴奧辛的焚化爐操作條件

表 4-6 為國內實際運轉中之焚化爐所使用之相關空氣污染控制

設備及戴奧辛排放之相關資料由表中可看出 B 廠除酸設備在粒狀

物除塵設備之後氣流未經除酸過程使得 HCl 濃度較高導致灰份上

較多戴奧辛生成且靜電集塵器操作溫度通常落在戴奧辛生成溫度

250~400 之間另外靜電集塵器之高壓電可能使前驅物在 ESP 內

進行異相催化反應及 de novo 合成反應(黃1998)故導致 B 廠不僅

無法去除 PCDDsPCDFs相反有增加 PCDDsPCDFs 排放的趨勢

文獻中也指出 B 廠之 ESP 若換成 Baghouse 則可大量減少戴奧辛的排

放量E 廠之 PCDDsPCDFs 排放量為 DEF 三廠中最高可能因

素為 E 廠之靜電集塵器操作溫度落在戴奧辛生成溫度 250~400之

間F 廠為實際運轉之大型焚化爐燃燒效率較佳故排放量較低且

74

產生之戴奧辛多為毒性較低之 PCDDsPCDFs而 DE 廠為試燒之

小型焚化爐故產生之戴奧辛多為高毒性之 PCDDsPCDFs因此籌

建焚化廠時建議選擇燃燒效率較佳之大型焚化廠文獻中曾指出添加

PVC 會造成廢氣中 HCl 濃度增加又 HCl 會影響 CO 氧化成 CO2的

速率故當 PCDDsPCDFs 濃度增加時CO 濃度也較高(黃1998)

又指出焚化中含碳量含氯量重金屬(以 CuZn 最明顯)愈高戴

奧辛愈易形成而粒徑愈小的灰份 Dioxin 濃度愈高同時其灰份愈

不易被空氣污染控制設備去除故 Dioxin 排放量較高而氯鹽隨粒

徑增加有減少趨勢與 Dioxin 隨粒徑增加有減少趨勢相符

表 4-7 為國外幾個實際運轉中焚化廠 PCDDsPCDFs 去除效率之

調查資料由表中得知廢氣進入集塵設備內引發rdquo爐外低溫再合成rdquo

現象使得 PCDDsPCDFs 之去除效率降為負值而袋濾式集塵器較

靜電集塵器去除效果佳可能是因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去

除廢氣中之 PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低

速度愈慢其去除效果愈佳

75

表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997)項目 運轉條件

燃燒區二次燃燒溫度氣體停留時間

煙道氣 CO 之濃度(乾基)燃燒區氧氣含量(乾基)

gt攝氏 1000超過 15 秒

目標值lt20 ppmv最高值 70 ppmv6 plusmn10 以上

後燃燒設備鍋爐

噴灑石灰用量

袋濾室出口溫度

經常清理SD15~2 倍劑量比乾石灰2~3 倍劑量比

135~165

表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料(凌1995李1996鍾1997黃1998)

廠名 焚化爐型式 控制設備 Dioxin 排放A 廠 大型焚化爐 Cyclone+乾

式+Baghouse56~66去

除率B 廠 大型焚化爐 ESP+濕式 402~558

增加率C 廠 大型焚化爐 半乾式

+Baghouse排放量BgtAgtC

D 廠 試燒小型焚化爐 -E 廠 試燒小型焚化爐 ESPF 廠 大型焚化爐 -

排放量EgtFgtD

76

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)集塵器進出口濃度

(ngNm3)廠名廢氣處理

流程集塵器進口溫度() 進口 出口

去除效率()

DaytonNorth Andover

PeekskillPinellas

ESP

279313215280

214245

1143254

14500362

9570100

--

154-

QuebecQuebecQuebecQuebec

DI+FF

204140121110

163811761007456

733049ND243

996999

1000995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643Biddford

CommerceMid

ConnecticutQuebec

SD+FF

137132133

140

903545

1019

2311

438473066

126

995959999

999

77

44 空氣污染防治設備組合比較

表 4-8 為台灣地區目前已完工運轉或正陸續興建完工中之 21 座焚

化廠由表中可看出台灣地區早期裝置於焚化爐後之空氣污染防治設

備主要為靜電集塵器+濕式洗滌塔此設備組合的煙氣設計條件對重

金屬去除上並無特別要求對粉塵的去除效率上也要求不高(僅 30

左右)對酸性氣體的去除則可達到 80 以上(NOx 除外)隨法規的

要求愈來愈嚴格後來陸續興建的焚化爐多以半乾式洗滌塔搭配袋濾

式集塵器為主此設備組合預期對粉塵的去除效率可達 99 以上

對酸性氣體則可提高至 90 以上對重金屬的去除也都可達到法規

的要求唯對 NOx 去除效果可能不太理想因此通常會加上活性碳

及無觸媒脫硝設備來加增加有機物及 NOx 的去除效果而以設備費

用來看每個廠的煙氣處理費都約占全廠費用的 110為 2~4 億不

等表 4-9 則為國外 5 座 FKHTNER 德國總公司在世界各地最近剛完

工運轉之焚化廠煙氣處理設備相關資料表中可看出國外所採用的控

制設備組合都較國內嚴謹因而無論是去除酸性氣體或去除重金屬的

效果都較國內佳但國外這五座廠的煙氣設備費卻都占全廠費用約

14 左右高出國內約 2~3 倍的價格另外因國內垃圾分類尚不及國

外普及因而不易回收垃圾成份中可再生利用之物質故相較之下

國內在生廢氣中重金屬污染物的濃度皆較國外高

78

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 內湖 木柵 新店 樹林 台中市爐數及容量(td)

3times300 4times375 2times450 3times450 3times300

設計煙氣條件(inletoutlet)

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA NA NA NA NA NA NA NADust 70 70 70 50 10000 20 10000 20 8000 50HCl 2000 80pp

m1200 60 1300 80pp

m1300 80pp

m1200 60

SOx 350 300 350 50 500 80 500 80 350 50HF 30 5 30 5 50 3(total

F)50 3(tot

al F)30 5

NOx 200 200ppm

200 200 250ppm

250ppm

250ppm

250ppm

200 200

CO NA NA NA NA 150 150 150 150 NA NAHg NA NA NA 01 1 03 1 03 NA 01Cd NA NA NA 01 4 01 4 01 NA 01Pb NA NA NA 2 NA 1 NA 1 NA 15As NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NACr NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NAZn NA NA NA 3 NA 1 NA 1 NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

EP+WS EP+WS CYC+Dry+AC+FF

CYC+Dry+AC+FF

SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

23 億 34 億 43 億 27 億

全廠費用 24 億 439 億 38 億 45 億 40 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢氣量 72000 Nm3hr操作溫度 220~250

廢 氣 量90000 Nm3hr

廢 氣 量90000Nm3hr

廢 氣 量56000Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔

AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧

SC煙氣洗滌塔(只噴水) Dry乾式洗滌塔 NAno data available

資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問

1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

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表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 嘉義 仁武 溪洲 崁頂 后里爐數及容量(td)

2times150 3times450 2times450 2times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 6000 20 8000 30 8000 30 5000 20 8000 30HCl 900p

pm20ppm

1300ppm

30ppm

1300ppm

30ppm

1200ppm

25ppm

1300ppm

30ppm

SOx 750 72 300ppm

35ppm

300ppm

35ppm

200ppm

30ppm

300ppm

35ppm

HF 25 07 NA NA NA NA NA 2 NA NANOx 150p

pm150ppm

120ppm

120ppm

120ppm

120ppm

NA 100ppm

120ppm

120ppm

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

NA 60ppm

80ppm 80ppm

Hg 07 006 NA 02 NA 02 NA 01 NA 02Cd 2 006 NA 01 NA 01 NA 01 NA 01Pb 30 06 NA 05 NA 05 NA 06 NA 05As 07 04 NA NA NA NA NA NA NA NACr 2 04 NA NA NA NA NA NA NA NAZn 75 11 NA NA NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

SD+AC+FF SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

04 億 218 億 24 億 20 億 24 億

全廠費用 16 億 4723 億 317 億 303 億 321 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢 氣 量115260 Nm3hr

廢 氣 量120000 Nm3hr

廢 氣 量119714 Nm3hr

廢氣量 120000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

80

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 基隆 宜蘭 台南 北投 八里爐數及容量(td)

2times300 2times300 2times450 4times450 3times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA 011ngNm3

NA 011 ngNm3

NA NA NA 015ngNm3

NA NA

Dust 8000 20 8000 20 88000 20 8000 30 10000 10HCl 1200

ppm25ppm

1300ppm

25ppm

1467 18ppm

1200 25 1500ppm

50ppm

SOx 200ppm

30ppm

300ppm

30ppm

550 73 350 35 500 100

HF NA 2 NA 2 55 07 30 1 50 2NOx 105p

pm105ppm

105ppm

105ppm

145ppm

145ppm

200 NA 370 370

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

58ppm

58ppm

NA NA 100 100

Hg NA 02 NA 02 15 007 1 0075 1 01Cd NA 01 NA 01 44 007 3 0075 4 005Pb NA 05 NA 05 NA 1 40 075 NA 03As NA NA NA NA NA 036 1 05 NA 01Cr NA NA NA NA NA 036 3 05 NA 02Zn NA NA NA NA NA 1 100 3 NA 07Organic(as C)

NA NA NA NA 20

煙氣處理設備

SNCR +SD+AC+FF

SNCR +SD+AC+FF

SD+AC+FF SD+FF CYC+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

15 億 15 億 16 億 55 億 28 億

全廠費用 2148 億 2088 億 28 億 658 億 53 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量79200

廢氣量 79200 廢 氣 量90000

廢 氣 量110000Nm3hr

廢氣量 114000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

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表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 新竹市 高雄中區 高雄南區 岡山 鹿草爐數及容量(td)

2times450 3times300 4times450 3times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm31-TEQ

10-O2mgNm31-TEQ

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 01ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 10000

10 10000 20ppm

9000 20 8000 20 20

HCl 1500ppm

50ppm

1500ppm

20ppm

1300ppm

20ppm 1300ppm

25ppm

1300ppm

25ppm

SOx 500 100 500ppm

25ppm

300ppm

25ppm 300ppm

30ppm

300ppm

30ppm

HF 50 2 NA NA NA NA NA 18(total F)

NA 18(total F)

NOx 370ppm

370ppm

370 105ppm

105ppm

105ppm 105ppm

105ppm

105ppm

105ppm

CO 100ppm

100ppm

100 60ppm

60ppm

60ppm 80ppm

80ppm

80ppm 80ppm

Hg 1 01 1 006 1 006 NA 02 NA 02Cd 4 005 4 006 30 006 NA 01 NA 01Pb NA 03 NA 06 40 06 NA 05 NA 05As NA 01 NA 04 NA NA NA NA NA NACr NA 02 NA 04 NA NA NA NA NA NAZn NA 07 NA 11 NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

20 NA NA NA NA

煙氣處理設備

CYC+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

18 億 26 億 36 億 3 億 23 億

全廠費用 36 億 328 億 5696 億 43 億 34 億煙氣處理設備操作條件

廢 氣 量114000 Nm3hr

廢 氣 量80000 Nm3hr

廢氣量 122865 Nm3hr

廢 氣 量109000 Nm3hr

廢氣量 109000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問1998 年工業污染防治 Vo17No3p46-65

82

表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 AVE

TwenteNetherlands

TUAS Palma de MallorcaSpain

Friesenheimer Insel Mannhelm Waste to energy plant North Unit 4

North refuse incineration plantBerlin Ruhleben

操作條件 濕排氣量117000m3hr進料量18tonhr

濕排氣量1080000 m3hr進料量180tonhr

濕排氣量100000 m3hr進料量5625tonhr

濕排氣量155000 m3hr進料量25tonhr

濕排氣量73500 m3hr

排氣狀況 inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outletDioxin(mgm3) 4 01 - - - - 5 0 5 01Dust(mgm3) 4000 5 4000

-8000

30 4000

30 2500 5 1000-4000

10

HCl(mgm3) 1100 10 1300 100 1300

50 840 5 600-1500

10

SOx(mgm3) 400 40 200 100 600 300 600 5 100-800

50

HF(mgm3) 10 1 50 5 10 2 10 1 5-20 1NOx(mgm3) 300 70 500 500 - - 400 70 250-40

0100

CO(mgm3) 40 50 100 100 - - 40 50 50 50Hg(mgm3) 04 005 1 02 07 01 1 001 - 005Cd(mgm3) 1 005 4 1 2 01 05 001 - 005PbSnAsCu 20 1 20 10 10 1 30 01 - 05orag(asC) (mgm3)

40 50 - - - - 5 5 - -

煙氣處理設備 EPI+SD+EPII+WS+FF+SCR

EP+SD+AC+FF

SD+FF AC+WS+SCR+AC

SD+FF+AC+SCR

煙氣處理設備費用

80million 馬克 76million馬克

- 50million 馬克

-

全廠費用 300millio 馬克 1100million馬克

220million馬克

200million馬克

500million 馬克

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SCR觸媒脫硝

資料提供惠能顧問公司提供

83

45 結論

綜觀上述之資料可知目前國內外焚化廠之污染防治設備大抵

是以靜電集塵器+濕式洗滌塔或乾式噴霧塔+袋濾式集塵器搭配使

用而這兩種組合之處理排放量也都能達到環保法規的要求且其成

本差異對總建廠成本而言幾可忽略然而前者所產生的廢水需備

有後續處理設備處理之甚且近年來有學者指出使用靜電集塵器和

戴奧辛的產生有密切的關連性故國內外新設的焚化廠有逐漸捨前者

而就後者的趨勢

84

第五章 焚化廢氣之模擬

在本計劃中除了以實驗室規模的流體化床焚化爐真實模擬都市

廢棄物焚化後所產生的污染物外也使用在化工製程方面常用的模擬

軟體--ASPEN PLUS 做為研究工具針對不同的焚化條件模擬其所

產生的污染物

此外為彌補 ASPEN PLUS 中無機資料庫之不足在重金屬生成

部份的模擬則加入熱力平衡模式的模擬結果以做為對照比較之用

51 模擬參數

在本研究中廢棄物的進料組成乃根據 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析而訂除此之外再加入目前法規對一般廢棄物焚化爐空氣

污染物所管制的重金屬物種 CdHgPb 等以及另一毒性重金屬物

質 Cr如表 5-1 所示而垃圾的進料量則以臺中市垃圾焚化廠的日處

理量 900 公噸為基準換算成每小時 37500 kg 的進料量在完成其

模擬後將過量空氣百分比熱損失率及廢棄物之熱值含硫量含

氯量五個操作變因歸納為二組一組為過量空氣百分比熱損失率及

廢棄物的熱值因為此三個變因影響所及是爐溫的變化故這組變因

主要是探討其對爐溫的影響而另一組為廢棄物之含硫量及含氯量

85

由於這兩個變因會影響焚化污染物的組成型態所以必須模擬在不同

的含硫(氯)量下所對應生成的污染物量表 5-2 為各參數之變動範圍

表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成可燃分()水份() 灰分()

碳 氫 氧 氮 硫 有機氯506 1379 1899 282 1306 045 012 016

重金屬()鎘 汞 鉛 鉻

高位發熱量(KcalKg)

低位發熱量(KcalKg)

碳氮比

0012 000025 01 01 210672 165069 4174

表 5-2 參數之變動範圍參 數 範 圍過量空氣 () 20406080100熱損失率 () 0102030熱值(KcalKg)times10-3 1617181920212223242526含硫量 () 021015202530含氯量 () 021015202530

86

52 系統模擬

521 系統流程描述

首先選取適合處理固體及冶金的應用型式Solids with Metric

Units 及 Flowsheet Simulation(FlowSheet)的執行模式以便讓 ASPEN

PLUS 幫我們作適合的設定

接著便開始描繪整個系統流程圖

在此我們利用 RGIBBS model 來模擬一次燃燒室而 RGIBBS

model 是根據反應達平衡時 Gibbs free energy 為最小的原理設計而

成所以我們只須給進料物質組成及定義平衡產物即可然而對

ASPEN PLUS 而言都市廢棄物是一非傳統物質因此無法得知其物

質組成而其平衡反應計算也就無法進行故物質在進入 RGIBBS

model 之前必須先將其分解成元素狀態使 RGIBBS model 得知其組

成此步驟可藉由 RYIELD model 來達成但 RYIELD model 在執行

此步驟時可能造成熱量的消耗所以在 RYIELD 及 RGIBBS model

之間必須以一熱流(Q-DECOMP)連接之使物質在 RYIELD model 中

造成的熱量變化可以完整的傳送到 RGIBBS model 中整個模擬程序

如圖 5-1 所示

87

522 基本設定(Setup Specifications form)

完成流程圖的描繪之後則按照專家指引系統的導引依序輸入所

需的資料首先必須對流線型式(stream class)作定義由於我們在

圖 5-1 模擬流程圖

模擬過程中要對純物質傳統固體非傳統成份及粒子尺寸分佈

(Particle size distribution)等做考量所以須將 stream class 設為

MCINCPSD即每條流線包含 MIXED(含氣液相之純物質)CIPSD

(傳統固體)及 NCPSD(非傳統成份)等 substream以便對各種不同性質

的物質能做合理的描述計算及報告

523 成份屬性(Components Specifications form)

接著在 Components Specifications form 中我們必須選取在整個

模擬過程中所需使用的成份物質其中較特別的是 SO2 及 SO3 在

ASPEN PLUS 資料庫中的化學式分別為 O2S 及 O3S而一般物質在

ASPEN PLUS 被預設為 Conventional type 的成份型式然而對於 C

及固態金屬化合物則必須將之改為 Solid type因為 RGIBBS model

RYIELD

DECOMP

RGIBBS

BUR NERWAS T E INBUR NER OUTP UT

Q-DE COMP

AIR

88

無法執行同一成份之流體相與固體相間的相平衡故必須對同一成份

給予流體相及固體相不同的命名以便執行氣固平衡計算而為了易

於觀察計算結果對於重金屬化合物之氣液固相分別給予不同的

標記命名在此我們從 ASPEN PLUS 無機資料庫中選取可能生成的

重金屬(鎘汞鉛鉻)化合物和較穩定的氣體產物如表 5-3 所示

表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質鎘(Cd) 汞(Hg) 鉛(Pb) 鉻(Cr)

C(s)

H2ON2

O2

NO2

NOSO2SO3SH2

Cl2

COCO2

ASH(NC)WASTE(NC)

Cd(s)

Cd(g)

Cd(OH)2(s)

Cd(OH)2(g)

CdCl2(s)

CdCl2(g)

CdCO3(s)

CdCO3(g)

CdO(s)

CdO(g)

CdS(s)

CdS(g)

CdSO4(s)

CdSO4(g)

Hg(g)

Hg(l)

Hg2Cl2(s)

Hg2Cl2(g)

Hg2SO4(s)

Hg2SO4(g)

HgCl(g)

HgCl2(s)

HgCl2(g)

HgH(g)

HgO(s)

HgO(g)

HgS(s)

HgS(g)

HgSO4(s)

HgSO4(g)

Pb(s)

Pb(g)

Pb2(g)

Pb3O4(s)

Pb3O4(g)

PbCl(g)

PbCl2(s)

PbCl2(g)

PbCl4(g)

PbCO3(s)

PbCO3(g)

PbH(g)

PbO2(s)

PbO2(g)

PbS(s)

PbS(g)

PbSO4(s)

PbSO4(g)

Cr(s)

Cr(g)

Cr(CO)6(s)

Cr(CO)6(g)

Cr23C6(s)

Cr23C6(g)

Cr2N(s)

Cr2N(g)

Cr2O3(s)

Cr2O3(g)

Cr3C2(s)

Cr3C2(g)

Cr7C3(s)

Cr7C3(g)

CrCl2(s)

CrCl2(g)

CrCl3(s)

CrCl3(g)

CrCl4(g)

CrN(s)

CrN(g)

CrO(g)

CrO2(s)

CrO2(g)

CrO2Cl2(g)

CrO3(s)

CrO3(g)

CrS(s)

CrS(g)

CrS117(s)

CrS117(g)

至於廢棄物及 ASH 等非傳統成份則選擇 NC type因為這些

非傳統物質的資料並無法在資料庫中獲得所以必須利用非傳統物質

89

之物性模式加以描述以便進行平衡計算

524 非傳統物質(NC)的物性模式(Proper ties NC-Props)

由於非傳統物質是無法參與相或化學平衡的異相固體只有焓

(Enthalpy)和密度(Density)可供計算在此我們選擇常用於碳處理的

HCOALGEN model 作為非傳統物質的焓的計算模式包括燃燒熱

(Heat of Combustion)標準生成熱(Standard Heat of Formation)熱容

(Heat Capacity)及標準焓(Enthalpy Basis)等如表 5-4 所示其中在燃

燒熱部份由於我們已知廢棄物的燃燒熱故在其 Option Codes value

中選擇 6亦即要求自行輸入然後跳出專家指引系統到

ParametersrarrPure Component 中選取 HCOMB並輸入其高位發熱量

另 外 在 使 用 HCOALGEN model 時 必 須 輸 入 近 似 分 析

(PROXANAL)元素分析(ULTANAL)及硫份分析(SULFANAL)等物質

基本資料然而對都市廢棄物而言其重金屬含量是不可忽略的故

在 CAUSR1 中自行輸入重金屬之成份分析

在密度方面由於廢棄物的密度無資料可尋故選擇 DCOALIGT

model 作為密度的計算模式如圖 5-2 所示

525 進料值(Input-Data)的輸入

在流線 WASTE 中因為廢棄物是非傳統物質所以在 Substream

name 中須選取 NCPSD其餘尚需輸入三部份的資料Specification

90

表 5-4 HCOALGEN Option CodesOption Code

NumberOption Code

value(預設為 1)Calculation Method Parameter

NameComponent Attributes

1 Heat of Combustion1 Bole correlation BOIEC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

2 Dulong correlation DLNGC ULTANALSULFANALPROXANAL

3 Grummel and Davis correlation

GMLDC ULTANALSULFANALPROXANAL

4 Mott and Spooner correlation

MTSPC ULTANAL SULFANALPROXANAL

5 IGT correlation GIGTC ULTANALPROXANAL

6 User input value HCOMB ULTANALPROXANAL

2 Standard Heat of Formation1 Heat-of-combustion

based correlation__ ULTANAL

SULFANAL2 Direct correlation HFC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

3 Heat Capacity1 Kirov correlation CP1C PROXANAL2 Cubic temperature

equationCP2C __

4 Enthalpy Basis1 Elements in their

standard states at 29815 K and 1 atm

__ __

2 Component at 29815 K

__ __

91

圖 5-2 廢棄物的物性模式

PSDComponent Attr其中 Specification 要指定其溫度壓力及進

料速率等而 PSD 則輸入其粒徑分佈Component Attr則輸入其成份

分析(含近似元素硫份及重金屬分析等)

而流線 AIR 則因為空氣是由傳統物質所構成故選取 MIXED

餘者只須溫度壓力進氣速率及成份組成比率

在操作單元 RYIELD model 部分在自由度為 2 的情況下只須

輸入壓力及溫度(或熱流)兩項另外還要告知其分解後的產率因

為先前所輸入者乃為廢棄物在乾基下的元素分析而在此的分解產率

92

須包括水份所以須將乾基值轉換成濕基值這步驟有兩個方法來進

行一是直接輸入其濕基產率另一是藉由一個 Fortran 副程式來進

行轉換的工作而我們則選擇前者

同理對 RGIBBS model 而言其自由度亦是 2但因已有

Q-DECOMP 這項熱流進入 RGIBBS model故在此溫度(熱流)項已確

定只剩壓力項待輸入此時已完成專家指引系統的所有程序

526 副加程式

在完成 RGIBBS model 的資料輸入時專家指引系統的所有程序

已告完成亦即代表整個系統在邏輯上已完成但諸如熱損失

ASH 成份分析等屬副加程式所以必須在其後自行加入

在熱損失方面副程式理當在 RGIBBS 處加入但對 RGIBBS 而

言在必須遵守能量守恆的前提下熱損失被視為是一條熱流與

Q-DECOMP 相對應此時在自由度為 2 的要求下則需輸入溫度項

然而爐溫正是所欲求的故此顯然不合理因此我們將熱量的損

失提前在 RYIELD 之後(即 RGIBBS 之前)以一個 Fortran 副加程式來

執行如圖 5-3 所示而在這之前須先對其中所使用的參數加以定

義如表 5-5 所示

至於 ASH 成份分析部份因為 ASH 的產生是在 RYIELD 處

93

圖 5-3 熱損失之副加程式

註其中 HHVDRY = 426462

表 5-5 程式中參數代表之定義Varname Vartype Stream Substream Comp Attribute Element

NDUTY HEAT-DUTY Q-DECOMP

ULT COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE ULTANAL

USER COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE CASUR1

WATER COMPATTR-VAR WASTE NCPSD WASTE PROXANAL 1

Varname Vartype Stream Substream Variable

INPUT STREAM-VAR WASTE NCPSD MASS-FLOW

MMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-FLOW

MCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-FLOW

MNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-FLOW

HMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-ENTHALP

HCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-ENTHALP

HNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-ENTHALP

94

故只要點選此 model 並選擇 Component Attr就可輸入之此時模擬工

作便告完成

95

53 結果與討論

531 過量空氣

在確定廢棄物的進料量為 37500 kghr 之後其理論空氣量經計算

後可得 966078 kghr因此各不同過量空氣百分比所需的空氣量亦可

求出圖 5-4 所示為過量空氣對爐溫的影響為符合實際狀況故此

乃在熱損失率 20 的條件下所得由圖中可知爐溫隨過量空氣率的

增加而減少且其關係非常接近線性

圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響

圖 5-5~5-8 則分別為不同過量空氣率對鎘汞鉛及鉻化合物生

成量的影響圖在圖 5-5 中隨著過量空氣的增加(爐溫漸減)CdO(s)

的生成量則逐漸增加相對的 Cd(g)CdO(g)則逐漸減少而且在過量

空氣率 80 以後 CdO(s)的曲線呈平緩Cd(g)CdO(g)的產量則趨近於

0其原因乃是 CdO(s)在約 900 以上會逐漸轉化為 CdO(g)且 Cd

10819439912196

91498088499501

7936899

600

700

800

900

1000

1100

1200

20 40 60 80 100

過量空氣率()

爐溫

()

96

的沸點約為 800 左右故在低溫時鎘化合物以 CdO(s)型態存在佔

絕大多數而文獻中亦指出在高溫下鎘主要以氧化鎘或元素鎘存

在而溫度低於 750 時有硫酸鎘生成另外過量空氣對汞化合

物的生成影響甚微而對鉛化合物而言在低溫時大多以 PbCl4(g)的

型態存在而後隨溫度增加逐漸被 PbCl2(g) 及 Pb(g)所取代至於鉻化

合物方面從圖 5-8 中可以清楚發現其生成物種似乎不隨過量空氣之

改變而有任何變化而主要生成物種為 CrO2(s)至於 CrO2Cl2(g)雖生

成量微少但隨著過量空氣的漸增其產量亦有漸增的趨勢

圖 5-9 則是過量空氣對酸性氣體生成量的影響由圖中可知在過

量空氣量愈高(溫度愈低)時NO2NOSO2及 HCl 的生成量皆有減

少的趨勢而 SO3反而增加此情況可能是當溫度愈高時SO3逐漸

轉化成 SO2 之故

圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鎘化

合物

產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

97

圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響

圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

20 40 60 80 100

過量空氣率()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉛化合物產量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

98

圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響

圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

0

20

40

60

80

100

20 40 60 80 100

過量空氣率()

酸性氣體產生量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

99

532 熱損失

圖 5-10 為熱損失率對爐溫的影響(本模擬是在過量空氣率 60 的

情況下進行)其結果顯示當熱損失為 20 時相對應的爐溫為 915

已達有機物被完全破壞的溫度且目前大型焚化廠之爐溫亦控制

在 800~950 間故熱損失 20 是合理值

圖 5-11~5-15 為不同熱損失率對鎘汞鉛鉻化合物及酸性氣

體生成量的影響由於熱損失率對系統而言只影響爐溫故生成物

中無論是酸性氣體或是重金屬化合物其分佈趨勢除了 NO 之外其

餘頗為類似就 NO 部份比較圖 5-95-15 可知在圖 5-9 過量空氣

率 20 及圖 5-15 熱損失率 0 時爐溫約為 1100 但圖 5-15 中

的 NO 顯然比圖 5-9 者大很多其原因是雖溫度相似但圖 5-15 是在

過量空氣率 60 的情形下故在高溫下所提供的空氣量比圖 5-9 的

20 大因此所形成的 Thermal-NOX 量會相對增加

100

圖 5-10 熱損失對爐溫的影響

圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

0 10 20 30熱損失()

鎘化合物產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

8150367

9149808

1109647

1013112

700

800

900

1000

1100

1200

0 10 20 30

熱損失率()

爐溫

()

101

圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響

圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

0 10 20 30

熱損失()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

0 0 2

0 0 4

0 0 6

0 0 8

0 1

0 1 0 2 0 3 0

熱 損 失 ()

汞化合物產量(k

ghr

)

H GG

H GO G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30熱損失()

鉛化合物產量(kghr) PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

102

圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響

圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30

熱損失()

酸性氣體產量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30

熱損失()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

103

533 廢棄物熱值

由於廢棄物熱值因地因時而異且變動範圍大同時也對爐溫有

某種程度上的影響故根據臺灣地區一般垃圾的熱值其約略範圍做模

擬(本模擬在過量空氣率 60 熱損失率 20 的前提下進行)由圖

5-16 中可知爐溫隨熱值增加呈線性增加而一般為使有機物達完全

之破壞通常將爐溫控制在 800~950 故若廢棄物熱值低於 1900

kcalkg 時可加入輔助燃料或降低過量空氣量以提高爐溫而若熱

值超過 2200 kcalkg 時(爐溫約大於 950 )為避免爐壁不堪負荷及

Thermal-NOx的生成可藉由提高過量空氣量來降低爐溫

圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 )

600

800

1000

1200

1600 1800 2000 2200 2400 2600

垃圾高位發熱量 (kcalkg)

爐溫

()

104

534 含硫量

圖 5-17~5-20 為含硫量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

圖 5-17顯示含硫量增加時CdO(s)的生成量隨之減少但Cd(g)及CdO(g)

卻增加圖 5-18 中的汞化合物則無明顯的變化圖 5-19 則顯示含硫

量增加時PbCl4(g)隨之減少但 PbCl2(g)卻是增加圖 5-20 中鉻化合

物生成量無明顯的變化仍舊是 CrO2(s)佔大多數就以上的幾種變化

而言並不是因含硫量改變的關係因為當含硫量增加時爐溫卻隨

之增加從含硫量 02 時的 915 到含硫量 3 時的 949 對照

圖 5-5 和圖 5-7 中過量空氣率 60 的 915 到 40 的 991 這區

間無論是 Cd(g)CdO(s)CdO(g)PbCl4(g)或 PbCl2(g)其變化趨勢及變

化量皆極為相近原因是因為在爐溫 800 以下時硫含量增加易

使重金屬形成穩定之硫化物型態但一旦超過 800 則含硫量的影

響就微乎其微

圖 5-21 所示為含硫量對酸性氣體生成的影響其中 SO2(g)及 SO3(g)

的量隨含硫量增加而遞增但 SO3(g)的增加量較不明顯因為硫燃燒

後幾乎以 SO2(g)的型態存在而 NO(g)和 NO2(g)則隨含硫量增加而有增

加的趨勢其原因亦是因溫度上升所導致(與圖 5-15 比較之)

105

圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響

圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鎘化合物生成量(kghr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

106

圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響

圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響

05

10152025303540

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

107

圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響

0

500

1000

1500

2000

2500

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

108

535 含氯量

圖 5-22~5-25 為含氯量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

其中含氯量對鎘及鉻化合物的生成無明顯的影響而對汞化合物而

言則只有在含氯量超過 25 時生成微量的 HgCl2(g)在鉛化合物

方面隨含氯量的增加PbCl4(g)呈急劇的增加相對的PbCl2(g)則急

速減少雖然系統溫度從含氯量 02 時的 913 降至 3 時的 909

PbCl4(g)可能因溫度下降而產量增加但比較圖 5-7 可知在 4

的溫度範圍內PbCl2(g)不致於如此急速下降所以以上的現象乃是因

含氯量增加之故而含氯量增加對鉛化合物生成的影響則有學者指

出鉛在無機氯存在之條件下生成物主要為 PbO(g)在高含氯量之條件

下會生成 PbCl2(g)或 PbCl4(g)然而在高溫下(850 )鉛的氯化物之

生成潛勢較氧化物為大所以氯含量增加時只有鉛的氯化物隨之改

變圖 5-26 為含氯量對酸性氣體生成的影響而 HCl(g)如預期般隨含

氯量的增加而增加其餘酸性氣體則如圖 5-15隨溫度變化而有不同

的改變

109

圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響

圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鎘化合物生成量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

110

圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響

圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

111

圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響

0

200

400

600

800

1000

1200

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

112

54 熱力平衡模式

焚化過程中重金屬相態及物種形成的預測大多使用熱力平衡分

析法來模擬之其中又以平衡常數法(equilibrium constant analysis)

與最小自由能法(minimization of free energy)的應用最為廣泛然而平

衡常數法因為具有組成之數值解析較為困難冷凝物種存在條件下運

算較為困難以及對非理想方程式條件下模式之標準化較困難等缺

點因此大多採用最小自由能法一般而言熱力平衡分析大多期望

利用簡單之方程式如溫度與壓力之特性而能有效描述熱力學狀況

其中自由能較容易利用溫度及壓力特性達到最小之目的所以文獻中

許多熱力平衡研究皆以最小自由能法(Lee 1988 Eddings 1992 Wu

1993 Lin 1996)

541 模擬程序

1 輸入反應物元素符號

2 輸入參與反應物種熱力資料臨時儲存檔案名稱

3 檢視所有可能反應物種(由輸入元素符號列示出所有相關物種)

4 選擇物種輸入方式(以元素或化合物兩種方式供選擇)

5 選擇模擬結果輸出表示方法(克莫耳或兩者皆具)

6 選擇輸入資料表示方法(克或莫耳)

113

7 輸入模擬條件(溫度壓力或其它)

8 依次個別輸入反應物濃度

9 輸入其他模擬條件與濃度(依此循環直至輸入所有所欲模擬條

件)

10 執行模擬程式

11 建立輸出檔案並列示出模擬結果

542 模擬條件

本研究模擬進料之組成與先前 ASPEN PLUS 所模擬者相似皆以

表 5-1 中 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成為對象其不同處

是在熱力平衡模式中操作條件除溫度分別控制在 700800900

外亦針對有機氯及無機氯對污染物的生成作探討並和往後的實驗

結果做比較以期了解熱力平衡模擬與實際實驗結果之差異表 5-6

為熱力平衡模擬輸入條件

114

表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件進料添加物(g)

添加 PVC 添加 NaCl

C 712125 712125

H 3165 3165

O 44280 44280

Cl 60 60

Na 0 3887

Cd 45 45

Pb 375 375

Hg 0094 0094

Cr 375 375

Temperature() 700800900 700800900

543 模擬結果討論

表 5-7 為鎘化合物在各操作條件下的模擬結果結果中顯示當

添加有機氯時其主要生成物種為 CdCl2(g)及微量的 Cd(g)且溫度上

升時CdCl2(g)的濃度僅略為下降至於在無機氯化物的添加下系

統中的氯原子因為和鈉原子的親和力較大因此大多生成氯化鈉

而金屬鎘則以Cd(g)及CdO(s)為主要生成物種而隨著爐溫的上升Cd(g)

的濃度隨之增加反之CdO(s)則有略為下降的趨勢

115

表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1075E-03 1075E-03 1081E-03 1019E-06 1019E-06 1020E-06

CdCl2(g) 1342E-04 1337E-04 1192E-04 3284E-09 2842E-09 1038E-09

Cl(g) 4379E-08 1309E-07 3267E-07 4361E-11 1300E-10 3230E-10

Cl2(g) 4178E-08 2126E-08 1221E-08 4145E-14 2099E-14 1194E-14

HOCl(g) 1139E-08 1383E-08 1629E-08 1193E-11 1442E-11 1689E-11

Cd(g) 4109E-09 2987E-07 9243E-06 1013E-07 6427E-06 8231E-05

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

CdO(s) 0 0 0 9391E-05 8669E-05 7947E-05

116

表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果

添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1129E-03 1129E-03 1128E-03 1021E-06 1021E-06 1020E-06

Cl(g) 4602E-08 1375E-07 3414E-07 4370E-11 1303E-10 3232E-10

Cl2(g) 4614E-08 2347E-08 1333E-08 4163E-14 2107E-14 7795E-15

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

Hg(g) 1692E-06 1712E-06 1714E-06 1711E-06 1712E-06 1714E-06

HgCl2(g) 2672E-08 1298E-09 1046E-10 8453E-15 8956E-16 9303E-17

HgO(g) 8792E-09 7084E-09 5850E-09 9817E-09 7786E-09 6416E-09

HgCl(g) 1162E-12 1010E-12 8873E-13 1037E-15 8956E-16 7906E-16

HgH(g) 8920E-22 2864E-20 5073E-19 8589E-22 2734E-20 4845E-19

117

表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 6459E-04 6458E-04 6457E-04 0 0 0

PbCl4(g) 1156E-03 1156E-03 1156E-03 2441E-06 2441E-06 2441E-06

Cl(g) 2795E-08 8332E-08 2066E-07 0 0 0

Cl2(g) 1701E-08 8610E-09 4884E-09 0 0 0

HOCl(g) 7725E-09 9332E-09 1091E-08 0 0 0

NaCl(l) 0 0 0 1806E-03 1806E-03 1806E-03

PbO(red) 0 0 0 7359E-04 7117E-04 0

PbO(g) 0 0 0 1053E-06 2516E-05 3377E-04

PbO(l) 0 0 0 0 0 3974E-04

Pb(g) 0 0 0 3711E-10 3799E-08 1706E-06

HPb(g) 0 0 0 3366E-18 1456E-16 5735E-13

Pb2(g) 0 0 0 8906E-21 1415E-17 5183E-14

118

表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1128E-03 1128E-03 1128E-03 9662E-04 9621E-04 9620E-04

Cr2O3(s) 1002E-03 1002E-03 1002E-03 0 0 0

Cl(g) 4465E-08 1335E-07 3313E-07 3917E-08 1168E-07 2897E-07

Cl2(g) 4347E-08 2212E-08 1257E-08 3348E-08 1694E-08 9610E-09

HOCl(g) 1129E-08 1371E-08 1606E-08 1019E-08 1231E-08 1440E-08

CrO2Cl2(g) 5168E-10 3531E-10 2535E-10 0 0 0

CrO3(g) 6329E-14 1344E-12 1663E-11 0 0 0

CrCl3(g) 4803E-19 2838E-19 5550E-19 0 0 0

CrCl2(g) 8092E-20 2510E-19 1190E-18 0 0 0

CrCl4(g) 2953E-20 1393E-20 1565E-20 0 0 0

CrO2(g) 7883E-21 6513E-21 1688E-14 0 0 0

Na2CrO4(s) 0 0 0 2135E-03 2135E-03 2135E-03

NaCl(l) 0 0 0 2657E-04 2657E-04 2657E-04

119

表 5-8 為汞化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示無論添

加有機氯或無機氯焚化後主要的生成物種為 Hg(g)而且其濃度幾

乎不受溫度的影響進料改變的主要差別在於添加有機氯時有微量

的 HgCl2(g)生成但添加無機氯時雖然亦會生成但其濃度已降低

至幾可忽略

表 5-9 為鉛化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示在添加

有機氯的情況下高揮發性的 PbCl4(g)為主要生成物種且其濃度不

隨溫度的上升而改變當添加無機氯 NaCl 時大部份的氯原子和鈉

原子結合形成 NaCl而只有少部份與鉛形成 PbCl4(g)此外鉛亦和

氧結合成 PbO(red)PbO(g)甚至形成更微量的 Pb(g)HPb(g)及 Pb2(g)

表 5-10 為鉻化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示當添加

有機氯時主要生成物種為 Cr2O3(s)另外也有微量的金屬氯氧化物

CrO2Cl2(g)以及氯化物 CrCl2(g)CrCl3(g)CrCl4(g)的生成而當添加無

機氯化物 NaCl 時則無任何氯化鉻或氯氧化鉻的生成其主要生成

物種變成固態的 Na2CrO4(s)系統中之氯原子主要與鈉及氫反應生成

NaCl(l)與 HCl(g)此結果顯示氯原子與鉻在高溫下之反應親和力遠小

於鈉或氫原子此外無論是添加有機氯或是無機氯所生成的固相金

屬化合物之濃度皆不隨溫度升高而改變但氣相之生成物濃度則隨

之增加僅 CrO2Cl2(g)例外

120

第六章 實驗設備及方法

前一章中我們以套裝軟體模擬焚化後所產生的污染物質然而軟

體所模擬乃是在熱力平衡的理想狀態下物種的生成情形所以無法很

真實的描述出複雜且多元的焚化狀況因此我們以實驗廠規模(Pilot

Scale)的焚化爐來模擬都市廢棄物的焚化狀況期能得到更真實的模

擬數據以便往後的分析及比較之用

流體化床焚化爐具有高熱容高熱傳與質傳效率以及高混合的

優點爐體內溫度易於控制且分佈均勻溫度變化小適合作為研究

實驗之反應器因此本研究採用流體化床焚化爐作為一次燃燒室

61 實驗設備

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

本實驗所使用的焚化爐為一含空氣污染控制設備之實驗室規模

的氣泡式流體化床焚化爐如圖 6-1 所示包含下列幾個主體空氣

預熱室(長 50 cm)砂床主燃燒室(高 100 cm內徑 10 cm)以及二次燃

燒室(高 110 cm內徑 25 cm)附瓦斯燃燒機材質為 310 鋼管製造

並且配置七支熱電偶監測爐體及半乾式洗滌塔(塔高 150 cm內徑

125 cm)溫度變化情形整個實驗流程由人機介面控制系統(Program

Logical ControlPLC)將焚化溫度砂床壓力及半乾式洗滌塔的溫度

121

截取在電腦螢幕作成記錄而且可以藉由人機介面回饋控制一次及二

次燃燒室的溫度使整個焚化流程的溫度能控制在實驗所需的條件

下而人工模擬進料物質則由上方雙重控制閥入口處投入燃燒所需

空氣則由空氣壓縮機送入並利用浮子流量計控制氣體流量燃燒所

產生廢氣經由旋風集塵器收集飛灰後再經由溼式洗滌塔去除細小微

粒與氣狀污染物最後由曳引抽風機排入大氣中

122

圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

5

1

2

3

4

5

6

7

8

8

9

10

11

12

13

14

15

8

8

1 鼓風機 2 浮子流量計 3 空氣預熱室 4 一次燃

燒室 5 二次燃燒室 6 瓦斯燃燒機 7 耐熱保溫材料

8 熱電偶 9 半自動進料系統 10 半乾式除酸洗滌塔

11 空氣霧化噴嘴 12 旋風集塵器 13 濕式洗滌塔

14 誘引抽風機

123

612 煙道氣中氯化氫之採樣設備

實驗中為採集煙道氣中的氯化氫氣體以進行分析在此採用耐高

溫及抗磨損的 Stainless 採樣頭採樣過程中儘量縮短管路傳送距

離並使氣體溫度維持在 120 以上另外為防止排氣中之塵埃

混入在吸收瓶前的管路中裝有玻璃纖維採樣設備如圖 6-2 所示

圖 6-2 氯化氫採樣設備

613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備

至於煙道氣中的另一酸性氣體 SO2 的採樣則藉助美國

冷卻管

4

5

01N NaOH 吸收液 矽膠

冰浴

煙道氣1

2

3

6

1 採樣頭 2 濾紙 3 HCl 吸收瓶 4 浮子流量計 5 接真空幫浦 6 保溫加熱系統

124

BACHARACH 製造型號為 Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial

Date Cable 24-0616 的煙道分析儀除 SO2之外此分析儀尚可監測

NOxCO 及 O2如圖 6-3 所示

圖 6-3 煙道氣採樣設備

採樣頭

125

614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備

氣相重金屬的採樣設備包括採樣管熱過濾器及加熱設備真

空幫浦浮子流量計及衝擊瓶等如圖 6-4 所示其中第一衝擊瓶為

空管目的為收集冷凝液第二三瓶中裝填氧化劑(5 HNO310

H2O2)以捕集揮發性金屬最後一瓶則填充矽膠目的為吸收水

氣確保正確氣體流率的測定避免影響自動等速抽引裝置及對系統

造成傷害

圖 6-4 氣相重金屬採樣設備

126

615 煙道氣中有機污染物之採樣設備

設備包括 Stainless 採樣頭熱過濾器以 Teflon 或玻璃纖維作為濾

材採樣傳送路線溫度須維持在 120 以上而衝擊裝置中第一瓶

為空瓶第二瓶中加入 200 ml 去離子水第三四支則裝填 200~300

g 矽膠如固 6-5 所示

圖 6-5 有機污染物採樣設備

浮子流量計

真空幫浦

衝擊設備去離子水 矽膠

XAD-4 樹脂

冷凝吸附管

煙道氣

熱過濾器及

加熱設備

採樣頭

127

616 樣品分析儀器

樣品分析過程中所使用的儀器型式如下所示

(1) 氣相層析儀及火焰離子偵測器(GC-FID)層析管柱為 CP-SIL

8 CB CATNO8751 (30 mtimes025 mm ID025 microm Film)

(2) 火焰式原子吸收光譜儀(Atomic Absorption Spectrophotometer

in FlameAAS)Hitachi 公司 Model Z-8000 Polarized Zeemam

AAS

(3) 煙道氣體分析儀美國 BACHARACH 公司製造型號為

Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial Date Cable 24-0616

(4) 微波消化器(Microorifice Digestion System)CEM 公司 Model

MDS-2000附鐵弗龍(PTEE)消化瓶 120 ml

(5) 分析天平Mettler 公司 model AT 261 Delta Range 螢幕顯示範

圍 001 mg 至 10 mg

(6) 自動乾燥箱(Auto Dry)Toyo Living 公司相對濕度維持在

40 以下

128

617 實驗藥品與材料

(1) 甲醇【CH3OH】分析試藥級

(2) 氫氧化鈉【NaOH】分析試藥級

(3) 硫氰化汞(Ⅱ)【Hg(SCN)2】試藥級

(4) 過氯酸【HClO4】試藥級70

(5) 硫酸鐵(Ⅲ)銨【NH4Fe(SO4)212H2O】試藥級

(6) 鉛標準液以 1000 ppm 鉛儲備液配製適當濃度

(7) 鎘標準液以 1000 ppm 鎘儲備液配製適當濃度

(8) 鉻標準液以 1000 ppm 鉻儲備液配製適當濃度

(9) 硝酸【HNO3】Pro Analysis 級試藥65

(10)鹽酸【HCl】Pro Analysis 級試藥65

(11)氫氟酸【HF】Pro Analysis 級試藥48

(12)硝酸鉛【Pb(NO3)2】

(13)硝酸鎘【Cd(NO3)24H2O】

(14)硝酸鉻【Cr(NO3)3H2O】

(15)微波消化酸液硝酸(HNO365 )

(16)濾紙Gelman Science 公司PN 66068直徑 47 mm孔徑

045 microm過濾用

(17)過氧化氫【H2O2】分析級30

129

(18)二氯甲烷【CH2Cl2】Pro Analysis 級試藥999

(19)XAD-4 樹脂50 microm750 m2gmesh20~50SIGMA Amberlite

XAD-4

(20)PAHs 標準品美國 supelco 公司之 UST BTEX Mix編號

4-8026

(21)木屑鋸木廠

(22)石英砂3 號石英砂粒徑大於 330 microm

(23)聚乙烯(PE)【(H2C=CH2)x】塑膠原料廠

(24)聚氯乙烯(PVC)【(H2C=CHCl)x】塑膠原料廠

130

62 進料組成之模擬

本研究中所使用的進料其組成乃是模擬 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析(表 5-1 所示)而訂表中鎘汞及鉛乃是環保署所公告「廢

棄物焚化爐空氣污染物排放標準」中所列管的重金屬物質而鉻乃是

因為其毒性亦會對環境及人體造成傷害故將之列入研究的範圍內

其中鎘鉻鉛的含量乃是根據文獻中一般垃圾中重金屬含量平均而

得而模擬進料組成包括木屑PE 袋PE 粒子PVC 塑膠粒子(或

氯化鈉)硫粉及金屬水溶液等其中木屑代表垃圾中之紙類木材

枯枝落葉與廚餘等可燃性有機物(皆為木質素與纖維素之構造)塑膠

原料顆粒代表垃圾中之塑膠纖維布類與皮革等人工聚合性有機物

重金屬溶液中之水溶液係考量台灣地區垃圾中之高含水量而重金屬

皆以其硝酸鹽類溶於超純水之方式配製三種重金屬濃度略高於典型

一般廢棄物之含量主要是考量化學元素分析與金屬物種分析之偵測

極限限制以及降低質量平衡誤差實驗中所使用的 PVC 塑膠粒子

取自化工原料廠為粒徑約 3 mm 之顆粒木屑則取自鋸木廠而氯

化鈉之添加則是顧及廚餘中含有多量的氯化鈉成份為考慮無機氯對

污染物種生成的影響故在部份的試程中加入以替代 PVC 中的有

機氯每包進料所含成份之組成百分比如表 6-1 及 6-2 所示而實驗

中設計每分鐘進料 3 包故每分鐘之進料組成如表 6-3 及 6-4 所示

131

在此條件下經計算後得知其理論需氧量為 6961 lmin而理論需空

氣量為 33148 lmin

132

表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

PVC() 384 48 5680006 g 00023 00003 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3683 3459 495 2273 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09391 01345 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

NaCl () 6100056 g 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3688 3455 495 2275 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09368 01342 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

133

表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28713 04035 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28104 04026 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

134

63 實驗操作條件

本實驗為探討不同操作條件下對污染物種生成的影響故分別針

對以下幾個變因做討論

not 一次燃燒室爐溫焚化過程中一次燃燒室的爐溫會影響污染

物的排放量

shy 二次燃燒室爐溫焚化過程中二次燃燒室的爐溫會影響所生

成的污染物種

reg 含氯物種有機氯無機氯對焚化過程中污染物種的生成有不

同的影響

實驗的設計乃基於上述的三個變因在各試程中分別做不同程度

的改變以了解其對污染物生成之影響其中一次燃燒室的爐溫乃是

藉由進料本身的熱值及電加熱管所提供的熱量所造成因此欲改變

一次室的爐溫必須調整電加熱管的加熱時間但因為進料本身的熱

值種種環境因素的關係所以實驗過程中無法準確地將爐溫操作在

同一溫度下而二次室的爐溫則由煙道氣本身的熱量和瓦斯燃燒機

所提供的熱量所達成而因為本實驗所使用的瓦斯燃燒機在達到設定

溫度後會自動關閉此時溫度開始下降控制器則會輸出一個 reset

訊號給燃燒機但為了安全考量燃燒機會在收到訊號後約 40 秒再

重新啟動故在這 40 秒的期間內溫度會一直下降因此在本實

135

驗中以平均溫度來估算二次室的溫度至於本實驗之進料中的含氯物

種則選擇 PVC 粒子作為有機氯而 NaCl 作為無機氯其中 NaCl

是以水溶液的型式添加表 6-5 所示為各試程之操作條件表

表 6-5 各試程之操作條件表爐溫()

砂床上 砂床下 平均 出口 二次室進料組成

Run1

Run2

Run3

7222

8191

8524

755

853

8836

7386

836

868

137~148

184~190

213~224

-

-

-

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run4

Run5

Run6

768

837

939

894

978

1000

831

908

970

120~130

155~160

236~248

-

-

-

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

Run7

Run8

Run9

7258

725

728

681

698

706

703

712

717

-

-

-

711

802

936

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run10

Run11

Run12

727

729

728

698

679

664

713

704

696

-

-

-

703

807

925

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

136

64 實驗流程

641 起爐升溫

本實驗採用如圖 6-1 所示的流體化床焚化爐為反應器而焚化過

程所需的空氣量在決定其過量空氣比為 16 後可以經由計算得知

實際需空氣量約為 53 lmin而爐體內壓力隨著越接近誘引抽風機

管路中負壓越大整個管路所呈現的負壓大約介於 2~20 cm-H2O 之

間

實驗進行前先開啟一次室的電加熱管使砂床中的介質預熱至

實驗所需的溫度由於溫度對污染物種的生成具有極大的影響所以

儘量使每個試程達相似的爐溫後再進行實驗的操作當溫度穩定

後即可打開洗滌塔的馬達並開始進料進料是由氣動閥控制的半

自動進料系統經爐體的上方投入頻率為每 20 秒一包

642 重金屬之採樣及分析

重金屬的採樣主要參考美國 EPA Method 5 (Environmental

Protection Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and

Analysis of Municipal Waste Combustion Washington DC

pp16-26(1987))重金屬採樣標準方法其設備如圖 6-4 所示

137

圖 6-6 重金屬分析流程圖

NO

以四位天平精秤樣品置入消化 Teflon 瓶

分別加入純酸消化試劑硝酸 4 毫升鹽酸 4 毫升氫氟酸 4 毫升

進行微波消化Program 1 7520minProgram 2 0 7minProgram 3 7520min

待溫度冷卻壓力降至大氣壓加入 15 毫升 15硼酸

趕酸微波功率Program 1 7510min

降溫降壓

取出消化液稀釋過濾

火焰式原子吸收光譜儀(FAA)分析重金屬濃度

計算重金屬回收率

回收率介於(100plusmn10~15)

YES

分析完成計算結果

（標準添加）加入已知濃度重金屬標準液

138

採樣後樣品放置於塑膠瓶中密封並冷藏在 4 以下於有效

期間內進行微波消化然後經過濾後於原子吸收光譜偵測其濃度圖

6-6 即為重金屬之分析流程圖

643 有機物之採樣及分析

有機物的採樣方法主要參考美國 EPA 半揮發性有機物採樣的標

準方法 (Modified Method 5 Train MM5)(Environmental Protection

Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and Analysis of

Municipal Waste Combustion Washington DC pp16-26(1987))其設

備如圖 6-5 所示

開始進行採樣為了使實驗操作在一穩定狀態下實驗操作中以

Stainless 採樣頭做煙道的等速取樣（isokinetic sample）經填充玻璃

纖維之熱過濾器截留廢氣中的粒狀物然後通過一冷凝裝置將廢

氣溫度降低使有機物冷凝成液相殘餘在尾氣中之有機物則由

XAD-4 吸附管吸附經過貫穿試驗測試結果顯示每一吸附管裝填

約 6 g 之 XAD-4 為較佳的採樣吸附劑劑量

由 XAD-4 吸附管所採得之 PAHs 樣品先以保鮮膜將吸附管上下

封住立即送至索氏萃取設備進行索氏萃取的實驗經過十八小時的

139

萃取後將置於萃取瓶中之萃取液以玻璃磨砂蓋蓋上立即送至 K-D

減壓濃縮裝置進行濃縮將濃縮至 1 mL 之樣品濃縮液倒入 18 mL 之

棕色瓶中貼上此樣品之標籤標籤內容為試程數日期樣品名等

送至 4 冷藏並於 14 日內進行 GC 的定量

644 酸性氣體之採樣及分析

本實驗中煙道氣所含 SO2NOx 的量測是藉由煙道氣體採樣設備

做即時監測而另一酸性氣體 HCl 則採傳統分析法為之此方法是我

國環保署於民國八十四年一月十一日所公佈的標準方法--硫氰化汞比

色法其採樣設備如圖 6-2 所示

採樣完成後將吸收液移置樣品瓶以試劑水淋洗吸收瓶洗液

併入樣品瓶中並儘速送回實驗室經加入所需試劑後俟溫度降至

20 時在 5~30 分鐘內以波長調至 460 mm 的分光光度計測其吸收

度所測得的氯離子濃度經公式換算後得出氯化氫之濃度

140

第七章 結果與討論

71 焚化過程中產生之重金屬污染物

711 各重金屬在氣固相中的分佈

焚化過程中部份重金屬物質在燃燒環境中可能與氧反應形成高

沸點的金屬物種(如重金屬氧化物)而停留於底灰中或與其它物質反

應生成揮發性較高的金屬物種(如金屬氯化物)而隨煙道氣排出然

而這些高揮發性的金屬化合物在煙道中隨溫度降低而產生均相凝結

(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous condensation)而附

著於焚化飛灰中因此停留在煙道氣中的氣相重金屬濃度會逐漸降

低而附著於飛灰上的重金屬則相對地增加

圖 7-1 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含有機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示吸收液所收集到的鉛化合物濃度很小鉛化合物幾乎都附著於飛

灰上或凝核成微粒而被濾紙所捕集

圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

0

1

2

3

4

5

6

7386 836 868

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

141

圖 7-2 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含無機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示其分佈情形與圖 7-1 之情況類似

圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

圖 7-3~7-4 分別代表重金屬鉛在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形

的影響由此二圖中可發現在煙道氣中所收集到的鉛化合物幾乎

皆附著於微粒上而被濾紙所捕集

圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

0

5

10

15

20

25

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

2

4

6

8

10

12

711 802 936

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

142

圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

圖 7-5~7-6 分別代表重金屬鎘在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖中顯示進料中含有機氯時煙道氣中仍可以吸收液收

集到微量的鎘化合物但添加無機氯時所收集到的鎘化合物幾乎附

著在濾紙所捕集的微粒上

圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

25

703 807 925

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

05

1

15

2

25

7386 836 868

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

143

圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

圖 7-7~7-8 分別代表重金屬鎘在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情形

的影響圖中顯示當開啟二次室時無論進料中添加有機氯或是無機

氯煙道氣中的鎘化合物幾乎都與微粒一起被濾紙所捕集

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

05

101520253035

831 908 970溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

01234567

711 802 936溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

144

圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

而根據文獻中(Hiraoka 1980)(Brunner1986)(Morselli1993)指出

鉛鎘揮發性高因此大多數的鉛鎘及其化合物皆隨煙道氣排出

之後因凝結現象而形成微粒然而鉻是屬於非揮發性重金屬所以大

部份的鉻及其化合物皆留在砂床中而隨煙道氣排放出的比例也大為

降低

圖 7-9~7-10 分別代表重金屬鉻在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖 7-11~7-12 分別代表重金屬鉻在開二次室的情況下進

料中含有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中

分佈情形的影響由圖中可以發現鉻化合物在煙道氣中的總濃度較

鉛鎘化合物為低因而焚化產生的鉻化物停留在砂床的比例較鉛

鎘化合物高

0

0204

06

08

112

14

703 807 925溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

145

圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

7386 836 868

溫度()

濃度(mgNm3) 吸收液

濾紙總濃度

0

02

04

06

08

1

12

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

146

圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

0

01

02

03

04

05

06

711 802 936溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

001020304050607

703 807 925溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

147

712 各操作條件下重金屬濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-13 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鉛化合物生成之影響圖由圖中可知當進料中添加無機氯

(NaCl)時會增加鉛化合物的排放量文獻中 (Wey 1996)(林

1996)(Chen 1997)曾指出一般而言當進料中含有機氯時其重金屬

在焚化過程中生成金屬氯化物的潛勢較氧化物大而且由於金屬氯

化物的揮發性大因此會減少重金屬在砂床中的分佈比例而當進料

中含無機氯時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其和重金屬的親

和力大故在焚化過程中氯原子和重金屬結合形成金屬氯化物的可

能性不大因此重金屬轉而與氧形成沸點較高的金屬氧化物而停

留於砂床中所以添加無機氯時煙道氣中的大部份重金屬的濃度都

0

5

10

15

20

25

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

148

有降低的趨勢然而Chen(1998)指出以上的論點適用於鉻銅鎘

等重金屬但對重金屬鉛而言它卻具有與上述相反的特性換言之

鉛在無機氯存在的環境下反而較有機氯時更容易揮發進入煙道氣中

圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

05

101520253035

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

0

05

1

15

2

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

有機氯

無機氯

149

圖 7-14 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鎘化合物生成之影響圖圖 7-15 亦在無二次室的情況下進

料中分別含有機氯及無機氯時對鉻化合物生成之影響圖從圖 7-15

中可以發現無論是添加有機氯或是無機氯重金屬鉻的排放濃度受

溫度的影響不大此現象可由模擬研究中獲得證實Lee(1988)魏

(1996)Lin(1996)曾指出在焚化過程中鉻以 Cr2O3(s)及 CrO2Cl2(g)

為主要生成物種其中後者隨含氯量增加而增加若在低含氯量時

生成量與前者相較則顯得微不足道而 Cr2O3(s)在 600~1200 K 範圍內

是很穩定不會因溫度改變而轉化成其它化合物故在都市廢棄物焚

化過程中鉻主要以 Cr2O3(s)的型式存在

(B) 有二次燃燒室時

啟動二次室的主要目的乃在使不完全燃燒物達完全燃燒然而對

重金屬而言能夠隨煙道氣進入二次燃燒室的是經一次室所排放出的

重金屬蒸氣揮發性高的金屬化合物及少許被氣流所吹起其上附有少

量重金屬的底灰而這些重金屬及其化合物在二次室中經再次高溫燃

燒後可能轉化成另一型態的金屬化合物故對重金屬而言在二次

室中只是化合物轉化的一個過程

150

圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-16 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉛化合物生成之比較圖對鉛化合物而言進料中含無機

氯時大多以氧化鉛的型式存在而氧化鉛受溫度的影響不大所以

圖中的曲線幾乎沒有太大的變化而在有機氯存在的環境下根據

ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果顯示在含氯量小於 1

時添加有機氯的主要產物為 PbCl2(g)及 PbCl4(g)含氯量大於 1 時

則以 PbCl4(g)為主而本實驗的進料組成乃模擬台灣地區都市廢棄物

之化學分析組成其含氯量為 013 低於 1 所以產物以 PbCl2(g)

及 PbCl4(g)為主而 PbCl4(g)隨溫度上升會逐漸轉化成 PbCl2(g)和 Pb(g)

02

46

810

12

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

151

圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-17 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鎘化合物生成之比較圖鎘及其化合物在二次室中的轉化

情形根據熱力平衡模式之模擬結果顯示在有機氯的添加下其生

成之主要物種為具高揮發性的 CdCl2(g)添加無機氯時爐溫在 900

以下時大多以 CdO(s)的型式在 900 以上則逐漸轉化成 CdO(g)及

Cd(g)

0

1

2

3

4

5

6

7

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

152

圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

圖 7-18 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉻化合物生成之比較圖鉻及其化合物在二次室時的情況

就如同之前所述以 Cr2O3(s)的型式佔大多數且受溫度的影響不大

故圖 7-18 中兩條曲線的變化情形甚微

001020304050607

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

153

72 焚化過程中產生之粒狀污染物

焚化過程中部份較輕或較小的灰渣微粒可能被氣流帶走而隨煙

道氣排出而這些微粒大多是未完全燃燒的碳粒因此通常會在主

燃燒室(一次室)後加裝二次室用以再次處理這些未完全燃燒物

圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較

圖 7-19 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成的粒狀污染物之濃度比較由本

圖可以發現經二次室處理後粒狀污染物的濃度大幅降低而在二

次室處理前添加無機氯會使粒狀物的濃度提高其原因可能是無機

氯中的鈉在焚化過程中解離成鈉離子而與其它物種結合成微粒並

隨煙道氣所排出因此增加粒狀物的排放濃度

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

154

73 焚化過程中產生之酸性氣體

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-20 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

氯化氫生成之比較由圖中可以發現進料中含有機氯(PVC)時所

產生的氯化氫濃度略大於含無機氯(NaCl)時的情況其原因乃是 PVC

本身可以提供氫的來源因此在高溫下氯離子可以迅速與氫離子結合

形成氯化氫而對 NaCl 而言一則本身無法提供氫的來源欲形成

氯化氫只得靠廢棄物中的含水量提供其氫離子二則由於 NaCl 本身

的晶格能及鍵能較高故其解離較慢待其解離完成可以提供其氫

源的水分子已有部份蒸發而被煙道氣帶走所以形成的氯化氫濃度會

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

155

有較少的趨勢

(B) 有二次燃燒室時

圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-21 為開二次燃燒室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯

對氯化氫生成之比較在開啟二次室時氯化氫的濃度無明顯的變

化仍是有機氯時大於無機氯時的濃度因為氯化氫並不會隨溫度變

化而轉化成其它物質故其趨勢仍舊延續一次室時的情況

0

50

100

150

200

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

156

732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較

無二次燃燒室時

圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較

圖 7-22 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

二氧化硫生成之比較由圖中可知進料中含無機氯時SO2的濃度

有隨溫度升高而下降的趨勢而在有機氯時SO2的濃度則無明顯的

變化另外從另一角度來看此處所生成的 SO2其濃度皆高於法規的

80 ppm因此必須經過酸性氣體控制設備的處理且至少需具備 75

的去除效果

050

100150200250300350

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

157

733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較

圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較

圖 7-23 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成 NOx 之濃度比較由圖中可發現

開二次室時所產生的 NOx 明顯高於只開一次室時此原因應該是由

Thermo-NOx與 Fuel-NOx所共同造成雖然二次室點燃後爐體內的平

均溫度未比只開一次室時高出很多但燃燒機的火焰部份會產生局部

高溫而導致 Thermo-NOx的生成此外在本實驗中是以瓦斯作為二

次室燃燒機的燃料而瓦斯中含有大量的氮化物(見表 7-1)因此在

燃燒過程中會有 Fuel-NOx生成

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

) 有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

158

表 7-1 常見燃料之成分分析表成分重量百分比() 天然氣 2 號燃料油 4 號燃料油 6 號燃料油

碳 712 873 865 873氫 230 126 117 105氧 -- 004 027 064氮 48 0006 024 028硫 10 022 135 084灰分 0 lt001 002 004

氫碳 (克分子比例) 388 172 160 144總熱值 9880 (kcalNm3) 10680 (kcalkg) 10620 (kcalkg) 10300 (kcalkg)淨熱值 9030 (kcalNm3) 9500 (kcalkg) 9530 (kcalkg) 9300 (kcalkg)API 度 -- 33 232 126

比重 (156 ) 0044 0860 0915 0982Saybolt 黏度 (秒) -- 33~38 45~125 900~9000

閃火點 () -- 38 55 65Perrys Chemical Engineering Handbook 6th Edition

159

74 焚化過程中產生之有機污染物

741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

圖 7-24 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由圖中可知當進料中添加 PVC

而一次室爐溫在 738 時所產生的 PAHs 主要以 NaP (二環)及 AcPy

的型式存在但隨著爐溫的升高有機物則逐漸以三環的 FluPha

甚至 Ant 的型式出現其原因可能是因為氯的陰電性強易帶走直鏈

或支鏈有機物的氫離子使得這些有機物形成具有π鍵且不穩定的烯

類或炔類而在高溫的情況下這些有機物會重新鍵結形成較穩定的

0

5000

10000

15000

20000

25000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

738

836

868

160

環狀物然而當進料中添加有機氯( PVC )時由於 PVC 的燃燒過

程並非如其它物質可以迅速完成反應而必須歷經預熱及氣化的點

燃前階段(pre-ignition)而後才是進行真正的燃燒階段(burning)(張

1993)因此焚化過程中當有機物污染物產生時只有部份因 PVC

粒子受高溫而氣化的氯離子可以帶走有機物上的氫原子所以再經高

溫焚化後所能形成的環狀有機物以低環有機物佔大多數如圖 7-24

中 738 的情況但當焚化溫度升高時可以加速 PVC 的分解燃燒

過程同時也增加氯離子的氣化速率因此使大多數的氯離子能有更

多的機會帶走直鏈或支鏈有機物上氫離子因而形成更多的π鍵而

在焚化的高溫環境下這些π鍵更容易斷鍵而形成多環有機化合物

因此在圖 7-24 中可以看出836 及 868 時所產生的有機污染

物中以三環的 AcPyFlu 及 Ant 佔絕大多數

另外林(1998)曾指出PVC 在焚化過程中(約 600~700 )所生

成的十四種 PAHs 物種中以 NaP 及 AcPy 的濃度較高此與本實驗

結果相符合

圖 7-25 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 BTEX 物種生成的影響圖中顯示物種大多隨溫度升高而有

降低的趨勢其中 Benzene 的濃度較其它物種為高

161

圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

831

908

970

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 738

836

868

162

圖 7-26 是在只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由上圖可知進料中添加無機氯時

所生成的有機物種分佈較廣其中三環的有機物佔大多數這現象可

和前頁含 PVC 的情況做比較在含 PVC 的情形下由於 PVC 的燃

燒過程複雜導致氯離子無法有效帶走有機物上的氫離子而進料含

無機氯(NaCl)的情況而言在本實驗中NaCl 是以水溶液的型態加入

進料中因此當進料投入爐體後NaCl 可以因高溫而迅速斷鍵而

釋出氯離子所以氯離子可以有充份的機會帶走部份未被高溫所破壞

之直鏈或支鏈有機物上的氫原子而形成更多的π鍵之後在高溫的

焚化環境中容易產生三環四環甚至更多環數的有機污染物但總

體而言大部分有機物在高溫下還是會被破壞而形成 CO2及 H2O所

以隨著溫度的上升有機物的總量是有下降的趨勢至爐溫約 970

時這些三四環的有機物亦逐漸因高溫而斷鍵故所餘留者以 AcPy

佔多數

163

圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

圖 7-27 是只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中仍以 Benzene 的生成濃度較其它

物種高而各物種的生成濃度則有隨溫度上升而降低的趨勢

743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 831

908

970

164

圖 7-28 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 PVC 的進料在加入二次燃燒室

後其所產生的有機物以 Pha 佔多數且當二次室爐溫改變時所生

成的有機物量並無明顯的變化因為大部份的有機物已因二次室的燃

燒而去除殆盡

而在二次室溫度 711 時未被去除之有機污染物的分佈介於

二三環之間然而隨著溫度的上升其有機物卻逐漸轉化成三環

四環甚至五環的有機污染物因此在二次室的燃燒環境下溫度提

高卻有促進環狀物合成的趨勢

圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

400

800

1200

1600

2000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1703 T2711 T1712 T2802 T1717 T2936

165

圖 7-29 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響由圖中可以發現經二次室處理後煙

道氣中的 BTEX 仍以 Benzene 佔多數Toluene 居次其餘三物種之

濃度則偏低

166

744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-30 是在開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 NaCl 的進料在經二次室的處理

後所排放的有機污染物已大為降低而部份未被去除的有機物中

則以 Chr 佔大多數但隨著溫度的增加其濃度亦有下降的趨勢

圖 7-31 為開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中物種的生成趨勢與圖 7-29 頗為

類似

0500

100015002000250030003500400045005000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

167

圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯)

圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1738 T2未開

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0

500

1000

1500

2000

2500

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1713 T2703 T1704 T2807 T1696 T2925

168

圖 7-32 是在比較當進料中含有機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 由圖中可發現含 PVC 的進料經二次室處理後大多數的

PAHs 因高溫的焚化環境而被破壞少數則在斷鍵後又轉化成其它物

種唯 Pha 的濃度在開二次室後仍無明顯的變化因此二次室對進料

中含有機氯的物質焚化後所產生的 PAHs(除 Pha 以外)皆有極大的

去除效果

圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-33 是在比較當進料中含有機氯時BTEX 經二次室處理前

後之濃度比較圖中顯示經二次燃燒室處理後的煙道氣其 BTEX 的

排放濃度皆能有效降低

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1738 T2未開T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

169

746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯)

圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-34 是在比較當進料中含無機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 當進料中含 NaCl而只開一次室時PAHs 大多為三四環

的物質當二次室開啟後可以有效破壞大部份 PAHs 物種但同時

也有少部份物種在高溫環境下而合成產生四環的 B(a)A甚至四環

以上的物種其濃度亦有些微增加的趨勢

圖 7-35 是在比較當進料中含無機氯時BTEX 經二次室處理前

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000N

aP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

170

後之濃度比較圖中二次室對 BTEX 的去除與圖 7-33 頗為類似大

部份皆能因高溫而降低其排放濃度

圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

171

747 添加重金屬對有機污染物生成的影響

文獻中(Soltys 1986)(Dunstan 1989)(李1992)曾指出焚化過程

所產生的 PAHs 會因飛灰上碳成分性質之不同而影響其排放濃度

另外(Haynes 1981)(Ndubizu 1982)亦指出重金屬的添加能有效的

抑制燃燒過程中碳煙的生成因此從上述的論點可以歸納得知重

金屬的添加會影響焚化過程中有機污染物的生成

(Wey et al 1998)更進一步研究指出鉛的存在降低了 PAHs 前驅

物 C6H6C2H2CH4的活化能使其進一步的與二三環的 PAHs 加

成聚合生成四五環的結構因此在實驗中二三環的 NaPAcPy

PhA 被轉化成四五環的 FluAPyrBaAChrBaP而鎘主要是

將氣相中的 NaP 及 AcPy 捕捉在飛灰上但是對於多環的 PAHs 卻沒

有明顯的趨勢而在其實驗中也發現飛灰中鉻含量越高PhA

FluAPyr 明顯的增加甚至五六環的 InP 及 B(ghi)P 也被檢測出

來這現象可能是由於鉻催化形成多環結構的能力大於鉛鋅使三

四環的 PAHs 能進一步的與前驅物質反應形成五六環的結構

由以上文獻的研究結果與圖 7-28 及圖 7-30 對照後可發現圖 7-28

中 PhAFluAPyr 及 B(a)A 的濃度明顯較其它物質高而圖 7-30 中

B(a)AChrB(a)P 的濃度似乎也比其它物質高由此可以推斷圖 7-28

中受重金屬鉻的影響較大而圖 7-30 則受鉛的影響較大然而在本

172

實驗中鉛鉻的添加皆佔總量的 01 在添加量相同的情況下

不可能產生如此的差異故應從重金屬的焚化過程來探討在圖 7-13

及圖 7-15 中當進料中含有機氯時鉛化合物的排放濃度明顯偏低

而若含無機氯時排放濃度則大為提高至於在鉻化合物的排放濃度

方面進料含有機氯時略高於含無機氯時的情況因此在進料含有

機氯時由於鉻的催化能力遠大於鉛所以會有圖 7-28 的情況發生

而進料含無機氯時雖然鉻的催化能力較鉛大但鉛化合物的濃度卻

遠大於鉻因此在圖 7-30 中鉛產生的催化效應會大於鉻

173

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討

表 7-2 為本實驗之結果數據表由表中可以發現進料中含氯物種

的不同會影響重金屬污染物的排放濃度而重金屬的排放濃度誠如

上一節所討論會影響 PAHs 物種的生成因此含氯物種亦間接地

影響 PAHs 物種的生成此外含氯物種的不同也影響 HCl 及粒狀

物的排放濃度所以在本實驗中除 SO2及 NOx外其餘污染物的

生成皆受含氯物種不同的影響

在本實驗操作溫度範圍內(一次室738~970 二次室703~936

)的影響方面對重金屬化合物而言其排放濃度受一次室爐溫的

影響而二次室的溫度則會促使其生成物種間的轉化實驗結果可以

發現重金屬鉻在高溫下大部份形成 Cr2O3(s)因此溫度變化對其排

放濃度影響不大至於鎘化合物其排放濃度略有隨溫度上升而增加

的趨勢鉛化合物則在添加無機氯時排放濃度隨溫度上升而增加

當添加有機氯時溫度變化對其生成濃度影響不大而有機污染物及

粒狀物的排放濃度受溫度的影響很大當溫度愈高則其排放濃度愈

低尤其當啟動二次室時更能有效降低其濃度至於 HClSO2及

NOx則受溫度變化的影響較小

174

表 7-2 實驗結果數據表

試程含氯物種

一次室爐溫()

二次室爐溫()

Pb (mgNm3)

Cd (mgNm3)

Cr (mgNm3)

粒狀物(mgNm3)

SO2ppm

HClppm

NOxppm

NaP(mgNm3)

AcPy(mgNm3)

AcP(mgNm3)

Flu(mgNm3)

Pha(mgNm3)

Ant(mgNm3)

FluA(mgNm3)

Pyr(mgNm3)

B(a)A(mgNm3)

Chr(mgNm3)

B(b)FB(k)F(mgNm3)

B(a)P(mgNm3)

DbAB(ghi)P(mgNm3)

InP(mgNm3)

1 738 -- 49 077 132 202 173 135 155 ND ND 15285 ND ND 2590 ND 1226 ND 998 28 67 80 562 836 -- 371 205 155 105 151 174 66 ND ND 26172 ND ND ND ND 1453 1210 ND ND 50 ND 4073

PVC868 -- 162 063 154 453 197 197 116 ND 1158 ND 192 ND ND 240 1026 1786 ND ND 147 ND 547

4 831 -- 152 225 094 379 300 108 101 ND ND 304 1097 ND 536 194 287 197 ND 160 ND ND ND5 908 -- 20 201 112 530 150 147 72 ND ND 144 691 ND 435 150 344 140 89 39 26 153 ND6

NaCl970 -- 126 293 109 514 74 180 89 ND 846 97 94 81 12 25 22 187 92 18 50 25 ND

7 703 711 965 644 047 125 1 150 204 32 20 98 64 279 9 16 6 ND 6 11 28 9 ND8 712 802 11 635 051 101 0 189 218 53 29 50 58 461 38 148 47 16 8 ND 18 231 39

PVC717 936 096 062 042 472 3 178 101 7 16 295 36 546 21 184 106 153 13 6 5 11 3

10 713 703 093 043 051 380 0 110 188 ND 10 120 179 69 10 156 84 27 1627 7 3 255 511 704 807 109 042 054 374 0 145 204 ND ND 83 128 53 12 18 39 9 805 4 21 13 412

NaCl696 925 195 121 059 576 0 172 198 27 30 112 200 135 47 32 12 281 685 51 98 45 32

175

第八章 結論

本研究中蒐集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化

操作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與

控制效果及其影響因子等相關資料並配合文獻中有關焚化廢氣中污

染物特性之相關研究同時針對我國及各國的焚化爐排放法規標準

做一完整的研究與探討以俾獲得最佳焚化處理技術

此外為了解焚化過程中污染物種的生成特性及行為本研究以

臺灣地區都市廢棄物的平均組成為對象分別使用 ASPEN PLUS熱

力平衡模式來模擬各不同操作條件下污染物種的生成行為然而

軟體所模擬者乃是物種在熱力平衡時的狀況但卻因反應動力的限

制而未能真實模擬焚化過程中的部份燃燒及未完全燃燒的情形基

於此本研究乃以實驗及模擬結果相互比較以期更真實的模擬焚化

過程

實驗過程中幾個因素可能會造成實驗結果和實廠狀況有所差

異

1 在實廠中燃燒所需的熱量是由廢棄物本身的熱量所提供但

實驗過程中部份熱量卻是由電加熱管所致因此實廠中熱

量的傳播是靠對流及傳導但實驗中部份熱量卻是藉由熱幅射

來傳播所以實驗所得的數據會與實廠有所誤差

176

2 由於都市廢棄物組成的變異性大而實驗進料量少因此會有

誤差產生

3 焚化過程之複雜性及變異性極大所以實驗必須重覆多次方能

使數據具代表性及普遍性然而本研究因受限於經費和時間的

緊迫所以對不同操作條件無法做重覆多次的實驗

81 焚化過程中產生之重金屬污染物

由於台灣地區執行垃圾分類的成效不彰因此都市廢棄物中充斥

著各式各樣的重金屬物質也使得焚化後產生的重金屬污染物呈現多

樣性與複雜性在本研究中只針對環保署所公告「廢棄物焚化爐空

氣污染物排放標準」中所列管的重金屬鉛鎘汞及另一重金屬毒性

物質鉻作研究而在實驗部份基於安全上的考量故進料中不添加

汞所以汞化合物的生成僅做程式上的模擬與文獻的探討

811 鎘化合物

綜合 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果可知重金屬鎘在

進料含有機氯時經焚化過程後所生成的主要物種為 CdCl2(g)含無

機氯時則以 CdO(s)為主且生成物種會受溫度的影響但不受含硫

量的影響含有機氯的進料當溫度上升時Cd(g)的生成量有逐漸增

加的趨勢而添加無機氯時溫度上升則會導致 CdO(g)及 Cd(g)生成量

177

的增加CdO(s)卻逐漸減少

而文獻中指出金屬氯化物的揮化性高易隨煙道氣排出而金

屬氧化物的沸點較高易停留於砂床中因此添加有機氯時鎘化合

物的煙道氣排放濃度較添加無機氯時大另外從實驗中可發現無

論進料含有機氯或無機氯及是否開二次室從煙道氣中所採得的鎘化

合物大多數是附著於飛灰上以固相的型式出現而仍以氣相型態

存在者較為少量在開啟二次室的情況下總排放濃度最大約為 63

mgNm3

因此從以上的結果可以得知重金屬鎘經焚化後所產生的化合

物大部份的氧化物停留於砂床中部份隨煙道氣排放的高揮發性物

質則幾乎都因異相凝結或均相凝核而成為固相

812 鉛化合物

重金屬鉛的焚化模擬結果顯示當進料含有機氯時其生成物以

氯化物為主其中 PbCl4(g)佔大多數而隨著溫度上升則 PbCl2(g)及

Pb(g)的生成逐漸增加此外含氯量的增加會促使 PbCl4(g)的生成

而 PbCl2(g)則相對的減少直到鉛完全和氯反應才會停止 PbCl4(g)的

生成而當進料含 NaCl 時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其

和重金屬間的親和力大因此絕大多數的氯原子皆和鈉原子反應生

178

成氯化鈉而鉛只能和氧形成金屬氧化物

從實驗及文獻中亦可發現雖然添加有機氯時可促使鉛形成高

揮發性的氯化物但煙道氣中所採集到的鉛化合物濃度卻比添加無機

氯所生成的氧化物濃度低另外無論是否開啟二次室大多數氣相

中的鉛化合物也是藉由異相凝結或均相凝核而形成固相物質

813 鉻化合物

在重金屬鉻的焚化模擬過程中可以發現 ASPEN PLUS 的模擬結

果顯示鉻在高溫的焚化環境下大多形成 CrO2(s)及微量的 CrO2(g)

CrO2Cl2(g)和 CrO3(g)等而熱力平衡模式的模擬結果則顯示當進料含

有機氯時Cr2O3(s)為主要生成物種至於氯化物及氯氧化物的濃度皆

為少量當進料含無機氯時生成物種則以 Na2CrO4(s)為主而所添

加的氯原子大多與鈉及氫反應生成 NaCl(l)及 HCl(g)或更微量的 Cl2(g)

此外重金屬鉻焚化後所形成的化合物的相關文獻中皆認為在有機

氯存在的環境下 Cr2O3(s)為優勢物種因此可以推斷雖然 ASPEN

PLUS 在化工製程的應用上有極佳的評價但可能是因為其無機資料

庫的相關資料有限因而導致模擬結果有所誤差至於熱力平衡模

式由於本實驗室從事多年的焚化相關實驗及研究故建立了較完善

的焚化物種資料庫因而在此以熱力平衡模式的結果來加以探討

179

在實驗結果方面當進料添加有機氯時煙道氣中所含鉻化合物

濃度較添加無機氯時為高可能是因為 Na2CrO4(s)大多留在砂床中

因此降低鉻化合物在煙道中的濃度另外也發現無論進料中添加有

機或是無機氯煙道氣中鉻化合物的濃度隨溫度的變化不大由此可

知Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)在實驗操作溫度範圍內為穩定物種至於鉻

化合物的分佈比例由實驗結果中可以發現鉻化合物在煙道氣中的

總濃度較鉛鎘為低因為大多數的 Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)皆停留在砂

床中所以氣相的分佈比例也就相對的減少而文獻中(Morselli

1993)(Sarofim 1994)亦證實鉻化合物留滯於底灰的比例大約有

70~90

814 汞化合物

由 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果得知無論進料中添

加有機氯或是無機氯其生成的汞化合物中以 Hg(g)佔絕大多數

然而添加有機氯時所生成的氯化物雖量少但與添加無機氯所生成

的氯化物比較顯然大了許多因為添加無機氯氯與鈉的親和力遠

大於氯與汞因此氯化鈉成為此環境下的優勢物種而隨著溫度的

上升Hg(g)亦有些微增加的趨勢

從模擬結果中可以發現焚化所生成的汞化合物皆為氣相且其

180

為高揮發性不易因異相凝結或均相凝核而形成固相所以對煙道氣

中的汞化合物的控制較為困難

815 重金屬污染物的控制

綜合上述重金屬生成之特性可知除汞化合物外其餘三種重金

屬在焚化過程中隨煙道氣所排出之氣相化合物大多因溫度降低而

凝結成固相文獻中(Norton 1986)(Ontiveros 1989)(Wey 1998)曾指

出在煙道氣中揮發性較高的重金屬物質如AsCdCuNi

Pb 及 Zn 所形成的化合物在飛灰中的分佈是趨向於小粒徑的微粒

而沸點較高的鉻則平均分佈於飛灰中至於汞化合物由於其揮發

性較一般金屬高又不易凝結果於飛灰上所以大部份仍停留於氣相

中

因此欲降低焚化所排放的重金屬化合物的濃度除了積極地藉

由改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬的揮發外亦可在金

屬蒸氣尚未形成金屬微粒時由吸附劑與金屬微粒間之物理吸引捕捉

重屬蒸氣或消極地利用有效地捕捉煙道氣中的飛灰來達成降低重

金屬濃度的目的然而改善燃燒條件或藉由吸附冷凝作用來捕捉重

金屬所牽涉的層面甚廣也較為複雜因此一般而言對重金屬的

控制較著重於控制其微粒的排放

181

而對吸附重金屬微粒的控制通常採用傳統空氣污染防治設備的

方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚化廠乾式流程包

括乾式洗煙塔或半乾式洗煙塔與靜電集塵器或袋濾式集塵器之組

合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙塔與靜電集塵器

之組合從表 3-103-113-123-13 和 4-6 中數個國外的焚化廠及

表 4-5 國內 21 座焚化爐實際操作處理經驗觀之無論使用乾式或溼

式處理流程其對鉛及鎘的去除皆能符合表 2-9 中國內環保法規對新

設焚化爐的要求但對汞化合物的控制卻不然表 3-10 中的前六個

國外廠其重金屬化合物的控制端賴靜電集塵器因而汞化合物的排放

濃度遠超過法規標準的 03 mgNm3然而當粒狀物控制系統搭配吸

附劑噴灑系統使用其中在乾式處理流程中混入活性碳或 Na2S而

在溼式處理流程中則加入如 CuCl2的催化劑時汞化合物的排放濃度

大部份都能符合法規的要求

此外在乾式處理流程中袋濾式集塵器對汞化合物的去除效率

較靜電式集塵器佳因為加入的活性碳或 Na2S 能夠被截留在濾布

上增加其與廢氣的接觸時間亦提高與汞化合物的反應性

182

82 焚化過程中產生之酸性氣體

821 氯化氫

由實驗結果得知當進料中含有機氯時其生成的氯化氫濃度略

大於進料含無機氯者且根據 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示氯化

氫的濃度受溫度的影響甚小但依上節的討論結果若進料含有機氯

時重金屬易和氯離子反應生成金屬氯化物因此重金屬的含量會影

響氯化氫的生成濃度

822 二氧化硫

焚化過程中二氧化硫的生成乃因為廢棄物中含硫物質所致從實

驗中可以發現當進料中含有機氯時二氧化硫的濃度雖然隨溫度下

降而有降低的趨勢但從 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示二氧化硫

的濃度只受含硫量的影響而不受溫度過量空氣及含氯量等的影

響另外根據文獻(Verhulst 1996)(Chen 1997)(Chen 1998)中指出

在含硫系統中當焚化溫度約低於 700 時金屬硫酸鹽為主要物

種而當溫度高於 700 時含硫量的影響就逐漸減少因為此時

重金屬主要以氧化物的型式存在而在一般廢棄物的焚化過程中溫

度通常維持在 700 以上所以硫和金屬反應的可能性不大大部

份會與氧反應而生成二氧化硫因此重金屬的含量對二氧化硫生成的

183

影響不大

823 氮氧化物

焚化過程中所產生的氮氧化物一般可分為兩大類一是因所打入

空氣中的氮在高溫下與氧反應而產生的 Thermo-NOx通常在爐溫達

1000 以上才會大量產生另一為燃料中的氮因氧化所生成的

Fuel-NOx從本實驗結果得知當只開啟一次室時氮氧化物隨溫度

的變動不大其排放濃度約為 100 ppm但在開啟二次室時因局部

的高溫而導致 Thermo-NOx的產生同時因使用瓦斯作為輔助燃料

故 Fuel-NOx亦因此而產生

824 酸性氣體的控制

酸性氣體的控制通常使用鹼性吸附劑與其產生中和反應以達

到去除的目的在設備方面如第二章所述可分為乾式半乾式及溼

式洗滌塔等若單獨使用時溼式洗滌塔對二氧化硫的去除效率約可

達 90 以上而乾式及半乾式洗滌塔若搭配袋濾式集塵器使用亦

能達到 90 的去除效率另外從實驗結果及國內二十一座興建中

及運轉中焚化爐的相關資料中得知都市廢棄物焚化後未經控制前

所排放的二氧化硫濃度約介於 300~500 ppm 之間若其去除效率達

90 以上則其排放濃度可以符合國內法規標準的 80 ppm 以內

184

對氯化氫氣體的控制方面由於氯化氫易溶於水因此溼式洗滌

塔對其去除效果達 98 以上而乾式及半乾式洗滌塔若與袋濾式集

塵器搭配使用亦有 90 以上的去除效率同時由於袋濾式集塵

器的操作溫度約在 140~230 左右因此通常在煙道氣進入控制

器前會予以降溫處理若以煙氣洗滌塔(只噴水不含鹼性吸附劑)

作降溫處理則不僅能除去部份煙道氣中的粒狀物質亦能溶解其中

的氯化氫氣體同時也能降低後續之鹼性吸附劑的使用量

在氮氧化物方面從實驗中得知在開啟二次室的情況下氮氧化

物的排放濃度大約為 100 ppm若依實廠中二次室添加燃油的情形而

言由於燃油所含的氮成份為瓦斯的二十分之一以下(參見表 7-1)

因此所能生成的 Fuel-NOx 也極為有限而過去根據實廠的經驗氮

氧化物的排放濃度大多遠低於法規標準因此少有針對氮氧化物的控

制措施

而近年來由於民眾對生活環境品質的要求日益提升且法規標準

也日漸嚴苛所以部份新設的焚化廠在其廢氣控制系統中增加氮氧

化物的控制措施從表 4-5 中可知這些廠皆藉由選擇性無觸媒還原

法(SNCR)來控制氮氧化物的排放

185

83 焚化過程中產生之有機污染物

從實驗結果中可發現當只開一次室時隨爐溫的上升PAHs 量

有逐漸減少的趨勢而進料中含有機氯(PVC)時因 PVC 燃燒過程緩

慢所以雖然 PAHs 總量隨爐溫的上升而下降但所餘留者部份則轉

化成三環的 AcPyFlu 及 Ant

當啟動二次室時爐溫的上升對 PAHs 的去除效率影響較小

可能是因為大部份的 PAHs 在高溫下被破壞因而 PAHs 的總量無明

顯的變化而剩餘微量的 PAHs 其物種分佈主要受重金屬添加物的影

響在進料中含有機氯時因為鉛化合物的排放濃度偏低而鉻的催

化能力又遠大於鉛所以在此情況下PAHs 物種的生成受鉛化合物

的影響大多生成 PhAFluAPyr 及 B(a)A而當添加無機氯時

鉛化合物的排放濃度則大幅提高因而使 PAHs 物種受其影響而大多

轉化成 B(a)AChr 及 B(a)P

總體而言開啟二次室可以有效降低 PAHs 的排放濃度

186

84 污染防治設備組合之綜合評估

綜合以上各污染物在控制上的討論可知重金屬鉛鎘的控制藉

由一般的粒狀物控制設備(例如靜電式集塵器袋濾式集塵器)即

可獲致極佳的效果而汞的去除則必須搭配吸附劑噴灑系統(如活

性碳Na2S)或催化劑(如CuCl2)的使用方能達到有效的去除效果

而在酸性氣體的控制方面溼式乾式及半乾式洗滌塔對 HCl 及

SOx 的去除皆有卓越的效果但在使用(半)乾式處理流程時若能先

經滌氣塔去除部份的 HCl則可以減少後續鹼性吸附劑的使用量至

於 NOx的去除現今較為常用者為選擇性觸媒還原法(SCR)及選擇性

無觸媒還原法(SNCR)前者的去除率約 60~80 後者約 30~60

至於有機污染物的控制從實驗中可以發現當廢氣經過二次燃

燒室處理後有機污染物的濃度可大幅降低另外亦可藉由爐體的

操作使廢棄物能充份的燃燒減少不完全燃燒物的生成此外煙

道氣中加入活性碳不僅可以除去汞蒸氣亦可吸附微量的有機污染

物

然而控制設備的選擇不單是要求去除效率佳而必須同時考量其

設置成本及操作成本並在三者之間尋求一最佳之平衡但影響成本

估算的因素甚多除了廢氣處理量之外其它諸如匯率物價波動

等使得所需成本無法精確估算僅能就過去設廠的經驗作約略的估

187

算

就粒狀物控制設備而言最常被使用的是靜電式集塵器與袋濾式

集塵器二者的建造費用相近唯後者的操作費用較前者為高然而

近年來有學者指出靜電集塵器的操作溫度與 PCDDsPCDFs 從飛灰上

脫附的溫度相近易導致其脫附後有再合成現象(De Novo synthesis)

的產生因此靜電集塵器已逐漸不被新設的大型焚化廠所採用

而在酸性氣體洗滌塔部份如表 2-9 所示乾式半乾式及溼式

洗滌塔的建造費用比分別為 91015而操作維護費則是 81015由

此可知溼式洗滌塔的整體費用要比乾式及半乾式多另外NOx的去

除法中SCR 所需的設備成本大約是 SNCR 的 3~7 倍左右而操作

費用則相近

至於設備組合方面大約可分為乾式及溼式處理流程在乾式處

理流程中為了使鹼性吸附劑增加與廢氣的反應因此大多利用袋濾

式集塵器與(半)乾式洗滌塔搭配使用而溼式處理流程中因袋濾式

集塵器的耐溼性差故一般皆以靜電式集塵器和溼式洗滌塔為組合

但如前所述靜電式集塵器已逐漸被捨棄不用因此溼式處理流程

在新設焚化廠中已不復見在乾式處理流程中雖然乾式洗滌塔的建

造費用與操作維護費用比半乾式略低但其鹼性吸附劑的添加量卻比

半乾式多半乾式洗滌塔則往往因藥劑調配不當而造成噴嘴堵塞的

188

現象所以二者無論在成本或使用上各有其所長

85 總論

由本研究中可以了解焚化過程中所產生的污染物有各種重金

屬化合物粒狀污染物HClSO2NOx 及各種有機污染物等而

理想的控制設備組合是廢氣經能源回收後進入乾式或半乾式洗滌塔

中並噴入鹼性吸附劑及活性碳或 Na2S 以吸附酸性氣體微量的有

機化合物及汞蒸氣而後以袋濾式集塵器去除粒狀物及其上所附著的

重金屬化合物若需要進一步改善 NOx 的排放濃度可以考慮加裝

SCR 或 SNCR 的處理設備如此所排放的煙道氣中污染物濃度大致

可符合國內現有法規的標準且達低污染的焚化處理目標

189

86 對空污防治之重要成效

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐漸增加如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋埸之容量快速飽

和而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋埸的設立更

顯不易因此具有減量化資源化安定化及無害化的焚化處理已成

為地狹人稠的台灣地區廢棄物之主要處理方式

然而焚化處理雖具有多項優點但焚化過程中卻也產生有害空

氣污染物質所以污染物的控制成為焚化處理中極為重要的課題

研究中搜集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化操

作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與控

制效果及其影響因子等相關資料可供國內研究及焚化爐操作之參

考並模擬國內都市廢棄物之組成以實際實驗及電腦模擬徹底了解

焚化後污染物質的生成趨勢且在法規要求及成本的考量之下獲得

一本土化的焚化廢氣最佳化的控制技術以作為國內往後在焚化廠設

計及實際操作上參考之用

190

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吳彥杰垃圾焚化操作條件對排放廢氣濃度之影響碩士論文私立淡江大學水資源及環境工程研究所台北(1996)

李慧梅葉松源陳景清都市垃圾焚化爐飛灰中多環芳香族碳氫化合物吸附之研究第九屆空氣污染控制技術研討會論文集(1992)

林芳玲江康鈺王鯤生模擬都市垃圾焚化過程無機氯對重金屬分佈特性及物種形成之研究第十三屆空氣污染控制技術研討會論文集771-778(1996)

林傑張正平賴永峰含氯有機化合物焚化過程中衍生之不完全燃燒產物第十三屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 334-340(1998)

邱一晉廢印刷電路板焚化系統模擬碩士論文私立東海大學化學工程研究所台中(1997)

施信民添加飛灰對噴霧乾燥脫硫程序操作之影響 (I)計畫編號NSC 82-0410-E-002-333(1993)

凌永健侯建州台灣地區焚化廠飛灰中似戴奧辛化合物之含量及特性調查研究第十一屆廢棄物處理技術研討會論文集pp135~139(1995)

孫世勤都市垃圾焚化廠廢氣中重金屬物質之控制方式中興工程第四十一期 pp49-64(1993)

徐恆文朱信煙道氣除硫技術在台灣的發展工業污染防治第四卷第一期pp 67-79(1991)

袁中新以半乾式噴霧乾燥原理同時去除燃燒廢氣中二氧化硫 氮 氧 化 物 及 氯 化 氫 之 研 究 (III) 計 畫 編 號 NSC 82-0421-E-110-057-Z(1993)

202

袁中新噴霧乾燥塔串聯袋式集塵器同時去除燃燒廢氣中二氧 化 硫 及 氮 氧 化 物 之 研 究 (I) 計 畫 編 號 NSC 83-0421-E-110-006Z(1994)

袁中新廖國進蔡聖叢強氧化劑添加物對於改善噴霧乾燥塔去除酸性氣體效率之影響第十屆空氣污染控制技術研討會論文專輯pp 27-32(1993)

郝吉明馬廣大空氣污染控制工程科技圖書股份有限公司台北(1993)

張一岑有害廢棄物焚化技術聯經出事業公司台北(1991)

張乃斌垃圾焚化廠系統工程規劃與設計新雅出版社高雄市(1997)

張宗良高分子聚合物的焚化動力研究碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1993)

清除處理技術員訓練班事業廢棄物貯存清除技術07環保署環境保護人員訓練所(1998)

許整備黃宏維張旭彰吳志祥木柵垃圾焚化爐空氣污染防治措施環境工程會刊第五卷第四期pp 49-58(1994)

陳志成焚化過程中重金屬之控制研究博士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1998)

陸杰人環工科學概論新學識文教出版中心台北 (1988)

章裕民焚化處理技術文京圖書有限公司台北(1993)

黃志峰活性碳碳黑袋式集塵技術與應用實例介紹工業污染防治第十五卷第二期pp 88-100(1996)

203

黃彩斐張木彬賴宏德台灣垃圾焚化灰份中戴奧辛含量之初步研究第十三屆廢棄物處理技術研討會論文集pp403~410(1998)

黃彩斐焚化過程中溫度與氣流組成對戴奧辛生成之影響初探碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1998)

楊萬發陳清南潘家豪潘燕昇燃燒可燃性物質鉛鉻銅重金屬行為特性之研究第十一屆廢棄物處理技術研討會論文集117-126(1996)

廖錦聰張蕙蘭徐文慶黃契儒垃圾焚化底灰的資源化利用一般廢棄物焚化灰渣資源化技術與實務研討會論文集 131-146 (1996)

趙嘉雍焚化過程中重金屬對 PAH 生成的影響碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1996)

劉邦宏都市鄉鎮垃圾與一般事業廢棄物焚化處理之規劃設計小型一般廢棄物焚化爐規劃設計及操作管理研討會論文集125-134(1995)

蔣 本 基 塑 膠 焚 化 過 程 中 PAHs 的 生 成 與 控 制 NSC 80-0421-E-002-13-Z(1991)

蔡文田張慶源活性碳及其在空氣污染防製之應用環境工程會刊第三卷第二期 pp65~84(1993)

鄭福田事業廢氣處理技術研究（Ⅰ）以沸石吸附處理揮發 性 有 機 物 之 研 究 NSC84-2211-E-002-009 pp Ⅲ-341~344(1995)

鄭福田張章堂林宏端沸石吸附揮發性有機物之研究第十屆空氣污染控制技術研討會論文集 pp45-51(1993)

錢建嵩等流體化床技術高立圖書有限公司 (1992)

204

環保署中華民國臺灣地區環境保護統計年報pp 152-153行政院環境保護署(1997)

環保署全球資訊網

謝長良黃志峰袋式集塵技術與小型焚化爐氣處理應用實例介紹工業污染防治第十七卷第一期pp 19-30(1998)

鍾昀泰一般廢棄物焚化灰分中戴奧辛含量及相關物化因子之初步研究碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1997)

鍾昀泰張木彬黃彩斐台灣地區一般廢棄物焚化灰份中戴奧辛含量調查研究第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp1-8(1997)

魏玉麟流動床爐處理工業有機污泥之 PAHs 排放探討第十 一 屆 空 氣 污 染 控 制 技 術 研 討 會 論 文 專 輯 NSC 82-0410-E-029-004(1994)

魏銘彥方天志趙嘉雍焚化過程中有機氯及無機氯對氯化氫一氧化碳及有機物生成的影響中國環境工程學刊6(4)pp 341-347(1996)

魏銘彥陳志成事業廢棄物的焚化處理化工技術Vol 39 No 6 pp 185-193(1996)

魏銘彥趙嘉雍余利智焚化過程中重金屬對 PAHs 生成的影響第十二屆空氣污染控制技術研討會論文集pp 547-553(1995)

魏銘琪蘇政隆陳志成魏銘彥焚化操作條件對重金屬鉛化合物生成及其在灰渣中穩定度的探討第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 9-15(1997)

顧順榮鍾盷泰張木彬台灣地區都市垃圾焚化灰分中重金屬濃度及 TCLP 榮出之評估第十屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 271-279 (1995)

205

206

附錄一

八十八年度空污費科技研發計畫(期中報告)審查意見表

評審意見 答覆1期中報告完成了電腦程式模擬實驗設備及實驗條件的規劃充分達成進度

1謝謝委員指教

2相關文獻的蒐集完整敘述頗有條理

2謝謝委員指教

3研究方法使用電腦模擬及模型實廠實驗驗證並將評估最佳化操作條件及有害空氣污染物的最佳控制條件符合原先規劃的內容

3謝謝委員指教

4 期中報告第四章評估廢氣控制設備之組合建議尚需一併考量其他廢氣成分(如戴奧辛)的控制方具有完整性及實質效益

4會遵照委員指示在期末報告第四章中加入戴奧辛控制資料

5 報告書撰寫文字流暢條理分明 5謝謝委員指教6 本報告文獻回顧內容翔實完整值 得肯定

6謝謝委員指教

7 模式模擬之基本假設條件為何此模式支出處為何均請於期中報告中加以說明

7會於期末報告中加以說明

8 實驗工作應即刻準備進行並於報告中說明重要操作條件

8會於期末報告中加以說明

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

207

附錄二

八十八年度空污費科技研發計畫(期末報告)審查意見表

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

評審意見

1未試垃圾焚化產生

有害空氣污染物之

有效控制方案實

驗室之模擬處理結

果至實用尚有一段

距離

2建議將模式模擬結

果與實廠採樣結果

加以比較以確認

模式之正確性

答覆

1本研究主要規劃收集國內外各種空氣污染

控制技術相關文獻實驗部份只針對污染物

排放濃度來探討若欲進一步探討有害空氣

污染物之有效控制方案則需針對實廠控制

設備來作理論及實驗上資料之收集與研

究以求實驗上之有效控制方案而文獻上

針對有效控制方案資料收集的結論已於期

末報告中第 83 頁中說明

2本實驗主要的目的是收集國內外各種空氣

污染控制技術之相關資料並藉由實驗室規

模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣有關實

廠採分析並不在本研究範圍之內且國內有

關實廠採樣結果的數據並不多(包含有機

物重金屬及酸性氣體等)而於有限的焚

化廢氣排放資料中並無法提供詳細的操作

條件(包括焚化爐熱損失確實進料組成

確實操作溫度及溫度分佈等)故無法與本

研究的模擬結果進行比較請諒察

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I

摘 要

焚化處理是目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果好

並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物病原

性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱交換

將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當不僅

不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造成環

境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包括有

重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚化爐

中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之氯

硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及

硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控

制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等揮發

性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴奧辛

及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

本研究將蒐集國內外各大焚化爐實廠的相關資料包括焚化爐型

體焚化操作條件所設置之空氣污染防制設備等項目以及各種空氣

污染物控制技術之最新資料做一完整的研究與探討在收集相關文

獻後依據實驗室所累積之經驗與基礎藉由實驗室規模之焚化爐

模擬焚化廢氣並進行分析與實驗同時亦藉由套裝軟體 ASPEN

PLUS 及熱力平衡模式來模擬各種焚化操作條件下污染物種的生成

趨勢以期能針對焚化過程中所產生之污染物找出最佳化之焚化操

作條件及有害空氣污染物之控制方法並將成本要求納入考量以獲

得本土化的最佳焚化處理技術

II

ABSTRACTIncineration is one of the best disposal technology for municipal waste It has the

advantages of volume reduction and high toxicity reduction The heat energy

produced during the incineration could be also recovered for electric generation

However inadequate design or operation could result in the emission of pollutants

The composition of waste is very complex Many types of pollutants could be

produced during incineration The pollutants contains heavy metals acid gas and

toxic organic compounds which pose a grave threat to human health Heavy metal

compounds will react with oxygen or chlorine to from metal oxides or metal chlorides

The elements of chlorine sulfur and nitrogen contained in the waste or fuel will react

with hydrogen or oxygen to generate acid gas such as hydrogen chloride vitriol and

aquafortis The formation of these acid gas could be related to the operating

temperature waste composition and the air pollution control devices The toxic

organic compounds include the volatile organic such as benzene toluene carbon

tetrachloride chloroform and the semi volatile organic such as phenol The emission

of dioxin and fluorene also cause intensive public concern

Present work will collect the relative data of incineration plant in our country

which include the type of incinerators incineration conditions the air pollution

control devices and the current status of operation Additionally the new air pollution

control technology available at home and abroad will also be studied Base on the

studied experiences of incineration in our laboratory the experiment were carried out

to evaluate the potential pollutants emissed from the incineration of simulated

municipal waste At the same time the tendency of generating pollutants under

various incineration operating conditions were also performed by using ASPEN

PLUS and thermodynamic equilibrium model Finally the optimum air pollution

control technology for the incineration gas will be evaluated to provide useful

information for further design or operation of incinerator

III

目錄

摘 要IABSTRACT II目錄 III表目錄VI圖目錄 VIII第一章 前言1

11 研究動機212 研究目的313 預期目標314 研究方法615 研究時程規劃10

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制 1121 焚化流程 11

211 廢棄物前處理 11212 燃燒 11213 污染物控制15

22 廢氣排放標準26第三章 廢氣中污染物之型態30

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制30311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性36312 焚化系統中重金屬之控制44

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制4933 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制55

331 利用吸附技術控制廢氣排放之實例6134 總結62

第四章 廢氣控制設備組合之評估6341 國內外焚化廠設備規模及處理概況6342 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響6843 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響7144 空氣污染防治設備組合比較7745 結論83

第五章 焚化廢氣之模擬8451 模擬參數8452 系統模擬86

521 系統流程描述86522 基本設定(Setup Specifications form) 87523 成份屬性(Components Specifications form) 87524 非傳統物質(NC)的物性模式(Properties NC-Props) 89525 進料值(Input-Data)的輸入89526 副加程式92

53 結果與討論95

IV

531 過量空氣95532 熱損失99533 廢棄物熱值103534 含硫量104535 含氯量108

54 熱力平衡模式 112541 模擬程序 112542 模擬條件 113543 模擬結果討論 114

第六章 實驗設備及方法12061 實驗設備120

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備120612 煙道氣中氯化氫之採樣設備123613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備123614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備125615 煙道氣中有機污染物之採樣設備126616 樣品分析儀器127617 實驗藥品與材料128

62 進料組成之模擬13063 實驗操作條件13464 實驗流程136

641 起爐升溫136642 重金屬之採樣及分析136643 有機物之採樣及分析138644 酸性氣體之採樣及分析139

第七章 結果與討論14071 焚化過程中產生之重金屬污染物140

711 各重金屬在氣固相中的分佈140712 各操作條件下重金屬濃度之比較147

72 焚化過程中產生之粒狀污染物15373 焚化過程中產生之酸性氣體154

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較154732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較156733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較157

74 焚化過程中產生之有機污染物159741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 159742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 161743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 163744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 166745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯) 167746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯) 169747 添加重金屬對有機污染物生成的影響171

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討173第八章 結論175

V

81 焚化過程中產生之重金屬污染物176811 鎘化合物176812 鉛化合物177813 鉻化合物178814 汞化合物179815 重金屬污染物的控制180

82 焚化過程中產生之酸性氣體182821 氯化氫182822 二氧化硫182823 氮氧化物183824 酸性氣體的控制183

83 焚化過程中產生之有機污染物18584 污染防治設備組合之綜合評估18685 總論18886 對空污防治之重要成效189

參考文獻190附錄一206附錄二207

VI

表目錄

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況 4表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定) 5表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定) 6表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐 8表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表 9表 1-6 時程規劃表 10表 2-1 焚化爐型式比較表 14表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料 16表 2-3 袋濾式集塵器資料表 18表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表 19表 2-5 乾式滌氣塔資料表 22表 2-6 濕式洗滌法 23表 2-7 半乾式滌氣塔 24表 2-8 各種不同控制設備之比較 25表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)25表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準 27表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準 28表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準 29表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998) 31表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較 33表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)34表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)35表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)36表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)39表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998) 40表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998) 41表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)42表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續） 43表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度 45表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例 46表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度 46表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例 48表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表 58表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料 65表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件 67表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較 69表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較 70表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997) 75表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料 75

VII

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)76表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料 78表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 79表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 80表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 81表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料 82表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成 85表 5-2 參數之變動範圍 85表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質 88表 5-4 HCOALGEN Option Codes 90表 5-5 程式中參數代表之定義 93表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件 114表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果 115表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果 116表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果 117表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果 118表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析 132表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析 132表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表 133表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表 133表 6-5 各試程之操作條件表 135表 7-1 常見燃料之成分分析表 158表 7-2 實驗結果數據表 174

VIII

圖目錄

圖 1-1 研究流程圖 9圖 2-1 焚化流程 11圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990） 37圖 5-1 模擬流程圖 87圖 5-2 廢棄物的物性模式 91圖 5-3 熱損失之副加程式 93圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響 95圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響 96圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響 97圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響 97圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響 98圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響 98圖 5-10 熱損失對爐溫的影響 100圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響 100圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響 101圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響 101圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響 102圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響 102圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 ) 103圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響 105圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響 105圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響 106圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響 106圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響 107圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響 109圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響 109圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響 110圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響 110圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響 111圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備 122圖 6-2 氯化氫採樣設備 123圖 6-3 煙道氣採樣設備 124圖 6-4 氣相重金屬採樣設備 125圖 6-5 有機污染物採樣設備 126圖 6-6 重金屬分析流程圖 137圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)140圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)141圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 141圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143

IX

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 144圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 147圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 148圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 148圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 150圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 151圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 152圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較 153圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 154圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 155圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較 156圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較 157圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 159圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 161圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 161圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 163圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 163圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 164圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 166圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 167圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 167圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 168圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 169圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 170

1

第一章 前言

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐年增加雖然隨著環保意識的抬頭垃圾減量與資源回收工作

也正如火如荼地推動中但每人每天仍平均製造出約 12 公斤(1995

年)的垃圾如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋場之容量快速飽和

而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋場的設立更顯不

易相對的應用焚化方式處理垃圾除了可以達到減量化資源化安

定化無害化等廢棄物清理之目標外其技術之開發已臻相當可靠之

地步且作業安全熱能又可回收利因此目前已成為地狹人稠的台

灣地區廢棄物之主要處理方式

自民國 73 年起政府開始推動大型垃圾焚化廠之興建計劃至民

國 82 年止共規劃了 21 座焚化廠並預計在民國 90 年前完工以解決

國內日益嚴重的垃圾問題目前這 21 座焚化廠的執行現況如表 1-1

所示此乃第一階段垃圾焚化廠興建計劃

前項計劃自推動以來因地方政府未能協調溝通民意排除民眾

抗爭以順利取得建廠用地致使建廠工作受阻影響年度預算執行

至鉅為加速推動垃圾焚化廠興建工程計畫故參考先進國家之經

驗以公有民營為過渡方式民有民營為終極目標利用民間力量參

與興建以減少政府財務及人力負擔表 1-2 及 1-3 即為民國 85 年核

定「鼓勵公民營機構興建營運垃圾焚化廠推動方案」以 BOO 或 BOT

的模式預定在台灣各縣市再興建 18 座垃圾焚化廠並分為兩梯次

第一梯次 8 個廠第二梯次 10 個廠此為第二階段垃圾焚化廠興建

計劃

2

另外部分離島地區水源特定區及特殊偏遠地區等區域因其

特殊地理位置無法參與上述資源回收焚化廠興建計劃或是區域性聯

合衛生埋場計畫而一般事業單位或醫療廢棄物也常利用小型焚化爐

來處理垃圾表 1-4 為國內運轉中的小型焚化爐處理廢棄物種類爐

型及廢氣處理系統之相關資料

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店樹林廠及台中市等六個廠其操作營運狀

況如表 1-5 所示由表中可知這五個廠處理垃圾之平均低位發熱量

皆高於當初設計的發熱量此乃因為近幾年來塑膠製品充斥市面以

致民眾消費習慣改變而其廢棄物中塑膠含量也隨之增加進而大幅

提高垃圾熱值增加爐體所能負荷的熱量如此也相對的降低了焚化

廠的處理量故政府不但一方面宣導民眾減量使用塑膠製品一方面

則加速推動垃圾分類制度以期有效回收垃圾中之有用資源並提昇

焚化廠的利用率

11 研究動機焚化處理雖為目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果

好並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物

病原性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱

交換將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當

不僅不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造

成環境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包

括有重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚

化爐中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之

氯硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫

3

酸及硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排

氣控制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等

揮發性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴

奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

12 研究目的焚化過程中爐體的設計操作條件與空氣污染防制設備的設計操

作對空氣污染物之控制效果有重大的影響但是國內目前對於這方面

之研究尚未完備故本研究將針對國內各焚化廠實地收集其垃圾組

成與焚化生成污染物特性與控制現況並收集國內外各種空氣污染控

制技術相關資料藉由實驗室規模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣了

解污染物排放及生成特性並配合法規限制及成本要求等評估各

種空氣污染控制技術之可行性與適用性提出本土化之焚化廢氣合適

之空氣污染物控制技術以提供國內各焚化廠操作建議或設計參考

13 預期目標1了解垃圾焚化產生有害空氣污染物國內外相關最新資訊及處理技

術

2了解垃圾焚化產生有害空氣污染物的成份及經濟可行性的控制方

法

3獲得本土化的垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

4

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況

主辦機關

廠 別 規模TTD

顧問機關

承攬廠商

合作廠商

現 況完工日期

備 註

臺北市內湖 900 已完工運轉中 810124 公有公營

臺北市木柵 1500日本田熊(TAKUMA)

已完工運轉中 830721 公有公營臺北市環保局

臺北市北投 1800

中興顧問日本丸紅(HITACHI)

已完工運轉中 8706 公有公營

高雄市中區 900 中華顧問 東帝士 德國 DBA 已完工運轉中 8710 公有公營高雄市環保局 高雄市南區 1800 中興顧問

中鼎工程公司

德國Martin

施工中 8902 公有公營

臺中市 900日本鋼管

(NKK)已完工運轉中 840508

公有民營(達和公司)

嘉義市 300中興顧問

已完工運轉中 876公有民營(達和公司)

臺灣省環保處

臺南市 900 中華顧問中興電工 丹麥

Volund 已完工運轉中 8712 公有民營

臺北縣新店市 900 已完工運轉中 830528公有民營(中鼎公司)

臺北縣樹林鎮 1350慧能顧問

日本三菱(MHI) 已完工運轉中 840601

公有民營(達和公司)

臺北縣八里鄉 1350 施工中 8810 公有民營新竹市 900 慧能顧問 中興電工 丹麥

Volund 施工中 8804 公有民營

高雄縣仁武鄉 1350日本三菱中鼎工程

施工中 890326 公有民營

彰化縣溪州鄉 900中興顧問 日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 8909 公有民營

屏東縣崁頂鄉 900 中鼎工程日本穿崎重工(KHI)

遠東機械(技術合作)

施工中 890326 公有民營

臺中縣后里鄉 900 中興顧問日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 890326 公有民營

基隆市 600 中鼎工程 大潁 Steimuller 施工中 900618 公有民營宜蘭縣利澤 600 中興顧問 大潁 Steimuller 施工中 900318 公有民營

臺南市永康市 900 中鼎工程 施工中 9108 公有民營嘉義鹿草鄉 900 施工中 9012 公有民營

環保署

高雄縣岡山鎮 1350 中興顧問 中鋼 TAKUMA 施工中 9004 公有民營合 計 21900

資料來源環保署全球資訊網

5

表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址 服務範圍噸 數(噸日)

桃園縣 BOO中壢市平鎮市大溪鄉楊梅鎮觀音鄉新屋鄉蘆竹鄉大園鄉龍潭鄉

1200

新竹縣 BOO 竹北市芎林鄉湖口鄉新埔鎮新豐鄉 300

苗栗縣 BOT 竹南鎮

苗栗市苑裡鄉頭份鎮後龍鎮通霄鎮卓蘭鎮公館鄉大湖鄉銅鑼鄉南庄鄉頭屋鄉三義鄉西湖鄉三灣鄉造橋鄉獅潭鄉泰安鄉竹南鎮

500

台中縣 BOT 烏日鄉 大里市太平鄉烏日鄉霧峰鄉 600

南投縣 BOO南投市名間鄉仁愛鄉國性鄉魚池鄉集集鎮竹山鎮埔里鎮草屯鎮鹿谷鄉中寮鄉水里鄉信義鄉

500

彰化縣 BOO彰化市和美鎮伸港鄉線西鄉鹿港鎮大城鄉花壇鄉秀水鄉福興鄉埔鹽鄉芳苑鄉大村鄉芬園鄉

800

雲林縣 BOO斗六市斗南鎮虎尾鎮土庫鎮西螺鎮莿桐鄉林內鄉大 鄉古坑鄉

300

台東縣 BOO台東市成功鎮關山鎮路野鄉池上鄉東河鎮金峰鄉達仁鄉太麻里鄉

300

總 計 4500資料來源環保署全球資訊網

6

表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址服 務範 圍

噸 數(噸日)

台北縣 BOT 汐止鎮 汐止鎮萬里鄉 300桃園縣 BOO 中壢市楊梅鎮等 700台中市 BOO 台中市(東區北區北屯區) 600台中縣 BOT 大安鄉 大甲鎮大安鄉清水鎮 300台中縣 BOO 沙鹿鎮梧棲鎮龍井鄉大肚鄉 400

彰化縣 BOO員林鎮社頭鄉永靖鄉埔心鄉大村鄉芬園鄉

300

雲林縣 BOO台西鄉東勢鄉四湖鄉口湖鄉水林鄉褒忠鄉崙背鄉元長鄉北港鎮麥寮鄉

300

台南縣 BOT 七股鄉

新營市鹽水鎮柳營鄉六甲鄉後壁鄉白河鎮東山鄉佳里鎮西港鄉七股鄉北門鄉學甲鎮麻豆鎮下營鄉官田鄉大內鄉將軍鄉

600

花蓮縣 BOT 花蓮市土安鄉新城鄉壽豐鄉秀林鄉 300

澎湖縣尚未決定

尚未決定 200

總 計 4000資料來源環保署全球資訊網

14 研究方法本研究之執行可分為以下三個部分

第一部份蒐集國內外垃圾焚化產生有害空氣污染特性及處理方法

可再細分成四個部份

(1)蒐集國內外垃圾焚化廠設備規模及處理概況

(2)蒐集國內外垃圾焚化廠空氣污染物生成特性及控制設備效果

(3)蒐集文獻中廢棄物焚化廢氣中污染物特性相關研究

(4)蒐集空氣污染防治設備操作特性與控制效果及其影響因子相關資

料

第二部份以實驗模擬垃圾焚化產生的有害空氣污染物並實際分析

各種空氣污染物之濃度及特性

第三部份以 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式模擬都市廢棄物在不同

7

的焚化操作條件下所可能產生的污染物種

綜合第一部份所收集之相關資料與實驗及模擬分析結果考慮投入總

成本法規的要求降低焚化產生有害空氣污染物的排放程度提出

本土化焚化廢氣最佳化的控制技術圖 1-1 為本研究流程圖

8

表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐

所在地 爐型 開始運轉時間 廢棄物種類 廢氣處理系統太魯閣關原焚

化爐固定床 民國 85 年 一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器

東北角風景區焚化爐

機械式爐床 民國 83 年 一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器彰化縣和美

鎮伸港鄉線西鄉合建垃圾

焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式吸收塔+靜電集塵器

桃園平鎮垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式除酸+袋

式集塵器中正機場三號

焚化爐混燒式機械爐

床民國 82 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(濕式)

泰安休息站垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 80 年 一般垃圾 濕式水洗

高雄國際機場焚化爐

混燒式機械爐床

民國 79 年 機場一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中正機場二號

焚化爐批次式固定爐

床民國 71 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(乾式)

陸軍兵工整備中心焚化爐

批次式固定爐床

民國 83 年 一般垃圾 濕式水洗

ICI 觀音廠焚化廠

旋轉窯焚化爐 民國 80 年事業廢棄物乾燥生物污泥

濕式水洗

台中榮民總醫院焚化爐

控氣式焚化爐 民國 82 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式水洗

台北榮民總醫院焚化爐

批次脈動爐床 民國 81 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中美和林園廠

焚化爐環式流體化床

焚化爐事業廢棄物生

物污泥濕式水洗

陽明山國家公園焚化爐

機械脈動爐 民國 81 年 一般垃圾 濕式水洗

中油大林廠焚化爐

氣泡式流體化床焚化爐

事業廢棄物油泥生物污泥

濕式水洗

資料來源工研院能資所1998EPA-87-FA41-03-17

9

表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表

焚化廠別

焚化量焚化率（噸） （）

灰渣量（噸）

發電量（萬度）

售電量（）

平均低位發熱量設計發熱量

（仟卡公斤）

廢氣排放情形（註）

內湖 5217227 945 15 228 18241350符合排放標準

木柵 20002523 3751 277 548 19881600符合排放標準

新店 22817994 5027 982 768 18421548符合排放標準

樹林 33753981 7629 1504 807 20031548符合排放標準

台中市 18909824 3935 692 755 19831500符合排放標準

資料來源環保署全球資訊網

一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

文獻國內外焚化廠處理現況及控制技術等相關資料的搜集

電腦模擬模擬實驗操作變因一次室爐溫二次室爐溫

含氯物種(PVCNaCl)

ASPEN PLUS軟體模擬操作變因過量空氣量熱損失廢棄物熱值含硫量含氯量

熱力平衡模式操作變因

爐溫含有機氯含無機氯

分析項目重金屬(PbCdCr)

粒狀污染物酸性氣體(SO2HClNOx )

有機污染物(PAHs)

探討在各操作條件下各污染物種的生成情況

評估各種控制技術對污染物的去除效率

在去除效率及成本的考量下尋求一最佳的控制技術

圖 1-1 研究流程圖

10

15 研究時程規劃本研究所安排之時程規劃如表 1-6 所示實際之進度與表所示符

合

表 1-6 時程規劃表 月 次

工作項目

第 1 月

第2 月

第3 月

第4 月

第5 月

第6 月

第7 月

第8 月

第9 月

第10月

第11 月

第12 月

備 註

相關文獻資料收集 符合進度

軟體模擬 符合進度

實驗準備 符合進度

實驗進行 符合進度

數據分析及整理 符合進度

期中報告 符合進度

期末報告 符合進度

預定進度累計百分比

11

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制

21 焚化流程

焚化的處理流程大致可分為廢棄物前處理燃燒及污染物控制

等三個階段如圖 2-1 所示

211廢棄物前處理

前處理的目的有三即(1)增進營運效率(2)回收可用物質(3)

回收轉化物或能源而前處理技術則包括(1)破碎(減小垃圾的尺寸)

(2)壓縮(減小垃圾的體積)(3)分選(分類篩選以利回收或處理)(4)

乾燥(減少水分以利燃燒)

212燃燒機械床 急冷式 靜電集塵

流體化床 廢熱鍋爐 袋式集塵

旋轉窯 熱水回收 旋風集塵

液體噴注式 濕式洗滌塔

高溫熔爐 乾式洗滌塔

半乾式洗滌塔

排煙

廢棄物

參考資料劉(1995)魏(1996)張(1997)

圖 2-1 焚化流程

混合破碎

燃燒室

排氣冷卻或熱回收

粉酸有重塵氣機金去去物屬除除去去 除除

煙囪

灰渣處理(含重金屬)

12

焚化爐為焚化系統的核心設備亦是廢棄物處理的主要設施而

燃燒室型態的選擇主要決定於廢棄物的物理性質及灰份一般可略分

為五大類型(1)機械爐床式焚化爐(2)流體化床式焚化爐(3)旋轉

窯焚化爐(4)液體噴注式焚化爐(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996)以

下就這五種分述之

(1)機械爐床式焚化爐

機械爐床式焚化爐一般是以多種爐條構成經由爐條反覆運轉而帶動

垃圾使之前進並達到混合與均勻攪拌的目的而在垃圾進入燃燒段

前通常會先經過乾燥區充份乾燥以降低垃圾含水率並提高其熱

值之後進入高溫燃燒段未完全燃燒的垃圾則再經後燃燒段以使

反應更完全一般大型焚化爐均採此型

(2)流體化床式焚化爐

流體化床焚化爐即是指廢棄物在流體化床中像流體般地被攪拌混合

而燃燒完全後才排放在此通常以砂床中的砂石為流體化介質因為

砂石具有高熱容量能蓄積大量的熱能而在流體化的過程中充份地

與廢棄物接觸並將能量傳輸給廢棄物因此其熱傳效率佳溫度

分非常平均不僅燃燒可以完全所需焚化銷燬的溫度也可降低此

外若燃料或廢棄物中含硫氯等元素則可將粒狀石灰噴入爐內直

接中和硫氧化物及氯化氫等酸氣因此可省略排氣處理系統中酸氣去

除部份

(3)旋轉窯焚化爐

一般旋窯焚化爐在旋窯後端裝置一個二次燃燒室以確保燃燒完全

它包括旋轉窯爐體緊急排放煙囪二次燃燒室污染防治設施誘

13

引抽風機及排放煙囪等旋轉窯的主要功用是熱解氣化及燃燒廢棄

物中的可燃份不可燃的灰渣則經由旋轉窯的轉動移向排灰口排出

二次燃燒室則是將一次室所排出的廢氣在高溫下再次氧化使其燃燒

更完全

(4) 液體噴注式焚化爐

液體噴注式焚化爐是最常見之有害廢棄物焚化爐凡是流動性的廢

液泥漿及污泥皆可用它銷燬高熱值廢液可直接由燃燒器噴入爐內

直接焚化廢水及低熱值廢液則必須輔以燃料以提供維持適當溫度

所需的最低熱量燃燒器噴出的火焰和廢液噴出的位置及方向可以調

整以達最佳焚化效果

(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996章 1993)

跟其他焚化爐比較高溫熔渣焚化爐能處理含有少量不可燃的廢棄

物經處理過後的廢棄物可燃的被焚化不可燃的被熔化最後形

成像一個陶瓷般的不可熔物質主燃燒室溫度控制在 1400 以上

因此廢棄物中的惰性物質除高熔點的金屬及其化合物外皆呈熔融狀

態而獲較完全的焚化同時凝結後的熔渣形成較大顆粒而將重金屬

化合物包容於其中其透水性低呈較穩定狀態且熔渣會在爐窯內

壁上形成一保護層可延長耐火磚壽命但亦容易造成溫度控制不

當使爐體出口附著不同形狀之礦渣而造成阻塞

五種爐型的比較請參見表 2-1

14

表 2-1 焚化爐型式比較表焚化爐形式 操作溫度範

圍滯留時間 優點 缺點

液體噴注式 650-1600 01-2 秒 1 可以焚化的有害廢液種類相當廣泛2 爐內氣體混合度高燃燒效率佳不須除灰

系統3 燃料流量改變時溫度反應快速4 活動配件最少5 維護費用低造價低操作人力少

1 只適用於可由燃燒去噴嘴物化的廢液2 燃燒器易被雜質堵塞3 限於處理黏滯度小於 750ＳＳＵ之廢液

旋轉窯式 820-1600 氣液體 1-3 秒固體 05-2 小時

1 滯留時間長且可藉轉速控制2 可處理大部分固體及液體有害廢棄物（包括

ＰＣＢs）3 可分別處理廢液及固體廢棄物4 可連續除灰5 進料不需前處理或預熱可處理體積較大的

容器6 自動排灰不影響燃燒效率

1 建造費用高昂2 維護費用較高3 操作溫度高需常翻修耐火磚4 灰渣可能溶融結塊5 過剩空氣量需求高排氣粉塵量較高6 啟動點燃後需一段時間才能操作溫度且熱效

率低

流體化床式 450-980 氣液體 1-2 秒固體 10 分鐘-2 小時

1 接觸表面積大傳熱快燃燒效率提高2 可處理可燃性固體液體廢棄物3 內部可動零件不多操作費用低4 進料速率變化對系統影響較小5 可處理含水高的廢棄物6 爐內同時完成焚化與除酸兩種功能7 操作溫度低燃料費低8 過剩空氣量小排氣量少

1 由流體化床中除去殘留物較不易2 大型廢棄物需作前處理3 流體化介質可能衝蝕爐床材料4 操作溫度小於 1100（砂的熔點）5 排氣粉塵量較高6 進料速度不穩或空氣分配不均會造成流體化分散

不佳致爐溫不穩定

機械爐床式 1 使垃圾移動過程攪拌均勻2 技術成熟二次公害可有效控制3 處理流程單純

1 單位面積爐除焚化率較低2 混燒後灰燼中可回收之金屬價值較低

參考資料章(1993)張(1991)魏(1996)

15

213污染物控制

雖然焚化具有多項優點但焚化後所產生的燃燒氣體中除了無害

的二氧化碳及水蒸氣外還含有許多污染物質必須加以適當的處

理以避免造成二次公害危害人體健康及自然環境故污染控制在

焚化過程中實屬一重要課題

空氣污染控制設備中較常見者為旋風集塵器袋式集塵器靜

電集塵器濕式洗滌塔半乾式洗滌塔乾式洗滌塔及活性碳吸附塔

本節將針對這些控制設備做詳細之介紹至於相互間的配對使用則

將在下節中討論

(1) 旋風集塵器

旋風集塵器是一種低成本且常見的集塵設備尤其是作為初級除

塵它主要由一圓柱筒構成其下端縮成圓錐形係利用強制渦流所

產生之離心力及重力沉降作用將廢氣中粒狀污染物去除含塵粒之氣

體由一處或多處以切線方向吹入圓筒中在圓筒內旋轉其中塵粒因

受離心力之作用拋向器壁沿器壁而下被導入集塵筒中而清淨之

氣體則從圓筒中央之開口逸出旋風集塵器之除塵效率約 65~80

去除粒子大小在 3~100 microm 範圍但僅對於 10 microm 以上之粒狀污染物

較有效(張1997)故通常僅用來作為高效率集塵器之前處理設備表

2-2 為旋風集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

16

表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 去除率

總去除率是各類粒徑大

小的加權平均

2 壓損

壓力損失一般控制於

30~100mm 水柱高

1 對大粒粉塵去除有效粒徑 30microm

以上達 99去除率粒徑小於

5microm 以下去除率不到 50

2 總去除率ηt

ηt=Σηjmj

3 去除率的增加與廢棄流量密度

變化塵粒濃度成正比與廢氣

的黏滯性成反比

優點

1 造價低

2 適用於高溫環境

3 由於沒有可動零件維修

費用低

缺點

1 效率低(尤其是對非常小

的塵粒)

2 操作費用高(由於壓損高

的緣故)

結論適用於初級除塵保護下

游之濾袋集塵設備或

減低負荷

1 一般而言旋風集塵器

的費用為濾袋式集塵

器靜電集塵器等的十

分之一

2 購置費用決定於塵粒

的去除率處理的廢氣

量壓損及附屬設備

參考資料章 (1993)張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)

17

(2) 袋式集塵器

袋式集塵器是工業上常用以收集微粒的方法之一主要的設計是

將含塵粒的氣流從底部進入圓筒形濾袋在通過濾料的孔隙時藉由

慣性衝擊直接攔截和擴散三種捕捉機制將粉塵捕集於濾料上透過

濾料的清潔氣體由排出口排出而附著於過濾層上的粒狀物再定時以

振動氣流逆洗或脈動沖洗等方式清除之一般而言其去除粒子大

小在 005~20 microm 範圍壓力降在 100~200 mmH2O 左右集塵效率可

達 99 以上(張1997)因此普遍使用於基本金屬水泥石灰化

學食品製藥等工業及都市垃圾焚化爐排氣處理系統中另外在

袋式集塵器前通常設有噴淋塔或急冷設備以避免高溫物質導致濾布

起火燃燒表 2-3 為袋濾式集塵器收集效率優缺點及設備費用之相

關資料

(3) 靜電集塵器

靜電集塵器能有效去除工業排氣中所含的粉塵及煙霧它對於氣

體流動的阻力小能量使用低並且可以同時收集大形及小形粉塵粒

子因此它的用途很廣是水泥及發電廠排氣飛灰去除的主要設備

主要是利用高壓負極產生電暈作用放出電力使通過之廢氣氣體分

子電離廢氣內之塵粒遂帶有負荷電再由集塵器之正極板吸著並中

和經過一段時間後經捶擊極板使附著於極板上之塵粒掉落於集塵

漏斗內去除之去除粒子大小在 005~20 microm 範圍壓力降在 10~20

mmH2O 左右(張1997)去除效率在 90~995 間一般可達 95 以

上表 2-4 為靜電集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

18

表 2-3 袋濾式集塵器資料表操作條件 去除效率 大約價格 優缺點1 溫度範圍一般濾袋耐熱約 140 ~ 230 (玻璃纖維 300 四氯乙烯280 ) 操 作 溫 度 範圍140-170

2 粉塵特性大小分配及含量3 壓差100-200 mmH2O4 氣布比(cm2seccm2)振動式1~31逆洗式05~21脈衝式25~751

5 排氣成份及含量6 濕度7 氣體流速

1 粒狀物98 以上2 部份 SOX15~20

1投資費用700 萬(設計 55 噸燃煤鍋爐廢氣處理量100000Nm3hr)

2操作與維護費用(萬年)人工54 萬電力1548 萬濾袋84 萬維護8784 萬總計38064 萬

優點1 去除效率高2 建造維修及操作成本中等3 自動化操作4 回收有用微粒5 濾餅(Filtrate Cake)形成有助去除效率之提昇

缺點1 廢氣溫度不能太高2 潮濕或黏性不適用3 粒狀物成份及水份對濾布有影響4 濾布汰換成本高5 濾餅形成壓差上升

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

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表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用 備註ESP 集塵機制主要如下1電場與電暈電流的產生2塵粒的帶電3塵粒的收集4塵粒的移除ESP 典型之設計參數範圍集塵速率 10~10 mmin寬度 15~40 cmSCA( 集 塵 板 氣 體 流 量 ) 025~21 (m2m3min)長高比(LH) 05~20氣體流速 12~25 ms停留時間 2~10 sec去除效率 80~999 收集板間距 20~28 cm電暈電力需求 175~175 W(m3min)氣體溫度 370(一般) 705(特製)塵粒粒徑 gt005 microm

去 除 效 率η=1-exp(-AtimesWeQ)理論去除效率可由集塵速度集塵面積及氣體流量來決定但由於此公式已做了相當多的理想化假設所致因而需加以修正一般以等效率漂移速度來取代以符合實際運轉

ESP 之長高比與集塵效率之關係05~06 le980 10~11 98 ~99 11~13 991~99413~15 995~99715~20 ge998

優點1對粒徑大於 1 microm 以上之粒狀污染物可達到很高集塵效率

2操作溫度範圍大(90~425 )3可以處理大量之氣體4操作及維護成本低5廢氣之壓力損失較小6使用壽命長缺點1集塵效果受進氣條件變化影響較大

2對比電阻過高或過低之粉塵甚難收集

3建造費高及佔地面積大4影響效率之因素多故不易排除故障

5在高去除率操作階段欲提升一點去除率需花費很多電流在經濟上很不划算

決定其漂移速度應達到的收集效率及氣體的進流量而可推估出集塵板面積如此則概略可知靜電集塵器尺寸及費用

1使用 ESP 時可在煙氣中加入些化學調節劑可改變煙氣的組成及塵粒的電阻率如此可改善 ESP之集塵效率

2ESP 十餘年前在焚化廠中常與洗滌塔搭配使用但由於不易去除極細小之重金屬及 PCCDs且若通過 ESP 之廢氣溫度不當時 PCCDs 常可能有再合成現象因此 ESP 已漸不被新設計的大型垃圾焚化廠採用

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

20

(4) 乾式洗滌法

乾式洗滌法(dry sorbent injectionDSI)係將鹼性固體粉末(鈣鈉基

吸收劑)直接藉壓縮空氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接

觸而達到中和去除的目的通常需先加一個冷卻塔在前面以降低廢氣

溫度提高去除效率但由於固相與氣相的接觸時間與反應面積有限

且質傳效果不佳故通常需要添加化學反應劑量的 3~4 倍固體停留

時間至少需 1 秒以上乾式洗煙法單獨使用時的去除效率並不高故

常藉由後接的濾袋集塵器進行二次反應以達到排放標準有時會在吸

收劑中加入活性碳粉末以提高汞的去除率為目前垃圾焚化廠典型的

空氣污染物去除流程表 2-5 為乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

(5) 濕式洗滌法

濕式洗煙法(Wet Scrubber)通常接於靜電集塵器或袋濾式集塵器

之後於粒狀物質被去除後再進入濕式洗煙塔與鹼性藥劑反應以

降低所產生的污泥量可用的鹼性藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2 雖

然苛性鈉較消石灰為貴但其去除效率較佳用量較少且不會因

pH 值調節不當而產生管線結垢等問題故一般設計多採用 NaOH 溶

液作為酸性中和劑首先需噴入足量的液體使廢氣溫度降至飽和再

與噴入的鹼性藥劑於塔內之填充材料(packing)表面進行中和作用而

達到去除的目的由於填充材提供廣大的接觸面積所以在藥劑的使

用上極為節省而若整個系統採循環方式設計則更可節省鹼性藥劑

的使用量及廢水的排放量表 2-6 為濕式洗滌法操作條件去除效率

及設備費用之相關資料

21

(6) 半乾式洗滌法

半乾式洗煙法(semi-dry Scrubber 或 spray dryer adsorption SDA)

係將泥漿狀鹼性吸收劑經由高速旋轉霧化器(Atomizer)之 Disc 分為細

小微粒後自塔頂噴入與煙道氣中的酸性氣體充分接觸並產生中和作

用而將氣體污染物去除由於噴入的泥漿乳劑本身含部份水份具降

溫作用故不需加裝冷卻塔同時此微量水份在塔內高下可被蒸發

所以同時也無濕式的廢水問題其酸氣去除效果較乾式洗滌塔佳但

若單獨使用時對酸性氣體的去除率約在 80~90 間若其後再接袋

濾式集塵器則可提供未反應藥劑二次反應的機會則整個系統對酸氣

的去除率可達 98 以上唯易發生管路阻塞問題必須定期清洗

且其操作控制不易表 2-7 為半乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

表 2-8 為各種控制設備之效率比較表其中旋風式集塵器袋濾

式集塵器靜電式集塵器三者之去除率乃對粒狀物而言表 2-9 為酸

性氣體洗滌塔之特性功能比較表

22

表 2-5 乾式滌氣塔資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 用鹼性消石灰粉與酸

性廢氣充分接觸而達

到中和及去除目的

2 滌氣塔的流程前面

需要先加冷卻水塔

使溫度降低至 150

去除率

1 HCl 去除率為 60 若配合袋

濾式集塵器可達 95

2 SOx 去除率為 30

優點

1 設備簡單

2 維修容易

3 造價便宜

4 消石灰輸送管現不易阻塞

5 用水消耗少

缺點

1整體去除率較半乾式濕式低

2藥劑的消耗量大

3產生的反應物及未反應物量多

初設費 低

操作費 低

參考資料章 (1993)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

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表 2-6 濕式洗滌法

操作條件 去除效率 大約費用 優缺點 備註

石灰與石灰石法煙氣脫硫的典型操作條

件

CaCO3 CaO

煙氣中 SO2濃度(ppm) 4000 4000

漿液固體含量() 12 12

漿液 pH 值 75 56

鈣硫比 11 13

液氣比(lm3 煙氣) 82 82

氣體速度(ms) 24 24

SO2 脫除率() 95 75

1文式洗滌氣塔去除

效率約在 50 至

70 無法達到 99

的酸氣去除效

率

1投資費用以通

氣量 280m3min

為例依國外資

料推估主要設

備費用約 220 萬

元

2操作與推廣費

用 操作費用依

使用之洗滌劑

不同而有所差

異一般需要的

年費約數十萬

元

優點

使用較多量的水可以防

止易燃物質著火並且具

吸收腐蝕性酸氣的功能

去除酸性氣體的去除效率

高並附帶有去除高揮發

性重金屬物質的潛力

缺點

1因需使用大量的水故會

有二次污染廢水的問題

2造價高

3用電量大

濕式洗滌法使用的設備有

填充塔噴霧塔泡罩塔

文式洗滌器等其相關技

術比較如下

1填充塔氣液接觸效果最

佳但壓力降較噴霧塔為

大

2文式洗滌塔對去除粒狀

污染物有很大功效對氣

狀污染物則較差

3填充式滌氣塔是焚化系

統中使用最普遍的濕式

滌氣塔參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)郝 (1993)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

24

表 2-7 半乾式滌氣塔操作條件 去除效率 優缺點 大約價格

1 利用高速旋轉霧化器(14000 rpm)噴出極細顆粒之石灰乳液與廢氣中之 HCl 反應

2 石灰乳液應先過濾其顆粒應低於 10-1 mm 以免阻塞霧化器之管路

3 消石灰溶解後注入泵輸送至上部貯槽加裝 MIXER以防凝結沉澱並設迴流管使其循環

4 石灰乳液注入開度計與 HCl 分析儀以隨 HCl 濃度變化增減開度注入量

5 為半乾式反應石灰乳液的濃度控制在 3-5

6 反應後之顆粒會附著在反應室之壁上以 AIR KNOCKER 敲擊使其掉落後以 Conveyor 輸送

1單獨用90 2配合乾式除塵設備

HCl98 SOx90 Ps以袋濾集塵器為佳因可提供反應劑在濾布表面進行二次反應

優點1購造簡單投資低2壓差低下游抽風機容量與能源使用量均低

3乳劑水份可完全蒸發無廢水處理問題4操作溫度高於氣體飽和溫度無排氣白煙問題

缺點噴嘴易堵塞反應室內壁易為固體化學物質附著及堆積

1投資費用 600 萬元操作時間 5000 小時年

2操作與維護費用(年)人工 60 萬元水電 24 萬元化學藥品 15 萬元維護 20 萬元

3總計 719 萬元

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

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表 2-8 各種不同控制設備之比較控制設備 去除效率旋風集塵器 65~80 袋濾式集塵器 99 以上靜電式集塵器 90~95 一般可達 95以上濕式滌氣塔 HCl98 SO290 乾式滌氣塔 HCl50 SO230 半乾式滌氣塔 HCl90

參考資料張(1991)張(1997)Cooper(1996)郝(1993)全球資訊網mdash 環保技術資料

表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)去 除 效 率

單 項洗 滌 塔

型 式HCl SO2

配合袋濾

式集塵器

對重金屬及

戴奧辛之去

除率

藥 劑 消

耗 量

用 電

消 耗

用 水

消 耗

反 應

物 量廢水量

建 造

費 用

操 作 維

護 費 用

使 用

實 績

乾式 gt50 lt50 95 不佳須利

用其它設備120 80 100 120 -- 90 80 成熟

半乾式 gt90 gt80 98 佳但須利

用其它設備100 100 100 100 -- 100 100 成熟

溼式 95~99 gt85 -- 最佳 100 150 150 -- 100 150 150 成熟

26

22 廢氣排放標準

焚化過程中雖有污染物控制設備控制著污染物的排放但不論

其去除效率如何污染物質勢難完全除去所以須有一標準以茲遵

循故我國環保署於民國八十一年公告「廢棄物焚化爐空氣污染物排

放標準」其中又分為一般廢棄物及事業廢棄物的排放標準且依既

存與新設以及處理量之不同分別定訂不透光率粒狀污染物硫氧

化物氮氧化物氯化氫一氧化碳鉛及其化合物鎘及其化合物

汞及其化合物等排放標準如表 2-10 以上之測值皆以小時平均值

為準其中一氧化碳的測值主要是用來計算其燃燒效率因為法規

中另訂有不同物質所應達到之燃燒效率此外在不完全燃燒的情況

下易使有機化合物(如戴奧辛)大量生成故一般的標準是一氧化碳

濃度小於 70 ppmv

表 2-11 為民國 86 年環保署修正排放標準時也同時公佈戴奧辛

及夫喃排放標準之相關資料由於戴奧辛夫喃有多種同分異構物

其毒性強度目前多採用換算係數換算成具有最高毒性物種

(2378TCDD)之強度基準(係數為 10)其他衍生物則按其相對毒性

強度以小數表示(以 ngNm3ngkg或 ngl 表示)(張1997)

過去世界各國對毒性當量係數的認定有所出入分別採用不同的

標準(如 Eadon 82USEPA 85NordieBGA 等)故造成各衍生物

濃度同但換算後毒性當量濃度卻不同之困擾惟目前已逐漸協調統

一並以 NATO(即 I-TEF)International 之毒性當量係數作為世界性

之換算標準毒性當量濃度則以 I-TEQ 或 I-TEF 表示

至於世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準及戴奧辛的管制

標準則分別詳列於表 2-12 中以供參考比較

27

表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準（811130 訂定發佈）（860806 修正）

類別

項目

處理量 2 公噸小時（不含）以下之新設或既存焚

化爐

處理量 2-10 公噸小時之既存或新

設焚化爐

處理量10公噸小時（含）以上之既存焚化爐

處理量 10 公噸小時（含）以上之新設焚化爐

不透光率（） 20 20 20 20

粒狀污染物mgNm3 200

依排氣量換算Ｃ﹦13642Ｑ-0368

硫氧化物ppm(以ＳＯ2)

300 220 150 80

氮氧化物ppm(以ＮＯ2)

250 220 220 180

氯化氫ppm

60 60 60 40

一氧化碳ppm

350 350 150 120

鉛及化合物ngNm3 7 3 3 2

鎘及化合物mgNm3 - 07 05 03

汞及化合物mgNm3 - 07 05 03

其它污染物 依相關規定標準值一鉛鎘汞及其化合物之標準值含固氣相二依公式 C=13642Q-0368 所得 C 值如大於 220 時以 220 訂為容許

排放值三一氧化碳標準值為一小時動平均值四各項污染物之排放標準值除另有規定外係指測定方法中所規範

之採樣時間平均值五各項污染物之測定如採自動連續測定法除另有規定外以一

小時平均值為標準值六同一廠區內如同時有數座焚化設備則以各焚化設備處理量之總

和作為適法依據 資料來源環保署全球資訊網

28

表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準

（860806）

處理量 10 公噸小時以上（含）或設計總處理量 300 公噸日以上（含）類別

項目 既存焚化爐 新設焚化爐

戴奧辛ng-TEQNm3 10 01

校正公式

1

Ｃ﹦ SS

CO

timesminusminus

211121

2

Ｃ﹦ SS

COE

Etimes

minusminus11

（空氣含氧量超過於 21以上）

資料來源環保署全球資訊網

29

表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準項目 美國 法國 西德 義大利 瑞士 瑞典 奧地利 丹麥 荷蘭 比利時 捷克 日本 英國 歐洲共

同體校正基準(VolO2) 10 10 10 10 10 10 11 10 10 10 10 10 10 10

公告時間 1995 1991 1990 1994 1992 1994 1994 1993 1994 1993 1991 1994 1994粒狀物(mgNm3dry) 19 33 11 11 11 11 20 11 6 11 33 24 11 11

SOx(ppm dry) 30 116 19 19 19 19 100 19 15 19 116 - 19 19NOx(ppm dry) 118 - 108 107 70 107 200 107 37 107 187 306 107 107HCl(ppm dry) 23 34 7 7 14 7 15 7 7 7 20 526 7 7

HF(mgNm3dry) - 22 11 11 2 11 07 11 11 11 22 - 11 11CO(ppm dry) 78 132 44 44 44 44 50 44 44 44 88 61 44 44

Pb(mgNm3dry) 016 - - 06 11 06 06 - 06 55 - 06 06Cd(mgNm3dry) 0016 - 011 006 011 006 005 006 006 006 - - 006 006Hg(mgNm3dry) 006 - 011 006 011 006 005 006 006 006 022 - 006 006戴奧辛毒性當量

2378-TCDDTEQ ngNm3 (11O2)

91 - 01 01 -- 01 01 01 01 01 - - 01 01

參考資料環保署全球資訊網司(1998)孫中興工程 41 期Hartenstein amp Horvay (1994)

30

第三章 廢氣中污染物之型態

廢棄物焚化處理是以燃燒方式去除廢棄物中所含的有毒及有害

的物質如果焚化系統設計或操作不當不僅不能達到處理的目的

反而會排放高濃度有害污染物造成環境污染及附近居民之危害焚

化過程中可能排放之污染物主要包括重金屬酸性氣體及有機污染

物大部分重金屬及其鹽類在焚化爐中會與氧結合形成氧化物若含

氯量高時亦可能產生氯化物絕大部份金屬氧化物或氯化物是以固體

形態分佈於爐底灰渣排氣處理設備排放之洗滌液或粉塵中也有少

量是以蒸汽形態散布於焚化排氣中廢棄物中所含之氯硫氮化物

在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及硝酸等酸性

氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控制設備有

關焚化系統中有機污染物常見的有苯甲苯四氯化碳氯仿三

氯化乙烯四氯乙烯及氯化苯等揮發性有機物與酚鄰本二甲酸的

衍生物等半揮發性有機物戴奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大

眾的爭議有關焚化過程中主要生成有害污染物之生成特性及其控制

方法之文獻可整理如下

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制

垃圾焚化處理主要是藉由高溫氧化程序將廢棄物中有機物質（可

燃物）或其他有害物質轉化成二氧化碳水蒸汽與穩定惰性物質對

於不可燃物質如重金屬等則大多無法加以分解破壞隨燃燒環境不

同而進行各種相變化或物質轉移焚化系統中重金屬之主要來源為一

般都市廢棄物中所含重金屬物質或是少數事業製程廢棄物由於台灣

地區垃圾分類執行不力各式各樣之重金屬物種均可見於都市廢棄物

31

中更使重金屬的來源與濃度呈現多樣性與複雜性

都市廢棄物中有害重金屬物質大多來自於家庭日常用品所產生

之廢棄物加上台灣地區垃圾分類執行不力經常混入許多有害重金

屬物質如紙類製品電器材料塗料塑膠橡膠皮革電鍍製

品電池環境衛生用藥等等均為焚化系統中重金屬之可能來源

而主要排放之重金屬物種包括砷汞鎘鉛銅鋅鉻鋁鐵

等等表 3-1 列示出一般廢棄物中不同重金屬之主要來源（Stoeppler

1992陸1988江1997）

表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998)重金屬 主要來源

汞 電鍍製品電池皮革殺蟲劑電子器材

鉛 電池染料塗料玻璃製品纖維製品環境用藥塑橡膠製品

銅 電鍍製品紙類皮革纖維製品陶瓷電子材料

鋅 電鍍製品紙類電池染料塗料環境用藥塑橡膠製品電子

鉻 電鍍製品染料塗料纖維製品

鎘 電鍍製品紙類電池染料塗料玻璃纖維製品皮革類環境

用藥塑橡膠電子材料

鋁 電鍍製品紙類染料塗料皮革纖維製品飲料空罐

砷 電鍍製品顏料染料皮革玻璃陶瓷環境用藥電子器材

一般都市垃圾中重金屬含量或濃度由於分析上受到代表性樣品

採集與分析準確性不易控制等因素影響因此重金屬濃度變化範圍極

廣 (Clapp1988)且不同地區垃圾由於生活習慣品質與工業發展程

度不同垃圾中所含重金屬濃度亦有所差異Law and Gordon (1979)

實驗分析指出垃圾焚化過程中重金屬 CrMnPbSnAlFe 及

Zn 等主要源自於垃圾中不可燃物質若將垃圾中不可燃物予以事先

32

分離則可降低焚化過程中重金屬之排放濃度而可燃份中重金屬之

濃度範圍則分別為 Cd 2-22 ppmCu 80-900 ppmHg 066-19 ppm

Pb 110-1500 ppmCr 20-100 ppmKorzun and Heck (1990)亦研究發

現垃圾中鎘主要來自於可燃份如塑膠及顏料而鉛則主要來自於可

燃份與不可燃份如電池塑膠及顏料等其中可燃份之鉛約佔有

23鎘則佔有 36江 (1997) 指出國內桃園地區都市垃圾可燃份

中重金屬鉛的濃度為 1179 mgkg鎘為 022 mgkg鉻為 292

mgkg銅為 1244 mgkg鋅則為 5236 mgkg而且都市垃圾焚化灰

渣中重金屬主要來自垃圾中之不可燃物質另外亦根據重金屬於焚化

過程灰渣與排放廢氣之分佈情形推估台灣地區都市垃圾中重金屬鉛

之平均濃度為 8426 mgkg鎘為 1103 mgkg鉻為 604 mgkg銅

為 12195 mgkg鋅則為 12934 mgkg表 3-2 即說明國內外都市垃

圾中重金屬之可能濃度範圍比較國內外垃圾中重金屬濃度分佈可

知台灣地區垃圾中部份重金屬濃度有偏高趨勢有待加強垃圾分類

系統建立與垃圾減量管制以減少垃圾重金屬含量

33

表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較各國都市垃圾中重金屬濃度(mgkg)重金屬

Taiwan [1][2] USA [3] Germany[

4]

Europe [5] Italy [6] Sweden

[7]

Cr 604 115-258 20-100 250 100-450 276-849 ---

Cu 12195 --- 80-900 200-600 450-2500 --- ---

Zn 12934 2652-2774 200-2500 1000-2000 900-3500 27-1703 3000

Pb 8426 641-1173 110-1500 430-1200 750-2500 405-629 1500

Cd 1103 113-150 2-22 3-15 10-40 ND-8 20

Hg --- 193-257 066-19 2-5 2-7 ND-8 5

As --- 013-015 --- 400 --- ND ---

[5][6] 江(1997)[2] 顧 (1995)[3] Law (1979)[4] Reimann (1989)[7]

Tamaddon (1993)陳(1998)

含有重金屬之垃圾經燃燒之後重金屬物質經由各種化學反應與

物理作用而以不同形態存在於焚化系統各處理單元中灰渣（底灰

飛灰反應灰）中重金屬的濃度通常數千倍於自然環境中重金屬背景

濃度值 (Vogg1987)因此焚化系統中各單元內重金屬之濃度分

佈狀況是大眾所關注的焦點而焚化灰渣的溶出特性以及適宜的處理

處置方法更是引起普遍重視與研究Siebert (1991)針對世界各地 50

多座都市垃圾焚化廠所排放污染物質濃度作一統計整理指出重金屬

之總平均排放濃度為 Cd(265E-05 lbton)Cr(104E-04 lbton)

Cu(177E-04 lbton) Pb(286E-04 lbton) Mg(278E-03 lbton)

Hg(274E-03 lbton)Zn(114E-03 lbton)而台灣地區都市垃圾焚化

飛灰中所含重金屬濃度變化範圍則為Pb(1096~17432 mgkg)

Cd(14~1468 mgkg)Cr(94~1785 mgkg)Cu(733~19349 mgkg)

Zn(3815~40711 mgkg)Hg(206~902 mgkg) （江1997）表 3-3

與表 3-4將國內外都市廢棄物焚化過程中所產生底灰與飛灰中重金屬

34

濃度整理比較由表中可看出台灣地區焚化飛灰與底灰中多數重金屬

（如鉛鎘鉻銅）之濃度均較歐美日等國家為高另外表 3-5

則是國內外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表

表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣地區[1] 美國[2] 瑞典[3] 瑞士[4] 德國[5] 丹麥[6] 日本[7]

Pb 1926-11803

9

98-14000 1500-400

0

430-1230 1010 1300-5400 440-2000

Cd 2-500 03-71 50-60 19-6 38 14-40 17-600

Cr 356-1000 23-3200 --- --- 655 230-600 300-526

9

Cu 756-25600 190-8200 --- 630-1410 1520 900-4800 1130

Zn 800-100979 610-7800 6000-700

0

1800-550

0

4570 1800-6200 ---

Hg 009-16 002-78 100 004-032 07 lt001-3 055

As 019-1438 012-190 --- --- 33 19-80 016

Fe --- 4100-15000

0

--- 19000 --- 27000-15000

0

---

Al --- 22000-7300

0

--- --- --- 47000-72000 ---

[1]江(1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Brunner (1986)[5] Reimann

(1989)[6] Hjelmar (1996)[7] 廖 (1996) 陳(1998)

35

表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣[1] 美國[2] 瑞典[3] 法國[4] 瑞士[5] 英國[6] 德國

[7]

義大利[8] 丹麥[8] 日本[9]

Pb 1096-17432 5300-26000 6500-13000 940-20250 6200 4400-17188 4900 447-9704 7400-19000 2285-13000

Cd 14-1467 50-450 400 520-1190 210-310 239-750 300 21-4646 250-450 80-450

Cr 94-1785 140-1100 -- 260-350 -- -- 450 44-1328 140-530 213-400

Cu 733-19349 600-3200 -- 1450-2300 750-1800 -- 1050 296-1307 860-1400 662-900

Zn 3815-40711 9000-70000 2300-4220 23100-42200 15000-77000 -- 16600 2285-13500 19000-41000 33000

Hg 206-902 07-30 6-7 4-7 3-15 -- 8 -- 08-7 11

As 109-1745 37-320 -- -- -- 76-22 100 -- 49-320 42

Fe -- 12000-44000 -- -- 24000-38000 -- -- -- 18000-35000 --

Al -- 4900-9000 -- -- -- -- -- -- 49000-78000 --

[1] 江 (1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Gounon (1986)[5] Brunner (1986)

[6] Wadge (1986)[7] Reimann (1989)[8] Hjelmar (1996)[9] 廖 (1996) 陳(1998)

36

表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)廠名 Pb Cd Hg 稀釋氣體基準

1SYSAV 6~15 03~06 -- 10 CO2

2Linkoping 52 14 1 10 CO2

3Uppsala 60 24 06 10 CO2

4Avesta 100 40 1 10 CO2

5Bamberg 91 21 082 不明

6Commerce 50 27 045 7 O2

7Dayton 384 155 103 7 O2

8Gallatin 363 313 025 7 O2

9Marion 205 112 -- 7 O2

10Quebec 347 122 037 7 O2

11Munich 21 129 045 11 O2

12Tsushima 57 0186 -- 12 O2

資料來源Reimann (1989)Carlsson (1986)孫中興工程 41

311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性

重金屬於焚化過程中由於受熱揮發形成金屬蒸氣或微粒會伴隨

焚化廢氣或附著於飛灰或底灰中而排放進入周圍環境中然而其傳輸

行為隨不同重金屬之物化特性及焚化系統中生成重金屬化合物形態

及性質而異圖 3-1 顯示重金屬及其化合物在燃燒系統中的行為與傳

輸機制 (Barton1990)主要包括 (1)部份重金屬物質在燃燒環境

中不發生任何化學反應未被揮發而成為底灰之一部份而部份揮發

性較高之重金屬可能發生化學反應生成沸點較高之重金屬物種（如金

屬氧化物）亦會成為底灰之一部份其中顆粒較小之微粒可能被燃

燒氣體吹離燃燒區(entrainmemt)成為飛灰被吹出的灰量與灰粒大

小形狀密度與操作條件有關(2)在焚化高溫環境中部份重金屬

與化合物揮發形成金屬蒸氣蒸氣擴散至廢氣中而被攜帶離開燃燒

37

區同時部份沸點較高之重金屬雖無法直接揮發但可能與其他物

質反應生成揮發性較高之金屬物種（如金屬氯化物）而形成蒸氣(3)

揮發之金屬蒸氣在煙道中因溫度降低而產生凝結現象蒸氣的凝結過

程包含均相凝核(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous

condensation) (Senior and Flagon1982)均相凝核為蒸氣本身凝結成

新的細小微粒這些細小微粒粒徑通常小於 1microm (Friedlander1976)

異相凝結則發生於其他飛灰微粒表面由於細小微粒具有較高之比表

面積使得異相凝結較易發生於粒徑較小之微粒上 (Linak1993)

因此焚化過程中重金屬之反應行為特性主要起始於焚化加熱作

用使重金屬物種揮發形成重金屬蒸氣或細小微粒再經由焚化系統

中之熱行為與氣體流動傳輸效應使重金屬產生灰粒之傳曳作用

(entrainment)重金屬之化學交互反應(chemical interaction)及揮發作

用(vaporization)重金屬蒸氣與微粒之冷凝(condensation)及凝聚作用

(coagulation)沈積作用(deposition)以及經由空氣污染防治設備捕集

去除粒狀物等反應途徑 (Linak1993)

圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990）

重金屬化合物於焚化系統中之分佈特性與其本身之物化特性與

Burning Bed of

Sol id Waste

Individual Part ic le or

Droplet

Ash Part ic le

Reducing Environment

Burning Spray of Liquid Waste

Vaporizat ion

Vapor

Ash

Chlor ides Sulfides

Oxides e tcReaction Fly Ash

Heterogeneous

Condensat ion

Fume Nuclei

Homogenous Condensat ion

Fume

Entrainment

Residuals

38

焚化操作條件極為密切諸如重金屬物種之揮發度蒸氣壓沸點

熔點反應自由能表面張力等等在不同焚化條件與系統元素組成

下重金屬物種之生成及其高溫物化特性亦有明顯差異表 3-6 將文

獻中有關重金屬物種揮發特性等相關研究整理如下

重金屬及其反應生成物種之揮發特性可影響重金屬於焚化系統

中各單元之分佈情形整體而言具高揮發性之重金屬化合物主要分

佈於飛灰或煙道氣中而具高沸點之重金屬物種則主要分佈在燃燒室

底灰或較大顆粒飛灰中針對焚化系統中不同重金屬之分佈特性目

前國內外已有許多學者研究探討對重金屬於高溫焚化過程中之行為

分佈已有相當了解茲將重要相關研究之方向及結果列表如下（表

3-7）

此外許多學者研究指出重金屬濃度分佈與生成微粒粒徑具有某

種程度之相關性多數重金屬如鉛鎘鋅鉻砷銻鎳等隨

顆粒粒徑減小有增加其濃度分佈的特性尤其以具揮發性之重金屬更

加顯著而揮發性較低之重金屬化合物則大多分佈在大粒徑之飛灰或

底灰中文獻中探討顆粒粒徑與重金屬分佈情形之相關研究整理如下

表 3-8

39

表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)研究學者及年

代研究主題 主要結果

Davison (1974) 探討燃煤過程重金屬及其無機化合物與沸點之關係

沸點低於 1550物種As As2O3 As2S3 Cd CdO CdS CrCl3 PbCl2 PbO PbS

沸點高於 1550物種Cr Cr2O3 Cu CuO Pb

Gerstle (1982) 重金屬揮發性 高揮發性Hg As As2O3 Cd CdCl2 Zn ZnCl2

非揮發性Cr Cu Ni CdO Pb PbO中度揮發性PbCl2

Vogg (1986) 汞及其化合物之揮發速率與溫度關係

揮發溫度HgCl2ltHg(0)ltHg2Cl2ltHgS

Fernandez (1992)

探討重金屬之揮發性

非揮發性（高沸點）Al Ba Be Ca Co Fe K Mn Mg Si Ti

揮發性As Cd Cu Ga Pb Sb Zn Se 高揮發性Hg Cl Br（主要以氣態存在）

Eddings (1992) 研究鉛鉻銅不同氯化物及其熔點變化

熔點較低之物種較易揮發熔點 PbCl2(501)gtPbCl4(-15)CrCl2(824)

gtCrO2Cl2(-96)CuCl2(620)gtCuCl (430)

Ho (1993) 重金屬揮發特性與影響因子

重金屬揮發性與燃燒溫度過剩含氧量與燃燒時間有關其中燃燒溫度為重要因子

較低溫度(600)與富氧條件會增加重金屬揮發性

Sarofim (1994) 重金屬揮發特性 重金屬揮發性與蒸氣壓熔點有關外亦與其他礦物質(Si)之存在無機物質(Cl)之存在其他揮發性金屬(Na K)之存在重金屬焚化前初始形態有關

高揮發性Hg Ti中度揮發性Sb Se Pb Cd難揮發性Cr Be Ba As Ag金屬氯化物之揮發性較金屬氧化物高

Querol (1995) 影響重金屬揮發性之因子

重金屬揮發性與反應親和力濃度重金屬種類含硫成份物化特性燃燒溫度暴露時間灰渣產生形式有關

楊 (1996) 重金屬揮發性 燃燒溫度為影響金屬揮發度主要因子重金屬揮發速率CdgtPbgtCu

40

表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998)研究學者及年

代研究主題 研究結果

Hiraoka (1980) 裂解焚化過程中重金屬分佈情形

鎘鉛揮發性高飛灰及煙道氣分佈比例較高

鎂銅鋅鉻殘留底灰比例較高

Brunner (1986) 垃圾焚化系統中重金屬於廢氣飛灰底灰之分佈比例

汞廢氣佔 72飛灰 4鎘廢氣佔 12飛灰 76底灰 12鉛廢氣佔 5飛灰 37底灰 58鋅廢氣佔 4飛灰 45底灰 51銅廢氣佔 1飛灰 10底灰 89

Reimann (1989) 探討都市垃圾焚化汞金屬排放特性

汞廢氣佔 779飛灰 47底灰 57

Korzun (1990) 都市垃圾焚化過程鉛鎘分佈特性

鎘廢氣佔 104飛灰 552底灰 344鉛廢氣佔 23飛灰 126底灰 851

Morselli (1993) 垃圾焚化中重金屬分佈特性

汞廢氣佔 959飛灰 2底灰 21鉛廢氣佔 36飛灰 413底灰 551鎘廢氣佔 208飛灰 484底灰 308鉻廢氣佔 04飛灰 264底灰 732鋅廢氣佔 38飛灰 509底灰 453

Sarofim (1994) 水泥窯處理垃圾衍生燃料中重金屬分佈特性

鉻飛灰 8底灰 92廢氣中分佈量極低鉛廢氣lt1飛灰 84底灰 15

Wey (1996) 實驗室流體化床探討不同操作條件對重金屬分佈之影響

流體化床砂床中分佈比例PbgtCrgtCd有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

41

表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998)研究學者及年代

研究主題 研究結果

Davison (1974) 燃煤廠飛灰中重金屬濃度與顆粒大小之相關性

重金屬 Pb Tl Sb Cd Se As Zn Ni Cr 濃度分佈隨顆粒粒徑降低而增加

都市氣膠中揮發性重金屬之質量中數粒徑(MMD)較非揮發性重金屬為低

Markowski (1985)

燃煤鍋爐飛灰中顆粒粒徑與金屬濃度之關係

揮發性重金屬 As Sb Se Ga 在次微米微粒上之濃度有富集現象

Norton (1986) 燃煤廠及 RDF焚化廠重金屬濃度與灰渣粒徑之關係

As Cd Cu Ni Pb Zn 等重金屬濃度隨顆粒粒徑降低而有增加趨勢且增加 2 倍以上

Ontiveros (1989)

探討不同粒徑範圍之重金屬濃度分佈

K Na Cd 於飛灰（小粒徑）中分佈量較多 Ni Fe 於底灰中分佈量較多 Al Ba Cr Cu Pb 平均分佈於飛灰與底灰中 隨灰渣顆粒粒徑降低重金屬濃度增加

Kauppinen (1990)

燃煤產生飛灰質量與元素分佈情情

微粒質量與元素分佈皆成雙峰分佈(Bimodal)Pb Ca V Cu Sr Cd 在細粒飛灰中含量極高重金屬 Cd 分佈明顯趨向於粒徑較小顆粒

Querol (1995) 燃煤及廢棄物燃燒

As Be Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Sb Se Tl Zn 較易富集於細小顆粒且濃度可達 2-20倍

Al Ba Fe K Mg Mn 濃度分佈與顆粒粒徑大小較無相關性

Wey (1998) 重金屬濃度與粒徑分佈之關係

粗粒飛灰中鉛鉻鎘之分佈較無規律細粒飛灰中則鉛鎘濃度趨向分佈於小粒徑微粒

添加有機氯與無機氯均增加重金屬氯化物揮發量有降低重金屬粒徑分佈範圍之趨勢

42

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)研究學者及年代

探討因子 主要結果

Hiraoka (1980) 焚化溫度 燃燒溫度影響重金屬於底灰中之分佈比例

ZnCdPb 隨溫度增加減少底灰分佈量

Gerstle (1982) 焚化溫度 溫度增高排放廢氣中 As Cd Hg Zn Pb及其化合物含量增加

Brunner (1986) 廢棄物含氯濃度 排放廢氣中金屬氯化物 (CdCl2 HgCl2 ZnCl2)含增加

Lee (1988) 含氯濃度燃燒溫度過剩空氣量

含氯濃度增加鉻主要物種由 Cr2O3(s)轉化成 CrO2Cl2(g)

溫度增高Cr2O3 為主要物種揮發性增高

過剩空氣量對重金屬生成物種影響不大

Barton (1990) 燃燒溫度含氯濃度

重金屬有效蒸氣壓隨操作溫度升高而增高排放濃度亦增高

增加含氯濃度或重金屬形成較多氯化物時重金屬之有效蒸氣壓均增高

Thurnan (1992) 燃燒溫度含氯濃度重金屬初始濃度

溫度升高增加砷於飛灰中分佈量含氯量與金屬初始濃度對砷影響不大

43

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續）研究學者及年代 探討因子 主要結果Morselli (1993) 焚化溫度

停留時間供給空氣量廢棄物含氯量

燃燒效率受焚化溫度停留時間供應空氣量影響

含氯量影響揮發性重金屬氯化物之形成與分佈

Hinshaw (1994) 含氯量 含氯量增加增加廢氣中砷鎘鈹之排放量鉛鉻則不明顯

鈹銅鋅揮發性隨含氯量增加而增加鉻於低含氯量時揮發性反而增高

Cowley (1994) 重金屬種類金屬進料率含氯濃度燃燒溫度

燃燒溫度增高次微米微粒含量增高

Ho (1994) 重金屬進料率含氯濃度廢棄物無機物組成焚化溫度供應空氣量空氣混合程度飛灰粒徑分佈

含氯量增高易形成金屬氯化物增加排放濃度

焚化溫度升高排放率亦升高

Verhulst (1996) 含硫量 硫含量增加易使重金屬形成穩定之硫化物形態

溫度高於 800以上含硫量影響較小

Wey (1996) 操作溫度有機氯化物無機氯化物

二次室溫度對重金屬分佈影響不大有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

王 (1996)林 (1996)

焚化溫度有機氯化物無機氯化物

鉛鎘鉻銅鋅隨焚化溫度增高減少於底灰中分佈比例

垃圾中 PVC 或有機氯化物含量增加重金屬氯化物生成潛勢增加減少底灰中分佈比例

高溫下(850)重金屬鉛鉻銅鋅砷於底灰中分佈比例隨無機氯化物含量增加而降低鎘較不受影響

低溫下(650)重金屬與無機氯化物中的氯反應生成金屬氯化物之可能性降低

44

312 焚化系統中重金屬之控制

目前一般廢棄物焚化處理廠中重金屬之控制通常採用傳統空氣

污染防治設備的方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚

化廠乾式處理流程包括靜電集塵器或袋濾集塵器與乾式洗煙塔或半

乾式洗煙塔之組合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙

塔與靜電集塵器之組合然而傳統之處理流程對重金屬之控制效果不

甚理想曾有學者（孫1993）提出加強傳統處理方法對廢氣中揮發

性重金屬汞物質去除效率的對策包括(1)乾式處理流程中於袋濾

式集塵器前噴入活性碳除可加強對汞金屬之吸附作用外亦可一併

去除微量有機物 PCDDPCDF表 3-10 為典型乾式廢氣理流程重金

屬排放濃度(2)於袋濾式集塵器前噴入 Na2S 試劑使其與汞金屬作

用生成 HgS 顆粒而被集塵系統去除惟此種方法須注意 Na2S 會與為

去除酸氣而於乾式噴霧塔所噴入之 Ca(OH)2作用形成 CaS消耗可運

用之 Na2S 量此外在儲存 Na2S 水溶液時會有產生 H2S 之虞必須小

心控制儲存液之 pH 值表 3-11 為採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例

(3)溼式處理流程中於洗煙塔之洗滌液中添加催化劑如 CuCl2促使

更多水溶性之 HgCl2生成再以螯合劑固定已吸收汞之循環液確保

吸收效果表 3-12 為典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度

45

表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm37 O2)

去除效率

()廠 名廢氣處理

流程

集塵器廢氣

溫度()Pb Cd Hg Pb Cd Hg

Dayton ESP 263 1109 409 1148 97 975

Mckay Bay ESP 291 1093 922

Reekskill ESP 237 1790

Pinellas ESP 284 153 773 847

Quebec ESP 222 1650 541 806

Tulsa ESP 190 412 418

Dayton DI+ESP 152 361 108 491 989 992 25

Dutchess DI+FF 221 389 272 1080

204 63 061 614 9998 9993

140 631 ND 159 9998 100 991

121 259 043 127 9999 9997 976Quebec DI+FF

110 394 044 398 9999 9997 890

STCrolx DI+FF 106 18 23 35

Wurzburg DI+FF 185 11 55

Millbury SD+ESP 118 330 215 954

Munich SD+ESP 149 260 25

Biddeford SD+ESP 137 159 ND ND 994 100 100

Commerce SD+FF 24 11 54 9997 997 800

Long Beach SD+FF 148 46 180 180

136Mid-Conncetict SD+FF

140ND 50 100 963

Marion SD+FF 133 19 26 239 999 997

Renobscot SD+FF 146 11 092

Quebec SD+FF 140 61 ND 193 9998 100 947

Stanislaus SD+FF 145 298 191 481

資料來源USEPA (1989)

46

表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

Na2S 噴入位置(kgt) 去除前 去除後

去除效率()

英屬哥倫比亞Baurnaby 廠

DI+FF

10~20(10 Na2S)

30(15 Na2S)

25~60(2~4 Na2S)

1203

1357

0661

0457

0632

0095

62

53

86

瑞典 Hogdaale 廠 DI+FF

1212121212181224

03440310020703660369010201580192

00370003005400300022001301420004

8999749294871098

註英屬哥倫比亞及瑞典空氣污染濃度之 O2 基準為 11 DI 乾式吸收劑噴入器FF 袋濾式集塵器 資料來源Nebel et al (1992)

表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm311O2)

去除效率

()廠 名

集塵器進口

廢氣溫度

() Pb Cd Hg Pb Cd Hg

MAVLausan

neESP+ESS 900 40 120

900 40 10 10 20 97

600 30 30 25 40 85

1000 20 10 286 333 97Avesta ESP+WS

200 5 60 50 75 40

註1ESPElectrostatic Precipitator ESSElectro Static Scrubber WSWet Scrubber1資料來源Carlsson (1986)

47

除了傳統空氣污染物控制方式之外Uberoi (1991) 等人指出

在焚化高溫環境下控制重金屬之揮發相當困難利用固體吸收劑的添

加似乎是最經濟可行又有效的方式Ho (1991) 等人也指出重金屬

之排放控制可藉由兩種方式進行一是抑制重金屬化合物於燃燒過程

中之揮發作用如改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬之揮

發其中影響重金屬揮發之操作條件包括燃燒溫度燃燒室混合程

度燃燒室氧氣濃度與燃燒操作時間另一控制重金屬排放的方式是

使用固體吸收劑其吸附機制包括(1)在金屬蒸氣尚未形成金屬微粒

時藉由異相化學吸附反應或冷凝作用捕捉重金屬蒸氣(2)藉由吸收

劑與金屬微粒間之物理吸引力捕捉重金屬微粒而流體化床焚化爐因

可以提供固體吸收劑與重金屬化合物間最有效接觸與混合因此為最

適合此控制方式之反應器表 3-13 為採用活性碳噴入法除汞之實績

廠例

48

表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

噴入位置集塵器進口溫度() 去除前 去除後

去除效率()

瑞士Zurich 廠 SD+ESP SD 入口

140120120120115115110110

07840615028104570754043003570511

05590092002900370426005102040065

2985909244884387

丹麥Amager廠 SD+FF SD 出口

140140140140127127127

0204030302660917024202010209

0115004900340050004100240006

44848794808897

德國Kassel 廠 ESP+SD+FF SD 出口

137137137137137

11750440042402340389

07620229007500250068

3548828982

1瑞士丹麥及德國空氣污染物濃度之 O2 基準為 112ESP靜電集塵器SD半乾式洗煙法FF袋濾式集塵器3資料來源Nebel et al (1992)

49

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制

焚化系統中生成之主要酸性氣體包括氯化氫硫氧化物（硫酸）

氮氧化物（硝酸）酸性氣體的產生將對周圍環境造成腐蝕性傷害

如各種材質之腐蝕龜裂空氣品質的惡化能見度降低酸雨的生成

等等焚化過程中硫氧化物的生成通常來自燃料中的硫化物或廢棄物

中所含硫化物燃燒與氫氧發生反應而生成其產物有硫化氫硫酸

氣體等

台灣的都市廢棄物中含大量的塑膠類物質以及廚餘中大量的無

機鹽類其中 PVC 類塑膠以及無機鹽氯化物在適當的反應條件下會

產生 HCl 以及其他微量有機氯化物如氯苯（chlorobenzene）多氯聯

苯（PCB）等因此焚化後可能形成 HClchlororbenzene 等有害氣

體

焚化所產生的氮氧化物 NOx可以經由二條途徑生成（一）燃

燒反應所需空氣中的氮和氧在高溫狀態下反應而生成 NO通常燃燒

溫度愈高越容易發生這種情況所生成的 NOx稱為熱氮氧化物（二）

燃料中所含的各種氮的化合物燃燒時可能會被氧化生成 NO這種

情況所生成的 NOx 稱為燃料氮氧化物由於 NOx 通常不溶於水無

法直接被水吸收處理時通常會添加一些氧化劑使其易溶於水再

以鹼性物質去除NOx之控制方法除了半乾式噴霧塔之外就是使用

二段式燃燒排氣循環燃燒非計量燃燒水蒸氣或者水吹入以及

使用低 NOx燃燒器等

處理焚化廢氣中酸性氣體之方法可概分為濕式法（Wet

Scrubbing ）半乾式法（Semi-Dry Scrubbing）及乾式法（Dry Scrubbing）

50

等三大類型

濕式法的原理為吸收作用藉由氣相與液相之接觸使氣相中之

某種氣體物質因溶解而轉移至液相以達到分離目的所使用的鹼性

藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2等必要時可在濕式洗滌塔中放置填充

材可提充廣大的接觸面積及較長的停留時間以增加去除效率

朱(1994)利用濕式洗滌塔探討除硫除氮吸收劑及添加物分

別為 NaOH 及 NaClO2操作因子包括 SO2濃度NOx濃度液氣

比NaClO2(SO2及 NOx)及 pH 值除氮效率主要受到液氣比及添

加劑之劑量等因子的影響除硫效率則受液氣比之影響較大下列

兩方程式使 NO 溶解性變大

OHClNOOHClONO

ClNOClONO

2322

22

2444

2

++rarr++

+rarr+minusminusminusminus

minusminus

由於 NO 之溶解度低提升去除效率的方法可分為（1）將

NO 氧化成 NO2--(即加氧化劑氣液相時皆可加例如KMnO4

NaClO2P4等無機過氧化物（2）利用金屬螯合劑和 NO 形成複合

物例如Fe2+EDTA(一般使用螯合劑時均為濕式法) (袁1993)

(Bedell)使用鐵錯合物所以使用錯合物與 NO 作用增加 NO 之

溶解度

( ) ( )( )

( ) ( ) )3(

)2(10

)1(10

223

2

7222

7252

262

2

productsNSEDTAFeSONOEDTAFe

KNOEDTAFeNOEDTAFe

KNOOHFeNOOHFe

ap

ep

+hArr+

=hArr+

=hArr+

+minus+

++

++

(1)(2)式有利於 NO 的溶解(3)式中又會把錯和溶解的 NO 分

解出來整體而言仍對去除 NO 有利發展技術須控制 Fe2＋之穩

定性及避免異常多和螯合物

半乾式法其原理是以鹼性吸收劑噴注於含酸性氣體的廢氣

51

中液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和反應而達到去

除酸性氣體之目的而液滴受高溫氣體之加熱而逐漸蒸發乾燥呈粉

狀顆粒物由後續之集塵設備去除

袁(1993)發現在鹼性吸收劑(CaCO3)中添加少量 KMnO4 或

NaClO2可有效提昇 SO2NO 之去除率但反而略微降低 HCl 之去

除效率 Ho et al(1992)在吸收劑中加入飛灰發現可增加除酸效

率因為飛灰中含有 SiO2Al2O3Fe2O3CaO 及 K2O 等火山灰成

份Paolo Davini(1996)指出火山灰成分中的 SiO2Al2O3Fe2O3

及 CaO 會與 Ca(OH)2 形成被認為可提高吸收劑利用率的反應性產

物此種反應稱為火山灰化反應（pozzolanic reactions）若以添加

物(界面活性劑及金屬螯合劑)來提昇噴霧乾燥塔之去除效率(袁

1993)結果顯示在 SO2單一氣體去除時陽離子性界面活性劑

金屬螯合劑及強氧化劑均可增加 SO2的去除效率在 NO 單一氣體

去除時添加金屬螯合劑會將 NO 去除但吸收劑乾燥後會將 NO

釋放出來所以 NO 去除效率會降低界面活性劑則為負面影響

在 HCl 單一氣體去除時界面活性劑金屬螯合劑對 HCl 的去除效

率的助益並不顯著

大部份有效的除硫方法都是基於化學反應因為硫會反應形成

可溶的硫酸鹽硫酸因此鹼性添加劑來防止腐蝕是需要的特

別是飛灰中的 Na2CO3因為飛灰與 Ca(OH)2會形成矽酸鈣(hydrated

calcium silicates)及鋁化鈣(calcium aluminates)

施(1993)以飛灰作為添加劑添加於氫氧化鈣泥漿中探討對二

氧化硫的去除效率的影響結果顯示飛灰加以研磨後因粒徑變

小可反應的表面積增加因而可提昇 SO2 去除效率濕度和鈣

52

硫莫耳比亦是影響二氧化硫去除效率的重要因素氫氧化鈣泥漿對

二氧化硫的去除效率會隨濕度和鈣硫莫耳比增加而增加但在相對

濕度 60 以上去除率增加不多

Juan Adanez 等人（1997）亦在吸收劑中加入 NaClKCl磺

酸鈣(Calcium Lignosulfonate(LGS))乙醇等添加劑來增 SO2的去除

率NaCl 可用來增加固膜的擴散性此外孔隙度及孔隙體積也扮

演一個重要的因素乙醇磺酸鈣皆可降低吸收劑的粒徑及減小孔

隙擴散阻力維持較高的比表面積及較長的反應時間以提昇 SO2

的去除效率

J Wang and T C Keener 則在吸收劑中加入吸濕性添加劑

NaHCO3NaClCaCl2及 Na(OH)2吸濕性添加劑影響除酸的機制

為降低吸收劑滴表面的水蒸氣分壓阻礙蒸發速率並維持微滴表面

的濕度

袁(1994)指出噴霧乾燥塔可串聯袋式集塵器同時去除 SO2 及

NOx噴霧乾燥塔下游之吸收劑在濾布表面上形成濾餅繼續去除殘

餘之氣體濾餅之去除效率隨當量比相對濕度過濾時間及入口

處酸性氣體濃度之增加呈增加趨勢

乾式洗滌法其原理係將鹼性固體粉末（鈣鈉基吸收劑）直接

藉壓縮究氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接觸而達到

中和去除的目的

用乾式注射法為了能在低溫操作時去除最大量的 SO2因此需

要理想的吸附劑及操作條件如趨近絕熱飽和溫度當量比值單

一氣體或混合氣體相對濕度反應溫度與固定床高等

53

司洪濤等人(1996)指出當趨近絕熱飽和溫度愈低當量比值

愈高時由於噴嘴噴入較多的水量除了可形成較多的泥漿液滴提

供氣液接觸面積外當水份蒸發時亦增加廢氣中的濕度提高氣固

反應速率故所得去除效率愈高在 AT=10 及 SR=05~03 時

其 SO2 與 NO 之去除效率分別在 20 ~57 與 5 ~9 之間

司洪濤等人(1996)亦指出兩種氣體同時去除時由於 SO2 反

應性較強且對 Ca(OH)2表面及孔隙中的凝水份溶解度蝦高故反

應時傾向先和 SO2反應故在固定值時混合氣體中的 SO2可利用

的 Ca(OH)2較單一氣體時為多故 SO2之去除效率較 SO2單獨去除

時為高而 NO 則剛好相反又當 SO2與 NO 濃度比值漸增時SO2

的去除效率漸減而 NO 的去除效率則略有增加

然而司洪濤等人(1996)指出當量比值的增加雖然有助於酸性

氣體的去除但卻造成吸附劑的浪費廢棄物的增加及增加集塵設

備的除塵負擔

司洪濤等人(1996)亦指出於煙道氣下游噴入霧化水滴除了增

加相對濕度（亦即降低趨近絕熱飽和溫度）藉以提升氣固反應速率

之外尚可能與吸附劑發生碰撞而形成泥漿液滴一方面進行乾燥

程序另一方面與酸性氣體進行化學反應

EPRI-spon-sored Dry Sorbent Emission Control Program 指出

Ca(OH)2 與 SO2 在溫度低於 922 K 時快速的反應

Beittel R et al(1986)指出pressure-hydrated dolomite 與 SO2

反應的最佳溫度視窗分別在 1583 K~1367 K 與 922 K~700 K

G Centi et Al(1992)指出SO2的去除率在 250 ~350 間較

54

低但從經濟與動力學的觀點而言此區間卻較適合同時去除

SO2NOx

Centi et al(1992)JT Yeh et al(1985)JN Darguzas et al(1995)則

分別於各種爐床中（例如流體化床移動床）使用 CuO 及活性碳

作為吸附劑及觸媒

Shiqiu Gao et al(1996)指出轉換率會隨著砂床高度增加而增

加因為會增加吸附劑與氣體的接觸時間

司洪濤等人(1996)在自行設計之乾式煙道反應器（材質為

SS316L塔高 190 公分內徑 158 公分）中直接噴入乾燥粉狀

之氫氧化鈣吸附劑並在下游噴入霧化水滴此霧化水滴除了增加

廢氣濕度藉以提升氣固反應速率之外尚可能與吸附劑發生碰撞而

形成泥漿液滴所形成之泥漿一方面進行乾燥另一方面與酸性氣

體進行化學反應而酸性氣體則在上氣固及氣液化學反應過程中被

去除

Donald E Wolf and James P Seaba(1994)亦將乾式石灰定期地注

入於袋式集塵器上游的煙道氣中使石灰與 SO2 順著煙道氣的流動

而沈澱於濾袋上進而形成濾餅以繼續進行二次反應由於濾袋

表面積大使得氣體流速減少而增加了顆粒的停留時間進而提

高去除效率

Shiqiu Gao Nobuyoshi Nakagawa et al(1996)則利用氧化銅或

氧化鐵為催化劑WO3TiO2 為觸媒同時去除煙道氣中的 SO2 及

NOx由於只有細顆粒(催化劑觸媒)可連續地自爐床中揚起而粗

顆粒(石英砂)則可防止細顆粒凝聚且細顆粒較流體化氣體有數百

55

倍的停留時間因此當 CaS=3T=800~950 時轉化率非常高

酸性氣體控制上一般以鹼性物質去除傳統的煙道氣濕式洗

滌法除硫效果良好但缺點為 NO 的去除效果很差由於 NO 水

溶性甚低若要使用此法則須加以修正且氧化及螯合均有許多

的不穩定性造成氧化劑及螯合劑的浪費而且洗滌水大部份為酸

性必須再經處理半乾式噴霧乾燥系統採用濕式霧化進料霧

化液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和同時液滴也會

將煙道氣中的飛灰去液滴中的水分因受高溫氣體的加熱而逐漸蒸

發呈粒狀顆粒物同時因添加劑的添加造成微粒的表面不規則

增加了吸收劑微粒的表面積提供更多重金屬微粒附著另外飛

灰中的矽化物可提高泥漿的分散性並與吸收劑反應形成反應性的

產物更易與 SO2反應而提升除酸率氯化鈣的添加亦有助於酸性

氣體的去除半乾式系統具有較濕式簡單用水量少造價低而具

整合性的防治技術可同時處理各種氣體污染物又無二次污染的

問題故適合廣泛的研究推廣

33 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制

燃燒不完全受到燃燒熱力學及動力學上的限制因此焚化過程

中會產生微量的有機物尤其是列入法規管制的高分子環狀芳香烴

化合物 PAHs PCDDsPCDFs 等（Menzie 1992蔣 1991）PAHs

及 Dioxin 等有機污染物多為脂溶性如果不加以分解破壞而任其溶

入人體內便會產生致癌性（Benestad 1990Charles 1992）所以

如何有效的來控制這些二次污染物便成為焚化爐設計上的重要因

子

56

前述污染物中粒狀物質是以巨觀體積的凝集態存在可用捕

集濾除的方式來去除例如洗滌塔袋濾式靜電式集塵等對

於 PCDDsPCDFs 而言袋濾式集塵器較靜電集塵器去除效果佳其

主要原因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去除廢氣中之

PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低速度愈慢

其效果愈佳表 3-14 為混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除

率調查表粒狀物以外之污染物則是以分子態存在可用冷凝

焚化觸媒氧化吸收吸附等方法來加以控制其中又以吸附為

最佳操作方法（Ruddy 1993）其中冷凝是針對濃度極高露點在常

溫以上或常溫附近之物質若濃度太低或露點太低皆不適用冷凝方

法且冷凝後恐易造成設備的腐蝕而焚化或觸媒氧化是對可以燃

燒之污染物將其破壞或氧化成惰性物質污染物濃度需達一定量以

上才符合經濟效益（吳水欽 1995）吸收是一種具選擇性的氣液相

物質輸送有濃縮的特性與功效但仍有許多限制如需平衡參數

填充床可能被阻塞需處理廢水對有機物（非極性物質）去除效

率不高等缺點所以吸附技術是控制有機物排放的最佳選擇

有關焚化產生污染物特性之研究方面蔣（1991）等人研究 PS

塑膠添加金屬氯鹽在不同的焚化溫度下所產生的 PAHs顯示 PS 塑

膠在氧氣不足的焚化條件下生成的 PAHs 會經生物體內代謝活化轉

變成更具致突變性產物魏（1994）等人以流體化床焚化爐處理有

機污泥並控制溫度及空氣量探討 PAHs 的生成實驗結果顯示於

550之缺氧焚化條件下可測得 PhAAnT 及 FluA而其他條件

下只發現 AnTPAHs 之濃度不論在 550 或 650 皆隨著空

氣量的減少而有增加現象尤其在 550 時較顯著

在 PAHs 的特性研究方面Charles（1992）等人研究指出焚

57

化產生的多環芳香族碳氫化合物對生物具有高致癌性和致突變性

且焚化爐所排放的有機污染物其致突變能力與 PAHs 的量有正相關

性（Benestad1990）在進料組成的影響方面若進料中有重金屬存

在時會催化或抑制 PAHs 的生成（Wey 19961997）而焚化中若

以柴油為輔助燃料時柴油即是生成 PAHs 的一大主因（Li 1994）

而重金屬對有機物 PAHs 形成的影響方面（魏 1995）指出飛灰

上金屬鉛鉻的存在提供了 PAHs 反應的活性位址鉻的存在更促成

了五六環結構之 PAHs 的生成飛灰上鋅鎘含量的增加提供更多

的吸附位址使氣相中低環的 PAHs 與飛灰碰撞時被強烈的吸附在粒

狀污染物上焚化過程中若有過剩的氧會促進 PCDDFs 的形成

（Dickson 1992）而金屬 FeSn 及氯化物的存在下會催化

PCDDsPCDFs 的形成（Halonen 1995）

58

表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表集塵器出口濃度(ngNm3)

廠名廢氣處理流

程

集塵器進口

溫() 進口 出口

去除效率

()

Dayton ESP 279 214 14500 --

North

AndoverESP 313 245 362 --

Peekskill ESP 215 11432 9570 154

Pinellas ESP 280 54 100 --

Quebec DI+FF 204 1638 733 996

Quebec DI+FF 140 1176 049 999

Quebec DI+FF 121 1007 ND 1000

Quebec DI+FF 110 456 243 995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643

Biddford SD+FF 137 903 438 995

Commerce SD+FF 132 545 473 959

Mid

ConnecticutSD+FF 133 1019 066 999

Quebec SD+FF 140 2311 126 999

資料來源Mcgrath et al (1992)王 (1997)

傳統上常用的吸收劑有活性碳矽膠活性氧化鋁碳分子篩

沸石等其中前三者屬非結晶性結構後兩者則屬結晶性結構而不

同的吸收劑具有不同的功用在工業上大量使用吸收劑來控制有機物

的排放及回收以活性碳及沸石在此介紹兩者吸收劑的吸附特性

(1)活性碳（Activated carbon）活性碳為一多孔性碳體之集合性名稱其製造可經由碳體之反

59

應性氣體處理或將含碳物質碳化（carbonization）然後以化學處

理之活化（activation）主要原料為煤和椰子殼其具有相當特殊的

孔洞結構比表面積可高達 1000 m2g 以上此乃因孔洞結構屬於微

孔性平均孔洞小於 20 macru且具非極性表面活性碳基本上可分為

粒狀活性碳（GAC）和粉狀活性碳（PAC）因考慮壓力損失等能量

消耗及製造技術之限制在空氣淨化上常用 GAC（蔡 1993）吸附

能力與活性碳的物性孔洞結構及表面化學等性質有關被吸附物

質分子量愈大愈易被吸附溫度對吸附有著密切的關係溫度愈高

愈不利於吸附（蔡 1993Suzuki 1990）且濕氣的存在會降低活性

碳對有機物的吸附能力碳表面所含的氧化物及灰分會增進水蒸氣

或其他極性物質的親和力降低有機物及其他非極性物質的吸附

（Tsai and Chang 1994Gong 1993）Richard（1984）以 Filtrasorb 400

活性碳吸附水中 11 種 PAHs結果分別以 Henryrsquos lawLangmuir

BETFreundlich 及 Redlich-Peterson 五種不同的吸附方程式來描述

結果顯示活性碳對 PAHs 的吸附效果良好此外活性碳對 PAHs

的吸附效果也比對其他疏水性有機物來得好

Afzal（1993）活性碳含金屬物質（NiCuZnCd）吸附有機

物蒸氣之熱力研究結果顯示活性碳的表面積會因金屬的加入而減

少但這些金屬顆粒卻提供了活性的吸附位址可有效的吸附極性物

質增加有機物蒸氣的吸附並非熵（entropy）的效應而是與焓

（enthalpy）有關且吸附時高焓值易形成化學性吸附Dimotakis

（1995）將 ACCs 經過氨氧化及氯化處理使其帶鹼性酸性及極性

提高其對 VOCs 的吸附並以丙醛丙酮甲苯作為實驗用之 VOCs

在 ACCs 的結構上 NOCl 元素與 ACCs 產生化學鍵結合其中氯

化及氧化的處理減少 ACCs 的表面積總孔洞體積及微孔體積而以

60

氨處理結果卻增加 ACCs 的孔隙度在吸附特性上ACCs 表面經氧

化（oxidized）處理後對 25~50 ppmv 的乙醛及丙酮的吸附能力提高了

500 及 350 在 1000~500 ppmv 下則提高了 130 及 75而對

苯而言經過以上的化學處理皆會增加其吸附能力以活性碳通入煙

道氣中來控制由焚化都市廢棄物所產生之 HgCl2在 150的操作溫

度氣相濃度 1 mgm3 下活性碳可吸附到大量的 HgCl2而含 Na2S

的活性碳有助於增加吸附 HgCl2 的含量（DKaratza 1996）

(2)沸石（Zeolites）沸石為孔骨架結構矽鋁酸鹽結晶體含有鹼金屬與鹼土金屬的

水合矽鋁化合物主要之結構是以矽四面體 SiO4所構成之三度空間

晶體在沸石結構中有些矽可被三價鋁同構置換（isomorphous

substation）於是整個結構由 SiO4和 AlO4以各種規則之排列方式

共有氧原子而結合在一起具有下列特徵1可承受較高溫度不會

改變結構2可吸附特定大小污染物3吸附量大4可進行選擇性

吸附5高溫低壓下仍具很強吸附能力6吸附能力不受水汽影響

當氣流中相對濕度大於 50 沸石受水汽的影響遠低於活性碳沸

石成分矽鋁比越大吸附量亦愈大BET 表面積較大之沸石其吸附

量亦愈大粉末狀沸石吸附能力大於顆粒狀沸石但壓損較大Y

式沸石對 VOCs 吸附能力較 A 式為大（鄭 19931995）

以 NaX Zeolit 進行苯甲苯三甲苯四甲苯NaP六甲苯

dimethylnaphthalene 及 AnT 之平衡等溫線和等壓線亨利常數吸

附熱和完整之等溫線也被廣泛研究高分子量有機物之吸附等溫線

近似 Langmiur 形式其飽和能力接近 1 moleculecage吸附熱的增

加與有機物含碳數成線性關係相同碳數的芳香化合物在等溫線或

吸附熱會出現些微不同（Douglas 1993）

61

331利用吸附技術控制廢氣排放之實例

日本應用噴注式吸附法控制煙道氣中 PCDDsPCDFs 的排放

將粉狀活性碳噴入煙道氣中再經由袋式集塵器收集操作溫度為

160~220 結果測得煙囟內 PCDDsPCDFs 的含量低於 01

ngm3N-TEQ去除效率達 98 以上若只採用袋式集塵器收集而

無活性碳則去除效只達 83 可見活性碳有助於有機物的去除

除有機物外對 Hg 蒸氣及酸氣亦有去除效果（TŁujima 1996）

在歐洲國家有實廠採用活性碳床控制焚化廢氣之排放其中

Hartenstein（1994）學者指出利用活性碳床（ACR）及選擇性還原

反應器（SCR）來控制煙道氣中污染物的排放在一實際有害廢棄

物焚化廠的洗滌塔後裝一活性碳床（操作溫度 120~150 ）及選擇

性還原反應器用 impinger 採集酸氣體及金屬揮發物XAD-2 樹脂

吸附高分子有機物VDI method 3482 取揮發性有機物再進一部

分析結果發現排放廢氣中有機物重金屬及酸性氣體皆有明顯減

少趨勢且許多歐洲國家已規定使用此控制技術來淨化廢氣的排放

瑞士及丹麥許多焚化廠於袋式集塵器前噴入活性碳吸收劑控制

污染物的排放結果顯示對污染物的去除效果良好其中對汞的去

除率約可達到 80 以上（孫 1993）

62

34 總結

根據以上的文獻得知焚化廢氣中所含有的污染物大致上可分

為粒狀污染物重金屬酸性氣體及有機性氣體等而這些污染物

控制除了從操作條件著手外還必須有設備上的配合各污染物的控

制設備分別為

粒狀污染物旋風集塵器袋濾式集塵器靜電式集塵文式洗滌塔

重金屬乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔袋濾式集塵器

活性碳噴入

酸性氣體乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔

有機性氣體文式洗滌塔袋濾式集塵器靜電式集塵活性碳床

63

第四章 廢氣控制設備組合之評估

焚化處理已成為目前國內外廢棄物處理的主軸然而儘管焚化處

理具有無害化減量化資源化安定化等優點不僅能回收垃圾成

份中具有再生利用的物質且能將廢棄物體積減至約 110 的體積而

增加掩埋場的使用年限但卻仍有其缺點如二次污染物的產生這

些二次污染物包含粒狀物酸性氣體重金屬揮發有機氣體等若

未加以處理不但會造成空氣污染亦會對人體健康造成重大的傷

害而除了對燃燒條件可加以控制外另外更需要加裝空氣污染防治

設備來處理二次污染物

去除二次污染物的防治設備包括靜電集塵器袋濾式集塵器乾

式半乾式及濕式洗滌塔等防治設備而目前國內外最常使用的組合

為乾式(半乾式)洗滌塔+袋濾式集塵器及靜電集塵器+濕式洗滌塔此

外為了有效去除重金屬揮發物也會添加活性碳氯化鈣(CaCl2)及

Na2S 等化學藥劑來提高重金屬及有機物的去除效率

由國內外發展的趨勢來看為了減少廢水的排放及達到日益嚴格

的排放標準目前國內外的防治設備多為半乾式洗滌塔及袋濾式集塵

器的組合且處理設備已普遍應用於歐美及日本各國對空氣污染的

防治效能極佳

41 國內外焚化廠設備規模及處理概況

台灣地區早期規劃的焚化爐皆為機械式爐床且空氣污染控制設

備多為靜電集塵器+濕式洗滌塔此控制設備因在過去十餘年已廣泛

使用於日本及歐洲之中大型焚化廠且空氣污染防治性能優良技術

充份成熟因而基於技術成熟度及為確保有效可靠運轉因此多採用

64

靜電集塵器+濕式洗滌塔控制設備但因有洗煙廢水處理及廢氣再加

熱等缺點且可能造成戴奧辛再次生成因此近幾年來台灣地區新設

計之控制設備都已趨向半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此控制設備的

優點為操作維護較簡易不產生洗煙廢水空氣污染防治性能優良

等缺點則為產生較多之飛灰及反應物最近已廣泛被應用於日本及

歐洲焚化廠此處理流程對 1 microm 以下之細微粒狀污染物其收集效

果極佳至於重金屬及微量有機物化合物之去除也可達一定之去除效

果若再輔以活性碳噴入系統則對重金屬及有機物之去除效果更佳

台灣地區近年來也常在廢氣處理系統中加入活性碳噴入系統及選擇

性非觸媒還原法來增加有機物及 NOx的去除效率然而半乾式洗滌塔

其霧化條件的控制實屬不易常為人所垢病因此近年來亦有一些新

設廠改採乾式洗滌塔為其脫硫設備

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店廠樹林廠及台中市等六個廠此外另有

15 個廠正陸續興建完成中其處理垃圾量分別在 500~1500 噸不等

而所使用的控制設備則多為半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器表 4-1 即

為台灣地區目前已完工運轉之六個焚化廠六個廠的設計皆為機械爐

床式焚化爐且設計的熱值都在 1500 仟卡公斤左右但由於近年來

垃圾熱值明顯有提高的趨勢因此每日的進料量通常都低於原先的設

計量至於所使用的空氣污染控制設備以內湖及木柵廠而言為靜電

集塵器+濕式洗滌塔而北投廠及台中廠乃使用半乾式洗滌塔+袋濾式

集塵器新店廠及樹林廠則使用乾式洗滌塔+袋濾式集塵器可見國

內在控制設備上也漸漸趨向(半)乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此外也

都陸續添加活性碳來增加有機物及重金屬汞的去除效率

65

表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料

廠名 爐型 設計的熱值(仟卡公斤) 規模(噸日) 產生之廢氣量(Nm3hunit) 控制設備組合台北市內湖廠

機械爐床水牆式焚化爐

1350 3(座)times300 70000 EP+WS

台北市木柵廠

機械連續式焚化爐

1600 4(座)times375 72000 EP+WS

台北市北投廠

4(座)times450 110000 SD+FF

臺中市 機械爐床水牆式焚化爐

1500 3(座)times300 56000 SD+FF+AC

台北縣新店廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 2(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

台北縣樹林廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 3(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器

Dry乾式洗滌塔

資料來源環保署全球資訊網1994 年環境工程會刊第五卷第四期 P49-58

66

國外將焚化爐應用於垃圾處理上行之以久其中美國歐洲等先

進國家焚化技術開發約始於 60 年代亞洲則以新加坡及日本發展最

早日本因掩埋土地不易尋求故垃圾處理以焚化為主焚化爐型式

早期以固定式及機械爐床式為主近年來則陸續發展流體化床焚化

爐表 4-2 即為日本兩座流體化床焚化爐之操作條件流體化床爐內

由於空氣帶動固體不停地翻滾或流動氣體與廢棄物接觸面積大

混合效果好熱傳效率佳溫度的分佈相當均勻因此燃燒效率相當

高而且可在爐內直接加入酸性氣體吸收劑增加酸性氣體的去除效

率唯一需注意的是廢棄物進入爐內之前需先經過破碎由於流體化

床具有上述之優點因此已成為近年來國外常用的新型焚化爐其中

日本在這一方面技術已發展相當成熟

67

表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件

廠名 爐型 操作條件 空氣污染控制設備 污染物排放量

日本 Chiba 流體化床焚化爐 處理容量 210 TD

爐中燃燒溫度 600~630

廢熱鍋爐溫度 520

冷卻塔溫度 300

靜電集塵器入口溫度220

洗煙塔

靜電集塵器

飛灰0005 gm3

SOX5 ppm

HCl16 ppm

NOX5 ppm

日本 Shiga 流體化床焚化爐 處理容量180 TD

(90 TDtimes2)

半乾式洗煙塔

靜電集塵器

粒狀物0029 gm3

SOX10 ppm

HCl79 ppm

NOX57 ppm

資料來源張1997

68

42 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響

表 4-3 為不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較由表中可

得知不論使用何種控制設備組合(濕式洗滌塔半乾式洗滌塔+靜電集

塵器或靜電集塵器+濕式洗滌塔)對重金屬 Hg 都可達到一定的去除效

率(70 以上)濕式洗滌塔及靜電集塵器+濕式洗滌塔甚至可達到 90

以上的去除效率

對酸性氣體去除效率方面一般酸性氣體去除系統(乾式半乾式

及濕式洗滌塔)對 SOxHCl 及 HF 都可達一定的去除效果使符合法

規的要求唯獨對 NOx的去除效率相當低因而通常會使用選擇性非

觸媒還原法或選擇性觸媒還原法來增加 NOx的去除效率表 4-4 即為

不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較表中無論使用乾式或濕式

洗滌塔對 SOx的去除率都可達 80 以上而利用選擇性非觸媒還原

法或選擇性觸媒還原法對 NOx的去除率則可達 50 上下另外也有

實廠直接在流體化床中添加觸媒及吸附劑可同時對 SOx及 NOx達相

當高的去除效率此法在未來或許可具相當大的發展性

69

表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較

廠名 控制設備 操作條件 進入控制設備前的重金屬濃度(mgNm3) 去除效率()

日本練馬 靜 電 集 塵 器 + 濕 式 洗 滌 塔

(CuCl2 及螫合劑添加)

Hg0221 90

瑞士 Base 濕式洗滌塔 Hg0234 92

瑞士 Zurich 半乾式洗滌塔+靜電集塵器 集塵器進口溫度 120 Hg0451 89

法國 Lyon-Sud 濕式洗滌塔 Hg0459 87

法國 Lyon-Noud 濕式洗滌塔 Hg0255 72

丹麥 Amager 半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器 集塵器進口溫度 127 Hg0217 88

德國 Kassel 靜電集塵器+半乾式洗滌塔+袋

濾式集塵器

集塵器進口溫度 137 Hg0349 84

Avesta 濕式洗滌塔+靜電集塵器 Hg275 Cd2375

Pb675 (11 O2)

Hg80 Cd42

Pb284

資料來源孫1993

70

表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較控制設備 操作條件 進入控制設備前的污染物濃度

(mgNm3)去除率() 設備費

SNCR(選擇性非觸媒還原法)

廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 850~1050

NOx150 ppm 25~35 (105 ppm) 設備成本 700~1000 萬元操作成本 130~220 萬元年

SCR(選擇性觸媒還原法) 廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 200~450

NOx150 ppm 60~75 (50 ppm) 設備成本 3000~5000 萬元操作成本 140~190 萬元年

噴霧乾燥法 吸附劑Ca(OH)2

添加劑NaOH700 mgL廢氣流速及入口溫度42 m3min150

SOx2500 ppm 86

半乾式洗滌法(噴霧乾燥脫硫)

入口氣體溫度 160Ca(OH)2 泥漿 15流量 6 mlmin忝加劑飛灰飛灰Ca(OH)2=31

SOx650~2150 ppm 73

乾式噴霧塔+ESP 吸收劑Ca(OH)2乙醇混合物碳酸氫鈉添加劑氨吸附劑注入溫度367~589 KCa(OH)2SO2=15~252NaHCO3(SO2+2NO)=05~25

SOx600~2000 ppmNOx240~600 ppm

SOx90 NOx72

powder-particle 流體化床反應溫度1023 KCaS=3平均粒徑5 microm固定床高03 m氣體流速1 msec

SOx500~1000 ppm SOx100

powder-particle 流體化床內添加觸媒(particle)TiO2WO3

及吸附劑(powder)CuOFeO反應溫度600 sorbentS=3固定床高03 m

SOx300~1000 ppmNOx500 ppm

SOx80 NOx95

濕式洗滌塔中黃磷 LG30~100 galminPNO06

SOx1500~2500 ppmNOx60~600 ppm

SOx95 NOx90

資料來源司等人1996Dennis Helfritch 等人1992Shiqiu Gao 等人1996J WANG 等人1996 Chang SG等人1992

71

43 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響

國內焚化爐在行政院環保署於民國八十六年八月六日發佈「廢

棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準」後也面臨戴奧辛排放管制要求

因此須運用各類可行的戴奧辛控制技術以期能減少焚化爐戴奧辛的

排放量降低其危害性根據國外文獻可知國外目前對於降低焚化

爐廢氣中戴奧辛的排放濃度控制技術主要有二次高溫燃燒抑制劑

的添加活性碳吸附急速冷卻系統化學氧化等均能有效控制戴奧

辛的排放量(Townsend1995李1996)

一般而言焚化所產生的戴奧辛主要來源有1垃圾成份2爐內燃

燒不完全形成3爐外低溫再合成(王1997)因此卻有效控制焚化

爐 PCDDsPCDFs 排放量的方法不外乎下面四項1力行垃圾分類

減少焚化含有戴奧辛的成份2避免燃燒不完全3防止爐外低溫合

成4利用後續污染控制設備來降低戴奧辛的排放量

垃圾成份原本就相當複雜尤其是普遍使用之除草劑殺蟲

劑農藥等有機溶劑皆含有 PCDDsPCDFs 有機物質因此在實行垃

圾分類上除力行回收有機溶劑外應屬減少戴奧辛的生成及去除戴奧

辛的排放兩方面著手較為實際在避免燃燒不完全方面垃圾成份中

所含之 CHONS 等元素在焚化過程中若未加以燃燒破壞

可能會產生一些易產生戴奧辛之前驅物不僅難以破壞已經形成之

72

PCDDsPCDFs 更有助於 PCDDsPCDFs 的生成故可從燃燒完全的

基本條件著手如燃燒溫度含氧量停留時間混合程度水汽含

量來加以控制爐外低溫再合成方面燃燒不完全之氯苯氯酚等前

驅物隨焚化廢氣排出燃燒室可能為廢氣中飛灰之碳元素所吸附並

在特定的溫度範圍內(250~400 尤其在 300 時最顯著)在飛灰

顆粒所構成之活性接觸上被金屬氯化物(CuCl2FeCl2)催化反應生

成 PCDDsPCDFs(王1997)其控制方法仍需從燃燒的基本條件來著

手若排放的焚化廢氣仍無法符合排放標準則必須從空氣污染防制設

備來尋求解決的辦法目前最常使用的控制設備組合包含乾式或半乾

式洗滌塔+靜電集塵器(或袋濾式集塵器)及靜電集塵器+濕式洗煙

塔另外亦可加上活性碳噴入法各控制設備組合各有其優缺點將

於下列敘述比較之曾有文獻(王1997)指出以 GCP(good combustion

practice)+半乾式洗煙塔+活性碳噴入法+袋濾式集塵器之組合較佳

且增加之初設費用亦不高歐洲已有成功的實例因此未來國內之

新舊廠可評估此組合之可行性以改善戴奧辛之排放量

近年來研究焚化爐排放戴奧辛的相關文獻大都將重點擺在煙道

排氣中戴奧辛的濃度少數研究甚至包含飛灰底灰中戴奧辛濃度的

相關資料最近有文獻針對實際運轉中之都市廢棄物焚化爐飛

73

灰底灰及煙道排氣中戴奧辛含量作統計表示在一般廢棄物焚化爐

排放戴奧辛的流佈上仍集中於飛灰與煙道氣之中而底灰內的戴奧

辛含量則相對顯得較不重要(鍾1997)不同地點不同性質的焚化爐

其污染程度往往亦有很大的差別甚至有高達百倍以上的差距造成

如此大的差異的原因主要是焚化爐的操作方式如操作溫度過剩空

氣量氣體停留時間垃圾組成等特別進料是否預先經過篩選對

於焚化爐排放戴奧辛的濃度有決定性的影響表 4-5 為國外學者所歸

納之排放出最少量戴奧辛的焚化爐操作條件

表 4-6 為國內實際運轉中之焚化爐所使用之相關空氣污染控制

設備及戴奧辛排放之相關資料由表中可看出 B 廠除酸設備在粒狀

物除塵設備之後氣流未經除酸過程使得 HCl 濃度較高導致灰份上

較多戴奧辛生成且靜電集塵器操作溫度通常落在戴奧辛生成溫度

250~400 之間另外靜電集塵器之高壓電可能使前驅物在 ESP 內

進行異相催化反應及 de novo 合成反應(黃1998)故導致 B 廠不僅

無法去除 PCDDsPCDFs相反有增加 PCDDsPCDFs 排放的趨勢

文獻中也指出 B 廠之 ESP 若換成 Baghouse 則可大量減少戴奧辛的排

放量E 廠之 PCDDsPCDFs 排放量為 DEF 三廠中最高可能因

素為 E 廠之靜電集塵器操作溫度落在戴奧辛生成溫度 250~400之

間F 廠為實際運轉之大型焚化爐燃燒效率較佳故排放量較低且

74

產生之戴奧辛多為毒性較低之 PCDDsPCDFs而 DE 廠為試燒之

小型焚化爐故產生之戴奧辛多為高毒性之 PCDDsPCDFs因此籌

建焚化廠時建議選擇燃燒效率較佳之大型焚化廠文獻中曾指出添加

PVC 會造成廢氣中 HCl 濃度增加又 HCl 會影響 CO 氧化成 CO2的

速率故當 PCDDsPCDFs 濃度增加時CO 濃度也較高(黃1998)

又指出焚化中含碳量含氯量重金屬(以 CuZn 最明顯)愈高戴

奧辛愈易形成而粒徑愈小的灰份 Dioxin 濃度愈高同時其灰份愈

不易被空氣污染控制設備去除故 Dioxin 排放量較高而氯鹽隨粒

徑增加有減少趨勢與 Dioxin 隨粒徑增加有減少趨勢相符

表 4-7 為國外幾個實際運轉中焚化廠 PCDDsPCDFs 去除效率之

調查資料由表中得知廢氣進入集塵設備內引發rdquo爐外低溫再合成rdquo

現象使得 PCDDsPCDFs 之去除效率降為負值而袋濾式集塵器較

靜電集塵器去除效果佳可能是因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去

除廢氣中之 PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低

速度愈慢其去除效果愈佳

75

表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997)項目 運轉條件

燃燒區二次燃燒溫度氣體停留時間

煙道氣 CO 之濃度(乾基)燃燒區氧氣含量(乾基)

gt攝氏 1000超過 15 秒

目標值lt20 ppmv最高值 70 ppmv6 plusmn10 以上

後燃燒設備鍋爐

噴灑石灰用量

袋濾室出口溫度

經常清理SD15~2 倍劑量比乾石灰2~3 倍劑量比

135~165

表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料(凌1995李1996鍾1997黃1998)

廠名 焚化爐型式 控制設備 Dioxin 排放A 廠 大型焚化爐 Cyclone+乾

式+Baghouse56~66去

除率B 廠 大型焚化爐 ESP+濕式 402~558

增加率C 廠 大型焚化爐 半乾式

+Baghouse排放量BgtAgtC

D 廠 試燒小型焚化爐 -E 廠 試燒小型焚化爐 ESPF 廠 大型焚化爐 -

排放量EgtFgtD

76

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)集塵器進出口濃度

(ngNm3)廠名廢氣處理

流程集塵器進口溫度() 進口 出口

去除效率()

DaytonNorth Andover

PeekskillPinellas

ESP

279313215280

214245

1143254

14500362

9570100

--

154-

QuebecQuebecQuebecQuebec

DI+FF

204140121110

163811761007456

733049ND243

996999

1000995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643Biddford

CommerceMid

ConnecticutQuebec

SD+FF

137132133

140

903545

1019

2311

438473066

126

995959999

999

77

44 空氣污染防治設備組合比較

表 4-8 為台灣地區目前已完工運轉或正陸續興建完工中之 21 座焚

化廠由表中可看出台灣地區早期裝置於焚化爐後之空氣污染防治設

備主要為靜電集塵器+濕式洗滌塔此設備組合的煙氣設計條件對重

金屬去除上並無特別要求對粉塵的去除效率上也要求不高(僅 30

左右)對酸性氣體的去除則可達到 80 以上(NOx 除外)隨法規的

要求愈來愈嚴格後來陸續興建的焚化爐多以半乾式洗滌塔搭配袋濾

式集塵器為主此設備組合預期對粉塵的去除效率可達 99 以上

對酸性氣體則可提高至 90 以上對重金屬的去除也都可達到法規

的要求唯對 NOx 去除效果可能不太理想因此通常會加上活性碳

及無觸媒脫硝設備來加增加有機物及 NOx 的去除效果而以設備費

用來看每個廠的煙氣處理費都約占全廠費用的 110為 2~4 億不

等表 4-9 則為國外 5 座 FKHTNER 德國總公司在世界各地最近剛完

工運轉之焚化廠煙氣處理設備相關資料表中可看出國外所採用的控

制設備組合都較國內嚴謹因而無論是去除酸性氣體或去除重金屬的

效果都較國內佳但國外這五座廠的煙氣設備費卻都占全廠費用約

14 左右高出國內約 2~3 倍的價格另外因國內垃圾分類尚不及國

外普及因而不易回收垃圾成份中可再生利用之物質故相較之下

國內在生廢氣中重金屬污染物的濃度皆較國外高

78

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 內湖 木柵 新店 樹林 台中市爐數及容量(td)

3times300 4times375 2times450 3times450 3times300

設計煙氣條件(inletoutlet)

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA NA NA NA NA NA NA NADust 70 70 70 50 10000 20 10000 20 8000 50HCl 2000 80pp

m1200 60 1300 80pp

m1300 80pp

m1200 60

SOx 350 300 350 50 500 80 500 80 350 50HF 30 5 30 5 50 3(total

F)50 3(tot

al F)30 5

NOx 200 200ppm

200 200 250ppm

250ppm

250ppm

250ppm

200 200

CO NA NA NA NA 150 150 150 150 NA NAHg NA NA NA 01 1 03 1 03 NA 01Cd NA NA NA 01 4 01 4 01 NA 01Pb NA NA NA 2 NA 1 NA 1 NA 15As NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NACr NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NAZn NA NA NA 3 NA 1 NA 1 NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

EP+WS EP+WS CYC+Dry+AC+FF

CYC+Dry+AC+FF

SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

23 億 34 億 43 億 27 億

全廠費用 24 億 439 億 38 億 45 億 40 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢氣量 72000 Nm3hr操作溫度 220~250

廢 氣 量90000 Nm3hr

廢 氣 量90000Nm3hr

廢 氣 量56000Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔

AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧

SC煙氣洗滌塔(只噴水) Dry乾式洗滌塔 NAno data available

資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問

1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

79

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 嘉義 仁武 溪洲 崁頂 后里爐數及容量(td)

2times150 3times450 2times450 2times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 6000 20 8000 30 8000 30 5000 20 8000 30HCl 900p

pm20ppm

1300ppm

30ppm

1300ppm

30ppm

1200ppm

25ppm

1300ppm

30ppm

SOx 750 72 300ppm

35ppm

300ppm

35ppm

200ppm

30ppm

300ppm

35ppm

HF 25 07 NA NA NA NA NA 2 NA NANOx 150p

pm150ppm

120ppm

120ppm

120ppm

120ppm

NA 100ppm

120ppm

120ppm

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

NA 60ppm

80ppm 80ppm

Hg 07 006 NA 02 NA 02 NA 01 NA 02Cd 2 006 NA 01 NA 01 NA 01 NA 01Pb 30 06 NA 05 NA 05 NA 06 NA 05As 07 04 NA NA NA NA NA NA NA NACr 2 04 NA NA NA NA NA NA NA NAZn 75 11 NA NA NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

SD+AC+FF SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

04 億 218 億 24 億 20 億 24 億

全廠費用 16 億 4723 億 317 億 303 億 321 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢 氣 量115260 Nm3hr

廢 氣 量120000 Nm3hr

廢 氣 量119714 Nm3hr

廢氣量 120000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

80

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 基隆 宜蘭 台南 北投 八里爐數及容量(td)

2times300 2times300 2times450 4times450 3times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA 011ngNm3

NA 011 ngNm3

NA NA NA 015ngNm3

NA NA

Dust 8000 20 8000 20 88000 20 8000 30 10000 10HCl 1200

ppm25ppm

1300ppm

25ppm

1467 18ppm

1200 25 1500ppm

50ppm

SOx 200ppm

30ppm

300ppm

30ppm

550 73 350 35 500 100

HF NA 2 NA 2 55 07 30 1 50 2NOx 105p

pm105ppm

105ppm

105ppm

145ppm

145ppm

200 NA 370 370

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

58ppm

58ppm

NA NA 100 100

Hg NA 02 NA 02 15 007 1 0075 1 01Cd NA 01 NA 01 44 007 3 0075 4 005Pb NA 05 NA 05 NA 1 40 075 NA 03As NA NA NA NA NA 036 1 05 NA 01Cr NA NA NA NA NA 036 3 05 NA 02Zn NA NA NA NA NA 1 100 3 NA 07Organic(as C)

NA NA NA NA 20

煙氣處理設備

SNCR +SD+AC+FF

SNCR +SD+AC+FF

SD+AC+FF SD+FF CYC+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

15 億 15 億 16 億 55 億 28 億

全廠費用 2148 億 2088 億 28 億 658 億 53 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量79200

廢氣量 79200 廢 氣 量90000

廢 氣 量110000Nm3hr

廢氣量 114000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

81

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 新竹市 高雄中區 高雄南區 岡山 鹿草爐數及容量(td)

2times450 3times300 4times450 3times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm31-TEQ

10-O2mgNm31-TEQ

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 01ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 10000

10 10000 20ppm

9000 20 8000 20 20

HCl 1500ppm

50ppm

1500ppm

20ppm

1300ppm

20ppm 1300ppm

25ppm

1300ppm

25ppm

SOx 500 100 500ppm

25ppm

300ppm

25ppm 300ppm

30ppm

300ppm

30ppm

HF 50 2 NA NA NA NA NA 18(total F)

NA 18(total F)

NOx 370ppm

370ppm

370 105ppm

105ppm

105ppm 105ppm

105ppm

105ppm

105ppm

CO 100ppm

100ppm

100 60ppm

60ppm

60ppm 80ppm

80ppm

80ppm 80ppm

Hg 1 01 1 006 1 006 NA 02 NA 02Cd 4 005 4 006 30 006 NA 01 NA 01Pb NA 03 NA 06 40 06 NA 05 NA 05As NA 01 NA 04 NA NA NA NA NA NACr NA 02 NA 04 NA NA NA NA NA NAZn NA 07 NA 11 NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

20 NA NA NA NA

煙氣處理設備

CYC+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

18 億 26 億 36 億 3 億 23 億

全廠費用 36 億 328 億 5696 億 43 億 34 億煙氣處理設備操作條件

廢 氣 量114000 Nm3hr

廢 氣 量80000 Nm3hr

廢氣量 122865 Nm3hr

廢 氣 量109000 Nm3hr

廢氣量 109000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問1998 年工業污染防治 Vo17No3p46-65

82

表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 AVE

TwenteNetherlands

TUAS Palma de MallorcaSpain

Friesenheimer Insel Mannhelm Waste to energy plant North Unit 4

North refuse incineration plantBerlin Ruhleben

操作條件 濕排氣量117000m3hr進料量18tonhr

濕排氣量1080000 m3hr進料量180tonhr

濕排氣量100000 m3hr進料量5625tonhr

濕排氣量155000 m3hr進料量25tonhr

濕排氣量73500 m3hr

排氣狀況 inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outletDioxin(mgm3) 4 01 - - - - 5 0 5 01Dust(mgm3) 4000 5 4000

-8000

30 4000

30 2500 5 1000-4000

10

HCl(mgm3) 1100 10 1300 100 1300

50 840 5 600-1500

10

SOx(mgm3) 400 40 200 100 600 300 600 5 100-800

50

HF(mgm3) 10 1 50 5 10 2 10 1 5-20 1NOx(mgm3) 300 70 500 500 - - 400 70 250-40

0100

CO(mgm3) 40 50 100 100 - - 40 50 50 50Hg(mgm3) 04 005 1 02 07 01 1 001 - 005Cd(mgm3) 1 005 4 1 2 01 05 001 - 005PbSnAsCu 20 1 20 10 10 1 30 01 - 05orag(asC) (mgm3)

40 50 - - - - 5 5 - -

煙氣處理設備 EPI+SD+EPII+WS+FF+SCR

EP+SD+AC+FF

SD+FF AC+WS+SCR+AC

SD+FF+AC+SCR

煙氣處理設備費用

80million 馬克 76million馬克

- 50million 馬克

-

全廠費用 300millio 馬克 1100million馬克

220million馬克

200million馬克

500million 馬克

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SCR觸媒脫硝

資料提供惠能顧問公司提供

83

45 結論

綜觀上述之資料可知目前國內外焚化廠之污染防治設備大抵

是以靜電集塵器+濕式洗滌塔或乾式噴霧塔+袋濾式集塵器搭配使

用而這兩種組合之處理排放量也都能達到環保法規的要求且其成

本差異對總建廠成本而言幾可忽略然而前者所產生的廢水需備

有後續處理設備處理之甚且近年來有學者指出使用靜電集塵器和

戴奧辛的產生有密切的關連性故國內外新設的焚化廠有逐漸捨前者

而就後者的趨勢

84

第五章 焚化廢氣之模擬

在本計劃中除了以實驗室規模的流體化床焚化爐真實模擬都市

廢棄物焚化後所產生的污染物外也使用在化工製程方面常用的模擬

軟體--ASPEN PLUS 做為研究工具針對不同的焚化條件模擬其所

產生的污染物

此外為彌補 ASPEN PLUS 中無機資料庫之不足在重金屬生成

部份的模擬則加入熱力平衡模式的模擬結果以做為對照比較之用

51 模擬參數

在本研究中廢棄物的進料組成乃根據 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析而訂除此之外再加入目前法規對一般廢棄物焚化爐空氣

污染物所管制的重金屬物種 CdHgPb 等以及另一毒性重金屬物

質 Cr如表 5-1 所示而垃圾的進料量則以臺中市垃圾焚化廠的日處

理量 900 公噸為基準換算成每小時 37500 kg 的進料量在完成其

模擬後將過量空氣百分比熱損失率及廢棄物之熱值含硫量含

氯量五個操作變因歸納為二組一組為過量空氣百分比熱損失率及

廢棄物的熱值因為此三個變因影響所及是爐溫的變化故這組變因

主要是探討其對爐溫的影響而另一組為廢棄物之含硫量及含氯量

85

由於這兩個變因會影響焚化污染物的組成型態所以必須模擬在不同

的含硫(氯)量下所對應生成的污染物量表 5-2 為各參數之變動範圍

表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成可燃分()水份() 灰分()

碳 氫 氧 氮 硫 有機氯506 1379 1899 282 1306 045 012 016

重金屬()鎘 汞 鉛 鉻

高位發熱量(KcalKg)

低位發熱量(KcalKg)

碳氮比

0012 000025 01 01 210672 165069 4174

表 5-2 參數之變動範圍參 數 範 圍過量空氣 () 20406080100熱損失率 () 0102030熱值(KcalKg)times10-3 1617181920212223242526含硫量 () 021015202530含氯量 () 021015202530

86

52 系統模擬

521 系統流程描述

首先選取適合處理固體及冶金的應用型式Solids with Metric

Units 及 Flowsheet Simulation(FlowSheet)的執行模式以便讓 ASPEN

PLUS 幫我們作適合的設定

接著便開始描繪整個系統流程圖

在此我們利用 RGIBBS model 來模擬一次燃燒室而 RGIBBS

model 是根據反應達平衡時 Gibbs free energy 為最小的原理設計而

成所以我們只須給進料物質組成及定義平衡產物即可然而對

ASPEN PLUS 而言都市廢棄物是一非傳統物質因此無法得知其物

質組成而其平衡反應計算也就無法進行故物質在進入 RGIBBS

model 之前必須先將其分解成元素狀態使 RGIBBS model 得知其組

成此步驟可藉由 RYIELD model 來達成但 RYIELD model 在執行

此步驟時可能造成熱量的消耗所以在 RYIELD 及 RGIBBS model

之間必須以一熱流(Q-DECOMP)連接之使物質在 RYIELD model 中

造成的熱量變化可以完整的傳送到 RGIBBS model 中整個模擬程序

如圖 5-1 所示

87

522 基本設定(Setup Specifications form)

完成流程圖的描繪之後則按照專家指引系統的導引依序輸入所

需的資料首先必須對流線型式(stream class)作定義由於我們在

圖 5-1 模擬流程圖

模擬過程中要對純物質傳統固體非傳統成份及粒子尺寸分佈

(Particle size distribution)等做考量所以須將 stream class 設為

MCINCPSD即每條流線包含 MIXED(含氣液相之純物質)CIPSD

(傳統固體)及 NCPSD(非傳統成份)等 substream以便對各種不同性質

的物質能做合理的描述計算及報告

523 成份屬性(Components Specifications form)

接著在 Components Specifications form 中我們必須選取在整個

模擬過程中所需使用的成份物質其中較特別的是 SO2 及 SO3 在

ASPEN PLUS 資料庫中的化學式分別為 O2S 及 O3S而一般物質在

ASPEN PLUS 被預設為 Conventional type 的成份型式然而對於 C

及固態金屬化合物則必須將之改為 Solid type因為 RGIBBS model

RYIELD

DECOMP

RGIBBS

BUR NERWAS T E INBUR NER OUTP UT

Q-DE COMP

AIR

88

無法執行同一成份之流體相與固體相間的相平衡故必須對同一成份

給予流體相及固體相不同的命名以便執行氣固平衡計算而為了易

於觀察計算結果對於重金屬化合物之氣液固相分別給予不同的

標記命名在此我們從 ASPEN PLUS 無機資料庫中選取可能生成的

重金屬(鎘汞鉛鉻)化合物和較穩定的氣體產物如表 5-3 所示

表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質鎘(Cd) 汞(Hg) 鉛(Pb) 鉻(Cr)

C(s)

H2ON2

O2

NO2

NOSO2SO3SH2

Cl2

COCO2

ASH(NC)WASTE(NC)

Cd(s)

Cd(g)

Cd(OH)2(s)

Cd(OH)2(g)

CdCl2(s)

CdCl2(g)

CdCO3(s)

CdCO3(g)

CdO(s)

CdO(g)

CdS(s)

CdS(g)

CdSO4(s)

CdSO4(g)

Hg(g)

Hg(l)

Hg2Cl2(s)

Hg2Cl2(g)

Hg2SO4(s)

Hg2SO4(g)

HgCl(g)

HgCl2(s)

HgCl2(g)

HgH(g)

HgO(s)

HgO(g)

HgS(s)

HgS(g)

HgSO4(s)

HgSO4(g)

Pb(s)

Pb(g)

Pb2(g)

Pb3O4(s)

Pb3O4(g)

PbCl(g)

PbCl2(s)

PbCl2(g)

PbCl4(g)

PbCO3(s)

PbCO3(g)

PbH(g)

PbO2(s)

PbO2(g)

PbS(s)

PbS(g)

PbSO4(s)

PbSO4(g)

Cr(s)

Cr(g)

Cr(CO)6(s)

Cr(CO)6(g)

Cr23C6(s)

Cr23C6(g)

Cr2N(s)

Cr2N(g)

Cr2O3(s)

Cr2O3(g)

Cr3C2(s)

Cr3C2(g)

Cr7C3(s)

Cr7C3(g)

CrCl2(s)

CrCl2(g)

CrCl3(s)

CrCl3(g)

CrCl4(g)

CrN(s)

CrN(g)

CrO(g)

CrO2(s)

CrO2(g)

CrO2Cl2(g)

CrO3(s)

CrO3(g)

CrS(s)

CrS(g)

CrS117(s)

CrS117(g)

至於廢棄物及 ASH 等非傳統成份則選擇 NC type因為這些

非傳統物質的資料並無法在資料庫中獲得所以必須利用非傳統物質

89

之物性模式加以描述以便進行平衡計算

524 非傳統物質(NC)的物性模式(Proper ties NC-Props)

由於非傳統物質是無法參與相或化學平衡的異相固體只有焓

(Enthalpy)和密度(Density)可供計算在此我們選擇常用於碳處理的

HCOALGEN model 作為非傳統物質的焓的計算模式包括燃燒熱

(Heat of Combustion)標準生成熱(Standard Heat of Formation)熱容

(Heat Capacity)及標準焓(Enthalpy Basis)等如表 5-4 所示其中在燃

燒熱部份由於我們已知廢棄物的燃燒熱故在其 Option Codes value

中選擇 6亦即要求自行輸入然後跳出專家指引系統到

ParametersrarrPure Component 中選取 HCOMB並輸入其高位發熱量

另 外 在 使 用 HCOALGEN model 時 必 須 輸 入 近 似 分 析

(PROXANAL)元素分析(ULTANAL)及硫份分析(SULFANAL)等物質

基本資料然而對都市廢棄物而言其重金屬含量是不可忽略的故

在 CAUSR1 中自行輸入重金屬之成份分析

在密度方面由於廢棄物的密度無資料可尋故選擇 DCOALIGT

model 作為密度的計算模式如圖 5-2 所示

525 進料值(Input-Data)的輸入

在流線 WASTE 中因為廢棄物是非傳統物質所以在 Substream

name 中須選取 NCPSD其餘尚需輸入三部份的資料Specification

90

表 5-4 HCOALGEN Option CodesOption Code

NumberOption Code

value(預設為 1)Calculation Method Parameter

NameComponent Attributes

1 Heat of Combustion1 Bole correlation BOIEC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

2 Dulong correlation DLNGC ULTANALSULFANALPROXANAL

3 Grummel and Davis correlation

GMLDC ULTANALSULFANALPROXANAL

4 Mott and Spooner correlation

MTSPC ULTANAL SULFANALPROXANAL

5 IGT correlation GIGTC ULTANALPROXANAL

6 User input value HCOMB ULTANALPROXANAL

2 Standard Heat of Formation1 Heat-of-combustion

based correlation__ ULTANAL

SULFANAL2 Direct correlation HFC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

3 Heat Capacity1 Kirov correlation CP1C PROXANAL2 Cubic temperature

equationCP2C __

4 Enthalpy Basis1 Elements in their

standard states at 29815 K and 1 atm

__ __

2 Component at 29815 K

__ __

91

圖 5-2 廢棄物的物性模式

PSDComponent Attr其中 Specification 要指定其溫度壓力及進

料速率等而 PSD 則輸入其粒徑分佈Component Attr則輸入其成份

分析(含近似元素硫份及重金屬分析等)

而流線 AIR 則因為空氣是由傳統物質所構成故選取 MIXED

餘者只須溫度壓力進氣速率及成份組成比率

在操作單元 RYIELD model 部分在自由度為 2 的情況下只須

輸入壓力及溫度(或熱流)兩項另外還要告知其分解後的產率因

為先前所輸入者乃為廢棄物在乾基下的元素分析而在此的分解產率

92

須包括水份所以須將乾基值轉換成濕基值這步驟有兩個方法來進

行一是直接輸入其濕基產率另一是藉由一個 Fortran 副程式來進

行轉換的工作而我們則選擇前者

同理對 RGIBBS model 而言其自由度亦是 2但因已有

Q-DECOMP 這項熱流進入 RGIBBS model故在此溫度(熱流)項已確

定只剩壓力項待輸入此時已完成專家指引系統的所有程序

526 副加程式

在完成 RGIBBS model 的資料輸入時專家指引系統的所有程序

已告完成亦即代表整個系統在邏輯上已完成但諸如熱損失

ASH 成份分析等屬副加程式所以必須在其後自行加入

在熱損失方面副程式理當在 RGIBBS 處加入但對 RGIBBS 而

言在必須遵守能量守恆的前提下熱損失被視為是一條熱流與

Q-DECOMP 相對應此時在自由度為 2 的要求下則需輸入溫度項

然而爐溫正是所欲求的故此顯然不合理因此我們將熱量的損

失提前在 RYIELD 之後(即 RGIBBS 之前)以一個 Fortran 副加程式來

執行如圖 5-3 所示而在這之前須先對其中所使用的參數加以定

義如表 5-5 所示

至於 ASH 成份分析部份因為 ASH 的產生是在 RYIELD 處

93

圖 5-3 熱損失之副加程式

註其中 HHVDRY = 426462

表 5-5 程式中參數代表之定義Varname Vartype Stream Substream Comp Attribute Element

NDUTY HEAT-DUTY Q-DECOMP

ULT COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE ULTANAL

USER COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE CASUR1

WATER COMPATTR-VAR WASTE NCPSD WASTE PROXANAL 1

Varname Vartype Stream Substream Variable

INPUT STREAM-VAR WASTE NCPSD MASS-FLOW

MMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-FLOW

MCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-FLOW

MNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-FLOW

HMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-ENTHALP

HCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-ENTHALP

HNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-ENTHALP

94

故只要點選此 model 並選擇 Component Attr就可輸入之此時模擬工

作便告完成

95

53 結果與討論

531 過量空氣

在確定廢棄物的進料量為 37500 kghr 之後其理論空氣量經計算

後可得 966078 kghr因此各不同過量空氣百分比所需的空氣量亦可

求出圖 5-4 所示為過量空氣對爐溫的影響為符合實際狀況故此

乃在熱損失率 20 的條件下所得由圖中可知爐溫隨過量空氣率的

增加而減少且其關係非常接近線性

圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響

圖 5-5~5-8 則分別為不同過量空氣率對鎘汞鉛及鉻化合物生

成量的影響圖在圖 5-5 中隨著過量空氣的增加(爐溫漸減)CdO(s)

的生成量則逐漸增加相對的 Cd(g)CdO(g)則逐漸減少而且在過量

空氣率 80 以後 CdO(s)的曲線呈平緩Cd(g)CdO(g)的產量則趨近於

0其原因乃是 CdO(s)在約 900 以上會逐漸轉化為 CdO(g)且 Cd

10819439912196

91498088499501

7936899

600

700

800

900

1000

1100

1200

20 40 60 80 100

過量空氣率()

爐溫

()

96

的沸點約為 800 左右故在低溫時鎘化合物以 CdO(s)型態存在佔

絕大多數而文獻中亦指出在高溫下鎘主要以氧化鎘或元素鎘存

在而溫度低於 750 時有硫酸鎘生成另外過量空氣對汞化合

物的生成影響甚微而對鉛化合物而言在低溫時大多以 PbCl4(g)的

型態存在而後隨溫度增加逐漸被 PbCl2(g) 及 Pb(g)所取代至於鉻化

合物方面從圖 5-8 中可以清楚發現其生成物種似乎不隨過量空氣之

改變而有任何變化而主要生成物種為 CrO2(s)至於 CrO2Cl2(g)雖生

成量微少但隨著過量空氣的漸增其產量亦有漸增的趨勢

圖 5-9 則是過量空氣對酸性氣體生成量的影響由圖中可知在過

量空氣量愈高(溫度愈低)時NO2NOSO2及 HCl 的生成量皆有減

少的趨勢而 SO3反而增加此情況可能是當溫度愈高時SO3逐漸

轉化成 SO2 之故

圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鎘化

合物

產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

97

圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響

圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

20 40 60 80 100

過量空氣率()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉛化合物產量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

98

圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響

圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

0

20

40

60

80

100

20 40 60 80 100

過量空氣率()

酸性氣體產生量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

99

532 熱損失

圖 5-10 為熱損失率對爐溫的影響(本模擬是在過量空氣率 60 的

情況下進行)其結果顯示當熱損失為 20 時相對應的爐溫為 915

已達有機物被完全破壞的溫度且目前大型焚化廠之爐溫亦控制

在 800~950 間故熱損失 20 是合理值

圖 5-11~5-15 為不同熱損失率對鎘汞鉛鉻化合物及酸性氣

體生成量的影響由於熱損失率對系統而言只影響爐溫故生成物

中無論是酸性氣體或是重金屬化合物其分佈趨勢除了 NO 之外其

餘頗為類似就 NO 部份比較圖 5-95-15 可知在圖 5-9 過量空氣

率 20 及圖 5-15 熱損失率 0 時爐溫約為 1100 但圖 5-15 中

的 NO 顯然比圖 5-9 者大很多其原因是雖溫度相似但圖 5-15 是在

過量空氣率 60 的情形下故在高溫下所提供的空氣量比圖 5-9 的

20 大因此所形成的 Thermal-NOX 量會相對增加

100

圖 5-10 熱損失對爐溫的影響

圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

0 10 20 30熱損失()

鎘化合物產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

8150367

9149808

1109647

1013112

700

800

900

1000

1100

1200

0 10 20 30

熱損失率()

爐溫

()

101

圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響

圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

0 10 20 30

熱損失()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

0 0 2

0 0 4

0 0 6

0 0 8

0 1

0 1 0 2 0 3 0

熱 損 失 ()

汞化合物產量(k

ghr

)

H GG

H GO G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30熱損失()

鉛化合物產量(kghr) PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

102

圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響

圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30

熱損失()

酸性氣體產量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30

熱損失()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

103

533 廢棄物熱值

由於廢棄物熱值因地因時而異且變動範圍大同時也對爐溫有

某種程度上的影響故根據臺灣地區一般垃圾的熱值其約略範圍做模

擬(本模擬在過量空氣率 60 熱損失率 20 的前提下進行)由圖

5-16 中可知爐溫隨熱值增加呈線性增加而一般為使有機物達完全

之破壞通常將爐溫控制在 800~950 故若廢棄物熱值低於 1900

kcalkg 時可加入輔助燃料或降低過量空氣量以提高爐溫而若熱

值超過 2200 kcalkg 時(爐溫約大於 950 )為避免爐壁不堪負荷及

Thermal-NOx的生成可藉由提高過量空氣量來降低爐溫

圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 )

600

800

1000

1200

1600 1800 2000 2200 2400 2600

垃圾高位發熱量 (kcalkg)

爐溫

()

104

534 含硫量

圖 5-17~5-20 為含硫量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

圖 5-17顯示含硫量增加時CdO(s)的生成量隨之減少但Cd(g)及CdO(g)

卻增加圖 5-18 中的汞化合物則無明顯的變化圖 5-19 則顯示含硫

量增加時PbCl4(g)隨之減少但 PbCl2(g)卻是增加圖 5-20 中鉻化合

物生成量無明顯的變化仍舊是 CrO2(s)佔大多數就以上的幾種變化

而言並不是因含硫量改變的關係因為當含硫量增加時爐溫卻隨

之增加從含硫量 02 時的 915 到含硫量 3 時的 949 對照

圖 5-5 和圖 5-7 中過量空氣率 60 的 915 到 40 的 991 這區

間無論是 Cd(g)CdO(s)CdO(g)PbCl4(g)或 PbCl2(g)其變化趨勢及變

化量皆極為相近原因是因為在爐溫 800 以下時硫含量增加易

使重金屬形成穩定之硫化物型態但一旦超過 800 則含硫量的影

響就微乎其微

圖 5-21 所示為含硫量對酸性氣體生成的影響其中 SO2(g)及 SO3(g)

的量隨含硫量增加而遞增但 SO3(g)的增加量較不明顯因為硫燃燒

後幾乎以 SO2(g)的型態存在而 NO(g)和 NO2(g)則隨含硫量增加而有增

加的趨勢其原因亦是因溫度上升所導致(與圖 5-15 比較之)

105

圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響

圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鎘化合物生成量(kghr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

106

圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響

圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響

05

10152025303540

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

107

圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響

0

500

1000

1500

2000

2500

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

108

535 含氯量

圖 5-22~5-25 為含氯量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

其中含氯量對鎘及鉻化合物的生成無明顯的影響而對汞化合物而

言則只有在含氯量超過 25 時生成微量的 HgCl2(g)在鉛化合物

方面隨含氯量的增加PbCl4(g)呈急劇的增加相對的PbCl2(g)則急

速減少雖然系統溫度從含氯量 02 時的 913 降至 3 時的 909

PbCl4(g)可能因溫度下降而產量增加但比較圖 5-7 可知在 4

的溫度範圍內PbCl2(g)不致於如此急速下降所以以上的現象乃是因

含氯量增加之故而含氯量增加對鉛化合物生成的影響則有學者指

出鉛在無機氯存在之條件下生成物主要為 PbO(g)在高含氯量之條件

下會生成 PbCl2(g)或 PbCl4(g)然而在高溫下(850 )鉛的氯化物之

生成潛勢較氧化物為大所以氯含量增加時只有鉛的氯化物隨之改

變圖 5-26 為含氯量對酸性氣體生成的影響而 HCl(g)如預期般隨含

氯量的增加而增加其餘酸性氣體則如圖 5-15隨溫度變化而有不同

的改變

109

圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響

圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鎘化合物生成量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

110

圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響

圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

111

圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響

0

200

400

600

800

1000

1200

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

112

54 熱力平衡模式

焚化過程中重金屬相態及物種形成的預測大多使用熱力平衡分

析法來模擬之其中又以平衡常數法(equilibrium constant analysis)

與最小自由能法(minimization of free energy)的應用最為廣泛然而平

衡常數法因為具有組成之數值解析較為困難冷凝物種存在條件下運

算較為困難以及對非理想方程式條件下模式之標準化較困難等缺

點因此大多採用最小自由能法一般而言熱力平衡分析大多期望

利用簡單之方程式如溫度與壓力之特性而能有效描述熱力學狀況

其中自由能較容易利用溫度及壓力特性達到最小之目的所以文獻中

許多熱力平衡研究皆以最小自由能法(Lee 1988 Eddings 1992 Wu

1993 Lin 1996)

541 模擬程序

1 輸入反應物元素符號

2 輸入參與反應物種熱力資料臨時儲存檔案名稱

3 檢視所有可能反應物種(由輸入元素符號列示出所有相關物種)

4 選擇物種輸入方式(以元素或化合物兩種方式供選擇)

5 選擇模擬結果輸出表示方法(克莫耳或兩者皆具)

6 選擇輸入資料表示方法(克或莫耳)

113

7 輸入模擬條件(溫度壓力或其它)

8 依次個別輸入反應物濃度

9 輸入其他模擬條件與濃度(依此循環直至輸入所有所欲模擬條

件)

10 執行模擬程式

11 建立輸出檔案並列示出模擬結果

542 模擬條件

本研究模擬進料之組成與先前 ASPEN PLUS 所模擬者相似皆以

表 5-1 中 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成為對象其不同處

是在熱力平衡模式中操作條件除溫度分別控制在 700800900

外亦針對有機氯及無機氯對污染物的生成作探討並和往後的實驗

結果做比較以期了解熱力平衡模擬與實際實驗結果之差異表 5-6

為熱力平衡模擬輸入條件

114

表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件進料添加物(g)

添加 PVC 添加 NaCl

C 712125 712125

H 3165 3165

O 44280 44280

Cl 60 60

Na 0 3887

Cd 45 45

Pb 375 375

Hg 0094 0094

Cr 375 375

Temperature() 700800900 700800900

543 模擬結果討論

表 5-7 為鎘化合物在各操作條件下的模擬結果結果中顯示當

添加有機氯時其主要生成物種為 CdCl2(g)及微量的 Cd(g)且溫度上

升時CdCl2(g)的濃度僅略為下降至於在無機氯化物的添加下系

統中的氯原子因為和鈉原子的親和力較大因此大多生成氯化鈉

而金屬鎘則以Cd(g)及CdO(s)為主要生成物種而隨著爐溫的上升Cd(g)

的濃度隨之增加反之CdO(s)則有略為下降的趨勢

115

表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1075E-03 1075E-03 1081E-03 1019E-06 1019E-06 1020E-06

CdCl2(g) 1342E-04 1337E-04 1192E-04 3284E-09 2842E-09 1038E-09

Cl(g) 4379E-08 1309E-07 3267E-07 4361E-11 1300E-10 3230E-10

Cl2(g) 4178E-08 2126E-08 1221E-08 4145E-14 2099E-14 1194E-14

HOCl(g) 1139E-08 1383E-08 1629E-08 1193E-11 1442E-11 1689E-11

Cd(g) 4109E-09 2987E-07 9243E-06 1013E-07 6427E-06 8231E-05

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

CdO(s) 0 0 0 9391E-05 8669E-05 7947E-05

116

表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果

添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1129E-03 1129E-03 1128E-03 1021E-06 1021E-06 1020E-06

Cl(g) 4602E-08 1375E-07 3414E-07 4370E-11 1303E-10 3232E-10

Cl2(g) 4614E-08 2347E-08 1333E-08 4163E-14 2107E-14 7795E-15

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

Hg(g) 1692E-06 1712E-06 1714E-06 1711E-06 1712E-06 1714E-06

HgCl2(g) 2672E-08 1298E-09 1046E-10 8453E-15 8956E-16 9303E-17

HgO(g) 8792E-09 7084E-09 5850E-09 9817E-09 7786E-09 6416E-09

HgCl(g) 1162E-12 1010E-12 8873E-13 1037E-15 8956E-16 7906E-16

HgH(g) 8920E-22 2864E-20 5073E-19 8589E-22 2734E-20 4845E-19

117

表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 6459E-04 6458E-04 6457E-04 0 0 0

PbCl4(g) 1156E-03 1156E-03 1156E-03 2441E-06 2441E-06 2441E-06

Cl(g) 2795E-08 8332E-08 2066E-07 0 0 0

Cl2(g) 1701E-08 8610E-09 4884E-09 0 0 0

HOCl(g) 7725E-09 9332E-09 1091E-08 0 0 0

NaCl(l) 0 0 0 1806E-03 1806E-03 1806E-03

PbO(red) 0 0 0 7359E-04 7117E-04 0

PbO(g) 0 0 0 1053E-06 2516E-05 3377E-04

PbO(l) 0 0 0 0 0 3974E-04

Pb(g) 0 0 0 3711E-10 3799E-08 1706E-06

HPb(g) 0 0 0 3366E-18 1456E-16 5735E-13

Pb2(g) 0 0 0 8906E-21 1415E-17 5183E-14

118

表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1128E-03 1128E-03 1128E-03 9662E-04 9621E-04 9620E-04

Cr2O3(s) 1002E-03 1002E-03 1002E-03 0 0 0

Cl(g) 4465E-08 1335E-07 3313E-07 3917E-08 1168E-07 2897E-07

Cl2(g) 4347E-08 2212E-08 1257E-08 3348E-08 1694E-08 9610E-09

HOCl(g) 1129E-08 1371E-08 1606E-08 1019E-08 1231E-08 1440E-08

CrO2Cl2(g) 5168E-10 3531E-10 2535E-10 0 0 0

CrO3(g) 6329E-14 1344E-12 1663E-11 0 0 0

CrCl3(g) 4803E-19 2838E-19 5550E-19 0 0 0

CrCl2(g) 8092E-20 2510E-19 1190E-18 0 0 0

CrCl4(g) 2953E-20 1393E-20 1565E-20 0 0 0

CrO2(g) 7883E-21 6513E-21 1688E-14 0 0 0

Na2CrO4(s) 0 0 0 2135E-03 2135E-03 2135E-03

NaCl(l) 0 0 0 2657E-04 2657E-04 2657E-04

119

表 5-8 為汞化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示無論添

加有機氯或無機氯焚化後主要的生成物種為 Hg(g)而且其濃度幾

乎不受溫度的影響進料改變的主要差別在於添加有機氯時有微量

的 HgCl2(g)生成但添加無機氯時雖然亦會生成但其濃度已降低

至幾可忽略

表 5-9 為鉛化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示在添加

有機氯的情況下高揮發性的 PbCl4(g)為主要生成物種且其濃度不

隨溫度的上升而改變當添加無機氯 NaCl 時大部份的氯原子和鈉

原子結合形成 NaCl而只有少部份與鉛形成 PbCl4(g)此外鉛亦和

氧結合成 PbO(red)PbO(g)甚至形成更微量的 Pb(g)HPb(g)及 Pb2(g)

表 5-10 為鉻化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示當添加

有機氯時主要生成物種為 Cr2O3(s)另外也有微量的金屬氯氧化物

CrO2Cl2(g)以及氯化物 CrCl2(g)CrCl3(g)CrCl4(g)的生成而當添加無

機氯化物 NaCl 時則無任何氯化鉻或氯氧化鉻的生成其主要生成

物種變成固態的 Na2CrO4(s)系統中之氯原子主要與鈉及氫反應生成

NaCl(l)與 HCl(g)此結果顯示氯原子與鉻在高溫下之反應親和力遠小

於鈉或氫原子此外無論是添加有機氯或是無機氯所生成的固相金

屬化合物之濃度皆不隨溫度升高而改變但氣相之生成物濃度則隨

之增加僅 CrO2Cl2(g)例外

120

第六章 實驗設備及方法

前一章中我們以套裝軟體模擬焚化後所產生的污染物質然而軟

體所模擬乃是在熱力平衡的理想狀態下物種的生成情形所以無法很

真實的描述出複雜且多元的焚化狀況因此我們以實驗廠規模(Pilot

Scale)的焚化爐來模擬都市廢棄物的焚化狀況期能得到更真實的模

擬數據以便往後的分析及比較之用

流體化床焚化爐具有高熱容高熱傳與質傳效率以及高混合的

優點爐體內溫度易於控制且分佈均勻溫度變化小適合作為研究

實驗之反應器因此本研究採用流體化床焚化爐作為一次燃燒室

61 實驗設備

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

本實驗所使用的焚化爐為一含空氣污染控制設備之實驗室規模

的氣泡式流體化床焚化爐如圖 6-1 所示包含下列幾個主體空氣

預熱室(長 50 cm)砂床主燃燒室(高 100 cm內徑 10 cm)以及二次燃

燒室(高 110 cm內徑 25 cm)附瓦斯燃燒機材質為 310 鋼管製造

並且配置七支熱電偶監測爐體及半乾式洗滌塔(塔高 150 cm內徑

125 cm)溫度變化情形整個實驗流程由人機介面控制系統(Program

Logical ControlPLC)將焚化溫度砂床壓力及半乾式洗滌塔的溫度

121

截取在電腦螢幕作成記錄而且可以藉由人機介面回饋控制一次及二

次燃燒室的溫度使整個焚化流程的溫度能控制在實驗所需的條件

下而人工模擬進料物質則由上方雙重控制閥入口處投入燃燒所需

空氣則由空氣壓縮機送入並利用浮子流量計控制氣體流量燃燒所

產生廢氣經由旋風集塵器收集飛灰後再經由溼式洗滌塔去除細小微

粒與氣狀污染物最後由曳引抽風機排入大氣中

122

圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

5

1

2

3

4

5

6

7

8

8

9

10

11

12

13

14

15

8

8

1 鼓風機 2 浮子流量計 3 空氣預熱室 4 一次燃

燒室 5 二次燃燒室 6 瓦斯燃燒機 7 耐熱保溫材料

8 熱電偶 9 半自動進料系統 10 半乾式除酸洗滌塔

11 空氣霧化噴嘴 12 旋風集塵器 13 濕式洗滌塔

14 誘引抽風機

123

612 煙道氣中氯化氫之採樣設備

實驗中為採集煙道氣中的氯化氫氣體以進行分析在此採用耐高

溫及抗磨損的 Stainless 採樣頭採樣過程中儘量縮短管路傳送距

離並使氣體溫度維持在 120 以上另外為防止排氣中之塵埃

混入在吸收瓶前的管路中裝有玻璃纖維採樣設備如圖 6-2 所示

圖 6-2 氯化氫採樣設備

613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備

至於煙道氣中的另一酸性氣體 SO2 的採樣則藉助美國

冷卻管

4

5

01N NaOH 吸收液 矽膠

冰浴

煙道氣1

2

3

6

1 採樣頭 2 濾紙 3 HCl 吸收瓶 4 浮子流量計 5 接真空幫浦 6 保溫加熱系統

124

BACHARACH 製造型號為 Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial

Date Cable 24-0616 的煙道分析儀除 SO2之外此分析儀尚可監測

NOxCO 及 O2如圖 6-3 所示

圖 6-3 煙道氣採樣設備

採樣頭

125

614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備

氣相重金屬的採樣設備包括採樣管熱過濾器及加熱設備真

空幫浦浮子流量計及衝擊瓶等如圖 6-4 所示其中第一衝擊瓶為

空管目的為收集冷凝液第二三瓶中裝填氧化劑(5 HNO310

H2O2)以捕集揮發性金屬最後一瓶則填充矽膠目的為吸收水

氣確保正確氣體流率的測定避免影響自動等速抽引裝置及對系統

造成傷害

圖 6-4 氣相重金屬採樣設備

126

615 煙道氣中有機污染物之採樣設備

設備包括 Stainless 採樣頭熱過濾器以 Teflon 或玻璃纖維作為濾

材採樣傳送路線溫度須維持在 120 以上而衝擊裝置中第一瓶

為空瓶第二瓶中加入 200 ml 去離子水第三四支則裝填 200~300

g 矽膠如固 6-5 所示

圖 6-5 有機污染物採樣設備

浮子流量計

真空幫浦

衝擊設備去離子水 矽膠

XAD-4 樹脂

冷凝吸附管

煙道氣

熱過濾器及

加熱設備

採樣頭

127

616 樣品分析儀器

樣品分析過程中所使用的儀器型式如下所示

(1) 氣相層析儀及火焰離子偵測器(GC-FID)層析管柱為 CP-SIL

8 CB CATNO8751 (30 mtimes025 mm ID025 microm Film)

(2) 火焰式原子吸收光譜儀(Atomic Absorption Spectrophotometer

in FlameAAS)Hitachi 公司 Model Z-8000 Polarized Zeemam

AAS

(3) 煙道氣體分析儀美國 BACHARACH 公司製造型號為

Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial Date Cable 24-0616

(4) 微波消化器(Microorifice Digestion System)CEM 公司 Model

MDS-2000附鐵弗龍(PTEE)消化瓶 120 ml

(5) 分析天平Mettler 公司 model AT 261 Delta Range 螢幕顯示範

圍 001 mg 至 10 mg

(6) 自動乾燥箱(Auto Dry)Toyo Living 公司相對濕度維持在

40 以下

128

617 實驗藥品與材料

(1) 甲醇【CH3OH】分析試藥級

(2) 氫氧化鈉【NaOH】分析試藥級

(3) 硫氰化汞(Ⅱ)【Hg(SCN)2】試藥級

(4) 過氯酸【HClO4】試藥級70

(5) 硫酸鐵(Ⅲ)銨【NH4Fe(SO4)212H2O】試藥級

(6) 鉛標準液以 1000 ppm 鉛儲備液配製適當濃度

(7) 鎘標準液以 1000 ppm 鎘儲備液配製適當濃度

(8) 鉻標準液以 1000 ppm 鉻儲備液配製適當濃度

(9) 硝酸【HNO3】Pro Analysis 級試藥65

(10)鹽酸【HCl】Pro Analysis 級試藥65

(11)氫氟酸【HF】Pro Analysis 級試藥48

(12)硝酸鉛【Pb(NO3)2】

(13)硝酸鎘【Cd(NO3)24H2O】

(14)硝酸鉻【Cr(NO3)3H2O】

(15)微波消化酸液硝酸(HNO365 )

(16)濾紙Gelman Science 公司PN 66068直徑 47 mm孔徑

045 microm過濾用

(17)過氧化氫【H2O2】分析級30

129

(18)二氯甲烷【CH2Cl2】Pro Analysis 級試藥999

(19)XAD-4 樹脂50 microm750 m2gmesh20~50SIGMA Amberlite

XAD-4

(20)PAHs 標準品美國 supelco 公司之 UST BTEX Mix編號

4-8026

(21)木屑鋸木廠

(22)石英砂3 號石英砂粒徑大於 330 microm

(23)聚乙烯(PE)【(H2C=CH2)x】塑膠原料廠

(24)聚氯乙烯(PVC)【(H2C=CHCl)x】塑膠原料廠

130

62 進料組成之模擬

本研究中所使用的進料其組成乃是模擬 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析(表 5-1 所示)而訂表中鎘汞及鉛乃是環保署所公告「廢

棄物焚化爐空氣污染物排放標準」中所列管的重金屬物質而鉻乃是

因為其毒性亦會對環境及人體造成傷害故將之列入研究的範圍內

其中鎘鉻鉛的含量乃是根據文獻中一般垃圾中重金屬含量平均而

得而模擬進料組成包括木屑PE 袋PE 粒子PVC 塑膠粒子(或

氯化鈉)硫粉及金屬水溶液等其中木屑代表垃圾中之紙類木材

枯枝落葉與廚餘等可燃性有機物(皆為木質素與纖維素之構造)塑膠

原料顆粒代表垃圾中之塑膠纖維布類與皮革等人工聚合性有機物

重金屬溶液中之水溶液係考量台灣地區垃圾中之高含水量而重金屬

皆以其硝酸鹽類溶於超純水之方式配製三種重金屬濃度略高於典型

一般廢棄物之含量主要是考量化學元素分析與金屬物種分析之偵測

極限限制以及降低質量平衡誤差實驗中所使用的 PVC 塑膠粒子

取自化工原料廠為粒徑約 3 mm 之顆粒木屑則取自鋸木廠而氯

化鈉之添加則是顧及廚餘中含有多量的氯化鈉成份為考慮無機氯對

污染物種生成的影響故在部份的試程中加入以替代 PVC 中的有

機氯每包進料所含成份之組成百分比如表 6-1 及 6-2 所示而實驗

中設計每分鐘進料 3 包故每分鐘之進料組成如表 6-3 及 6-4 所示

131

在此條件下經計算後得知其理論需氧量為 6961 lmin而理論需空

氣量為 33148 lmin

132

表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

PVC() 384 48 5680006 g 00023 00003 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3683 3459 495 2273 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09391 01345 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

NaCl () 6100056 g 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3688 3455 495 2275 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09368 01342 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

133

表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28713 04035 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28104 04026 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

134

63 實驗操作條件

本實驗為探討不同操作條件下對污染物種生成的影響故分別針

對以下幾個變因做討論

not 一次燃燒室爐溫焚化過程中一次燃燒室的爐溫會影響污染

物的排放量

shy 二次燃燒室爐溫焚化過程中二次燃燒室的爐溫會影響所生

成的污染物種

reg 含氯物種有機氯無機氯對焚化過程中污染物種的生成有不

同的影響

實驗的設計乃基於上述的三個變因在各試程中分別做不同程度

的改變以了解其對污染物生成之影響其中一次燃燒室的爐溫乃是

藉由進料本身的熱值及電加熱管所提供的熱量所造成因此欲改變

一次室的爐溫必須調整電加熱管的加熱時間但因為進料本身的熱

值種種環境因素的關係所以實驗過程中無法準確地將爐溫操作在

同一溫度下而二次室的爐溫則由煙道氣本身的熱量和瓦斯燃燒機

所提供的熱量所達成而因為本實驗所使用的瓦斯燃燒機在達到設定

溫度後會自動關閉此時溫度開始下降控制器則會輸出一個 reset

訊號給燃燒機但為了安全考量燃燒機會在收到訊號後約 40 秒再

重新啟動故在這 40 秒的期間內溫度會一直下降因此在本實

135

驗中以平均溫度來估算二次室的溫度至於本實驗之進料中的含氯物

種則選擇 PVC 粒子作為有機氯而 NaCl 作為無機氯其中 NaCl

是以水溶液的型式添加表 6-5 所示為各試程之操作條件表

表 6-5 各試程之操作條件表爐溫()

砂床上 砂床下 平均 出口 二次室進料組成

Run1

Run2

Run3

7222

8191

8524

755

853

8836

7386

836

868

137~148

184~190

213~224

-

-

-

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run4

Run5

Run6

768

837

939

894

978

1000

831

908

970

120~130

155~160

236~248

-

-

-

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

Run7

Run8

Run9

7258

725

728

681

698

706

703

712

717

-

-

-

711

802

936

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run10

Run11

Run12

727

729

728

698

679

664

713

704

696

-

-

-

703

807

925

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

136

64 實驗流程

641 起爐升溫

本實驗採用如圖 6-1 所示的流體化床焚化爐為反應器而焚化過

程所需的空氣量在決定其過量空氣比為 16 後可以經由計算得知

實際需空氣量約為 53 lmin而爐體內壓力隨著越接近誘引抽風機

管路中負壓越大整個管路所呈現的負壓大約介於 2~20 cm-H2O 之

間

實驗進行前先開啟一次室的電加熱管使砂床中的介質預熱至

實驗所需的溫度由於溫度對污染物種的生成具有極大的影響所以

儘量使每個試程達相似的爐溫後再進行實驗的操作當溫度穩定

後即可打開洗滌塔的馬達並開始進料進料是由氣動閥控制的半

自動進料系統經爐體的上方投入頻率為每 20 秒一包

642 重金屬之採樣及分析

重金屬的採樣主要參考美國 EPA Method 5 (Environmental

Protection Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and

Analysis of Municipal Waste Combustion Washington DC

pp16-26(1987))重金屬採樣標準方法其設備如圖 6-4 所示

137

圖 6-6 重金屬分析流程圖

NO

以四位天平精秤樣品置入消化 Teflon 瓶

分別加入純酸消化試劑硝酸 4 毫升鹽酸 4 毫升氫氟酸 4 毫升

進行微波消化Program 1 7520minProgram 2 0 7minProgram 3 7520min

待溫度冷卻壓力降至大氣壓加入 15 毫升 15硼酸

趕酸微波功率Program 1 7510min

降溫降壓

取出消化液稀釋過濾

火焰式原子吸收光譜儀(FAA)分析重金屬濃度

計算重金屬回收率

回收率介於(100plusmn10~15)

YES

分析完成計算結果

（標準添加）加入已知濃度重金屬標準液

138

採樣後樣品放置於塑膠瓶中密封並冷藏在 4 以下於有效

期間內進行微波消化然後經過濾後於原子吸收光譜偵測其濃度圖

6-6 即為重金屬之分析流程圖

643 有機物之採樣及分析

有機物的採樣方法主要參考美國 EPA 半揮發性有機物採樣的標

準方法 (Modified Method 5 Train MM5)(Environmental Protection

Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and Analysis of

Municipal Waste Combustion Washington DC pp16-26(1987))其設

備如圖 6-5 所示

開始進行採樣為了使實驗操作在一穩定狀態下實驗操作中以

Stainless 採樣頭做煙道的等速取樣（isokinetic sample）經填充玻璃

纖維之熱過濾器截留廢氣中的粒狀物然後通過一冷凝裝置將廢

氣溫度降低使有機物冷凝成液相殘餘在尾氣中之有機物則由

XAD-4 吸附管吸附經過貫穿試驗測試結果顯示每一吸附管裝填

約 6 g 之 XAD-4 為較佳的採樣吸附劑劑量

由 XAD-4 吸附管所採得之 PAHs 樣品先以保鮮膜將吸附管上下

封住立即送至索氏萃取設備進行索氏萃取的實驗經過十八小時的

139

萃取後將置於萃取瓶中之萃取液以玻璃磨砂蓋蓋上立即送至 K-D

減壓濃縮裝置進行濃縮將濃縮至 1 mL 之樣品濃縮液倒入 18 mL 之

棕色瓶中貼上此樣品之標籤標籤內容為試程數日期樣品名等

送至 4 冷藏並於 14 日內進行 GC 的定量

644 酸性氣體之採樣及分析

本實驗中煙道氣所含 SO2NOx 的量測是藉由煙道氣體採樣設備

做即時監測而另一酸性氣體 HCl 則採傳統分析法為之此方法是我

國環保署於民國八十四年一月十一日所公佈的標準方法--硫氰化汞比

色法其採樣設備如圖 6-2 所示

採樣完成後將吸收液移置樣品瓶以試劑水淋洗吸收瓶洗液

併入樣品瓶中並儘速送回實驗室經加入所需試劑後俟溫度降至

20 時在 5~30 分鐘內以波長調至 460 mm 的分光光度計測其吸收

度所測得的氯離子濃度經公式換算後得出氯化氫之濃度

140

第七章 結果與討論

71 焚化過程中產生之重金屬污染物

711 各重金屬在氣固相中的分佈

焚化過程中部份重金屬物質在燃燒環境中可能與氧反應形成高

沸點的金屬物種(如重金屬氧化物)而停留於底灰中或與其它物質反

應生成揮發性較高的金屬物種(如金屬氯化物)而隨煙道氣排出然

而這些高揮發性的金屬化合物在煙道中隨溫度降低而產生均相凝結

(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous condensation)而附

著於焚化飛灰中因此停留在煙道氣中的氣相重金屬濃度會逐漸降

低而附著於飛灰上的重金屬則相對地增加

圖 7-1 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含有機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示吸收液所收集到的鉛化合物濃度很小鉛化合物幾乎都附著於飛

灰上或凝核成微粒而被濾紙所捕集

圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

0

1

2

3

4

5

6

7386 836 868

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

141

圖 7-2 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含無機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示其分佈情形與圖 7-1 之情況類似

圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

圖 7-3~7-4 分別代表重金屬鉛在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形

的影響由此二圖中可發現在煙道氣中所收集到的鉛化合物幾乎

皆附著於微粒上而被濾紙所捕集

圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

0

5

10

15

20

25

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

2

4

6

8

10

12

711 802 936

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

142

圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

圖 7-5~7-6 分別代表重金屬鎘在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖中顯示進料中含有機氯時煙道氣中仍可以吸收液收

集到微量的鎘化合物但添加無機氯時所收集到的鎘化合物幾乎附

著在濾紙所捕集的微粒上

圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

25

703 807 925

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

05

1

15

2

25

7386 836 868

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

143

圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

圖 7-7~7-8 分別代表重金屬鎘在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情形

的影響圖中顯示當開啟二次室時無論進料中添加有機氯或是無機

氯煙道氣中的鎘化合物幾乎都與微粒一起被濾紙所捕集

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

05

101520253035

831 908 970溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

01234567

711 802 936溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

144

圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

而根據文獻中(Hiraoka 1980)(Brunner1986)(Morselli1993)指出

鉛鎘揮發性高因此大多數的鉛鎘及其化合物皆隨煙道氣排出

之後因凝結現象而形成微粒然而鉻是屬於非揮發性重金屬所以大

部份的鉻及其化合物皆留在砂床中而隨煙道氣排放出的比例也大為

降低

圖 7-9~7-10 分別代表重金屬鉻在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖 7-11~7-12 分別代表重金屬鉻在開二次室的情況下進

料中含有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中

分佈情形的影響由圖中可以發現鉻化合物在煙道氣中的總濃度較

鉛鎘化合物為低因而焚化產生的鉻化物停留在砂床的比例較鉛

鎘化合物高

0

0204

06

08

112

14

703 807 925溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

145

圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

7386 836 868

溫度()

濃度(mgNm3) 吸收液

濾紙總濃度

0

02

04

06

08

1

12

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

146

圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

0

01

02

03

04

05

06

711 802 936溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

001020304050607

703 807 925溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

147

712 各操作條件下重金屬濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-13 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鉛化合物生成之影響圖由圖中可知當進料中添加無機氯

(NaCl)時會增加鉛化合物的排放量文獻中 (Wey 1996)(林

1996)(Chen 1997)曾指出一般而言當進料中含有機氯時其重金屬

在焚化過程中生成金屬氯化物的潛勢較氧化物大而且由於金屬氯

化物的揮發性大因此會減少重金屬在砂床中的分佈比例而當進料

中含無機氯時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其和重金屬的親

和力大故在焚化過程中氯原子和重金屬結合形成金屬氯化物的可

能性不大因此重金屬轉而與氧形成沸點較高的金屬氧化物而停

留於砂床中所以添加無機氯時煙道氣中的大部份重金屬的濃度都

0

5

10

15

20

25

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

148

有降低的趨勢然而Chen(1998)指出以上的論點適用於鉻銅鎘

等重金屬但對重金屬鉛而言它卻具有與上述相反的特性換言之

鉛在無機氯存在的環境下反而較有機氯時更容易揮發進入煙道氣中

圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

05

101520253035

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

0

05

1

15

2

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

有機氯

無機氯

149

圖 7-14 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鎘化合物生成之影響圖圖 7-15 亦在無二次室的情況下進

料中分別含有機氯及無機氯時對鉻化合物生成之影響圖從圖 7-15

中可以發現無論是添加有機氯或是無機氯重金屬鉻的排放濃度受

溫度的影響不大此現象可由模擬研究中獲得證實Lee(1988)魏

(1996)Lin(1996)曾指出在焚化過程中鉻以 Cr2O3(s)及 CrO2Cl2(g)

為主要生成物種其中後者隨含氯量增加而增加若在低含氯量時

生成量與前者相較則顯得微不足道而 Cr2O3(s)在 600~1200 K 範圍內

是很穩定不會因溫度改變而轉化成其它化合物故在都市廢棄物焚

化過程中鉻主要以 Cr2O3(s)的型式存在

(B) 有二次燃燒室時

啟動二次室的主要目的乃在使不完全燃燒物達完全燃燒然而對

重金屬而言能夠隨煙道氣進入二次燃燒室的是經一次室所排放出的

重金屬蒸氣揮發性高的金屬化合物及少許被氣流所吹起其上附有少

量重金屬的底灰而這些重金屬及其化合物在二次室中經再次高溫燃

燒後可能轉化成另一型態的金屬化合物故對重金屬而言在二次

室中只是化合物轉化的一個過程

150

圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-16 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉛化合物生成之比較圖對鉛化合物而言進料中含無機

氯時大多以氧化鉛的型式存在而氧化鉛受溫度的影響不大所以

圖中的曲線幾乎沒有太大的變化而在有機氯存在的環境下根據

ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果顯示在含氯量小於 1

時添加有機氯的主要產物為 PbCl2(g)及 PbCl4(g)含氯量大於 1 時

則以 PbCl4(g)為主而本實驗的進料組成乃模擬台灣地區都市廢棄物

之化學分析組成其含氯量為 013 低於 1 所以產物以 PbCl2(g)

及 PbCl4(g)為主而 PbCl4(g)隨溫度上升會逐漸轉化成 PbCl2(g)和 Pb(g)

02

46

810

12

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

151

圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-17 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鎘化合物生成之比較圖鎘及其化合物在二次室中的轉化

情形根據熱力平衡模式之模擬結果顯示在有機氯的添加下其生

成之主要物種為具高揮發性的 CdCl2(g)添加無機氯時爐溫在 900

以下時大多以 CdO(s)的型式在 900 以上則逐漸轉化成 CdO(g)及

Cd(g)

0

1

2

3

4

5

6

7

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

152

圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

圖 7-18 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉻化合物生成之比較圖鉻及其化合物在二次室時的情況

就如同之前所述以 Cr2O3(s)的型式佔大多數且受溫度的影響不大

故圖 7-18 中兩條曲線的變化情形甚微

001020304050607

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

153

72 焚化過程中產生之粒狀污染物

焚化過程中部份較輕或較小的灰渣微粒可能被氣流帶走而隨煙

道氣排出而這些微粒大多是未完全燃燒的碳粒因此通常會在主

燃燒室(一次室)後加裝二次室用以再次處理這些未完全燃燒物

圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較

圖 7-19 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成的粒狀污染物之濃度比較由本

圖可以發現經二次室處理後粒狀污染物的濃度大幅降低而在二

次室處理前添加無機氯會使粒狀物的濃度提高其原因可能是無機

氯中的鈉在焚化過程中解離成鈉離子而與其它物種結合成微粒並

隨煙道氣所排出因此增加粒狀物的排放濃度

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

154

73 焚化過程中產生之酸性氣體

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-20 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

氯化氫生成之比較由圖中可以發現進料中含有機氯(PVC)時所

產生的氯化氫濃度略大於含無機氯(NaCl)時的情況其原因乃是 PVC

本身可以提供氫的來源因此在高溫下氯離子可以迅速與氫離子結合

形成氯化氫而對 NaCl 而言一則本身無法提供氫的來源欲形成

氯化氫只得靠廢棄物中的含水量提供其氫離子二則由於 NaCl 本身

的晶格能及鍵能較高故其解離較慢待其解離完成可以提供其氫

源的水分子已有部份蒸發而被煙道氣帶走所以形成的氯化氫濃度會

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

155

有較少的趨勢

(B) 有二次燃燒室時

圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-21 為開二次燃燒室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯

對氯化氫生成之比較在開啟二次室時氯化氫的濃度無明顯的變

化仍是有機氯時大於無機氯時的濃度因為氯化氫並不會隨溫度變

化而轉化成其它物質故其趨勢仍舊延續一次室時的情況

0

50

100

150

200

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

156

732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較

無二次燃燒室時

圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較

圖 7-22 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

二氧化硫生成之比較由圖中可知進料中含無機氯時SO2的濃度

有隨溫度升高而下降的趨勢而在有機氯時SO2的濃度則無明顯的

變化另外從另一角度來看此處所生成的 SO2其濃度皆高於法規的

80 ppm因此必須經過酸性氣體控制設備的處理且至少需具備 75

的去除效果

050

100150200250300350

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

157

733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較

圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較

圖 7-23 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成 NOx 之濃度比較由圖中可發現

開二次室時所產生的 NOx 明顯高於只開一次室時此原因應該是由

Thermo-NOx與 Fuel-NOx所共同造成雖然二次室點燃後爐體內的平

均溫度未比只開一次室時高出很多但燃燒機的火焰部份會產生局部

高溫而導致 Thermo-NOx的生成此外在本實驗中是以瓦斯作為二

次室燃燒機的燃料而瓦斯中含有大量的氮化物(見表 7-1)因此在

燃燒過程中會有 Fuel-NOx生成

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

) 有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

158

表 7-1 常見燃料之成分分析表成分重量百分比() 天然氣 2 號燃料油 4 號燃料油 6 號燃料油

碳 712 873 865 873氫 230 126 117 105氧 -- 004 027 064氮 48 0006 024 028硫 10 022 135 084灰分 0 lt001 002 004

氫碳 (克分子比例) 388 172 160 144總熱值 9880 (kcalNm3) 10680 (kcalkg) 10620 (kcalkg) 10300 (kcalkg)淨熱值 9030 (kcalNm3) 9500 (kcalkg) 9530 (kcalkg) 9300 (kcalkg)API 度 -- 33 232 126

比重 (156 ) 0044 0860 0915 0982Saybolt 黏度 (秒) -- 33~38 45~125 900~9000

閃火點 () -- 38 55 65Perrys Chemical Engineering Handbook 6th Edition

159

74 焚化過程中產生之有機污染物

741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

圖 7-24 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由圖中可知當進料中添加 PVC

而一次室爐溫在 738 時所產生的 PAHs 主要以 NaP (二環)及 AcPy

的型式存在但隨著爐溫的升高有機物則逐漸以三環的 FluPha

甚至 Ant 的型式出現其原因可能是因為氯的陰電性強易帶走直鏈

或支鏈有機物的氫離子使得這些有機物形成具有π鍵且不穩定的烯

類或炔類而在高溫的情況下這些有機物會重新鍵結形成較穩定的

0

5000

10000

15000

20000

25000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

738

836

868

160

環狀物然而當進料中添加有機氯( PVC )時由於 PVC 的燃燒過

程並非如其它物質可以迅速完成反應而必須歷經預熱及氣化的點

燃前階段(pre-ignition)而後才是進行真正的燃燒階段(burning)(張

1993)因此焚化過程中當有機物污染物產生時只有部份因 PVC

粒子受高溫而氣化的氯離子可以帶走有機物上的氫原子所以再經高

溫焚化後所能形成的環狀有機物以低環有機物佔大多數如圖 7-24

中 738 的情況但當焚化溫度升高時可以加速 PVC 的分解燃燒

過程同時也增加氯離子的氣化速率因此使大多數的氯離子能有更

多的機會帶走直鏈或支鏈有機物上氫離子因而形成更多的π鍵而

在焚化的高溫環境下這些π鍵更容易斷鍵而形成多環有機化合物

因此在圖 7-24 中可以看出836 及 868 時所產生的有機污染

物中以三環的 AcPyFlu 及 Ant 佔絕大多數

另外林(1998)曾指出PVC 在焚化過程中(約 600~700 )所生

成的十四種 PAHs 物種中以 NaP 及 AcPy 的濃度較高此與本實驗

結果相符合

圖 7-25 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 BTEX 物種生成的影響圖中顯示物種大多隨溫度升高而有

降低的趨勢其中 Benzene 的濃度較其它物種為高

161

圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

831

908

970

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 738

836

868

162

圖 7-26 是在只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由上圖可知進料中添加無機氯時

所生成的有機物種分佈較廣其中三環的有機物佔大多數這現象可

和前頁含 PVC 的情況做比較在含 PVC 的情形下由於 PVC 的燃

燒過程複雜導致氯離子無法有效帶走有機物上的氫離子而進料含

無機氯(NaCl)的情況而言在本實驗中NaCl 是以水溶液的型態加入

進料中因此當進料投入爐體後NaCl 可以因高溫而迅速斷鍵而

釋出氯離子所以氯離子可以有充份的機會帶走部份未被高溫所破壞

之直鏈或支鏈有機物上的氫原子而形成更多的π鍵之後在高溫的

焚化環境中容易產生三環四環甚至更多環數的有機污染物但總

體而言大部分有機物在高溫下還是會被破壞而形成 CO2及 H2O所

以隨著溫度的上升有機物的總量是有下降的趨勢至爐溫約 970

時這些三四環的有機物亦逐漸因高溫而斷鍵故所餘留者以 AcPy

佔多數

163

圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

圖 7-27 是只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中仍以 Benzene 的生成濃度較其它

物種高而各物種的生成濃度則有隨溫度上升而降低的趨勢

743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 831

908

970

164

圖 7-28 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 PVC 的進料在加入二次燃燒室

後其所產生的有機物以 Pha 佔多數且當二次室爐溫改變時所生

成的有機物量並無明顯的變化因為大部份的有機物已因二次室的燃

燒而去除殆盡

而在二次室溫度 711 時未被去除之有機污染物的分佈介於

二三環之間然而隨著溫度的上升其有機物卻逐漸轉化成三環

四環甚至五環的有機污染物因此在二次室的燃燒環境下溫度提

高卻有促進環狀物合成的趨勢

圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

400

800

1200

1600

2000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1703 T2711 T1712 T2802 T1717 T2936

165

圖 7-29 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響由圖中可以發現經二次室處理後煙

道氣中的 BTEX 仍以 Benzene 佔多數Toluene 居次其餘三物種之

濃度則偏低

166

744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-30 是在開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 NaCl 的進料在經二次室的處理

後所排放的有機污染物已大為降低而部份未被去除的有機物中

則以 Chr 佔大多數但隨著溫度的增加其濃度亦有下降的趨勢

圖 7-31 為開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中物種的生成趨勢與圖 7-29 頗為

類似

0500

100015002000250030003500400045005000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

167

圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯)

圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1738 T2未開

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0

500

1000

1500

2000

2500

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1713 T2703 T1704 T2807 T1696 T2925

168

圖 7-32 是在比較當進料中含有機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 由圖中可發現含 PVC 的進料經二次室處理後大多數的

PAHs 因高溫的焚化環境而被破壞少數則在斷鍵後又轉化成其它物

種唯 Pha 的濃度在開二次室後仍無明顯的變化因此二次室對進料

中含有機氯的物質焚化後所產生的 PAHs(除 Pha 以外)皆有極大的

去除效果

圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-33 是在比較當進料中含有機氯時BTEX 經二次室處理前

後之濃度比較圖中顯示經二次燃燒室處理後的煙道氣其 BTEX 的

排放濃度皆能有效降低

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1738 T2未開T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

169

746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯)

圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-34 是在比較當進料中含無機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 當進料中含 NaCl而只開一次室時PAHs 大多為三四環

的物質當二次室開啟後可以有效破壞大部份 PAHs 物種但同時

也有少部份物種在高溫環境下而合成產生四環的 B(a)A甚至四環

以上的物種其濃度亦有些微增加的趨勢

圖 7-35 是在比較當進料中含無機氯時BTEX 經二次室處理前

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000N

aP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

170

後之濃度比較圖中二次室對 BTEX 的去除與圖 7-33 頗為類似大

部份皆能因高溫而降低其排放濃度

圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

171

747 添加重金屬對有機污染物生成的影響

文獻中(Soltys 1986)(Dunstan 1989)(李1992)曾指出焚化過程

所產生的 PAHs 會因飛灰上碳成分性質之不同而影響其排放濃度

另外(Haynes 1981)(Ndubizu 1982)亦指出重金屬的添加能有效的

抑制燃燒過程中碳煙的生成因此從上述的論點可以歸納得知重

金屬的添加會影響焚化過程中有機污染物的生成

(Wey et al 1998)更進一步研究指出鉛的存在降低了 PAHs 前驅

物 C6H6C2H2CH4的活化能使其進一步的與二三環的 PAHs 加

成聚合生成四五環的結構因此在實驗中二三環的 NaPAcPy

PhA 被轉化成四五環的 FluAPyrBaAChrBaP而鎘主要是

將氣相中的 NaP 及 AcPy 捕捉在飛灰上但是對於多環的 PAHs 卻沒

有明顯的趨勢而在其實驗中也發現飛灰中鉻含量越高PhA

FluAPyr 明顯的增加甚至五六環的 InP 及 B(ghi)P 也被檢測出

來這現象可能是由於鉻催化形成多環結構的能力大於鉛鋅使三

四環的 PAHs 能進一步的與前驅物質反應形成五六環的結構

由以上文獻的研究結果與圖 7-28 及圖 7-30 對照後可發現圖 7-28

中 PhAFluAPyr 及 B(a)A 的濃度明顯較其它物質高而圖 7-30 中

B(a)AChrB(a)P 的濃度似乎也比其它物質高由此可以推斷圖 7-28

中受重金屬鉻的影響較大而圖 7-30 則受鉛的影響較大然而在本

172

實驗中鉛鉻的添加皆佔總量的 01 在添加量相同的情況下

不可能產生如此的差異故應從重金屬的焚化過程來探討在圖 7-13

及圖 7-15 中當進料中含有機氯時鉛化合物的排放濃度明顯偏低

而若含無機氯時排放濃度則大為提高至於在鉻化合物的排放濃度

方面進料含有機氯時略高於含無機氯時的情況因此在進料含有

機氯時由於鉻的催化能力遠大於鉛所以會有圖 7-28 的情況發生

而進料含無機氯時雖然鉻的催化能力較鉛大但鉛化合物的濃度卻

遠大於鉻因此在圖 7-30 中鉛產生的催化效應會大於鉻

173

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討

表 7-2 為本實驗之結果數據表由表中可以發現進料中含氯物種

的不同會影響重金屬污染物的排放濃度而重金屬的排放濃度誠如

上一節所討論會影響 PAHs 物種的生成因此含氯物種亦間接地

影響 PAHs 物種的生成此外含氯物種的不同也影響 HCl 及粒狀

物的排放濃度所以在本實驗中除 SO2及 NOx外其餘污染物的

生成皆受含氯物種不同的影響

在本實驗操作溫度範圍內(一次室738~970 二次室703~936

)的影響方面對重金屬化合物而言其排放濃度受一次室爐溫的

影響而二次室的溫度則會促使其生成物種間的轉化實驗結果可以

發現重金屬鉻在高溫下大部份形成 Cr2O3(s)因此溫度變化對其排

放濃度影響不大至於鎘化合物其排放濃度略有隨溫度上升而增加

的趨勢鉛化合物則在添加無機氯時排放濃度隨溫度上升而增加

當添加有機氯時溫度變化對其生成濃度影響不大而有機污染物及

粒狀物的排放濃度受溫度的影響很大當溫度愈高則其排放濃度愈

低尤其當啟動二次室時更能有效降低其濃度至於 HClSO2及

NOx則受溫度變化的影響較小

174

表 7-2 實驗結果數據表

試程含氯物種

一次室爐溫()

二次室爐溫()

Pb (mgNm3)

Cd (mgNm3)

Cr (mgNm3)

粒狀物(mgNm3)

SO2ppm

HClppm

NOxppm

NaP(mgNm3)

AcPy(mgNm3)

AcP(mgNm3)

Flu(mgNm3)

Pha(mgNm3)

Ant(mgNm3)

FluA(mgNm3)

Pyr(mgNm3)

B(a)A(mgNm3)

Chr(mgNm3)

B(b)FB(k)F(mgNm3)

B(a)P(mgNm3)

DbAB(ghi)P(mgNm3)

InP(mgNm3)

1 738 -- 49 077 132 202 173 135 155 ND ND 15285 ND ND 2590 ND 1226 ND 998 28 67 80 562 836 -- 371 205 155 105 151 174 66 ND ND 26172 ND ND ND ND 1453 1210 ND ND 50 ND 4073

PVC868 -- 162 063 154 453 197 197 116 ND 1158 ND 192 ND ND 240 1026 1786 ND ND 147 ND 547

4 831 -- 152 225 094 379 300 108 101 ND ND 304 1097 ND 536 194 287 197 ND 160 ND ND ND5 908 -- 20 201 112 530 150 147 72 ND ND 144 691 ND 435 150 344 140 89 39 26 153 ND6

NaCl970 -- 126 293 109 514 74 180 89 ND 846 97 94 81 12 25 22 187 92 18 50 25 ND

7 703 711 965 644 047 125 1 150 204 32 20 98 64 279 9 16 6 ND 6 11 28 9 ND8 712 802 11 635 051 101 0 189 218 53 29 50 58 461 38 148 47 16 8 ND 18 231 39

PVC717 936 096 062 042 472 3 178 101 7 16 295 36 546 21 184 106 153 13 6 5 11 3

10 713 703 093 043 051 380 0 110 188 ND 10 120 179 69 10 156 84 27 1627 7 3 255 511 704 807 109 042 054 374 0 145 204 ND ND 83 128 53 12 18 39 9 805 4 21 13 412

NaCl696 925 195 121 059 576 0 172 198 27 30 112 200 135 47 32 12 281 685 51 98 45 32

175

第八章 結論

本研究中蒐集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化

操作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與

控制效果及其影響因子等相關資料並配合文獻中有關焚化廢氣中污

染物特性之相關研究同時針對我國及各國的焚化爐排放法規標準

做一完整的研究與探討以俾獲得最佳焚化處理技術

此外為了解焚化過程中污染物種的生成特性及行為本研究以

臺灣地區都市廢棄物的平均組成為對象分別使用 ASPEN PLUS熱

力平衡模式來模擬各不同操作條件下污染物種的生成行為然而

軟體所模擬者乃是物種在熱力平衡時的狀況但卻因反應動力的限

制而未能真實模擬焚化過程中的部份燃燒及未完全燃燒的情形基

於此本研究乃以實驗及模擬結果相互比較以期更真實的模擬焚化

過程

實驗過程中幾個因素可能會造成實驗結果和實廠狀況有所差

異

1 在實廠中燃燒所需的熱量是由廢棄物本身的熱量所提供但

實驗過程中部份熱量卻是由電加熱管所致因此實廠中熱

量的傳播是靠對流及傳導但實驗中部份熱量卻是藉由熱幅射

來傳播所以實驗所得的數據會與實廠有所誤差

176

2 由於都市廢棄物組成的變異性大而實驗進料量少因此會有

誤差產生

3 焚化過程之複雜性及變異性極大所以實驗必須重覆多次方能

使數據具代表性及普遍性然而本研究因受限於經費和時間的

緊迫所以對不同操作條件無法做重覆多次的實驗

81 焚化過程中產生之重金屬污染物

由於台灣地區執行垃圾分類的成效不彰因此都市廢棄物中充斥

著各式各樣的重金屬物質也使得焚化後產生的重金屬污染物呈現多

樣性與複雜性在本研究中只針對環保署所公告「廢棄物焚化爐空

氣污染物排放標準」中所列管的重金屬鉛鎘汞及另一重金屬毒性

物質鉻作研究而在實驗部份基於安全上的考量故進料中不添加

汞所以汞化合物的生成僅做程式上的模擬與文獻的探討

811 鎘化合物

綜合 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果可知重金屬鎘在

進料含有機氯時經焚化過程後所生成的主要物種為 CdCl2(g)含無

機氯時則以 CdO(s)為主且生成物種會受溫度的影響但不受含硫

量的影響含有機氯的進料當溫度上升時Cd(g)的生成量有逐漸增

加的趨勢而添加無機氯時溫度上升則會導致 CdO(g)及 Cd(g)生成量

177

的增加CdO(s)卻逐漸減少

而文獻中指出金屬氯化物的揮化性高易隨煙道氣排出而金

屬氧化物的沸點較高易停留於砂床中因此添加有機氯時鎘化合

物的煙道氣排放濃度較添加無機氯時大另外從實驗中可發現無

論進料含有機氯或無機氯及是否開二次室從煙道氣中所採得的鎘化

合物大多數是附著於飛灰上以固相的型式出現而仍以氣相型態

存在者較為少量在開啟二次室的情況下總排放濃度最大約為 63

mgNm3

因此從以上的結果可以得知重金屬鎘經焚化後所產生的化合

物大部份的氧化物停留於砂床中部份隨煙道氣排放的高揮發性物

質則幾乎都因異相凝結或均相凝核而成為固相

812 鉛化合物

重金屬鉛的焚化模擬結果顯示當進料含有機氯時其生成物以

氯化物為主其中 PbCl4(g)佔大多數而隨著溫度上升則 PbCl2(g)及

Pb(g)的生成逐漸增加此外含氯量的增加會促使 PbCl4(g)的生成

而 PbCl2(g)則相對的減少直到鉛完全和氯反應才會停止 PbCl4(g)的

生成而當進料含 NaCl 時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其

和重金屬間的親和力大因此絕大多數的氯原子皆和鈉原子反應生

178

成氯化鈉而鉛只能和氧形成金屬氧化物

從實驗及文獻中亦可發現雖然添加有機氯時可促使鉛形成高

揮發性的氯化物但煙道氣中所採集到的鉛化合物濃度卻比添加無機

氯所生成的氧化物濃度低另外無論是否開啟二次室大多數氣相

中的鉛化合物也是藉由異相凝結或均相凝核而形成固相物質

813 鉻化合物

在重金屬鉻的焚化模擬過程中可以發現 ASPEN PLUS 的模擬結

果顯示鉻在高溫的焚化環境下大多形成 CrO2(s)及微量的 CrO2(g)

CrO2Cl2(g)和 CrO3(g)等而熱力平衡模式的模擬結果則顯示當進料含

有機氯時Cr2O3(s)為主要生成物種至於氯化物及氯氧化物的濃度皆

為少量當進料含無機氯時生成物種則以 Na2CrO4(s)為主而所添

加的氯原子大多與鈉及氫反應生成 NaCl(l)及 HCl(g)或更微量的 Cl2(g)

此外重金屬鉻焚化後所形成的化合物的相關文獻中皆認為在有機

氯存在的環境下 Cr2O3(s)為優勢物種因此可以推斷雖然 ASPEN

PLUS 在化工製程的應用上有極佳的評價但可能是因為其無機資料

庫的相關資料有限因而導致模擬結果有所誤差至於熱力平衡模

式由於本實驗室從事多年的焚化相關實驗及研究故建立了較完善

的焚化物種資料庫因而在此以熱力平衡模式的結果來加以探討

179

在實驗結果方面當進料添加有機氯時煙道氣中所含鉻化合物

濃度較添加無機氯時為高可能是因為 Na2CrO4(s)大多留在砂床中

因此降低鉻化合物在煙道中的濃度另外也發現無論進料中添加有

機或是無機氯煙道氣中鉻化合物的濃度隨溫度的變化不大由此可

知Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)在實驗操作溫度範圍內為穩定物種至於鉻

化合物的分佈比例由實驗結果中可以發現鉻化合物在煙道氣中的

總濃度較鉛鎘為低因為大多數的 Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)皆停留在砂

床中所以氣相的分佈比例也就相對的減少而文獻中(Morselli

1993)(Sarofim 1994)亦證實鉻化合物留滯於底灰的比例大約有

70~90

814 汞化合物

由 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果得知無論進料中添

加有機氯或是無機氯其生成的汞化合物中以 Hg(g)佔絕大多數

然而添加有機氯時所生成的氯化物雖量少但與添加無機氯所生成

的氯化物比較顯然大了許多因為添加無機氯氯與鈉的親和力遠

大於氯與汞因此氯化鈉成為此環境下的優勢物種而隨著溫度的

上升Hg(g)亦有些微增加的趨勢

從模擬結果中可以發現焚化所生成的汞化合物皆為氣相且其

180

為高揮發性不易因異相凝結或均相凝核而形成固相所以對煙道氣

中的汞化合物的控制較為困難

815 重金屬污染物的控制

綜合上述重金屬生成之特性可知除汞化合物外其餘三種重金

屬在焚化過程中隨煙道氣所排出之氣相化合物大多因溫度降低而

凝結成固相文獻中(Norton 1986)(Ontiveros 1989)(Wey 1998)曾指

出在煙道氣中揮發性較高的重金屬物質如AsCdCuNi

Pb 及 Zn 所形成的化合物在飛灰中的分佈是趨向於小粒徑的微粒

而沸點較高的鉻則平均分佈於飛灰中至於汞化合物由於其揮發

性較一般金屬高又不易凝結果於飛灰上所以大部份仍停留於氣相

中

因此欲降低焚化所排放的重金屬化合物的濃度除了積極地藉

由改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬的揮發外亦可在金

屬蒸氣尚未形成金屬微粒時由吸附劑與金屬微粒間之物理吸引捕捉

重屬蒸氣或消極地利用有效地捕捉煙道氣中的飛灰來達成降低重

金屬濃度的目的然而改善燃燒條件或藉由吸附冷凝作用來捕捉重

金屬所牽涉的層面甚廣也較為複雜因此一般而言對重金屬的

控制較著重於控制其微粒的排放

181

而對吸附重金屬微粒的控制通常採用傳統空氣污染防治設備的

方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚化廠乾式流程包

括乾式洗煙塔或半乾式洗煙塔與靜電集塵器或袋濾式集塵器之組

合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙塔與靜電集塵器

之組合從表 3-103-113-123-13 和 4-6 中數個國外的焚化廠及

表 4-5 國內 21 座焚化爐實際操作處理經驗觀之無論使用乾式或溼

式處理流程其對鉛及鎘的去除皆能符合表 2-9 中國內環保法規對新

設焚化爐的要求但對汞化合物的控制卻不然表 3-10 中的前六個

國外廠其重金屬化合物的控制端賴靜電集塵器因而汞化合物的排放

濃度遠超過法規標準的 03 mgNm3然而當粒狀物控制系統搭配吸

附劑噴灑系統使用其中在乾式處理流程中混入活性碳或 Na2S而

在溼式處理流程中則加入如 CuCl2的催化劑時汞化合物的排放濃度

大部份都能符合法規的要求

此外在乾式處理流程中袋濾式集塵器對汞化合物的去除效率

較靜電式集塵器佳因為加入的活性碳或 Na2S 能夠被截留在濾布

上增加其與廢氣的接觸時間亦提高與汞化合物的反應性

182

82 焚化過程中產生之酸性氣體

821 氯化氫

由實驗結果得知當進料中含有機氯時其生成的氯化氫濃度略

大於進料含無機氯者且根據 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示氯化

氫的濃度受溫度的影響甚小但依上節的討論結果若進料含有機氯

時重金屬易和氯離子反應生成金屬氯化物因此重金屬的含量會影

響氯化氫的生成濃度

822 二氧化硫

焚化過程中二氧化硫的生成乃因為廢棄物中含硫物質所致從實

驗中可以發現當進料中含有機氯時二氧化硫的濃度雖然隨溫度下

降而有降低的趨勢但從 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示二氧化硫

的濃度只受含硫量的影響而不受溫度過量空氣及含氯量等的影

響另外根據文獻(Verhulst 1996)(Chen 1997)(Chen 1998)中指出

在含硫系統中當焚化溫度約低於 700 時金屬硫酸鹽為主要物

種而當溫度高於 700 時含硫量的影響就逐漸減少因為此時

重金屬主要以氧化物的型式存在而在一般廢棄物的焚化過程中溫

度通常維持在 700 以上所以硫和金屬反應的可能性不大大部

份會與氧反應而生成二氧化硫因此重金屬的含量對二氧化硫生成的

183

影響不大

823 氮氧化物

焚化過程中所產生的氮氧化物一般可分為兩大類一是因所打入

空氣中的氮在高溫下與氧反應而產生的 Thermo-NOx通常在爐溫達

1000 以上才會大量產生另一為燃料中的氮因氧化所生成的

Fuel-NOx從本實驗結果得知當只開啟一次室時氮氧化物隨溫度

的變動不大其排放濃度約為 100 ppm但在開啟二次室時因局部

的高溫而導致 Thermo-NOx的產生同時因使用瓦斯作為輔助燃料

故 Fuel-NOx亦因此而產生

824 酸性氣體的控制

酸性氣體的控制通常使用鹼性吸附劑與其產生中和反應以達

到去除的目的在設備方面如第二章所述可分為乾式半乾式及溼

式洗滌塔等若單獨使用時溼式洗滌塔對二氧化硫的去除效率約可

達 90 以上而乾式及半乾式洗滌塔若搭配袋濾式集塵器使用亦

能達到 90 的去除效率另外從實驗結果及國內二十一座興建中

及運轉中焚化爐的相關資料中得知都市廢棄物焚化後未經控制前

所排放的二氧化硫濃度約介於 300~500 ppm 之間若其去除效率達

90 以上則其排放濃度可以符合國內法規標準的 80 ppm 以內

184

對氯化氫氣體的控制方面由於氯化氫易溶於水因此溼式洗滌

塔對其去除效果達 98 以上而乾式及半乾式洗滌塔若與袋濾式集

塵器搭配使用亦有 90 以上的去除效率同時由於袋濾式集塵

器的操作溫度約在 140~230 左右因此通常在煙道氣進入控制

器前會予以降溫處理若以煙氣洗滌塔(只噴水不含鹼性吸附劑)

作降溫處理則不僅能除去部份煙道氣中的粒狀物質亦能溶解其中

的氯化氫氣體同時也能降低後續之鹼性吸附劑的使用量

在氮氧化物方面從實驗中得知在開啟二次室的情況下氮氧化

物的排放濃度大約為 100 ppm若依實廠中二次室添加燃油的情形而

言由於燃油所含的氮成份為瓦斯的二十分之一以下(參見表 7-1)

因此所能生成的 Fuel-NOx 也極為有限而過去根據實廠的經驗氮

氧化物的排放濃度大多遠低於法規標準因此少有針對氮氧化物的控

制措施

而近年來由於民眾對生活環境品質的要求日益提升且法規標準

也日漸嚴苛所以部份新設的焚化廠在其廢氣控制系統中增加氮氧

化物的控制措施從表 4-5 中可知這些廠皆藉由選擇性無觸媒還原

法(SNCR)來控制氮氧化物的排放

185

83 焚化過程中產生之有機污染物

從實驗結果中可發現當只開一次室時隨爐溫的上升PAHs 量

有逐漸減少的趨勢而進料中含有機氯(PVC)時因 PVC 燃燒過程緩

慢所以雖然 PAHs 總量隨爐溫的上升而下降但所餘留者部份則轉

化成三環的 AcPyFlu 及 Ant

當啟動二次室時爐溫的上升對 PAHs 的去除效率影響較小

可能是因為大部份的 PAHs 在高溫下被破壞因而 PAHs 的總量無明

顯的變化而剩餘微量的 PAHs 其物種分佈主要受重金屬添加物的影

響在進料中含有機氯時因為鉛化合物的排放濃度偏低而鉻的催

化能力又遠大於鉛所以在此情況下PAHs 物種的生成受鉛化合物

的影響大多生成 PhAFluAPyr 及 B(a)A而當添加無機氯時

鉛化合物的排放濃度則大幅提高因而使 PAHs 物種受其影響而大多

轉化成 B(a)AChr 及 B(a)P

總體而言開啟二次室可以有效降低 PAHs 的排放濃度

186

84 污染防治設備組合之綜合評估

綜合以上各污染物在控制上的討論可知重金屬鉛鎘的控制藉

由一般的粒狀物控制設備(例如靜電式集塵器袋濾式集塵器)即

可獲致極佳的效果而汞的去除則必須搭配吸附劑噴灑系統(如活

性碳Na2S)或催化劑(如CuCl2)的使用方能達到有效的去除效果

而在酸性氣體的控制方面溼式乾式及半乾式洗滌塔對 HCl 及

SOx 的去除皆有卓越的效果但在使用(半)乾式處理流程時若能先

經滌氣塔去除部份的 HCl則可以減少後續鹼性吸附劑的使用量至

於 NOx的去除現今較為常用者為選擇性觸媒還原法(SCR)及選擇性

無觸媒還原法(SNCR)前者的去除率約 60~80 後者約 30~60

至於有機污染物的控制從實驗中可以發現當廢氣經過二次燃

燒室處理後有機污染物的濃度可大幅降低另外亦可藉由爐體的

操作使廢棄物能充份的燃燒減少不完全燃燒物的生成此外煙

道氣中加入活性碳不僅可以除去汞蒸氣亦可吸附微量的有機污染

物

然而控制設備的選擇不單是要求去除效率佳而必須同時考量其

設置成本及操作成本並在三者之間尋求一最佳之平衡但影響成本

估算的因素甚多除了廢氣處理量之外其它諸如匯率物價波動

等使得所需成本無法精確估算僅能就過去設廠的經驗作約略的估

187

算

就粒狀物控制設備而言最常被使用的是靜電式集塵器與袋濾式

集塵器二者的建造費用相近唯後者的操作費用較前者為高然而

近年來有學者指出靜電集塵器的操作溫度與 PCDDsPCDFs 從飛灰上

脫附的溫度相近易導致其脫附後有再合成現象(De Novo synthesis)

的產生因此靜電集塵器已逐漸不被新設的大型焚化廠所採用

而在酸性氣體洗滌塔部份如表 2-9 所示乾式半乾式及溼式

洗滌塔的建造費用比分別為 91015而操作維護費則是 81015由

此可知溼式洗滌塔的整體費用要比乾式及半乾式多另外NOx的去

除法中SCR 所需的設備成本大約是 SNCR 的 3~7 倍左右而操作

費用則相近

至於設備組合方面大約可分為乾式及溼式處理流程在乾式處

理流程中為了使鹼性吸附劑增加與廢氣的反應因此大多利用袋濾

式集塵器與(半)乾式洗滌塔搭配使用而溼式處理流程中因袋濾式

集塵器的耐溼性差故一般皆以靜電式集塵器和溼式洗滌塔為組合

但如前所述靜電式集塵器已逐漸被捨棄不用因此溼式處理流程

在新設焚化廠中已不復見在乾式處理流程中雖然乾式洗滌塔的建

造費用與操作維護費用比半乾式略低但其鹼性吸附劑的添加量卻比

半乾式多半乾式洗滌塔則往往因藥劑調配不當而造成噴嘴堵塞的

188

現象所以二者無論在成本或使用上各有其所長

85 總論

由本研究中可以了解焚化過程中所產生的污染物有各種重金

屬化合物粒狀污染物HClSO2NOx 及各種有機污染物等而

理想的控制設備組合是廢氣經能源回收後進入乾式或半乾式洗滌塔

中並噴入鹼性吸附劑及活性碳或 Na2S 以吸附酸性氣體微量的有

機化合物及汞蒸氣而後以袋濾式集塵器去除粒狀物及其上所附著的

重金屬化合物若需要進一步改善 NOx 的排放濃度可以考慮加裝

SCR 或 SNCR 的處理設備如此所排放的煙道氣中污染物濃度大致

可符合國內現有法規的標準且達低污染的焚化處理目標

189

86 對空污防治之重要成效

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐漸增加如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋埸之容量快速飽

和而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋埸的設立更

顯不易因此具有減量化資源化安定化及無害化的焚化處理已成

為地狹人稠的台灣地區廢棄物之主要處理方式

然而焚化處理雖具有多項優點但焚化過程中卻也產生有害空

氣污染物質所以污染物的控制成為焚化處理中極為重要的課題

研究中搜集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化操

作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與控

制效果及其影響因子等相關資料可供國內研究及焚化爐操作之參

考並模擬國內都市廢棄物之組成以實際實驗及電腦模擬徹底了解

焚化後污染物質的生成趨勢且在法規要求及成本的考量之下獲得

一本土化的焚化廢氣最佳化的控制技術以作為國內往後在焚化廠設

計及實際操作上參考之用

190

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朱信煙道氣中濕式除硫除氮整合系統之研究 (II)系統最適化計畫編號NSC 83-0410-E-006-075(1994)

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205

206

附錄一

八十八年度空污費科技研發計畫(期中報告)審查意見表

評審意見 答覆1期中報告完成了電腦程式模擬實驗設備及實驗條件的規劃充分達成進度

1謝謝委員指教

2相關文獻的蒐集完整敘述頗有條理

2謝謝委員指教

3研究方法使用電腦模擬及模型實廠實驗驗證並將評估最佳化操作條件及有害空氣污染物的最佳控制條件符合原先規劃的內容

3謝謝委員指教

4 期中報告第四章評估廢氣控制設備之組合建議尚需一併考量其他廢氣成分(如戴奧辛)的控制方具有完整性及實質效益

4會遵照委員指示在期末報告第四章中加入戴奧辛控制資料

5 報告書撰寫文字流暢條理分明 5謝謝委員指教6 本報告文獻回顧內容翔實完整值 得肯定

6謝謝委員指教

7 模式模擬之基本假設條件為何此模式支出處為何均請於期中報告中加以說明

7會於期末報告中加以說明

8 實驗工作應即刻準備進行並於報告中說明重要操作條件

8會於期末報告中加以說明

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

207

附錄二

八十八年度空污費科技研發計畫(期末報告)審查意見表

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

評審意見

1未試垃圾焚化產生

有害空氣污染物之

有效控制方案實

驗室之模擬處理結

果至實用尚有一段

距離

2建議將模式模擬結

果與實廠採樣結果

加以比較以確認

模式之正確性

答覆

1本研究主要規劃收集國內外各種空氣污染

控制技術相關文獻實驗部份只針對污染物

排放濃度來探討若欲進一步探討有害空氣

污染物之有效控制方案則需針對實廠控制

設備來作理論及實驗上資料之收集與研

究以求實驗上之有效控制方案而文獻上

針對有效控制方案資料收集的結論已於期

末報告中第 83 頁中說明

2本實驗主要的目的是收集國內外各種空氣

污染控制技術之相關資料並藉由實驗室規

模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣有關實

廠採分析並不在本研究範圍之內且國內有

關實廠採樣結果的數據並不多(包含有機

物重金屬及酸性氣體等)而於有限的焚

化廢氣排放資料中並無法提供詳細的操作

條件(包括焚化爐熱損失確實進料組成

確實操作溫度及溫度分佈等)故無法與本

研究的模擬結果進行比較請諒察

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II

ABSTRACTIncineration is one of the best disposal technology for municipal waste It has the

advantages of volume reduction and high toxicity reduction The heat energy

produced during the incineration could be also recovered for electric generation

However inadequate design or operation could result in the emission of pollutants

The composition of waste is very complex Many types of pollutants could be

produced during incineration The pollutants contains heavy metals acid gas and

toxic organic compounds which pose a grave threat to human health Heavy metal

compounds will react with oxygen or chlorine to from metal oxides or metal chlorides

The elements of chlorine sulfur and nitrogen contained in the waste or fuel will react

with hydrogen or oxygen to generate acid gas such as hydrogen chloride vitriol and

aquafortis The formation of these acid gas could be related to the operating

temperature waste composition and the air pollution control devices The toxic

organic compounds include the volatile organic such as benzene toluene carbon

tetrachloride chloroform and the semi volatile organic such as phenol The emission

of dioxin and fluorene also cause intensive public concern

Present work will collect the relative data of incineration plant in our country

which include the type of incinerators incineration conditions the air pollution

control devices and the current status of operation Additionally the new air pollution

control technology available at home and abroad will also be studied Base on the

studied experiences of incineration in our laboratory the experiment were carried out

to evaluate the potential pollutants emissed from the incineration of simulated

municipal waste At the same time the tendency of generating pollutants under

various incineration operating conditions were also performed by using ASPEN

PLUS and thermodynamic equilibrium model Finally the optimum air pollution

control technology for the incineration gas will be evaluated to provide useful

information for further design or operation of incinerator

III

目錄

摘 要IABSTRACT II目錄 III表目錄VI圖目錄 VIII第一章 前言1

11 研究動機212 研究目的313 預期目標314 研究方法615 研究時程規劃10

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制 1121 焚化流程 11

211 廢棄物前處理 11212 燃燒 11213 污染物控制15

22 廢氣排放標準26第三章 廢氣中污染物之型態30

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制30311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性36312 焚化系統中重金屬之控制44

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制4933 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制55

331 利用吸附技術控制廢氣排放之實例6134 總結62

第四章 廢氣控制設備組合之評估6341 國內外焚化廠設備規模及處理概況6342 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響6843 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響7144 空氣污染防治設備組合比較7745 結論83

第五章 焚化廢氣之模擬8451 模擬參數8452 系統模擬86

521 系統流程描述86522 基本設定(Setup Specifications form) 87523 成份屬性(Components Specifications form) 87524 非傳統物質(NC)的物性模式(Properties NC-Props) 89525 進料值(Input-Data)的輸入89526 副加程式92

53 結果與討論95

IV

531 過量空氣95532 熱損失99533 廢棄物熱值103534 含硫量104535 含氯量108

54 熱力平衡模式 112541 模擬程序 112542 模擬條件 113543 模擬結果討論 114

第六章 實驗設備及方法12061 實驗設備120

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備120612 煙道氣中氯化氫之採樣設備123613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備123614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備125615 煙道氣中有機污染物之採樣設備126616 樣品分析儀器127617 實驗藥品與材料128

62 進料組成之模擬13063 實驗操作條件13464 實驗流程136

641 起爐升溫136642 重金屬之採樣及分析136643 有機物之採樣及分析138644 酸性氣體之採樣及分析139

第七章 結果與討論14071 焚化過程中產生之重金屬污染物140

711 各重金屬在氣固相中的分佈140712 各操作條件下重金屬濃度之比較147

72 焚化過程中產生之粒狀污染物15373 焚化過程中產生之酸性氣體154

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較154732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較156733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較157

74 焚化過程中產生之有機污染物159741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 159742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 161743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 163744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 166745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯) 167746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯) 169747 添加重金屬對有機污染物生成的影響171

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討173第八章 結論175

V

81 焚化過程中產生之重金屬污染物176811 鎘化合物176812 鉛化合物177813 鉻化合物178814 汞化合物179815 重金屬污染物的控制180

82 焚化過程中產生之酸性氣體182821 氯化氫182822 二氧化硫182823 氮氧化物183824 酸性氣體的控制183

83 焚化過程中產生之有機污染物18584 污染防治設備組合之綜合評估18685 總論18886 對空污防治之重要成效189

參考文獻190附錄一206附錄二207

VI

表目錄

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況 4表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定) 5表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定) 6表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐 8表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表 9表 1-6 時程規劃表 10表 2-1 焚化爐型式比較表 14表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料 16表 2-3 袋濾式集塵器資料表 18表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表 19表 2-5 乾式滌氣塔資料表 22表 2-6 濕式洗滌法 23表 2-7 半乾式滌氣塔 24表 2-8 各種不同控制設備之比較 25表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)25表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準 27表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準 28表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準 29表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998) 31表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較 33表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)34表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)35表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)36表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)39表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998) 40表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998) 41表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)42表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續） 43表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度 45表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例 46表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度 46表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例 48表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表 58表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料 65表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件 67表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較 69表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較 70表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997) 75表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料 75

VII

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)76表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料 78表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 79表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 80表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 81表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料 82表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成 85表 5-2 參數之變動範圍 85表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質 88表 5-4 HCOALGEN Option Codes 90表 5-5 程式中參數代表之定義 93表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件 114表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果 115表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果 116表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果 117表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果 118表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析 132表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析 132表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表 133表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表 133表 6-5 各試程之操作條件表 135表 7-1 常見燃料之成分分析表 158表 7-2 實驗結果數據表 174

VIII

圖目錄

圖 1-1 研究流程圖 9圖 2-1 焚化流程 11圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990） 37圖 5-1 模擬流程圖 87圖 5-2 廢棄物的物性模式 91圖 5-3 熱損失之副加程式 93圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響 95圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響 96圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響 97圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響 97圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響 98圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響 98圖 5-10 熱損失對爐溫的影響 100圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響 100圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響 101圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響 101圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響 102圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響 102圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 ) 103圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響 105圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響 105圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響 106圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響 106圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響 107圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響 109圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響 109圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響 110圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響 110圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響 111圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備 122圖 6-2 氯化氫採樣設備 123圖 6-3 煙道氣採樣設備 124圖 6-4 氣相重金屬採樣設備 125圖 6-5 有機污染物採樣設備 126圖 6-6 重金屬分析流程圖 137圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)140圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)141圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 141圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143

IX

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 144圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 147圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 148圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 148圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 150圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 151圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 152圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較 153圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 154圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 155圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較 156圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較 157圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 159圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 161圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 161圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 163圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 163圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 164圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 166圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 167圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 167圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 168圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 169圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 170

1

第一章 前言

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐年增加雖然隨著環保意識的抬頭垃圾減量與資源回收工作

也正如火如荼地推動中但每人每天仍平均製造出約 12 公斤(1995

年)的垃圾如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋場之容量快速飽和

而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋場的設立更顯不

易相對的應用焚化方式處理垃圾除了可以達到減量化資源化安

定化無害化等廢棄物清理之目標外其技術之開發已臻相當可靠之

地步且作業安全熱能又可回收利因此目前已成為地狹人稠的台

灣地區廢棄物之主要處理方式

自民國 73 年起政府開始推動大型垃圾焚化廠之興建計劃至民

國 82 年止共規劃了 21 座焚化廠並預計在民國 90 年前完工以解決

國內日益嚴重的垃圾問題目前這 21 座焚化廠的執行現況如表 1-1

所示此乃第一階段垃圾焚化廠興建計劃

前項計劃自推動以來因地方政府未能協調溝通民意排除民眾

抗爭以順利取得建廠用地致使建廠工作受阻影響年度預算執行

至鉅為加速推動垃圾焚化廠興建工程計畫故參考先進國家之經

驗以公有民營為過渡方式民有民營為終極目標利用民間力量參

與興建以減少政府財務及人力負擔表 1-2 及 1-3 即為民國 85 年核

定「鼓勵公民營機構興建營運垃圾焚化廠推動方案」以 BOO 或 BOT

的模式預定在台灣各縣市再興建 18 座垃圾焚化廠並分為兩梯次

第一梯次 8 個廠第二梯次 10 個廠此為第二階段垃圾焚化廠興建

計劃

2

另外部分離島地區水源特定區及特殊偏遠地區等區域因其

特殊地理位置無法參與上述資源回收焚化廠興建計劃或是區域性聯

合衛生埋場計畫而一般事業單位或醫療廢棄物也常利用小型焚化爐

來處理垃圾表 1-4 為國內運轉中的小型焚化爐處理廢棄物種類爐

型及廢氣處理系統之相關資料

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店樹林廠及台中市等六個廠其操作營運狀

況如表 1-5 所示由表中可知這五個廠處理垃圾之平均低位發熱量

皆高於當初設計的發熱量此乃因為近幾年來塑膠製品充斥市面以

致民眾消費習慣改變而其廢棄物中塑膠含量也隨之增加進而大幅

提高垃圾熱值增加爐體所能負荷的熱量如此也相對的降低了焚化

廠的處理量故政府不但一方面宣導民眾減量使用塑膠製品一方面

則加速推動垃圾分類制度以期有效回收垃圾中之有用資源並提昇

焚化廠的利用率

11 研究動機焚化處理雖為目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果

好並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物

病原性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱

交換將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當

不僅不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造

成環境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包

括有重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚

化爐中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之

氯硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫

3

酸及硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排

氣控制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等

揮發性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴

奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

12 研究目的焚化過程中爐體的設計操作條件與空氣污染防制設備的設計操

作對空氣污染物之控制效果有重大的影響但是國內目前對於這方面

之研究尚未完備故本研究將針對國內各焚化廠實地收集其垃圾組

成與焚化生成污染物特性與控制現況並收集國內外各種空氣污染控

制技術相關資料藉由實驗室規模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣了

解污染物排放及生成特性並配合法規限制及成本要求等評估各

種空氣污染控制技術之可行性與適用性提出本土化之焚化廢氣合適

之空氣污染物控制技術以提供國內各焚化廠操作建議或設計參考

13 預期目標1了解垃圾焚化產生有害空氣污染物國內外相關最新資訊及處理技

術

2了解垃圾焚化產生有害空氣污染物的成份及經濟可行性的控制方

法

3獲得本土化的垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

4

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況

主辦機關

廠 別 規模TTD

顧問機關

承攬廠商

合作廠商

現 況完工日期

備 註

臺北市內湖 900 已完工運轉中 810124 公有公營

臺北市木柵 1500日本田熊(TAKUMA)

已完工運轉中 830721 公有公營臺北市環保局

臺北市北投 1800

中興顧問日本丸紅(HITACHI)

已完工運轉中 8706 公有公營

高雄市中區 900 中華顧問 東帝士 德國 DBA 已完工運轉中 8710 公有公營高雄市環保局 高雄市南區 1800 中興顧問

中鼎工程公司

德國Martin

施工中 8902 公有公營

臺中市 900日本鋼管

(NKK)已完工運轉中 840508

公有民營(達和公司)

嘉義市 300中興顧問

已完工運轉中 876公有民營(達和公司)

臺灣省環保處

臺南市 900 中華顧問中興電工 丹麥

Volund 已完工運轉中 8712 公有民營

臺北縣新店市 900 已完工運轉中 830528公有民營(中鼎公司)

臺北縣樹林鎮 1350慧能顧問

日本三菱(MHI) 已完工運轉中 840601

公有民營(達和公司)

臺北縣八里鄉 1350 施工中 8810 公有民營新竹市 900 慧能顧問 中興電工 丹麥

Volund 施工中 8804 公有民營

高雄縣仁武鄉 1350日本三菱中鼎工程

施工中 890326 公有民營

彰化縣溪州鄉 900中興顧問 日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 8909 公有民營

屏東縣崁頂鄉 900 中鼎工程日本穿崎重工(KHI)

遠東機械(技術合作)

施工中 890326 公有民營

臺中縣后里鄉 900 中興顧問日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 890326 公有民營

基隆市 600 中鼎工程 大潁 Steimuller 施工中 900618 公有民營宜蘭縣利澤 600 中興顧問 大潁 Steimuller 施工中 900318 公有民營

臺南市永康市 900 中鼎工程 施工中 9108 公有民營嘉義鹿草鄉 900 施工中 9012 公有民營

環保署

高雄縣岡山鎮 1350 中興顧問 中鋼 TAKUMA 施工中 9004 公有民營合 計 21900

資料來源環保署全球資訊網

5

表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址 服務範圍噸 數(噸日)

桃園縣 BOO中壢市平鎮市大溪鄉楊梅鎮觀音鄉新屋鄉蘆竹鄉大園鄉龍潭鄉

1200

新竹縣 BOO 竹北市芎林鄉湖口鄉新埔鎮新豐鄉 300

苗栗縣 BOT 竹南鎮

苗栗市苑裡鄉頭份鎮後龍鎮通霄鎮卓蘭鎮公館鄉大湖鄉銅鑼鄉南庄鄉頭屋鄉三義鄉西湖鄉三灣鄉造橋鄉獅潭鄉泰安鄉竹南鎮

500

台中縣 BOT 烏日鄉 大里市太平鄉烏日鄉霧峰鄉 600

南投縣 BOO南投市名間鄉仁愛鄉國性鄉魚池鄉集集鎮竹山鎮埔里鎮草屯鎮鹿谷鄉中寮鄉水里鄉信義鄉

500

彰化縣 BOO彰化市和美鎮伸港鄉線西鄉鹿港鎮大城鄉花壇鄉秀水鄉福興鄉埔鹽鄉芳苑鄉大村鄉芬園鄉

800

雲林縣 BOO斗六市斗南鎮虎尾鎮土庫鎮西螺鎮莿桐鄉林內鄉大 鄉古坑鄉

300

台東縣 BOO台東市成功鎮關山鎮路野鄉池上鄉東河鎮金峰鄉達仁鄉太麻里鄉

300

總 計 4500資料來源環保署全球資訊網

6

表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址服 務範 圍

噸 數(噸日)

台北縣 BOT 汐止鎮 汐止鎮萬里鄉 300桃園縣 BOO 中壢市楊梅鎮等 700台中市 BOO 台中市(東區北區北屯區) 600台中縣 BOT 大安鄉 大甲鎮大安鄉清水鎮 300台中縣 BOO 沙鹿鎮梧棲鎮龍井鄉大肚鄉 400

彰化縣 BOO員林鎮社頭鄉永靖鄉埔心鄉大村鄉芬園鄉

300

雲林縣 BOO台西鄉東勢鄉四湖鄉口湖鄉水林鄉褒忠鄉崙背鄉元長鄉北港鎮麥寮鄉

300

台南縣 BOT 七股鄉

新營市鹽水鎮柳營鄉六甲鄉後壁鄉白河鎮東山鄉佳里鎮西港鄉七股鄉北門鄉學甲鎮麻豆鎮下營鄉官田鄉大內鄉將軍鄉

600

花蓮縣 BOT 花蓮市土安鄉新城鄉壽豐鄉秀林鄉 300

澎湖縣尚未決定

尚未決定 200

總 計 4000資料來源環保署全球資訊網

14 研究方法本研究之執行可分為以下三個部分

第一部份蒐集國內外垃圾焚化產生有害空氣污染特性及處理方法

可再細分成四個部份

(1)蒐集國內外垃圾焚化廠設備規模及處理概況

(2)蒐集國內外垃圾焚化廠空氣污染物生成特性及控制設備效果

(3)蒐集文獻中廢棄物焚化廢氣中污染物特性相關研究

(4)蒐集空氣污染防治設備操作特性與控制效果及其影響因子相關資

料

第二部份以實驗模擬垃圾焚化產生的有害空氣污染物並實際分析

各種空氣污染物之濃度及特性

第三部份以 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式模擬都市廢棄物在不同

7

的焚化操作條件下所可能產生的污染物種

綜合第一部份所收集之相關資料與實驗及模擬分析結果考慮投入總

成本法規的要求降低焚化產生有害空氣污染物的排放程度提出

本土化焚化廢氣最佳化的控制技術圖 1-1 為本研究流程圖

8

表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐

所在地 爐型 開始運轉時間 廢棄物種類 廢氣處理系統太魯閣關原焚

化爐固定床 民國 85 年 一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器

東北角風景區焚化爐

機械式爐床 民國 83 年 一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器彰化縣和美

鎮伸港鄉線西鄉合建垃圾

焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式吸收塔+靜電集塵器

桃園平鎮垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式除酸+袋

式集塵器中正機場三號

焚化爐混燒式機械爐

床民國 82 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(濕式)

泰安休息站垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 80 年 一般垃圾 濕式水洗

高雄國際機場焚化爐

混燒式機械爐床

民國 79 年 機場一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中正機場二號

焚化爐批次式固定爐

床民國 71 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(乾式)

陸軍兵工整備中心焚化爐

批次式固定爐床

民國 83 年 一般垃圾 濕式水洗

ICI 觀音廠焚化廠

旋轉窯焚化爐 民國 80 年事業廢棄物乾燥生物污泥

濕式水洗

台中榮民總醫院焚化爐

控氣式焚化爐 民國 82 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式水洗

台北榮民總醫院焚化爐

批次脈動爐床 民國 81 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中美和林園廠

焚化爐環式流體化床

焚化爐事業廢棄物生

物污泥濕式水洗

陽明山國家公園焚化爐

機械脈動爐 民國 81 年 一般垃圾 濕式水洗

中油大林廠焚化爐

氣泡式流體化床焚化爐

事業廢棄物油泥生物污泥

濕式水洗

資料來源工研院能資所1998EPA-87-FA41-03-17

9

表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表

焚化廠別

焚化量焚化率（噸） （）

灰渣量（噸）

發電量（萬度）

售電量（）

平均低位發熱量設計發熱量

（仟卡公斤）

廢氣排放情形（註）

內湖 5217227 945 15 228 18241350符合排放標準

木柵 20002523 3751 277 548 19881600符合排放標準

新店 22817994 5027 982 768 18421548符合排放標準

樹林 33753981 7629 1504 807 20031548符合排放標準

台中市 18909824 3935 692 755 19831500符合排放標準

資料來源環保署全球資訊網

一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

文獻國內外焚化廠處理現況及控制技術等相關資料的搜集

電腦模擬模擬實驗操作變因一次室爐溫二次室爐溫

含氯物種(PVCNaCl)

ASPEN PLUS軟體模擬操作變因過量空氣量熱損失廢棄物熱值含硫量含氯量

熱力平衡模式操作變因

爐溫含有機氯含無機氯

分析項目重金屬(PbCdCr)

粒狀污染物酸性氣體(SO2HClNOx )

有機污染物(PAHs)

探討在各操作條件下各污染物種的生成情況

評估各種控制技術對污染物的去除效率

在去除效率及成本的考量下尋求一最佳的控制技術

圖 1-1 研究流程圖

10

15 研究時程規劃本研究所安排之時程規劃如表 1-6 所示實際之進度與表所示符

合

表 1-6 時程規劃表 月 次

工作項目

第 1 月

第2 月

第3 月

第4 月

第5 月

第6 月

第7 月

第8 月

第9 月

第10月

第11 月

第12 月

備 註

相關文獻資料收集 符合進度

軟體模擬 符合進度

實驗準備 符合進度

實驗進行 符合進度

數據分析及整理 符合進度

期中報告 符合進度

期末報告 符合進度

預定進度累計百分比

11

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制

21 焚化流程

焚化的處理流程大致可分為廢棄物前處理燃燒及污染物控制

等三個階段如圖 2-1 所示

211廢棄物前處理

前處理的目的有三即(1)增進營運效率(2)回收可用物質(3)

回收轉化物或能源而前處理技術則包括(1)破碎(減小垃圾的尺寸)

(2)壓縮(減小垃圾的體積)(3)分選(分類篩選以利回收或處理)(4)

乾燥(減少水分以利燃燒)

212燃燒機械床 急冷式 靜電集塵

流體化床 廢熱鍋爐 袋式集塵

旋轉窯 熱水回收 旋風集塵

液體噴注式 濕式洗滌塔

高溫熔爐 乾式洗滌塔

半乾式洗滌塔

排煙

廢棄物

參考資料劉(1995)魏(1996)張(1997)

圖 2-1 焚化流程

混合破碎

燃燒室

排氣冷卻或熱回收

粉酸有重塵氣機金去去物屬除除去去 除除

煙囪

灰渣處理(含重金屬)

12

焚化爐為焚化系統的核心設備亦是廢棄物處理的主要設施而

燃燒室型態的選擇主要決定於廢棄物的物理性質及灰份一般可略分

為五大類型(1)機械爐床式焚化爐(2)流體化床式焚化爐(3)旋轉

窯焚化爐(4)液體噴注式焚化爐(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996)以

下就這五種分述之

(1)機械爐床式焚化爐

機械爐床式焚化爐一般是以多種爐條構成經由爐條反覆運轉而帶動

垃圾使之前進並達到混合與均勻攪拌的目的而在垃圾進入燃燒段

前通常會先經過乾燥區充份乾燥以降低垃圾含水率並提高其熱

值之後進入高溫燃燒段未完全燃燒的垃圾則再經後燃燒段以使

反應更完全一般大型焚化爐均採此型

(2)流體化床式焚化爐

流體化床焚化爐即是指廢棄物在流體化床中像流體般地被攪拌混合

而燃燒完全後才排放在此通常以砂床中的砂石為流體化介質因為

砂石具有高熱容量能蓄積大量的熱能而在流體化的過程中充份地

與廢棄物接觸並將能量傳輸給廢棄物因此其熱傳效率佳溫度

分非常平均不僅燃燒可以完全所需焚化銷燬的溫度也可降低此

外若燃料或廢棄物中含硫氯等元素則可將粒狀石灰噴入爐內直

接中和硫氧化物及氯化氫等酸氣因此可省略排氣處理系統中酸氣去

除部份

(3)旋轉窯焚化爐

一般旋窯焚化爐在旋窯後端裝置一個二次燃燒室以確保燃燒完全

它包括旋轉窯爐體緊急排放煙囪二次燃燒室污染防治設施誘

13

引抽風機及排放煙囪等旋轉窯的主要功用是熱解氣化及燃燒廢棄

物中的可燃份不可燃的灰渣則經由旋轉窯的轉動移向排灰口排出

二次燃燒室則是將一次室所排出的廢氣在高溫下再次氧化使其燃燒

更完全

(4) 液體噴注式焚化爐

液體噴注式焚化爐是最常見之有害廢棄物焚化爐凡是流動性的廢

液泥漿及污泥皆可用它銷燬高熱值廢液可直接由燃燒器噴入爐內

直接焚化廢水及低熱值廢液則必須輔以燃料以提供維持適當溫度

所需的最低熱量燃燒器噴出的火焰和廢液噴出的位置及方向可以調

整以達最佳焚化效果

(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996章 1993)

跟其他焚化爐比較高溫熔渣焚化爐能處理含有少量不可燃的廢棄

物經處理過後的廢棄物可燃的被焚化不可燃的被熔化最後形

成像一個陶瓷般的不可熔物質主燃燒室溫度控制在 1400 以上

因此廢棄物中的惰性物質除高熔點的金屬及其化合物外皆呈熔融狀

態而獲較完全的焚化同時凝結後的熔渣形成較大顆粒而將重金屬

化合物包容於其中其透水性低呈較穩定狀態且熔渣會在爐窯內

壁上形成一保護層可延長耐火磚壽命但亦容易造成溫度控制不

當使爐體出口附著不同形狀之礦渣而造成阻塞

五種爐型的比較請參見表 2-1

14

表 2-1 焚化爐型式比較表焚化爐形式 操作溫度範

圍滯留時間 優點 缺點

液體噴注式 650-1600 01-2 秒 1 可以焚化的有害廢液種類相當廣泛2 爐內氣體混合度高燃燒效率佳不須除灰

系統3 燃料流量改變時溫度反應快速4 活動配件最少5 維護費用低造價低操作人力少

1 只適用於可由燃燒去噴嘴物化的廢液2 燃燒器易被雜質堵塞3 限於處理黏滯度小於 750ＳＳＵ之廢液

旋轉窯式 820-1600 氣液體 1-3 秒固體 05-2 小時

1 滯留時間長且可藉轉速控制2 可處理大部分固體及液體有害廢棄物（包括

ＰＣＢs）3 可分別處理廢液及固體廢棄物4 可連續除灰5 進料不需前處理或預熱可處理體積較大的

容器6 自動排灰不影響燃燒效率

1 建造費用高昂2 維護費用較高3 操作溫度高需常翻修耐火磚4 灰渣可能溶融結塊5 過剩空氣量需求高排氣粉塵量較高6 啟動點燃後需一段時間才能操作溫度且熱效

率低

流體化床式 450-980 氣液體 1-2 秒固體 10 分鐘-2 小時

1 接觸表面積大傳熱快燃燒效率提高2 可處理可燃性固體液體廢棄物3 內部可動零件不多操作費用低4 進料速率變化對系統影響較小5 可處理含水高的廢棄物6 爐內同時完成焚化與除酸兩種功能7 操作溫度低燃料費低8 過剩空氣量小排氣量少

1 由流體化床中除去殘留物較不易2 大型廢棄物需作前處理3 流體化介質可能衝蝕爐床材料4 操作溫度小於 1100（砂的熔點）5 排氣粉塵量較高6 進料速度不穩或空氣分配不均會造成流體化分散

不佳致爐溫不穩定

機械爐床式 1 使垃圾移動過程攪拌均勻2 技術成熟二次公害可有效控制3 處理流程單純

1 單位面積爐除焚化率較低2 混燒後灰燼中可回收之金屬價值較低

參考資料章(1993)張(1991)魏(1996)

15

213污染物控制

雖然焚化具有多項優點但焚化後所產生的燃燒氣體中除了無害

的二氧化碳及水蒸氣外還含有許多污染物質必須加以適當的處

理以避免造成二次公害危害人體健康及自然環境故污染控制在

焚化過程中實屬一重要課題

空氣污染控制設備中較常見者為旋風集塵器袋式集塵器靜

電集塵器濕式洗滌塔半乾式洗滌塔乾式洗滌塔及活性碳吸附塔

本節將針對這些控制設備做詳細之介紹至於相互間的配對使用則

將在下節中討論

(1) 旋風集塵器

旋風集塵器是一種低成本且常見的集塵設備尤其是作為初級除

塵它主要由一圓柱筒構成其下端縮成圓錐形係利用強制渦流所

產生之離心力及重力沉降作用將廢氣中粒狀污染物去除含塵粒之氣

體由一處或多處以切線方向吹入圓筒中在圓筒內旋轉其中塵粒因

受離心力之作用拋向器壁沿器壁而下被導入集塵筒中而清淨之

氣體則從圓筒中央之開口逸出旋風集塵器之除塵效率約 65~80

去除粒子大小在 3~100 microm 範圍但僅對於 10 microm 以上之粒狀污染物

較有效(張1997)故通常僅用來作為高效率集塵器之前處理設備表

2-2 為旋風集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

16

表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 去除率

總去除率是各類粒徑大

小的加權平均

2 壓損

壓力損失一般控制於

30~100mm 水柱高

1 對大粒粉塵去除有效粒徑 30microm

以上達 99去除率粒徑小於

5microm 以下去除率不到 50

2 總去除率ηt

ηt=Σηjmj

3 去除率的增加與廢棄流量密度

變化塵粒濃度成正比與廢氣

的黏滯性成反比

優點

1 造價低

2 適用於高溫環境

3 由於沒有可動零件維修

費用低

缺點

1 效率低(尤其是對非常小

的塵粒)

2 操作費用高(由於壓損高

的緣故)

結論適用於初級除塵保護下

游之濾袋集塵設備或

減低負荷

1 一般而言旋風集塵器

的費用為濾袋式集塵

器靜電集塵器等的十

分之一

2 購置費用決定於塵粒

的去除率處理的廢氣

量壓損及附屬設備

參考資料章 (1993)張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)

17

(2) 袋式集塵器

袋式集塵器是工業上常用以收集微粒的方法之一主要的設計是

將含塵粒的氣流從底部進入圓筒形濾袋在通過濾料的孔隙時藉由

慣性衝擊直接攔截和擴散三種捕捉機制將粉塵捕集於濾料上透過

濾料的清潔氣體由排出口排出而附著於過濾層上的粒狀物再定時以

振動氣流逆洗或脈動沖洗等方式清除之一般而言其去除粒子大

小在 005~20 microm 範圍壓力降在 100~200 mmH2O 左右集塵效率可

達 99 以上(張1997)因此普遍使用於基本金屬水泥石灰化

學食品製藥等工業及都市垃圾焚化爐排氣處理系統中另外在

袋式集塵器前通常設有噴淋塔或急冷設備以避免高溫物質導致濾布

起火燃燒表 2-3 為袋濾式集塵器收集效率優缺點及設備費用之相

關資料

(3) 靜電集塵器

靜電集塵器能有效去除工業排氣中所含的粉塵及煙霧它對於氣

體流動的阻力小能量使用低並且可以同時收集大形及小形粉塵粒

子因此它的用途很廣是水泥及發電廠排氣飛灰去除的主要設備

主要是利用高壓負極產生電暈作用放出電力使通過之廢氣氣體分

子電離廢氣內之塵粒遂帶有負荷電再由集塵器之正極板吸著並中

和經過一段時間後經捶擊極板使附著於極板上之塵粒掉落於集塵

漏斗內去除之去除粒子大小在 005~20 microm 範圍壓力降在 10~20

mmH2O 左右(張1997)去除效率在 90~995 間一般可達 95 以

上表 2-4 為靜電集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

18

表 2-3 袋濾式集塵器資料表操作條件 去除效率 大約價格 優缺點1 溫度範圍一般濾袋耐熱約 140 ~ 230 (玻璃纖維 300 四氯乙烯280 ) 操 作 溫 度 範圍140-170

2 粉塵特性大小分配及含量3 壓差100-200 mmH2O4 氣布比(cm2seccm2)振動式1~31逆洗式05~21脈衝式25~751

5 排氣成份及含量6 濕度7 氣體流速

1 粒狀物98 以上2 部份 SOX15~20

1投資費用700 萬(設計 55 噸燃煤鍋爐廢氣處理量100000Nm3hr)

2操作與維護費用(萬年)人工54 萬電力1548 萬濾袋84 萬維護8784 萬總計38064 萬

優點1 去除效率高2 建造維修及操作成本中等3 自動化操作4 回收有用微粒5 濾餅(Filtrate Cake)形成有助去除效率之提昇

缺點1 廢氣溫度不能太高2 潮濕或黏性不適用3 粒狀物成份及水份對濾布有影響4 濾布汰換成本高5 濾餅形成壓差上升

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

19

表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用 備註ESP 集塵機制主要如下1電場與電暈電流的產生2塵粒的帶電3塵粒的收集4塵粒的移除ESP 典型之設計參數範圍集塵速率 10~10 mmin寬度 15~40 cmSCA( 集 塵 板 氣 體 流 量 ) 025~21 (m2m3min)長高比(LH) 05~20氣體流速 12~25 ms停留時間 2~10 sec去除效率 80~999 收集板間距 20~28 cm電暈電力需求 175~175 W(m3min)氣體溫度 370(一般) 705(特製)塵粒粒徑 gt005 microm

去 除 效 率η=1-exp(-AtimesWeQ)理論去除效率可由集塵速度集塵面積及氣體流量來決定但由於此公式已做了相當多的理想化假設所致因而需加以修正一般以等效率漂移速度來取代以符合實際運轉

ESP 之長高比與集塵效率之關係05~06 le980 10~11 98 ~99 11~13 991~99413~15 995~99715~20 ge998

優點1對粒徑大於 1 microm 以上之粒狀污染物可達到很高集塵效率

2操作溫度範圍大(90~425 )3可以處理大量之氣體4操作及維護成本低5廢氣之壓力損失較小6使用壽命長缺點1集塵效果受進氣條件變化影響較大

2對比電阻過高或過低之粉塵甚難收集

3建造費高及佔地面積大4影響效率之因素多故不易排除故障

5在高去除率操作階段欲提升一點去除率需花費很多電流在經濟上很不划算

決定其漂移速度應達到的收集效率及氣體的進流量而可推估出集塵板面積如此則概略可知靜電集塵器尺寸及費用

1使用 ESP 時可在煙氣中加入些化學調節劑可改變煙氣的組成及塵粒的電阻率如此可改善 ESP之集塵效率

2ESP 十餘年前在焚化廠中常與洗滌塔搭配使用但由於不易去除極細小之重金屬及 PCCDs且若通過 ESP 之廢氣溫度不當時 PCCDs 常可能有再合成現象因此 ESP 已漸不被新設計的大型垃圾焚化廠採用

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

20

(4) 乾式洗滌法

乾式洗滌法(dry sorbent injectionDSI)係將鹼性固體粉末(鈣鈉基

吸收劑)直接藉壓縮空氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接

觸而達到中和去除的目的通常需先加一個冷卻塔在前面以降低廢氣

溫度提高去除效率但由於固相與氣相的接觸時間與反應面積有限

且質傳效果不佳故通常需要添加化學反應劑量的 3~4 倍固體停留

時間至少需 1 秒以上乾式洗煙法單獨使用時的去除效率並不高故

常藉由後接的濾袋集塵器進行二次反應以達到排放標準有時會在吸

收劑中加入活性碳粉末以提高汞的去除率為目前垃圾焚化廠典型的

空氣污染物去除流程表 2-5 為乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

(5) 濕式洗滌法

濕式洗煙法(Wet Scrubber)通常接於靜電集塵器或袋濾式集塵器

之後於粒狀物質被去除後再進入濕式洗煙塔與鹼性藥劑反應以

降低所產生的污泥量可用的鹼性藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2 雖

然苛性鈉較消石灰為貴但其去除效率較佳用量較少且不會因

pH 值調節不當而產生管線結垢等問題故一般設計多採用 NaOH 溶

液作為酸性中和劑首先需噴入足量的液體使廢氣溫度降至飽和再

與噴入的鹼性藥劑於塔內之填充材料(packing)表面進行中和作用而

達到去除的目的由於填充材提供廣大的接觸面積所以在藥劑的使

用上極為節省而若整個系統採循環方式設計則更可節省鹼性藥劑

的使用量及廢水的排放量表 2-6 為濕式洗滌法操作條件去除效率

及設備費用之相關資料

21

(6) 半乾式洗滌法

半乾式洗煙法(semi-dry Scrubber 或 spray dryer adsorption SDA)

係將泥漿狀鹼性吸收劑經由高速旋轉霧化器(Atomizer)之 Disc 分為細

小微粒後自塔頂噴入與煙道氣中的酸性氣體充分接觸並產生中和作

用而將氣體污染物去除由於噴入的泥漿乳劑本身含部份水份具降

溫作用故不需加裝冷卻塔同時此微量水份在塔內高下可被蒸發

所以同時也無濕式的廢水問題其酸氣去除效果較乾式洗滌塔佳但

若單獨使用時對酸性氣體的去除率約在 80~90 間若其後再接袋

濾式集塵器則可提供未反應藥劑二次反應的機會則整個系統對酸氣

的去除率可達 98 以上唯易發生管路阻塞問題必須定期清洗

且其操作控制不易表 2-7 為半乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

表 2-8 為各種控制設備之效率比較表其中旋風式集塵器袋濾

式集塵器靜電式集塵器三者之去除率乃對粒狀物而言表 2-9 為酸

性氣體洗滌塔之特性功能比較表

22

表 2-5 乾式滌氣塔資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 用鹼性消石灰粉與酸

性廢氣充分接觸而達

到中和及去除目的

2 滌氣塔的流程前面

需要先加冷卻水塔

使溫度降低至 150

去除率

1 HCl 去除率為 60 若配合袋

濾式集塵器可達 95

2 SOx 去除率為 30

優點

1 設備簡單

2 維修容易

3 造價便宜

4 消石灰輸送管現不易阻塞

5 用水消耗少

缺點

1整體去除率較半乾式濕式低

2藥劑的消耗量大

3產生的反應物及未反應物量多

初設費 低

操作費 低

參考資料章 (1993)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

23

表 2-6 濕式洗滌法

操作條件 去除效率 大約費用 優缺點 備註

石灰與石灰石法煙氣脫硫的典型操作條

件

CaCO3 CaO

煙氣中 SO2濃度(ppm) 4000 4000

漿液固體含量() 12 12

漿液 pH 值 75 56

鈣硫比 11 13

液氣比(lm3 煙氣) 82 82

氣體速度(ms) 24 24

SO2 脫除率() 95 75

1文式洗滌氣塔去除

效率約在 50 至

70 無法達到 99

的酸氣去除效

率

1投資費用以通

氣量 280m3min

為例依國外資

料推估主要設

備費用約 220 萬

元

2操作與推廣費

用 操作費用依

使用之洗滌劑

不同而有所差

異一般需要的

年費約數十萬

元

優點

使用較多量的水可以防

止易燃物質著火並且具

吸收腐蝕性酸氣的功能

去除酸性氣體的去除效率

高並附帶有去除高揮發

性重金屬物質的潛力

缺點

1因需使用大量的水故會

有二次污染廢水的問題

2造價高

3用電量大

濕式洗滌法使用的設備有

填充塔噴霧塔泡罩塔

文式洗滌器等其相關技

術比較如下

1填充塔氣液接觸效果最

佳但壓力降較噴霧塔為

大

2文式洗滌塔對去除粒狀

污染物有很大功效對氣

狀污染物則較差

3填充式滌氣塔是焚化系

統中使用最普遍的濕式

滌氣塔參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)郝 (1993)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

24

表 2-7 半乾式滌氣塔操作條件 去除效率 優缺點 大約價格

1 利用高速旋轉霧化器(14000 rpm)噴出極細顆粒之石灰乳液與廢氣中之 HCl 反應

2 石灰乳液應先過濾其顆粒應低於 10-1 mm 以免阻塞霧化器之管路

3 消石灰溶解後注入泵輸送至上部貯槽加裝 MIXER以防凝結沉澱並設迴流管使其循環

4 石灰乳液注入開度計與 HCl 分析儀以隨 HCl 濃度變化增減開度注入量

5 為半乾式反應石灰乳液的濃度控制在 3-5

6 反應後之顆粒會附著在反應室之壁上以 AIR KNOCKER 敲擊使其掉落後以 Conveyor 輸送

1單獨用90 2配合乾式除塵設備

HCl98 SOx90 Ps以袋濾集塵器為佳因可提供反應劑在濾布表面進行二次反應

優點1購造簡單投資低2壓差低下游抽風機容量與能源使用量均低

3乳劑水份可完全蒸發無廢水處理問題4操作溫度高於氣體飽和溫度無排氣白煙問題

缺點噴嘴易堵塞反應室內壁易為固體化學物質附著及堆積

1投資費用 600 萬元操作時間 5000 小時年

2操作與維護費用(年)人工 60 萬元水電 24 萬元化學藥品 15 萬元維護 20 萬元

3總計 719 萬元

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

25

表 2-8 各種不同控制設備之比較控制設備 去除效率旋風集塵器 65~80 袋濾式集塵器 99 以上靜電式集塵器 90~95 一般可達 95以上濕式滌氣塔 HCl98 SO290 乾式滌氣塔 HCl50 SO230 半乾式滌氣塔 HCl90

參考資料張(1991)張(1997)Cooper(1996)郝(1993)全球資訊網mdash 環保技術資料

表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)去 除 效 率

單 項洗 滌 塔

型 式HCl SO2

配合袋濾

式集塵器

對重金屬及

戴奧辛之去

除率

藥 劑 消

耗 量

用 電

消 耗

用 水

消 耗

反 應

物 量廢水量

建 造

費 用

操 作 維

護 費 用

使 用

實 績

乾式 gt50 lt50 95 不佳須利

用其它設備120 80 100 120 -- 90 80 成熟

半乾式 gt90 gt80 98 佳但須利

用其它設備100 100 100 100 -- 100 100 成熟

溼式 95~99 gt85 -- 最佳 100 150 150 -- 100 150 150 成熟

26

22 廢氣排放標準

焚化過程中雖有污染物控制設備控制著污染物的排放但不論

其去除效率如何污染物質勢難完全除去所以須有一標準以茲遵

循故我國環保署於民國八十一年公告「廢棄物焚化爐空氣污染物排

放標準」其中又分為一般廢棄物及事業廢棄物的排放標準且依既

存與新設以及處理量之不同分別定訂不透光率粒狀污染物硫氧

化物氮氧化物氯化氫一氧化碳鉛及其化合物鎘及其化合物

汞及其化合物等排放標準如表 2-10 以上之測值皆以小時平均值

為準其中一氧化碳的測值主要是用來計算其燃燒效率因為法規

中另訂有不同物質所應達到之燃燒效率此外在不完全燃燒的情況

下易使有機化合物(如戴奧辛)大量生成故一般的標準是一氧化碳

濃度小於 70 ppmv

表 2-11 為民國 86 年環保署修正排放標準時也同時公佈戴奧辛

及夫喃排放標準之相關資料由於戴奧辛夫喃有多種同分異構物

其毒性強度目前多採用換算係數換算成具有最高毒性物種

(2378TCDD)之強度基準(係數為 10)其他衍生物則按其相對毒性

強度以小數表示(以 ngNm3ngkg或 ngl 表示)(張1997)

過去世界各國對毒性當量係數的認定有所出入分別採用不同的

標準(如 Eadon 82USEPA 85NordieBGA 等)故造成各衍生物

濃度同但換算後毒性當量濃度卻不同之困擾惟目前已逐漸協調統

一並以 NATO(即 I-TEF)International 之毒性當量係數作為世界性

之換算標準毒性當量濃度則以 I-TEQ 或 I-TEF 表示

至於世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準及戴奧辛的管制

標準則分別詳列於表 2-12 中以供參考比較

27

表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準（811130 訂定發佈）（860806 修正）

類別

項目

處理量 2 公噸小時（不含）以下之新設或既存焚

化爐

處理量 2-10 公噸小時之既存或新

設焚化爐

處理量10公噸小時（含）以上之既存焚化爐

處理量 10 公噸小時（含）以上之新設焚化爐

不透光率（） 20 20 20 20

粒狀污染物mgNm3 200

依排氣量換算Ｃ﹦13642Ｑ-0368

硫氧化物ppm(以ＳＯ2)

300 220 150 80

氮氧化物ppm(以ＮＯ2)

250 220 220 180

氯化氫ppm

60 60 60 40

一氧化碳ppm

350 350 150 120

鉛及化合物ngNm3 7 3 3 2

鎘及化合物mgNm3 - 07 05 03

汞及化合物mgNm3 - 07 05 03

其它污染物 依相關規定標準值一鉛鎘汞及其化合物之標準值含固氣相二依公式 C=13642Q-0368 所得 C 值如大於 220 時以 220 訂為容許

排放值三一氧化碳標準值為一小時動平均值四各項污染物之排放標準值除另有規定外係指測定方法中所規範

之採樣時間平均值五各項污染物之測定如採自動連續測定法除另有規定外以一

小時平均值為標準值六同一廠區內如同時有數座焚化設備則以各焚化設備處理量之總

和作為適法依據 資料來源環保署全球資訊網

28

表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準

（860806）

處理量 10 公噸小時以上（含）或設計總處理量 300 公噸日以上（含）類別

項目 既存焚化爐 新設焚化爐

戴奧辛ng-TEQNm3 10 01

校正公式

1

Ｃ﹦ SS

CO

timesminusminus

211121

2

Ｃ﹦ SS

COE

Etimes

minusminus11

（空氣含氧量超過於 21以上）

資料來源環保署全球資訊網

29

表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準項目 美國 法國 西德 義大利 瑞士 瑞典 奧地利 丹麥 荷蘭 比利時 捷克 日本 英國 歐洲共

同體校正基準(VolO2) 10 10 10 10 10 10 11 10 10 10 10 10 10 10

公告時間 1995 1991 1990 1994 1992 1994 1994 1993 1994 1993 1991 1994 1994粒狀物(mgNm3dry) 19 33 11 11 11 11 20 11 6 11 33 24 11 11

SOx(ppm dry) 30 116 19 19 19 19 100 19 15 19 116 - 19 19NOx(ppm dry) 118 - 108 107 70 107 200 107 37 107 187 306 107 107HCl(ppm dry) 23 34 7 7 14 7 15 7 7 7 20 526 7 7

HF(mgNm3dry) - 22 11 11 2 11 07 11 11 11 22 - 11 11CO(ppm dry) 78 132 44 44 44 44 50 44 44 44 88 61 44 44

Pb(mgNm3dry) 016 - - 06 11 06 06 - 06 55 - 06 06Cd(mgNm3dry) 0016 - 011 006 011 006 005 006 006 006 - - 006 006Hg(mgNm3dry) 006 - 011 006 011 006 005 006 006 006 022 - 006 006戴奧辛毒性當量

2378-TCDDTEQ ngNm3 (11O2)

91 - 01 01 -- 01 01 01 01 01 - - 01 01

參考資料環保署全球資訊網司(1998)孫中興工程 41 期Hartenstein amp Horvay (1994)

30

第三章 廢氣中污染物之型態

廢棄物焚化處理是以燃燒方式去除廢棄物中所含的有毒及有害

的物質如果焚化系統設計或操作不當不僅不能達到處理的目的

反而會排放高濃度有害污染物造成環境污染及附近居民之危害焚

化過程中可能排放之污染物主要包括重金屬酸性氣體及有機污染

物大部分重金屬及其鹽類在焚化爐中會與氧結合形成氧化物若含

氯量高時亦可能產生氯化物絕大部份金屬氧化物或氯化物是以固體

形態分佈於爐底灰渣排氣處理設備排放之洗滌液或粉塵中也有少

量是以蒸汽形態散布於焚化排氣中廢棄物中所含之氯硫氮化物

在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及硝酸等酸性

氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控制設備有

關焚化系統中有機污染物常見的有苯甲苯四氯化碳氯仿三

氯化乙烯四氯乙烯及氯化苯等揮發性有機物與酚鄰本二甲酸的

衍生物等半揮發性有機物戴奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大

眾的爭議有關焚化過程中主要生成有害污染物之生成特性及其控制

方法之文獻可整理如下

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制

垃圾焚化處理主要是藉由高溫氧化程序將廢棄物中有機物質（可

燃物）或其他有害物質轉化成二氧化碳水蒸汽與穩定惰性物質對

於不可燃物質如重金屬等則大多無法加以分解破壞隨燃燒環境不

同而進行各種相變化或物質轉移焚化系統中重金屬之主要來源為一

般都市廢棄物中所含重金屬物質或是少數事業製程廢棄物由於台灣

地區垃圾分類執行不力各式各樣之重金屬物種均可見於都市廢棄物

31

中更使重金屬的來源與濃度呈現多樣性與複雜性

都市廢棄物中有害重金屬物質大多來自於家庭日常用品所產生

之廢棄物加上台灣地區垃圾分類執行不力經常混入許多有害重金

屬物質如紙類製品電器材料塗料塑膠橡膠皮革電鍍製

品電池環境衛生用藥等等均為焚化系統中重金屬之可能來源

而主要排放之重金屬物種包括砷汞鎘鉛銅鋅鉻鋁鐵

等等表 3-1 列示出一般廢棄物中不同重金屬之主要來源（Stoeppler

1992陸1988江1997）

表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998)重金屬 主要來源

汞 電鍍製品電池皮革殺蟲劑電子器材

鉛 電池染料塗料玻璃製品纖維製品環境用藥塑橡膠製品

銅 電鍍製品紙類皮革纖維製品陶瓷電子材料

鋅 電鍍製品紙類電池染料塗料環境用藥塑橡膠製品電子

鉻 電鍍製品染料塗料纖維製品

鎘 電鍍製品紙類電池染料塗料玻璃纖維製品皮革類環境

用藥塑橡膠電子材料

鋁 電鍍製品紙類染料塗料皮革纖維製品飲料空罐

砷 電鍍製品顏料染料皮革玻璃陶瓷環境用藥電子器材

一般都市垃圾中重金屬含量或濃度由於分析上受到代表性樣品

採集與分析準確性不易控制等因素影響因此重金屬濃度變化範圍極

廣 (Clapp1988)且不同地區垃圾由於生活習慣品質與工業發展程

度不同垃圾中所含重金屬濃度亦有所差異Law and Gordon (1979)

實驗分析指出垃圾焚化過程中重金屬 CrMnPbSnAlFe 及

Zn 等主要源自於垃圾中不可燃物質若將垃圾中不可燃物予以事先

32

分離則可降低焚化過程中重金屬之排放濃度而可燃份中重金屬之

濃度範圍則分別為 Cd 2-22 ppmCu 80-900 ppmHg 066-19 ppm

Pb 110-1500 ppmCr 20-100 ppmKorzun and Heck (1990)亦研究發

現垃圾中鎘主要來自於可燃份如塑膠及顏料而鉛則主要來自於可

燃份與不可燃份如電池塑膠及顏料等其中可燃份之鉛約佔有

23鎘則佔有 36江 (1997) 指出國內桃園地區都市垃圾可燃份

中重金屬鉛的濃度為 1179 mgkg鎘為 022 mgkg鉻為 292

mgkg銅為 1244 mgkg鋅則為 5236 mgkg而且都市垃圾焚化灰

渣中重金屬主要來自垃圾中之不可燃物質另外亦根據重金屬於焚化

過程灰渣與排放廢氣之分佈情形推估台灣地區都市垃圾中重金屬鉛

之平均濃度為 8426 mgkg鎘為 1103 mgkg鉻為 604 mgkg銅

為 12195 mgkg鋅則為 12934 mgkg表 3-2 即說明國內外都市垃

圾中重金屬之可能濃度範圍比較國內外垃圾中重金屬濃度分佈可

知台灣地區垃圾中部份重金屬濃度有偏高趨勢有待加強垃圾分類

系統建立與垃圾減量管制以減少垃圾重金屬含量

33

表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較各國都市垃圾中重金屬濃度(mgkg)重金屬

Taiwan [1][2] USA [3] Germany[

4]

Europe [5] Italy [6] Sweden

[7]

Cr 604 115-258 20-100 250 100-450 276-849 ---

Cu 12195 --- 80-900 200-600 450-2500 --- ---

Zn 12934 2652-2774 200-2500 1000-2000 900-3500 27-1703 3000

Pb 8426 641-1173 110-1500 430-1200 750-2500 405-629 1500

Cd 1103 113-150 2-22 3-15 10-40 ND-8 20

Hg --- 193-257 066-19 2-5 2-7 ND-8 5

As --- 013-015 --- 400 --- ND ---

[5][6] 江(1997)[2] 顧 (1995)[3] Law (1979)[4] Reimann (1989)[7]

Tamaddon (1993)陳(1998)

含有重金屬之垃圾經燃燒之後重金屬物質經由各種化學反應與

物理作用而以不同形態存在於焚化系統各處理單元中灰渣（底灰

飛灰反應灰）中重金屬的濃度通常數千倍於自然環境中重金屬背景

濃度值 (Vogg1987)因此焚化系統中各單元內重金屬之濃度分

佈狀況是大眾所關注的焦點而焚化灰渣的溶出特性以及適宜的處理

處置方法更是引起普遍重視與研究Siebert (1991)針對世界各地 50

多座都市垃圾焚化廠所排放污染物質濃度作一統計整理指出重金屬

之總平均排放濃度為 Cd(265E-05 lbton)Cr(104E-04 lbton)

Cu(177E-04 lbton) Pb(286E-04 lbton) Mg(278E-03 lbton)

Hg(274E-03 lbton)Zn(114E-03 lbton)而台灣地區都市垃圾焚化

飛灰中所含重金屬濃度變化範圍則為Pb(1096~17432 mgkg)

Cd(14~1468 mgkg)Cr(94~1785 mgkg)Cu(733~19349 mgkg)

Zn(3815~40711 mgkg)Hg(206~902 mgkg) （江1997）表 3-3

與表 3-4將國內外都市廢棄物焚化過程中所產生底灰與飛灰中重金屬

34

濃度整理比較由表中可看出台灣地區焚化飛灰與底灰中多數重金屬

（如鉛鎘鉻銅）之濃度均較歐美日等國家為高另外表 3-5

則是國內外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表

表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣地區[1] 美國[2] 瑞典[3] 瑞士[4] 德國[5] 丹麥[6] 日本[7]

Pb 1926-11803

9

98-14000 1500-400

0

430-1230 1010 1300-5400 440-2000

Cd 2-500 03-71 50-60 19-6 38 14-40 17-600

Cr 356-1000 23-3200 --- --- 655 230-600 300-526

9

Cu 756-25600 190-8200 --- 630-1410 1520 900-4800 1130

Zn 800-100979 610-7800 6000-700

0

1800-550

0

4570 1800-6200 ---

Hg 009-16 002-78 100 004-032 07 lt001-3 055

As 019-1438 012-190 --- --- 33 19-80 016

Fe --- 4100-15000

0

--- 19000 --- 27000-15000

0

---

Al --- 22000-7300

0

--- --- --- 47000-72000 ---

[1]江(1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Brunner (1986)[5] Reimann

(1989)[6] Hjelmar (1996)[7] 廖 (1996) 陳(1998)

35

表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣[1] 美國[2] 瑞典[3] 法國[4] 瑞士[5] 英國[6] 德國

[7]

義大利[8] 丹麥[8] 日本[9]

Pb 1096-17432 5300-26000 6500-13000 940-20250 6200 4400-17188 4900 447-9704 7400-19000 2285-13000

Cd 14-1467 50-450 400 520-1190 210-310 239-750 300 21-4646 250-450 80-450

Cr 94-1785 140-1100 -- 260-350 -- -- 450 44-1328 140-530 213-400

Cu 733-19349 600-3200 -- 1450-2300 750-1800 -- 1050 296-1307 860-1400 662-900

Zn 3815-40711 9000-70000 2300-4220 23100-42200 15000-77000 -- 16600 2285-13500 19000-41000 33000

Hg 206-902 07-30 6-7 4-7 3-15 -- 8 -- 08-7 11

As 109-1745 37-320 -- -- -- 76-22 100 -- 49-320 42

Fe -- 12000-44000 -- -- 24000-38000 -- -- -- 18000-35000 --

Al -- 4900-9000 -- -- -- -- -- -- 49000-78000 --

[1] 江 (1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Gounon (1986)[5] Brunner (1986)

[6] Wadge (1986)[7] Reimann (1989)[8] Hjelmar (1996)[9] 廖 (1996) 陳(1998)

36

表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)廠名 Pb Cd Hg 稀釋氣體基準

1SYSAV 6~15 03~06 -- 10 CO2

2Linkoping 52 14 1 10 CO2

3Uppsala 60 24 06 10 CO2

4Avesta 100 40 1 10 CO2

5Bamberg 91 21 082 不明

6Commerce 50 27 045 7 O2

7Dayton 384 155 103 7 O2

8Gallatin 363 313 025 7 O2

9Marion 205 112 -- 7 O2

10Quebec 347 122 037 7 O2

11Munich 21 129 045 11 O2

12Tsushima 57 0186 -- 12 O2

資料來源Reimann (1989)Carlsson (1986)孫中興工程 41

311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性

重金屬於焚化過程中由於受熱揮發形成金屬蒸氣或微粒會伴隨

焚化廢氣或附著於飛灰或底灰中而排放進入周圍環境中然而其傳輸

行為隨不同重金屬之物化特性及焚化系統中生成重金屬化合物形態

及性質而異圖 3-1 顯示重金屬及其化合物在燃燒系統中的行為與傳

輸機制 (Barton1990)主要包括 (1)部份重金屬物質在燃燒環境

中不發生任何化學反應未被揮發而成為底灰之一部份而部份揮發

性較高之重金屬可能發生化學反應生成沸點較高之重金屬物種（如金

屬氧化物）亦會成為底灰之一部份其中顆粒較小之微粒可能被燃

燒氣體吹離燃燒區(entrainmemt)成為飛灰被吹出的灰量與灰粒大

小形狀密度與操作條件有關(2)在焚化高溫環境中部份重金屬

與化合物揮發形成金屬蒸氣蒸氣擴散至廢氣中而被攜帶離開燃燒

37

區同時部份沸點較高之重金屬雖無法直接揮發但可能與其他物

質反應生成揮發性較高之金屬物種（如金屬氯化物）而形成蒸氣(3)

揮發之金屬蒸氣在煙道中因溫度降低而產生凝結現象蒸氣的凝結過

程包含均相凝核(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous

condensation) (Senior and Flagon1982)均相凝核為蒸氣本身凝結成

新的細小微粒這些細小微粒粒徑通常小於 1microm (Friedlander1976)

異相凝結則發生於其他飛灰微粒表面由於細小微粒具有較高之比表

面積使得異相凝結較易發生於粒徑較小之微粒上 (Linak1993)

因此焚化過程中重金屬之反應行為特性主要起始於焚化加熱作

用使重金屬物種揮發形成重金屬蒸氣或細小微粒再經由焚化系統

中之熱行為與氣體流動傳輸效應使重金屬產生灰粒之傳曳作用

(entrainment)重金屬之化學交互反應(chemical interaction)及揮發作

用(vaporization)重金屬蒸氣與微粒之冷凝(condensation)及凝聚作用

(coagulation)沈積作用(deposition)以及經由空氣污染防治設備捕集

去除粒狀物等反應途徑 (Linak1993)

圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990）

重金屬化合物於焚化系統中之分佈特性與其本身之物化特性與

Burning Bed of

Sol id Waste

Individual Part ic le or

Droplet

Ash Part ic le

Reducing Environment

Burning Spray of Liquid Waste

Vaporizat ion

Vapor

Ash

Chlor ides Sulfides

Oxides e tcReaction Fly Ash

Heterogeneous

Condensat ion

Fume Nuclei

Homogenous Condensat ion

Fume

Entrainment

Residuals

38

焚化操作條件極為密切諸如重金屬物種之揮發度蒸氣壓沸點

熔點反應自由能表面張力等等在不同焚化條件與系統元素組成

下重金屬物種之生成及其高溫物化特性亦有明顯差異表 3-6 將文

獻中有關重金屬物種揮發特性等相關研究整理如下

重金屬及其反應生成物種之揮發特性可影響重金屬於焚化系統

中各單元之分佈情形整體而言具高揮發性之重金屬化合物主要分

佈於飛灰或煙道氣中而具高沸點之重金屬物種則主要分佈在燃燒室

底灰或較大顆粒飛灰中針對焚化系統中不同重金屬之分佈特性目

前國內外已有許多學者研究探討對重金屬於高溫焚化過程中之行為

分佈已有相當了解茲將重要相關研究之方向及結果列表如下（表

3-7）

此外許多學者研究指出重金屬濃度分佈與生成微粒粒徑具有某

種程度之相關性多數重金屬如鉛鎘鋅鉻砷銻鎳等隨

顆粒粒徑減小有增加其濃度分佈的特性尤其以具揮發性之重金屬更

加顯著而揮發性較低之重金屬化合物則大多分佈在大粒徑之飛灰或

底灰中文獻中探討顆粒粒徑與重金屬分佈情形之相關研究整理如下

表 3-8

39

表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)研究學者及年

代研究主題 主要結果

Davison (1974) 探討燃煤過程重金屬及其無機化合物與沸點之關係

沸點低於 1550物種As As2O3 As2S3 Cd CdO CdS CrCl3 PbCl2 PbO PbS

沸點高於 1550物種Cr Cr2O3 Cu CuO Pb

Gerstle (1982) 重金屬揮發性 高揮發性Hg As As2O3 Cd CdCl2 Zn ZnCl2

非揮發性Cr Cu Ni CdO Pb PbO中度揮發性PbCl2

Vogg (1986) 汞及其化合物之揮發速率與溫度關係

揮發溫度HgCl2ltHg(0)ltHg2Cl2ltHgS

Fernandez (1992)

探討重金屬之揮發性

非揮發性（高沸點）Al Ba Be Ca Co Fe K Mn Mg Si Ti

揮發性As Cd Cu Ga Pb Sb Zn Se 高揮發性Hg Cl Br（主要以氣態存在）

Eddings (1992) 研究鉛鉻銅不同氯化物及其熔點變化

熔點較低之物種較易揮發熔點 PbCl2(501)gtPbCl4(-15)CrCl2(824)

gtCrO2Cl2(-96)CuCl2(620)gtCuCl (430)

Ho (1993) 重金屬揮發特性與影響因子

重金屬揮發性與燃燒溫度過剩含氧量與燃燒時間有關其中燃燒溫度為重要因子

較低溫度(600)與富氧條件會增加重金屬揮發性

Sarofim (1994) 重金屬揮發特性 重金屬揮發性與蒸氣壓熔點有關外亦與其他礦物質(Si)之存在無機物質(Cl)之存在其他揮發性金屬(Na K)之存在重金屬焚化前初始形態有關

高揮發性Hg Ti中度揮發性Sb Se Pb Cd難揮發性Cr Be Ba As Ag金屬氯化物之揮發性較金屬氧化物高

Querol (1995) 影響重金屬揮發性之因子

重金屬揮發性與反應親和力濃度重金屬種類含硫成份物化特性燃燒溫度暴露時間灰渣產生形式有關

楊 (1996) 重金屬揮發性 燃燒溫度為影響金屬揮發度主要因子重金屬揮發速率CdgtPbgtCu

40

表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998)研究學者及年

代研究主題 研究結果

Hiraoka (1980) 裂解焚化過程中重金屬分佈情形

鎘鉛揮發性高飛灰及煙道氣分佈比例較高

鎂銅鋅鉻殘留底灰比例較高

Brunner (1986) 垃圾焚化系統中重金屬於廢氣飛灰底灰之分佈比例

汞廢氣佔 72飛灰 4鎘廢氣佔 12飛灰 76底灰 12鉛廢氣佔 5飛灰 37底灰 58鋅廢氣佔 4飛灰 45底灰 51銅廢氣佔 1飛灰 10底灰 89

Reimann (1989) 探討都市垃圾焚化汞金屬排放特性

汞廢氣佔 779飛灰 47底灰 57

Korzun (1990) 都市垃圾焚化過程鉛鎘分佈特性

鎘廢氣佔 104飛灰 552底灰 344鉛廢氣佔 23飛灰 126底灰 851

Morselli (1993) 垃圾焚化中重金屬分佈特性

汞廢氣佔 959飛灰 2底灰 21鉛廢氣佔 36飛灰 413底灰 551鎘廢氣佔 208飛灰 484底灰 308鉻廢氣佔 04飛灰 264底灰 732鋅廢氣佔 38飛灰 509底灰 453

Sarofim (1994) 水泥窯處理垃圾衍生燃料中重金屬分佈特性

鉻飛灰 8底灰 92廢氣中分佈量極低鉛廢氣lt1飛灰 84底灰 15

Wey (1996) 實驗室流體化床探討不同操作條件對重金屬分佈之影響

流體化床砂床中分佈比例PbgtCrgtCd有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

41

表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998)研究學者及年代

研究主題 研究結果

Davison (1974) 燃煤廠飛灰中重金屬濃度與顆粒大小之相關性

重金屬 Pb Tl Sb Cd Se As Zn Ni Cr 濃度分佈隨顆粒粒徑降低而增加

都市氣膠中揮發性重金屬之質量中數粒徑(MMD)較非揮發性重金屬為低

Markowski (1985)

燃煤鍋爐飛灰中顆粒粒徑與金屬濃度之關係

揮發性重金屬 As Sb Se Ga 在次微米微粒上之濃度有富集現象

Norton (1986) 燃煤廠及 RDF焚化廠重金屬濃度與灰渣粒徑之關係

As Cd Cu Ni Pb Zn 等重金屬濃度隨顆粒粒徑降低而有增加趨勢且增加 2 倍以上

Ontiveros (1989)

探討不同粒徑範圍之重金屬濃度分佈

K Na Cd 於飛灰（小粒徑）中分佈量較多 Ni Fe 於底灰中分佈量較多 Al Ba Cr Cu Pb 平均分佈於飛灰與底灰中 隨灰渣顆粒粒徑降低重金屬濃度增加

Kauppinen (1990)

燃煤產生飛灰質量與元素分佈情情

微粒質量與元素分佈皆成雙峰分佈(Bimodal)Pb Ca V Cu Sr Cd 在細粒飛灰中含量極高重金屬 Cd 分佈明顯趨向於粒徑較小顆粒

Querol (1995) 燃煤及廢棄物燃燒

As Be Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Sb Se Tl Zn 較易富集於細小顆粒且濃度可達 2-20倍

Al Ba Fe K Mg Mn 濃度分佈與顆粒粒徑大小較無相關性

Wey (1998) 重金屬濃度與粒徑分佈之關係

粗粒飛灰中鉛鉻鎘之分佈較無規律細粒飛灰中則鉛鎘濃度趨向分佈於小粒徑微粒

添加有機氯與無機氯均增加重金屬氯化物揮發量有降低重金屬粒徑分佈範圍之趨勢

42

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)研究學者及年代

探討因子 主要結果

Hiraoka (1980) 焚化溫度 燃燒溫度影響重金屬於底灰中之分佈比例

ZnCdPb 隨溫度增加減少底灰分佈量

Gerstle (1982) 焚化溫度 溫度增高排放廢氣中 As Cd Hg Zn Pb及其化合物含量增加

Brunner (1986) 廢棄物含氯濃度 排放廢氣中金屬氯化物 (CdCl2 HgCl2 ZnCl2)含增加

Lee (1988) 含氯濃度燃燒溫度過剩空氣量

含氯濃度增加鉻主要物種由 Cr2O3(s)轉化成 CrO2Cl2(g)

溫度增高Cr2O3 為主要物種揮發性增高

過剩空氣量對重金屬生成物種影響不大

Barton (1990) 燃燒溫度含氯濃度

重金屬有效蒸氣壓隨操作溫度升高而增高排放濃度亦增高

增加含氯濃度或重金屬形成較多氯化物時重金屬之有效蒸氣壓均增高

Thurnan (1992) 燃燒溫度含氯濃度重金屬初始濃度

溫度升高增加砷於飛灰中分佈量含氯量與金屬初始濃度對砷影響不大

43

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續）研究學者及年代 探討因子 主要結果Morselli (1993) 焚化溫度

停留時間供給空氣量廢棄物含氯量

燃燒效率受焚化溫度停留時間供應空氣量影響

含氯量影響揮發性重金屬氯化物之形成與分佈

Hinshaw (1994) 含氯量 含氯量增加增加廢氣中砷鎘鈹之排放量鉛鉻則不明顯

鈹銅鋅揮發性隨含氯量增加而增加鉻於低含氯量時揮發性反而增高

Cowley (1994) 重金屬種類金屬進料率含氯濃度燃燒溫度

燃燒溫度增高次微米微粒含量增高

Ho (1994) 重金屬進料率含氯濃度廢棄物無機物組成焚化溫度供應空氣量空氣混合程度飛灰粒徑分佈

含氯量增高易形成金屬氯化物增加排放濃度

焚化溫度升高排放率亦升高

Verhulst (1996) 含硫量 硫含量增加易使重金屬形成穩定之硫化物形態

溫度高於 800以上含硫量影響較小

Wey (1996) 操作溫度有機氯化物無機氯化物

二次室溫度對重金屬分佈影響不大有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

王 (1996)林 (1996)

焚化溫度有機氯化物無機氯化物

鉛鎘鉻銅鋅隨焚化溫度增高減少於底灰中分佈比例

垃圾中 PVC 或有機氯化物含量增加重金屬氯化物生成潛勢增加減少底灰中分佈比例

高溫下(850)重金屬鉛鉻銅鋅砷於底灰中分佈比例隨無機氯化物含量增加而降低鎘較不受影響

低溫下(650)重金屬與無機氯化物中的氯反應生成金屬氯化物之可能性降低

44

312 焚化系統中重金屬之控制

目前一般廢棄物焚化處理廠中重金屬之控制通常採用傳統空氣

污染防治設備的方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚

化廠乾式處理流程包括靜電集塵器或袋濾集塵器與乾式洗煙塔或半

乾式洗煙塔之組合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙

塔與靜電集塵器之組合然而傳統之處理流程對重金屬之控制效果不

甚理想曾有學者（孫1993）提出加強傳統處理方法對廢氣中揮發

性重金屬汞物質去除效率的對策包括(1)乾式處理流程中於袋濾

式集塵器前噴入活性碳除可加強對汞金屬之吸附作用外亦可一併

去除微量有機物 PCDDPCDF表 3-10 為典型乾式廢氣理流程重金

屬排放濃度(2)於袋濾式集塵器前噴入 Na2S 試劑使其與汞金屬作

用生成 HgS 顆粒而被集塵系統去除惟此種方法須注意 Na2S 會與為

去除酸氣而於乾式噴霧塔所噴入之 Ca(OH)2作用形成 CaS消耗可運

用之 Na2S 量此外在儲存 Na2S 水溶液時會有產生 H2S 之虞必須小

心控制儲存液之 pH 值表 3-11 為採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例

(3)溼式處理流程中於洗煙塔之洗滌液中添加催化劑如 CuCl2促使

更多水溶性之 HgCl2生成再以螯合劑固定已吸收汞之循環液確保

吸收效果表 3-12 為典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度

45

表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm37 O2)

去除效率

()廠 名廢氣處理

流程

集塵器廢氣

溫度()Pb Cd Hg Pb Cd Hg

Dayton ESP 263 1109 409 1148 97 975

Mckay Bay ESP 291 1093 922

Reekskill ESP 237 1790

Pinellas ESP 284 153 773 847

Quebec ESP 222 1650 541 806

Tulsa ESP 190 412 418

Dayton DI+ESP 152 361 108 491 989 992 25

Dutchess DI+FF 221 389 272 1080

204 63 061 614 9998 9993

140 631 ND 159 9998 100 991

121 259 043 127 9999 9997 976Quebec DI+FF

110 394 044 398 9999 9997 890

STCrolx DI+FF 106 18 23 35

Wurzburg DI+FF 185 11 55

Millbury SD+ESP 118 330 215 954

Munich SD+ESP 149 260 25

Biddeford SD+ESP 137 159 ND ND 994 100 100

Commerce SD+FF 24 11 54 9997 997 800

Long Beach SD+FF 148 46 180 180

136Mid-Conncetict SD+FF

140ND 50 100 963

Marion SD+FF 133 19 26 239 999 997

Renobscot SD+FF 146 11 092

Quebec SD+FF 140 61 ND 193 9998 100 947

Stanislaus SD+FF 145 298 191 481

資料來源USEPA (1989)

46

表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

Na2S 噴入位置(kgt) 去除前 去除後

去除效率()

英屬哥倫比亞Baurnaby 廠

DI+FF

10~20(10 Na2S)

30(15 Na2S)

25~60(2~4 Na2S)

1203

1357

0661

0457

0632

0095

62

53

86

瑞典 Hogdaale 廠 DI+FF

1212121212181224

03440310020703660369010201580192

00370003005400300022001301420004

8999749294871098

註英屬哥倫比亞及瑞典空氣污染濃度之 O2 基準為 11 DI 乾式吸收劑噴入器FF 袋濾式集塵器 資料來源Nebel et al (1992)

表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm311O2)

去除效率

()廠 名

集塵器進口

廢氣溫度

() Pb Cd Hg Pb Cd Hg

MAVLausan

neESP+ESS 900 40 120

900 40 10 10 20 97

600 30 30 25 40 85

1000 20 10 286 333 97Avesta ESP+WS

200 5 60 50 75 40

註1ESPElectrostatic Precipitator ESSElectro Static Scrubber WSWet Scrubber1資料來源Carlsson (1986)

47

除了傳統空氣污染物控制方式之外Uberoi (1991) 等人指出

在焚化高溫環境下控制重金屬之揮發相當困難利用固體吸收劑的添

加似乎是最經濟可行又有效的方式Ho (1991) 等人也指出重金屬

之排放控制可藉由兩種方式進行一是抑制重金屬化合物於燃燒過程

中之揮發作用如改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬之揮

發其中影響重金屬揮發之操作條件包括燃燒溫度燃燒室混合程

度燃燒室氧氣濃度與燃燒操作時間另一控制重金屬排放的方式是

使用固體吸收劑其吸附機制包括(1)在金屬蒸氣尚未形成金屬微粒

時藉由異相化學吸附反應或冷凝作用捕捉重金屬蒸氣(2)藉由吸收

劑與金屬微粒間之物理吸引力捕捉重金屬微粒而流體化床焚化爐因

可以提供固體吸收劑與重金屬化合物間最有效接觸與混合因此為最

適合此控制方式之反應器表 3-13 為採用活性碳噴入法除汞之實績

廠例

48

表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

噴入位置集塵器進口溫度() 去除前 去除後

去除效率()

瑞士Zurich 廠 SD+ESP SD 入口

140120120120115115110110

07840615028104570754043003570511

05590092002900370426005102040065

2985909244884387

丹麥Amager廠 SD+FF SD 出口

140140140140127127127

0204030302660917024202010209

0115004900340050004100240006

44848794808897

德國Kassel 廠 ESP+SD+FF SD 出口

137137137137137

11750440042402340389

07620229007500250068

3548828982

1瑞士丹麥及德國空氣污染物濃度之 O2 基準為 112ESP靜電集塵器SD半乾式洗煙法FF袋濾式集塵器3資料來源Nebel et al (1992)

49

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制

焚化系統中生成之主要酸性氣體包括氯化氫硫氧化物（硫酸）

氮氧化物（硝酸）酸性氣體的產生將對周圍環境造成腐蝕性傷害

如各種材質之腐蝕龜裂空氣品質的惡化能見度降低酸雨的生成

等等焚化過程中硫氧化物的生成通常來自燃料中的硫化物或廢棄物

中所含硫化物燃燒與氫氧發生反應而生成其產物有硫化氫硫酸

氣體等

台灣的都市廢棄物中含大量的塑膠類物質以及廚餘中大量的無

機鹽類其中 PVC 類塑膠以及無機鹽氯化物在適當的反應條件下會

產生 HCl 以及其他微量有機氯化物如氯苯（chlorobenzene）多氯聯

苯（PCB）等因此焚化後可能形成 HClchlororbenzene 等有害氣

體

焚化所產生的氮氧化物 NOx可以經由二條途徑生成（一）燃

燒反應所需空氣中的氮和氧在高溫狀態下反應而生成 NO通常燃燒

溫度愈高越容易發生這種情況所生成的 NOx稱為熱氮氧化物（二）

燃料中所含的各種氮的化合物燃燒時可能會被氧化生成 NO這種

情況所生成的 NOx 稱為燃料氮氧化物由於 NOx 通常不溶於水無

法直接被水吸收處理時通常會添加一些氧化劑使其易溶於水再

以鹼性物質去除NOx之控制方法除了半乾式噴霧塔之外就是使用

二段式燃燒排氣循環燃燒非計量燃燒水蒸氣或者水吹入以及

使用低 NOx燃燒器等

處理焚化廢氣中酸性氣體之方法可概分為濕式法（Wet

Scrubbing ）半乾式法（Semi-Dry Scrubbing）及乾式法（Dry Scrubbing）

50

等三大類型

濕式法的原理為吸收作用藉由氣相與液相之接觸使氣相中之

某種氣體物質因溶解而轉移至液相以達到分離目的所使用的鹼性

藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2等必要時可在濕式洗滌塔中放置填充

材可提充廣大的接觸面積及較長的停留時間以增加去除效率

朱(1994)利用濕式洗滌塔探討除硫除氮吸收劑及添加物分

別為 NaOH 及 NaClO2操作因子包括 SO2濃度NOx濃度液氣

比NaClO2(SO2及 NOx)及 pH 值除氮效率主要受到液氣比及添

加劑之劑量等因子的影響除硫效率則受液氣比之影響較大下列

兩方程式使 NO 溶解性變大

OHClNOOHClONO

ClNOClONO

2322

22

2444

2

++rarr++

+rarr+minusminusminusminus

minusminus

由於 NO 之溶解度低提升去除效率的方法可分為（1）將

NO 氧化成 NO2--(即加氧化劑氣液相時皆可加例如KMnO4

NaClO2P4等無機過氧化物（2）利用金屬螯合劑和 NO 形成複合

物例如Fe2+EDTA(一般使用螯合劑時均為濕式法) (袁1993)

(Bedell)使用鐵錯合物所以使用錯合物與 NO 作用增加 NO 之

溶解度

( ) ( )( )

( ) ( ) )3(

)2(10

)1(10

223

2

7222

7252

262

2

productsNSEDTAFeSONOEDTAFe

KNOEDTAFeNOEDTAFe

KNOOHFeNOOHFe

ap

ep

+hArr+

=hArr+

=hArr+

+minus+

++

++

(1)(2)式有利於 NO 的溶解(3)式中又會把錯和溶解的 NO 分

解出來整體而言仍對去除 NO 有利發展技術須控制 Fe2＋之穩

定性及避免異常多和螯合物

半乾式法其原理是以鹼性吸收劑噴注於含酸性氣體的廢氣

51

中液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和反應而達到去

除酸性氣體之目的而液滴受高溫氣體之加熱而逐漸蒸發乾燥呈粉

狀顆粒物由後續之集塵設備去除

袁(1993)發現在鹼性吸收劑(CaCO3)中添加少量 KMnO4 或

NaClO2可有效提昇 SO2NO 之去除率但反而略微降低 HCl 之去

除效率 Ho et al(1992)在吸收劑中加入飛灰發現可增加除酸效

率因為飛灰中含有 SiO2Al2O3Fe2O3CaO 及 K2O 等火山灰成

份Paolo Davini(1996)指出火山灰成分中的 SiO2Al2O3Fe2O3

及 CaO 會與 Ca(OH)2 形成被認為可提高吸收劑利用率的反應性產

物此種反應稱為火山灰化反應（pozzolanic reactions）若以添加

物(界面活性劑及金屬螯合劑)來提昇噴霧乾燥塔之去除效率(袁

1993)結果顯示在 SO2單一氣體去除時陽離子性界面活性劑

金屬螯合劑及強氧化劑均可增加 SO2的去除效率在 NO 單一氣體

去除時添加金屬螯合劑會將 NO 去除但吸收劑乾燥後會將 NO

釋放出來所以 NO 去除效率會降低界面活性劑則為負面影響

在 HCl 單一氣體去除時界面活性劑金屬螯合劑對 HCl 的去除效

率的助益並不顯著

大部份有效的除硫方法都是基於化學反應因為硫會反應形成

可溶的硫酸鹽硫酸因此鹼性添加劑來防止腐蝕是需要的特

別是飛灰中的 Na2CO3因為飛灰與 Ca(OH)2會形成矽酸鈣(hydrated

calcium silicates)及鋁化鈣(calcium aluminates)

施(1993)以飛灰作為添加劑添加於氫氧化鈣泥漿中探討對二

氧化硫的去除效率的影響結果顯示飛灰加以研磨後因粒徑變

小可反應的表面積增加因而可提昇 SO2 去除效率濕度和鈣

52

硫莫耳比亦是影響二氧化硫去除效率的重要因素氫氧化鈣泥漿對

二氧化硫的去除效率會隨濕度和鈣硫莫耳比增加而增加但在相對

濕度 60 以上去除率增加不多

Juan Adanez 等人（1997）亦在吸收劑中加入 NaClKCl磺

酸鈣(Calcium Lignosulfonate(LGS))乙醇等添加劑來增 SO2的去除

率NaCl 可用來增加固膜的擴散性此外孔隙度及孔隙體積也扮

演一個重要的因素乙醇磺酸鈣皆可降低吸收劑的粒徑及減小孔

隙擴散阻力維持較高的比表面積及較長的反應時間以提昇 SO2

的去除效率

J Wang and T C Keener 則在吸收劑中加入吸濕性添加劑

NaHCO3NaClCaCl2及 Na(OH)2吸濕性添加劑影響除酸的機制

為降低吸收劑滴表面的水蒸氣分壓阻礙蒸發速率並維持微滴表面

的濕度

袁(1994)指出噴霧乾燥塔可串聯袋式集塵器同時去除 SO2 及

NOx噴霧乾燥塔下游之吸收劑在濾布表面上形成濾餅繼續去除殘

餘之氣體濾餅之去除效率隨當量比相對濕度過濾時間及入口

處酸性氣體濃度之增加呈增加趨勢

乾式洗滌法其原理係將鹼性固體粉末（鈣鈉基吸收劑）直接

藉壓縮究氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接觸而達到

中和去除的目的

用乾式注射法為了能在低溫操作時去除最大量的 SO2因此需

要理想的吸附劑及操作條件如趨近絕熱飽和溫度當量比值單

一氣體或混合氣體相對濕度反應溫度與固定床高等

53

司洪濤等人(1996)指出當趨近絕熱飽和溫度愈低當量比值

愈高時由於噴嘴噴入較多的水量除了可形成較多的泥漿液滴提

供氣液接觸面積外當水份蒸發時亦增加廢氣中的濕度提高氣固

反應速率故所得去除效率愈高在 AT=10 及 SR=05~03 時

其 SO2 與 NO 之去除效率分別在 20 ~57 與 5 ~9 之間

司洪濤等人(1996)亦指出兩種氣體同時去除時由於 SO2 反

應性較強且對 Ca(OH)2表面及孔隙中的凝水份溶解度蝦高故反

應時傾向先和 SO2反應故在固定值時混合氣體中的 SO2可利用

的 Ca(OH)2較單一氣體時為多故 SO2之去除效率較 SO2單獨去除

時為高而 NO 則剛好相反又當 SO2與 NO 濃度比值漸增時SO2

的去除效率漸減而 NO 的去除效率則略有增加

然而司洪濤等人(1996)指出當量比值的增加雖然有助於酸性

氣體的去除但卻造成吸附劑的浪費廢棄物的增加及增加集塵設

備的除塵負擔

司洪濤等人(1996)亦指出於煙道氣下游噴入霧化水滴除了增

加相對濕度（亦即降低趨近絕熱飽和溫度）藉以提升氣固反應速率

之外尚可能與吸附劑發生碰撞而形成泥漿液滴一方面進行乾燥

程序另一方面與酸性氣體進行化學反應

EPRI-spon-sored Dry Sorbent Emission Control Program 指出

Ca(OH)2 與 SO2 在溫度低於 922 K 時快速的反應

Beittel R et al(1986)指出pressure-hydrated dolomite 與 SO2

反應的最佳溫度視窗分別在 1583 K~1367 K 與 922 K~700 K

G Centi et Al(1992)指出SO2的去除率在 250 ~350 間較

54

低但從經濟與動力學的觀點而言此區間卻較適合同時去除

SO2NOx

Centi et al(1992)JT Yeh et al(1985)JN Darguzas et al(1995)則

分別於各種爐床中（例如流體化床移動床）使用 CuO 及活性碳

作為吸附劑及觸媒

Shiqiu Gao et al(1996)指出轉換率會隨著砂床高度增加而增

加因為會增加吸附劑與氣體的接觸時間

司洪濤等人(1996)在自行設計之乾式煙道反應器（材質為

SS316L塔高 190 公分內徑 158 公分）中直接噴入乾燥粉狀

之氫氧化鈣吸附劑並在下游噴入霧化水滴此霧化水滴除了增加

廢氣濕度藉以提升氣固反應速率之外尚可能與吸附劑發生碰撞而

形成泥漿液滴所形成之泥漿一方面進行乾燥另一方面與酸性氣

體進行化學反應而酸性氣體則在上氣固及氣液化學反應過程中被

去除

Donald E Wolf and James P Seaba(1994)亦將乾式石灰定期地注

入於袋式集塵器上游的煙道氣中使石灰與 SO2 順著煙道氣的流動

而沈澱於濾袋上進而形成濾餅以繼續進行二次反應由於濾袋

表面積大使得氣體流速減少而增加了顆粒的停留時間進而提

高去除效率

Shiqiu Gao Nobuyoshi Nakagawa et al(1996)則利用氧化銅或

氧化鐵為催化劑WO3TiO2 為觸媒同時去除煙道氣中的 SO2 及

NOx由於只有細顆粒(催化劑觸媒)可連續地自爐床中揚起而粗

顆粒(石英砂)則可防止細顆粒凝聚且細顆粒較流體化氣體有數百

55

倍的停留時間因此當 CaS=3T=800~950 時轉化率非常高

酸性氣體控制上一般以鹼性物質去除傳統的煙道氣濕式洗

滌法除硫效果良好但缺點為 NO 的去除效果很差由於 NO 水

溶性甚低若要使用此法則須加以修正且氧化及螯合均有許多

的不穩定性造成氧化劑及螯合劑的浪費而且洗滌水大部份為酸

性必須再經處理半乾式噴霧乾燥系統採用濕式霧化進料霧

化液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和同時液滴也會

將煙道氣中的飛灰去液滴中的水分因受高溫氣體的加熱而逐漸蒸

發呈粒狀顆粒物同時因添加劑的添加造成微粒的表面不規則

增加了吸收劑微粒的表面積提供更多重金屬微粒附著另外飛

灰中的矽化物可提高泥漿的分散性並與吸收劑反應形成反應性的

產物更易與 SO2反應而提升除酸率氯化鈣的添加亦有助於酸性

氣體的去除半乾式系統具有較濕式簡單用水量少造價低而具

整合性的防治技術可同時處理各種氣體污染物又無二次污染的

問題故適合廣泛的研究推廣

33 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制

燃燒不完全受到燃燒熱力學及動力學上的限制因此焚化過程

中會產生微量的有機物尤其是列入法規管制的高分子環狀芳香烴

化合物 PAHs PCDDsPCDFs 等（Menzie 1992蔣 1991）PAHs

及 Dioxin 等有機污染物多為脂溶性如果不加以分解破壞而任其溶

入人體內便會產生致癌性（Benestad 1990Charles 1992）所以

如何有效的來控制這些二次污染物便成為焚化爐設計上的重要因

子

56

前述污染物中粒狀物質是以巨觀體積的凝集態存在可用捕

集濾除的方式來去除例如洗滌塔袋濾式靜電式集塵等對

於 PCDDsPCDFs 而言袋濾式集塵器較靜電集塵器去除效果佳其

主要原因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去除廢氣中之

PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低速度愈慢

其效果愈佳表 3-14 為混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除

率調查表粒狀物以外之污染物則是以分子態存在可用冷凝

焚化觸媒氧化吸收吸附等方法來加以控制其中又以吸附為

最佳操作方法（Ruddy 1993）其中冷凝是針對濃度極高露點在常

溫以上或常溫附近之物質若濃度太低或露點太低皆不適用冷凝方

法且冷凝後恐易造成設備的腐蝕而焚化或觸媒氧化是對可以燃

燒之污染物將其破壞或氧化成惰性物質污染物濃度需達一定量以

上才符合經濟效益（吳水欽 1995）吸收是一種具選擇性的氣液相

物質輸送有濃縮的特性與功效但仍有許多限制如需平衡參數

填充床可能被阻塞需處理廢水對有機物（非極性物質）去除效

率不高等缺點所以吸附技術是控制有機物排放的最佳選擇

有關焚化產生污染物特性之研究方面蔣（1991）等人研究 PS

塑膠添加金屬氯鹽在不同的焚化溫度下所產生的 PAHs顯示 PS 塑

膠在氧氣不足的焚化條件下生成的 PAHs 會經生物體內代謝活化轉

變成更具致突變性產物魏（1994）等人以流體化床焚化爐處理有

機污泥並控制溫度及空氣量探討 PAHs 的生成實驗結果顯示於

550之缺氧焚化條件下可測得 PhAAnT 及 FluA而其他條件

下只發現 AnTPAHs 之濃度不論在 550 或 650 皆隨著空

氣量的減少而有增加現象尤其在 550 時較顯著

在 PAHs 的特性研究方面Charles（1992）等人研究指出焚

57

化產生的多環芳香族碳氫化合物對生物具有高致癌性和致突變性

且焚化爐所排放的有機污染物其致突變能力與 PAHs 的量有正相關

性（Benestad1990）在進料組成的影響方面若進料中有重金屬存

在時會催化或抑制 PAHs 的生成（Wey 19961997）而焚化中若

以柴油為輔助燃料時柴油即是生成 PAHs 的一大主因（Li 1994）

而重金屬對有機物 PAHs 形成的影響方面（魏 1995）指出飛灰

上金屬鉛鉻的存在提供了 PAHs 反應的活性位址鉻的存在更促成

了五六環結構之 PAHs 的生成飛灰上鋅鎘含量的增加提供更多

的吸附位址使氣相中低環的 PAHs 與飛灰碰撞時被強烈的吸附在粒

狀污染物上焚化過程中若有過剩的氧會促進 PCDDFs 的形成

（Dickson 1992）而金屬 FeSn 及氯化物的存在下會催化

PCDDsPCDFs 的形成（Halonen 1995）

58

表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表集塵器出口濃度(ngNm3)

廠名廢氣處理流

程

集塵器進口

溫() 進口 出口

去除效率

()

Dayton ESP 279 214 14500 --

North

AndoverESP 313 245 362 --

Peekskill ESP 215 11432 9570 154

Pinellas ESP 280 54 100 --

Quebec DI+FF 204 1638 733 996

Quebec DI+FF 140 1176 049 999

Quebec DI+FF 121 1007 ND 1000

Quebec DI+FF 110 456 243 995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643

Biddford SD+FF 137 903 438 995

Commerce SD+FF 132 545 473 959

Mid

ConnecticutSD+FF 133 1019 066 999

Quebec SD+FF 140 2311 126 999

資料來源Mcgrath et al (1992)王 (1997)

傳統上常用的吸收劑有活性碳矽膠活性氧化鋁碳分子篩

沸石等其中前三者屬非結晶性結構後兩者則屬結晶性結構而不

同的吸收劑具有不同的功用在工業上大量使用吸收劑來控制有機物

的排放及回收以活性碳及沸石在此介紹兩者吸收劑的吸附特性

(1)活性碳（Activated carbon）活性碳為一多孔性碳體之集合性名稱其製造可經由碳體之反

59

應性氣體處理或將含碳物質碳化（carbonization）然後以化學處

理之活化（activation）主要原料為煤和椰子殼其具有相當特殊的

孔洞結構比表面積可高達 1000 m2g 以上此乃因孔洞結構屬於微

孔性平均孔洞小於 20 macru且具非極性表面活性碳基本上可分為

粒狀活性碳（GAC）和粉狀活性碳（PAC）因考慮壓力損失等能量

消耗及製造技術之限制在空氣淨化上常用 GAC（蔡 1993）吸附

能力與活性碳的物性孔洞結構及表面化學等性質有關被吸附物

質分子量愈大愈易被吸附溫度對吸附有著密切的關係溫度愈高

愈不利於吸附（蔡 1993Suzuki 1990）且濕氣的存在會降低活性

碳對有機物的吸附能力碳表面所含的氧化物及灰分會增進水蒸氣

或其他極性物質的親和力降低有機物及其他非極性物質的吸附

（Tsai and Chang 1994Gong 1993）Richard（1984）以 Filtrasorb 400

活性碳吸附水中 11 種 PAHs結果分別以 Henryrsquos lawLangmuir

BETFreundlich 及 Redlich-Peterson 五種不同的吸附方程式來描述

結果顯示活性碳對 PAHs 的吸附效果良好此外活性碳對 PAHs

的吸附效果也比對其他疏水性有機物來得好

Afzal（1993）活性碳含金屬物質（NiCuZnCd）吸附有機

物蒸氣之熱力研究結果顯示活性碳的表面積會因金屬的加入而減

少但這些金屬顆粒卻提供了活性的吸附位址可有效的吸附極性物

質增加有機物蒸氣的吸附並非熵（entropy）的效應而是與焓

（enthalpy）有關且吸附時高焓值易形成化學性吸附Dimotakis

（1995）將 ACCs 經過氨氧化及氯化處理使其帶鹼性酸性及極性

提高其對 VOCs 的吸附並以丙醛丙酮甲苯作為實驗用之 VOCs

在 ACCs 的結構上 NOCl 元素與 ACCs 產生化學鍵結合其中氯

化及氧化的處理減少 ACCs 的表面積總孔洞體積及微孔體積而以

60

氨處理結果卻增加 ACCs 的孔隙度在吸附特性上ACCs 表面經氧

化（oxidized）處理後對 25~50 ppmv 的乙醛及丙酮的吸附能力提高了

500 及 350 在 1000~500 ppmv 下則提高了 130 及 75而對

苯而言經過以上的化學處理皆會增加其吸附能力以活性碳通入煙

道氣中來控制由焚化都市廢棄物所產生之 HgCl2在 150的操作溫

度氣相濃度 1 mgm3 下活性碳可吸附到大量的 HgCl2而含 Na2S

的活性碳有助於增加吸附 HgCl2 的含量（DKaratza 1996）

(2)沸石（Zeolites）沸石為孔骨架結構矽鋁酸鹽結晶體含有鹼金屬與鹼土金屬的

水合矽鋁化合物主要之結構是以矽四面體 SiO4所構成之三度空間

晶體在沸石結構中有些矽可被三價鋁同構置換（isomorphous

substation）於是整個結構由 SiO4和 AlO4以各種規則之排列方式

共有氧原子而結合在一起具有下列特徵1可承受較高溫度不會

改變結構2可吸附特定大小污染物3吸附量大4可進行選擇性

吸附5高溫低壓下仍具很強吸附能力6吸附能力不受水汽影響

當氣流中相對濕度大於 50 沸石受水汽的影響遠低於活性碳沸

石成分矽鋁比越大吸附量亦愈大BET 表面積較大之沸石其吸附

量亦愈大粉末狀沸石吸附能力大於顆粒狀沸石但壓損較大Y

式沸石對 VOCs 吸附能力較 A 式為大（鄭 19931995）

以 NaX Zeolit 進行苯甲苯三甲苯四甲苯NaP六甲苯

dimethylnaphthalene 及 AnT 之平衡等溫線和等壓線亨利常數吸

附熱和完整之等溫線也被廣泛研究高分子量有機物之吸附等溫線

近似 Langmiur 形式其飽和能力接近 1 moleculecage吸附熱的增

加與有機物含碳數成線性關係相同碳數的芳香化合物在等溫線或

吸附熱會出現些微不同（Douglas 1993）

61

331利用吸附技術控制廢氣排放之實例

日本應用噴注式吸附法控制煙道氣中 PCDDsPCDFs 的排放

將粉狀活性碳噴入煙道氣中再經由袋式集塵器收集操作溫度為

160~220 結果測得煙囟內 PCDDsPCDFs 的含量低於 01

ngm3N-TEQ去除效率達 98 以上若只採用袋式集塵器收集而

無活性碳則去除效只達 83 可見活性碳有助於有機物的去除

除有機物外對 Hg 蒸氣及酸氣亦有去除效果（TŁujima 1996）

在歐洲國家有實廠採用活性碳床控制焚化廢氣之排放其中

Hartenstein（1994）學者指出利用活性碳床（ACR）及選擇性還原

反應器（SCR）來控制煙道氣中污染物的排放在一實際有害廢棄

物焚化廠的洗滌塔後裝一活性碳床（操作溫度 120~150 ）及選擇

性還原反應器用 impinger 採集酸氣體及金屬揮發物XAD-2 樹脂

吸附高分子有機物VDI method 3482 取揮發性有機物再進一部

分析結果發現排放廢氣中有機物重金屬及酸性氣體皆有明顯減

少趨勢且許多歐洲國家已規定使用此控制技術來淨化廢氣的排放

瑞士及丹麥許多焚化廠於袋式集塵器前噴入活性碳吸收劑控制

污染物的排放結果顯示對污染物的去除效果良好其中對汞的去

除率約可達到 80 以上（孫 1993）

62

34 總結

根據以上的文獻得知焚化廢氣中所含有的污染物大致上可分

為粒狀污染物重金屬酸性氣體及有機性氣體等而這些污染物

控制除了從操作條件著手外還必須有設備上的配合各污染物的控

制設備分別為

粒狀污染物旋風集塵器袋濾式集塵器靜電式集塵文式洗滌塔

重金屬乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔袋濾式集塵器

活性碳噴入

酸性氣體乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔

有機性氣體文式洗滌塔袋濾式集塵器靜電式集塵活性碳床

63

第四章 廢氣控制設備組合之評估

焚化處理已成為目前國內外廢棄物處理的主軸然而儘管焚化處

理具有無害化減量化資源化安定化等優點不僅能回收垃圾成

份中具有再生利用的物質且能將廢棄物體積減至約 110 的體積而

增加掩埋場的使用年限但卻仍有其缺點如二次污染物的產生這

些二次污染物包含粒狀物酸性氣體重金屬揮發有機氣體等若

未加以處理不但會造成空氣污染亦會對人體健康造成重大的傷

害而除了對燃燒條件可加以控制外另外更需要加裝空氣污染防治

設備來處理二次污染物

去除二次污染物的防治設備包括靜電集塵器袋濾式集塵器乾

式半乾式及濕式洗滌塔等防治設備而目前國內外最常使用的組合

為乾式(半乾式)洗滌塔+袋濾式集塵器及靜電集塵器+濕式洗滌塔此

外為了有效去除重金屬揮發物也會添加活性碳氯化鈣(CaCl2)及

Na2S 等化學藥劑來提高重金屬及有機物的去除效率

由國內外發展的趨勢來看為了減少廢水的排放及達到日益嚴格

的排放標準目前國內外的防治設備多為半乾式洗滌塔及袋濾式集塵

器的組合且處理設備已普遍應用於歐美及日本各國對空氣污染的

防治效能極佳

41 國內外焚化廠設備規模及處理概況

台灣地區早期規劃的焚化爐皆為機械式爐床且空氣污染控制設

備多為靜電集塵器+濕式洗滌塔此控制設備因在過去十餘年已廣泛

使用於日本及歐洲之中大型焚化廠且空氣污染防治性能優良技術

充份成熟因而基於技術成熟度及為確保有效可靠運轉因此多採用

64

靜電集塵器+濕式洗滌塔控制設備但因有洗煙廢水處理及廢氣再加

熱等缺點且可能造成戴奧辛再次生成因此近幾年來台灣地區新設

計之控制設備都已趨向半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此控制設備的

優點為操作維護較簡易不產生洗煙廢水空氣污染防治性能優良

等缺點則為產生較多之飛灰及反應物最近已廣泛被應用於日本及

歐洲焚化廠此處理流程對 1 microm 以下之細微粒狀污染物其收集效

果極佳至於重金屬及微量有機物化合物之去除也可達一定之去除效

果若再輔以活性碳噴入系統則對重金屬及有機物之去除效果更佳

台灣地區近年來也常在廢氣處理系統中加入活性碳噴入系統及選擇

性非觸媒還原法來增加有機物及 NOx的去除效率然而半乾式洗滌塔

其霧化條件的控制實屬不易常為人所垢病因此近年來亦有一些新

設廠改採乾式洗滌塔為其脫硫設備

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店廠樹林廠及台中市等六個廠此外另有

15 個廠正陸續興建完成中其處理垃圾量分別在 500~1500 噸不等

而所使用的控制設備則多為半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器表 4-1 即

為台灣地區目前已完工運轉之六個焚化廠六個廠的設計皆為機械爐

床式焚化爐且設計的熱值都在 1500 仟卡公斤左右但由於近年來

垃圾熱值明顯有提高的趨勢因此每日的進料量通常都低於原先的設

計量至於所使用的空氣污染控制設備以內湖及木柵廠而言為靜電

集塵器+濕式洗滌塔而北投廠及台中廠乃使用半乾式洗滌塔+袋濾式

集塵器新店廠及樹林廠則使用乾式洗滌塔+袋濾式集塵器可見國

內在控制設備上也漸漸趨向(半)乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此外也

都陸續添加活性碳來增加有機物及重金屬汞的去除效率

65

表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料

廠名 爐型 設計的熱值(仟卡公斤) 規模(噸日) 產生之廢氣量(Nm3hunit) 控制設備組合台北市內湖廠

機械爐床水牆式焚化爐

1350 3(座)times300 70000 EP+WS

台北市木柵廠

機械連續式焚化爐

1600 4(座)times375 72000 EP+WS

台北市北投廠

4(座)times450 110000 SD+FF

臺中市 機械爐床水牆式焚化爐

1500 3(座)times300 56000 SD+FF+AC

台北縣新店廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 2(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

台北縣樹林廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 3(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器

Dry乾式洗滌塔

資料來源環保署全球資訊網1994 年環境工程會刊第五卷第四期 P49-58

66

國外將焚化爐應用於垃圾處理上行之以久其中美國歐洲等先

進國家焚化技術開發約始於 60 年代亞洲則以新加坡及日本發展最

早日本因掩埋土地不易尋求故垃圾處理以焚化為主焚化爐型式

早期以固定式及機械爐床式為主近年來則陸續發展流體化床焚化

爐表 4-2 即為日本兩座流體化床焚化爐之操作條件流體化床爐內

由於空氣帶動固體不停地翻滾或流動氣體與廢棄物接觸面積大

混合效果好熱傳效率佳溫度的分佈相當均勻因此燃燒效率相當

高而且可在爐內直接加入酸性氣體吸收劑增加酸性氣體的去除效

率唯一需注意的是廢棄物進入爐內之前需先經過破碎由於流體化

床具有上述之優點因此已成為近年來國外常用的新型焚化爐其中

日本在這一方面技術已發展相當成熟

67

表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件

廠名 爐型 操作條件 空氣污染控制設備 污染物排放量

日本 Chiba 流體化床焚化爐 處理容量 210 TD

爐中燃燒溫度 600~630

廢熱鍋爐溫度 520

冷卻塔溫度 300

靜電集塵器入口溫度220

洗煙塔

靜電集塵器

飛灰0005 gm3

SOX5 ppm

HCl16 ppm

NOX5 ppm

日本 Shiga 流體化床焚化爐 處理容量180 TD

(90 TDtimes2)

半乾式洗煙塔

靜電集塵器

粒狀物0029 gm3

SOX10 ppm

HCl79 ppm

NOX57 ppm

資料來源張1997

68

42 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響

表 4-3 為不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較由表中可

得知不論使用何種控制設備組合(濕式洗滌塔半乾式洗滌塔+靜電集

塵器或靜電集塵器+濕式洗滌塔)對重金屬 Hg 都可達到一定的去除效

率(70 以上)濕式洗滌塔及靜電集塵器+濕式洗滌塔甚至可達到 90

以上的去除效率

對酸性氣體去除效率方面一般酸性氣體去除系統(乾式半乾式

及濕式洗滌塔)對 SOxHCl 及 HF 都可達一定的去除效果使符合法

規的要求唯獨對 NOx的去除效率相當低因而通常會使用選擇性非

觸媒還原法或選擇性觸媒還原法來增加 NOx的去除效率表 4-4 即為

不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較表中無論使用乾式或濕式

洗滌塔對 SOx的去除率都可達 80 以上而利用選擇性非觸媒還原

法或選擇性觸媒還原法對 NOx的去除率則可達 50 上下另外也有

實廠直接在流體化床中添加觸媒及吸附劑可同時對 SOx及 NOx達相

當高的去除效率此法在未來或許可具相當大的發展性

69

表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較

廠名 控制設備 操作條件 進入控制設備前的重金屬濃度(mgNm3) 去除效率()

日本練馬 靜 電 集 塵 器 + 濕 式 洗 滌 塔

(CuCl2 及螫合劑添加)

Hg0221 90

瑞士 Base 濕式洗滌塔 Hg0234 92

瑞士 Zurich 半乾式洗滌塔+靜電集塵器 集塵器進口溫度 120 Hg0451 89

法國 Lyon-Sud 濕式洗滌塔 Hg0459 87

法國 Lyon-Noud 濕式洗滌塔 Hg0255 72

丹麥 Amager 半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器 集塵器進口溫度 127 Hg0217 88

德國 Kassel 靜電集塵器+半乾式洗滌塔+袋

濾式集塵器

集塵器進口溫度 137 Hg0349 84

Avesta 濕式洗滌塔+靜電集塵器 Hg275 Cd2375

Pb675 (11 O2)

Hg80 Cd42

Pb284

資料來源孫1993

70

表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較控制設備 操作條件 進入控制設備前的污染物濃度

(mgNm3)去除率() 設備費

SNCR(選擇性非觸媒還原法)

廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 850~1050

NOx150 ppm 25~35 (105 ppm) 設備成本 700~1000 萬元操作成本 130~220 萬元年

SCR(選擇性觸媒還原法) 廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 200~450

NOx150 ppm 60~75 (50 ppm) 設備成本 3000~5000 萬元操作成本 140~190 萬元年

噴霧乾燥法 吸附劑Ca(OH)2

添加劑NaOH700 mgL廢氣流速及入口溫度42 m3min150

SOx2500 ppm 86

半乾式洗滌法(噴霧乾燥脫硫)

入口氣體溫度 160Ca(OH)2 泥漿 15流量 6 mlmin忝加劑飛灰飛灰Ca(OH)2=31

SOx650~2150 ppm 73

乾式噴霧塔+ESP 吸收劑Ca(OH)2乙醇混合物碳酸氫鈉添加劑氨吸附劑注入溫度367~589 KCa(OH)2SO2=15~252NaHCO3(SO2+2NO)=05~25

SOx600~2000 ppmNOx240~600 ppm

SOx90 NOx72

powder-particle 流體化床反應溫度1023 KCaS=3平均粒徑5 microm固定床高03 m氣體流速1 msec

SOx500~1000 ppm SOx100

powder-particle 流體化床內添加觸媒(particle)TiO2WO3

及吸附劑(powder)CuOFeO反應溫度600 sorbentS=3固定床高03 m

SOx300~1000 ppmNOx500 ppm

SOx80 NOx95

濕式洗滌塔中黃磷 LG30~100 galminPNO06

SOx1500~2500 ppmNOx60~600 ppm

SOx95 NOx90

資料來源司等人1996Dennis Helfritch 等人1992Shiqiu Gao 等人1996J WANG 等人1996 Chang SG等人1992

71

43 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響

國內焚化爐在行政院環保署於民國八十六年八月六日發佈「廢

棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準」後也面臨戴奧辛排放管制要求

因此須運用各類可行的戴奧辛控制技術以期能減少焚化爐戴奧辛的

排放量降低其危害性根據國外文獻可知國外目前對於降低焚化

爐廢氣中戴奧辛的排放濃度控制技術主要有二次高溫燃燒抑制劑

的添加活性碳吸附急速冷卻系統化學氧化等均能有效控制戴奧

辛的排放量(Townsend1995李1996)

一般而言焚化所產生的戴奧辛主要來源有1垃圾成份2爐內燃

燒不完全形成3爐外低溫再合成(王1997)因此卻有效控制焚化

爐 PCDDsPCDFs 排放量的方法不外乎下面四項1力行垃圾分類

減少焚化含有戴奧辛的成份2避免燃燒不完全3防止爐外低溫合

成4利用後續污染控制設備來降低戴奧辛的排放量

垃圾成份原本就相當複雜尤其是普遍使用之除草劑殺蟲

劑農藥等有機溶劑皆含有 PCDDsPCDFs 有機物質因此在實行垃

圾分類上除力行回收有機溶劑外應屬減少戴奧辛的生成及去除戴奧

辛的排放兩方面著手較為實際在避免燃燒不完全方面垃圾成份中

所含之 CHONS 等元素在焚化過程中若未加以燃燒破壞

可能會產生一些易產生戴奧辛之前驅物不僅難以破壞已經形成之

72

PCDDsPCDFs 更有助於 PCDDsPCDFs 的生成故可從燃燒完全的

基本條件著手如燃燒溫度含氧量停留時間混合程度水汽含

量來加以控制爐外低溫再合成方面燃燒不完全之氯苯氯酚等前

驅物隨焚化廢氣排出燃燒室可能為廢氣中飛灰之碳元素所吸附並

在特定的溫度範圍內(250~400 尤其在 300 時最顯著)在飛灰

顆粒所構成之活性接觸上被金屬氯化物(CuCl2FeCl2)催化反應生

成 PCDDsPCDFs(王1997)其控制方法仍需從燃燒的基本條件來著

手若排放的焚化廢氣仍無法符合排放標準則必須從空氣污染防制設

備來尋求解決的辦法目前最常使用的控制設備組合包含乾式或半乾

式洗滌塔+靜電集塵器(或袋濾式集塵器)及靜電集塵器+濕式洗煙

塔另外亦可加上活性碳噴入法各控制設備組合各有其優缺點將

於下列敘述比較之曾有文獻(王1997)指出以 GCP(good combustion

practice)+半乾式洗煙塔+活性碳噴入法+袋濾式集塵器之組合較佳

且增加之初設費用亦不高歐洲已有成功的實例因此未來國內之

新舊廠可評估此組合之可行性以改善戴奧辛之排放量

近年來研究焚化爐排放戴奧辛的相關文獻大都將重點擺在煙道

排氣中戴奧辛的濃度少數研究甚至包含飛灰底灰中戴奧辛濃度的

相關資料最近有文獻針對實際運轉中之都市廢棄物焚化爐飛

73

灰底灰及煙道排氣中戴奧辛含量作統計表示在一般廢棄物焚化爐

排放戴奧辛的流佈上仍集中於飛灰與煙道氣之中而底灰內的戴奧

辛含量則相對顯得較不重要(鍾1997)不同地點不同性質的焚化爐

其污染程度往往亦有很大的差別甚至有高達百倍以上的差距造成

如此大的差異的原因主要是焚化爐的操作方式如操作溫度過剩空

氣量氣體停留時間垃圾組成等特別進料是否預先經過篩選對

於焚化爐排放戴奧辛的濃度有決定性的影響表 4-5 為國外學者所歸

納之排放出最少量戴奧辛的焚化爐操作條件

表 4-6 為國內實際運轉中之焚化爐所使用之相關空氣污染控制

設備及戴奧辛排放之相關資料由表中可看出 B 廠除酸設備在粒狀

物除塵設備之後氣流未經除酸過程使得 HCl 濃度較高導致灰份上

較多戴奧辛生成且靜電集塵器操作溫度通常落在戴奧辛生成溫度

250~400 之間另外靜電集塵器之高壓電可能使前驅物在 ESP 內

進行異相催化反應及 de novo 合成反應(黃1998)故導致 B 廠不僅

無法去除 PCDDsPCDFs相反有增加 PCDDsPCDFs 排放的趨勢

文獻中也指出 B 廠之 ESP 若換成 Baghouse 則可大量減少戴奧辛的排

放量E 廠之 PCDDsPCDFs 排放量為 DEF 三廠中最高可能因

素為 E 廠之靜電集塵器操作溫度落在戴奧辛生成溫度 250~400之

間F 廠為實際運轉之大型焚化爐燃燒效率較佳故排放量較低且

74

產生之戴奧辛多為毒性較低之 PCDDsPCDFs而 DE 廠為試燒之

小型焚化爐故產生之戴奧辛多為高毒性之 PCDDsPCDFs因此籌

建焚化廠時建議選擇燃燒效率較佳之大型焚化廠文獻中曾指出添加

PVC 會造成廢氣中 HCl 濃度增加又 HCl 會影響 CO 氧化成 CO2的

速率故當 PCDDsPCDFs 濃度增加時CO 濃度也較高(黃1998)

又指出焚化中含碳量含氯量重金屬(以 CuZn 最明顯)愈高戴

奧辛愈易形成而粒徑愈小的灰份 Dioxin 濃度愈高同時其灰份愈

不易被空氣污染控制設備去除故 Dioxin 排放量較高而氯鹽隨粒

徑增加有減少趨勢與 Dioxin 隨粒徑增加有減少趨勢相符

表 4-7 為國外幾個實際運轉中焚化廠 PCDDsPCDFs 去除效率之

調查資料由表中得知廢氣進入集塵設備內引發rdquo爐外低溫再合成rdquo

現象使得 PCDDsPCDFs 之去除效率降為負值而袋濾式集塵器較

靜電集塵器去除效果佳可能是因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去

除廢氣中之 PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低

速度愈慢其去除效果愈佳

75

表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997)項目 運轉條件

燃燒區二次燃燒溫度氣體停留時間

煙道氣 CO 之濃度(乾基)燃燒區氧氣含量(乾基)

gt攝氏 1000超過 15 秒

目標值lt20 ppmv最高值 70 ppmv6 plusmn10 以上

後燃燒設備鍋爐

噴灑石灰用量

袋濾室出口溫度

經常清理SD15~2 倍劑量比乾石灰2~3 倍劑量比

135~165

表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料(凌1995李1996鍾1997黃1998)

廠名 焚化爐型式 控制設備 Dioxin 排放A 廠 大型焚化爐 Cyclone+乾

式+Baghouse56~66去

除率B 廠 大型焚化爐 ESP+濕式 402~558

增加率C 廠 大型焚化爐 半乾式

+Baghouse排放量BgtAgtC

D 廠 試燒小型焚化爐 -E 廠 試燒小型焚化爐 ESPF 廠 大型焚化爐 -

排放量EgtFgtD

76

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)集塵器進出口濃度

(ngNm3)廠名廢氣處理

流程集塵器進口溫度() 進口 出口

去除效率()

DaytonNorth Andover

PeekskillPinellas

ESP

279313215280

214245

1143254

14500362

9570100

--

154-

QuebecQuebecQuebecQuebec

DI+FF

204140121110

163811761007456

733049ND243

996999

1000995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643Biddford

CommerceMid

ConnecticutQuebec

SD+FF

137132133

140

903545

1019

2311

438473066

126

995959999

999

77

44 空氣污染防治設備組合比較

表 4-8 為台灣地區目前已完工運轉或正陸續興建完工中之 21 座焚

化廠由表中可看出台灣地區早期裝置於焚化爐後之空氣污染防治設

備主要為靜電集塵器+濕式洗滌塔此設備組合的煙氣設計條件對重

金屬去除上並無特別要求對粉塵的去除效率上也要求不高(僅 30

左右)對酸性氣體的去除則可達到 80 以上(NOx 除外)隨法規的

要求愈來愈嚴格後來陸續興建的焚化爐多以半乾式洗滌塔搭配袋濾

式集塵器為主此設備組合預期對粉塵的去除效率可達 99 以上

對酸性氣體則可提高至 90 以上對重金屬的去除也都可達到法規

的要求唯對 NOx 去除效果可能不太理想因此通常會加上活性碳

及無觸媒脫硝設備來加增加有機物及 NOx 的去除效果而以設備費

用來看每個廠的煙氣處理費都約占全廠費用的 110為 2~4 億不

等表 4-9 則為國外 5 座 FKHTNER 德國總公司在世界各地最近剛完

工運轉之焚化廠煙氣處理設備相關資料表中可看出國外所採用的控

制設備組合都較國內嚴謹因而無論是去除酸性氣體或去除重金屬的

效果都較國內佳但國外這五座廠的煙氣設備費卻都占全廠費用約

14 左右高出國內約 2~3 倍的價格另外因國內垃圾分類尚不及國

外普及因而不易回收垃圾成份中可再生利用之物質故相較之下

國內在生廢氣中重金屬污染物的濃度皆較國外高

78

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 內湖 木柵 新店 樹林 台中市爐數及容量(td)

3times300 4times375 2times450 3times450 3times300

設計煙氣條件(inletoutlet)

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA NA NA NA NA NA NA NADust 70 70 70 50 10000 20 10000 20 8000 50HCl 2000 80pp

m1200 60 1300 80pp

m1300 80pp

m1200 60

SOx 350 300 350 50 500 80 500 80 350 50HF 30 5 30 5 50 3(total

F)50 3(tot

al F)30 5

NOx 200 200ppm

200 200 250ppm

250ppm

250ppm

250ppm

200 200

CO NA NA NA NA 150 150 150 150 NA NAHg NA NA NA 01 1 03 1 03 NA 01Cd NA NA NA 01 4 01 4 01 NA 01Pb NA NA NA 2 NA 1 NA 1 NA 15As NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NACr NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NAZn NA NA NA 3 NA 1 NA 1 NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

EP+WS EP+WS CYC+Dry+AC+FF

CYC+Dry+AC+FF

SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

23 億 34 億 43 億 27 億

全廠費用 24 億 439 億 38 億 45 億 40 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢氣量 72000 Nm3hr操作溫度 220~250

廢 氣 量90000 Nm3hr

廢 氣 量90000Nm3hr

廢 氣 量56000Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔

AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧

SC煙氣洗滌塔(只噴水) Dry乾式洗滌塔 NAno data available

資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問

1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

79

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 嘉義 仁武 溪洲 崁頂 后里爐數及容量(td)

2times150 3times450 2times450 2times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 6000 20 8000 30 8000 30 5000 20 8000 30HCl 900p

pm20ppm

1300ppm

30ppm

1300ppm

30ppm

1200ppm

25ppm

1300ppm

30ppm

SOx 750 72 300ppm

35ppm

300ppm

35ppm

200ppm

30ppm

300ppm

35ppm

HF 25 07 NA NA NA NA NA 2 NA NANOx 150p

pm150ppm

120ppm

120ppm

120ppm

120ppm

NA 100ppm

120ppm

120ppm

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

NA 60ppm

80ppm 80ppm

Hg 07 006 NA 02 NA 02 NA 01 NA 02Cd 2 006 NA 01 NA 01 NA 01 NA 01Pb 30 06 NA 05 NA 05 NA 06 NA 05As 07 04 NA NA NA NA NA NA NA NACr 2 04 NA NA NA NA NA NA NA NAZn 75 11 NA NA NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

SD+AC+FF SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

04 億 218 億 24 億 20 億 24 億

全廠費用 16 億 4723 億 317 億 303 億 321 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢 氣 量115260 Nm3hr

廢 氣 量120000 Nm3hr

廢 氣 量119714 Nm3hr

廢氣量 120000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

80

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 基隆 宜蘭 台南 北投 八里爐數及容量(td)

2times300 2times300 2times450 4times450 3times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA 011ngNm3

NA 011 ngNm3

NA NA NA 015ngNm3

NA NA

Dust 8000 20 8000 20 88000 20 8000 30 10000 10HCl 1200

ppm25ppm

1300ppm

25ppm

1467 18ppm

1200 25 1500ppm

50ppm

SOx 200ppm

30ppm

300ppm

30ppm

550 73 350 35 500 100

HF NA 2 NA 2 55 07 30 1 50 2NOx 105p

pm105ppm

105ppm

105ppm

145ppm

145ppm

200 NA 370 370

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

58ppm

58ppm

NA NA 100 100

Hg NA 02 NA 02 15 007 1 0075 1 01Cd NA 01 NA 01 44 007 3 0075 4 005Pb NA 05 NA 05 NA 1 40 075 NA 03As NA NA NA NA NA 036 1 05 NA 01Cr NA NA NA NA NA 036 3 05 NA 02Zn NA NA NA NA NA 1 100 3 NA 07Organic(as C)

NA NA NA NA 20

煙氣處理設備

SNCR +SD+AC+FF

SNCR +SD+AC+FF

SD+AC+FF SD+FF CYC+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

15 億 15 億 16 億 55 億 28 億

全廠費用 2148 億 2088 億 28 億 658 億 53 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量79200

廢氣量 79200 廢 氣 量90000

廢 氣 量110000Nm3hr

廢氣量 114000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

81

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 新竹市 高雄中區 高雄南區 岡山 鹿草爐數及容量(td)

2times450 3times300 4times450 3times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm31-TEQ

10-O2mgNm31-TEQ

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 01ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 10000

10 10000 20ppm

9000 20 8000 20 20

HCl 1500ppm

50ppm

1500ppm

20ppm

1300ppm

20ppm 1300ppm

25ppm

1300ppm

25ppm

SOx 500 100 500ppm

25ppm

300ppm

25ppm 300ppm

30ppm

300ppm

30ppm

HF 50 2 NA NA NA NA NA 18(total F)

NA 18(total F)

NOx 370ppm

370ppm

370 105ppm

105ppm

105ppm 105ppm

105ppm

105ppm

105ppm

CO 100ppm

100ppm

100 60ppm

60ppm

60ppm 80ppm

80ppm

80ppm 80ppm

Hg 1 01 1 006 1 006 NA 02 NA 02Cd 4 005 4 006 30 006 NA 01 NA 01Pb NA 03 NA 06 40 06 NA 05 NA 05As NA 01 NA 04 NA NA NA NA NA NACr NA 02 NA 04 NA NA NA NA NA NAZn NA 07 NA 11 NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

20 NA NA NA NA

煙氣處理設備

CYC+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

18 億 26 億 36 億 3 億 23 億

全廠費用 36 億 328 億 5696 億 43 億 34 億煙氣處理設備操作條件

廢 氣 量114000 Nm3hr

廢 氣 量80000 Nm3hr

廢氣量 122865 Nm3hr

廢 氣 量109000 Nm3hr

廢氣量 109000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問1998 年工業污染防治 Vo17No3p46-65

82

表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 AVE

TwenteNetherlands

TUAS Palma de MallorcaSpain

Friesenheimer Insel Mannhelm Waste to energy plant North Unit 4

North refuse incineration plantBerlin Ruhleben

操作條件 濕排氣量117000m3hr進料量18tonhr

濕排氣量1080000 m3hr進料量180tonhr

濕排氣量100000 m3hr進料量5625tonhr

濕排氣量155000 m3hr進料量25tonhr

濕排氣量73500 m3hr

排氣狀況 inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outletDioxin(mgm3) 4 01 - - - - 5 0 5 01Dust(mgm3) 4000 5 4000

-8000

30 4000

30 2500 5 1000-4000

10

HCl(mgm3) 1100 10 1300 100 1300

50 840 5 600-1500

10

SOx(mgm3) 400 40 200 100 600 300 600 5 100-800

50

HF(mgm3) 10 1 50 5 10 2 10 1 5-20 1NOx(mgm3) 300 70 500 500 - - 400 70 250-40

0100

CO(mgm3) 40 50 100 100 - - 40 50 50 50Hg(mgm3) 04 005 1 02 07 01 1 001 - 005Cd(mgm3) 1 005 4 1 2 01 05 001 - 005PbSnAsCu 20 1 20 10 10 1 30 01 - 05orag(asC) (mgm3)

40 50 - - - - 5 5 - -

煙氣處理設備 EPI+SD+EPII+WS+FF+SCR

EP+SD+AC+FF

SD+FF AC+WS+SCR+AC

SD+FF+AC+SCR

煙氣處理設備費用

80million 馬克 76million馬克

- 50million 馬克

-

全廠費用 300millio 馬克 1100million馬克

220million馬克

200million馬克

500million 馬克

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SCR觸媒脫硝

資料提供惠能顧問公司提供

83

45 結論

綜觀上述之資料可知目前國內外焚化廠之污染防治設備大抵

是以靜電集塵器+濕式洗滌塔或乾式噴霧塔+袋濾式集塵器搭配使

用而這兩種組合之處理排放量也都能達到環保法規的要求且其成

本差異對總建廠成本而言幾可忽略然而前者所產生的廢水需備

有後續處理設備處理之甚且近年來有學者指出使用靜電集塵器和

戴奧辛的產生有密切的關連性故國內外新設的焚化廠有逐漸捨前者

而就後者的趨勢

84

第五章 焚化廢氣之模擬

在本計劃中除了以實驗室規模的流體化床焚化爐真實模擬都市

廢棄物焚化後所產生的污染物外也使用在化工製程方面常用的模擬

軟體--ASPEN PLUS 做為研究工具針對不同的焚化條件模擬其所

產生的污染物

此外為彌補 ASPEN PLUS 中無機資料庫之不足在重金屬生成

部份的模擬則加入熱力平衡模式的模擬結果以做為對照比較之用

51 模擬參數

在本研究中廢棄物的進料組成乃根據 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析而訂除此之外再加入目前法規對一般廢棄物焚化爐空氣

污染物所管制的重金屬物種 CdHgPb 等以及另一毒性重金屬物

質 Cr如表 5-1 所示而垃圾的進料量則以臺中市垃圾焚化廠的日處

理量 900 公噸為基準換算成每小時 37500 kg 的進料量在完成其

模擬後將過量空氣百分比熱損失率及廢棄物之熱值含硫量含

氯量五個操作變因歸納為二組一組為過量空氣百分比熱損失率及

廢棄物的熱值因為此三個變因影響所及是爐溫的變化故這組變因

主要是探討其對爐溫的影響而另一組為廢棄物之含硫量及含氯量

85

由於這兩個變因會影響焚化污染物的組成型態所以必須模擬在不同

的含硫(氯)量下所對應生成的污染物量表 5-2 為各參數之變動範圍

表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成可燃分()水份() 灰分()

碳 氫 氧 氮 硫 有機氯506 1379 1899 282 1306 045 012 016

重金屬()鎘 汞 鉛 鉻

高位發熱量(KcalKg)

低位發熱量(KcalKg)

碳氮比

0012 000025 01 01 210672 165069 4174

表 5-2 參數之變動範圍參 數 範 圍過量空氣 () 20406080100熱損失率 () 0102030熱值(KcalKg)times10-3 1617181920212223242526含硫量 () 021015202530含氯量 () 021015202530

86

52 系統模擬

521 系統流程描述

首先選取適合處理固體及冶金的應用型式Solids with Metric

Units 及 Flowsheet Simulation(FlowSheet)的執行模式以便讓 ASPEN

PLUS 幫我們作適合的設定

接著便開始描繪整個系統流程圖

在此我們利用 RGIBBS model 來模擬一次燃燒室而 RGIBBS

model 是根據反應達平衡時 Gibbs free energy 為最小的原理設計而

成所以我們只須給進料物質組成及定義平衡產物即可然而對

ASPEN PLUS 而言都市廢棄物是一非傳統物質因此無法得知其物

質組成而其平衡反應計算也就無法進行故物質在進入 RGIBBS

model 之前必須先將其分解成元素狀態使 RGIBBS model 得知其組

成此步驟可藉由 RYIELD model 來達成但 RYIELD model 在執行

此步驟時可能造成熱量的消耗所以在 RYIELD 及 RGIBBS model

之間必須以一熱流(Q-DECOMP)連接之使物質在 RYIELD model 中

造成的熱量變化可以完整的傳送到 RGIBBS model 中整個模擬程序

如圖 5-1 所示

87

522 基本設定(Setup Specifications form)

完成流程圖的描繪之後則按照專家指引系統的導引依序輸入所

需的資料首先必須對流線型式(stream class)作定義由於我們在

圖 5-1 模擬流程圖

模擬過程中要對純物質傳統固體非傳統成份及粒子尺寸分佈

(Particle size distribution)等做考量所以須將 stream class 設為

MCINCPSD即每條流線包含 MIXED(含氣液相之純物質)CIPSD

(傳統固體)及 NCPSD(非傳統成份)等 substream以便對各種不同性質

的物質能做合理的描述計算及報告

523 成份屬性(Components Specifications form)

接著在 Components Specifications form 中我們必須選取在整個

模擬過程中所需使用的成份物質其中較特別的是 SO2 及 SO3 在

ASPEN PLUS 資料庫中的化學式分別為 O2S 及 O3S而一般物質在

ASPEN PLUS 被預設為 Conventional type 的成份型式然而對於 C

及固態金屬化合物則必須將之改為 Solid type因為 RGIBBS model

RYIELD

DECOMP

RGIBBS

BUR NERWAS T E INBUR NER OUTP UT

Q-DE COMP

AIR

88

無法執行同一成份之流體相與固體相間的相平衡故必須對同一成份

給予流體相及固體相不同的命名以便執行氣固平衡計算而為了易

於觀察計算結果對於重金屬化合物之氣液固相分別給予不同的

標記命名在此我們從 ASPEN PLUS 無機資料庫中選取可能生成的

重金屬(鎘汞鉛鉻)化合物和較穩定的氣體產物如表 5-3 所示

表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質鎘(Cd) 汞(Hg) 鉛(Pb) 鉻(Cr)

C(s)

H2ON2

O2

NO2

NOSO2SO3SH2

Cl2

COCO2

ASH(NC)WASTE(NC)

Cd(s)

Cd(g)

Cd(OH)2(s)

Cd(OH)2(g)

CdCl2(s)

CdCl2(g)

CdCO3(s)

CdCO3(g)

CdO(s)

CdO(g)

CdS(s)

CdS(g)

CdSO4(s)

CdSO4(g)

Hg(g)

Hg(l)

Hg2Cl2(s)

Hg2Cl2(g)

Hg2SO4(s)

Hg2SO4(g)

HgCl(g)

HgCl2(s)

HgCl2(g)

HgH(g)

HgO(s)

HgO(g)

HgS(s)

HgS(g)

HgSO4(s)

HgSO4(g)

Pb(s)

Pb(g)

Pb2(g)

Pb3O4(s)

Pb3O4(g)

PbCl(g)

PbCl2(s)

PbCl2(g)

PbCl4(g)

PbCO3(s)

PbCO3(g)

PbH(g)

PbO2(s)

PbO2(g)

PbS(s)

PbS(g)

PbSO4(s)

PbSO4(g)

Cr(s)

Cr(g)

Cr(CO)6(s)

Cr(CO)6(g)

Cr23C6(s)

Cr23C6(g)

Cr2N(s)

Cr2N(g)

Cr2O3(s)

Cr2O3(g)

Cr3C2(s)

Cr3C2(g)

Cr7C3(s)

Cr7C3(g)

CrCl2(s)

CrCl2(g)

CrCl3(s)

CrCl3(g)

CrCl4(g)

CrN(s)

CrN(g)

CrO(g)

CrO2(s)

CrO2(g)

CrO2Cl2(g)

CrO3(s)

CrO3(g)

CrS(s)

CrS(g)

CrS117(s)

CrS117(g)

至於廢棄物及 ASH 等非傳統成份則選擇 NC type因為這些

非傳統物質的資料並無法在資料庫中獲得所以必須利用非傳統物質

89

之物性模式加以描述以便進行平衡計算

524 非傳統物質(NC)的物性模式(Proper ties NC-Props)

由於非傳統物質是無法參與相或化學平衡的異相固體只有焓

(Enthalpy)和密度(Density)可供計算在此我們選擇常用於碳處理的

HCOALGEN model 作為非傳統物質的焓的計算模式包括燃燒熱

(Heat of Combustion)標準生成熱(Standard Heat of Formation)熱容

(Heat Capacity)及標準焓(Enthalpy Basis)等如表 5-4 所示其中在燃

燒熱部份由於我們已知廢棄物的燃燒熱故在其 Option Codes value

中選擇 6亦即要求自行輸入然後跳出專家指引系統到

ParametersrarrPure Component 中選取 HCOMB並輸入其高位發熱量

另 外 在 使 用 HCOALGEN model 時 必 須 輸 入 近 似 分 析

(PROXANAL)元素分析(ULTANAL)及硫份分析(SULFANAL)等物質

基本資料然而對都市廢棄物而言其重金屬含量是不可忽略的故

在 CAUSR1 中自行輸入重金屬之成份分析

在密度方面由於廢棄物的密度無資料可尋故選擇 DCOALIGT

model 作為密度的計算模式如圖 5-2 所示

525 進料值(Input-Data)的輸入

在流線 WASTE 中因為廢棄物是非傳統物質所以在 Substream

name 中須選取 NCPSD其餘尚需輸入三部份的資料Specification

90

表 5-4 HCOALGEN Option CodesOption Code

NumberOption Code

value(預設為 1)Calculation Method Parameter

NameComponent Attributes

1 Heat of Combustion1 Bole correlation BOIEC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

2 Dulong correlation DLNGC ULTANALSULFANALPROXANAL

3 Grummel and Davis correlation

GMLDC ULTANALSULFANALPROXANAL

4 Mott and Spooner correlation

MTSPC ULTANAL SULFANALPROXANAL

5 IGT correlation GIGTC ULTANALPROXANAL

6 User input value HCOMB ULTANALPROXANAL

2 Standard Heat of Formation1 Heat-of-combustion

based correlation__ ULTANAL

SULFANAL2 Direct correlation HFC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

3 Heat Capacity1 Kirov correlation CP1C PROXANAL2 Cubic temperature

equationCP2C __

4 Enthalpy Basis1 Elements in their

standard states at 29815 K and 1 atm

__ __

2 Component at 29815 K

__ __

91

圖 5-2 廢棄物的物性模式

PSDComponent Attr其中 Specification 要指定其溫度壓力及進

料速率等而 PSD 則輸入其粒徑分佈Component Attr則輸入其成份

分析(含近似元素硫份及重金屬分析等)

而流線 AIR 則因為空氣是由傳統物質所構成故選取 MIXED

餘者只須溫度壓力進氣速率及成份組成比率

在操作單元 RYIELD model 部分在自由度為 2 的情況下只須

輸入壓力及溫度(或熱流)兩項另外還要告知其分解後的產率因

為先前所輸入者乃為廢棄物在乾基下的元素分析而在此的分解產率

92

須包括水份所以須將乾基值轉換成濕基值這步驟有兩個方法來進

行一是直接輸入其濕基產率另一是藉由一個 Fortran 副程式來進

行轉換的工作而我們則選擇前者

同理對 RGIBBS model 而言其自由度亦是 2但因已有

Q-DECOMP 這項熱流進入 RGIBBS model故在此溫度(熱流)項已確

定只剩壓力項待輸入此時已完成專家指引系統的所有程序

526 副加程式

在完成 RGIBBS model 的資料輸入時專家指引系統的所有程序

已告完成亦即代表整個系統在邏輯上已完成但諸如熱損失

ASH 成份分析等屬副加程式所以必須在其後自行加入

在熱損失方面副程式理當在 RGIBBS 處加入但對 RGIBBS 而

言在必須遵守能量守恆的前提下熱損失被視為是一條熱流與

Q-DECOMP 相對應此時在自由度為 2 的要求下則需輸入溫度項

然而爐溫正是所欲求的故此顯然不合理因此我們將熱量的損

失提前在 RYIELD 之後(即 RGIBBS 之前)以一個 Fortran 副加程式來

執行如圖 5-3 所示而在這之前須先對其中所使用的參數加以定

義如表 5-5 所示

至於 ASH 成份分析部份因為 ASH 的產生是在 RYIELD 處

93

圖 5-3 熱損失之副加程式

註其中 HHVDRY = 426462

表 5-5 程式中參數代表之定義Varname Vartype Stream Substream Comp Attribute Element

NDUTY HEAT-DUTY Q-DECOMP

ULT COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE ULTANAL

USER COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE CASUR1

WATER COMPATTR-VAR WASTE NCPSD WASTE PROXANAL 1

Varname Vartype Stream Substream Variable

INPUT STREAM-VAR WASTE NCPSD MASS-FLOW

MMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-FLOW

MCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-FLOW

MNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-FLOW

HMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-ENTHALP

HCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-ENTHALP

HNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-ENTHALP

94

故只要點選此 model 並選擇 Component Attr就可輸入之此時模擬工

作便告完成

95

53 結果與討論

531 過量空氣

在確定廢棄物的進料量為 37500 kghr 之後其理論空氣量經計算

後可得 966078 kghr因此各不同過量空氣百分比所需的空氣量亦可

求出圖 5-4 所示為過量空氣對爐溫的影響為符合實際狀況故此

乃在熱損失率 20 的條件下所得由圖中可知爐溫隨過量空氣率的

增加而減少且其關係非常接近線性

圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響

圖 5-5~5-8 則分別為不同過量空氣率對鎘汞鉛及鉻化合物生

成量的影響圖在圖 5-5 中隨著過量空氣的增加(爐溫漸減)CdO(s)

的生成量則逐漸增加相對的 Cd(g)CdO(g)則逐漸減少而且在過量

空氣率 80 以後 CdO(s)的曲線呈平緩Cd(g)CdO(g)的產量則趨近於

0其原因乃是 CdO(s)在約 900 以上會逐漸轉化為 CdO(g)且 Cd

10819439912196

91498088499501

7936899

600

700

800

900

1000

1100

1200

20 40 60 80 100

過量空氣率()

爐溫

()

96

的沸點約為 800 左右故在低溫時鎘化合物以 CdO(s)型態存在佔

絕大多數而文獻中亦指出在高溫下鎘主要以氧化鎘或元素鎘存

在而溫度低於 750 時有硫酸鎘生成另外過量空氣對汞化合

物的生成影響甚微而對鉛化合物而言在低溫時大多以 PbCl4(g)的

型態存在而後隨溫度增加逐漸被 PbCl2(g) 及 Pb(g)所取代至於鉻化

合物方面從圖 5-8 中可以清楚發現其生成物種似乎不隨過量空氣之

改變而有任何變化而主要生成物種為 CrO2(s)至於 CrO2Cl2(g)雖生

成量微少但隨著過量空氣的漸增其產量亦有漸增的趨勢

圖 5-9 則是過量空氣對酸性氣體生成量的影響由圖中可知在過

量空氣量愈高(溫度愈低)時NO2NOSO2及 HCl 的生成量皆有減

少的趨勢而 SO3反而增加此情況可能是當溫度愈高時SO3逐漸

轉化成 SO2 之故

圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鎘化

合物

產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

97

圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響

圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

20 40 60 80 100

過量空氣率()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉛化合物產量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

98

圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響

圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

0

20

40

60

80

100

20 40 60 80 100

過量空氣率()

酸性氣體產生量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

99

532 熱損失

圖 5-10 為熱損失率對爐溫的影響(本模擬是在過量空氣率 60 的

情況下進行)其結果顯示當熱損失為 20 時相對應的爐溫為 915

已達有機物被完全破壞的溫度且目前大型焚化廠之爐溫亦控制

在 800~950 間故熱損失 20 是合理值

圖 5-11~5-15 為不同熱損失率對鎘汞鉛鉻化合物及酸性氣

體生成量的影響由於熱損失率對系統而言只影響爐溫故生成物

中無論是酸性氣體或是重金屬化合物其分佈趨勢除了 NO 之外其

餘頗為類似就 NO 部份比較圖 5-95-15 可知在圖 5-9 過量空氣

率 20 及圖 5-15 熱損失率 0 時爐溫約為 1100 但圖 5-15 中

的 NO 顯然比圖 5-9 者大很多其原因是雖溫度相似但圖 5-15 是在

過量空氣率 60 的情形下故在高溫下所提供的空氣量比圖 5-9 的

20 大因此所形成的 Thermal-NOX 量會相對增加

100

圖 5-10 熱損失對爐溫的影響

圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

0 10 20 30熱損失()

鎘化合物產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

8150367

9149808

1109647

1013112

700

800

900

1000

1100

1200

0 10 20 30

熱損失率()

爐溫

()

101

圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響

圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

0 10 20 30

熱損失()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

0 0 2

0 0 4

0 0 6

0 0 8

0 1

0 1 0 2 0 3 0

熱 損 失 ()

汞化合物產量(k

ghr

)

H GG

H GO G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30熱損失()

鉛化合物產量(kghr) PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

102

圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響

圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30

熱損失()

酸性氣體產量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30

熱損失()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

103

533 廢棄物熱值

由於廢棄物熱值因地因時而異且變動範圍大同時也對爐溫有

某種程度上的影響故根據臺灣地區一般垃圾的熱值其約略範圍做模

擬(本模擬在過量空氣率 60 熱損失率 20 的前提下進行)由圖

5-16 中可知爐溫隨熱值增加呈線性增加而一般為使有機物達完全

之破壞通常將爐溫控制在 800~950 故若廢棄物熱值低於 1900

kcalkg 時可加入輔助燃料或降低過量空氣量以提高爐溫而若熱

值超過 2200 kcalkg 時(爐溫約大於 950 )為避免爐壁不堪負荷及

Thermal-NOx的生成可藉由提高過量空氣量來降低爐溫

圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 )

600

800

1000

1200

1600 1800 2000 2200 2400 2600

垃圾高位發熱量 (kcalkg)

爐溫

()

104

534 含硫量

圖 5-17~5-20 為含硫量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

圖 5-17顯示含硫量增加時CdO(s)的生成量隨之減少但Cd(g)及CdO(g)

卻增加圖 5-18 中的汞化合物則無明顯的變化圖 5-19 則顯示含硫

量增加時PbCl4(g)隨之減少但 PbCl2(g)卻是增加圖 5-20 中鉻化合

物生成量無明顯的變化仍舊是 CrO2(s)佔大多數就以上的幾種變化

而言並不是因含硫量改變的關係因為當含硫量增加時爐溫卻隨

之增加從含硫量 02 時的 915 到含硫量 3 時的 949 對照

圖 5-5 和圖 5-7 中過量空氣率 60 的 915 到 40 的 991 這區

間無論是 Cd(g)CdO(s)CdO(g)PbCl4(g)或 PbCl2(g)其變化趨勢及變

化量皆極為相近原因是因為在爐溫 800 以下時硫含量增加易

使重金屬形成穩定之硫化物型態但一旦超過 800 則含硫量的影

響就微乎其微

圖 5-21 所示為含硫量對酸性氣體生成的影響其中 SO2(g)及 SO3(g)

的量隨含硫量增加而遞增但 SO3(g)的增加量較不明顯因為硫燃燒

後幾乎以 SO2(g)的型態存在而 NO(g)和 NO2(g)則隨含硫量增加而有增

加的趨勢其原因亦是因溫度上升所導致(與圖 5-15 比較之)

105

圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響

圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鎘化合物生成量(kghr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

106

圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響

圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響

05

10152025303540

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

107

圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響

0

500

1000

1500

2000

2500

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

108

535 含氯量

圖 5-22~5-25 為含氯量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

其中含氯量對鎘及鉻化合物的生成無明顯的影響而對汞化合物而

言則只有在含氯量超過 25 時生成微量的 HgCl2(g)在鉛化合物

方面隨含氯量的增加PbCl4(g)呈急劇的增加相對的PbCl2(g)則急

速減少雖然系統溫度從含氯量 02 時的 913 降至 3 時的 909

PbCl4(g)可能因溫度下降而產量增加但比較圖 5-7 可知在 4

的溫度範圍內PbCl2(g)不致於如此急速下降所以以上的現象乃是因

含氯量增加之故而含氯量增加對鉛化合物生成的影響則有學者指

出鉛在無機氯存在之條件下生成物主要為 PbO(g)在高含氯量之條件

下會生成 PbCl2(g)或 PbCl4(g)然而在高溫下(850 )鉛的氯化物之

生成潛勢較氧化物為大所以氯含量增加時只有鉛的氯化物隨之改

變圖 5-26 為含氯量對酸性氣體生成的影響而 HCl(g)如預期般隨含

氯量的增加而增加其餘酸性氣體則如圖 5-15隨溫度變化而有不同

的改變

109

圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響

圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鎘化合物生成量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

110

圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響

圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

111

圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響

0

200

400

600

800

1000

1200

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

112

54 熱力平衡模式

焚化過程中重金屬相態及物種形成的預測大多使用熱力平衡分

析法來模擬之其中又以平衡常數法(equilibrium constant analysis)

與最小自由能法(minimization of free energy)的應用最為廣泛然而平

衡常數法因為具有組成之數值解析較為困難冷凝物種存在條件下運

算較為困難以及對非理想方程式條件下模式之標準化較困難等缺

點因此大多採用最小自由能法一般而言熱力平衡分析大多期望

利用簡單之方程式如溫度與壓力之特性而能有效描述熱力學狀況

其中自由能較容易利用溫度及壓力特性達到最小之目的所以文獻中

許多熱力平衡研究皆以最小自由能法(Lee 1988 Eddings 1992 Wu

1993 Lin 1996)

541 模擬程序

1 輸入反應物元素符號

2 輸入參與反應物種熱力資料臨時儲存檔案名稱

3 檢視所有可能反應物種(由輸入元素符號列示出所有相關物種)

4 選擇物種輸入方式(以元素或化合物兩種方式供選擇)

5 選擇模擬結果輸出表示方法(克莫耳或兩者皆具)

6 選擇輸入資料表示方法(克或莫耳)

113

7 輸入模擬條件(溫度壓力或其它)

8 依次個別輸入反應物濃度

9 輸入其他模擬條件與濃度(依此循環直至輸入所有所欲模擬條

件)

10 執行模擬程式

11 建立輸出檔案並列示出模擬結果

542 模擬條件

本研究模擬進料之組成與先前 ASPEN PLUS 所模擬者相似皆以

表 5-1 中 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成為對象其不同處

是在熱力平衡模式中操作條件除溫度分別控制在 700800900

外亦針對有機氯及無機氯對污染物的生成作探討並和往後的實驗

結果做比較以期了解熱力平衡模擬與實際實驗結果之差異表 5-6

為熱力平衡模擬輸入條件

114

表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件進料添加物(g)

添加 PVC 添加 NaCl

C 712125 712125

H 3165 3165

O 44280 44280

Cl 60 60

Na 0 3887

Cd 45 45

Pb 375 375

Hg 0094 0094

Cr 375 375

Temperature() 700800900 700800900

543 模擬結果討論

表 5-7 為鎘化合物在各操作條件下的模擬結果結果中顯示當

添加有機氯時其主要生成物種為 CdCl2(g)及微量的 Cd(g)且溫度上

升時CdCl2(g)的濃度僅略為下降至於在無機氯化物的添加下系

統中的氯原子因為和鈉原子的親和力較大因此大多生成氯化鈉

而金屬鎘則以Cd(g)及CdO(s)為主要生成物種而隨著爐溫的上升Cd(g)

的濃度隨之增加反之CdO(s)則有略為下降的趨勢

115

表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1075E-03 1075E-03 1081E-03 1019E-06 1019E-06 1020E-06

CdCl2(g) 1342E-04 1337E-04 1192E-04 3284E-09 2842E-09 1038E-09

Cl(g) 4379E-08 1309E-07 3267E-07 4361E-11 1300E-10 3230E-10

Cl2(g) 4178E-08 2126E-08 1221E-08 4145E-14 2099E-14 1194E-14

HOCl(g) 1139E-08 1383E-08 1629E-08 1193E-11 1442E-11 1689E-11

Cd(g) 4109E-09 2987E-07 9243E-06 1013E-07 6427E-06 8231E-05

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

CdO(s) 0 0 0 9391E-05 8669E-05 7947E-05

116

表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果

添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1129E-03 1129E-03 1128E-03 1021E-06 1021E-06 1020E-06

Cl(g) 4602E-08 1375E-07 3414E-07 4370E-11 1303E-10 3232E-10

Cl2(g) 4614E-08 2347E-08 1333E-08 4163E-14 2107E-14 7795E-15

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

Hg(g) 1692E-06 1712E-06 1714E-06 1711E-06 1712E-06 1714E-06

HgCl2(g) 2672E-08 1298E-09 1046E-10 8453E-15 8956E-16 9303E-17

HgO(g) 8792E-09 7084E-09 5850E-09 9817E-09 7786E-09 6416E-09

HgCl(g) 1162E-12 1010E-12 8873E-13 1037E-15 8956E-16 7906E-16

HgH(g) 8920E-22 2864E-20 5073E-19 8589E-22 2734E-20 4845E-19

117

表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 6459E-04 6458E-04 6457E-04 0 0 0

PbCl4(g) 1156E-03 1156E-03 1156E-03 2441E-06 2441E-06 2441E-06

Cl(g) 2795E-08 8332E-08 2066E-07 0 0 0

Cl2(g) 1701E-08 8610E-09 4884E-09 0 0 0

HOCl(g) 7725E-09 9332E-09 1091E-08 0 0 0

NaCl(l) 0 0 0 1806E-03 1806E-03 1806E-03

PbO(red) 0 0 0 7359E-04 7117E-04 0

PbO(g) 0 0 0 1053E-06 2516E-05 3377E-04

PbO(l) 0 0 0 0 0 3974E-04

Pb(g) 0 0 0 3711E-10 3799E-08 1706E-06

HPb(g) 0 0 0 3366E-18 1456E-16 5735E-13

Pb2(g) 0 0 0 8906E-21 1415E-17 5183E-14

118

表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1128E-03 1128E-03 1128E-03 9662E-04 9621E-04 9620E-04

Cr2O3(s) 1002E-03 1002E-03 1002E-03 0 0 0

Cl(g) 4465E-08 1335E-07 3313E-07 3917E-08 1168E-07 2897E-07

Cl2(g) 4347E-08 2212E-08 1257E-08 3348E-08 1694E-08 9610E-09

HOCl(g) 1129E-08 1371E-08 1606E-08 1019E-08 1231E-08 1440E-08

CrO2Cl2(g) 5168E-10 3531E-10 2535E-10 0 0 0

CrO3(g) 6329E-14 1344E-12 1663E-11 0 0 0

CrCl3(g) 4803E-19 2838E-19 5550E-19 0 0 0

CrCl2(g) 8092E-20 2510E-19 1190E-18 0 0 0

CrCl4(g) 2953E-20 1393E-20 1565E-20 0 0 0

CrO2(g) 7883E-21 6513E-21 1688E-14 0 0 0

Na2CrO4(s) 0 0 0 2135E-03 2135E-03 2135E-03

NaCl(l) 0 0 0 2657E-04 2657E-04 2657E-04

119

表 5-8 為汞化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示無論添

加有機氯或無機氯焚化後主要的生成物種為 Hg(g)而且其濃度幾

乎不受溫度的影響進料改變的主要差別在於添加有機氯時有微量

的 HgCl2(g)生成但添加無機氯時雖然亦會生成但其濃度已降低

至幾可忽略

表 5-9 為鉛化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示在添加

有機氯的情況下高揮發性的 PbCl4(g)為主要生成物種且其濃度不

隨溫度的上升而改變當添加無機氯 NaCl 時大部份的氯原子和鈉

原子結合形成 NaCl而只有少部份與鉛形成 PbCl4(g)此外鉛亦和

氧結合成 PbO(red)PbO(g)甚至形成更微量的 Pb(g)HPb(g)及 Pb2(g)

表 5-10 為鉻化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示當添加

有機氯時主要生成物種為 Cr2O3(s)另外也有微量的金屬氯氧化物

CrO2Cl2(g)以及氯化物 CrCl2(g)CrCl3(g)CrCl4(g)的生成而當添加無

機氯化物 NaCl 時則無任何氯化鉻或氯氧化鉻的生成其主要生成

物種變成固態的 Na2CrO4(s)系統中之氯原子主要與鈉及氫反應生成

NaCl(l)與 HCl(g)此結果顯示氯原子與鉻在高溫下之反應親和力遠小

於鈉或氫原子此外無論是添加有機氯或是無機氯所生成的固相金

屬化合物之濃度皆不隨溫度升高而改變但氣相之生成物濃度則隨

之增加僅 CrO2Cl2(g)例外

120

第六章 實驗設備及方法

前一章中我們以套裝軟體模擬焚化後所產生的污染物質然而軟

體所模擬乃是在熱力平衡的理想狀態下物種的生成情形所以無法很

真實的描述出複雜且多元的焚化狀況因此我們以實驗廠規模(Pilot

Scale)的焚化爐來模擬都市廢棄物的焚化狀況期能得到更真實的模

擬數據以便往後的分析及比較之用

流體化床焚化爐具有高熱容高熱傳與質傳效率以及高混合的

優點爐體內溫度易於控制且分佈均勻溫度變化小適合作為研究

實驗之反應器因此本研究採用流體化床焚化爐作為一次燃燒室

61 實驗設備

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

本實驗所使用的焚化爐為一含空氣污染控制設備之實驗室規模

的氣泡式流體化床焚化爐如圖 6-1 所示包含下列幾個主體空氣

預熱室(長 50 cm)砂床主燃燒室(高 100 cm內徑 10 cm)以及二次燃

燒室(高 110 cm內徑 25 cm)附瓦斯燃燒機材質為 310 鋼管製造

並且配置七支熱電偶監測爐體及半乾式洗滌塔(塔高 150 cm內徑

125 cm)溫度變化情形整個實驗流程由人機介面控制系統(Program

Logical ControlPLC)將焚化溫度砂床壓力及半乾式洗滌塔的溫度

121

截取在電腦螢幕作成記錄而且可以藉由人機介面回饋控制一次及二

次燃燒室的溫度使整個焚化流程的溫度能控制在實驗所需的條件

下而人工模擬進料物質則由上方雙重控制閥入口處投入燃燒所需

空氣則由空氣壓縮機送入並利用浮子流量計控制氣體流量燃燒所

產生廢氣經由旋風集塵器收集飛灰後再經由溼式洗滌塔去除細小微

粒與氣狀污染物最後由曳引抽風機排入大氣中

122

圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

5

1

2

3

4

5

6

7

8

8

9

10

11

12

13

14

15

8

8

1 鼓風機 2 浮子流量計 3 空氣預熱室 4 一次燃

燒室 5 二次燃燒室 6 瓦斯燃燒機 7 耐熱保溫材料

8 熱電偶 9 半自動進料系統 10 半乾式除酸洗滌塔

11 空氣霧化噴嘴 12 旋風集塵器 13 濕式洗滌塔

14 誘引抽風機

123

612 煙道氣中氯化氫之採樣設備

實驗中為採集煙道氣中的氯化氫氣體以進行分析在此採用耐高

溫及抗磨損的 Stainless 採樣頭採樣過程中儘量縮短管路傳送距

離並使氣體溫度維持在 120 以上另外為防止排氣中之塵埃

混入在吸收瓶前的管路中裝有玻璃纖維採樣設備如圖 6-2 所示

圖 6-2 氯化氫採樣設備

613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備

至於煙道氣中的另一酸性氣體 SO2 的採樣則藉助美國

冷卻管

4

5

01N NaOH 吸收液 矽膠

冰浴

煙道氣1

2

3

6

1 採樣頭 2 濾紙 3 HCl 吸收瓶 4 浮子流量計 5 接真空幫浦 6 保溫加熱系統

124

BACHARACH 製造型號為 Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial

Date Cable 24-0616 的煙道分析儀除 SO2之外此分析儀尚可監測

NOxCO 及 O2如圖 6-3 所示

圖 6-3 煙道氣採樣設備

採樣頭

125

614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備

氣相重金屬的採樣設備包括採樣管熱過濾器及加熱設備真

空幫浦浮子流量計及衝擊瓶等如圖 6-4 所示其中第一衝擊瓶為

空管目的為收集冷凝液第二三瓶中裝填氧化劑(5 HNO310

H2O2)以捕集揮發性金屬最後一瓶則填充矽膠目的為吸收水

氣確保正確氣體流率的測定避免影響自動等速抽引裝置及對系統

造成傷害

圖 6-4 氣相重金屬採樣設備

126

615 煙道氣中有機污染物之採樣設備

設備包括 Stainless 採樣頭熱過濾器以 Teflon 或玻璃纖維作為濾

材採樣傳送路線溫度須維持在 120 以上而衝擊裝置中第一瓶

為空瓶第二瓶中加入 200 ml 去離子水第三四支則裝填 200~300

g 矽膠如固 6-5 所示

圖 6-5 有機污染物採樣設備

浮子流量計

真空幫浦

衝擊設備去離子水 矽膠

XAD-4 樹脂

冷凝吸附管

煙道氣

熱過濾器及

加熱設備

採樣頭

127

616 樣品分析儀器

樣品分析過程中所使用的儀器型式如下所示

(1) 氣相層析儀及火焰離子偵測器(GC-FID)層析管柱為 CP-SIL

8 CB CATNO8751 (30 mtimes025 mm ID025 microm Film)

(2) 火焰式原子吸收光譜儀(Atomic Absorption Spectrophotometer

in FlameAAS)Hitachi 公司 Model Z-8000 Polarized Zeemam

AAS

(3) 煙道氣體分析儀美國 BACHARACH 公司製造型號為

Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial Date Cable 24-0616

(4) 微波消化器(Microorifice Digestion System)CEM 公司 Model

MDS-2000附鐵弗龍(PTEE)消化瓶 120 ml

(5) 分析天平Mettler 公司 model AT 261 Delta Range 螢幕顯示範

圍 001 mg 至 10 mg

(6) 自動乾燥箱(Auto Dry)Toyo Living 公司相對濕度維持在

40 以下

128

617 實驗藥品與材料

(1) 甲醇【CH3OH】分析試藥級

(2) 氫氧化鈉【NaOH】分析試藥級

(3) 硫氰化汞(Ⅱ)【Hg(SCN)2】試藥級

(4) 過氯酸【HClO4】試藥級70

(5) 硫酸鐵(Ⅲ)銨【NH4Fe(SO4)212H2O】試藥級

(6) 鉛標準液以 1000 ppm 鉛儲備液配製適當濃度

(7) 鎘標準液以 1000 ppm 鎘儲備液配製適當濃度

(8) 鉻標準液以 1000 ppm 鉻儲備液配製適當濃度

(9) 硝酸【HNO3】Pro Analysis 級試藥65

(10)鹽酸【HCl】Pro Analysis 級試藥65

(11)氫氟酸【HF】Pro Analysis 級試藥48

(12)硝酸鉛【Pb(NO3)2】

(13)硝酸鎘【Cd(NO3)24H2O】

(14)硝酸鉻【Cr(NO3)3H2O】

(15)微波消化酸液硝酸(HNO365 )

(16)濾紙Gelman Science 公司PN 66068直徑 47 mm孔徑

045 microm過濾用

(17)過氧化氫【H2O2】分析級30

129

(18)二氯甲烷【CH2Cl2】Pro Analysis 級試藥999

(19)XAD-4 樹脂50 microm750 m2gmesh20~50SIGMA Amberlite

XAD-4

(20)PAHs 標準品美國 supelco 公司之 UST BTEX Mix編號

4-8026

(21)木屑鋸木廠

(22)石英砂3 號石英砂粒徑大於 330 microm

(23)聚乙烯(PE)【(H2C=CH2)x】塑膠原料廠

(24)聚氯乙烯(PVC)【(H2C=CHCl)x】塑膠原料廠

130

62 進料組成之模擬

本研究中所使用的進料其組成乃是模擬 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析(表 5-1 所示)而訂表中鎘汞及鉛乃是環保署所公告「廢

棄物焚化爐空氣污染物排放標準」中所列管的重金屬物質而鉻乃是

因為其毒性亦會對環境及人體造成傷害故將之列入研究的範圍內

其中鎘鉻鉛的含量乃是根據文獻中一般垃圾中重金屬含量平均而

得而模擬進料組成包括木屑PE 袋PE 粒子PVC 塑膠粒子(或

氯化鈉)硫粉及金屬水溶液等其中木屑代表垃圾中之紙類木材

枯枝落葉與廚餘等可燃性有機物(皆為木質素與纖維素之構造)塑膠

原料顆粒代表垃圾中之塑膠纖維布類與皮革等人工聚合性有機物

重金屬溶液中之水溶液係考量台灣地區垃圾中之高含水量而重金屬

皆以其硝酸鹽類溶於超純水之方式配製三種重金屬濃度略高於典型

一般廢棄物之含量主要是考量化學元素分析與金屬物種分析之偵測

極限限制以及降低質量平衡誤差實驗中所使用的 PVC 塑膠粒子

取自化工原料廠為粒徑約 3 mm 之顆粒木屑則取自鋸木廠而氯

化鈉之添加則是顧及廚餘中含有多量的氯化鈉成份為考慮無機氯對

污染物種生成的影響故在部份的試程中加入以替代 PVC 中的有

機氯每包進料所含成份之組成百分比如表 6-1 及 6-2 所示而實驗

中設計每分鐘進料 3 包故每分鐘之進料組成如表 6-3 及 6-4 所示

131

在此條件下經計算後得知其理論需氧量為 6961 lmin而理論需空

氣量為 33148 lmin

132

表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

PVC() 384 48 5680006 g 00023 00003 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3683 3459 495 2273 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09391 01345 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

NaCl () 6100056 g 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3688 3455 495 2275 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09368 01342 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

133

表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28713 04035 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28104 04026 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

134

63 實驗操作條件

本實驗為探討不同操作條件下對污染物種生成的影響故分別針

對以下幾個變因做討論

not 一次燃燒室爐溫焚化過程中一次燃燒室的爐溫會影響污染

物的排放量

shy 二次燃燒室爐溫焚化過程中二次燃燒室的爐溫會影響所生

成的污染物種

reg 含氯物種有機氯無機氯對焚化過程中污染物種的生成有不

同的影響

實驗的設計乃基於上述的三個變因在各試程中分別做不同程度

的改變以了解其對污染物生成之影響其中一次燃燒室的爐溫乃是

藉由進料本身的熱值及電加熱管所提供的熱量所造成因此欲改變

一次室的爐溫必須調整電加熱管的加熱時間但因為進料本身的熱

值種種環境因素的關係所以實驗過程中無法準確地將爐溫操作在

同一溫度下而二次室的爐溫則由煙道氣本身的熱量和瓦斯燃燒機

所提供的熱量所達成而因為本實驗所使用的瓦斯燃燒機在達到設定

溫度後會自動關閉此時溫度開始下降控制器則會輸出一個 reset

訊號給燃燒機但為了安全考量燃燒機會在收到訊號後約 40 秒再

重新啟動故在這 40 秒的期間內溫度會一直下降因此在本實

135

驗中以平均溫度來估算二次室的溫度至於本實驗之進料中的含氯物

種則選擇 PVC 粒子作為有機氯而 NaCl 作為無機氯其中 NaCl

是以水溶液的型式添加表 6-5 所示為各試程之操作條件表

表 6-5 各試程之操作條件表爐溫()

砂床上 砂床下 平均 出口 二次室進料組成

Run1

Run2

Run3

7222

8191

8524

755

853

8836

7386

836

868

137~148

184~190

213~224

-

-

-

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run4

Run5

Run6

768

837

939

894

978

1000

831

908

970

120~130

155~160

236~248

-

-

-

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

Run7

Run8

Run9

7258

725

728

681

698

706

703

712

717

-

-

-

711

802

936

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run10

Run11

Run12

727

729

728

698

679

664

713

704

696

-

-

-

703

807

925

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

136

64 實驗流程

641 起爐升溫

本實驗採用如圖 6-1 所示的流體化床焚化爐為反應器而焚化過

程所需的空氣量在決定其過量空氣比為 16 後可以經由計算得知

實際需空氣量約為 53 lmin而爐體內壓力隨著越接近誘引抽風機

管路中負壓越大整個管路所呈現的負壓大約介於 2~20 cm-H2O 之

間

實驗進行前先開啟一次室的電加熱管使砂床中的介質預熱至

實驗所需的溫度由於溫度對污染物種的生成具有極大的影響所以

儘量使每個試程達相似的爐溫後再進行實驗的操作當溫度穩定

後即可打開洗滌塔的馬達並開始進料進料是由氣動閥控制的半

自動進料系統經爐體的上方投入頻率為每 20 秒一包

642 重金屬之採樣及分析

重金屬的採樣主要參考美國 EPA Method 5 (Environmental

Protection Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and

Analysis of Municipal Waste Combustion Washington DC

pp16-26(1987))重金屬採樣標準方法其設備如圖 6-4 所示

137

圖 6-6 重金屬分析流程圖

NO

以四位天平精秤樣品置入消化 Teflon 瓶

分別加入純酸消化試劑硝酸 4 毫升鹽酸 4 毫升氫氟酸 4 毫升

進行微波消化Program 1 7520minProgram 2 0 7minProgram 3 7520min

待溫度冷卻壓力降至大氣壓加入 15 毫升 15硼酸

趕酸微波功率Program 1 7510min

降溫降壓

取出消化液稀釋過濾

火焰式原子吸收光譜儀(FAA)分析重金屬濃度

計算重金屬回收率

回收率介於(100plusmn10~15)

YES

分析完成計算結果

（標準添加）加入已知濃度重金屬標準液

138

採樣後樣品放置於塑膠瓶中密封並冷藏在 4 以下於有效

期間內進行微波消化然後經過濾後於原子吸收光譜偵測其濃度圖

6-6 即為重金屬之分析流程圖

643 有機物之採樣及分析

有機物的採樣方法主要參考美國 EPA 半揮發性有機物採樣的標

準方法 (Modified Method 5 Train MM5)(Environmental Protection

Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and Analysis of

Municipal Waste Combustion Washington DC pp16-26(1987))其設

備如圖 6-5 所示

開始進行採樣為了使實驗操作在一穩定狀態下實驗操作中以

Stainless 採樣頭做煙道的等速取樣（isokinetic sample）經填充玻璃

纖維之熱過濾器截留廢氣中的粒狀物然後通過一冷凝裝置將廢

氣溫度降低使有機物冷凝成液相殘餘在尾氣中之有機物則由

XAD-4 吸附管吸附經過貫穿試驗測試結果顯示每一吸附管裝填

約 6 g 之 XAD-4 為較佳的採樣吸附劑劑量

由 XAD-4 吸附管所採得之 PAHs 樣品先以保鮮膜將吸附管上下

封住立即送至索氏萃取設備進行索氏萃取的實驗經過十八小時的

139

萃取後將置於萃取瓶中之萃取液以玻璃磨砂蓋蓋上立即送至 K-D

減壓濃縮裝置進行濃縮將濃縮至 1 mL 之樣品濃縮液倒入 18 mL 之

棕色瓶中貼上此樣品之標籤標籤內容為試程數日期樣品名等

送至 4 冷藏並於 14 日內進行 GC 的定量

644 酸性氣體之採樣及分析

本實驗中煙道氣所含 SO2NOx 的量測是藉由煙道氣體採樣設備

做即時監測而另一酸性氣體 HCl 則採傳統分析法為之此方法是我

國環保署於民國八十四年一月十一日所公佈的標準方法--硫氰化汞比

色法其採樣設備如圖 6-2 所示

採樣完成後將吸收液移置樣品瓶以試劑水淋洗吸收瓶洗液

併入樣品瓶中並儘速送回實驗室經加入所需試劑後俟溫度降至

20 時在 5~30 分鐘內以波長調至 460 mm 的分光光度計測其吸收

度所測得的氯離子濃度經公式換算後得出氯化氫之濃度

140

第七章 結果與討論

71 焚化過程中產生之重金屬污染物

711 各重金屬在氣固相中的分佈

焚化過程中部份重金屬物質在燃燒環境中可能與氧反應形成高

沸點的金屬物種(如重金屬氧化物)而停留於底灰中或與其它物質反

應生成揮發性較高的金屬物種(如金屬氯化物)而隨煙道氣排出然

而這些高揮發性的金屬化合物在煙道中隨溫度降低而產生均相凝結

(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous condensation)而附

著於焚化飛灰中因此停留在煙道氣中的氣相重金屬濃度會逐漸降

低而附著於飛灰上的重金屬則相對地增加

圖 7-1 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含有機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示吸收液所收集到的鉛化合物濃度很小鉛化合物幾乎都附著於飛

灰上或凝核成微粒而被濾紙所捕集

圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

0

1

2

3

4

5

6

7386 836 868

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

141

圖 7-2 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含無機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示其分佈情形與圖 7-1 之情況類似

圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

圖 7-3~7-4 分別代表重金屬鉛在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形

的影響由此二圖中可發現在煙道氣中所收集到的鉛化合物幾乎

皆附著於微粒上而被濾紙所捕集

圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

0

5

10

15

20

25

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

2

4

6

8

10

12

711 802 936

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

142

圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

圖 7-5~7-6 分別代表重金屬鎘在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖中顯示進料中含有機氯時煙道氣中仍可以吸收液收

集到微量的鎘化合物但添加無機氯時所收集到的鎘化合物幾乎附

著在濾紙所捕集的微粒上

圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

25

703 807 925

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

05

1

15

2

25

7386 836 868

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

143

圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

圖 7-7~7-8 分別代表重金屬鎘在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情形

的影響圖中顯示當開啟二次室時無論進料中添加有機氯或是無機

氯煙道氣中的鎘化合物幾乎都與微粒一起被濾紙所捕集

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

05

101520253035

831 908 970溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

01234567

711 802 936溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

144

圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

而根據文獻中(Hiraoka 1980)(Brunner1986)(Morselli1993)指出

鉛鎘揮發性高因此大多數的鉛鎘及其化合物皆隨煙道氣排出

之後因凝結現象而形成微粒然而鉻是屬於非揮發性重金屬所以大

部份的鉻及其化合物皆留在砂床中而隨煙道氣排放出的比例也大為

降低

圖 7-9~7-10 分別代表重金屬鉻在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖 7-11~7-12 分別代表重金屬鉻在開二次室的情況下進

料中含有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中

分佈情形的影響由圖中可以發現鉻化合物在煙道氣中的總濃度較

鉛鎘化合物為低因而焚化產生的鉻化物停留在砂床的比例較鉛

鎘化合物高

0

0204

06

08

112

14

703 807 925溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

145

圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

7386 836 868

溫度()

濃度(mgNm3) 吸收液

濾紙總濃度

0

02

04

06

08

1

12

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

146

圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

0

01

02

03

04

05

06

711 802 936溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

001020304050607

703 807 925溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

147

712 各操作條件下重金屬濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-13 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鉛化合物生成之影響圖由圖中可知當進料中添加無機氯

(NaCl)時會增加鉛化合物的排放量文獻中 (Wey 1996)(林

1996)(Chen 1997)曾指出一般而言當進料中含有機氯時其重金屬

在焚化過程中生成金屬氯化物的潛勢較氧化物大而且由於金屬氯

化物的揮發性大因此會減少重金屬在砂床中的分佈比例而當進料

中含無機氯時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其和重金屬的親

和力大故在焚化過程中氯原子和重金屬結合形成金屬氯化物的可

能性不大因此重金屬轉而與氧形成沸點較高的金屬氧化物而停

留於砂床中所以添加無機氯時煙道氣中的大部份重金屬的濃度都

0

5

10

15

20

25

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

148

有降低的趨勢然而Chen(1998)指出以上的論點適用於鉻銅鎘

等重金屬但對重金屬鉛而言它卻具有與上述相反的特性換言之

鉛在無機氯存在的環境下反而較有機氯時更容易揮發進入煙道氣中

圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

05

101520253035

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

0

05

1

15

2

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

有機氯

無機氯

149

圖 7-14 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鎘化合物生成之影響圖圖 7-15 亦在無二次室的情況下進

料中分別含有機氯及無機氯時對鉻化合物生成之影響圖從圖 7-15

中可以發現無論是添加有機氯或是無機氯重金屬鉻的排放濃度受

溫度的影響不大此現象可由模擬研究中獲得證實Lee(1988)魏

(1996)Lin(1996)曾指出在焚化過程中鉻以 Cr2O3(s)及 CrO2Cl2(g)

為主要生成物種其中後者隨含氯量增加而增加若在低含氯量時

生成量與前者相較則顯得微不足道而 Cr2O3(s)在 600~1200 K 範圍內

是很穩定不會因溫度改變而轉化成其它化合物故在都市廢棄物焚

化過程中鉻主要以 Cr2O3(s)的型式存在

(B) 有二次燃燒室時

啟動二次室的主要目的乃在使不完全燃燒物達完全燃燒然而對

重金屬而言能夠隨煙道氣進入二次燃燒室的是經一次室所排放出的

重金屬蒸氣揮發性高的金屬化合物及少許被氣流所吹起其上附有少

量重金屬的底灰而這些重金屬及其化合物在二次室中經再次高溫燃

燒後可能轉化成另一型態的金屬化合物故對重金屬而言在二次

室中只是化合物轉化的一個過程

150

圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-16 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉛化合物生成之比較圖對鉛化合物而言進料中含無機

氯時大多以氧化鉛的型式存在而氧化鉛受溫度的影響不大所以

圖中的曲線幾乎沒有太大的變化而在有機氯存在的環境下根據

ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果顯示在含氯量小於 1

時添加有機氯的主要產物為 PbCl2(g)及 PbCl4(g)含氯量大於 1 時

則以 PbCl4(g)為主而本實驗的進料組成乃模擬台灣地區都市廢棄物

之化學分析組成其含氯量為 013 低於 1 所以產物以 PbCl2(g)

及 PbCl4(g)為主而 PbCl4(g)隨溫度上升會逐漸轉化成 PbCl2(g)和 Pb(g)

02

46

810

12

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

151

圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-17 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鎘化合物生成之比較圖鎘及其化合物在二次室中的轉化

情形根據熱力平衡模式之模擬結果顯示在有機氯的添加下其生

成之主要物種為具高揮發性的 CdCl2(g)添加無機氯時爐溫在 900

以下時大多以 CdO(s)的型式在 900 以上則逐漸轉化成 CdO(g)及

Cd(g)

0

1

2

3

4

5

6

7

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

152

圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

圖 7-18 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉻化合物生成之比較圖鉻及其化合物在二次室時的情況

就如同之前所述以 Cr2O3(s)的型式佔大多數且受溫度的影響不大

故圖 7-18 中兩條曲線的變化情形甚微

001020304050607

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

153

72 焚化過程中產生之粒狀污染物

焚化過程中部份較輕或較小的灰渣微粒可能被氣流帶走而隨煙

道氣排出而這些微粒大多是未完全燃燒的碳粒因此通常會在主

燃燒室(一次室)後加裝二次室用以再次處理這些未完全燃燒物

圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較

圖 7-19 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成的粒狀污染物之濃度比較由本

圖可以發現經二次室處理後粒狀污染物的濃度大幅降低而在二

次室處理前添加無機氯會使粒狀物的濃度提高其原因可能是無機

氯中的鈉在焚化過程中解離成鈉離子而與其它物種結合成微粒並

隨煙道氣所排出因此增加粒狀物的排放濃度

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

154

73 焚化過程中產生之酸性氣體

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-20 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

氯化氫生成之比較由圖中可以發現進料中含有機氯(PVC)時所

產生的氯化氫濃度略大於含無機氯(NaCl)時的情況其原因乃是 PVC

本身可以提供氫的來源因此在高溫下氯離子可以迅速與氫離子結合

形成氯化氫而對 NaCl 而言一則本身無法提供氫的來源欲形成

氯化氫只得靠廢棄物中的含水量提供其氫離子二則由於 NaCl 本身

的晶格能及鍵能較高故其解離較慢待其解離完成可以提供其氫

源的水分子已有部份蒸發而被煙道氣帶走所以形成的氯化氫濃度會

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

155

有較少的趨勢

(B) 有二次燃燒室時

圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-21 為開二次燃燒室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯

對氯化氫生成之比較在開啟二次室時氯化氫的濃度無明顯的變

化仍是有機氯時大於無機氯時的濃度因為氯化氫並不會隨溫度變

化而轉化成其它物質故其趨勢仍舊延續一次室時的情況

0

50

100

150

200

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

156

732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較

無二次燃燒室時

圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較

圖 7-22 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

二氧化硫生成之比較由圖中可知進料中含無機氯時SO2的濃度

有隨溫度升高而下降的趨勢而在有機氯時SO2的濃度則無明顯的

變化另外從另一角度來看此處所生成的 SO2其濃度皆高於法規的

80 ppm因此必須經過酸性氣體控制設備的處理且至少需具備 75

的去除效果

050

100150200250300350

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

157

733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較

圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較

圖 7-23 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成 NOx 之濃度比較由圖中可發現

開二次室時所產生的 NOx 明顯高於只開一次室時此原因應該是由

Thermo-NOx與 Fuel-NOx所共同造成雖然二次室點燃後爐體內的平

均溫度未比只開一次室時高出很多但燃燒機的火焰部份會產生局部

高溫而導致 Thermo-NOx的生成此外在本實驗中是以瓦斯作為二

次室燃燒機的燃料而瓦斯中含有大量的氮化物(見表 7-1)因此在

燃燒過程中會有 Fuel-NOx生成

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

) 有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

158

表 7-1 常見燃料之成分分析表成分重量百分比() 天然氣 2 號燃料油 4 號燃料油 6 號燃料油

碳 712 873 865 873氫 230 126 117 105氧 -- 004 027 064氮 48 0006 024 028硫 10 022 135 084灰分 0 lt001 002 004

氫碳 (克分子比例) 388 172 160 144總熱值 9880 (kcalNm3) 10680 (kcalkg) 10620 (kcalkg) 10300 (kcalkg)淨熱值 9030 (kcalNm3) 9500 (kcalkg) 9530 (kcalkg) 9300 (kcalkg)API 度 -- 33 232 126

比重 (156 ) 0044 0860 0915 0982Saybolt 黏度 (秒) -- 33~38 45~125 900~9000

閃火點 () -- 38 55 65Perrys Chemical Engineering Handbook 6th Edition

159

74 焚化過程中產生之有機污染物

741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

圖 7-24 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由圖中可知當進料中添加 PVC

而一次室爐溫在 738 時所產生的 PAHs 主要以 NaP (二環)及 AcPy

的型式存在但隨著爐溫的升高有機物則逐漸以三環的 FluPha

甚至 Ant 的型式出現其原因可能是因為氯的陰電性強易帶走直鏈

或支鏈有機物的氫離子使得這些有機物形成具有π鍵且不穩定的烯

類或炔類而在高溫的情況下這些有機物會重新鍵結形成較穩定的

0

5000

10000

15000

20000

25000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

738

836

868

160

環狀物然而當進料中添加有機氯( PVC )時由於 PVC 的燃燒過

程並非如其它物質可以迅速完成反應而必須歷經預熱及氣化的點

燃前階段(pre-ignition)而後才是進行真正的燃燒階段(burning)(張

1993)因此焚化過程中當有機物污染物產生時只有部份因 PVC

粒子受高溫而氣化的氯離子可以帶走有機物上的氫原子所以再經高

溫焚化後所能形成的環狀有機物以低環有機物佔大多數如圖 7-24

中 738 的情況但當焚化溫度升高時可以加速 PVC 的分解燃燒

過程同時也增加氯離子的氣化速率因此使大多數的氯離子能有更

多的機會帶走直鏈或支鏈有機物上氫離子因而形成更多的π鍵而

在焚化的高溫環境下這些π鍵更容易斷鍵而形成多環有機化合物

因此在圖 7-24 中可以看出836 及 868 時所產生的有機污染

物中以三環的 AcPyFlu 及 Ant 佔絕大多數

另外林(1998)曾指出PVC 在焚化過程中(約 600~700 )所生

成的十四種 PAHs 物種中以 NaP 及 AcPy 的濃度較高此與本實驗

結果相符合

圖 7-25 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 BTEX 物種生成的影響圖中顯示物種大多隨溫度升高而有

降低的趨勢其中 Benzene 的濃度較其它物種為高

161

圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

831

908

970

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 738

836

868

162

圖 7-26 是在只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由上圖可知進料中添加無機氯時

所生成的有機物種分佈較廣其中三環的有機物佔大多數這現象可

和前頁含 PVC 的情況做比較在含 PVC 的情形下由於 PVC 的燃

燒過程複雜導致氯離子無法有效帶走有機物上的氫離子而進料含

無機氯(NaCl)的情況而言在本實驗中NaCl 是以水溶液的型態加入

進料中因此當進料投入爐體後NaCl 可以因高溫而迅速斷鍵而

釋出氯離子所以氯離子可以有充份的機會帶走部份未被高溫所破壞

之直鏈或支鏈有機物上的氫原子而形成更多的π鍵之後在高溫的

焚化環境中容易產生三環四環甚至更多環數的有機污染物但總

體而言大部分有機物在高溫下還是會被破壞而形成 CO2及 H2O所

以隨著溫度的上升有機物的總量是有下降的趨勢至爐溫約 970

時這些三四環的有機物亦逐漸因高溫而斷鍵故所餘留者以 AcPy

佔多數

163

圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

圖 7-27 是只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中仍以 Benzene 的生成濃度較其它

物種高而各物種的生成濃度則有隨溫度上升而降低的趨勢

743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 831

908

970

164

圖 7-28 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 PVC 的進料在加入二次燃燒室

後其所產生的有機物以 Pha 佔多數且當二次室爐溫改變時所生

成的有機物量並無明顯的變化因為大部份的有機物已因二次室的燃

燒而去除殆盡

而在二次室溫度 711 時未被去除之有機污染物的分佈介於

二三環之間然而隨著溫度的上升其有機物卻逐漸轉化成三環

四環甚至五環的有機污染物因此在二次室的燃燒環境下溫度提

高卻有促進環狀物合成的趨勢

圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

400

800

1200

1600

2000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1703 T2711 T1712 T2802 T1717 T2936

165

圖 7-29 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響由圖中可以發現經二次室處理後煙

道氣中的 BTEX 仍以 Benzene 佔多數Toluene 居次其餘三物種之

濃度則偏低

166

744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-30 是在開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 NaCl 的進料在經二次室的處理

後所排放的有機污染物已大為降低而部份未被去除的有機物中

則以 Chr 佔大多數但隨著溫度的增加其濃度亦有下降的趨勢

圖 7-31 為開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中物種的生成趨勢與圖 7-29 頗為

類似

0500

100015002000250030003500400045005000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

167

圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯)

圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1738 T2未開

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0

500

1000

1500

2000

2500

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1713 T2703 T1704 T2807 T1696 T2925

168

圖 7-32 是在比較當進料中含有機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 由圖中可發現含 PVC 的進料經二次室處理後大多數的

PAHs 因高溫的焚化環境而被破壞少數則在斷鍵後又轉化成其它物

種唯 Pha 的濃度在開二次室後仍無明顯的變化因此二次室對進料

中含有機氯的物質焚化後所產生的 PAHs(除 Pha 以外)皆有極大的

去除效果

圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-33 是在比較當進料中含有機氯時BTEX 經二次室處理前

後之濃度比較圖中顯示經二次燃燒室處理後的煙道氣其 BTEX 的

排放濃度皆能有效降低

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1738 T2未開T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

169

746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯)

圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-34 是在比較當進料中含無機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 當進料中含 NaCl而只開一次室時PAHs 大多為三四環

的物質當二次室開啟後可以有效破壞大部份 PAHs 物種但同時

也有少部份物種在高溫環境下而合成產生四環的 B(a)A甚至四環

以上的物種其濃度亦有些微增加的趨勢

圖 7-35 是在比較當進料中含無機氯時BTEX 經二次室處理前

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000N

aP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

170

後之濃度比較圖中二次室對 BTEX 的去除與圖 7-33 頗為類似大

部份皆能因高溫而降低其排放濃度

圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

171

747 添加重金屬對有機污染物生成的影響

文獻中(Soltys 1986)(Dunstan 1989)(李1992)曾指出焚化過程

所產生的 PAHs 會因飛灰上碳成分性質之不同而影響其排放濃度

另外(Haynes 1981)(Ndubizu 1982)亦指出重金屬的添加能有效的

抑制燃燒過程中碳煙的生成因此從上述的論點可以歸納得知重

金屬的添加會影響焚化過程中有機污染物的生成

(Wey et al 1998)更進一步研究指出鉛的存在降低了 PAHs 前驅

物 C6H6C2H2CH4的活化能使其進一步的與二三環的 PAHs 加

成聚合生成四五環的結構因此在實驗中二三環的 NaPAcPy

PhA 被轉化成四五環的 FluAPyrBaAChrBaP而鎘主要是

將氣相中的 NaP 及 AcPy 捕捉在飛灰上但是對於多環的 PAHs 卻沒

有明顯的趨勢而在其實驗中也發現飛灰中鉻含量越高PhA

FluAPyr 明顯的增加甚至五六環的 InP 及 B(ghi)P 也被檢測出

來這現象可能是由於鉻催化形成多環結構的能力大於鉛鋅使三

四環的 PAHs 能進一步的與前驅物質反應形成五六環的結構

由以上文獻的研究結果與圖 7-28 及圖 7-30 對照後可發現圖 7-28

中 PhAFluAPyr 及 B(a)A 的濃度明顯較其它物質高而圖 7-30 中

B(a)AChrB(a)P 的濃度似乎也比其它物質高由此可以推斷圖 7-28

中受重金屬鉻的影響較大而圖 7-30 則受鉛的影響較大然而在本

172

實驗中鉛鉻的添加皆佔總量的 01 在添加量相同的情況下

不可能產生如此的差異故應從重金屬的焚化過程來探討在圖 7-13

及圖 7-15 中當進料中含有機氯時鉛化合物的排放濃度明顯偏低

而若含無機氯時排放濃度則大為提高至於在鉻化合物的排放濃度

方面進料含有機氯時略高於含無機氯時的情況因此在進料含有

機氯時由於鉻的催化能力遠大於鉛所以會有圖 7-28 的情況發生

而進料含無機氯時雖然鉻的催化能力較鉛大但鉛化合物的濃度卻

遠大於鉻因此在圖 7-30 中鉛產生的催化效應會大於鉻

173

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討

表 7-2 為本實驗之結果數據表由表中可以發現進料中含氯物種

的不同會影響重金屬污染物的排放濃度而重金屬的排放濃度誠如

上一節所討論會影響 PAHs 物種的生成因此含氯物種亦間接地

影響 PAHs 物種的生成此外含氯物種的不同也影響 HCl 及粒狀

物的排放濃度所以在本實驗中除 SO2及 NOx外其餘污染物的

生成皆受含氯物種不同的影響

在本實驗操作溫度範圍內(一次室738~970 二次室703~936

)的影響方面對重金屬化合物而言其排放濃度受一次室爐溫的

影響而二次室的溫度則會促使其生成物種間的轉化實驗結果可以

發現重金屬鉻在高溫下大部份形成 Cr2O3(s)因此溫度變化對其排

放濃度影響不大至於鎘化合物其排放濃度略有隨溫度上升而增加

的趨勢鉛化合物則在添加無機氯時排放濃度隨溫度上升而增加

當添加有機氯時溫度變化對其生成濃度影響不大而有機污染物及

粒狀物的排放濃度受溫度的影響很大當溫度愈高則其排放濃度愈

低尤其當啟動二次室時更能有效降低其濃度至於 HClSO2及

NOx則受溫度變化的影響較小

174

表 7-2 實驗結果數據表

試程含氯物種

一次室爐溫()

二次室爐溫()

Pb (mgNm3)

Cd (mgNm3)

Cr (mgNm3)

粒狀物(mgNm3)

SO2ppm

HClppm

NOxppm

NaP(mgNm3)

AcPy(mgNm3)

AcP(mgNm3)

Flu(mgNm3)

Pha(mgNm3)

Ant(mgNm3)

FluA(mgNm3)

Pyr(mgNm3)

B(a)A(mgNm3)

Chr(mgNm3)

B(b)FB(k)F(mgNm3)

B(a)P(mgNm3)

DbAB(ghi)P(mgNm3)

InP(mgNm3)

1 738 -- 49 077 132 202 173 135 155 ND ND 15285 ND ND 2590 ND 1226 ND 998 28 67 80 562 836 -- 371 205 155 105 151 174 66 ND ND 26172 ND ND ND ND 1453 1210 ND ND 50 ND 4073

PVC868 -- 162 063 154 453 197 197 116 ND 1158 ND 192 ND ND 240 1026 1786 ND ND 147 ND 547

4 831 -- 152 225 094 379 300 108 101 ND ND 304 1097 ND 536 194 287 197 ND 160 ND ND ND5 908 -- 20 201 112 530 150 147 72 ND ND 144 691 ND 435 150 344 140 89 39 26 153 ND6

NaCl970 -- 126 293 109 514 74 180 89 ND 846 97 94 81 12 25 22 187 92 18 50 25 ND

7 703 711 965 644 047 125 1 150 204 32 20 98 64 279 9 16 6 ND 6 11 28 9 ND8 712 802 11 635 051 101 0 189 218 53 29 50 58 461 38 148 47 16 8 ND 18 231 39

PVC717 936 096 062 042 472 3 178 101 7 16 295 36 546 21 184 106 153 13 6 5 11 3

10 713 703 093 043 051 380 0 110 188 ND 10 120 179 69 10 156 84 27 1627 7 3 255 511 704 807 109 042 054 374 0 145 204 ND ND 83 128 53 12 18 39 9 805 4 21 13 412

NaCl696 925 195 121 059 576 0 172 198 27 30 112 200 135 47 32 12 281 685 51 98 45 32

175

第八章 結論

本研究中蒐集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化

操作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與

控制效果及其影響因子等相關資料並配合文獻中有關焚化廢氣中污

染物特性之相關研究同時針對我國及各國的焚化爐排放法規標準

做一完整的研究與探討以俾獲得最佳焚化處理技術

此外為了解焚化過程中污染物種的生成特性及行為本研究以

臺灣地區都市廢棄物的平均組成為對象分別使用 ASPEN PLUS熱

力平衡模式來模擬各不同操作條件下污染物種的生成行為然而

軟體所模擬者乃是物種在熱力平衡時的狀況但卻因反應動力的限

制而未能真實模擬焚化過程中的部份燃燒及未完全燃燒的情形基

於此本研究乃以實驗及模擬結果相互比較以期更真實的模擬焚化

過程

實驗過程中幾個因素可能會造成實驗結果和實廠狀況有所差

異

1 在實廠中燃燒所需的熱量是由廢棄物本身的熱量所提供但

實驗過程中部份熱量卻是由電加熱管所致因此實廠中熱

量的傳播是靠對流及傳導但實驗中部份熱量卻是藉由熱幅射

來傳播所以實驗所得的數據會與實廠有所誤差

176

2 由於都市廢棄物組成的變異性大而實驗進料量少因此會有

誤差產生

3 焚化過程之複雜性及變異性極大所以實驗必須重覆多次方能

使數據具代表性及普遍性然而本研究因受限於經費和時間的

緊迫所以對不同操作條件無法做重覆多次的實驗

81 焚化過程中產生之重金屬污染物

由於台灣地區執行垃圾分類的成效不彰因此都市廢棄物中充斥

著各式各樣的重金屬物質也使得焚化後產生的重金屬污染物呈現多

樣性與複雜性在本研究中只針對環保署所公告「廢棄物焚化爐空

氣污染物排放標準」中所列管的重金屬鉛鎘汞及另一重金屬毒性

物質鉻作研究而在實驗部份基於安全上的考量故進料中不添加

汞所以汞化合物的生成僅做程式上的模擬與文獻的探討

811 鎘化合物

綜合 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果可知重金屬鎘在

進料含有機氯時經焚化過程後所生成的主要物種為 CdCl2(g)含無

機氯時則以 CdO(s)為主且生成物種會受溫度的影響但不受含硫

量的影響含有機氯的進料當溫度上升時Cd(g)的生成量有逐漸增

加的趨勢而添加無機氯時溫度上升則會導致 CdO(g)及 Cd(g)生成量

177

的增加CdO(s)卻逐漸減少

而文獻中指出金屬氯化物的揮化性高易隨煙道氣排出而金

屬氧化物的沸點較高易停留於砂床中因此添加有機氯時鎘化合

物的煙道氣排放濃度較添加無機氯時大另外從實驗中可發現無

論進料含有機氯或無機氯及是否開二次室從煙道氣中所採得的鎘化

合物大多數是附著於飛灰上以固相的型式出現而仍以氣相型態

存在者較為少量在開啟二次室的情況下總排放濃度最大約為 63

mgNm3

因此從以上的結果可以得知重金屬鎘經焚化後所產生的化合

物大部份的氧化物停留於砂床中部份隨煙道氣排放的高揮發性物

質則幾乎都因異相凝結或均相凝核而成為固相

812 鉛化合物

重金屬鉛的焚化模擬結果顯示當進料含有機氯時其生成物以

氯化物為主其中 PbCl4(g)佔大多數而隨著溫度上升則 PbCl2(g)及

Pb(g)的生成逐漸增加此外含氯量的增加會促使 PbCl4(g)的生成

而 PbCl2(g)則相對的減少直到鉛完全和氯反應才會停止 PbCl4(g)的

生成而當進料含 NaCl 時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其

和重金屬間的親和力大因此絕大多數的氯原子皆和鈉原子反應生

178

成氯化鈉而鉛只能和氧形成金屬氧化物

從實驗及文獻中亦可發現雖然添加有機氯時可促使鉛形成高

揮發性的氯化物但煙道氣中所採集到的鉛化合物濃度卻比添加無機

氯所生成的氧化物濃度低另外無論是否開啟二次室大多數氣相

中的鉛化合物也是藉由異相凝結或均相凝核而形成固相物質

813 鉻化合物

在重金屬鉻的焚化模擬過程中可以發現 ASPEN PLUS 的模擬結

果顯示鉻在高溫的焚化環境下大多形成 CrO2(s)及微量的 CrO2(g)

CrO2Cl2(g)和 CrO3(g)等而熱力平衡模式的模擬結果則顯示當進料含

有機氯時Cr2O3(s)為主要生成物種至於氯化物及氯氧化物的濃度皆

為少量當進料含無機氯時生成物種則以 Na2CrO4(s)為主而所添

加的氯原子大多與鈉及氫反應生成 NaCl(l)及 HCl(g)或更微量的 Cl2(g)

此外重金屬鉻焚化後所形成的化合物的相關文獻中皆認為在有機

氯存在的環境下 Cr2O3(s)為優勢物種因此可以推斷雖然 ASPEN

PLUS 在化工製程的應用上有極佳的評價但可能是因為其無機資料

庫的相關資料有限因而導致模擬結果有所誤差至於熱力平衡模

式由於本實驗室從事多年的焚化相關實驗及研究故建立了較完善

的焚化物種資料庫因而在此以熱力平衡模式的結果來加以探討

179

在實驗結果方面當進料添加有機氯時煙道氣中所含鉻化合物

濃度較添加無機氯時為高可能是因為 Na2CrO4(s)大多留在砂床中

因此降低鉻化合物在煙道中的濃度另外也發現無論進料中添加有

機或是無機氯煙道氣中鉻化合物的濃度隨溫度的變化不大由此可

知Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)在實驗操作溫度範圍內為穩定物種至於鉻

化合物的分佈比例由實驗結果中可以發現鉻化合物在煙道氣中的

總濃度較鉛鎘為低因為大多數的 Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)皆停留在砂

床中所以氣相的分佈比例也就相對的減少而文獻中(Morselli

1993)(Sarofim 1994)亦證實鉻化合物留滯於底灰的比例大約有

70~90

814 汞化合物

由 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果得知無論進料中添

加有機氯或是無機氯其生成的汞化合物中以 Hg(g)佔絕大多數

然而添加有機氯時所生成的氯化物雖量少但與添加無機氯所生成

的氯化物比較顯然大了許多因為添加無機氯氯與鈉的親和力遠

大於氯與汞因此氯化鈉成為此環境下的優勢物種而隨著溫度的

上升Hg(g)亦有些微增加的趨勢

從模擬結果中可以發現焚化所生成的汞化合物皆為氣相且其

180

為高揮發性不易因異相凝結或均相凝核而形成固相所以對煙道氣

中的汞化合物的控制較為困難

815 重金屬污染物的控制

綜合上述重金屬生成之特性可知除汞化合物外其餘三種重金

屬在焚化過程中隨煙道氣所排出之氣相化合物大多因溫度降低而

凝結成固相文獻中(Norton 1986)(Ontiveros 1989)(Wey 1998)曾指

出在煙道氣中揮發性較高的重金屬物質如AsCdCuNi

Pb 及 Zn 所形成的化合物在飛灰中的分佈是趨向於小粒徑的微粒

而沸點較高的鉻則平均分佈於飛灰中至於汞化合物由於其揮發

性較一般金屬高又不易凝結果於飛灰上所以大部份仍停留於氣相

中

因此欲降低焚化所排放的重金屬化合物的濃度除了積極地藉

由改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬的揮發外亦可在金

屬蒸氣尚未形成金屬微粒時由吸附劑與金屬微粒間之物理吸引捕捉

重屬蒸氣或消極地利用有效地捕捉煙道氣中的飛灰來達成降低重

金屬濃度的目的然而改善燃燒條件或藉由吸附冷凝作用來捕捉重

金屬所牽涉的層面甚廣也較為複雜因此一般而言對重金屬的

控制較著重於控制其微粒的排放

181

而對吸附重金屬微粒的控制通常採用傳統空氣污染防治設備的

方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚化廠乾式流程包

括乾式洗煙塔或半乾式洗煙塔與靜電集塵器或袋濾式集塵器之組

合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙塔與靜電集塵器

之組合從表 3-103-113-123-13 和 4-6 中數個國外的焚化廠及

表 4-5 國內 21 座焚化爐實際操作處理經驗觀之無論使用乾式或溼

式處理流程其對鉛及鎘的去除皆能符合表 2-9 中國內環保法規對新

設焚化爐的要求但對汞化合物的控制卻不然表 3-10 中的前六個

國外廠其重金屬化合物的控制端賴靜電集塵器因而汞化合物的排放

濃度遠超過法規標準的 03 mgNm3然而當粒狀物控制系統搭配吸

附劑噴灑系統使用其中在乾式處理流程中混入活性碳或 Na2S而

在溼式處理流程中則加入如 CuCl2的催化劑時汞化合物的排放濃度

大部份都能符合法規的要求

此外在乾式處理流程中袋濾式集塵器對汞化合物的去除效率

較靜電式集塵器佳因為加入的活性碳或 Na2S 能夠被截留在濾布

上增加其與廢氣的接觸時間亦提高與汞化合物的反應性

182

82 焚化過程中產生之酸性氣體

821 氯化氫

由實驗結果得知當進料中含有機氯時其生成的氯化氫濃度略

大於進料含無機氯者且根據 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示氯化

氫的濃度受溫度的影響甚小但依上節的討論結果若進料含有機氯

時重金屬易和氯離子反應生成金屬氯化物因此重金屬的含量會影

響氯化氫的生成濃度

822 二氧化硫

焚化過程中二氧化硫的生成乃因為廢棄物中含硫物質所致從實

驗中可以發現當進料中含有機氯時二氧化硫的濃度雖然隨溫度下

降而有降低的趨勢但從 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示二氧化硫

的濃度只受含硫量的影響而不受溫度過量空氣及含氯量等的影

響另外根據文獻(Verhulst 1996)(Chen 1997)(Chen 1998)中指出

在含硫系統中當焚化溫度約低於 700 時金屬硫酸鹽為主要物

種而當溫度高於 700 時含硫量的影響就逐漸減少因為此時

重金屬主要以氧化物的型式存在而在一般廢棄物的焚化過程中溫

度通常維持在 700 以上所以硫和金屬反應的可能性不大大部

份會與氧反應而生成二氧化硫因此重金屬的含量對二氧化硫生成的

183

影響不大

823 氮氧化物

焚化過程中所產生的氮氧化物一般可分為兩大類一是因所打入

空氣中的氮在高溫下與氧反應而產生的 Thermo-NOx通常在爐溫達

1000 以上才會大量產生另一為燃料中的氮因氧化所生成的

Fuel-NOx從本實驗結果得知當只開啟一次室時氮氧化物隨溫度

的變動不大其排放濃度約為 100 ppm但在開啟二次室時因局部

的高溫而導致 Thermo-NOx的產生同時因使用瓦斯作為輔助燃料

故 Fuel-NOx亦因此而產生

824 酸性氣體的控制

酸性氣體的控制通常使用鹼性吸附劑與其產生中和反應以達

到去除的目的在設備方面如第二章所述可分為乾式半乾式及溼

式洗滌塔等若單獨使用時溼式洗滌塔對二氧化硫的去除效率約可

達 90 以上而乾式及半乾式洗滌塔若搭配袋濾式集塵器使用亦

能達到 90 的去除效率另外從實驗結果及國內二十一座興建中

及運轉中焚化爐的相關資料中得知都市廢棄物焚化後未經控制前

所排放的二氧化硫濃度約介於 300~500 ppm 之間若其去除效率達

90 以上則其排放濃度可以符合國內法規標準的 80 ppm 以內

184

對氯化氫氣體的控制方面由於氯化氫易溶於水因此溼式洗滌

塔對其去除效果達 98 以上而乾式及半乾式洗滌塔若與袋濾式集

塵器搭配使用亦有 90 以上的去除效率同時由於袋濾式集塵

器的操作溫度約在 140~230 左右因此通常在煙道氣進入控制

器前會予以降溫處理若以煙氣洗滌塔(只噴水不含鹼性吸附劑)

作降溫處理則不僅能除去部份煙道氣中的粒狀物質亦能溶解其中

的氯化氫氣體同時也能降低後續之鹼性吸附劑的使用量

在氮氧化物方面從實驗中得知在開啟二次室的情況下氮氧化

物的排放濃度大約為 100 ppm若依實廠中二次室添加燃油的情形而

言由於燃油所含的氮成份為瓦斯的二十分之一以下(參見表 7-1)

因此所能生成的 Fuel-NOx 也極為有限而過去根據實廠的經驗氮

氧化物的排放濃度大多遠低於法規標準因此少有針對氮氧化物的控

制措施

而近年來由於民眾對生活環境品質的要求日益提升且法規標準

也日漸嚴苛所以部份新設的焚化廠在其廢氣控制系統中增加氮氧

化物的控制措施從表 4-5 中可知這些廠皆藉由選擇性無觸媒還原

法(SNCR)來控制氮氧化物的排放

185

83 焚化過程中產生之有機污染物

從實驗結果中可發現當只開一次室時隨爐溫的上升PAHs 量

有逐漸減少的趨勢而進料中含有機氯(PVC)時因 PVC 燃燒過程緩

慢所以雖然 PAHs 總量隨爐溫的上升而下降但所餘留者部份則轉

化成三環的 AcPyFlu 及 Ant

當啟動二次室時爐溫的上升對 PAHs 的去除效率影響較小

可能是因為大部份的 PAHs 在高溫下被破壞因而 PAHs 的總量無明

顯的變化而剩餘微量的 PAHs 其物種分佈主要受重金屬添加物的影

響在進料中含有機氯時因為鉛化合物的排放濃度偏低而鉻的催

化能力又遠大於鉛所以在此情況下PAHs 物種的生成受鉛化合物

的影響大多生成 PhAFluAPyr 及 B(a)A而當添加無機氯時

鉛化合物的排放濃度則大幅提高因而使 PAHs 物種受其影響而大多

轉化成 B(a)AChr 及 B(a)P

總體而言開啟二次室可以有效降低 PAHs 的排放濃度

186

84 污染防治設備組合之綜合評估

綜合以上各污染物在控制上的討論可知重金屬鉛鎘的控制藉

由一般的粒狀物控制設備(例如靜電式集塵器袋濾式集塵器)即

可獲致極佳的效果而汞的去除則必須搭配吸附劑噴灑系統(如活

性碳Na2S)或催化劑(如CuCl2)的使用方能達到有效的去除效果

而在酸性氣體的控制方面溼式乾式及半乾式洗滌塔對 HCl 及

SOx 的去除皆有卓越的效果但在使用(半)乾式處理流程時若能先

經滌氣塔去除部份的 HCl則可以減少後續鹼性吸附劑的使用量至

於 NOx的去除現今較為常用者為選擇性觸媒還原法(SCR)及選擇性

無觸媒還原法(SNCR)前者的去除率約 60~80 後者約 30~60

至於有機污染物的控制從實驗中可以發現當廢氣經過二次燃

燒室處理後有機污染物的濃度可大幅降低另外亦可藉由爐體的

操作使廢棄物能充份的燃燒減少不完全燃燒物的生成此外煙

道氣中加入活性碳不僅可以除去汞蒸氣亦可吸附微量的有機污染

物

然而控制設備的選擇不單是要求去除效率佳而必須同時考量其

設置成本及操作成本並在三者之間尋求一最佳之平衡但影響成本

估算的因素甚多除了廢氣處理量之外其它諸如匯率物價波動

等使得所需成本無法精確估算僅能就過去設廠的經驗作約略的估

187

算

就粒狀物控制設備而言最常被使用的是靜電式集塵器與袋濾式

集塵器二者的建造費用相近唯後者的操作費用較前者為高然而

近年來有學者指出靜電集塵器的操作溫度與 PCDDsPCDFs 從飛灰上

脫附的溫度相近易導致其脫附後有再合成現象(De Novo synthesis)

的產生因此靜電集塵器已逐漸不被新設的大型焚化廠所採用

而在酸性氣體洗滌塔部份如表 2-9 所示乾式半乾式及溼式

洗滌塔的建造費用比分別為 91015而操作維護費則是 81015由

此可知溼式洗滌塔的整體費用要比乾式及半乾式多另外NOx的去

除法中SCR 所需的設備成本大約是 SNCR 的 3~7 倍左右而操作

費用則相近

至於設備組合方面大約可分為乾式及溼式處理流程在乾式處

理流程中為了使鹼性吸附劑增加與廢氣的反應因此大多利用袋濾

式集塵器與(半)乾式洗滌塔搭配使用而溼式處理流程中因袋濾式

集塵器的耐溼性差故一般皆以靜電式集塵器和溼式洗滌塔為組合

但如前所述靜電式集塵器已逐漸被捨棄不用因此溼式處理流程

在新設焚化廠中已不復見在乾式處理流程中雖然乾式洗滌塔的建

造費用與操作維護費用比半乾式略低但其鹼性吸附劑的添加量卻比

半乾式多半乾式洗滌塔則往往因藥劑調配不當而造成噴嘴堵塞的

188

現象所以二者無論在成本或使用上各有其所長

85 總論

由本研究中可以了解焚化過程中所產生的污染物有各種重金

屬化合物粒狀污染物HClSO2NOx 及各種有機污染物等而

理想的控制設備組合是廢氣經能源回收後進入乾式或半乾式洗滌塔

中並噴入鹼性吸附劑及活性碳或 Na2S 以吸附酸性氣體微量的有

機化合物及汞蒸氣而後以袋濾式集塵器去除粒狀物及其上所附著的

重金屬化合物若需要進一步改善 NOx 的排放濃度可以考慮加裝

SCR 或 SNCR 的處理設備如此所排放的煙道氣中污染物濃度大致

可符合國內現有法規的標準且達低污染的焚化處理目標

189

86 對空污防治之重要成效

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐漸增加如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋埸之容量快速飽

和而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋埸的設立更

顯不易因此具有減量化資源化安定化及無害化的焚化處理已成

為地狹人稠的台灣地區廢棄物之主要處理方式

然而焚化處理雖具有多項優點但焚化過程中卻也產生有害空

氣污染物質所以污染物的控制成為焚化處理中極為重要的課題

研究中搜集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化操

作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與控

制效果及其影響因子等相關資料可供國內研究及焚化爐操作之參

考並模擬國內都市廢棄物之組成以實際實驗及電腦模擬徹底了解

焚化後污染物質的生成趨勢且在法規要求及成本的考量之下獲得

一本土化的焚化廢氣最佳化的控制技術以作為國內往後在焚化廠設

計及實際操作上參考之用

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劉邦宏都市鄉鎮垃圾與一般事業廢棄物焚化處理之規劃設計小型一般廢棄物焚化爐規劃設計及操作管理研討會論文集125-134(1995)

蔣 本 基 塑 膠 焚 化 過 程 中 PAHs 的 生 成 與 控 制 NSC 80-0421-E-002-13-Z(1991)

蔡文田張慶源活性碳及其在空氣污染防製之應用環境工程會刊第三卷第二期 pp65~84(1993)

鄭福田事業廢氣處理技術研究（Ⅰ）以沸石吸附處理揮發 性 有 機 物 之 研 究 NSC84-2211-E-002-009 pp Ⅲ-341~344(1995)

鄭福田張章堂林宏端沸石吸附揮發性有機物之研究第十屆空氣污染控制技術研討會論文集 pp45-51(1993)

錢建嵩等流體化床技術高立圖書有限公司 (1992)

204

環保署中華民國臺灣地區環境保護統計年報pp 152-153行政院環境保護署(1997)

環保署全球資訊網

謝長良黃志峰袋式集塵技術與小型焚化爐氣處理應用實例介紹工業污染防治第十七卷第一期pp 19-30(1998)

鍾昀泰一般廢棄物焚化灰分中戴奧辛含量及相關物化因子之初步研究碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1997)

鍾昀泰張木彬黃彩斐台灣地區一般廢棄物焚化灰份中戴奧辛含量調查研究第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp1-8(1997)

魏玉麟流動床爐處理工業有機污泥之 PAHs 排放探討第十 一 屆 空 氣 污 染 控 制 技 術 研 討 會 論 文 專 輯 NSC 82-0410-E-029-004(1994)

魏銘彥方天志趙嘉雍焚化過程中有機氯及無機氯對氯化氫一氧化碳及有機物生成的影響中國環境工程學刊6(4)pp 341-347(1996)

魏銘彥陳志成事業廢棄物的焚化處理化工技術Vol 39 No 6 pp 185-193(1996)

魏銘彥趙嘉雍余利智焚化過程中重金屬對 PAHs 生成的影響第十二屆空氣污染控制技術研討會論文集pp 547-553(1995)

魏銘琪蘇政隆陳志成魏銘彥焚化操作條件對重金屬鉛化合物生成及其在灰渣中穩定度的探討第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 9-15(1997)

顧順榮鍾盷泰張木彬台灣地區都市垃圾焚化灰分中重金屬濃度及 TCLP 榮出之評估第十屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 271-279 (1995)

205

206

附錄一

八十八年度空污費科技研發計畫(期中報告)審查意見表

評審意見 答覆1期中報告完成了電腦程式模擬實驗設備及實驗條件的規劃充分達成進度

1謝謝委員指教

2相關文獻的蒐集完整敘述頗有條理

2謝謝委員指教

3研究方法使用電腦模擬及模型實廠實驗驗證並將評估最佳化操作條件及有害空氣污染物的最佳控制條件符合原先規劃的內容

3謝謝委員指教

4 期中報告第四章評估廢氣控制設備之組合建議尚需一併考量其他廢氣成分(如戴奧辛)的控制方具有完整性及實質效益

4會遵照委員指示在期末報告第四章中加入戴奧辛控制資料

5 報告書撰寫文字流暢條理分明 5謝謝委員指教6 本報告文獻回顧內容翔實完整值 得肯定

6謝謝委員指教

7 模式模擬之基本假設條件為何此模式支出處為何均請於期中報告中加以說明

7會於期末報告中加以說明

8 實驗工作應即刻準備進行並於報告中說明重要操作條件

8會於期末報告中加以說明

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

207

附錄二

八十八年度空污費科技研發計畫(期末報告)審查意見表

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

評審意見

1未試垃圾焚化產生

有害空氣污染物之

有效控制方案實

驗室之模擬處理結

果至實用尚有一段

距離

2建議將模式模擬結

果與實廠採樣結果

加以比較以確認

模式之正確性

答覆

1本研究主要規劃收集國內外各種空氣污染

控制技術相關文獻實驗部份只針對污染物

排放濃度來探討若欲進一步探討有害空氣

污染物之有效控制方案則需針對實廠控制

設備來作理論及實驗上資料之收集與研

究以求實驗上之有效控制方案而文獻上

針對有效控制方案資料收集的結論已於期

末報告中第 83 頁中說明

2本實驗主要的目的是收集國內外各種空氣

污染控制技術之相關資料並藉由實驗室規

模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣有關實

廠採分析並不在本研究範圍之內且國內有

關實廠採樣結果的數據並不多(包含有機

物重金屬及酸性氣體等)而於有限的焚

化廢氣排放資料中並無法提供詳細的操作

條件(包括焚化爐熱損失確實進料組成

確實操作溫度及溫度分佈等)故無法與本

研究的模擬結果進行比較請諒察

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III

目錄

摘 要IABSTRACT II目錄 III表目錄VI圖目錄 VIII第一章 前言1

11 研究動機212 研究目的313 預期目標314 研究方法615 研究時程規劃10

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制 1121 焚化流程 11

211 廢棄物前處理 11212 燃燒 11213 污染物控制15

22 廢氣排放標準26第三章 廢氣中污染物之型態30

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制30311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性36312 焚化系統中重金屬之控制44

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制4933 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制55

331 利用吸附技術控制廢氣排放之實例6134 總結62

第四章 廢氣控制設備組合之評估6341 國內外焚化廠設備規模及處理概況6342 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響6843 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響7144 空氣污染防治設備組合比較7745 結論83

第五章 焚化廢氣之模擬8451 模擬參數8452 系統模擬86

521 系統流程描述86522 基本設定(Setup Specifications form) 87523 成份屬性(Components Specifications form) 87524 非傳統物質(NC)的物性模式(Properties NC-Props) 89525 進料值(Input-Data)的輸入89526 副加程式92

53 結果與討論95

IV

531 過量空氣95532 熱損失99533 廢棄物熱值103534 含硫量104535 含氯量108

54 熱力平衡模式 112541 模擬程序 112542 模擬條件 113543 模擬結果討論 114

第六章 實驗設備及方法12061 實驗設備120

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備120612 煙道氣中氯化氫之採樣設備123613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備123614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備125615 煙道氣中有機污染物之採樣設備126616 樣品分析儀器127617 實驗藥品與材料128

62 進料組成之模擬13063 實驗操作條件13464 實驗流程136

641 起爐升溫136642 重金屬之採樣及分析136643 有機物之採樣及分析138644 酸性氣體之採樣及分析139

第七章 結果與討論14071 焚化過程中產生之重金屬污染物140

711 各重金屬在氣固相中的分佈140712 各操作條件下重金屬濃度之比較147

72 焚化過程中產生之粒狀污染物15373 焚化過程中產生之酸性氣體154

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較154732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較156733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較157

74 焚化過程中產生之有機污染物159741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 159742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 161743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 163744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 166745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯) 167746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯) 169747 添加重金屬對有機污染物生成的影響171

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討173第八章 結論175

V

81 焚化過程中產生之重金屬污染物176811 鎘化合物176812 鉛化合物177813 鉻化合物178814 汞化合物179815 重金屬污染物的控制180

82 焚化過程中產生之酸性氣體182821 氯化氫182822 二氧化硫182823 氮氧化物183824 酸性氣體的控制183

83 焚化過程中產生之有機污染物18584 污染防治設備組合之綜合評估18685 總論18886 對空污防治之重要成效189

參考文獻190附錄一206附錄二207

VI

表目錄

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況 4表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定) 5表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定) 6表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐 8表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表 9表 1-6 時程規劃表 10表 2-1 焚化爐型式比較表 14表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料 16表 2-3 袋濾式集塵器資料表 18表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表 19表 2-5 乾式滌氣塔資料表 22表 2-6 濕式洗滌法 23表 2-7 半乾式滌氣塔 24表 2-8 各種不同控制設備之比較 25表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)25表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準 27表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準 28表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準 29表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998) 31表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較 33表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)34表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)35表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)36表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)39表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998) 40表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998) 41表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)42表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續） 43表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度 45表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例 46表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度 46表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例 48表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表 58表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料 65表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件 67表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較 69表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較 70表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997) 75表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料 75

VII

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)76表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料 78表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 79表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 80表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 81表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料 82表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成 85表 5-2 參數之變動範圍 85表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質 88表 5-4 HCOALGEN Option Codes 90表 5-5 程式中參數代表之定義 93表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件 114表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果 115表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果 116表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果 117表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果 118表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析 132表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析 132表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表 133表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表 133表 6-5 各試程之操作條件表 135表 7-1 常見燃料之成分分析表 158表 7-2 實驗結果數據表 174

VIII

圖目錄

圖 1-1 研究流程圖 9圖 2-1 焚化流程 11圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990） 37圖 5-1 模擬流程圖 87圖 5-2 廢棄物的物性模式 91圖 5-3 熱損失之副加程式 93圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響 95圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響 96圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響 97圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響 97圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響 98圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響 98圖 5-10 熱損失對爐溫的影響 100圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響 100圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響 101圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響 101圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響 102圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響 102圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 ) 103圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響 105圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響 105圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響 106圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響 106圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響 107圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響 109圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響 109圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響 110圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響 110圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響 111圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備 122圖 6-2 氯化氫採樣設備 123圖 6-3 煙道氣採樣設備 124圖 6-4 氣相重金屬採樣設備 125圖 6-5 有機污染物採樣設備 126圖 6-6 重金屬分析流程圖 137圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)140圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)141圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 141圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143

IX

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 144圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 147圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 148圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 148圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 150圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 151圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 152圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較 153圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 154圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 155圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較 156圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較 157圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 159圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 161圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 161圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 163圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 163圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 164圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 166圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 167圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 167圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 168圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 169圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 170

1

第一章 前言

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐年增加雖然隨著環保意識的抬頭垃圾減量與資源回收工作

也正如火如荼地推動中但每人每天仍平均製造出約 12 公斤(1995

年)的垃圾如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋場之容量快速飽和

而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋場的設立更顯不

易相對的應用焚化方式處理垃圾除了可以達到減量化資源化安

定化無害化等廢棄物清理之目標外其技術之開發已臻相當可靠之

地步且作業安全熱能又可回收利因此目前已成為地狹人稠的台

灣地區廢棄物之主要處理方式

自民國 73 年起政府開始推動大型垃圾焚化廠之興建計劃至民

國 82 年止共規劃了 21 座焚化廠並預計在民國 90 年前完工以解決

國內日益嚴重的垃圾問題目前這 21 座焚化廠的執行現況如表 1-1

所示此乃第一階段垃圾焚化廠興建計劃

前項計劃自推動以來因地方政府未能協調溝通民意排除民眾

抗爭以順利取得建廠用地致使建廠工作受阻影響年度預算執行

至鉅為加速推動垃圾焚化廠興建工程計畫故參考先進國家之經

驗以公有民營為過渡方式民有民營為終極目標利用民間力量參

與興建以減少政府財務及人力負擔表 1-2 及 1-3 即為民國 85 年核

定「鼓勵公民營機構興建營運垃圾焚化廠推動方案」以 BOO 或 BOT

的模式預定在台灣各縣市再興建 18 座垃圾焚化廠並分為兩梯次

第一梯次 8 個廠第二梯次 10 個廠此為第二階段垃圾焚化廠興建

計劃

2

另外部分離島地區水源特定區及特殊偏遠地區等區域因其

特殊地理位置無法參與上述資源回收焚化廠興建計劃或是區域性聯

合衛生埋場計畫而一般事業單位或醫療廢棄物也常利用小型焚化爐

來處理垃圾表 1-4 為國內運轉中的小型焚化爐處理廢棄物種類爐

型及廢氣處理系統之相關資料

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店樹林廠及台中市等六個廠其操作營運狀

況如表 1-5 所示由表中可知這五個廠處理垃圾之平均低位發熱量

皆高於當初設計的發熱量此乃因為近幾年來塑膠製品充斥市面以

致民眾消費習慣改變而其廢棄物中塑膠含量也隨之增加進而大幅

提高垃圾熱值增加爐體所能負荷的熱量如此也相對的降低了焚化

廠的處理量故政府不但一方面宣導民眾減量使用塑膠製品一方面

則加速推動垃圾分類制度以期有效回收垃圾中之有用資源並提昇

焚化廠的利用率

11 研究動機焚化處理雖為目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果

好並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物

病原性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱

交換將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當

不僅不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造

成環境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包

括有重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚

化爐中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之

氯硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫

3

酸及硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排

氣控制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等

揮發性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴

奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

12 研究目的焚化過程中爐體的設計操作條件與空氣污染防制設備的設計操

作對空氣污染物之控制效果有重大的影響但是國內目前對於這方面

之研究尚未完備故本研究將針對國內各焚化廠實地收集其垃圾組

成與焚化生成污染物特性與控制現況並收集國內外各種空氣污染控

制技術相關資料藉由實驗室規模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣了

解污染物排放及生成特性並配合法規限制及成本要求等評估各

種空氣污染控制技術之可行性與適用性提出本土化之焚化廢氣合適

之空氣污染物控制技術以提供國內各焚化廠操作建議或設計參考

13 預期目標1了解垃圾焚化產生有害空氣污染物國內外相關最新資訊及處理技

術

2了解垃圾焚化產生有害空氣污染物的成份及經濟可行性的控制方

法

3獲得本土化的垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

4

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況

主辦機關

廠 別 規模TTD

顧問機關

承攬廠商

合作廠商

現 況完工日期

備 註

臺北市內湖 900 已完工運轉中 810124 公有公營

臺北市木柵 1500日本田熊(TAKUMA)

已完工運轉中 830721 公有公營臺北市環保局

臺北市北投 1800

中興顧問日本丸紅(HITACHI)

已完工運轉中 8706 公有公營

高雄市中區 900 中華顧問 東帝士 德國 DBA 已完工運轉中 8710 公有公營高雄市環保局 高雄市南區 1800 中興顧問

中鼎工程公司

德國Martin

施工中 8902 公有公營

臺中市 900日本鋼管

(NKK)已完工運轉中 840508

公有民營(達和公司)

嘉義市 300中興顧問

已完工運轉中 876公有民營(達和公司)

臺灣省環保處

臺南市 900 中華顧問中興電工 丹麥

Volund 已完工運轉中 8712 公有民營

臺北縣新店市 900 已完工運轉中 830528公有民營(中鼎公司)

臺北縣樹林鎮 1350慧能顧問

日本三菱(MHI) 已完工運轉中 840601

公有民營(達和公司)

臺北縣八里鄉 1350 施工中 8810 公有民營新竹市 900 慧能顧問 中興電工 丹麥

Volund 施工中 8804 公有民營

高雄縣仁武鄉 1350日本三菱中鼎工程

施工中 890326 公有民營

彰化縣溪州鄉 900中興顧問 日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 8909 公有民營

屏東縣崁頂鄉 900 中鼎工程日本穿崎重工(KHI)

遠東機械(技術合作)

施工中 890326 公有民營

臺中縣后里鄉 900 中興顧問日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 890326 公有民營

基隆市 600 中鼎工程 大潁 Steimuller 施工中 900618 公有民營宜蘭縣利澤 600 中興顧問 大潁 Steimuller 施工中 900318 公有民營

臺南市永康市 900 中鼎工程 施工中 9108 公有民營嘉義鹿草鄉 900 施工中 9012 公有民營

環保署

高雄縣岡山鎮 1350 中興顧問 中鋼 TAKUMA 施工中 9004 公有民營合 計 21900

資料來源環保署全球資訊網

5

表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址 服務範圍噸 數(噸日)

桃園縣 BOO中壢市平鎮市大溪鄉楊梅鎮觀音鄉新屋鄉蘆竹鄉大園鄉龍潭鄉

1200

新竹縣 BOO 竹北市芎林鄉湖口鄉新埔鎮新豐鄉 300

苗栗縣 BOT 竹南鎮

苗栗市苑裡鄉頭份鎮後龍鎮通霄鎮卓蘭鎮公館鄉大湖鄉銅鑼鄉南庄鄉頭屋鄉三義鄉西湖鄉三灣鄉造橋鄉獅潭鄉泰安鄉竹南鎮

500

台中縣 BOT 烏日鄉 大里市太平鄉烏日鄉霧峰鄉 600

南投縣 BOO南投市名間鄉仁愛鄉國性鄉魚池鄉集集鎮竹山鎮埔里鎮草屯鎮鹿谷鄉中寮鄉水里鄉信義鄉

500

彰化縣 BOO彰化市和美鎮伸港鄉線西鄉鹿港鎮大城鄉花壇鄉秀水鄉福興鄉埔鹽鄉芳苑鄉大村鄉芬園鄉

800

雲林縣 BOO斗六市斗南鎮虎尾鎮土庫鎮西螺鎮莿桐鄉林內鄉大 鄉古坑鄉

300

台東縣 BOO台東市成功鎮關山鎮路野鄉池上鄉東河鎮金峰鄉達仁鄉太麻里鄉

300

總 計 4500資料來源環保署全球資訊網

6

表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址服 務範 圍

噸 數(噸日)

台北縣 BOT 汐止鎮 汐止鎮萬里鄉 300桃園縣 BOO 中壢市楊梅鎮等 700台中市 BOO 台中市(東區北區北屯區) 600台中縣 BOT 大安鄉 大甲鎮大安鄉清水鎮 300台中縣 BOO 沙鹿鎮梧棲鎮龍井鄉大肚鄉 400

彰化縣 BOO員林鎮社頭鄉永靖鄉埔心鄉大村鄉芬園鄉

300

雲林縣 BOO台西鄉東勢鄉四湖鄉口湖鄉水林鄉褒忠鄉崙背鄉元長鄉北港鎮麥寮鄉

300

台南縣 BOT 七股鄉

新營市鹽水鎮柳營鄉六甲鄉後壁鄉白河鎮東山鄉佳里鎮西港鄉七股鄉北門鄉學甲鎮麻豆鎮下營鄉官田鄉大內鄉將軍鄉

600

花蓮縣 BOT 花蓮市土安鄉新城鄉壽豐鄉秀林鄉 300

澎湖縣尚未決定

尚未決定 200

總 計 4000資料來源環保署全球資訊網

14 研究方法本研究之執行可分為以下三個部分

第一部份蒐集國內外垃圾焚化產生有害空氣污染特性及處理方法

可再細分成四個部份

(1)蒐集國內外垃圾焚化廠設備規模及處理概況

(2)蒐集國內外垃圾焚化廠空氣污染物生成特性及控制設備效果

(3)蒐集文獻中廢棄物焚化廢氣中污染物特性相關研究

(4)蒐集空氣污染防治設備操作特性與控制效果及其影響因子相關資

料

第二部份以實驗模擬垃圾焚化產生的有害空氣污染物並實際分析

各種空氣污染物之濃度及特性

第三部份以 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式模擬都市廢棄物在不同

7

的焚化操作條件下所可能產生的污染物種

綜合第一部份所收集之相關資料與實驗及模擬分析結果考慮投入總

成本法規的要求降低焚化產生有害空氣污染物的排放程度提出

本土化焚化廢氣最佳化的控制技術圖 1-1 為本研究流程圖

8

表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐

所在地 爐型 開始運轉時間 廢棄物種類 廢氣處理系統太魯閣關原焚

化爐固定床 民國 85 年 一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器

東北角風景區焚化爐

機械式爐床 民國 83 年 一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器彰化縣和美

鎮伸港鄉線西鄉合建垃圾

焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式吸收塔+靜電集塵器

桃園平鎮垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式除酸+袋

式集塵器中正機場三號

焚化爐混燒式機械爐

床民國 82 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(濕式)

泰安休息站垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 80 年 一般垃圾 濕式水洗

高雄國際機場焚化爐

混燒式機械爐床

民國 79 年 機場一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中正機場二號

焚化爐批次式固定爐

床民國 71 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(乾式)

陸軍兵工整備中心焚化爐

批次式固定爐床

民國 83 年 一般垃圾 濕式水洗

ICI 觀音廠焚化廠

旋轉窯焚化爐 民國 80 年事業廢棄物乾燥生物污泥

濕式水洗

台中榮民總醫院焚化爐

控氣式焚化爐 民國 82 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式水洗

台北榮民總醫院焚化爐

批次脈動爐床 民國 81 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中美和林園廠

焚化爐環式流體化床

焚化爐事業廢棄物生

物污泥濕式水洗

陽明山國家公園焚化爐

機械脈動爐 民國 81 年 一般垃圾 濕式水洗

中油大林廠焚化爐

氣泡式流體化床焚化爐

事業廢棄物油泥生物污泥

濕式水洗

資料來源工研院能資所1998EPA-87-FA41-03-17

9

表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表

焚化廠別

焚化量焚化率（噸） （）

灰渣量（噸）

發電量（萬度）

售電量（）

平均低位發熱量設計發熱量

（仟卡公斤）

廢氣排放情形（註）

內湖 5217227 945 15 228 18241350符合排放標準

木柵 20002523 3751 277 548 19881600符合排放標準

新店 22817994 5027 982 768 18421548符合排放標準

樹林 33753981 7629 1504 807 20031548符合排放標準

台中市 18909824 3935 692 755 19831500符合排放標準

資料來源環保署全球資訊網

一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

文獻國內外焚化廠處理現況及控制技術等相關資料的搜集

電腦模擬模擬實驗操作變因一次室爐溫二次室爐溫

含氯物種(PVCNaCl)

ASPEN PLUS軟體模擬操作變因過量空氣量熱損失廢棄物熱值含硫量含氯量

熱力平衡模式操作變因

爐溫含有機氯含無機氯

分析項目重金屬(PbCdCr)

粒狀污染物酸性氣體(SO2HClNOx )

有機污染物(PAHs)

探討在各操作條件下各污染物種的生成情況

評估各種控制技術對污染物的去除效率

在去除效率及成本的考量下尋求一最佳的控制技術

圖 1-1 研究流程圖

10

15 研究時程規劃本研究所安排之時程規劃如表 1-6 所示實際之進度與表所示符

合

表 1-6 時程規劃表 月 次

工作項目

第 1 月

第2 月

第3 月

第4 月

第5 月

第6 月

第7 月

第8 月

第9 月

第10月

第11 月

第12 月

備 註

相關文獻資料收集 符合進度

軟體模擬 符合進度

實驗準備 符合進度

實驗進行 符合進度

數據分析及整理 符合進度

期中報告 符合進度

期末報告 符合進度

預定進度累計百分比

11

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制

21 焚化流程

焚化的處理流程大致可分為廢棄物前處理燃燒及污染物控制

等三個階段如圖 2-1 所示

211廢棄物前處理

前處理的目的有三即(1)增進營運效率(2)回收可用物質(3)

回收轉化物或能源而前處理技術則包括(1)破碎(減小垃圾的尺寸)

(2)壓縮(減小垃圾的體積)(3)分選(分類篩選以利回收或處理)(4)

乾燥(減少水分以利燃燒)

212燃燒機械床 急冷式 靜電集塵

流體化床 廢熱鍋爐 袋式集塵

旋轉窯 熱水回收 旋風集塵

液體噴注式 濕式洗滌塔

高溫熔爐 乾式洗滌塔

半乾式洗滌塔

排煙

廢棄物

參考資料劉(1995)魏(1996)張(1997)

圖 2-1 焚化流程

混合破碎

燃燒室

排氣冷卻或熱回收

粉酸有重塵氣機金去去物屬除除去去 除除

煙囪

灰渣處理(含重金屬)

12

焚化爐為焚化系統的核心設備亦是廢棄物處理的主要設施而

燃燒室型態的選擇主要決定於廢棄物的物理性質及灰份一般可略分

為五大類型(1)機械爐床式焚化爐(2)流體化床式焚化爐(3)旋轉

窯焚化爐(4)液體噴注式焚化爐(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996)以

下就這五種分述之

(1)機械爐床式焚化爐

機械爐床式焚化爐一般是以多種爐條構成經由爐條反覆運轉而帶動

垃圾使之前進並達到混合與均勻攪拌的目的而在垃圾進入燃燒段

前通常會先經過乾燥區充份乾燥以降低垃圾含水率並提高其熱

值之後進入高溫燃燒段未完全燃燒的垃圾則再經後燃燒段以使

反應更完全一般大型焚化爐均採此型

(2)流體化床式焚化爐

流體化床焚化爐即是指廢棄物在流體化床中像流體般地被攪拌混合

而燃燒完全後才排放在此通常以砂床中的砂石為流體化介質因為

砂石具有高熱容量能蓄積大量的熱能而在流體化的過程中充份地

與廢棄物接觸並將能量傳輸給廢棄物因此其熱傳效率佳溫度

分非常平均不僅燃燒可以完全所需焚化銷燬的溫度也可降低此

外若燃料或廢棄物中含硫氯等元素則可將粒狀石灰噴入爐內直

接中和硫氧化物及氯化氫等酸氣因此可省略排氣處理系統中酸氣去

除部份

(3)旋轉窯焚化爐

一般旋窯焚化爐在旋窯後端裝置一個二次燃燒室以確保燃燒完全

它包括旋轉窯爐體緊急排放煙囪二次燃燒室污染防治設施誘

13

引抽風機及排放煙囪等旋轉窯的主要功用是熱解氣化及燃燒廢棄

物中的可燃份不可燃的灰渣則經由旋轉窯的轉動移向排灰口排出

二次燃燒室則是將一次室所排出的廢氣在高溫下再次氧化使其燃燒

更完全

(4) 液體噴注式焚化爐

液體噴注式焚化爐是最常見之有害廢棄物焚化爐凡是流動性的廢

液泥漿及污泥皆可用它銷燬高熱值廢液可直接由燃燒器噴入爐內

直接焚化廢水及低熱值廢液則必須輔以燃料以提供維持適當溫度

所需的最低熱量燃燒器噴出的火焰和廢液噴出的位置及方向可以調

整以達最佳焚化效果

(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996章 1993)

跟其他焚化爐比較高溫熔渣焚化爐能處理含有少量不可燃的廢棄

物經處理過後的廢棄物可燃的被焚化不可燃的被熔化最後形

成像一個陶瓷般的不可熔物質主燃燒室溫度控制在 1400 以上

因此廢棄物中的惰性物質除高熔點的金屬及其化合物外皆呈熔融狀

態而獲較完全的焚化同時凝結後的熔渣形成較大顆粒而將重金屬

化合物包容於其中其透水性低呈較穩定狀態且熔渣會在爐窯內

壁上形成一保護層可延長耐火磚壽命但亦容易造成溫度控制不

當使爐體出口附著不同形狀之礦渣而造成阻塞

五種爐型的比較請參見表 2-1

14

表 2-1 焚化爐型式比較表焚化爐形式 操作溫度範

圍滯留時間 優點 缺點

液體噴注式 650-1600 01-2 秒 1 可以焚化的有害廢液種類相當廣泛2 爐內氣體混合度高燃燒效率佳不須除灰

系統3 燃料流量改變時溫度反應快速4 活動配件最少5 維護費用低造價低操作人力少

1 只適用於可由燃燒去噴嘴物化的廢液2 燃燒器易被雜質堵塞3 限於處理黏滯度小於 750ＳＳＵ之廢液

旋轉窯式 820-1600 氣液體 1-3 秒固體 05-2 小時

1 滯留時間長且可藉轉速控制2 可處理大部分固體及液體有害廢棄物（包括

ＰＣＢs）3 可分別處理廢液及固體廢棄物4 可連續除灰5 進料不需前處理或預熱可處理體積較大的

容器6 自動排灰不影響燃燒效率

1 建造費用高昂2 維護費用較高3 操作溫度高需常翻修耐火磚4 灰渣可能溶融結塊5 過剩空氣量需求高排氣粉塵量較高6 啟動點燃後需一段時間才能操作溫度且熱效

率低

流體化床式 450-980 氣液體 1-2 秒固體 10 分鐘-2 小時

1 接觸表面積大傳熱快燃燒效率提高2 可處理可燃性固體液體廢棄物3 內部可動零件不多操作費用低4 進料速率變化對系統影響較小5 可處理含水高的廢棄物6 爐內同時完成焚化與除酸兩種功能7 操作溫度低燃料費低8 過剩空氣量小排氣量少

1 由流體化床中除去殘留物較不易2 大型廢棄物需作前處理3 流體化介質可能衝蝕爐床材料4 操作溫度小於 1100（砂的熔點）5 排氣粉塵量較高6 進料速度不穩或空氣分配不均會造成流體化分散

不佳致爐溫不穩定

機械爐床式 1 使垃圾移動過程攪拌均勻2 技術成熟二次公害可有效控制3 處理流程單純

1 單位面積爐除焚化率較低2 混燒後灰燼中可回收之金屬價值較低

參考資料章(1993)張(1991)魏(1996)

15

213污染物控制

雖然焚化具有多項優點但焚化後所產生的燃燒氣體中除了無害

的二氧化碳及水蒸氣外還含有許多污染物質必須加以適當的處

理以避免造成二次公害危害人體健康及自然環境故污染控制在

焚化過程中實屬一重要課題

空氣污染控制設備中較常見者為旋風集塵器袋式集塵器靜

電集塵器濕式洗滌塔半乾式洗滌塔乾式洗滌塔及活性碳吸附塔

本節將針對這些控制設備做詳細之介紹至於相互間的配對使用則

將在下節中討論

(1) 旋風集塵器

旋風集塵器是一種低成本且常見的集塵設備尤其是作為初級除

塵它主要由一圓柱筒構成其下端縮成圓錐形係利用強制渦流所

產生之離心力及重力沉降作用將廢氣中粒狀污染物去除含塵粒之氣

體由一處或多處以切線方向吹入圓筒中在圓筒內旋轉其中塵粒因

受離心力之作用拋向器壁沿器壁而下被導入集塵筒中而清淨之

氣體則從圓筒中央之開口逸出旋風集塵器之除塵效率約 65~80

去除粒子大小在 3~100 microm 範圍但僅對於 10 microm 以上之粒狀污染物

較有效(張1997)故通常僅用來作為高效率集塵器之前處理設備表

2-2 為旋風集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

16

表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 去除率

總去除率是各類粒徑大

小的加權平均

2 壓損

壓力損失一般控制於

30~100mm 水柱高

1 對大粒粉塵去除有效粒徑 30microm

以上達 99去除率粒徑小於

5microm 以下去除率不到 50

2 總去除率ηt

ηt=Σηjmj

3 去除率的增加與廢棄流量密度

變化塵粒濃度成正比與廢氣

的黏滯性成反比

優點

1 造價低

2 適用於高溫環境

3 由於沒有可動零件維修

費用低

缺點

1 效率低(尤其是對非常小

的塵粒)

2 操作費用高(由於壓損高

的緣故)

結論適用於初級除塵保護下

游之濾袋集塵設備或

減低負荷

1 一般而言旋風集塵器

的費用為濾袋式集塵

器靜電集塵器等的十

分之一

2 購置費用決定於塵粒

的去除率處理的廢氣

量壓損及附屬設備

參考資料章 (1993)張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)

17

(2) 袋式集塵器

袋式集塵器是工業上常用以收集微粒的方法之一主要的設計是

將含塵粒的氣流從底部進入圓筒形濾袋在通過濾料的孔隙時藉由

慣性衝擊直接攔截和擴散三種捕捉機制將粉塵捕集於濾料上透過

濾料的清潔氣體由排出口排出而附著於過濾層上的粒狀物再定時以

振動氣流逆洗或脈動沖洗等方式清除之一般而言其去除粒子大

小在 005~20 microm 範圍壓力降在 100~200 mmH2O 左右集塵效率可

達 99 以上(張1997)因此普遍使用於基本金屬水泥石灰化

學食品製藥等工業及都市垃圾焚化爐排氣處理系統中另外在

袋式集塵器前通常設有噴淋塔或急冷設備以避免高溫物質導致濾布

起火燃燒表 2-3 為袋濾式集塵器收集效率優缺點及設備費用之相

關資料

(3) 靜電集塵器

靜電集塵器能有效去除工業排氣中所含的粉塵及煙霧它對於氣

體流動的阻力小能量使用低並且可以同時收集大形及小形粉塵粒

子因此它的用途很廣是水泥及發電廠排氣飛灰去除的主要設備

主要是利用高壓負極產生電暈作用放出電力使通過之廢氣氣體分

子電離廢氣內之塵粒遂帶有負荷電再由集塵器之正極板吸著並中

和經過一段時間後經捶擊極板使附著於極板上之塵粒掉落於集塵

漏斗內去除之去除粒子大小在 005~20 microm 範圍壓力降在 10~20

mmH2O 左右(張1997)去除效率在 90~995 間一般可達 95 以

上表 2-4 為靜電集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

18

表 2-3 袋濾式集塵器資料表操作條件 去除效率 大約價格 優缺點1 溫度範圍一般濾袋耐熱約 140 ~ 230 (玻璃纖維 300 四氯乙烯280 ) 操 作 溫 度 範圍140-170

2 粉塵特性大小分配及含量3 壓差100-200 mmH2O4 氣布比(cm2seccm2)振動式1~31逆洗式05~21脈衝式25~751

5 排氣成份及含量6 濕度7 氣體流速

1 粒狀物98 以上2 部份 SOX15~20

1投資費用700 萬(設計 55 噸燃煤鍋爐廢氣處理量100000Nm3hr)

2操作與維護費用(萬年)人工54 萬電力1548 萬濾袋84 萬維護8784 萬總計38064 萬

優點1 去除效率高2 建造維修及操作成本中等3 自動化操作4 回收有用微粒5 濾餅(Filtrate Cake)形成有助去除效率之提昇

缺點1 廢氣溫度不能太高2 潮濕或黏性不適用3 粒狀物成份及水份對濾布有影響4 濾布汰換成本高5 濾餅形成壓差上升

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

19

表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用 備註ESP 集塵機制主要如下1電場與電暈電流的產生2塵粒的帶電3塵粒的收集4塵粒的移除ESP 典型之設計參數範圍集塵速率 10~10 mmin寬度 15~40 cmSCA( 集 塵 板 氣 體 流 量 ) 025~21 (m2m3min)長高比(LH) 05~20氣體流速 12~25 ms停留時間 2~10 sec去除效率 80~999 收集板間距 20~28 cm電暈電力需求 175~175 W(m3min)氣體溫度 370(一般) 705(特製)塵粒粒徑 gt005 microm

去 除 效 率η=1-exp(-AtimesWeQ)理論去除效率可由集塵速度集塵面積及氣體流量來決定但由於此公式已做了相當多的理想化假設所致因而需加以修正一般以等效率漂移速度來取代以符合實際運轉

ESP 之長高比與集塵效率之關係05~06 le980 10~11 98 ~99 11~13 991~99413~15 995~99715~20 ge998

優點1對粒徑大於 1 microm 以上之粒狀污染物可達到很高集塵效率

2操作溫度範圍大(90~425 )3可以處理大量之氣體4操作及維護成本低5廢氣之壓力損失較小6使用壽命長缺點1集塵效果受進氣條件變化影響較大

2對比電阻過高或過低之粉塵甚難收集

3建造費高及佔地面積大4影響效率之因素多故不易排除故障

5在高去除率操作階段欲提升一點去除率需花費很多電流在經濟上很不划算

決定其漂移速度應達到的收集效率及氣體的進流量而可推估出集塵板面積如此則概略可知靜電集塵器尺寸及費用

1使用 ESP 時可在煙氣中加入些化學調節劑可改變煙氣的組成及塵粒的電阻率如此可改善 ESP之集塵效率

2ESP 十餘年前在焚化廠中常與洗滌塔搭配使用但由於不易去除極細小之重金屬及 PCCDs且若通過 ESP 之廢氣溫度不當時 PCCDs 常可能有再合成現象因此 ESP 已漸不被新設計的大型垃圾焚化廠採用

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

20

(4) 乾式洗滌法

乾式洗滌法(dry sorbent injectionDSI)係將鹼性固體粉末(鈣鈉基

吸收劑)直接藉壓縮空氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接

觸而達到中和去除的目的通常需先加一個冷卻塔在前面以降低廢氣

溫度提高去除效率但由於固相與氣相的接觸時間與反應面積有限

且質傳效果不佳故通常需要添加化學反應劑量的 3~4 倍固體停留

時間至少需 1 秒以上乾式洗煙法單獨使用時的去除效率並不高故

常藉由後接的濾袋集塵器進行二次反應以達到排放標準有時會在吸

收劑中加入活性碳粉末以提高汞的去除率為目前垃圾焚化廠典型的

空氣污染物去除流程表 2-5 為乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

(5) 濕式洗滌法

濕式洗煙法(Wet Scrubber)通常接於靜電集塵器或袋濾式集塵器

之後於粒狀物質被去除後再進入濕式洗煙塔與鹼性藥劑反應以

降低所產生的污泥量可用的鹼性藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2 雖

然苛性鈉較消石灰為貴但其去除效率較佳用量較少且不會因

pH 值調節不當而產生管線結垢等問題故一般設計多採用 NaOH 溶

液作為酸性中和劑首先需噴入足量的液體使廢氣溫度降至飽和再

與噴入的鹼性藥劑於塔內之填充材料(packing)表面進行中和作用而

達到去除的目的由於填充材提供廣大的接觸面積所以在藥劑的使

用上極為節省而若整個系統採循環方式設計則更可節省鹼性藥劑

的使用量及廢水的排放量表 2-6 為濕式洗滌法操作條件去除效率

及設備費用之相關資料

21

(6) 半乾式洗滌法

半乾式洗煙法(semi-dry Scrubber 或 spray dryer adsorption SDA)

係將泥漿狀鹼性吸收劑經由高速旋轉霧化器(Atomizer)之 Disc 分為細

小微粒後自塔頂噴入與煙道氣中的酸性氣體充分接觸並產生中和作

用而將氣體污染物去除由於噴入的泥漿乳劑本身含部份水份具降

溫作用故不需加裝冷卻塔同時此微量水份在塔內高下可被蒸發

所以同時也無濕式的廢水問題其酸氣去除效果較乾式洗滌塔佳但

若單獨使用時對酸性氣體的去除率約在 80~90 間若其後再接袋

濾式集塵器則可提供未反應藥劑二次反應的機會則整個系統對酸氣

的去除率可達 98 以上唯易發生管路阻塞問題必須定期清洗

且其操作控制不易表 2-7 為半乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

表 2-8 為各種控制設備之效率比較表其中旋風式集塵器袋濾

式集塵器靜電式集塵器三者之去除率乃對粒狀物而言表 2-9 為酸

性氣體洗滌塔之特性功能比較表

22

表 2-5 乾式滌氣塔資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 用鹼性消石灰粉與酸

性廢氣充分接觸而達

到中和及去除目的

2 滌氣塔的流程前面

需要先加冷卻水塔

使溫度降低至 150

去除率

1 HCl 去除率為 60 若配合袋

濾式集塵器可達 95

2 SOx 去除率為 30

優點

1 設備簡單

2 維修容易

3 造價便宜

4 消石灰輸送管現不易阻塞

5 用水消耗少

缺點

1整體去除率較半乾式濕式低

2藥劑的消耗量大

3產生的反應物及未反應物量多

初設費 低

操作費 低

參考資料章 (1993)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

23

表 2-6 濕式洗滌法

操作條件 去除效率 大約費用 優缺點 備註

石灰與石灰石法煙氣脫硫的典型操作條

件

CaCO3 CaO

煙氣中 SO2濃度(ppm) 4000 4000

漿液固體含量() 12 12

漿液 pH 值 75 56

鈣硫比 11 13

液氣比(lm3 煙氣) 82 82

氣體速度(ms) 24 24

SO2 脫除率() 95 75

1文式洗滌氣塔去除

效率約在 50 至

70 無法達到 99

的酸氣去除效

率

1投資費用以通

氣量 280m3min

為例依國外資

料推估主要設

備費用約 220 萬

元

2操作與推廣費

用 操作費用依

使用之洗滌劑

不同而有所差

異一般需要的

年費約數十萬

元

優點

使用較多量的水可以防

止易燃物質著火並且具

吸收腐蝕性酸氣的功能

去除酸性氣體的去除效率

高並附帶有去除高揮發

性重金屬物質的潛力

缺點

1因需使用大量的水故會

有二次污染廢水的問題

2造價高

3用電量大

濕式洗滌法使用的設備有

填充塔噴霧塔泡罩塔

文式洗滌器等其相關技

術比較如下

1填充塔氣液接觸效果最

佳但壓力降較噴霧塔為

大

2文式洗滌塔對去除粒狀

污染物有很大功效對氣

狀污染物則較差

3填充式滌氣塔是焚化系

統中使用最普遍的濕式

滌氣塔參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)郝 (1993)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

24

表 2-7 半乾式滌氣塔操作條件 去除效率 優缺點 大約價格

1 利用高速旋轉霧化器(14000 rpm)噴出極細顆粒之石灰乳液與廢氣中之 HCl 反應

2 石灰乳液應先過濾其顆粒應低於 10-1 mm 以免阻塞霧化器之管路

3 消石灰溶解後注入泵輸送至上部貯槽加裝 MIXER以防凝結沉澱並設迴流管使其循環

4 石灰乳液注入開度計與 HCl 分析儀以隨 HCl 濃度變化增減開度注入量

5 為半乾式反應石灰乳液的濃度控制在 3-5

6 反應後之顆粒會附著在反應室之壁上以 AIR KNOCKER 敲擊使其掉落後以 Conveyor 輸送

1單獨用90 2配合乾式除塵設備

HCl98 SOx90 Ps以袋濾集塵器為佳因可提供反應劑在濾布表面進行二次反應

優點1購造簡單投資低2壓差低下游抽風機容量與能源使用量均低

3乳劑水份可完全蒸發無廢水處理問題4操作溫度高於氣體飽和溫度無排氣白煙問題

缺點噴嘴易堵塞反應室內壁易為固體化學物質附著及堆積

1投資費用 600 萬元操作時間 5000 小時年

2操作與維護費用(年)人工 60 萬元水電 24 萬元化學藥品 15 萬元維護 20 萬元

3總計 719 萬元

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

25

表 2-8 各種不同控制設備之比較控制設備 去除效率旋風集塵器 65~80 袋濾式集塵器 99 以上靜電式集塵器 90~95 一般可達 95以上濕式滌氣塔 HCl98 SO290 乾式滌氣塔 HCl50 SO230 半乾式滌氣塔 HCl90

參考資料張(1991)張(1997)Cooper(1996)郝(1993)全球資訊網mdash 環保技術資料

表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)去 除 效 率

單 項洗 滌 塔

型 式HCl SO2

配合袋濾

式集塵器

對重金屬及

戴奧辛之去

除率

藥 劑 消

耗 量

用 電

消 耗

用 水

消 耗

反 應

物 量廢水量

建 造

費 用

操 作 維

護 費 用

使 用

實 績

乾式 gt50 lt50 95 不佳須利

用其它設備120 80 100 120 -- 90 80 成熟

半乾式 gt90 gt80 98 佳但須利

用其它設備100 100 100 100 -- 100 100 成熟

溼式 95~99 gt85 -- 最佳 100 150 150 -- 100 150 150 成熟

26

22 廢氣排放標準

焚化過程中雖有污染物控制設備控制著污染物的排放但不論

其去除效率如何污染物質勢難完全除去所以須有一標準以茲遵

循故我國環保署於民國八十一年公告「廢棄物焚化爐空氣污染物排

放標準」其中又分為一般廢棄物及事業廢棄物的排放標準且依既

存與新設以及處理量之不同分別定訂不透光率粒狀污染物硫氧

化物氮氧化物氯化氫一氧化碳鉛及其化合物鎘及其化合物

汞及其化合物等排放標準如表 2-10 以上之測值皆以小時平均值

為準其中一氧化碳的測值主要是用來計算其燃燒效率因為法規

中另訂有不同物質所應達到之燃燒效率此外在不完全燃燒的情況

下易使有機化合物(如戴奧辛)大量生成故一般的標準是一氧化碳

濃度小於 70 ppmv

表 2-11 為民國 86 年環保署修正排放標準時也同時公佈戴奧辛

及夫喃排放標準之相關資料由於戴奧辛夫喃有多種同分異構物

其毒性強度目前多採用換算係數換算成具有最高毒性物種

(2378TCDD)之強度基準(係數為 10)其他衍生物則按其相對毒性

強度以小數表示(以 ngNm3ngkg或 ngl 表示)(張1997)

過去世界各國對毒性當量係數的認定有所出入分別採用不同的

標準(如 Eadon 82USEPA 85NordieBGA 等)故造成各衍生物

濃度同但換算後毒性當量濃度卻不同之困擾惟目前已逐漸協調統

一並以 NATO(即 I-TEF)International 之毒性當量係數作為世界性

之換算標準毒性當量濃度則以 I-TEQ 或 I-TEF 表示

至於世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準及戴奧辛的管制

標準則分別詳列於表 2-12 中以供參考比較

27

表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準（811130 訂定發佈）（860806 修正）

類別

項目

處理量 2 公噸小時（不含）以下之新設或既存焚

化爐

處理量 2-10 公噸小時之既存或新

設焚化爐

處理量10公噸小時（含）以上之既存焚化爐

處理量 10 公噸小時（含）以上之新設焚化爐

不透光率（） 20 20 20 20

粒狀污染物mgNm3 200

依排氣量換算Ｃ﹦13642Ｑ-0368

硫氧化物ppm(以ＳＯ2)

300 220 150 80

氮氧化物ppm(以ＮＯ2)

250 220 220 180

氯化氫ppm

60 60 60 40

一氧化碳ppm

350 350 150 120

鉛及化合物ngNm3 7 3 3 2

鎘及化合物mgNm3 - 07 05 03

汞及化合物mgNm3 - 07 05 03

其它污染物 依相關規定標準值一鉛鎘汞及其化合物之標準值含固氣相二依公式 C=13642Q-0368 所得 C 值如大於 220 時以 220 訂為容許

排放值三一氧化碳標準值為一小時動平均值四各項污染物之排放標準值除另有規定外係指測定方法中所規範

之採樣時間平均值五各項污染物之測定如採自動連續測定法除另有規定外以一

小時平均值為標準值六同一廠區內如同時有數座焚化設備則以各焚化設備處理量之總

和作為適法依據 資料來源環保署全球資訊網

28

表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準

（860806）

處理量 10 公噸小時以上（含）或設計總處理量 300 公噸日以上（含）類別

項目 既存焚化爐 新設焚化爐

戴奧辛ng-TEQNm3 10 01

校正公式

1

Ｃ﹦ SS

CO

timesminusminus

211121

2

Ｃ﹦ SS

COE

Etimes

minusminus11

（空氣含氧量超過於 21以上）

資料來源環保署全球資訊網

29

表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準項目 美國 法國 西德 義大利 瑞士 瑞典 奧地利 丹麥 荷蘭 比利時 捷克 日本 英國 歐洲共

同體校正基準(VolO2) 10 10 10 10 10 10 11 10 10 10 10 10 10 10

公告時間 1995 1991 1990 1994 1992 1994 1994 1993 1994 1993 1991 1994 1994粒狀物(mgNm3dry) 19 33 11 11 11 11 20 11 6 11 33 24 11 11

SOx(ppm dry) 30 116 19 19 19 19 100 19 15 19 116 - 19 19NOx(ppm dry) 118 - 108 107 70 107 200 107 37 107 187 306 107 107HCl(ppm dry) 23 34 7 7 14 7 15 7 7 7 20 526 7 7

HF(mgNm3dry) - 22 11 11 2 11 07 11 11 11 22 - 11 11CO(ppm dry) 78 132 44 44 44 44 50 44 44 44 88 61 44 44

Pb(mgNm3dry) 016 - - 06 11 06 06 - 06 55 - 06 06Cd(mgNm3dry) 0016 - 011 006 011 006 005 006 006 006 - - 006 006Hg(mgNm3dry) 006 - 011 006 011 006 005 006 006 006 022 - 006 006戴奧辛毒性當量

2378-TCDDTEQ ngNm3 (11O2)

91 - 01 01 -- 01 01 01 01 01 - - 01 01

參考資料環保署全球資訊網司(1998)孫中興工程 41 期Hartenstein amp Horvay (1994)

30

第三章 廢氣中污染物之型態

廢棄物焚化處理是以燃燒方式去除廢棄物中所含的有毒及有害

的物質如果焚化系統設計或操作不當不僅不能達到處理的目的

反而會排放高濃度有害污染物造成環境污染及附近居民之危害焚

化過程中可能排放之污染物主要包括重金屬酸性氣體及有機污染

物大部分重金屬及其鹽類在焚化爐中會與氧結合形成氧化物若含

氯量高時亦可能產生氯化物絕大部份金屬氧化物或氯化物是以固體

形態分佈於爐底灰渣排氣處理設備排放之洗滌液或粉塵中也有少

量是以蒸汽形態散布於焚化排氣中廢棄物中所含之氯硫氮化物

在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及硝酸等酸性

氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控制設備有

關焚化系統中有機污染物常見的有苯甲苯四氯化碳氯仿三

氯化乙烯四氯乙烯及氯化苯等揮發性有機物與酚鄰本二甲酸的

衍生物等半揮發性有機物戴奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大

眾的爭議有關焚化過程中主要生成有害污染物之生成特性及其控制

方法之文獻可整理如下

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制

垃圾焚化處理主要是藉由高溫氧化程序將廢棄物中有機物質（可

燃物）或其他有害物質轉化成二氧化碳水蒸汽與穩定惰性物質對

於不可燃物質如重金屬等則大多無法加以分解破壞隨燃燒環境不

同而進行各種相變化或物質轉移焚化系統中重金屬之主要來源為一

般都市廢棄物中所含重金屬物質或是少數事業製程廢棄物由於台灣

地區垃圾分類執行不力各式各樣之重金屬物種均可見於都市廢棄物

31

中更使重金屬的來源與濃度呈現多樣性與複雜性

都市廢棄物中有害重金屬物質大多來自於家庭日常用品所產生

之廢棄物加上台灣地區垃圾分類執行不力經常混入許多有害重金

屬物質如紙類製品電器材料塗料塑膠橡膠皮革電鍍製

品電池環境衛生用藥等等均為焚化系統中重金屬之可能來源

而主要排放之重金屬物種包括砷汞鎘鉛銅鋅鉻鋁鐵

等等表 3-1 列示出一般廢棄物中不同重金屬之主要來源（Stoeppler

1992陸1988江1997）

表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998)重金屬 主要來源

汞 電鍍製品電池皮革殺蟲劑電子器材

鉛 電池染料塗料玻璃製品纖維製品環境用藥塑橡膠製品

銅 電鍍製品紙類皮革纖維製品陶瓷電子材料

鋅 電鍍製品紙類電池染料塗料環境用藥塑橡膠製品電子

鉻 電鍍製品染料塗料纖維製品

鎘 電鍍製品紙類電池染料塗料玻璃纖維製品皮革類環境

用藥塑橡膠電子材料

鋁 電鍍製品紙類染料塗料皮革纖維製品飲料空罐

砷 電鍍製品顏料染料皮革玻璃陶瓷環境用藥電子器材

一般都市垃圾中重金屬含量或濃度由於分析上受到代表性樣品

採集與分析準確性不易控制等因素影響因此重金屬濃度變化範圍極

廣 (Clapp1988)且不同地區垃圾由於生活習慣品質與工業發展程

度不同垃圾中所含重金屬濃度亦有所差異Law and Gordon (1979)

實驗分析指出垃圾焚化過程中重金屬 CrMnPbSnAlFe 及

Zn 等主要源自於垃圾中不可燃物質若將垃圾中不可燃物予以事先

32

分離則可降低焚化過程中重金屬之排放濃度而可燃份中重金屬之

濃度範圍則分別為 Cd 2-22 ppmCu 80-900 ppmHg 066-19 ppm

Pb 110-1500 ppmCr 20-100 ppmKorzun and Heck (1990)亦研究發

現垃圾中鎘主要來自於可燃份如塑膠及顏料而鉛則主要來自於可

燃份與不可燃份如電池塑膠及顏料等其中可燃份之鉛約佔有

23鎘則佔有 36江 (1997) 指出國內桃園地區都市垃圾可燃份

中重金屬鉛的濃度為 1179 mgkg鎘為 022 mgkg鉻為 292

mgkg銅為 1244 mgkg鋅則為 5236 mgkg而且都市垃圾焚化灰

渣中重金屬主要來自垃圾中之不可燃物質另外亦根據重金屬於焚化

過程灰渣與排放廢氣之分佈情形推估台灣地區都市垃圾中重金屬鉛

之平均濃度為 8426 mgkg鎘為 1103 mgkg鉻為 604 mgkg銅

為 12195 mgkg鋅則為 12934 mgkg表 3-2 即說明國內外都市垃

圾中重金屬之可能濃度範圍比較國內外垃圾中重金屬濃度分佈可

知台灣地區垃圾中部份重金屬濃度有偏高趨勢有待加強垃圾分類

系統建立與垃圾減量管制以減少垃圾重金屬含量

33

表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較各國都市垃圾中重金屬濃度(mgkg)重金屬

Taiwan [1][2] USA [3] Germany[

4]

Europe [5] Italy [6] Sweden

[7]

Cr 604 115-258 20-100 250 100-450 276-849 ---

Cu 12195 --- 80-900 200-600 450-2500 --- ---

Zn 12934 2652-2774 200-2500 1000-2000 900-3500 27-1703 3000

Pb 8426 641-1173 110-1500 430-1200 750-2500 405-629 1500

Cd 1103 113-150 2-22 3-15 10-40 ND-8 20

Hg --- 193-257 066-19 2-5 2-7 ND-8 5

As --- 013-015 --- 400 --- ND ---

[5][6] 江(1997)[2] 顧 (1995)[3] Law (1979)[4] Reimann (1989)[7]

Tamaddon (1993)陳(1998)

含有重金屬之垃圾經燃燒之後重金屬物質經由各種化學反應與

物理作用而以不同形態存在於焚化系統各處理單元中灰渣（底灰

飛灰反應灰）中重金屬的濃度通常數千倍於自然環境中重金屬背景

濃度值 (Vogg1987)因此焚化系統中各單元內重金屬之濃度分

佈狀況是大眾所關注的焦點而焚化灰渣的溶出特性以及適宜的處理

處置方法更是引起普遍重視與研究Siebert (1991)針對世界各地 50

多座都市垃圾焚化廠所排放污染物質濃度作一統計整理指出重金屬

之總平均排放濃度為 Cd(265E-05 lbton)Cr(104E-04 lbton)

Cu(177E-04 lbton) Pb(286E-04 lbton) Mg(278E-03 lbton)

Hg(274E-03 lbton)Zn(114E-03 lbton)而台灣地區都市垃圾焚化

飛灰中所含重金屬濃度變化範圍則為Pb(1096~17432 mgkg)

Cd(14~1468 mgkg)Cr(94~1785 mgkg)Cu(733~19349 mgkg)

Zn(3815~40711 mgkg)Hg(206~902 mgkg) （江1997）表 3-3

與表 3-4將國內外都市廢棄物焚化過程中所產生底灰與飛灰中重金屬

34

濃度整理比較由表中可看出台灣地區焚化飛灰與底灰中多數重金屬

（如鉛鎘鉻銅）之濃度均較歐美日等國家為高另外表 3-5

則是國內外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表

表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣地區[1] 美國[2] 瑞典[3] 瑞士[4] 德國[5] 丹麥[6] 日本[7]

Pb 1926-11803

9

98-14000 1500-400

0

430-1230 1010 1300-5400 440-2000

Cd 2-500 03-71 50-60 19-6 38 14-40 17-600

Cr 356-1000 23-3200 --- --- 655 230-600 300-526

9

Cu 756-25600 190-8200 --- 630-1410 1520 900-4800 1130

Zn 800-100979 610-7800 6000-700

0

1800-550

0

4570 1800-6200 ---

Hg 009-16 002-78 100 004-032 07 lt001-3 055

As 019-1438 012-190 --- --- 33 19-80 016

Fe --- 4100-15000

0

--- 19000 --- 27000-15000

0

---

Al --- 22000-7300

0

--- --- --- 47000-72000 ---

[1]江(1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Brunner (1986)[5] Reimann

(1989)[6] Hjelmar (1996)[7] 廖 (1996) 陳(1998)

35

表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣[1] 美國[2] 瑞典[3] 法國[4] 瑞士[5] 英國[6] 德國

[7]

義大利[8] 丹麥[8] 日本[9]

Pb 1096-17432 5300-26000 6500-13000 940-20250 6200 4400-17188 4900 447-9704 7400-19000 2285-13000

Cd 14-1467 50-450 400 520-1190 210-310 239-750 300 21-4646 250-450 80-450

Cr 94-1785 140-1100 -- 260-350 -- -- 450 44-1328 140-530 213-400

Cu 733-19349 600-3200 -- 1450-2300 750-1800 -- 1050 296-1307 860-1400 662-900

Zn 3815-40711 9000-70000 2300-4220 23100-42200 15000-77000 -- 16600 2285-13500 19000-41000 33000

Hg 206-902 07-30 6-7 4-7 3-15 -- 8 -- 08-7 11

As 109-1745 37-320 -- -- -- 76-22 100 -- 49-320 42

Fe -- 12000-44000 -- -- 24000-38000 -- -- -- 18000-35000 --

Al -- 4900-9000 -- -- -- -- -- -- 49000-78000 --

[1] 江 (1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Gounon (1986)[5] Brunner (1986)

[6] Wadge (1986)[7] Reimann (1989)[8] Hjelmar (1996)[9] 廖 (1996) 陳(1998)

36

表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)廠名 Pb Cd Hg 稀釋氣體基準

1SYSAV 6~15 03~06 -- 10 CO2

2Linkoping 52 14 1 10 CO2

3Uppsala 60 24 06 10 CO2

4Avesta 100 40 1 10 CO2

5Bamberg 91 21 082 不明

6Commerce 50 27 045 7 O2

7Dayton 384 155 103 7 O2

8Gallatin 363 313 025 7 O2

9Marion 205 112 -- 7 O2

10Quebec 347 122 037 7 O2

11Munich 21 129 045 11 O2

12Tsushima 57 0186 -- 12 O2

資料來源Reimann (1989)Carlsson (1986)孫中興工程 41

311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性

重金屬於焚化過程中由於受熱揮發形成金屬蒸氣或微粒會伴隨

焚化廢氣或附著於飛灰或底灰中而排放進入周圍環境中然而其傳輸

行為隨不同重金屬之物化特性及焚化系統中生成重金屬化合物形態

及性質而異圖 3-1 顯示重金屬及其化合物在燃燒系統中的行為與傳

輸機制 (Barton1990)主要包括 (1)部份重金屬物質在燃燒環境

中不發生任何化學反應未被揮發而成為底灰之一部份而部份揮發

性較高之重金屬可能發生化學反應生成沸點較高之重金屬物種（如金

屬氧化物）亦會成為底灰之一部份其中顆粒較小之微粒可能被燃

燒氣體吹離燃燒區(entrainmemt)成為飛灰被吹出的灰量與灰粒大

小形狀密度與操作條件有關(2)在焚化高溫環境中部份重金屬

與化合物揮發形成金屬蒸氣蒸氣擴散至廢氣中而被攜帶離開燃燒

37

區同時部份沸點較高之重金屬雖無法直接揮發但可能與其他物

質反應生成揮發性較高之金屬物種（如金屬氯化物）而形成蒸氣(3)

揮發之金屬蒸氣在煙道中因溫度降低而產生凝結現象蒸氣的凝結過

程包含均相凝核(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous

condensation) (Senior and Flagon1982)均相凝核為蒸氣本身凝結成

新的細小微粒這些細小微粒粒徑通常小於 1microm (Friedlander1976)

異相凝結則發生於其他飛灰微粒表面由於細小微粒具有較高之比表

面積使得異相凝結較易發生於粒徑較小之微粒上 (Linak1993)

因此焚化過程中重金屬之反應行為特性主要起始於焚化加熱作

用使重金屬物種揮發形成重金屬蒸氣或細小微粒再經由焚化系統

中之熱行為與氣體流動傳輸效應使重金屬產生灰粒之傳曳作用

(entrainment)重金屬之化學交互反應(chemical interaction)及揮發作

用(vaporization)重金屬蒸氣與微粒之冷凝(condensation)及凝聚作用

(coagulation)沈積作用(deposition)以及經由空氣污染防治設備捕集

去除粒狀物等反應途徑 (Linak1993)

圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990）

重金屬化合物於焚化系統中之分佈特性與其本身之物化特性與

Burning Bed of

Sol id Waste

Individual Part ic le or

Droplet

Ash Part ic le

Reducing Environment

Burning Spray of Liquid Waste

Vaporizat ion

Vapor

Ash

Chlor ides Sulfides

Oxides e tcReaction Fly Ash

Heterogeneous

Condensat ion

Fume Nuclei

Homogenous Condensat ion

Fume

Entrainment

Residuals

38

焚化操作條件極為密切諸如重金屬物種之揮發度蒸氣壓沸點

熔點反應自由能表面張力等等在不同焚化條件與系統元素組成

下重金屬物種之生成及其高溫物化特性亦有明顯差異表 3-6 將文

獻中有關重金屬物種揮發特性等相關研究整理如下

重金屬及其反應生成物種之揮發特性可影響重金屬於焚化系統

中各單元之分佈情形整體而言具高揮發性之重金屬化合物主要分

佈於飛灰或煙道氣中而具高沸點之重金屬物種則主要分佈在燃燒室

底灰或較大顆粒飛灰中針對焚化系統中不同重金屬之分佈特性目

前國內外已有許多學者研究探討對重金屬於高溫焚化過程中之行為

分佈已有相當了解茲將重要相關研究之方向及結果列表如下（表

3-7）

此外許多學者研究指出重金屬濃度分佈與生成微粒粒徑具有某

種程度之相關性多數重金屬如鉛鎘鋅鉻砷銻鎳等隨

顆粒粒徑減小有增加其濃度分佈的特性尤其以具揮發性之重金屬更

加顯著而揮發性較低之重金屬化合物則大多分佈在大粒徑之飛灰或

底灰中文獻中探討顆粒粒徑與重金屬分佈情形之相關研究整理如下

表 3-8

39

表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)研究學者及年

代研究主題 主要結果

Davison (1974) 探討燃煤過程重金屬及其無機化合物與沸點之關係

沸點低於 1550物種As As2O3 As2S3 Cd CdO CdS CrCl3 PbCl2 PbO PbS

沸點高於 1550物種Cr Cr2O3 Cu CuO Pb

Gerstle (1982) 重金屬揮發性 高揮發性Hg As As2O3 Cd CdCl2 Zn ZnCl2

非揮發性Cr Cu Ni CdO Pb PbO中度揮發性PbCl2

Vogg (1986) 汞及其化合物之揮發速率與溫度關係

揮發溫度HgCl2ltHg(0)ltHg2Cl2ltHgS

Fernandez (1992)

探討重金屬之揮發性

非揮發性（高沸點）Al Ba Be Ca Co Fe K Mn Mg Si Ti

揮發性As Cd Cu Ga Pb Sb Zn Se 高揮發性Hg Cl Br（主要以氣態存在）

Eddings (1992) 研究鉛鉻銅不同氯化物及其熔點變化

熔點較低之物種較易揮發熔點 PbCl2(501)gtPbCl4(-15)CrCl2(824)

gtCrO2Cl2(-96)CuCl2(620)gtCuCl (430)

Ho (1993) 重金屬揮發特性與影響因子

重金屬揮發性與燃燒溫度過剩含氧量與燃燒時間有關其中燃燒溫度為重要因子

較低溫度(600)與富氧條件會增加重金屬揮發性

Sarofim (1994) 重金屬揮發特性 重金屬揮發性與蒸氣壓熔點有關外亦與其他礦物質(Si)之存在無機物質(Cl)之存在其他揮發性金屬(Na K)之存在重金屬焚化前初始形態有關

高揮發性Hg Ti中度揮發性Sb Se Pb Cd難揮發性Cr Be Ba As Ag金屬氯化物之揮發性較金屬氧化物高

Querol (1995) 影響重金屬揮發性之因子

重金屬揮發性與反應親和力濃度重金屬種類含硫成份物化特性燃燒溫度暴露時間灰渣產生形式有關

楊 (1996) 重金屬揮發性 燃燒溫度為影響金屬揮發度主要因子重金屬揮發速率CdgtPbgtCu

40

表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998)研究學者及年

代研究主題 研究結果

Hiraoka (1980) 裂解焚化過程中重金屬分佈情形

鎘鉛揮發性高飛灰及煙道氣分佈比例較高

鎂銅鋅鉻殘留底灰比例較高

Brunner (1986) 垃圾焚化系統中重金屬於廢氣飛灰底灰之分佈比例

汞廢氣佔 72飛灰 4鎘廢氣佔 12飛灰 76底灰 12鉛廢氣佔 5飛灰 37底灰 58鋅廢氣佔 4飛灰 45底灰 51銅廢氣佔 1飛灰 10底灰 89

Reimann (1989) 探討都市垃圾焚化汞金屬排放特性

汞廢氣佔 779飛灰 47底灰 57

Korzun (1990) 都市垃圾焚化過程鉛鎘分佈特性

鎘廢氣佔 104飛灰 552底灰 344鉛廢氣佔 23飛灰 126底灰 851

Morselli (1993) 垃圾焚化中重金屬分佈特性

汞廢氣佔 959飛灰 2底灰 21鉛廢氣佔 36飛灰 413底灰 551鎘廢氣佔 208飛灰 484底灰 308鉻廢氣佔 04飛灰 264底灰 732鋅廢氣佔 38飛灰 509底灰 453

Sarofim (1994) 水泥窯處理垃圾衍生燃料中重金屬分佈特性

鉻飛灰 8底灰 92廢氣中分佈量極低鉛廢氣lt1飛灰 84底灰 15

Wey (1996) 實驗室流體化床探討不同操作條件對重金屬分佈之影響

流體化床砂床中分佈比例PbgtCrgtCd有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

41

表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998)研究學者及年代

研究主題 研究結果

Davison (1974) 燃煤廠飛灰中重金屬濃度與顆粒大小之相關性

重金屬 Pb Tl Sb Cd Se As Zn Ni Cr 濃度分佈隨顆粒粒徑降低而增加

都市氣膠中揮發性重金屬之質量中數粒徑(MMD)較非揮發性重金屬為低

Markowski (1985)

燃煤鍋爐飛灰中顆粒粒徑與金屬濃度之關係

揮發性重金屬 As Sb Se Ga 在次微米微粒上之濃度有富集現象

Norton (1986) 燃煤廠及 RDF焚化廠重金屬濃度與灰渣粒徑之關係

As Cd Cu Ni Pb Zn 等重金屬濃度隨顆粒粒徑降低而有增加趨勢且增加 2 倍以上

Ontiveros (1989)

探討不同粒徑範圍之重金屬濃度分佈

K Na Cd 於飛灰（小粒徑）中分佈量較多 Ni Fe 於底灰中分佈量較多 Al Ba Cr Cu Pb 平均分佈於飛灰與底灰中 隨灰渣顆粒粒徑降低重金屬濃度增加

Kauppinen (1990)

燃煤產生飛灰質量與元素分佈情情

微粒質量與元素分佈皆成雙峰分佈(Bimodal)Pb Ca V Cu Sr Cd 在細粒飛灰中含量極高重金屬 Cd 分佈明顯趨向於粒徑較小顆粒

Querol (1995) 燃煤及廢棄物燃燒

As Be Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Sb Se Tl Zn 較易富集於細小顆粒且濃度可達 2-20倍

Al Ba Fe K Mg Mn 濃度分佈與顆粒粒徑大小較無相關性

Wey (1998) 重金屬濃度與粒徑分佈之關係

粗粒飛灰中鉛鉻鎘之分佈較無規律細粒飛灰中則鉛鎘濃度趨向分佈於小粒徑微粒

添加有機氯與無機氯均增加重金屬氯化物揮發量有降低重金屬粒徑分佈範圍之趨勢

42

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)研究學者及年代

探討因子 主要結果

Hiraoka (1980) 焚化溫度 燃燒溫度影響重金屬於底灰中之分佈比例

ZnCdPb 隨溫度增加減少底灰分佈量

Gerstle (1982) 焚化溫度 溫度增高排放廢氣中 As Cd Hg Zn Pb及其化合物含量增加

Brunner (1986) 廢棄物含氯濃度 排放廢氣中金屬氯化物 (CdCl2 HgCl2 ZnCl2)含增加

Lee (1988) 含氯濃度燃燒溫度過剩空氣量

含氯濃度增加鉻主要物種由 Cr2O3(s)轉化成 CrO2Cl2(g)

溫度增高Cr2O3 為主要物種揮發性增高

過剩空氣量對重金屬生成物種影響不大

Barton (1990) 燃燒溫度含氯濃度

重金屬有效蒸氣壓隨操作溫度升高而增高排放濃度亦增高

增加含氯濃度或重金屬形成較多氯化物時重金屬之有效蒸氣壓均增高

Thurnan (1992) 燃燒溫度含氯濃度重金屬初始濃度

溫度升高增加砷於飛灰中分佈量含氯量與金屬初始濃度對砷影響不大

43

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續）研究學者及年代 探討因子 主要結果Morselli (1993) 焚化溫度

停留時間供給空氣量廢棄物含氯量

燃燒效率受焚化溫度停留時間供應空氣量影響

含氯量影響揮發性重金屬氯化物之形成與分佈

Hinshaw (1994) 含氯量 含氯量增加增加廢氣中砷鎘鈹之排放量鉛鉻則不明顯

鈹銅鋅揮發性隨含氯量增加而增加鉻於低含氯量時揮發性反而增高

Cowley (1994) 重金屬種類金屬進料率含氯濃度燃燒溫度

燃燒溫度增高次微米微粒含量增高

Ho (1994) 重金屬進料率含氯濃度廢棄物無機物組成焚化溫度供應空氣量空氣混合程度飛灰粒徑分佈

含氯量增高易形成金屬氯化物增加排放濃度

焚化溫度升高排放率亦升高

Verhulst (1996) 含硫量 硫含量增加易使重金屬形成穩定之硫化物形態

溫度高於 800以上含硫量影響較小

Wey (1996) 操作溫度有機氯化物無機氯化物

二次室溫度對重金屬分佈影響不大有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

王 (1996)林 (1996)

焚化溫度有機氯化物無機氯化物

鉛鎘鉻銅鋅隨焚化溫度增高減少於底灰中分佈比例

垃圾中 PVC 或有機氯化物含量增加重金屬氯化物生成潛勢增加減少底灰中分佈比例

高溫下(850)重金屬鉛鉻銅鋅砷於底灰中分佈比例隨無機氯化物含量增加而降低鎘較不受影響

低溫下(650)重金屬與無機氯化物中的氯反應生成金屬氯化物之可能性降低

44

312 焚化系統中重金屬之控制

目前一般廢棄物焚化處理廠中重金屬之控制通常採用傳統空氣

污染防治設備的方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚

化廠乾式處理流程包括靜電集塵器或袋濾集塵器與乾式洗煙塔或半

乾式洗煙塔之組合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙

塔與靜電集塵器之組合然而傳統之處理流程對重金屬之控制效果不

甚理想曾有學者（孫1993）提出加強傳統處理方法對廢氣中揮發

性重金屬汞物質去除效率的對策包括(1)乾式處理流程中於袋濾

式集塵器前噴入活性碳除可加強對汞金屬之吸附作用外亦可一併

去除微量有機物 PCDDPCDF表 3-10 為典型乾式廢氣理流程重金

屬排放濃度(2)於袋濾式集塵器前噴入 Na2S 試劑使其與汞金屬作

用生成 HgS 顆粒而被集塵系統去除惟此種方法須注意 Na2S 會與為

去除酸氣而於乾式噴霧塔所噴入之 Ca(OH)2作用形成 CaS消耗可運

用之 Na2S 量此外在儲存 Na2S 水溶液時會有產生 H2S 之虞必須小

心控制儲存液之 pH 值表 3-11 為採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例

(3)溼式處理流程中於洗煙塔之洗滌液中添加催化劑如 CuCl2促使

更多水溶性之 HgCl2生成再以螯合劑固定已吸收汞之循環液確保

吸收效果表 3-12 為典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度

45

表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm37 O2)

去除效率

()廠 名廢氣處理

流程

集塵器廢氣

溫度()Pb Cd Hg Pb Cd Hg

Dayton ESP 263 1109 409 1148 97 975

Mckay Bay ESP 291 1093 922

Reekskill ESP 237 1790

Pinellas ESP 284 153 773 847

Quebec ESP 222 1650 541 806

Tulsa ESP 190 412 418

Dayton DI+ESP 152 361 108 491 989 992 25

Dutchess DI+FF 221 389 272 1080

204 63 061 614 9998 9993

140 631 ND 159 9998 100 991

121 259 043 127 9999 9997 976Quebec DI+FF

110 394 044 398 9999 9997 890

STCrolx DI+FF 106 18 23 35

Wurzburg DI+FF 185 11 55

Millbury SD+ESP 118 330 215 954

Munich SD+ESP 149 260 25

Biddeford SD+ESP 137 159 ND ND 994 100 100

Commerce SD+FF 24 11 54 9997 997 800

Long Beach SD+FF 148 46 180 180

136Mid-Conncetict SD+FF

140ND 50 100 963

Marion SD+FF 133 19 26 239 999 997

Renobscot SD+FF 146 11 092

Quebec SD+FF 140 61 ND 193 9998 100 947

Stanislaus SD+FF 145 298 191 481

資料來源USEPA (1989)

46

表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

Na2S 噴入位置(kgt) 去除前 去除後

去除效率()

英屬哥倫比亞Baurnaby 廠

DI+FF

10~20(10 Na2S)

30(15 Na2S)

25~60(2~4 Na2S)

1203

1357

0661

0457

0632

0095

62

53

86

瑞典 Hogdaale 廠 DI+FF

1212121212181224

03440310020703660369010201580192

00370003005400300022001301420004

8999749294871098

註英屬哥倫比亞及瑞典空氣污染濃度之 O2 基準為 11 DI 乾式吸收劑噴入器FF 袋濾式集塵器 資料來源Nebel et al (1992)

表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm311O2)

去除效率

()廠 名

集塵器進口

廢氣溫度

() Pb Cd Hg Pb Cd Hg

MAVLausan

neESP+ESS 900 40 120

900 40 10 10 20 97

600 30 30 25 40 85

1000 20 10 286 333 97Avesta ESP+WS

200 5 60 50 75 40

註1ESPElectrostatic Precipitator ESSElectro Static Scrubber WSWet Scrubber1資料來源Carlsson (1986)

47

除了傳統空氣污染物控制方式之外Uberoi (1991) 等人指出

在焚化高溫環境下控制重金屬之揮發相當困難利用固體吸收劑的添

加似乎是最經濟可行又有效的方式Ho (1991) 等人也指出重金屬

之排放控制可藉由兩種方式進行一是抑制重金屬化合物於燃燒過程

中之揮發作用如改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬之揮

發其中影響重金屬揮發之操作條件包括燃燒溫度燃燒室混合程

度燃燒室氧氣濃度與燃燒操作時間另一控制重金屬排放的方式是

使用固體吸收劑其吸附機制包括(1)在金屬蒸氣尚未形成金屬微粒

時藉由異相化學吸附反應或冷凝作用捕捉重金屬蒸氣(2)藉由吸收

劑與金屬微粒間之物理吸引力捕捉重金屬微粒而流體化床焚化爐因

可以提供固體吸收劑與重金屬化合物間最有效接觸與混合因此為最

適合此控制方式之反應器表 3-13 為採用活性碳噴入法除汞之實績

廠例

48

表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

噴入位置集塵器進口溫度() 去除前 去除後

去除效率()

瑞士Zurich 廠 SD+ESP SD 入口

140120120120115115110110

07840615028104570754043003570511

05590092002900370426005102040065

2985909244884387

丹麥Amager廠 SD+FF SD 出口

140140140140127127127

0204030302660917024202010209

0115004900340050004100240006

44848794808897

德國Kassel 廠 ESP+SD+FF SD 出口

137137137137137

11750440042402340389

07620229007500250068

3548828982

1瑞士丹麥及德國空氣污染物濃度之 O2 基準為 112ESP靜電集塵器SD半乾式洗煙法FF袋濾式集塵器3資料來源Nebel et al (1992)

49

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制

焚化系統中生成之主要酸性氣體包括氯化氫硫氧化物（硫酸）

氮氧化物（硝酸）酸性氣體的產生將對周圍環境造成腐蝕性傷害

如各種材質之腐蝕龜裂空氣品質的惡化能見度降低酸雨的生成

等等焚化過程中硫氧化物的生成通常來自燃料中的硫化物或廢棄物

中所含硫化物燃燒與氫氧發生反應而生成其產物有硫化氫硫酸

氣體等

台灣的都市廢棄物中含大量的塑膠類物質以及廚餘中大量的無

機鹽類其中 PVC 類塑膠以及無機鹽氯化物在適當的反應條件下會

產生 HCl 以及其他微量有機氯化物如氯苯（chlorobenzene）多氯聯

苯（PCB）等因此焚化後可能形成 HClchlororbenzene 等有害氣

體

焚化所產生的氮氧化物 NOx可以經由二條途徑生成（一）燃

燒反應所需空氣中的氮和氧在高溫狀態下反應而生成 NO通常燃燒

溫度愈高越容易發生這種情況所生成的 NOx稱為熱氮氧化物（二）

燃料中所含的各種氮的化合物燃燒時可能會被氧化生成 NO這種

情況所生成的 NOx 稱為燃料氮氧化物由於 NOx 通常不溶於水無

法直接被水吸收處理時通常會添加一些氧化劑使其易溶於水再

以鹼性物質去除NOx之控制方法除了半乾式噴霧塔之外就是使用

二段式燃燒排氣循環燃燒非計量燃燒水蒸氣或者水吹入以及

使用低 NOx燃燒器等

處理焚化廢氣中酸性氣體之方法可概分為濕式法（Wet

Scrubbing ）半乾式法（Semi-Dry Scrubbing）及乾式法（Dry Scrubbing）

50

等三大類型

濕式法的原理為吸收作用藉由氣相與液相之接觸使氣相中之

某種氣體物質因溶解而轉移至液相以達到分離目的所使用的鹼性

藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2等必要時可在濕式洗滌塔中放置填充

材可提充廣大的接觸面積及較長的停留時間以增加去除效率

朱(1994)利用濕式洗滌塔探討除硫除氮吸收劑及添加物分

別為 NaOH 及 NaClO2操作因子包括 SO2濃度NOx濃度液氣

比NaClO2(SO2及 NOx)及 pH 值除氮效率主要受到液氣比及添

加劑之劑量等因子的影響除硫效率則受液氣比之影響較大下列

兩方程式使 NO 溶解性變大

OHClNOOHClONO

ClNOClONO

2322

22

2444

2

++rarr++

+rarr+minusminusminusminus

minusminus

由於 NO 之溶解度低提升去除效率的方法可分為（1）將

NO 氧化成 NO2--(即加氧化劑氣液相時皆可加例如KMnO4

NaClO2P4等無機過氧化物（2）利用金屬螯合劑和 NO 形成複合

物例如Fe2+EDTA(一般使用螯合劑時均為濕式法) (袁1993)

(Bedell)使用鐵錯合物所以使用錯合物與 NO 作用增加 NO 之

溶解度

( ) ( )( )

( ) ( ) )3(

)2(10

)1(10

223

2

7222

7252

262

2

productsNSEDTAFeSONOEDTAFe

KNOEDTAFeNOEDTAFe

KNOOHFeNOOHFe

ap

ep

+hArr+

=hArr+

=hArr+

+minus+

++

++

(1)(2)式有利於 NO 的溶解(3)式中又會把錯和溶解的 NO 分

解出來整體而言仍對去除 NO 有利發展技術須控制 Fe2＋之穩

定性及避免異常多和螯合物

半乾式法其原理是以鹼性吸收劑噴注於含酸性氣體的廢氣

51

中液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和反應而達到去

除酸性氣體之目的而液滴受高溫氣體之加熱而逐漸蒸發乾燥呈粉

狀顆粒物由後續之集塵設備去除

袁(1993)發現在鹼性吸收劑(CaCO3)中添加少量 KMnO4 或

NaClO2可有效提昇 SO2NO 之去除率但反而略微降低 HCl 之去

除效率 Ho et al(1992)在吸收劑中加入飛灰發現可增加除酸效

率因為飛灰中含有 SiO2Al2O3Fe2O3CaO 及 K2O 等火山灰成

份Paolo Davini(1996)指出火山灰成分中的 SiO2Al2O3Fe2O3

及 CaO 會與 Ca(OH)2 形成被認為可提高吸收劑利用率的反應性產

物此種反應稱為火山灰化反應（pozzolanic reactions）若以添加

物(界面活性劑及金屬螯合劑)來提昇噴霧乾燥塔之去除效率(袁

1993)結果顯示在 SO2單一氣體去除時陽離子性界面活性劑

金屬螯合劑及強氧化劑均可增加 SO2的去除效率在 NO 單一氣體

去除時添加金屬螯合劑會將 NO 去除但吸收劑乾燥後會將 NO

釋放出來所以 NO 去除效率會降低界面活性劑則為負面影響

在 HCl 單一氣體去除時界面活性劑金屬螯合劑對 HCl 的去除效

率的助益並不顯著

大部份有效的除硫方法都是基於化學反應因為硫會反應形成

可溶的硫酸鹽硫酸因此鹼性添加劑來防止腐蝕是需要的特

別是飛灰中的 Na2CO3因為飛灰與 Ca(OH)2會形成矽酸鈣(hydrated

calcium silicates)及鋁化鈣(calcium aluminates)

施(1993)以飛灰作為添加劑添加於氫氧化鈣泥漿中探討對二

氧化硫的去除效率的影響結果顯示飛灰加以研磨後因粒徑變

小可反應的表面積增加因而可提昇 SO2 去除效率濕度和鈣

52

硫莫耳比亦是影響二氧化硫去除效率的重要因素氫氧化鈣泥漿對

二氧化硫的去除效率會隨濕度和鈣硫莫耳比增加而增加但在相對

濕度 60 以上去除率增加不多

Juan Adanez 等人（1997）亦在吸收劑中加入 NaClKCl磺

酸鈣(Calcium Lignosulfonate(LGS))乙醇等添加劑來增 SO2的去除

率NaCl 可用來增加固膜的擴散性此外孔隙度及孔隙體積也扮

演一個重要的因素乙醇磺酸鈣皆可降低吸收劑的粒徑及減小孔

隙擴散阻力維持較高的比表面積及較長的反應時間以提昇 SO2

的去除效率

J Wang and T C Keener 則在吸收劑中加入吸濕性添加劑

NaHCO3NaClCaCl2及 Na(OH)2吸濕性添加劑影響除酸的機制

為降低吸收劑滴表面的水蒸氣分壓阻礙蒸發速率並維持微滴表面

的濕度

袁(1994)指出噴霧乾燥塔可串聯袋式集塵器同時去除 SO2 及

NOx噴霧乾燥塔下游之吸收劑在濾布表面上形成濾餅繼續去除殘

餘之氣體濾餅之去除效率隨當量比相對濕度過濾時間及入口

處酸性氣體濃度之增加呈增加趨勢

乾式洗滌法其原理係將鹼性固體粉末（鈣鈉基吸收劑）直接

藉壓縮究氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接觸而達到

中和去除的目的

用乾式注射法為了能在低溫操作時去除最大量的 SO2因此需

要理想的吸附劑及操作條件如趨近絕熱飽和溫度當量比值單

一氣體或混合氣體相對濕度反應溫度與固定床高等

53

司洪濤等人(1996)指出當趨近絕熱飽和溫度愈低當量比值

愈高時由於噴嘴噴入較多的水量除了可形成較多的泥漿液滴提

供氣液接觸面積外當水份蒸發時亦增加廢氣中的濕度提高氣固

反應速率故所得去除效率愈高在 AT=10 及 SR=05~03 時

其 SO2 與 NO 之去除效率分別在 20 ~57 與 5 ~9 之間

司洪濤等人(1996)亦指出兩種氣體同時去除時由於 SO2 反

應性較強且對 Ca(OH)2表面及孔隙中的凝水份溶解度蝦高故反

應時傾向先和 SO2反應故在固定值時混合氣體中的 SO2可利用

的 Ca(OH)2較單一氣體時為多故 SO2之去除效率較 SO2單獨去除

時為高而 NO 則剛好相反又當 SO2與 NO 濃度比值漸增時SO2

的去除效率漸減而 NO 的去除效率則略有增加

然而司洪濤等人(1996)指出當量比值的增加雖然有助於酸性

氣體的去除但卻造成吸附劑的浪費廢棄物的增加及增加集塵設

備的除塵負擔

司洪濤等人(1996)亦指出於煙道氣下游噴入霧化水滴除了增

加相對濕度（亦即降低趨近絕熱飽和溫度）藉以提升氣固反應速率

之外尚可能與吸附劑發生碰撞而形成泥漿液滴一方面進行乾燥

程序另一方面與酸性氣體進行化學反應

EPRI-spon-sored Dry Sorbent Emission Control Program 指出

Ca(OH)2 與 SO2 在溫度低於 922 K 時快速的反應

Beittel R et al(1986)指出pressure-hydrated dolomite 與 SO2

反應的最佳溫度視窗分別在 1583 K~1367 K 與 922 K~700 K

G Centi et Al(1992)指出SO2的去除率在 250 ~350 間較

54

低但從經濟與動力學的觀點而言此區間卻較適合同時去除

SO2NOx

Centi et al(1992)JT Yeh et al(1985)JN Darguzas et al(1995)則

分別於各種爐床中（例如流體化床移動床）使用 CuO 及活性碳

作為吸附劑及觸媒

Shiqiu Gao et al(1996)指出轉換率會隨著砂床高度增加而增

加因為會增加吸附劑與氣體的接觸時間

司洪濤等人(1996)在自行設計之乾式煙道反應器（材質為

SS316L塔高 190 公分內徑 158 公分）中直接噴入乾燥粉狀

之氫氧化鈣吸附劑並在下游噴入霧化水滴此霧化水滴除了增加

廢氣濕度藉以提升氣固反應速率之外尚可能與吸附劑發生碰撞而

形成泥漿液滴所形成之泥漿一方面進行乾燥另一方面與酸性氣

體進行化學反應而酸性氣體則在上氣固及氣液化學反應過程中被

去除

Donald E Wolf and James P Seaba(1994)亦將乾式石灰定期地注

入於袋式集塵器上游的煙道氣中使石灰與 SO2 順著煙道氣的流動

而沈澱於濾袋上進而形成濾餅以繼續進行二次反應由於濾袋

表面積大使得氣體流速減少而增加了顆粒的停留時間進而提

高去除效率

Shiqiu Gao Nobuyoshi Nakagawa et al(1996)則利用氧化銅或

氧化鐵為催化劑WO3TiO2 為觸媒同時去除煙道氣中的 SO2 及

NOx由於只有細顆粒(催化劑觸媒)可連續地自爐床中揚起而粗

顆粒(石英砂)則可防止細顆粒凝聚且細顆粒較流體化氣體有數百

55

倍的停留時間因此當 CaS=3T=800~950 時轉化率非常高

酸性氣體控制上一般以鹼性物質去除傳統的煙道氣濕式洗

滌法除硫效果良好但缺點為 NO 的去除效果很差由於 NO 水

溶性甚低若要使用此法則須加以修正且氧化及螯合均有許多

的不穩定性造成氧化劑及螯合劑的浪費而且洗滌水大部份為酸

性必須再經處理半乾式噴霧乾燥系統採用濕式霧化進料霧

化液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和同時液滴也會

將煙道氣中的飛灰去液滴中的水分因受高溫氣體的加熱而逐漸蒸

發呈粒狀顆粒物同時因添加劑的添加造成微粒的表面不規則

增加了吸收劑微粒的表面積提供更多重金屬微粒附著另外飛

灰中的矽化物可提高泥漿的分散性並與吸收劑反應形成反應性的

產物更易與 SO2反應而提升除酸率氯化鈣的添加亦有助於酸性

氣體的去除半乾式系統具有較濕式簡單用水量少造價低而具

整合性的防治技術可同時處理各種氣體污染物又無二次污染的

問題故適合廣泛的研究推廣

33 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制

燃燒不完全受到燃燒熱力學及動力學上的限制因此焚化過程

中會產生微量的有機物尤其是列入法規管制的高分子環狀芳香烴

化合物 PAHs PCDDsPCDFs 等（Menzie 1992蔣 1991）PAHs

及 Dioxin 等有機污染物多為脂溶性如果不加以分解破壞而任其溶

入人體內便會產生致癌性（Benestad 1990Charles 1992）所以

如何有效的來控制這些二次污染物便成為焚化爐設計上的重要因

子

56

前述污染物中粒狀物質是以巨觀體積的凝集態存在可用捕

集濾除的方式來去除例如洗滌塔袋濾式靜電式集塵等對

於 PCDDsPCDFs 而言袋濾式集塵器較靜電集塵器去除效果佳其

主要原因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去除廢氣中之

PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低速度愈慢

其效果愈佳表 3-14 為混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除

率調查表粒狀物以外之污染物則是以分子態存在可用冷凝

焚化觸媒氧化吸收吸附等方法來加以控制其中又以吸附為

最佳操作方法（Ruddy 1993）其中冷凝是針對濃度極高露點在常

溫以上或常溫附近之物質若濃度太低或露點太低皆不適用冷凝方

法且冷凝後恐易造成設備的腐蝕而焚化或觸媒氧化是對可以燃

燒之污染物將其破壞或氧化成惰性物質污染物濃度需達一定量以

上才符合經濟效益（吳水欽 1995）吸收是一種具選擇性的氣液相

物質輸送有濃縮的特性與功效但仍有許多限制如需平衡參數

填充床可能被阻塞需處理廢水對有機物（非極性物質）去除效

率不高等缺點所以吸附技術是控制有機物排放的最佳選擇

有關焚化產生污染物特性之研究方面蔣（1991）等人研究 PS

塑膠添加金屬氯鹽在不同的焚化溫度下所產生的 PAHs顯示 PS 塑

膠在氧氣不足的焚化條件下生成的 PAHs 會經生物體內代謝活化轉

變成更具致突變性產物魏（1994）等人以流體化床焚化爐處理有

機污泥並控制溫度及空氣量探討 PAHs 的生成實驗結果顯示於

550之缺氧焚化條件下可測得 PhAAnT 及 FluA而其他條件

下只發現 AnTPAHs 之濃度不論在 550 或 650 皆隨著空

氣量的減少而有增加現象尤其在 550 時較顯著

在 PAHs 的特性研究方面Charles（1992）等人研究指出焚

57

化產生的多環芳香族碳氫化合物對生物具有高致癌性和致突變性

且焚化爐所排放的有機污染物其致突變能力與 PAHs 的量有正相關

性（Benestad1990）在進料組成的影響方面若進料中有重金屬存

在時會催化或抑制 PAHs 的生成（Wey 19961997）而焚化中若

以柴油為輔助燃料時柴油即是生成 PAHs 的一大主因（Li 1994）

而重金屬對有機物 PAHs 形成的影響方面（魏 1995）指出飛灰

上金屬鉛鉻的存在提供了 PAHs 反應的活性位址鉻的存在更促成

了五六環結構之 PAHs 的生成飛灰上鋅鎘含量的增加提供更多

的吸附位址使氣相中低環的 PAHs 與飛灰碰撞時被強烈的吸附在粒

狀污染物上焚化過程中若有過剩的氧會促進 PCDDFs 的形成

（Dickson 1992）而金屬 FeSn 及氯化物的存在下會催化

PCDDsPCDFs 的形成（Halonen 1995）

58

表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表集塵器出口濃度(ngNm3)

廠名廢氣處理流

程

集塵器進口

溫() 進口 出口

去除效率

()

Dayton ESP 279 214 14500 --

North

AndoverESP 313 245 362 --

Peekskill ESP 215 11432 9570 154

Pinellas ESP 280 54 100 --

Quebec DI+FF 204 1638 733 996

Quebec DI+FF 140 1176 049 999

Quebec DI+FF 121 1007 ND 1000

Quebec DI+FF 110 456 243 995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643

Biddford SD+FF 137 903 438 995

Commerce SD+FF 132 545 473 959

Mid

ConnecticutSD+FF 133 1019 066 999

Quebec SD+FF 140 2311 126 999

資料來源Mcgrath et al (1992)王 (1997)

傳統上常用的吸收劑有活性碳矽膠活性氧化鋁碳分子篩

沸石等其中前三者屬非結晶性結構後兩者則屬結晶性結構而不

同的吸收劑具有不同的功用在工業上大量使用吸收劑來控制有機物

的排放及回收以活性碳及沸石在此介紹兩者吸收劑的吸附特性

(1)活性碳（Activated carbon）活性碳為一多孔性碳體之集合性名稱其製造可經由碳體之反

59

應性氣體處理或將含碳物質碳化（carbonization）然後以化學處

理之活化（activation）主要原料為煤和椰子殼其具有相當特殊的

孔洞結構比表面積可高達 1000 m2g 以上此乃因孔洞結構屬於微

孔性平均孔洞小於 20 macru且具非極性表面活性碳基本上可分為

粒狀活性碳（GAC）和粉狀活性碳（PAC）因考慮壓力損失等能量

消耗及製造技術之限制在空氣淨化上常用 GAC（蔡 1993）吸附

能力與活性碳的物性孔洞結構及表面化學等性質有關被吸附物

質分子量愈大愈易被吸附溫度對吸附有著密切的關係溫度愈高

愈不利於吸附（蔡 1993Suzuki 1990）且濕氣的存在會降低活性

碳對有機物的吸附能力碳表面所含的氧化物及灰分會增進水蒸氣

或其他極性物質的親和力降低有機物及其他非極性物質的吸附

（Tsai and Chang 1994Gong 1993）Richard（1984）以 Filtrasorb 400

活性碳吸附水中 11 種 PAHs結果分別以 Henryrsquos lawLangmuir

BETFreundlich 及 Redlich-Peterson 五種不同的吸附方程式來描述

結果顯示活性碳對 PAHs 的吸附效果良好此外活性碳對 PAHs

的吸附效果也比對其他疏水性有機物來得好

Afzal（1993）活性碳含金屬物質（NiCuZnCd）吸附有機

物蒸氣之熱力研究結果顯示活性碳的表面積會因金屬的加入而減

少但這些金屬顆粒卻提供了活性的吸附位址可有效的吸附極性物

質增加有機物蒸氣的吸附並非熵（entropy）的效應而是與焓

（enthalpy）有關且吸附時高焓值易形成化學性吸附Dimotakis

（1995）將 ACCs 經過氨氧化及氯化處理使其帶鹼性酸性及極性

提高其對 VOCs 的吸附並以丙醛丙酮甲苯作為實驗用之 VOCs

在 ACCs 的結構上 NOCl 元素與 ACCs 產生化學鍵結合其中氯

化及氧化的處理減少 ACCs 的表面積總孔洞體積及微孔體積而以

60

氨處理結果卻增加 ACCs 的孔隙度在吸附特性上ACCs 表面經氧

化（oxidized）處理後對 25~50 ppmv 的乙醛及丙酮的吸附能力提高了

500 及 350 在 1000~500 ppmv 下則提高了 130 及 75而對

苯而言經過以上的化學處理皆會增加其吸附能力以活性碳通入煙

道氣中來控制由焚化都市廢棄物所產生之 HgCl2在 150的操作溫

度氣相濃度 1 mgm3 下活性碳可吸附到大量的 HgCl2而含 Na2S

的活性碳有助於增加吸附 HgCl2 的含量（DKaratza 1996）

(2)沸石（Zeolites）沸石為孔骨架結構矽鋁酸鹽結晶體含有鹼金屬與鹼土金屬的

水合矽鋁化合物主要之結構是以矽四面體 SiO4所構成之三度空間

晶體在沸石結構中有些矽可被三價鋁同構置換（isomorphous

substation）於是整個結構由 SiO4和 AlO4以各種規則之排列方式

共有氧原子而結合在一起具有下列特徵1可承受較高溫度不會

改變結構2可吸附特定大小污染物3吸附量大4可進行選擇性

吸附5高溫低壓下仍具很強吸附能力6吸附能力不受水汽影響

當氣流中相對濕度大於 50 沸石受水汽的影響遠低於活性碳沸

石成分矽鋁比越大吸附量亦愈大BET 表面積較大之沸石其吸附

量亦愈大粉末狀沸石吸附能力大於顆粒狀沸石但壓損較大Y

式沸石對 VOCs 吸附能力較 A 式為大（鄭 19931995）

以 NaX Zeolit 進行苯甲苯三甲苯四甲苯NaP六甲苯

dimethylnaphthalene 及 AnT 之平衡等溫線和等壓線亨利常數吸

附熱和完整之等溫線也被廣泛研究高分子量有機物之吸附等溫線

近似 Langmiur 形式其飽和能力接近 1 moleculecage吸附熱的增

加與有機物含碳數成線性關係相同碳數的芳香化合物在等溫線或

吸附熱會出現些微不同（Douglas 1993）

61

331利用吸附技術控制廢氣排放之實例

日本應用噴注式吸附法控制煙道氣中 PCDDsPCDFs 的排放

將粉狀活性碳噴入煙道氣中再經由袋式集塵器收集操作溫度為

160~220 結果測得煙囟內 PCDDsPCDFs 的含量低於 01

ngm3N-TEQ去除效率達 98 以上若只採用袋式集塵器收集而

無活性碳則去除效只達 83 可見活性碳有助於有機物的去除

除有機物外對 Hg 蒸氣及酸氣亦有去除效果（TŁujima 1996）

在歐洲國家有實廠採用活性碳床控制焚化廢氣之排放其中

Hartenstein（1994）學者指出利用活性碳床（ACR）及選擇性還原

反應器（SCR）來控制煙道氣中污染物的排放在一實際有害廢棄

物焚化廠的洗滌塔後裝一活性碳床（操作溫度 120~150 ）及選擇

性還原反應器用 impinger 採集酸氣體及金屬揮發物XAD-2 樹脂

吸附高分子有機物VDI method 3482 取揮發性有機物再進一部

分析結果發現排放廢氣中有機物重金屬及酸性氣體皆有明顯減

少趨勢且許多歐洲國家已規定使用此控制技術來淨化廢氣的排放

瑞士及丹麥許多焚化廠於袋式集塵器前噴入活性碳吸收劑控制

污染物的排放結果顯示對污染物的去除效果良好其中對汞的去

除率約可達到 80 以上（孫 1993）

62

34 總結

根據以上的文獻得知焚化廢氣中所含有的污染物大致上可分

為粒狀污染物重金屬酸性氣體及有機性氣體等而這些污染物

控制除了從操作條件著手外還必須有設備上的配合各污染物的控

制設備分別為

粒狀污染物旋風集塵器袋濾式集塵器靜電式集塵文式洗滌塔

重金屬乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔袋濾式集塵器

活性碳噴入

酸性氣體乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔

有機性氣體文式洗滌塔袋濾式集塵器靜電式集塵活性碳床

63

第四章 廢氣控制設備組合之評估

焚化處理已成為目前國內外廢棄物處理的主軸然而儘管焚化處

理具有無害化減量化資源化安定化等優點不僅能回收垃圾成

份中具有再生利用的物質且能將廢棄物體積減至約 110 的體積而

增加掩埋場的使用年限但卻仍有其缺點如二次污染物的產生這

些二次污染物包含粒狀物酸性氣體重金屬揮發有機氣體等若

未加以處理不但會造成空氣污染亦會對人體健康造成重大的傷

害而除了對燃燒條件可加以控制外另外更需要加裝空氣污染防治

設備來處理二次污染物

去除二次污染物的防治設備包括靜電集塵器袋濾式集塵器乾

式半乾式及濕式洗滌塔等防治設備而目前國內外最常使用的組合

為乾式(半乾式)洗滌塔+袋濾式集塵器及靜電集塵器+濕式洗滌塔此

外為了有效去除重金屬揮發物也會添加活性碳氯化鈣(CaCl2)及

Na2S 等化學藥劑來提高重金屬及有機物的去除效率

由國內外發展的趨勢來看為了減少廢水的排放及達到日益嚴格

的排放標準目前國內外的防治設備多為半乾式洗滌塔及袋濾式集塵

器的組合且處理設備已普遍應用於歐美及日本各國對空氣污染的

防治效能極佳

41 國內外焚化廠設備規模及處理概況

台灣地區早期規劃的焚化爐皆為機械式爐床且空氣污染控制設

備多為靜電集塵器+濕式洗滌塔此控制設備因在過去十餘年已廣泛

使用於日本及歐洲之中大型焚化廠且空氣污染防治性能優良技術

充份成熟因而基於技術成熟度及為確保有效可靠運轉因此多採用

64

靜電集塵器+濕式洗滌塔控制設備但因有洗煙廢水處理及廢氣再加

熱等缺點且可能造成戴奧辛再次生成因此近幾年來台灣地區新設

計之控制設備都已趨向半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此控制設備的

優點為操作維護較簡易不產生洗煙廢水空氣污染防治性能優良

等缺點則為產生較多之飛灰及反應物最近已廣泛被應用於日本及

歐洲焚化廠此處理流程對 1 microm 以下之細微粒狀污染物其收集效

果極佳至於重金屬及微量有機物化合物之去除也可達一定之去除效

果若再輔以活性碳噴入系統則對重金屬及有機物之去除效果更佳

台灣地區近年來也常在廢氣處理系統中加入活性碳噴入系統及選擇

性非觸媒還原法來增加有機物及 NOx的去除效率然而半乾式洗滌塔

其霧化條件的控制實屬不易常為人所垢病因此近年來亦有一些新

設廠改採乾式洗滌塔為其脫硫設備

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店廠樹林廠及台中市等六個廠此外另有

15 個廠正陸續興建完成中其處理垃圾量分別在 500~1500 噸不等

而所使用的控制設備則多為半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器表 4-1 即

為台灣地區目前已完工運轉之六個焚化廠六個廠的設計皆為機械爐

床式焚化爐且設計的熱值都在 1500 仟卡公斤左右但由於近年來

垃圾熱值明顯有提高的趨勢因此每日的進料量通常都低於原先的設

計量至於所使用的空氣污染控制設備以內湖及木柵廠而言為靜電

集塵器+濕式洗滌塔而北投廠及台中廠乃使用半乾式洗滌塔+袋濾式

集塵器新店廠及樹林廠則使用乾式洗滌塔+袋濾式集塵器可見國

內在控制設備上也漸漸趨向(半)乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此外也

都陸續添加活性碳來增加有機物及重金屬汞的去除效率

65

表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料

廠名 爐型 設計的熱值(仟卡公斤) 規模(噸日) 產生之廢氣量(Nm3hunit) 控制設備組合台北市內湖廠

機械爐床水牆式焚化爐

1350 3(座)times300 70000 EP+WS

台北市木柵廠

機械連續式焚化爐

1600 4(座)times375 72000 EP+WS

台北市北投廠

4(座)times450 110000 SD+FF

臺中市 機械爐床水牆式焚化爐

1500 3(座)times300 56000 SD+FF+AC

台北縣新店廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 2(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

台北縣樹林廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 3(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器

Dry乾式洗滌塔

資料來源環保署全球資訊網1994 年環境工程會刊第五卷第四期 P49-58

66

國外將焚化爐應用於垃圾處理上行之以久其中美國歐洲等先

進國家焚化技術開發約始於 60 年代亞洲則以新加坡及日本發展最

早日本因掩埋土地不易尋求故垃圾處理以焚化為主焚化爐型式

早期以固定式及機械爐床式為主近年來則陸續發展流體化床焚化

爐表 4-2 即為日本兩座流體化床焚化爐之操作條件流體化床爐內

由於空氣帶動固體不停地翻滾或流動氣體與廢棄物接觸面積大

混合效果好熱傳效率佳溫度的分佈相當均勻因此燃燒效率相當

高而且可在爐內直接加入酸性氣體吸收劑增加酸性氣體的去除效

率唯一需注意的是廢棄物進入爐內之前需先經過破碎由於流體化

床具有上述之優點因此已成為近年來國外常用的新型焚化爐其中

日本在這一方面技術已發展相當成熟

67

表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件

廠名 爐型 操作條件 空氣污染控制設備 污染物排放量

日本 Chiba 流體化床焚化爐 處理容量 210 TD

爐中燃燒溫度 600~630

廢熱鍋爐溫度 520

冷卻塔溫度 300

靜電集塵器入口溫度220

洗煙塔

靜電集塵器

飛灰0005 gm3

SOX5 ppm

HCl16 ppm

NOX5 ppm

日本 Shiga 流體化床焚化爐 處理容量180 TD

(90 TDtimes2)

半乾式洗煙塔

靜電集塵器

粒狀物0029 gm3

SOX10 ppm

HCl79 ppm

NOX57 ppm

資料來源張1997

68

42 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響

表 4-3 為不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較由表中可

得知不論使用何種控制設備組合(濕式洗滌塔半乾式洗滌塔+靜電集

塵器或靜電集塵器+濕式洗滌塔)對重金屬 Hg 都可達到一定的去除效

率(70 以上)濕式洗滌塔及靜電集塵器+濕式洗滌塔甚至可達到 90

以上的去除效率

對酸性氣體去除效率方面一般酸性氣體去除系統(乾式半乾式

及濕式洗滌塔)對 SOxHCl 及 HF 都可達一定的去除效果使符合法

規的要求唯獨對 NOx的去除效率相當低因而通常會使用選擇性非

觸媒還原法或選擇性觸媒還原法來增加 NOx的去除效率表 4-4 即為

不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較表中無論使用乾式或濕式

洗滌塔對 SOx的去除率都可達 80 以上而利用選擇性非觸媒還原

法或選擇性觸媒還原法對 NOx的去除率則可達 50 上下另外也有

實廠直接在流體化床中添加觸媒及吸附劑可同時對 SOx及 NOx達相

當高的去除效率此法在未來或許可具相當大的發展性

69

表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較

廠名 控制設備 操作條件 進入控制設備前的重金屬濃度(mgNm3) 去除效率()

日本練馬 靜 電 集 塵 器 + 濕 式 洗 滌 塔

(CuCl2 及螫合劑添加)

Hg0221 90

瑞士 Base 濕式洗滌塔 Hg0234 92

瑞士 Zurich 半乾式洗滌塔+靜電集塵器 集塵器進口溫度 120 Hg0451 89

法國 Lyon-Sud 濕式洗滌塔 Hg0459 87

法國 Lyon-Noud 濕式洗滌塔 Hg0255 72

丹麥 Amager 半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器 集塵器進口溫度 127 Hg0217 88

德國 Kassel 靜電集塵器+半乾式洗滌塔+袋

濾式集塵器

集塵器進口溫度 137 Hg0349 84

Avesta 濕式洗滌塔+靜電集塵器 Hg275 Cd2375

Pb675 (11 O2)

Hg80 Cd42

Pb284

資料來源孫1993

70

表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較控制設備 操作條件 進入控制設備前的污染物濃度

(mgNm3)去除率() 設備費

SNCR(選擇性非觸媒還原法)

廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 850~1050

NOx150 ppm 25~35 (105 ppm) 設備成本 700~1000 萬元操作成本 130~220 萬元年

SCR(選擇性觸媒還原法) 廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 200~450

NOx150 ppm 60~75 (50 ppm) 設備成本 3000~5000 萬元操作成本 140~190 萬元年

噴霧乾燥法 吸附劑Ca(OH)2

添加劑NaOH700 mgL廢氣流速及入口溫度42 m3min150

SOx2500 ppm 86

半乾式洗滌法(噴霧乾燥脫硫)

入口氣體溫度 160Ca(OH)2 泥漿 15流量 6 mlmin忝加劑飛灰飛灰Ca(OH)2=31

SOx650~2150 ppm 73

乾式噴霧塔+ESP 吸收劑Ca(OH)2乙醇混合物碳酸氫鈉添加劑氨吸附劑注入溫度367~589 KCa(OH)2SO2=15~252NaHCO3(SO2+2NO)=05~25

SOx600~2000 ppmNOx240~600 ppm

SOx90 NOx72

powder-particle 流體化床反應溫度1023 KCaS=3平均粒徑5 microm固定床高03 m氣體流速1 msec

SOx500~1000 ppm SOx100

powder-particle 流體化床內添加觸媒(particle)TiO2WO3

及吸附劑(powder)CuOFeO反應溫度600 sorbentS=3固定床高03 m

SOx300~1000 ppmNOx500 ppm

SOx80 NOx95

濕式洗滌塔中黃磷 LG30~100 galminPNO06

SOx1500~2500 ppmNOx60~600 ppm

SOx95 NOx90

資料來源司等人1996Dennis Helfritch 等人1992Shiqiu Gao 等人1996J WANG 等人1996 Chang SG等人1992

71

43 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響

國內焚化爐在行政院環保署於民國八十六年八月六日發佈「廢

棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準」後也面臨戴奧辛排放管制要求

因此須運用各類可行的戴奧辛控制技術以期能減少焚化爐戴奧辛的

排放量降低其危害性根據國外文獻可知國外目前對於降低焚化

爐廢氣中戴奧辛的排放濃度控制技術主要有二次高溫燃燒抑制劑

的添加活性碳吸附急速冷卻系統化學氧化等均能有效控制戴奧

辛的排放量(Townsend1995李1996)

一般而言焚化所產生的戴奧辛主要來源有1垃圾成份2爐內燃

燒不完全形成3爐外低溫再合成(王1997)因此卻有效控制焚化

爐 PCDDsPCDFs 排放量的方法不外乎下面四項1力行垃圾分類

減少焚化含有戴奧辛的成份2避免燃燒不完全3防止爐外低溫合

成4利用後續污染控制設備來降低戴奧辛的排放量

垃圾成份原本就相當複雜尤其是普遍使用之除草劑殺蟲

劑農藥等有機溶劑皆含有 PCDDsPCDFs 有機物質因此在實行垃

圾分類上除力行回收有機溶劑外應屬減少戴奧辛的生成及去除戴奧

辛的排放兩方面著手較為實際在避免燃燒不完全方面垃圾成份中

所含之 CHONS 等元素在焚化過程中若未加以燃燒破壞

可能會產生一些易產生戴奧辛之前驅物不僅難以破壞已經形成之

72

PCDDsPCDFs 更有助於 PCDDsPCDFs 的生成故可從燃燒完全的

基本條件著手如燃燒溫度含氧量停留時間混合程度水汽含

量來加以控制爐外低溫再合成方面燃燒不完全之氯苯氯酚等前

驅物隨焚化廢氣排出燃燒室可能為廢氣中飛灰之碳元素所吸附並

在特定的溫度範圍內(250~400 尤其在 300 時最顯著)在飛灰

顆粒所構成之活性接觸上被金屬氯化物(CuCl2FeCl2)催化反應生

成 PCDDsPCDFs(王1997)其控制方法仍需從燃燒的基本條件來著

手若排放的焚化廢氣仍無法符合排放標準則必須從空氣污染防制設

備來尋求解決的辦法目前最常使用的控制設備組合包含乾式或半乾

式洗滌塔+靜電集塵器(或袋濾式集塵器)及靜電集塵器+濕式洗煙

塔另外亦可加上活性碳噴入法各控制設備組合各有其優缺點將

於下列敘述比較之曾有文獻(王1997)指出以 GCP(good combustion

practice)+半乾式洗煙塔+活性碳噴入法+袋濾式集塵器之組合較佳

且增加之初設費用亦不高歐洲已有成功的實例因此未來國內之

新舊廠可評估此組合之可行性以改善戴奧辛之排放量

近年來研究焚化爐排放戴奧辛的相關文獻大都將重點擺在煙道

排氣中戴奧辛的濃度少數研究甚至包含飛灰底灰中戴奧辛濃度的

相關資料最近有文獻針對實際運轉中之都市廢棄物焚化爐飛

73

灰底灰及煙道排氣中戴奧辛含量作統計表示在一般廢棄物焚化爐

排放戴奧辛的流佈上仍集中於飛灰與煙道氣之中而底灰內的戴奧

辛含量則相對顯得較不重要(鍾1997)不同地點不同性質的焚化爐

其污染程度往往亦有很大的差別甚至有高達百倍以上的差距造成

如此大的差異的原因主要是焚化爐的操作方式如操作溫度過剩空

氣量氣體停留時間垃圾組成等特別進料是否預先經過篩選對

於焚化爐排放戴奧辛的濃度有決定性的影響表 4-5 為國外學者所歸

納之排放出最少量戴奧辛的焚化爐操作條件

表 4-6 為國內實際運轉中之焚化爐所使用之相關空氣污染控制

設備及戴奧辛排放之相關資料由表中可看出 B 廠除酸設備在粒狀

物除塵設備之後氣流未經除酸過程使得 HCl 濃度較高導致灰份上

較多戴奧辛生成且靜電集塵器操作溫度通常落在戴奧辛生成溫度

250~400 之間另外靜電集塵器之高壓電可能使前驅物在 ESP 內

進行異相催化反應及 de novo 合成反應(黃1998)故導致 B 廠不僅

無法去除 PCDDsPCDFs相反有增加 PCDDsPCDFs 排放的趨勢

文獻中也指出 B 廠之 ESP 若換成 Baghouse 則可大量減少戴奧辛的排

放量E 廠之 PCDDsPCDFs 排放量為 DEF 三廠中最高可能因

素為 E 廠之靜電集塵器操作溫度落在戴奧辛生成溫度 250~400之

間F 廠為實際運轉之大型焚化爐燃燒效率較佳故排放量較低且

74

產生之戴奧辛多為毒性較低之 PCDDsPCDFs而 DE 廠為試燒之

小型焚化爐故產生之戴奧辛多為高毒性之 PCDDsPCDFs因此籌

建焚化廠時建議選擇燃燒效率較佳之大型焚化廠文獻中曾指出添加

PVC 會造成廢氣中 HCl 濃度增加又 HCl 會影響 CO 氧化成 CO2的

速率故當 PCDDsPCDFs 濃度增加時CO 濃度也較高(黃1998)

又指出焚化中含碳量含氯量重金屬(以 CuZn 最明顯)愈高戴

奧辛愈易形成而粒徑愈小的灰份 Dioxin 濃度愈高同時其灰份愈

不易被空氣污染控制設備去除故 Dioxin 排放量較高而氯鹽隨粒

徑增加有減少趨勢與 Dioxin 隨粒徑增加有減少趨勢相符

表 4-7 為國外幾個實際運轉中焚化廠 PCDDsPCDFs 去除效率之

調查資料由表中得知廢氣進入集塵設備內引發rdquo爐外低溫再合成rdquo

現象使得 PCDDsPCDFs 之去除效率降為負值而袋濾式集塵器較

靜電集塵器去除效果佳可能是因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去

除廢氣中之 PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低

速度愈慢其去除效果愈佳

75

表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997)項目 運轉條件

燃燒區二次燃燒溫度氣體停留時間

煙道氣 CO 之濃度(乾基)燃燒區氧氣含量(乾基)

gt攝氏 1000超過 15 秒

目標值lt20 ppmv最高值 70 ppmv6 plusmn10 以上

後燃燒設備鍋爐

噴灑石灰用量

袋濾室出口溫度

經常清理SD15~2 倍劑量比乾石灰2~3 倍劑量比

135~165

表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料(凌1995李1996鍾1997黃1998)

廠名 焚化爐型式 控制設備 Dioxin 排放A 廠 大型焚化爐 Cyclone+乾

式+Baghouse56~66去

除率B 廠 大型焚化爐 ESP+濕式 402~558

增加率C 廠 大型焚化爐 半乾式

+Baghouse排放量BgtAgtC

D 廠 試燒小型焚化爐 -E 廠 試燒小型焚化爐 ESPF 廠 大型焚化爐 -

排放量EgtFgtD

76

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)集塵器進出口濃度

(ngNm3)廠名廢氣處理

流程集塵器進口溫度() 進口 出口

去除效率()

DaytonNorth Andover

PeekskillPinellas

ESP

279313215280

214245

1143254

14500362

9570100

--

154-

QuebecQuebecQuebecQuebec

DI+FF

204140121110

163811761007456

733049ND243

996999

1000995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643Biddford

CommerceMid

ConnecticutQuebec

SD+FF

137132133

140

903545

1019

2311

438473066

126

995959999

999

77

44 空氣污染防治設備組合比較

表 4-8 為台灣地區目前已完工運轉或正陸續興建完工中之 21 座焚

化廠由表中可看出台灣地區早期裝置於焚化爐後之空氣污染防治設

備主要為靜電集塵器+濕式洗滌塔此設備組合的煙氣設計條件對重

金屬去除上並無特別要求對粉塵的去除效率上也要求不高(僅 30

左右)對酸性氣體的去除則可達到 80 以上(NOx 除外)隨法規的

要求愈來愈嚴格後來陸續興建的焚化爐多以半乾式洗滌塔搭配袋濾

式集塵器為主此設備組合預期對粉塵的去除效率可達 99 以上

對酸性氣體則可提高至 90 以上對重金屬的去除也都可達到法規

的要求唯對 NOx 去除效果可能不太理想因此通常會加上活性碳

及無觸媒脫硝設備來加增加有機物及 NOx 的去除效果而以設備費

用來看每個廠的煙氣處理費都約占全廠費用的 110為 2~4 億不

等表 4-9 則為國外 5 座 FKHTNER 德國總公司在世界各地最近剛完

工運轉之焚化廠煙氣處理設備相關資料表中可看出國外所採用的控

制設備組合都較國內嚴謹因而無論是去除酸性氣體或去除重金屬的

效果都較國內佳但國外這五座廠的煙氣設備費卻都占全廠費用約

14 左右高出國內約 2~3 倍的價格另外因國內垃圾分類尚不及國

外普及因而不易回收垃圾成份中可再生利用之物質故相較之下

國內在生廢氣中重金屬污染物的濃度皆較國外高

78

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 內湖 木柵 新店 樹林 台中市爐數及容量(td)

3times300 4times375 2times450 3times450 3times300

設計煙氣條件(inletoutlet)

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA NA NA NA NA NA NA NADust 70 70 70 50 10000 20 10000 20 8000 50HCl 2000 80pp

m1200 60 1300 80pp

m1300 80pp

m1200 60

SOx 350 300 350 50 500 80 500 80 350 50HF 30 5 30 5 50 3(total

F)50 3(tot

al F)30 5

NOx 200 200ppm

200 200 250ppm

250ppm

250ppm

250ppm

200 200

CO NA NA NA NA 150 150 150 150 NA NAHg NA NA NA 01 1 03 1 03 NA 01Cd NA NA NA 01 4 01 4 01 NA 01Pb NA NA NA 2 NA 1 NA 1 NA 15As NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NACr NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NAZn NA NA NA 3 NA 1 NA 1 NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

EP+WS EP+WS CYC+Dry+AC+FF

CYC+Dry+AC+FF

SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

23 億 34 億 43 億 27 億

全廠費用 24 億 439 億 38 億 45 億 40 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢氣量 72000 Nm3hr操作溫度 220~250

廢 氣 量90000 Nm3hr

廢 氣 量90000Nm3hr

廢 氣 量56000Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔

AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧

SC煙氣洗滌塔(只噴水) Dry乾式洗滌塔 NAno data available

資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問

1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

79

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 嘉義 仁武 溪洲 崁頂 后里爐數及容量(td)

2times150 3times450 2times450 2times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 6000 20 8000 30 8000 30 5000 20 8000 30HCl 900p

pm20ppm

1300ppm

30ppm

1300ppm

30ppm

1200ppm

25ppm

1300ppm

30ppm

SOx 750 72 300ppm

35ppm

300ppm

35ppm

200ppm

30ppm

300ppm

35ppm

HF 25 07 NA NA NA NA NA 2 NA NANOx 150p

pm150ppm

120ppm

120ppm

120ppm

120ppm

NA 100ppm

120ppm

120ppm

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

NA 60ppm

80ppm 80ppm

Hg 07 006 NA 02 NA 02 NA 01 NA 02Cd 2 006 NA 01 NA 01 NA 01 NA 01Pb 30 06 NA 05 NA 05 NA 06 NA 05As 07 04 NA NA NA NA NA NA NA NACr 2 04 NA NA NA NA NA NA NA NAZn 75 11 NA NA NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

SD+AC+FF SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

04 億 218 億 24 億 20 億 24 億

全廠費用 16 億 4723 億 317 億 303 億 321 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢 氣 量115260 Nm3hr

廢 氣 量120000 Nm3hr

廢 氣 量119714 Nm3hr

廢氣量 120000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

80

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 基隆 宜蘭 台南 北投 八里爐數及容量(td)

2times300 2times300 2times450 4times450 3times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA 011ngNm3

NA 011 ngNm3

NA NA NA 015ngNm3

NA NA

Dust 8000 20 8000 20 88000 20 8000 30 10000 10HCl 1200

ppm25ppm

1300ppm

25ppm

1467 18ppm

1200 25 1500ppm

50ppm

SOx 200ppm

30ppm

300ppm

30ppm

550 73 350 35 500 100

HF NA 2 NA 2 55 07 30 1 50 2NOx 105p

pm105ppm

105ppm

105ppm

145ppm

145ppm

200 NA 370 370

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

58ppm

58ppm

NA NA 100 100

Hg NA 02 NA 02 15 007 1 0075 1 01Cd NA 01 NA 01 44 007 3 0075 4 005Pb NA 05 NA 05 NA 1 40 075 NA 03As NA NA NA NA NA 036 1 05 NA 01Cr NA NA NA NA NA 036 3 05 NA 02Zn NA NA NA NA NA 1 100 3 NA 07Organic(as C)

NA NA NA NA 20

煙氣處理設備

SNCR +SD+AC+FF

SNCR +SD+AC+FF

SD+AC+FF SD+FF CYC+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

15 億 15 億 16 億 55 億 28 億

全廠費用 2148 億 2088 億 28 億 658 億 53 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量79200

廢氣量 79200 廢 氣 量90000

廢 氣 量110000Nm3hr

廢氣量 114000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

81

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 新竹市 高雄中區 高雄南區 岡山 鹿草爐數及容量(td)

2times450 3times300 4times450 3times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm31-TEQ

10-O2mgNm31-TEQ

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 01ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 10000

10 10000 20ppm

9000 20 8000 20 20

HCl 1500ppm

50ppm

1500ppm

20ppm

1300ppm

20ppm 1300ppm

25ppm

1300ppm

25ppm

SOx 500 100 500ppm

25ppm

300ppm

25ppm 300ppm

30ppm

300ppm

30ppm

HF 50 2 NA NA NA NA NA 18(total F)

NA 18(total F)

NOx 370ppm

370ppm

370 105ppm

105ppm

105ppm 105ppm

105ppm

105ppm

105ppm

CO 100ppm

100ppm

100 60ppm

60ppm

60ppm 80ppm

80ppm

80ppm 80ppm

Hg 1 01 1 006 1 006 NA 02 NA 02Cd 4 005 4 006 30 006 NA 01 NA 01Pb NA 03 NA 06 40 06 NA 05 NA 05As NA 01 NA 04 NA NA NA NA NA NACr NA 02 NA 04 NA NA NA NA NA NAZn NA 07 NA 11 NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

20 NA NA NA NA

煙氣處理設備

CYC+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

18 億 26 億 36 億 3 億 23 億

全廠費用 36 億 328 億 5696 億 43 億 34 億煙氣處理設備操作條件

廢 氣 量114000 Nm3hr

廢 氣 量80000 Nm3hr

廢氣量 122865 Nm3hr

廢 氣 量109000 Nm3hr

廢氣量 109000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問1998 年工業污染防治 Vo17No3p46-65

82

表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 AVE

TwenteNetherlands

TUAS Palma de MallorcaSpain

Friesenheimer Insel Mannhelm Waste to energy plant North Unit 4

North refuse incineration plantBerlin Ruhleben

操作條件 濕排氣量117000m3hr進料量18tonhr

濕排氣量1080000 m3hr進料量180tonhr

濕排氣量100000 m3hr進料量5625tonhr

濕排氣量155000 m3hr進料量25tonhr

濕排氣量73500 m3hr

排氣狀況 inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outletDioxin(mgm3) 4 01 - - - - 5 0 5 01Dust(mgm3) 4000 5 4000

-8000

30 4000

30 2500 5 1000-4000

10

HCl(mgm3) 1100 10 1300 100 1300

50 840 5 600-1500

10

SOx(mgm3) 400 40 200 100 600 300 600 5 100-800

50

HF(mgm3) 10 1 50 5 10 2 10 1 5-20 1NOx(mgm3) 300 70 500 500 - - 400 70 250-40

0100

CO(mgm3) 40 50 100 100 - - 40 50 50 50Hg(mgm3) 04 005 1 02 07 01 1 001 - 005Cd(mgm3) 1 005 4 1 2 01 05 001 - 005PbSnAsCu 20 1 20 10 10 1 30 01 - 05orag(asC) (mgm3)

40 50 - - - - 5 5 - -

煙氣處理設備 EPI+SD+EPII+WS+FF+SCR

EP+SD+AC+FF

SD+FF AC+WS+SCR+AC

SD+FF+AC+SCR

煙氣處理設備費用

80million 馬克 76million馬克

- 50million 馬克

-

全廠費用 300millio 馬克 1100million馬克

220million馬克

200million馬克

500million 馬克

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SCR觸媒脫硝

資料提供惠能顧問公司提供

83

45 結論

綜觀上述之資料可知目前國內外焚化廠之污染防治設備大抵

是以靜電集塵器+濕式洗滌塔或乾式噴霧塔+袋濾式集塵器搭配使

用而這兩種組合之處理排放量也都能達到環保法規的要求且其成

本差異對總建廠成本而言幾可忽略然而前者所產生的廢水需備

有後續處理設備處理之甚且近年來有學者指出使用靜電集塵器和

戴奧辛的產生有密切的關連性故國內外新設的焚化廠有逐漸捨前者

而就後者的趨勢

84

第五章 焚化廢氣之模擬

在本計劃中除了以實驗室規模的流體化床焚化爐真實模擬都市

廢棄物焚化後所產生的污染物外也使用在化工製程方面常用的模擬

軟體--ASPEN PLUS 做為研究工具針對不同的焚化條件模擬其所

產生的污染物

此外為彌補 ASPEN PLUS 中無機資料庫之不足在重金屬生成

部份的模擬則加入熱力平衡模式的模擬結果以做為對照比較之用

51 模擬參數

在本研究中廢棄物的進料組成乃根據 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析而訂除此之外再加入目前法規對一般廢棄物焚化爐空氣

污染物所管制的重金屬物種 CdHgPb 等以及另一毒性重金屬物

質 Cr如表 5-1 所示而垃圾的進料量則以臺中市垃圾焚化廠的日處

理量 900 公噸為基準換算成每小時 37500 kg 的進料量在完成其

模擬後將過量空氣百分比熱損失率及廢棄物之熱值含硫量含

氯量五個操作變因歸納為二組一組為過量空氣百分比熱損失率及

廢棄物的熱值因為此三個變因影響所及是爐溫的變化故這組變因

主要是探討其對爐溫的影響而另一組為廢棄物之含硫量及含氯量

85

由於這兩個變因會影響焚化污染物的組成型態所以必須模擬在不同

的含硫(氯)量下所對應生成的污染物量表 5-2 為各參數之變動範圍

表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成可燃分()水份() 灰分()

碳 氫 氧 氮 硫 有機氯506 1379 1899 282 1306 045 012 016

重金屬()鎘 汞 鉛 鉻

高位發熱量(KcalKg)

低位發熱量(KcalKg)

碳氮比

0012 000025 01 01 210672 165069 4174

表 5-2 參數之變動範圍參 數 範 圍過量空氣 () 20406080100熱損失率 () 0102030熱值(KcalKg)times10-3 1617181920212223242526含硫量 () 021015202530含氯量 () 021015202530

86

52 系統模擬

521 系統流程描述

首先選取適合處理固體及冶金的應用型式Solids with Metric

Units 及 Flowsheet Simulation(FlowSheet)的執行模式以便讓 ASPEN

PLUS 幫我們作適合的設定

接著便開始描繪整個系統流程圖

在此我們利用 RGIBBS model 來模擬一次燃燒室而 RGIBBS

model 是根據反應達平衡時 Gibbs free energy 為最小的原理設計而

成所以我們只須給進料物質組成及定義平衡產物即可然而對

ASPEN PLUS 而言都市廢棄物是一非傳統物質因此無法得知其物

質組成而其平衡反應計算也就無法進行故物質在進入 RGIBBS

model 之前必須先將其分解成元素狀態使 RGIBBS model 得知其組

成此步驟可藉由 RYIELD model 來達成但 RYIELD model 在執行

此步驟時可能造成熱量的消耗所以在 RYIELD 及 RGIBBS model

之間必須以一熱流(Q-DECOMP)連接之使物質在 RYIELD model 中

造成的熱量變化可以完整的傳送到 RGIBBS model 中整個模擬程序

如圖 5-1 所示

87

522 基本設定(Setup Specifications form)

完成流程圖的描繪之後則按照專家指引系統的導引依序輸入所

需的資料首先必須對流線型式(stream class)作定義由於我們在

圖 5-1 模擬流程圖

模擬過程中要對純物質傳統固體非傳統成份及粒子尺寸分佈

(Particle size distribution)等做考量所以須將 stream class 設為

MCINCPSD即每條流線包含 MIXED(含氣液相之純物質)CIPSD

(傳統固體)及 NCPSD(非傳統成份)等 substream以便對各種不同性質

的物質能做合理的描述計算及報告

523 成份屬性(Components Specifications form)

接著在 Components Specifications form 中我們必須選取在整個

模擬過程中所需使用的成份物質其中較特別的是 SO2 及 SO3 在

ASPEN PLUS 資料庫中的化學式分別為 O2S 及 O3S而一般物質在

ASPEN PLUS 被預設為 Conventional type 的成份型式然而對於 C

及固態金屬化合物則必須將之改為 Solid type因為 RGIBBS model

RYIELD

DECOMP

RGIBBS

BUR NERWAS T E INBUR NER OUTP UT

Q-DE COMP

AIR

88

無法執行同一成份之流體相與固體相間的相平衡故必須對同一成份

給予流體相及固體相不同的命名以便執行氣固平衡計算而為了易

於觀察計算結果對於重金屬化合物之氣液固相分別給予不同的

標記命名在此我們從 ASPEN PLUS 無機資料庫中選取可能生成的

重金屬(鎘汞鉛鉻)化合物和較穩定的氣體產物如表 5-3 所示

表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質鎘(Cd) 汞(Hg) 鉛(Pb) 鉻(Cr)

C(s)

H2ON2

O2

NO2

NOSO2SO3SH2

Cl2

COCO2

ASH(NC)WASTE(NC)

Cd(s)

Cd(g)

Cd(OH)2(s)

Cd(OH)2(g)

CdCl2(s)

CdCl2(g)

CdCO3(s)

CdCO3(g)

CdO(s)

CdO(g)

CdS(s)

CdS(g)

CdSO4(s)

CdSO4(g)

Hg(g)

Hg(l)

Hg2Cl2(s)

Hg2Cl2(g)

Hg2SO4(s)

Hg2SO4(g)

HgCl(g)

HgCl2(s)

HgCl2(g)

HgH(g)

HgO(s)

HgO(g)

HgS(s)

HgS(g)

HgSO4(s)

HgSO4(g)

Pb(s)

Pb(g)

Pb2(g)

Pb3O4(s)

Pb3O4(g)

PbCl(g)

PbCl2(s)

PbCl2(g)

PbCl4(g)

PbCO3(s)

PbCO3(g)

PbH(g)

PbO2(s)

PbO2(g)

PbS(s)

PbS(g)

PbSO4(s)

PbSO4(g)

Cr(s)

Cr(g)

Cr(CO)6(s)

Cr(CO)6(g)

Cr23C6(s)

Cr23C6(g)

Cr2N(s)

Cr2N(g)

Cr2O3(s)

Cr2O3(g)

Cr3C2(s)

Cr3C2(g)

Cr7C3(s)

Cr7C3(g)

CrCl2(s)

CrCl2(g)

CrCl3(s)

CrCl3(g)

CrCl4(g)

CrN(s)

CrN(g)

CrO(g)

CrO2(s)

CrO2(g)

CrO2Cl2(g)

CrO3(s)

CrO3(g)

CrS(s)

CrS(g)

CrS117(s)

CrS117(g)

至於廢棄物及 ASH 等非傳統成份則選擇 NC type因為這些

非傳統物質的資料並無法在資料庫中獲得所以必須利用非傳統物質

89

之物性模式加以描述以便進行平衡計算

524 非傳統物質(NC)的物性模式(Proper ties NC-Props)

由於非傳統物質是無法參與相或化學平衡的異相固體只有焓

(Enthalpy)和密度(Density)可供計算在此我們選擇常用於碳處理的

HCOALGEN model 作為非傳統物質的焓的計算模式包括燃燒熱

(Heat of Combustion)標準生成熱(Standard Heat of Formation)熱容

(Heat Capacity)及標準焓(Enthalpy Basis)等如表 5-4 所示其中在燃

燒熱部份由於我們已知廢棄物的燃燒熱故在其 Option Codes value

中選擇 6亦即要求自行輸入然後跳出專家指引系統到

ParametersrarrPure Component 中選取 HCOMB並輸入其高位發熱量

另 外 在 使 用 HCOALGEN model 時 必 須 輸 入 近 似 分 析

(PROXANAL)元素分析(ULTANAL)及硫份分析(SULFANAL)等物質

基本資料然而對都市廢棄物而言其重金屬含量是不可忽略的故

在 CAUSR1 中自行輸入重金屬之成份分析

在密度方面由於廢棄物的密度無資料可尋故選擇 DCOALIGT

model 作為密度的計算模式如圖 5-2 所示

525 進料值(Input-Data)的輸入

在流線 WASTE 中因為廢棄物是非傳統物質所以在 Substream

name 中須選取 NCPSD其餘尚需輸入三部份的資料Specification

90

表 5-4 HCOALGEN Option CodesOption Code

NumberOption Code

value(預設為 1)Calculation Method Parameter

NameComponent Attributes

1 Heat of Combustion1 Bole correlation BOIEC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

2 Dulong correlation DLNGC ULTANALSULFANALPROXANAL

3 Grummel and Davis correlation

GMLDC ULTANALSULFANALPROXANAL

4 Mott and Spooner correlation

MTSPC ULTANAL SULFANALPROXANAL

5 IGT correlation GIGTC ULTANALPROXANAL

6 User input value HCOMB ULTANALPROXANAL

2 Standard Heat of Formation1 Heat-of-combustion

based correlation__ ULTANAL

SULFANAL2 Direct correlation HFC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

3 Heat Capacity1 Kirov correlation CP1C PROXANAL2 Cubic temperature

equationCP2C __

4 Enthalpy Basis1 Elements in their

standard states at 29815 K and 1 atm

__ __

2 Component at 29815 K

__ __

91

圖 5-2 廢棄物的物性模式

PSDComponent Attr其中 Specification 要指定其溫度壓力及進

料速率等而 PSD 則輸入其粒徑分佈Component Attr則輸入其成份

分析(含近似元素硫份及重金屬分析等)

而流線 AIR 則因為空氣是由傳統物質所構成故選取 MIXED

餘者只須溫度壓力進氣速率及成份組成比率

在操作單元 RYIELD model 部分在自由度為 2 的情況下只須

輸入壓力及溫度(或熱流)兩項另外還要告知其分解後的產率因

為先前所輸入者乃為廢棄物在乾基下的元素分析而在此的分解產率

92

須包括水份所以須將乾基值轉換成濕基值這步驟有兩個方法來進

行一是直接輸入其濕基產率另一是藉由一個 Fortran 副程式來進

行轉換的工作而我們則選擇前者

同理對 RGIBBS model 而言其自由度亦是 2但因已有

Q-DECOMP 這項熱流進入 RGIBBS model故在此溫度(熱流)項已確

定只剩壓力項待輸入此時已完成專家指引系統的所有程序

526 副加程式

在完成 RGIBBS model 的資料輸入時專家指引系統的所有程序

已告完成亦即代表整個系統在邏輯上已完成但諸如熱損失

ASH 成份分析等屬副加程式所以必須在其後自行加入

在熱損失方面副程式理當在 RGIBBS 處加入但對 RGIBBS 而

言在必須遵守能量守恆的前提下熱損失被視為是一條熱流與

Q-DECOMP 相對應此時在自由度為 2 的要求下則需輸入溫度項

然而爐溫正是所欲求的故此顯然不合理因此我們將熱量的損

失提前在 RYIELD 之後(即 RGIBBS 之前)以一個 Fortran 副加程式來

執行如圖 5-3 所示而在這之前須先對其中所使用的參數加以定

義如表 5-5 所示

至於 ASH 成份分析部份因為 ASH 的產生是在 RYIELD 處

93

圖 5-3 熱損失之副加程式

註其中 HHVDRY = 426462

表 5-5 程式中參數代表之定義Varname Vartype Stream Substream Comp Attribute Element

NDUTY HEAT-DUTY Q-DECOMP

ULT COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE ULTANAL

USER COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE CASUR1

WATER COMPATTR-VAR WASTE NCPSD WASTE PROXANAL 1

Varname Vartype Stream Substream Variable

INPUT STREAM-VAR WASTE NCPSD MASS-FLOW

MMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-FLOW

MCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-FLOW

MNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-FLOW

HMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-ENTHALP

HCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-ENTHALP

HNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-ENTHALP

94

故只要點選此 model 並選擇 Component Attr就可輸入之此時模擬工

作便告完成

95

53 結果與討論

531 過量空氣

在確定廢棄物的進料量為 37500 kghr 之後其理論空氣量經計算

後可得 966078 kghr因此各不同過量空氣百分比所需的空氣量亦可

求出圖 5-4 所示為過量空氣對爐溫的影響為符合實際狀況故此

乃在熱損失率 20 的條件下所得由圖中可知爐溫隨過量空氣率的

增加而減少且其關係非常接近線性

圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響

圖 5-5~5-8 則分別為不同過量空氣率對鎘汞鉛及鉻化合物生

成量的影響圖在圖 5-5 中隨著過量空氣的增加(爐溫漸減)CdO(s)

的生成量則逐漸增加相對的 Cd(g)CdO(g)則逐漸減少而且在過量

空氣率 80 以後 CdO(s)的曲線呈平緩Cd(g)CdO(g)的產量則趨近於

0其原因乃是 CdO(s)在約 900 以上會逐漸轉化為 CdO(g)且 Cd

10819439912196

91498088499501

7936899

600

700

800

900

1000

1100

1200

20 40 60 80 100

過量空氣率()

爐溫

()

96

的沸點約為 800 左右故在低溫時鎘化合物以 CdO(s)型態存在佔

絕大多數而文獻中亦指出在高溫下鎘主要以氧化鎘或元素鎘存

在而溫度低於 750 時有硫酸鎘生成另外過量空氣對汞化合

物的生成影響甚微而對鉛化合物而言在低溫時大多以 PbCl4(g)的

型態存在而後隨溫度增加逐漸被 PbCl2(g) 及 Pb(g)所取代至於鉻化

合物方面從圖 5-8 中可以清楚發現其生成物種似乎不隨過量空氣之

改變而有任何變化而主要生成物種為 CrO2(s)至於 CrO2Cl2(g)雖生

成量微少但隨著過量空氣的漸增其產量亦有漸增的趨勢

圖 5-9 則是過量空氣對酸性氣體生成量的影響由圖中可知在過

量空氣量愈高(溫度愈低)時NO2NOSO2及 HCl 的生成量皆有減

少的趨勢而 SO3反而增加此情況可能是當溫度愈高時SO3逐漸

轉化成 SO2 之故

圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鎘化

合物

產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

97

圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響

圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

20 40 60 80 100

過量空氣率()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉛化合物產量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

98

圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響

圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

0

20

40

60

80

100

20 40 60 80 100

過量空氣率()

酸性氣體產生量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

99

532 熱損失

圖 5-10 為熱損失率對爐溫的影響(本模擬是在過量空氣率 60 的

情況下進行)其結果顯示當熱損失為 20 時相對應的爐溫為 915

已達有機物被完全破壞的溫度且目前大型焚化廠之爐溫亦控制

在 800~950 間故熱損失 20 是合理值

圖 5-11~5-15 為不同熱損失率對鎘汞鉛鉻化合物及酸性氣

體生成量的影響由於熱損失率對系統而言只影響爐溫故生成物

中無論是酸性氣體或是重金屬化合物其分佈趨勢除了 NO 之外其

餘頗為類似就 NO 部份比較圖 5-95-15 可知在圖 5-9 過量空氣

率 20 及圖 5-15 熱損失率 0 時爐溫約為 1100 但圖 5-15 中

的 NO 顯然比圖 5-9 者大很多其原因是雖溫度相似但圖 5-15 是在

過量空氣率 60 的情形下故在高溫下所提供的空氣量比圖 5-9 的

20 大因此所形成的 Thermal-NOX 量會相對增加

100

圖 5-10 熱損失對爐溫的影響

圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

0 10 20 30熱損失()

鎘化合物產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

8150367

9149808

1109647

1013112

700

800

900

1000

1100

1200

0 10 20 30

熱損失率()

爐溫

()

101

圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響

圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

0 10 20 30

熱損失()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

0 0 2

0 0 4

0 0 6

0 0 8

0 1

0 1 0 2 0 3 0

熱 損 失 ()

汞化合物產量(k

ghr

)

H GG

H GO G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30熱損失()

鉛化合物產量(kghr) PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

102

圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響

圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30

熱損失()

酸性氣體產量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30

熱損失()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

103

533 廢棄物熱值

由於廢棄物熱值因地因時而異且變動範圍大同時也對爐溫有

某種程度上的影響故根據臺灣地區一般垃圾的熱值其約略範圍做模

擬(本模擬在過量空氣率 60 熱損失率 20 的前提下進行)由圖

5-16 中可知爐溫隨熱值增加呈線性增加而一般為使有機物達完全

之破壞通常將爐溫控制在 800~950 故若廢棄物熱值低於 1900

kcalkg 時可加入輔助燃料或降低過量空氣量以提高爐溫而若熱

值超過 2200 kcalkg 時(爐溫約大於 950 )為避免爐壁不堪負荷及

Thermal-NOx的生成可藉由提高過量空氣量來降低爐溫

圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 )

600

800

1000

1200

1600 1800 2000 2200 2400 2600

垃圾高位發熱量 (kcalkg)

爐溫

()

104

534 含硫量

圖 5-17~5-20 為含硫量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

圖 5-17顯示含硫量增加時CdO(s)的生成量隨之減少但Cd(g)及CdO(g)

卻增加圖 5-18 中的汞化合物則無明顯的變化圖 5-19 則顯示含硫

量增加時PbCl4(g)隨之減少但 PbCl2(g)卻是增加圖 5-20 中鉻化合

物生成量無明顯的變化仍舊是 CrO2(s)佔大多數就以上的幾種變化

而言並不是因含硫量改變的關係因為當含硫量增加時爐溫卻隨

之增加從含硫量 02 時的 915 到含硫量 3 時的 949 對照

圖 5-5 和圖 5-7 中過量空氣率 60 的 915 到 40 的 991 這區

間無論是 Cd(g)CdO(s)CdO(g)PbCl4(g)或 PbCl2(g)其變化趨勢及變

化量皆極為相近原因是因為在爐溫 800 以下時硫含量增加易

使重金屬形成穩定之硫化物型態但一旦超過 800 則含硫量的影

響就微乎其微

圖 5-21 所示為含硫量對酸性氣體生成的影響其中 SO2(g)及 SO3(g)

的量隨含硫量增加而遞增但 SO3(g)的增加量較不明顯因為硫燃燒

後幾乎以 SO2(g)的型態存在而 NO(g)和 NO2(g)則隨含硫量增加而有增

加的趨勢其原因亦是因溫度上升所導致(與圖 5-15 比較之)

105

圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響

圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鎘化合物生成量(kghr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

106

圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響

圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響

05

10152025303540

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

107

圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響

0

500

1000

1500

2000

2500

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

108

535 含氯量

圖 5-22~5-25 為含氯量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

其中含氯量對鎘及鉻化合物的生成無明顯的影響而對汞化合物而

言則只有在含氯量超過 25 時生成微量的 HgCl2(g)在鉛化合物

方面隨含氯量的增加PbCl4(g)呈急劇的增加相對的PbCl2(g)則急

速減少雖然系統溫度從含氯量 02 時的 913 降至 3 時的 909

PbCl4(g)可能因溫度下降而產量增加但比較圖 5-7 可知在 4

的溫度範圍內PbCl2(g)不致於如此急速下降所以以上的現象乃是因

含氯量增加之故而含氯量增加對鉛化合物生成的影響則有學者指

出鉛在無機氯存在之條件下生成物主要為 PbO(g)在高含氯量之條件

下會生成 PbCl2(g)或 PbCl4(g)然而在高溫下(850 )鉛的氯化物之

生成潛勢較氧化物為大所以氯含量增加時只有鉛的氯化物隨之改

變圖 5-26 為含氯量對酸性氣體生成的影響而 HCl(g)如預期般隨含

氯量的增加而增加其餘酸性氣體則如圖 5-15隨溫度變化而有不同

的改變

109

圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響

圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鎘化合物生成量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

110

圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響

圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

111

圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響

0

200

400

600

800

1000

1200

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

112

54 熱力平衡模式

焚化過程中重金屬相態及物種形成的預測大多使用熱力平衡分

析法來模擬之其中又以平衡常數法(equilibrium constant analysis)

與最小自由能法(minimization of free energy)的應用最為廣泛然而平

衡常數法因為具有組成之數值解析較為困難冷凝物種存在條件下運

算較為困難以及對非理想方程式條件下模式之標準化較困難等缺

點因此大多採用最小自由能法一般而言熱力平衡分析大多期望

利用簡單之方程式如溫度與壓力之特性而能有效描述熱力學狀況

其中自由能較容易利用溫度及壓力特性達到最小之目的所以文獻中

許多熱力平衡研究皆以最小自由能法(Lee 1988 Eddings 1992 Wu

1993 Lin 1996)

541 模擬程序

1 輸入反應物元素符號

2 輸入參與反應物種熱力資料臨時儲存檔案名稱

3 檢視所有可能反應物種(由輸入元素符號列示出所有相關物種)

4 選擇物種輸入方式(以元素或化合物兩種方式供選擇)

5 選擇模擬結果輸出表示方法(克莫耳或兩者皆具)

6 選擇輸入資料表示方法(克或莫耳)

113

7 輸入模擬條件(溫度壓力或其它)

8 依次個別輸入反應物濃度

9 輸入其他模擬條件與濃度(依此循環直至輸入所有所欲模擬條

件)

10 執行模擬程式

11 建立輸出檔案並列示出模擬結果

542 模擬條件

本研究模擬進料之組成與先前 ASPEN PLUS 所模擬者相似皆以

表 5-1 中 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成為對象其不同處

是在熱力平衡模式中操作條件除溫度分別控制在 700800900

外亦針對有機氯及無機氯對污染物的生成作探討並和往後的實驗

結果做比較以期了解熱力平衡模擬與實際實驗結果之差異表 5-6

為熱力平衡模擬輸入條件

114

表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件進料添加物(g)

添加 PVC 添加 NaCl

C 712125 712125

H 3165 3165

O 44280 44280

Cl 60 60

Na 0 3887

Cd 45 45

Pb 375 375

Hg 0094 0094

Cr 375 375

Temperature() 700800900 700800900

543 模擬結果討論

表 5-7 為鎘化合物在各操作條件下的模擬結果結果中顯示當

添加有機氯時其主要生成物種為 CdCl2(g)及微量的 Cd(g)且溫度上

升時CdCl2(g)的濃度僅略為下降至於在無機氯化物的添加下系

統中的氯原子因為和鈉原子的親和力較大因此大多生成氯化鈉

而金屬鎘則以Cd(g)及CdO(s)為主要生成物種而隨著爐溫的上升Cd(g)

的濃度隨之增加反之CdO(s)則有略為下降的趨勢

115

表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1075E-03 1075E-03 1081E-03 1019E-06 1019E-06 1020E-06

CdCl2(g) 1342E-04 1337E-04 1192E-04 3284E-09 2842E-09 1038E-09

Cl(g) 4379E-08 1309E-07 3267E-07 4361E-11 1300E-10 3230E-10

Cl2(g) 4178E-08 2126E-08 1221E-08 4145E-14 2099E-14 1194E-14

HOCl(g) 1139E-08 1383E-08 1629E-08 1193E-11 1442E-11 1689E-11

Cd(g) 4109E-09 2987E-07 9243E-06 1013E-07 6427E-06 8231E-05

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

CdO(s) 0 0 0 9391E-05 8669E-05 7947E-05

116

表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果

添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1129E-03 1129E-03 1128E-03 1021E-06 1021E-06 1020E-06

Cl(g) 4602E-08 1375E-07 3414E-07 4370E-11 1303E-10 3232E-10

Cl2(g) 4614E-08 2347E-08 1333E-08 4163E-14 2107E-14 7795E-15

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

Hg(g) 1692E-06 1712E-06 1714E-06 1711E-06 1712E-06 1714E-06

HgCl2(g) 2672E-08 1298E-09 1046E-10 8453E-15 8956E-16 9303E-17

HgO(g) 8792E-09 7084E-09 5850E-09 9817E-09 7786E-09 6416E-09

HgCl(g) 1162E-12 1010E-12 8873E-13 1037E-15 8956E-16 7906E-16

HgH(g) 8920E-22 2864E-20 5073E-19 8589E-22 2734E-20 4845E-19

117

表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 6459E-04 6458E-04 6457E-04 0 0 0

PbCl4(g) 1156E-03 1156E-03 1156E-03 2441E-06 2441E-06 2441E-06

Cl(g) 2795E-08 8332E-08 2066E-07 0 0 0

Cl2(g) 1701E-08 8610E-09 4884E-09 0 0 0

HOCl(g) 7725E-09 9332E-09 1091E-08 0 0 0

NaCl(l) 0 0 0 1806E-03 1806E-03 1806E-03

PbO(red) 0 0 0 7359E-04 7117E-04 0

PbO(g) 0 0 0 1053E-06 2516E-05 3377E-04

PbO(l) 0 0 0 0 0 3974E-04

Pb(g) 0 0 0 3711E-10 3799E-08 1706E-06

HPb(g) 0 0 0 3366E-18 1456E-16 5735E-13

Pb2(g) 0 0 0 8906E-21 1415E-17 5183E-14

118

表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1128E-03 1128E-03 1128E-03 9662E-04 9621E-04 9620E-04

Cr2O3(s) 1002E-03 1002E-03 1002E-03 0 0 0

Cl(g) 4465E-08 1335E-07 3313E-07 3917E-08 1168E-07 2897E-07

Cl2(g) 4347E-08 2212E-08 1257E-08 3348E-08 1694E-08 9610E-09

HOCl(g) 1129E-08 1371E-08 1606E-08 1019E-08 1231E-08 1440E-08

CrO2Cl2(g) 5168E-10 3531E-10 2535E-10 0 0 0

CrO3(g) 6329E-14 1344E-12 1663E-11 0 0 0

CrCl3(g) 4803E-19 2838E-19 5550E-19 0 0 0

CrCl2(g) 8092E-20 2510E-19 1190E-18 0 0 0

CrCl4(g) 2953E-20 1393E-20 1565E-20 0 0 0

CrO2(g) 7883E-21 6513E-21 1688E-14 0 0 0

Na2CrO4(s) 0 0 0 2135E-03 2135E-03 2135E-03

NaCl(l) 0 0 0 2657E-04 2657E-04 2657E-04

119

表 5-8 為汞化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示無論添

加有機氯或無機氯焚化後主要的生成物種為 Hg(g)而且其濃度幾

乎不受溫度的影響進料改變的主要差別在於添加有機氯時有微量

的 HgCl2(g)生成但添加無機氯時雖然亦會生成但其濃度已降低

至幾可忽略

表 5-9 為鉛化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示在添加

有機氯的情況下高揮發性的 PbCl4(g)為主要生成物種且其濃度不

隨溫度的上升而改變當添加無機氯 NaCl 時大部份的氯原子和鈉

原子結合形成 NaCl而只有少部份與鉛形成 PbCl4(g)此外鉛亦和

氧結合成 PbO(red)PbO(g)甚至形成更微量的 Pb(g)HPb(g)及 Pb2(g)

表 5-10 為鉻化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示當添加

有機氯時主要生成物種為 Cr2O3(s)另外也有微量的金屬氯氧化物

CrO2Cl2(g)以及氯化物 CrCl2(g)CrCl3(g)CrCl4(g)的生成而當添加無

機氯化物 NaCl 時則無任何氯化鉻或氯氧化鉻的生成其主要生成

物種變成固態的 Na2CrO4(s)系統中之氯原子主要與鈉及氫反應生成

NaCl(l)與 HCl(g)此結果顯示氯原子與鉻在高溫下之反應親和力遠小

於鈉或氫原子此外無論是添加有機氯或是無機氯所生成的固相金

屬化合物之濃度皆不隨溫度升高而改變但氣相之生成物濃度則隨

之增加僅 CrO2Cl2(g)例外

120

第六章 實驗設備及方法

前一章中我們以套裝軟體模擬焚化後所產生的污染物質然而軟

體所模擬乃是在熱力平衡的理想狀態下物種的生成情形所以無法很

真實的描述出複雜且多元的焚化狀況因此我們以實驗廠規模(Pilot

Scale)的焚化爐來模擬都市廢棄物的焚化狀況期能得到更真實的模

擬數據以便往後的分析及比較之用

流體化床焚化爐具有高熱容高熱傳與質傳效率以及高混合的

優點爐體內溫度易於控制且分佈均勻溫度變化小適合作為研究

實驗之反應器因此本研究採用流體化床焚化爐作為一次燃燒室

61 實驗設備

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

本實驗所使用的焚化爐為一含空氣污染控制設備之實驗室規模

的氣泡式流體化床焚化爐如圖 6-1 所示包含下列幾個主體空氣

預熱室(長 50 cm)砂床主燃燒室(高 100 cm內徑 10 cm)以及二次燃

燒室(高 110 cm內徑 25 cm)附瓦斯燃燒機材質為 310 鋼管製造

並且配置七支熱電偶監測爐體及半乾式洗滌塔(塔高 150 cm內徑

125 cm)溫度變化情形整個實驗流程由人機介面控制系統(Program

Logical ControlPLC)將焚化溫度砂床壓力及半乾式洗滌塔的溫度

121

截取在電腦螢幕作成記錄而且可以藉由人機介面回饋控制一次及二

次燃燒室的溫度使整個焚化流程的溫度能控制在實驗所需的條件

下而人工模擬進料物質則由上方雙重控制閥入口處投入燃燒所需

空氣則由空氣壓縮機送入並利用浮子流量計控制氣體流量燃燒所

產生廢氣經由旋風集塵器收集飛灰後再經由溼式洗滌塔去除細小微

粒與氣狀污染物最後由曳引抽風機排入大氣中

122

圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

5

1

2

3

4

5

6

7

8

8

9

10

11

12

13

14

15

8

8

1 鼓風機 2 浮子流量計 3 空氣預熱室 4 一次燃

燒室 5 二次燃燒室 6 瓦斯燃燒機 7 耐熱保溫材料

8 熱電偶 9 半自動進料系統 10 半乾式除酸洗滌塔

11 空氣霧化噴嘴 12 旋風集塵器 13 濕式洗滌塔

14 誘引抽風機

123

612 煙道氣中氯化氫之採樣設備

實驗中為採集煙道氣中的氯化氫氣體以進行分析在此採用耐高

溫及抗磨損的 Stainless 採樣頭採樣過程中儘量縮短管路傳送距

離並使氣體溫度維持在 120 以上另外為防止排氣中之塵埃

混入在吸收瓶前的管路中裝有玻璃纖維採樣設備如圖 6-2 所示

圖 6-2 氯化氫採樣設備

613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備

至於煙道氣中的另一酸性氣體 SO2 的採樣則藉助美國

冷卻管

4

5

01N NaOH 吸收液 矽膠

冰浴

煙道氣1

2

3

6

1 採樣頭 2 濾紙 3 HCl 吸收瓶 4 浮子流量計 5 接真空幫浦 6 保溫加熱系統

124

BACHARACH 製造型號為 Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial

Date Cable 24-0616 的煙道分析儀除 SO2之外此分析儀尚可監測

NOxCO 及 O2如圖 6-3 所示

圖 6-3 煙道氣採樣設備

採樣頭

125

614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備

氣相重金屬的採樣設備包括採樣管熱過濾器及加熱設備真

空幫浦浮子流量計及衝擊瓶等如圖 6-4 所示其中第一衝擊瓶為

空管目的為收集冷凝液第二三瓶中裝填氧化劑(5 HNO310

H2O2)以捕集揮發性金屬最後一瓶則填充矽膠目的為吸收水

氣確保正確氣體流率的測定避免影響自動等速抽引裝置及對系統

造成傷害

圖 6-4 氣相重金屬採樣設備

126

615 煙道氣中有機污染物之採樣設備

設備包括 Stainless 採樣頭熱過濾器以 Teflon 或玻璃纖維作為濾

材採樣傳送路線溫度須維持在 120 以上而衝擊裝置中第一瓶

為空瓶第二瓶中加入 200 ml 去離子水第三四支則裝填 200~300

g 矽膠如固 6-5 所示

圖 6-5 有機污染物採樣設備

浮子流量計

真空幫浦

衝擊設備去離子水 矽膠

XAD-4 樹脂

冷凝吸附管

煙道氣

熱過濾器及

加熱設備

採樣頭

127

616 樣品分析儀器

樣品分析過程中所使用的儀器型式如下所示

(1) 氣相層析儀及火焰離子偵測器(GC-FID)層析管柱為 CP-SIL

8 CB CATNO8751 (30 mtimes025 mm ID025 microm Film)

(2) 火焰式原子吸收光譜儀(Atomic Absorption Spectrophotometer

in FlameAAS)Hitachi 公司 Model Z-8000 Polarized Zeemam

AAS

(3) 煙道氣體分析儀美國 BACHARACH 公司製造型號為

Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial Date Cable 24-0616

(4) 微波消化器(Microorifice Digestion System)CEM 公司 Model

MDS-2000附鐵弗龍(PTEE)消化瓶 120 ml

(5) 分析天平Mettler 公司 model AT 261 Delta Range 螢幕顯示範

圍 001 mg 至 10 mg

(6) 自動乾燥箱(Auto Dry)Toyo Living 公司相對濕度維持在

40 以下

128

617 實驗藥品與材料

(1) 甲醇【CH3OH】分析試藥級

(2) 氫氧化鈉【NaOH】分析試藥級

(3) 硫氰化汞(Ⅱ)【Hg(SCN)2】試藥級

(4) 過氯酸【HClO4】試藥級70

(5) 硫酸鐵(Ⅲ)銨【NH4Fe(SO4)212H2O】試藥級

(6) 鉛標準液以 1000 ppm 鉛儲備液配製適當濃度

(7) 鎘標準液以 1000 ppm 鎘儲備液配製適當濃度

(8) 鉻標準液以 1000 ppm 鉻儲備液配製適當濃度

(9) 硝酸【HNO3】Pro Analysis 級試藥65

(10)鹽酸【HCl】Pro Analysis 級試藥65

(11)氫氟酸【HF】Pro Analysis 級試藥48

(12)硝酸鉛【Pb(NO3)2】

(13)硝酸鎘【Cd(NO3)24H2O】

(14)硝酸鉻【Cr(NO3)3H2O】

(15)微波消化酸液硝酸(HNO365 )

(16)濾紙Gelman Science 公司PN 66068直徑 47 mm孔徑

045 microm過濾用

(17)過氧化氫【H2O2】分析級30

129

(18)二氯甲烷【CH2Cl2】Pro Analysis 級試藥999

(19)XAD-4 樹脂50 microm750 m2gmesh20~50SIGMA Amberlite

XAD-4

(20)PAHs 標準品美國 supelco 公司之 UST BTEX Mix編號

4-8026

(21)木屑鋸木廠

(22)石英砂3 號石英砂粒徑大於 330 microm

(23)聚乙烯(PE)【(H2C=CH2)x】塑膠原料廠

(24)聚氯乙烯(PVC)【(H2C=CHCl)x】塑膠原料廠

130

62 進料組成之模擬

本研究中所使用的進料其組成乃是模擬 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析(表 5-1 所示)而訂表中鎘汞及鉛乃是環保署所公告「廢

棄物焚化爐空氣污染物排放標準」中所列管的重金屬物質而鉻乃是

因為其毒性亦會對環境及人體造成傷害故將之列入研究的範圍內

其中鎘鉻鉛的含量乃是根據文獻中一般垃圾中重金屬含量平均而

得而模擬進料組成包括木屑PE 袋PE 粒子PVC 塑膠粒子(或

氯化鈉)硫粉及金屬水溶液等其中木屑代表垃圾中之紙類木材

枯枝落葉與廚餘等可燃性有機物(皆為木質素與纖維素之構造)塑膠

原料顆粒代表垃圾中之塑膠纖維布類與皮革等人工聚合性有機物

重金屬溶液中之水溶液係考量台灣地區垃圾中之高含水量而重金屬

皆以其硝酸鹽類溶於超純水之方式配製三種重金屬濃度略高於典型

一般廢棄物之含量主要是考量化學元素分析與金屬物種分析之偵測

極限限制以及降低質量平衡誤差實驗中所使用的 PVC 塑膠粒子

取自化工原料廠為粒徑約 3 mm 之顆粒木屑則取自鋸木廠而氯

化鈉之添加則是顧及廚餘中含有多量的氯化鈉成份為考慮無機氯對

污染物種生成的影響故在部份的試程中加入以替代 PVC 中的有

機氯每包進料所含成份之組成百分比如表 6-1 及 6-2 所示而實驗

中設計每分鐘進料 3 包故每分鐘之進料組成如表 6-3 及 6-4 所示

131

在此條件下經計算後得知其理論需氧量為 6961 lmin而理論需空

氣量為 33148 lmin

132

表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

PVC() 384 48 5680006 g 00023 00003 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3683 3459 495 2273 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09391 01345 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

NaCl () 6100056 g 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3688 3455 495 2275 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09368 01342 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

133

表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28713 04035 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28104 04026 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

134

63 實驗操作條件

本實驗為探討不同操作條件下對污染物種生成的影響故分別針

對以下幾個變因做討論

not 一次燃燒室爐溫焚化過程中一次燃燒室的爐溫會影響污染

物的排放量

shy 二次燃燒室爐溫焚化過程中二次燃燒室的爐溫會影響所生

成的污染物種

reg 含氯物種有機氯無機氯對焚化過程中污染物種的生成有不

同的影響

實驗的設計乃基於上述的三個變因在各試程中分別做不同程度

的改變以了解其對污染物生成之影響其中一次燃燒室的爐溫乃是

藉由進料本身的熱值及電加熱管所提供的熱量所造成因此欲改變

一次室的爐溫必須調整電加熱管的加熱時間但因為進料本身的熱

值種種環境因素的關係所以實驗過程中無法準確地將爐溫操作在

同一溫度下而二次室的爐溫則由煙道氣本身的熱量和瓦斯燃燒機

所提供的熱量所達成而因為本實驗所使用的瓦斯燃燒機在達到設定

溫度後會自動關閉此時溫度開始下降控制器則會輸出一個 reset

訊號給燃燒機但為了安全考量燃燒機會在收到訊號後約 40 秒再

重新啟動故在這 40 秒的期間內溫度會一直下降因此在本實

135

驗中以平均溫度來估算二次室的溫度至於本實驗之進料中的含氯物

種則選擇 PVC 粒子作為有機氯而 NaCl 作為無機氯其中 NaCl

是以水溶液的型式添加表 6-5 所示為各試程之操作條件表

表 6-5 各試程之操作條件表爐溫()

砂床上 砂床下 平均 出口 二次室進料組成

Run1

Run2

Run3

7222

8191

8524

755

853

8836

7386

836

868

137~148

184~190

213~224

-

-

-

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run4

Run5

Run6

768

837

939

894

978

1000

831

908

970

120~130

155~160

236~248

-

-

-

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

Run7

Run8

Run9

7258

725

728

681

698

706

703

712

717

-

-

-

711

802

936

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run10

Run11

Run12

727

729

728

698

679

664

713

704

696

-

-

-

703

807

925

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

136

64 實驗流程

641 起爐升溫

本實驗採用如圖 6-1 所示的流體化床焚化爐為反應器而焚化過

程所需的空氣量在決定其過量空氣比為 16 後可以經由計算得知

實際需空氣量約為 53 lmin而爐體內壓力隨著越接近誘引抽風機

管路中負壓越大整個管路所呈現的負壓大約介於 2~20 cm-H2O 之

間

實驗進行前先開啟一次室的電加熱管使砂床中的介質預熱至

實驗所需的溫度由於溫度對污染物種的生成具有極大的影響所以

儘量使每個試程達相似的爐溫後再進行實驗的操作當溫度穩定

後即可打開洗滌塔的馬達並開始進料進料是由氣動閥控制的半

自動進料系統經爐體的上方投入頻率為每 20 秒一包

642 重金屬之採樣及分析

重金屬的採樣主要參考美國 EPA Method 5 (Environmental

Protection Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and

Analysis of Municipal Waste Combustion Washington DC

pp16-26(1987))重金屬採樣標準方法其設備如圖 6-4 所示

137

圖 6-6 重金屬分析流程圖

NO

以四位天平精秤樣品置入消化 Teflon 瓶

分別加入純酸消化試劑硝酸 4 毫升鹽酸 4 毫升氫氟酸 4 毫升

進行微波消化Program 1 7520minProgram 2 0 7minProgram 3 7520min

待溫度冷卻壓力降至大氣壓加入 15 毫升 15硼酸

趕酸微波功率Program 1 7510min

降溫降壓

取出消化液稀釋過濾

火焰式原子吸收光譜儀(FAA)分析重金屬濃度

計算重金屬回收率

回收率介於(100plusmn10~15)

YES

分析完成計算結果

（標準添加）加入已知濃度重金屬標準液

138

採樣後樣品放置於塑膠瓶中密封並冷藏在 4 以下於有效

期間內進行微波消化然後經過濾後於原子吸收光譜偵測其濃度圖

6-6 即為重金屬之分析流程圖

643 有機物之採樣及分析

有機物的採樣方法主要參考美國 EPA 半揮發性有機物採樣的標

準方法 (Modified Method 5 Train MM5)(Environmental Protection

Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and Analysis of

Municipal Waste Combustion Washington DC pp16-26(1987))其設

備如圖 6-5 所示

開始進行採樣為了使實驗操作在一穩定狀態下實驗操作中以

Stainless 採樣頭做煙道的等速取樣（isokinetic sample）經填充玻璃

纖維之熱過濾器截留廢氣中的粒狀物然後通過一冷凝裝置將廢

氣溫度降低使有機物冷凝成液相殘餘在尾氣中之有機物則由

XAD-4 吸附管吸附經過貫穿試驗測試結果顯示每一吸附管裝填

約 6 g 之 XAD-4 為較佳的採樣吸附劑劑量

由 XAD-4 吸附管所採得之 PAHs 樣品先以保鮮膜將吸附管上下

封住立即送至索氏萃取設備進行索氏萃取的實驗經過十八小時的

139

萃取後將置於萃取瓶中之萃取液以玻璃磨砂蓋蓋上立即送至 K-D

減壓濃縮裝置進行濃縮將濃縮至 1 mL 之樣品濃縮液倒入 18 mL 之

棕色瓶中貼上此樣品之標籤標籤內容為試程數日期樣品名等

送至 4 冷藏並於 14 日內進行 GC 的定量

644 酸性氣體之採樣及分析

本實驗中煙道氣所含 SO2NOx 的量測是藉由煙道氣體採樣設備

做即時監測而另一酸性氣體 HCl 則採傳統分析法為之此方法是我

國環保署於民國八十四年一月十一日所公佈的標準方法--硫氰化汞比

色法其採樣設備如圖 6-2 所示

採樣完成後將吸收液移置樣品瓶以試劑水淋洗吸收瓶洗液

併入樣品瓶中並儘速送回實驗室經加入所需試劑後俟溫度降至

20 時在 5~30 分鐘內以波長調至 460 mm 的分光光度計測其吸收

度所測得的氯離子濃度經公式換算後得出氯化氫之濃度

140

第七章 結果與討論

71 焚化過程中產生之重金屬污染物

711 各重金屬在氣固相中的分佈

焚化過程中部份重金屬物質在燃燒環境中可能與氧反應形成高

沸點的金屬物種(如重金屬氧化物)而停留於底灰中或與其它物質反

應生成揮發性較高的金屬物種(如金屬氯化物)而隨煙道氣排出然

而這些高揮發性的金屬化合物在煙道中隨溫度降低而產生均相凝結

(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous condensation)而附

著於焚化飛灰中因此停留在煙道氣中的氣相重金屬濃度會逐漸降

低而附著於飛灰上的重金屬則相對地增加

圖 7-1 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含有機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示吸收液所收集到的鉛化合物濃度很小鉛化合物幾乎都附著於飛

灰上或凝核成微粒而被濾紙所捕集

圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

0

1

2

3

4

5

6

7386 836 868

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

141

圖 7-2 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含無機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示其分佈情形與圖 7-1 之情況類似

圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

圖 7-3~7-4 分別代表重金屬鉛在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形

的影響由此二圖中可發現在煙道氣中所收集到的鉛化合物幾乎

皆附著於微粒上而被濾紙所捕集

圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

0

5

10

15

20

25

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

2

4

6

8

10

12

711 802 936

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

142

圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

圖 7-5~7-6 分別代表重金屬鎘在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖中顯示進料中含有機氯時煙道氣中仍可以吸收液收

集到微量的鎘化合物但添加無機氯時所收集到的鎘化合物幾乎附

著在濾紙所捕集的微粒上

圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

25

703 807 925

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

05

1

15

2

25

7386 836 868

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

143

圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

圖 7-7~7-8 分別代表重金屬鎘在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情形

的影響圖中顯示當開啟二次室時無論進料中添加有機氯或是無機

氯煙道氣中的鎘化合物幾乎都與微粒一起被濾紙所捕集

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

05

101520253035

831 908 970溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

01234567

711 802 936溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

144

圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

而根據文獻中(Hiraoka 1980)(Brunner1986)(Morselli1993)指出

鉛鎘揮發性高因此大多數的鉛鎘及其化合物皆隨煙道氣排出

之後因凝結現象而形成微粒然而鉻是屬於非揮發性重金屬所以大

部份的鉻及其化合物皆留在砂床中而隨煙道氣排放出的比例也大為

降低

圖 7-9~7-10 分別代表重金屬鉻在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖 7-11~7-12 分別代表重金屬鉻在開二次室的情況下進

料中含有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中

分佈情形的影響由圖中可以發現鉻化合物在煙道氣中的總濃度較

鉛鎘化合物為低因而焚化產生的鉻化物停留在砂床的比例較鉛

鎘化合物高

0

0204

06

08

112

14

703 807 925溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

145

圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

7386 836 868

溫度()

濃度(mgNm3) 吸收液

濾紙總濃度

0

02

04

06

08

1

12

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

146

圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

0

01

02

03

04

05

06

711 802 936溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

001020304050607

703 807 925溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

147

712 各操作條件下重金屬濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-13 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鉛化合物生成之影響圖由圖中可知當進料中添加無機氯

(NaCl)時會增加鉛化合物的排放量文獻中 (Wey 1996)(林

1996)(Chen 1997)曾指出一般而言當進料中含有機氯時其重金屬

在焚化過程中生成金屬氯化物的潛勢較氧化物大而且由於金屬氯

化物的揮發性大因此會減少重金屬在砂床中的分佈比例而當進料

中含無機氯時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其和重金屬的親

和力大故在焚化過程中氯原子和重金屬結合形成金屬氯化物的可

能性不大因此重金屬轉而與氧形成沸點較高的金屬氧化物而停

留於砂床中所以添加無機氯時煙道氣中的大部份重金屬的濃度都

0

5

10

15

20

25

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

148

有降低的趨勢然而Chen(1998)指出以上的論點適用於鉻銅鎘

等重金屬但對重金屬鉛而言它卻具有與上述相反的特性換言之

鉛在無機氯存在的環境下反而較有機氯時更容易揮發進入煙道氣中

圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

05

101520253035

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

0

05

1

15

2

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

有機氯

無機氯

149

圖 7-14 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鎘化合物生成之影響圖圖 7-15 亦在無二次室的情況下進

料中分別含有機氯及無機氯時對鉻化合物生成之影響圖從圖 7-15

中可以發現無論是添加有機氯或是無機氯重金屬鉻的排放濃度受

溫度的影響不大此現象可由模擬研究中獲得證實Lee(1988)魏

(1996)Lin(1996)曾指出在焚化過程中鉻以 Cr2O3(s)及 CrO2Cl2(g)

為主要生成物種其中後者隨含氯量增加而增加若在低含氯量時

生成量與前者相較則顯得微不足道而 Cr2O3(s)在 600~1200 K 範圍內

是很穩定不會因溫度改變而轉化成其它化合物故在都市廢棄物焚

化過程中鉻主要以 Cr2O3(s)的型式存在

(B) 有二次燃燒室時

啟動二次室的主要目的乃在使不完全燃燒物達完全燃燒然而對

重金屬而言能夠隨煙道氣進入二次燃燒室的是經一次室所排放出的

重金屬蒸氣揮發性高的金屬化合物及少許被氣流所吹起其上附有少

量重金屬的底灰而這些重金屬及其化合物在二次室中經再次高溫燃

燒後可能轉化成另一型態的金屬化合物故對重金屬而言在二次

室中只是化合物轉化的一個過程

150

圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-16 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉛化合物生成之比較圖對鉛化合物而言進料中含無機

氯時大多以氧化鉛的型式存在而氧化鉛受溫度的影響不大所以

圖中的曲線幾乎沒有太大的變化而在有機氯存在的環境下根據

ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果顯示在含氯量小於 1

時添加有機氯的主要產物為 PbCl2(g)及 PbCl4(g)含氯量大於 1 時

則以 PbCl4(g)為主而本實驗的進料組成乃模擬台灣地區都市廢棄物

之化學分析組成其含氯量為 013 低於 1 所以產物以 PbCl2(g)

及 PbCl4(g)為主而 PbCl4(g)隨溫度上升會逐漸轉化成 PbCl2(g)和 Pb(g)

02

46

810

12

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

151

圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-17 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鎘化合物生成之比較圖鎘及其化合物在二次室中的轉化

情形根據熱力平衡模式之模擬結果顯示在有機氯的添加下其生

成之主要物種為具高揮發性的 CdCl2(g)添加無機氯時爐溫在 900

以下時大多以 CdO(s)的型式在 900 以上則逐漸轉化成 CdO(g)及

Cd(g)

0

1

2

3

4

5

6

7

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

152

圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

圖 7-18 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉻化合物生成之比較圖鉻及其化合物在二次室時的情況

就如同之前所述以 Cr2O3(s)的型式佔大多數且受溫度的影響不大

故圖 7-18 中兩條曲線的變化情形甚微

001020304050607

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

153

72 焚化過程中產生之粒狀污染物

焚化過程中部份較輕或較小的灰渣微粒可能被氣流帶走而隨煙

道氣排出而這些微粒大多是未完全燃燒的碳粒因此通常會在主

燃燒室(一次室)後加裝二次室用以再次處理這些未完全燃燒物

圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較

圖 7-19 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成的粒狀污染物之濃度比較由本

圖可以發現經二次室處理後粒狀污染物的濃度大幅降低而在二

次室處理前添加無機氯會使粒狀物的濃度提高其原因可能是無機

氯中的鈉在焚化過程中解離成鈉離子而與其它物種結合成微粒並

隨煙道氣所排出因此增加粒狀物的排放濃度

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

154

73 焚化過程中產生之酸性氣體

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-20 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

氯化氫生成之比較由圖中可以發現進料中含有機氯(PVC)時所

產生的氯化氫濃度略大於含無機氯(NaCl)時的情況其原因乃是 PVC

本身可以提供氫的來源因此在高溫下氯離子可以迅速與氫離子結合

形成氯化氫而對 NaCl 而言一則本身無法提供氫的來源欲形成

氯化氫只得靠廢棄物中的含水量提供其氫離子二則由於 NaCl 本身

的晶格能及鍵能較高故其解離較慢待其解離完成可以提供其氫

源的水分子已有部份蒸發而被煙道氣帶走所以形成的氯化氫濃度會

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

155

有較少的趨勢

(B) 有二次燃燒室時

圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-21 為開二次燃燒室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯

對氯化氫生成之比較在開啟二次室時氯化氫的濃度無明顯的變

化仍是有機氯時大於無機氯時的濃度因為氯化氫並不會隨溫度變

化而轉化成其它物質故其趨勢仍舊延續一次室時的情況

0

50

100

150

200

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

156

732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較

無二次燃燒室時

圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較

圖 7-22 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

二氧化硫生成之比較由圖中可知進料中含無機氯時SO2的濃度

有隨溫度升高而下降的趨勢而在有機氯時SO2的濃度則無明顯的

變化另外從另一角度來看此處所生成的 SO2其濃度皆高於法規的

80 ppm因此必須經過酸性氣體控制設備的處理且至少需具備 75

的去除效果

050

100150200250300350

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

157

733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較

圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較

圖 7-23 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成 NOx 之濃度比較由圖中可發現

開二次室時所產生的 NOx 明顯高於只開一次室時此原因應該是由

Thermo-NOx與 Fuel-NOx所共同造成雖然二次室點燃後爐體內的平

均溫度未比只開一次室時高出很多但燃燒機的火焰部份會產生局部

高溫而導致 Thermo-NOx的生成此外在本實驗中是以瓦斯作為二

次室燃燒機的燃料而瓦斯中含有大量的氮化物(見表 7-1)因此在

燃燒過程中會有 Fuel-NOx生成

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

) 有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

158

表 7-1 常見燃料之成分分析表成分重量百分比() 天然氣 2 號燃料油 4 號燃料油 6 號燃料油

碳 712 873 865 873氫 230 126 117 105氧 -- 004 027 064氮 48 0006 024 028硫 10 022 135 084灰分 0 lt001 002 004

氫碳 (克分子比例) 388 172 160 144總熱值 9880 (kcalNm3) 10680 (kcalkg) 10620 (kcalkg) 10300 (kcalkg)淨熱值 9030 (kcalNm3) 9500 (kcalkg) 9530 (kcalkg) 9300 (kcalkg)API 度 -- 33 232 126

比重 (156 ) 0044 0860 0915 0982Saybolt 黏度 (秒) -- 33~38 45~125 900~9000

閃火點 () -- 38 55 65Perrys Chemical Engineering Handbook 6th Edition

159

74 焚化過程中產生之有機污染物

741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

圖 7-24 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由圖中可知當進料中添加 PVC

而一次室爐溫在 738 時所產生的 PAHs 主要以 NaP (二環)及 AcPy

的型式存在但隨著爐溫的升高有機物則逐漸以三環的 FluPha

甚至 Ant 的型式出現其原因可能是因為氯的陰電性強易帶走直鏈

或支鏈有機物的氫離子使得這些有機物形成具有π鍵且不穩定的烯

類或炔類而在高溫的情況下這些有機物會重新鍵結形成較穩定的

0

5000

10000

15000

20000

25000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

738

836

868

160

環狀物然而當進料中添加有機氯( PVC )時由於 PVC 的燃燒過

程並非如其它物質可以迅速完成反應而必須歷經預熱及氣化的點

燃前階段(pre-ignition)而後才是進行真正的燃燒階段(burning)(張

1993)因此焚化過程中當有機物污染物產生時只有部份因 PVC

粒子受高溫而氣化的氯離子可以帶走有機物上的氫原子所以再經高

溫焚化後所能形成的環狀有機物以低環有機物佔大多數如圖 7-24

中 738 的情況但當焚化溫度升高時可以加速 PVC 的分解燃燒

過程同時也增加氯離子的氣化速率因此使大多數的氯離子能有更

多的機會帶走直鏈或支鏈有機物上氫離子因而形成更多的π鍵而

在焚化的高溫環境下這些π鍵更容易斷鍵而形成多環有機化合物

因此在圖 7-24 中可以看出836 及 868 時所產生的有機污染

物中以三環的 AcPyFlu 及 Ant 佔絕大多數

另外林(1998)曾指出PVC 在焚化過程中(約 600~700 )所生

成的十四種 PAHs 物種中以 NaP 及 AcPy 的濃度較高此與本實驗

結果相符合

圖 7-25 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 BTEX 物種生成的影響圖中顯示物種大多隨溫度升高而有

降低的趨勢其中 Benzene 的濃度較其它物種為高

161

圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

831

908

970

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 738

836

868

162

圖 7-26 是在只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由上圖可知進料中添加無機氯時

所生成的有機物種分佈較廣其中三環的有機物佔大多數這現象可

和前頁含 PVC 的情況做比較在含 PVC 的情形下由於 PVC 的燃

燒過程複雜導致氯離子無法有效帶走有機物上的氫離子而進料含

無機氯(NaCl)的情況而言在本實驗中NaCl 是以水溶液的型態加入

進料中因此當進料投入爐體後NaCl 可以因高溫而迅速斷鍵而

釋出氯離子所以氯離子可以有充份的機會帶走部份未被高溫所破壞

之直鏈或支鏈有機物上的氫原子而形成更多的π鍵之後在高溫的

焚化環境中容易產生三環四環甚至更多環數的有機污染物但總

體而言大部分有機物在高溫下還是會被破壞而形成 CO2及 H2O所

以隨著溫度的上升有機物的總量是有下降的趨勢至爐溫約 970

時這些三四環的有機物亦逐漸因高溫而斷鍵故所餘留者以 AcPy

佔多數

163

圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

圖 7-27 是只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中仍以 Benzene 的生成濃度較其它

物種高而各物種的生成濃度則有隨溫度上升而降低的趨勢

743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 831

908

970

164

圖 7-28 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 PVC 的進料在加入二次燃燒室

後其所產生的有機物以 Pha 佔多數且當二次室爐溫改變時所生

成的有機物量並無明顯的變化因為大部份的有機物已因二次室的燃

燒而去除殆盡

而在二次室溫度 711 時未被去除之有機污染物的分佈介於

二三環之間然而隨著溫度的上升其有機物卻逐漸轉化成三環

四環甚至五環的有機污染物因此在二次室的燃燒環境下溫度提

高卻有促進環狀物合成的趨勢

圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

400

800

1200

1600

2000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1703 T2711 T1712 T2802 T1717 T2936

165

圖 7-29 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響由圖中可以發現經二次室處理後煙

道氣中的 BTEX 仍以 Benzene 佔多數Toluene 居次其餘三物種之

濃度則偏低

166

744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-30 是在開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 NaCl 的進料在經二次室的處理

後所排放的有機污染物已大為降低而部份未被去除的有機物中

則以 Chr 佔大多數但隨著溫度的增加其濃度亦有下降的趨勢

圖 7-31 為開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中物種的生成趨勢與圖 7-29 頗為

類似

0500

100015002000250030003500400045005000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

167

圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯)

圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1738 T2未開

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0

500

1000

1500

2000

2500

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1713 T2703 T1704 T2807 T1696 T2925

168

圖 7-32 是在比較當進料中含有機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 由圖中可發現含 PVC 的進料經二次室處理後大多數的

PAHs 因高溫的焚化環境而被破壞少數則在斷鍵後又轉化成其它物

種唯 Pha 的濃度在開二次室後仍無明顯的變化因此二次室對進料

中含有機氯的物質焚化後所產生的 PAHs(除 Pha 以外)皆有極大的

去除效果

圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-33 是在比較當進料中含有機氯時BTEX 經二次室處理前

後之濃度比較圖中顯示經二次燃燒室處理後的煙道氣其 BTEX 的

排放濃度皆能有效降低

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1738 T2未開T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

169

746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯)

圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-34 是在比較當進料中含無機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 當進料中含 NaCl而只開一次室時PAHs 大多為三四環

的物質當二次室開啟後可以有效破壞大部份 PAHs 物種但同時

也有少部份物種在高溫環境下而合成產生四環的 B(a)A甚至四環

以上的物種其濃度亦有些微增加的趨勢

圖 7-35 是在比較當進料中含無機氯時BTEX 經二次室處理前

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000N

aP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

170

後之濃度比較圖中二次室對 BTEX 的去除與圖 7-33 頗為類似大

部份皆能因高溫而降低其排放濃度

圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

171

747 添加重金屬對有機污染物生成的影響

文獻中(Soltys 1986)(Dunstan 1989)(李1992)曾指出焚化過程

所產生的 PAHs 會因飛灰上碳成分性質之不同而影響其排放濃度

另外(Haynes 1981)(Ndubizu 1982)亦指出重金屬的添加能有效的

抑制燃燒過程中碳煙的生成因此從上述的論點可以歸納得知重

金屬的添加會影響焚化過程中有機污染物的生成

(Wey et al 1998)更進一步研究指出鉛的存在降低了 PAHs 前驅

物 C6H6C2H2CH4的活化能使其進一步的與二三環的 PAHs 加

成聚合生成四五環的結構因此在實驗中二三環的 NaPAcPy

PhA 被轉化成四五環的 FluAPyrBaAChrBaP而鎘主要是

將氣相中的 NaP 及 AcPy 捕捉在飛灰上但是對於多環的 PAHs 卻沒

有明顯的趨勢而在其實驗中也發現飛灰中鉻含量越高PhA

FluAPyr 明顯的增加甚至五六環的 InP 及 B(ghi)P 也被檢測出

來這現象可能是由於鉻催化形成多環結構的能力大於鉛鋅使三

四環的 PAHs 能進一步的與前驅物質反應形成五六環的結構

由以上文獻的研究結果與圖 7-28 及圖 7-30 對照後可發現圖 7-28

中 PhAFluAPyr 及 B(a)A 的濃度明顯較其它物質高而圖 7-30 中

B(a)AChrB(a)P 的濃度似乎也比其它物質高由此可以推斷圖 7-28

中受重金屬鉻的影響較大而圖 7-30 則受鉛的影響較大然而在本

172

實驗中鉛鉻的添加皆佔總量的 01 在添加量相同的情況下

不可能產生如此的差異故應從重金屬的焚化過程來探討在圖 7-13

及圖 7-15 中當進料中含有機氯時鉛化合物的排放濃度明顯偏低

而若含無機氯時排放濃度則大為提高至於在鉻化合物的排放濃度

方面進料含有機氯時略高於含無機氯時的情況因此在進料含有

機氯時由於鉻的催化能力遠大於鉛所以會有圖 7-28 的情況發生

而進料含無機氯時雖然鉻的催化能力較鉛大但鉛化合物的濃度卻

遠大於鉻因此在圖 7-30 中鉛產生的催化效應會大於鉻

173

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討

表 7-2 為本實驗之結果數據表由表中可以發現進料中含氯物種

的不同會影響重金屬污染物的排放濃度而重金屬的排放濃度誠如

上一節所討論會影響 PAHs 物種的生成因此含氯物種亦間接地

影響 PAHs 物種的生成此外含氯物種的不同也影響 HCl 及粒狀

物的排放濃度所以在本實驗中除 SO2及 NOx外其餘污染物的

生成皆受含氯物種不同的影響

在本實驗操作溫度範圍內(一次室738~970 二次室703~936

)的影響方面對重金屬化合物而言其排放濃度受一次室爐溫的

影響而二次室的溫度則會促使其生成物種間的轉化實驗結果可以

發現重金屬鉻在高溫下大部份形成 Cr2O3(s)因此溫度變化對其排

放濃度影響不大至於鎘化合物其排放濃度略有隨溫度上升而增加

的趨勢鉛化合物則在添加無機氯時排放濃度隨溫度上升而增加

當添加有機氯時溫度變化對其生成濃度影響不大而有機污染物及

粒狀物的排放濃度受溫度的影響很大當溫度愈高則其排放濃度愈

低尤其當啟動二次室時更能有效降低其濃度至於 HClSO2及

NOx則受溫度變化的影響較小

174

表 7-2 實驗結果數據表

試程含氯物種

一次室爐溫()

二次室爐溫()

Pb (mgNm3)

Cd (mgNm3)

Cr (mgNm3)

粒狀物(mgNm3)

SO2ppm

HClppm

NOxppm

NaP(mgNm3)

AcPy(mgNm3)

AcP(mgNm3)

Flu(mgNm3)

Pha(mgNm3)

Ant(mgNm3)

FluA(mgNm3)

Pyr(mgNm3)

B(a)A(mgNm3)

Chr(mgNm3)

B(b)FB(k)F(mgNm3)

B(a)P(mgNm3)

DbAB(ghi)P(mgNm3)

InP(mgNm3)

1 738 -- 49 077 132 202 173 135 155 ND ND 15285 ND ND 2590 ND 1226 ND 998 28 67 80 562 836 -- 371 205 155 105 151 174 66 ND ND 26172 ND ND ND ND 1453 1210 ND ND 50 ND 4073

PVC868 -- 162 063 154 453 197 197 116 ND 1158 ND 192 ND ND 240 1026 1786 ND ND 147 ND 547

4 831 -- 152 225 094 379 300 108 101 ND ND 304 1097 ND 536 194 287 197 ND 160 ND ND ND5 908 -- 20 201 112 530 150 147 72 ND ND 144 691 ND 435 150 344 140 89 39 26 153 ND6

NaCl970 -- 126 293 109 514 74 180 89 ND 846 97 94 81 12 25 22 187 92 18 50 25 ND

7 703 711 965 644 047 125 1 150 204 32 20 98 64 279 9 16 6 ND 6 11 28 9 ND8 712 802 11 635 051 101 0 189 218 53 29 50 58 461 38 148 47 16 8 ND 18 231 39

PVC717 936 096 062 042 472 3 178 101 7 16 295 36 546 21 184 106 153 13 6 5 11 3

10 713 703 093 043 051 380 0 110 188 ND 10 120 179 69 10 156 84 27 1627 7 3 255 511 704 807 109 042 054 374 0 145 204 ND ND 83 128 53 12 18 39 9 805 4 21 13 412

NaCl696 925 195 121 059 576 0 172 198 27 30 112 200 135 47 32 12 281 685 51 98 45 32

175

第八章 結論

本研究中蒐集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化

操作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與

控制效果及其影響因子等相關資料並配合文獻中有關焚化廢氣中污

染物特性之相關研究同時針對我國及各國的焚化爐排放法規標準

做一完整的研究與探討以俾獲得最佳焚化處理技術

此外為了解焚化過程中污染物種的生成特性及行為本研究以

臺灣地區都市廢棄物的平均組成為對象分別使用 ASPEN PLUS熱

力平衡模式來模擬各不同操作條件下污染物種的生成行為然而

軟體所模擬者乃是物種在熱力平衡時的狀況但卻因反應動力的限

制而未能真實模擬焚化過程中的部份燃燒及未完全燃燒的情形基

於此本研究乃以實驗及模擬結果相互比較以期更真實的模擬焚化

過程

實驗過程中幾個因素可能會造成實驗結果和實廠狀況有所差

異

1 在實廠中燃燒所需的熱量是由廢棄物本身的熱量所提供但

實驗過程中部份熱量卻是由電加熱管所致因此實廠中熱

量的傳播是靠對流及傳導但實驗中部份熱量卻是藉由熱幅射

來傳播所以實驗所得的數據會與實廠有所誤差

176

2 由於都市廢棄物組成的變異性大而實驗進料量少因此會有

誤差產生

3 焚化過程之複雜性及變異性極大所以實驗必須重覆多次方能

使數據具代表性及普遍性然而本研究因受限於經費和時間的

緊迫所以對不同操作條件無法做重覆多次的實驗

81 焚化過程中產生之重金屬污染物

由於台灣地區執行垃圾分類的成效不彰因此都市廢棄物中充斥

著各式各樣的重金屬物質也使得焚化後產生的重金屬污染物呈現多

樣性與複雜性在本研究中只針對環保署所公告「廢棄物焚化爐空

氣污染物排放標準」中所列管的重金屬鉛鎘汞及另一重金屬毒性

物質鉻作研究而在實驗部份基於安全上的考量故進料中不添加

汞所以汞化合物的生成僅做程式上的模擬與文獻的探討

811 鎘化合物

綜合 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果可知重金屬鎘在

進料含有機氯時經焚化過程後所生成的主要物種為 CdCl2(g)含無

機氯時則以 CdO(s)為主且生成物種會受溫度的影響但不受含硫

量的影響含有機氯的進料當溫度上升時Cd(g)的生成量有逐漸增

加的趨勢而添加無機氯時溫度上升則會導致 CdO(g)及 Cd(g)生成量

177

的增加CdO(s)卻逐漸減少

而文獻中指出金屬氯化物的揮化性高易隨煙道氣排出而金

屬氧化物的沸點較高易停留於砂床中因此添加有機氯時鎘化合

物的煙道氣排放濃度較添加無機氯時大另外從實驗中可發現無

論進料含有機氯或無機氯及是否開二次室從煙道氣中所採得的鎘化

合物大多數是附著於飛灰上以固相的型式出現而仍以氣相型態

存在者較為少量在開啟二次室的情況下總排放濃度最大約為 63

mgNm3

因此從以上的結果可以得知重金屬鎘經焚化後所產生的化合

物大部份的氧化物停留於砂床中部份隨煙道氣排放的高揮發性物

質則幾乎都因異相凝結或均相凝核而成為固相

812 鉛化合物

重金屬鉛的焚化模擬結果顯示當進料含有機氯時其生成物以

氯化物為主其中 PbCl4(g)佔大多數而隨著溫度上升則 PbCl2(g)及

Pb(g)的生成逐漸增加此外含氯量的增加會促使 PbCl4(g)的生成

而 PbCl2(g)則相對的減少直到鉛完全和氯反應才會停止 PbCl4(g)的

生成而當進料含 NaCl 時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其

和重金屬間的親和力大因此絕大多數的氯原子皆和鈉原子反應生

178

成氯化鈉而鉛只能和氧形成金屬氧化物

從實驗及文獻中亦可發現雖然添加有機氯時可促使鉛形成高

揮發性的氯化物但煙道氣中所採集到的鉛化合物濃度卻比添加無機

氯所生成的氧化物濃度低另外無論是否開啟二次室大多數氣相

中的鉛化合物也是藉由異相凝結或均相凝核而形成固相物質

813 鉻化合物

在重金屬鉻的焚化模擬過程中可以發現 ASPEN PLUS 的模擬結

果顯示鉻在高溫的焚化環境下大多形成 CrO2(s)及微量的 CrO2(g)

CrO2Cl2(g)和 CrO3(g)等而熱力平衡模式的模擬結果則顯示當進料含

有機氯時Cr2O3(s)為主要生成物種至於氯化物及氯氧化物的濃度皆

為少量當進料含無機氯時生成物種則以 Na2CrO4(s)為主而所添

加的氯原子大多與鈉及氫反應生成 NaCl(l)及 HCl(g)或更微量的 Cl2(g)

此外重金屬鉻焚化後所形成的化合物的相關文獻中皆認為在有機

氯存在的環境下 Cr2O3(s)為優勢物種因此可以推斷雖然 ASPEN

PLUS 在化工製程的應用上有極佳的評價但可能是因為其無機資料

庫的相關資料有限因而導致模擬結果有所誤差至於熱力平衡模

式由於本實驗室從事多年的焚化相關實驗及研究故建立了較完善

的焚化物種資料庫因而在此以熱力平衡模式的結果來加以探討

179

在實驗結果方面當進料添加有機氯時煙道氣中所含鉻化合物

濃度較添加無機氯時為高可能是因為 Na2CrO4(s)大多留在砂床中

因此降低鉻化合物在煙道中的濃度另外也發現無論進料中添加有

機或是無機氯煙道氣中鉻化合物的濃度隨溫度的變化不大由此可

知Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)在實驗操作溫度範圍內為穩定物種至於鉻

化合物的分佈比例由實驗結果中可以發現鉻化合物在煙道氣中的

總濃度較鉛鎘為低因為大多數的 Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)皆停留在砂

床中所以氣相的分佈比例也就相對的減少而文獻中(Morselli

1993)(Sarofim 1994)亦證實鉻化合物留滯於底灰的比例大約有

70~90

814 汞化合物

由 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果得知無論進料中添

加有機氯或是無機氯其生成的汞化合物中以 Hg(g)佔絕大多數

然而添加有機氯時所生成的氯化物雖量少但與添加無機氯所生成

的氯化物比較顯然大了許多因為添加無機氯氯與鈉的親和力遠

大於氯與汞因此氯化鈉成為此環境下的優勢物種而隨著溫度的

上升Hg(g)亦有些微增加的趨勢

從模擬結果中可以發現焚化所生成的汞化合物皆為氣相且其

180

為高揮發性不易因異相凝結或均相凝核而形成固相所以對煙道氣

中的汞化合物的控制較為困難

815 重金屬污染物的控制

綜合上述重金屬生成之特性可知除汞化合物外其餘三種重金

屬在焚化過程中隨煙道氣所排出之氣相化合物大多因溫度降低而

凝結成固相文獻中(Norton 1986)(Ontiveros 1989)(Wey 1998)曾指

出在煙道氣中揮發性較高的重金屬物質如AsCdCuNi

Pb 及 Zn 所形成的化合物在飛灰中的分佈是趨向於小粒徑的微粒

而沸點較高的鉻則平均分佈於飛灰中至於汞化合物由於其揮發

性較一般金屬高又不易凝結果於飛灰上所以大部份仍停留於氣相

中

因此欲降低焚化所排放的重金屬化合物的濃度除了積極地藉

由改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬的揮發外亦可在金

屬蒸氣尚未形成金屬微粒時由吸附劑與金屬微粒間之物理吸引捕捉

重屬蒸氣或消極地利用有效地捕捉煙道氣中的飛灰來達成降低重

金屬濃度的目的然而改善燃燒條件或藉由吸附冷凝作用來捕捉重

金屬所牽涉的層面甚廣也較為複雜因此一般而言對重金屬的

控制較著重於控制其微粒的排放

181

而對吸附重金屬微粒的控制通常採用傳統空氣污染防治設備的

方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚化廠乾式流程包

括乾式洗煙塔或半乾式洗煙塔與靜電集塵器或袋濾式集塵器之組

合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙塔與靜電集塵器

之組合從表 3-103-113-123-13 和 4-6 中數個國外的焚化廠及

表 4-5 國內 21 座焚化爐實際操作處理經驗觀之無論使用乾式或溼

式處理流程其對鉛及鎘的去除皆能符合表 2-9 中國內環保法規對新

設焚化爐的要求但對汞化合物的控制卻不然表 3-10 中的前六個

國外廠其重金屬化合物的控制端賴靜電集塵器因而汞化合物的排放

濃度遠超過法規標準的 03 mgNm3然而當粒狀物控制系統搭配吸

附劑噴灑系統使用其中在乾式處理流程中混入活性碳或 Na2S而

在溼式處理流程中則加入如 CuCl2的催化劑時汞化合物的排放濃度

大部份都能符合法規的要求

此外在乾式處理流程中袋濾式集塵器對汞化合物的去除效率

較靜電式集塵器佳因為加入的活性碳或 Na2S 能夠被截留在濾布

上增加其與廢氣的接觸時間亦提高與汞化合物的反應性

182

82 焚化過程中產生之酸性氣體

821 氯化氫

由實驗結果得知當進料中含有機氯時其生成的氯化氫濃度略

大於進料含無機氯者且根據 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示氯化

氫的濃度受溫度的影響甚小但依上節的討論結果若進料含有機氯

時重金屬易和氯離子反應生成金屬氯化物因此重金屬的含量會影

響氯化氫的生成濃度

822 二氧化硫

焚化過程中二氧化硫的生成乃因為廢棄物中含硫物質所致從實

驗中可以發現當進料中含有機氯時二氧化硫的濃度雖然隨溫度下

降而有降低的趨勢但從 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示二氧化硫

的濃度只受含硫量的影響而不受溫度過量空氣及含氯量等的影

響另外根據文獻(Verhulst 1996)(Chen 1997)(Chen 1998)中指出

在含硫系統中當焚化溫度約低於 700 時金屬硫酸鹽為主要物

種而當溫度高於 700 時含硫量的影響就逐漸減少因為此時

重金屬主要以氧化物的型式存在而在一般廢棄物的焚化過程中溫

度通常維持在 700 以上所以硫和金屬反應的可能性不大大部

份會與氧反應而生成二氧化硫因此重金屬的含量對二氧化硫生成的

183

影響不大

823 氮氧化物

焚化過程中所產生的氮氧化物一般可分為兩大類一是因所打入

空氣中的氮在高溫下與氧反應而產生的 Thermo-NOx通常在爐溫達

1000 以上才會大量產生另一為燃料中的氮因氧化所生成的

Fuel-NOx從本實驗結果得知當只開啟一次室時氮氧化物隨溫度

的變動不大其排放濃度約為 100 ppm但在開啟二次室時因局部

的高溫而導致 Thermo-NOx的產生同時因使用瓦斯作為輔助燃料

故 Fuel-NOx亦因此而產生

824 酸性氣體的控制

酸性氣體的控制通常使用鹼性吸附劑與其產生中和反應以達

到去除的目的在設備方面如第二章所述可分為乾式半乾式及溼

式洗滌塔等若單獨使用時溼式洗滌塔對二氧化硫的去除效率約可

達 90 以上而乾式及半乾式洗滌塔若搭配袋濾式集塵器使用亦

能達到 90 的去除效率另外從實驗結果及國內二十一座興建中

及運轉中焚化爐的相關資料中得知都市廢棄物焚化後未經控制前

所排放的二氧化硫濃度約介於 300~500 ppm 之間若其去除效率達

90 以上則其排放濃度可以符合國內法規標準的 80 ppm 以內

184

對氯化氫氣體的控制方面由於氯化氫易溶於水因此溼式洗滌

塔對其去除效果達 98 以上而乾式及半乾式洗滌塔若與袋濾式集

塵器搭配使用亦有 90 以上的去除效率同時由於袋濾式集塵

器的操作溫度約在 140~230 左右因此通常在煙道氣進入控制

器前會予以降溫處理若以煙氣洗滌塔(只噴水不含鹼性吸附劑)

作降溫處理則不僅能除去部份煙道氣中的粒狀物質亦能溶解其中

的氯化氫氣體同時也能降低後續之鹼性吸附劑的使用量

在氮氧化物方面從實驗中得知在開啟二次室的情況下氮氧化

物的排放濃度大約為 100 ppm若依實廠中二次室添加燃油的情形而

言由於燃油所含的氮成份為瓦斯的二十分之一以下(參見表 7-1)

因此所能生成的 Fuel-NOx 也極為有限而過去根據實廠的經驗氮

氧化物的排放濃度大多遠低於法規標準因此少有針對氮氧化物的控

制措施

而近年來由於民眾對生活環境品質的要求日益提升且法規標準

也日漸嚴苛所以部份新設的焚化廠在其廢氣控制系統中增加氮氧

化物的控制措施從表 4-5 中可知這些廠皆藉由選擇性無觸媒還原

法(SNCR)來控制氮氧化物的排放

185

83 焚化過程中產生之有機污染物

從實驗結果中可發現當只開一次室時隨爐溫的上升PAHs 量

有逐漸減少的趨勢而進料中含有機氯(PVC)時因 PVC 燃燒過程緩

慢所以雖然 PAHs 總量隨爐溫的上升而下降但所餘留者部份則轉

化成三環的 AcPyFlu 及 Ant

當啟動二次室時爐溫的上升對 PAHs 的去除效率影響較小

可能是因為大部份的 PAHs 在高溫下被破壞因而 PAHs 的總量無明

顯的變化而剩餘微量的 PAHs 其物種分佈主要受重金屬添加物的影

響在進料中含有機氯時因為鉛化合物的排放濃度偏低而鉻的催

化能力又遠大於鉛所以在此情況下PAHs 物種的生成受鉛化合物

的影響大多生成 PhAFluAPyr 及 B(a)A而當添加無機氯時

鉛化合物的排放濃度則大幅提高因而使 PAHs 物種受其影響而大多

轉化成 B(a)AChr 及 B(a)P

總體而言開啟二次室可以有效降低 PAHs 的排放濃度

186

84 污染防治設備組合之綜合評估

綜合以上各污染物在控制上的討論可知重金屬鉛鎘的控制藉

由一般的粒狀物控制設備(例如靜電式集塵器袋濾式集塵器)即

可獲致極佳的效果而汞的去除則必須搭配吸附劑噴灑系統(如活

性碳Na2S)或催化劑(如CuCl2)的使用方能達到有效的去除效果

而在酸性氣體的控制方面溼式乾式及半乾式洗滌塔對 HCl 及

SOx 的去除皆有卓越的效果但在使用(半)乾式處理流程時若能先

經滌氣塔去除部份的 HCl則可以減少後續鹼性吸附劑的使用量至

於 NOx的去除現今較為常用者為選擇性觸媒還原法(SCR)及選擇性

無觸媒還原法(SNCR)前者的去除率約 60~80 後者約 30~60

至於有機污染物的控制從實驗中可以發現當廢氣經過二次燃

燒室處理後有機污染物的濃度可大幅降低另外亦可藉由爐體的

操作使廢棄物能充份的燃燒減少不完全燃燒物的生成此外煙

道氣中加入活性碳不僅可以除去汞蒸氣亦可吸附微量的有機污染

物

然而控制設備的選擇不單是要求去除效率佳而必須同時考量其

設置成本及操作成本並在三者之間尋求一最佳之平衡但影響成本

估算的因素甚多除了廢氣處理量之外其它諸如匯率物價波動

等使得所需成本無法精確估算僅能就過去設廠的經驗作約略的估

187

算

就粒狀物控制設備而言最常被使用的是靜電式集塵器與袋濾式

集塵器二者的建造費用相近唯後者的操作費用較前者為高然而

近年來有學者指出靜電集塵器的操作溫度與 PCDDsPCDFs 從飛灰上

脫附的溫度相近易導致其脫附後有再合成現象(De Novo synthesis)

的產生因此靜電集塵器已逐漸不被新設的大型焚化廠所採用

而在酸性氣體洗滌塔部份如表 2-9 所示乾式半乾式及溼式

洗滌塔的建造費用比分別為 91015而操作維護費則是 81015由

此可知溼式洗滌塔的整體費用要比乾式及半乾式多另外NOx的去

除法中SCR 所需的設備成本大約是 SNCR 的 3~7 倍左右而操作

費用則相近

至於設備組合方面大約可分為乾式及溼式處理流程在乾式處

理流程中為了使鹼性吸附劑增加與廢氣的反應因此大多利用袋濾

式集塵器與(半)乾式洗滌塔搭配使用而溼式處理流程中因袋濾式

集塵器的耐溼性差故一般皆以靜電式集塵器和溼式洗滌塔為組合

但如前所述靜電式集塵器已逐漸被捨棄不用因此溼式處理流程

在新設焚化廠中已不復見在乾式處理流程中雖然乾式洗滌塔的建

造費用與操作維護費用比半乾式略低但其鹼性吸附劑的添加量卻比

半乾式多半乾式洗滌塔則往往因藥劑調配不當而造成噴嘴堵塞的

188

現象所以二者無論在成本或使用上各有其所長

85 總論

由本研究中可以了解焚化過程中所產生的污染物有各種重金

屬化合物粒狀污染物HClSO2NOx 及各種有機污染物等而

理想的控制設備組合是廢氣經能源回收後進入乾式或半乾式洗滌塔

中並噴入鹼性吸附劑及活性碳或 Na2S 以吸附酸性氣體微量的有

機化合物及汞蒸氣而後以袋濾式集塵器去除粒狀物及其上所附著的

重金屬化合物若需要進一步改善 NOx 的排放濃度可以考慮加裝

SCR 或 SNCR 的處理設備如此所排放的煙道氣中污染物濃度大致

可符合國內現有法規的標準且達低污染的焚化處理目標

189

86 對空污防治之重要成效

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐漸增加如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋埸之容量快速飽

和而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋埸的設立更

顯不易因此具有減量化資源化安定化及無害化的焚化處理已成

為地狹人稠的台灣地區廢棄物之主要處理方式

然而焚化處理雖具有多項優點但焚化過程中卻也產生有害空

氣污染物質所以污染物的控制成為焚化處理中極為重要的課題

研究中搜集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化操

作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與控

制效果及其影響因子等相關資料可供國內研究及焚化爐操作之參

考並模擬國內都市廢棄物之組成以實際實驗及電腦模擬徹底了解

焚化後污染物質的生成趨勢且在法規要求及成本的考量之下獲得

一本土化的焚化廢氣最佳化的控制技術以作為國內往後在焚化廠設

計及實際操作上參考之用

190

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王鯤生江康鈺林仕敏蔡啟昌有機氯及無機氯影響廢棄物焚化過程氯化氫形成潛勢之研究第十四屆空氣污染控制技術研討會論文集pp 808-815(1997)

王鯤生江康鈺儲雯娣林仕敏葉宗智焚化溫度與垃圾 PVC含量對焚化灰渣重金屬分佈之研究第十二屆空氣污染控制技術研討會論文集371-377(1996)

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朱信煙道氣中濕式除硫除氮整合系統之研究 (II)系統最適化計畫編號NSC 83-0410-E-006-075(1994)

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林芳玲江康鈺王鯤生模擬都市垃圾焚化過程無機氯對重金屬分佈特性及物種形成之研究第十三屆空氣污染控制技術研討會論文集771-778(1996)

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邱一晉廢印刷電路板焚化系統模擬碩士論文私立東海大學化學工程研究所台中(1997)

施信民添加飛灰對噴霧乾燥脫硫程序操作之影響 (I)計畫編號NSC 82-0410-E-002-333(1993)

凌永健侯建州台灣地區焚化廠飛灰中似戴奧辛化合物之含量及特性調查研究第十一屆廢棄物處理技術研討會論文集pp135~139(1995)

孫世勤都市垃圾焚化廠廢氣中重金屬物質之控制方式中興工程第四十一期 pp49-64(1993)

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袁中新以半乾式噴霧乾燥原理同時去除燃燒廢氣中二氧化硫 氮 氧 化 物 及 氯 化 氫 之 研 究 (III) 計 畫 編 號 NSC 82-0421-E-110-057-Z(1993)

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袁中新廖國進蔡聖叢強氧化劑添加物對於改善噴霧乾燥塔去除酸性氣體效率之影響第十屆空氣污染控制技術研討會論文專輯pp 27-32(1993)

郝吉明馬廣大空氣污染控制工程科技圖書股份有限公司台北(1993)

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張宗良高分子聚合物的焚化動力研究碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1993)

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陳志成焚化過程中重金屬之控制研究博士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1998)

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黃彩斐焚化過程中溫度與氣流組成對戴奧辛生成之影響初探碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1998)

楊萬發陳清南潘家豪潘燕昇燃燒可燃性物質鉛鉻銅重金屬行為特性之研究第十一屆廢棄物處理技術研討會論文集117-126(1996)

廖錦聰張蕙蘭徐文慶黃契儒垃圾焚化底灰的資源化利用一般廢棄物焚化灰渣資源化技術與實務研討會論文集 131-146 (1996)

趙嘉雍焚化過程中重金屬對 PAH 生成的影響碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1996)

劉邦宏都市鄉鎮垃圾與一般事業廢棄物焚化處理之規劃設計小型一般廢棄物焚化爐規劃設計及操作管理研討會論文集125-134(1995)

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鄭福田事業廢氣處理技術研究（Ⅰ）以沸石吸附處理揮發 性 有 機 物 之 研 究 NSC84-2211-E-002-009 pp Ⅲ-341~344(1995)

鄭福田張章堂林宏端沸石吸附揮發性有機物之研究第十屆空氣污染控制技術研討會論文集 pp45-51(1993)

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謝長良黃志峰袋式集塵技術與小型焚化爐氣處理應用實例介紹工業污染防治第十七卷第一期pp 19-30(1998)

鍾昀泰一般廢棄物焚化灰分中戴奧辛含量及相關物化因子之初步研究碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1997)

鍾昀泰張木彬黃彩斐台灣地區一般廢棄物焚化灰份中戴奧辛含量調查研究第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp1-8(1997)

魏玉麟流動床爐處理工業有機污泥之 PAHs 排放探討第十 一 屆 空 氣 污 染 控 制 技 術 研 討 會 論 文 專 輯 NSC 82-0410-E-029-004(1994)

魏銘彥方天志趙嘉雍焚化過程中有機氯及無機氯對氯化氫一氧化碳及有機物生成的影響中國環境工程學刊6(4)pp 341-347(1996)

魏銘彥陳志成事業廢棄物的焚化處理化工技術Vol 39 No 6 pp 185-193(1996)

魏銘彥趙嘉雍余利智焚化過程中重金屬對 PAHs 生成的影響第十二屆空氣污染控制技術研討會論文集pp 547-553(1995)

魏銘琪蘇政隆陳志成魏銘彥焚化操作條件對重金屬鉛化合物生成及其在灰渣中穩定度的探討第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 9-15(1997)

顧順榮鍾盷泰張木彬台灣地區都市垃圾焚化灰分中重金屬濃度及 TCLP 榮出之評估第十屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 271-279 (1995)

205

206

附錄一

八十八年度空污費科技研發計畫(期中報告)審查意見表

評審意見 答覆1期中報告完成了電腦程式模擬實驗設備及實驗條件的規劃充分達成進度

1謝謝委員指教

2相關文獻的蒐集完整敘述頗有條理

2謝謝委員指教

3研究方法使用電腦模擬及模型實廠實驗驗證並將評估最佳化操作條件及有害空氣污染物的最佳控制條件符合原先規劃的內容

3謝謝委員指教

4 期中報告第四章評估廢氣控制設備之組合建議尚需一併考量其他廢氣成分(如戴奧辛)的控制方具有完整性及實質效益

4會遵照委員指示在期末報告第四章中加入戴奧辛控制資料

5 報告書撰寫文字流暢條理分明 5謝謝委員指教6 本報告文獻回顧內容翔實完整值 得肯定

6謝謝委員指教

7 模式模擬之基本假設條件為何此模式支出處為何均請於期中報告中加以說明

7會於期末報告中加以說明

8 實驗工作應即刻準備進行並於報告中說明重要操作條件

8會於期末報告中加以說明

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

207

附錄二

八十八年度空污費科技研發計畫(期末報告)審查意見表

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

評審意見

1未試垃圾焚化產生

有害空氣污染物之

有效控制方案實

驗室之模擬處理結

果至實用尚有一段

距離

2建議將模式模擬結

果與實廠採樣結果

加以比較以確認

模式之正確性

答覆

1本研究主要規劃收集國內外各種空氣污染

控制技術相關文獻實驗部份只針對污染物

排放濃度來探討若欲進一步探討有害空氣

污染物之有效控制方案則需針對實廠控制

設備來作理論及實驗上資料之收集與研

究以求實驗上之有效控制方案而文獻上

針對有效控制方案資料收集的結論已於期

末報告中第 83 頁中說明

2本實驗主要的目的是收集國內外各種空氣

污染控制技術之相關資料並藉由實驗室規

模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣有關實

廠採分析並不在本研究範圍之內且國內有

關實廠採樣結果的數據並不多(包含有機

物重金屬及酸性氣體等)而於有限的焚

化廢氣排放資料中並無法提供詳細的操作

條件(包括焚化爐熱損失確實進料組成

確實操作溫度及溫度分佈等)故無法與本

研究的模擬結果進行比較請諒察

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IV

531 過量空氣95532 熱損失99533 廢棄物熱值103534 含硫量104535 含氯量108

54 熱力平衡模式 112541 模擬程序 112542 模擬條件 113543 模擬結果討論 114

第六章 實驗設備及方法12061 實驗設備120

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備120612 煙道氣中氯化氫之採樣設備123613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備123614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備125615 煙道氣中有機污染物之採樣設備126616 樣品分析儀器127617 實驗藥品與材料128

62 進料組成之模擬13063 實驗操作條件13464 實驗流程136

641 起爐升溫136642 重金屬之採樣及分析136643 有機物之採樣及分析138644 酸性氣體之採樣及分析139

第七章 結果與討論14071 焚化過程中產生之重金屬污染物140

711 各重金屬在氣固相中的分佈140712 各操作條件下重金屬濃度之比較147

72 焚化過程中產生之粒狀污染物15373 焚化過程中產生之酸性氣體154

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較154732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較156733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較157

74 焚化過程中產生之有機污染物159741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 159742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次室) 161743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 163744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室) 166745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯) 167746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯) 169747 添加重金屬對有機污染物生成的影響171

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討173第八章 結論175

V

81 焚化過程中產生之重金屬污染物176811 鎘化合物176812 鉛化合物177813 鉻化合物178814 汞化合物179815 重金屬污染物的控制180

82 焚化過程中產生之酸性氣體182821 氯化氫182822 二氧化硫182823 氮氧化物183824 酸性氣體的控制183

83 焚化過程中產生之有機污染物18584 污染防治設備組合之綜合評估18685 總論18886 對空污防治之重要成效189

參考文獻190附錄一206附錄二207

VI

表目錄

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況 4表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定) 5表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定) 6表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐 8表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表 9表 1-6 時程規劃表 10表 2-1 焚化爐型式比較表 14表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料 16表 2-3 袋濾式集塵器資料表 18表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表 19表 2-5 乾式滌氣塔資料表 22表 2-6 濕式洗滌法 23表 2-7 半乾式滌氣塔 24表 2-8 各種不同控制設備之比較 25表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)25表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準 27表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準 28表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準 29表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998) 31表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較 33表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)34表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)35表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)36表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)39表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998) 40表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998) 41表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)42表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續） 43表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度 45表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例 46表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度 46表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例 48表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表 58表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料 65表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件 67表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較 69表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較 70表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997) 75表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料 75

VII

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)76表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料 78表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 79表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 80表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 81表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料 82表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成 85表 5-2 參數之變動範圍 85表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質 88表 5-4 HCOALGEN Option Codes 90表 5-5 程式中參數代表之定義 93表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件 114表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果 115表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果 116表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果 117表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果 118表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析 132表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析 132表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表 133表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表 133表 6-5 各試程之操作條件表 135表 7-1 常見燃料之成分分析表 158表 7-2 實驗結果數據表 174

VIII

圖目錄

圖 1-1 研究流程圖 9圖 2-1 焚化流程 11圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990） 37圖 5-1 模擬流程圖 87圖 5-2 廢棄物的物性模式 91圖 5-3 熱損失之副加程式 93圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響 95圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響 96圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響 97圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響 97圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響 98圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響 98圖 5-10 熱損失對爐溫的影響 100圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響 100圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響 101圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響 101圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響 102圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響 102圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 ) 103圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響 105圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響 105圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響 106圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響 106圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響 107圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響 109圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響 109圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響 110圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響 110圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響 111圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備 122圖 6-2 氯化氫採樣設備 123圖 6-3 煙道氣採樣設備 124圖 6-4 氣相重金屬採樣設備 125圖 6-5 有機污染物採樣設備 126圖 6-6 重金屬分析流程圖 137圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)140圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)141圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 141圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143

IX

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 144圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 147圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 148圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 148圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 150圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 151圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 152圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較 153圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 154圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 155圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較 156圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較 157圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 159圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 161圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 161圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 163圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 163圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 164圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 166圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 167圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 167圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 168圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 169圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 170

1

第一章 前言

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐年增加雖然隨著環保意識的抬頭垃圾減量與資源回收工作

也正如火如荼地推動中但每人每天仍平均製造出約 12 公斤(1995

年)的垃圾如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋場之容量快速飽和

而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋場的設立更顯不

易相對的應用焚化方式處理垃圾除了可以達到減量化資源化安

定化無害化等廢棄物清理之目標外其技術之開發已臻相當可靠之

地步且作業安全熱能又可回收利因此目前已成為地狹人稠的台

灣地區廢棄物之主要處理方式

自民國 73 年起政府開始推動大型垃圾焚化廠之興建計劃至民

國 82 年止共規劃了 21 座焚化廠並預計在民國 90 年前完工以解決

國內日益嚴重的垃圾問題目前這 21 座焚化廠的執行現況如表 1-1

所示此乃第一階段垃圾焚化廠興建計劃

前項計劃自推動以來因地方政府未能協調溝通民意排除民眾

抗爭以順利取得建廠用地致使建廠工作受阻影響年度預算執行

至鉅為加速推動垃圾焚化廠興建工程計畫故參考先進國家之經

驗以公有民營為過渡方式民有民營為終極目標利用民間力量參

與興建以減少政府財務及人力負擔表 1-2 及 1-3 即為民國 85 年核

定「鼓勵公民營機構興建營運垃圾焚化廠推動方案」以 BOO 或 BOT

的模式預定在台灣各縣市再興建 18 座垃圾焚化廠並分為兩梯次

第一梯次 8 個廠第二梯次 10 個廠此為第二階段垃圾焚化廠興建

計劃

2

另外部分離島地區水源特定區及特殊偏遠地區等區域因其

特殊地理位置無法參與上述資源回收焚化廠興建計劃或是區域性聯

合衛生埋場計畫而一般事業單位或醫療廢棄物也常利用小型焚化爐

來處理垃圾表 1-4 為國內運轉中的小型焚化爐處理廢棄物種類爐

型及廢氣處理系統之相關資料

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店樹林廠及台中市等六個廠其操作營運狀

況如表 1-5 所示由表中可知這五個廠處理垃圾之平均低位發熱量

皆高於當初設計的發熱量此乃因為近幾年來塑膠製品充斥市面以

致民眾消費習慣改變而其廢棄物中塑膠含量也隨之增加進而大幅

提高垃圾熱值增加爐體所能負荷的熱量如此也相對的降低了焚化

廠的處理量故政府不但一方面宣導民眾減量使用塑膠製品一方面

則加速推動垃圾分類制度以期有效回收垃圾中之有用資源並提昇

焚化廠的利用率

11 研究動機焚化處理雖為目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果

好並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物

病原性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱

交換將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當

不僅不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造

成環境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包

括有重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚

化爐中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之

氯硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫

3

酸及硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排

氣控制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等

揮發性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴

奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

12 研究目的焚化過程中爐體的設計操作條件與空氣污染防制設備的設計操

作對空氣污染物之控制效果有重大的影響但是國內目前對於這方面

之研究尚未完備故本研究將針對國內各焚化廠實地收集其垃圾組

成與焚化生成污染物特性與控制現況並收集國內外各種空氣污染控

制技術相關資料藉由實驗室規模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣了

解污染物排放及生成特性並配合法規限制及成本要求等評估各

種空氣污染控制技術之可行性與適用性提出本土化之焚化廢氣合適

之空氣污染物控制技術以提供國內各焚化廠操作建議或設計參考

13 預期目標1了解垃圾焚化產生有害空氣污染物國內外相關最新資訊及處理技

術

2了解垃圾焚化產生有害空氣污染物的成份及經濟可行性的控制方

法

3獲得本土化的垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

4

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況

主辦機關

廠 別 規模TTD

顧問機關

承攬廠商

合作廠商

現 況完工日期

備 註

臺北市內湖 900 已完工運轉中 810124 公有公營

臺北市木柵 1500日本田熊(TAKUMA)

已完工運轉中 830721 公有公營臺北市環保局

臺北市北投 1800

中興顧問日本丸紅(HITACHI)

已完工運轉中 8706 公有公營

高雄市中區 900 中華顧問 東帝士 德國 DBA 已完工運轉中 8710 公有公營高雄市環保局 高雄市南區 1800 中興顧問

中鼎工程公司

德國Martin

施工中 8902 公有公營

臺中市 900日本鋼管

(NKK)已完工運轉中 840508

公有民營(達和公司)

嘉義市 300中興顧問

已完工運轉中 876公有民營(達和公司)

臺灣省環保處

臺南市 900 中華顧問中興電工 丹麥

Volund 已完工運轉中 8712 公有民營

臺北縣新店市 900 已完工運轉中 830528公有民營(中鼎公司)

臺北縣樹林鎮 1350慧能顧問

日本三菱(MHI) 已完工運轉中 840601

公有民營(達和公司)

臺北縣八里鄉 1350 施工中 8810 公有民營新竹市 900 慧能顧問 中興電工 丹麥

Volund 施工中 8804 公有民營

高雄縣仁武鄉 1350日本三菱中鼎工程

施工中 890326 公有民營

彰化縣溪州鄉 900中興顧問 日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 8909 公有民營

屏東縣崁頂鄉 900 中鼎工程日本穿崎重工(KHI)

遠東機械(技術合作)

施工中 890326 公有民營

臺中縣后里鄉 900 中興顧問日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 890326 公有民營

基隆市 600 中鼎工程 大潁 Steimuller 施工中 900618 公有民營宜蘭縣利澤 600 中興顧問 大潁 Steimuller 施工中 900318 公有民營

臺南市永康市 900 中鼎工程 施工中 9108 公有民營嘉義鹿草鄉 900 施工中 9012 公有民營

環保署

高雄縣岡山鎮 1350 中興顧問 中鋼 TAKUMA 施工中 9004 公有民營合 計 21900

資料來源環保署全球資訊網

5

表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址 服務範圍噸 數(噸日)

桃園縣 BOO中壢市平鎮市大溪鄉楊梅鎮觀音鄉新屋鄉蘆竹鄉大園鄉龍潭鄉

1200

新竹縣 BOO 竹北市芎林鄉湖口鄉新埔鎮新豐鄉 300

苗栗縣 BOT 竹南鎮

苗栗市苑裡鄉頭份鎮後龍鎮通霄鎮卓蘭鎮公館鄉大湖鄉銅鑼鄉南庄鄉頭屋鄉三義鄉西湖鄉三灣鄉造橋鄉獅潭鄉泰安鄉竹南鎮

500

台中縣 BOT 烏日鄉 大里市太平鄉烏日鄉霧峰鄉 600

南投縣 BOO南投市名間鄉仁愛鄉國性鄉魚池鄉集集鎮竹山鎮埔里鎮草屯鎮鹿谷鄉中寮鄉水里鄉信義鄉

500

彰化縣 BOO彰化市和美鎮伸港鄉線西鄉鹿港鎮大城鄉花壇鄉秀水鄉福興鄉埔鹽鄉芳苑鄉大村鄉芬園鄉

800

雲林縣 BOO斗六市斗南鎮虎尾鎮土庫鎮西螺鎮莿桐鄉林內鄉大 鄉古坑鄉

300

台東縣 BOO台東市成功鎮關山鎮路野鄉池上鄉東河鎮金峰鄉達仁鄉太麻里鄉

300

總 計 4500資料來源環保署全球資訊網

6

表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址服 務範 圍

噸 數(噸日)

台北縣 BOT 汐止鎮 汐止鎮萬里鄉 300桃園縣 BOO 中壢市楊梅鎮等 700台中市 BOO 台中市(東區北區北屯區) 600台中縣 BOT 大安鄉 大甲鎮大安鄉清水鎮 300台中縣 BOO 沙鹿鎮梧棲鎮龍井鄉大肚鄉 400

彰化縣 BOO員林鎮社頭鄉永靖鄉埔心鄉大村鄉芬園鄉

300

雲林縣 BOO台西鄉東勢鄉四湖鄉口湖鄉水林鄉褒忠鄉崙背鄉元長鄉北港鎮麥寮鄉

300

台南縣 BOT 七股鄉

新營市鹽水鎮柳營鄉六甲鄉後壁鄉白河鎮東山鄉佳里鎮西港鄉七股鄉北門鄉學甲鎮麻豆鎮下營鄉官田鄉大內鄉將軍鄉

600

花蓮縣 BOT 花蓮市土安鄉新城鄉壽豐鄉秀林鄉 300

澎湖縣尚未決定

尚未決定 200

總 計 4000資料來源環保署全球資訊網

14 研究方法本研究之執行可分為以下三個部分

第一部份蒐集國內外垃圾焚化產生有害空氣污染特性及處理方法

可再細分成四個部份

(1)蒐集國內外垃圾焚化廠設備規模及處理概況

(2)蒐集國內外垃圾焚化廠空氣污染物生成特性及控制設備效果

(3)蒐集文獻中廢棄物焚化廢氣中污染物特性相關研究

(4)蒐集空氣污染防治設備操作特性與控制效果及其影響因子相關資

料

第二部份以實驗模擬垃圾焚化產生的有害空氣污染物並實際分析

各種空氣污染物之濃度及特性

第三部份以 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式模擬都市廢棄物在不同

7

的焚化操作條件下所可能產生的污染物種

綜合第一部份所收集之相關資料與實驗及模擬分析結果考慮投入總

成本法規的要求降低焚化產生有害空氣污染物的排放程度提出

本土化焚化廢氣最佳化的控制技術圖 1-1 為本研究流程圖

8

表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐

所在地 爐型 開始運轉時間 廢棄物種類 廢氣處理系統太魯閣關原焚

化爐固定床 民國 85 年 一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器

東北角風景區焚化爐

機械式爐床 民國 83 年 一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器彰化縣和美

鎮伸港鄉線西鄉合建垃圾

焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式吸收塔+靜電集塵器

桃園平鎮垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式除酸+袋

式集塵器中正機場三號

焚化爐混燒式機械爐

床民國 82 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(濕式)

泰安休息站垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 80 年 一般垃圾 濕式水洗

高雄國際機場焚化爐

混燒式機械爐床

民國 79 年 機場一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中正機場二號

焚化爐批次式固定爐

床民國 71 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(乾式)

陸軍兵工整備中心焚化爐

批次式固定爐床

民國 83 年 一般垃圾 濕式水洗

ICI 觀音廠焚化廠

旋轉窯焚化爐 民國 80 年事業廢棄物乾燥生物污泥

濕式水洗

台中榮民總醫院焚化爐

控氣式焚化爐 民國 82 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式水洗

台北榮民總醫院焚化爐

批次脈動爐床 民國 81 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中美和林園廠

焚化爐環式流體化床

焚化爐事業廢棄物生

物污泥濕式水洗

陽明山國家公園焚化爐

機械脈動爐 民國 81 年 一般垃圾 濕式水洗

中油大林廠焚化爐

氣泡式流體化床焚化爐

事業廢棄物油泥生物污泥

濕式水洗

資料來源工研院能資所1998EPA-87-FA41-03-17

9

表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表

焚化廠別

焚化量焚化率（噸） （）

灰渣量（噸）

發電量（萬度）

售電量（）

平均低位發熱量設計發熱量

（仟卡公斤）

廢氣排放情形（註）

內湖 5217227 945 15 228 18241350符合排放標準

木柵 20002523 3751 277 548 19881600符合排放標準

新店 22817994 5027 982 768 18421548符合排放標準

樹林 33753981 7629 1504 807 20031548符合排放標準

台中市 18909824 3935 692 755 19831500符合排放標準

資料來源環保署全球資訊網

一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

文獻國內外焚化廠處理現況及控制技術等相關資料的搜集

電腦模擬模擬實驗操作變因一次室爐溫二次室爐溫

含氯物種(PVCNaCl)

ASPEN PLUS軟體模擬操作變因過量空氣量熱損失廢棄物熱值含硫量含氯量

熱力平衡模式操作變因

爐溫含有機氯含無機氯

分析項目重金屬(PbCdCr)

粒狀污染物酸性氣體(SO2HClNOx )

有機污染物(PAHs)

探討在各操作條件下各污染物種的生成情況

評估各種控制技術對污染物的去除效率

在去除效率及成本的考量下尋求一最佳的控制技術

圖 1-1 研究流程圖

10

15 研究時程規劃本研究所安排之時程規劃如表 1-6 所示實際之進度與表所示符

合

表 1-6 時程規劃表 月 次

工作項目

第 1 月

第2 月

第3 月

第4 月

第5 月

第6 月

第7 月

第8 月

第9 月

第10月

第11 月

第12 月

備 註

相關文獻資料收集 符合進度

軟體模擬 符合進度

實驗準備 符合進度

實驗進行 符合進度

數據分析及整理 符合進度

期中報告 符合進度

期末報告 符合進度

預定進度累計百分比

11

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制

21 焚化流程

焚化的處理流程大致可分為廢棄物前處理燃燒及污染物控制

等三個階段如圖 2-1 所示

211廢棄物前處理

前處理的目的有三即(1)增進營運效率(2)回收可用物質(3)

回收轉化物或能源而前處理技術則包括(1)破碎(減小垃圾的尺寸)

(2)壓縮(減小垃圾的體積)(3)分選(分類篩選以利回收或處理)(4)

乾燥(減少水分以利燃燒)

212燃燒機械床 急冷式 靜電集塵

流體化床 廢熱鍋爐 袋式集塵

旋轉窯 熱水回收 旋風集塵

液體噴注式 濕式洗滌塔

高溫熔爐 乾式洗滌塔

半乾式洗滌塔

排煙

廢棄物

參考資料劉(1995)魏(1996)張(1997)

圖 2-1 焚化流程

混合破碎

燃燒室

排氣冷卻或熱回收

粉酸有重塵氣機金去去物屬除除去去 除除

煙囪

灰渣處理(含重金屬)

12

焚化爐為焚化系統的核心設備亦是廢棄物處理的主要設施而

燃燒室型態的選擇主要決定於廢棄物的物理性質及灰份一般可略分

為五大類型(1)機械爐床式焚化爐(2)流體化床式焚化爐(3)旋轉

窯焚化爐(4)液體噴注式焚化爐(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996)以

下就這五種分述之

(1)機械爐床式焚化爐

機械爐床式焚化爐一般是以多種爐條構成經由爐條反覆運轉而帶動

垃圾使之前進並達到混合與均勻攪拌的目的而在垃圾進入燃燒段

前通常會先經過乾燥區充份乾燥以降低垃圾含水率並提高其熱

值之後進入高溫燃燒段未完全燃燒的垃圾則再經後燃燒段以使

反應更完全一般大型焚化爐均採此型

(2)流體化床式焚化爐

流體化床焚化爐即是指廢棄物在流體化床中像流體般地被攪拌混合

而燃燒完全後才排放在此通常以砂床中的砂石為流體化介質因為

砂石具有高熱容量能蓄積大量的熱能而在流體化的過程中充份地

與廢棄物接觸並將能量傳輸給廢棄物因此其熱傳效率佳溫度

分非常平均不僅燃燒可以完全所需焚化銷燬的溫度也可降低此

外若燃料或廢棄物中含硫氯等元素則可將粒狀石灰噴入爐內直

接中和硫氧化物及氯化氫等酸氣因此可省略排氣處理系統中酸氣去

除部份

(3)旋轉窯焚化爐

一般旋窯焚化爐在旋窯後端裝置一個二次燃燒室以確保燃燒完全

它包括旋轉窯爐體緊急排放煙囪二次燃燒室污染防治設施誘

13

引抽風機及排放煙囪等旋轉窯的主要功用是熱解氣化及燃燒廢棄

物中的可燃份不可燃的灰渣則經由旋轉窯的轉動移向排灰口排出

二次燃燒室則是將一次室所排出的廢氣在高溫下再次氧化使其燃燒

更完全

(4) 液體噴注式焚化爐

液體噴注式焚化爐是最常見之有害廢棄物焚化爐凡是流動性的廢

液泥漿及污泥皆可用它銷燬高熱值廢液可直接由燃燒器噴入爐內

直接焚化廢水及低熱值廢液則必須輔以燃料以提供維持適當溫度

所需的最低熱量燃燒器噴出的火焰和廢液噴出的位置及方向可以調

整以達最佳焚化效果

(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996章 1993)

跟其他焚化爐比較高溫熔渣焚化爐能處理含有少量不可燃的廢棄

物經處理過後的廢棄物可燃的被焚化不可燃的被熔化最後形

成像一個陶瓷般的不可熔物質主燃燒室溫度控制在 1400 以上

因此廢棄物中的惰性物質除高熔點的金屬及其化合物外皆呈熔融狀

態而獲較完全的焚化同時凝結後的熔渣形成較大顆粒而將重金屬

化合物包容於其中其透水性低呈較穩定狀態且熔渣會在爐窯內

壁上形成一保護層可延長耐火磚壽命但亦容易造成溫度控制不

當使爐體出口附著不同形狀之礦渣而造成阻塞

五種爐型的比較請參見表 2-1

14

表 2-1 焚化爐型式比較表焚化爐形式 操作溫度範

圍滯留時間 優點 缺點

液體噴注式 650-1600 01-2 秒 1 可以焚化的有害廢液種類相當廣泛2 爐內氣體混合度高燃燒效率佳不須除灰

系統3 燃料流量改變時溫度反應快速4 活動配件最少5 維護費用低造價低操作人力少

1 只適用於可由燃燒去噴嘴物化的廢液2 燃燒器易被雜質堵塞3 限於處理黏滯度小於 750ＳＳＵ之廢液

旋轉窯式 820-1600 氣液體 1-3 秒固體 05-2 小時

1 滯留時間長且可藉轉速控制2 可處理大部分固體及液體有害廢棄物（包括

ＰＣＢs）3 可分別處理廢液及固體廢棄物4 可連續除灰5 進料不需前處理或預熱可處理體積較大的

容器6 自動排灰不影響燃燒效率

1 建造費用高昂2 維護費用較高3 操作溫度高需常翻修耐火磚4 灰渣可能溶融結塊5 過剩空氣量需求高排氣粉塵量較高6 啟動點燃後需一段時間才能操作溫度且熱效

率低

流體化床式 450-980 氣液體 1-2 秒固體 10 分鐘-2 小時

1 接觸表面積大傳熱快燃燒效率提高2 可處理可燃性固體液體廢棄物3 內部可動零件不多操作費用低4 進料速率變化對系統影響較小5 可處理含水高的廢棄物6 爐內同時完成焚化與除酸兩種功能7 操作溫度低燃料費低8 過剩空氣量小排氣量少

1 由流體化床中除去殘留物較不易2 大型廢棄物需作前處理3 流體化介質可能衝蝕爐床材料4 操作溫度小於 1100（砂的熔點）5 排氣粉塵量較高6 進料速度不穩或空氣分配不均會造成流體化分散

不佳致爐溫不穩定

機械爐床式 1 使垃圾移動過程攪拌均勻2 技術成熟二次公害可有效控制3 處理流程單純

1 單位面積爐除焚化率較低2 混燒後灰燼中可回收之金屬價值較低

參考資料章(1993)張(1991)魏(1996)

15

213污染物控制

雖然焚化具有多項優點但焚化後所產生的燃燒氣體中除了無害

的二氧化碳及水蒸氣外還含有許多污染物質必須加以適當的處

理以避免造成二次公害危害人體健康及自然環境故污染控制在

焚化過程中實屬一重要課題

空氣污染控制設備中較常見者為旋風集塵器袋式集塵器靜

電集塵器濕式洗滌塔半乾式洗滌塔乾式洗滌塔及活性碳吸附塔

本節將針對這些控制設備做詳細之介紹至於相互間的配對使用則

將在下節中討論

(1) 旋風集塵器

旋風集塵器是一種低成本且常見的集塵設備尤其是作為初級除

塵它主要由一圓柱筒構成其下端縮成圓錐形係利用強制渦流所

產生之離心力及重力沉降作用將廢氣中粒狀污染物去除含塵粒之氣

體由一處或多處以切線方向吹入圓筒中在圓筒內旋轉其中塵粒因

受離心力之作用拋向器壁沿器壁而下被導入集塵筒中而清淨之

氣體則從圓筒中央之開口逸出旋風集塵器之除塵效率約 65~80

去除粒子大小在 3~100 microm 範圍但僅對於 10 microm 以上之粒狀污染物

較有效(張1997)故通常僅用來作為高效率集塵器之前處理設備表

2-2 為旋風集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

16

表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 去除率

總去除率是各類粒徑大

小的加權平均

2 壓損

壓力損失一般控制於

30~100mm 水柱高

1 對大粒粉塵去除有效粒徑 30microm

以上達 99去除率粒徑小於

5microm 以下去除率不到 50

2 總去除率ηt

ηt=Σηjmj

3 去除率的增加與廢棄流量密度

變化塵粒濃度成正比與廢氣

的黏滯性成反比

優點

1 造價低

2 適用於高溫環境

3 由於沒有可動零件維修

費用低

缺點

1 效率低(尤其是對非常小

的塵粒)

2 操作費用高(由於壓損高

的緣故)

結論適用於初級除塵保護下

游之濾袋集塵設備或

減低負荷

1 一般而言旋風集塵器

的費用為濾袋式集塵

器靜電集塵器等的十

分之一

2 購置費用決定於塵粒

的去除率處理的廢氣

量壓損及附屬設備

參考資料章 (1993)張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)

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(2) 袋式集塵器

袋式集塵器是工業上常用以收集微粒的方法之一主要的設計是

將含塵粒的氣流從底部進入圓筒形濾袋在通過濾料的孔隙時藉由

慣性衝擊直接攔截和擴散三種捕捉機制將粉塵捕集於濾料上透過

濾料的清潔氣體由排出口排出而附著於過濾層上的粒狀物再定時以

振動氣流逆洗或脈動沖洗等方式清除之一般而言其去除粒子大

小在 005~20 microm 範圍壓力降在 100~200 mmH2O 左右集塵效率可

達 99 以上(張1997)因此普遍使用於基本金屬水泥石灰化

學食品製藥等工業及都市垃圾焚化爐排氣處理系統中另外在

袋式集塵器前通常設有噴淋塔或急冷設備以避免高溫物質導致濾布

起火燃燒表 2-3 為袋濾式集塵器收集效率優缺點及設備費用之相

關資料

(3) 靜電集塵器

靜電集塵器能有效去除工業排氣中所含的粉塵及煙霧它對於氣

體流動的阻力小能量使用低並且可以同時收集大形及小形粉塵粒

子因此它的用途很廣是水泥及發電廠排氣飛灰去除的主要設備

主要是利用高壓負極產生電暈作用放出電力使通過之廢氣氣體分

子電離廢氣內之塵粒遂帶有負荷電再由集塵器之正極板吸著並中

和經過一段時間後經捶擊極板使附著於極板上之塵粒掉落於集塵

漏斗內去除之去除粒子大小在 005~20 microm 範圍壓力降在 10~20

mmH2O 左右(張1997)去除效率在 90~995 間一般可達 95 以

上表 2-4 為靜電集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

18

表 2-3 袋濾式集塵器資料表操作條件 去除效率 大約價格 優缺點1 溫度範圍一般濾袋耐熱約 140 ~ 230 (玻璃纖維 300 四氯乙烯280 ) 操 作 溫 度 範圍140-170

2 粉塵特性大小分配及含量3 壓差100-200 mmH2O4 氣布比(cm2seccm2)振動式1~31逆洗式05~21脈衝式25~751

5 排氣成份及含量6 濕度7 氣體流速

1 粒狀物98 以上2 部份 SOX15~20

1投資費用700 萬(設計 55 噸燃煤鍋爐廢氣處理量100000Nm3hr)

2操作與維護費用(萬年)人工54 萬電力1548 萬濾袋84 萬維護8784 萬總計38064 萬

優點1 去除效率高2 建造維修及操作成本中等3 自動化操作4 回收有用微粒5 濾餅(Filtrate Cake)形成有助去除效率之提昇

缺點1 廢氣溫度不能太高2 潮濕或黏性不適用3 粒狀物成份及水份對濾布有影響4 濾布汰換成本高5 濾餅形成壓差上升

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

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表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用 備註ESP 集塵機制主要如下1電場與電暈電流的產生2塵粒的帶電3塵粒的收集4塵粒的移除ESP 典型之設計參數範圍集塵速率 10~10 mmin寬度 15~40 cmSCA( 集 塵 板 氣 體 流 量 ) 025~21 (m2m3min)長高比(LH) 05~20氣體流速 12~25 ms停留時間 2~10 sec去除效率 80~999 收集板間距 20~28 cm電暈電力需求 175~175 W(m3min)氣體溫度 370(一般) 705(特製)塵粒粒徑 gt005 microm

去 除 效 率η=1-exp(-AtimesWeQ)理論去除效率可由集塵速度集塵面積及氣體流量來決定但由於此公式已做了相當多的理想化假設所致因而需加以修正一般以等效率漂移速度來取代以符合實際運轉

ESP 之長高比與集塵效率之關係05~06 le980 10~11 98 ~99 11~13 991~99413~15 995~99715~20 ge998

優點1對粒徑大於 1 microm 以上之粒狀污染物可達到很高集塵效率

2操作溫度範圍大(90~425 )3可以處理大量之氣體4操作及維護成本低5廢氣之壓力損失較小6使用壽命長缺點1集塵效果受進氣條件變化影響較大

2對比電阻過高或過低之粉塵甚難收集

3建造費高及佔地面積大4影響效率之因素多故不易排除故障

5在高去除率操作階段欲提升一點去除率需花費很多電流在經濟上很不划算

決定其漂移速度應達到的收集效率及氣體的進流量而可推估出集塵板面積如此則概略可知靜電集塵器尺寸及費用

1使用 ESP 時可在煙氣中加入些化學調節劑可改變煙氣的組成及塵粒的電阻率如此可改善 ESP之集塵效率

2ESP 十餘年前在焚化廠中常與洗滌塔搭配使用但由於不易去除極細小之重金屬及 PCCDs且若通過 ESP 之廢氣溫度不當時 PCCDs 常可能有再合成現象因此 ESP 已漸不被新設計的大型垃圾焚化廠採用

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

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(4) 乾式洗滌法

乾式洗滌法(dry sorbent injectionDSI)係將鹼性固體粉末(鈣鈉基

吸收劑)直接藉壓縮空氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接

觸而達到中和去除的目的通常需先加一個冷卻塔在前面以降低廢氣

溫度提高去除效率但由於固相與氣相的接觸時間與反應面積有限

且質傳效果不佳故通常需要添加化學反應劑量的 3~4 倍固體停留

時間至少需 1 秒以上乾式洗煙法單獨使用時的去除效率並不高故

常藉由後接的濾袋集塵器進行二次反應以達到排放標準有時會在吸

收劑中加入活性碳粉末以提高汞的去除率為目前垃圾焚化廠典型的

空氣污染物去除流程表 2-5 為乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

(5) 濕式洗滌法

濕式洗煙法(Wet Scrubber)通常接於靜電集塵器或袋濾式集塵器

之後於粒狀物質被去除後再進入濕式洗煙塔與鹼性藥劑反應以

降低所產生的污泥量可用的鹼性藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2 雖

然苛性鈉較消石灰為貴但其去除效率較佳用量較少且不會因

pH 值調節不當而產生管線結垢等問題故一般設計多採用 NaOH 溶

液作為酸性中和劑首先需噴入足量的液體使廢氣溫度降至飽和再

與噴入的鹼性藥劑於塔內之填充材料(packing)表面進行中和作用而

達到去除的目的由於填充材提供廣大的接觸面積所以在藥劑的使

用上極為節省而若整個系統採循環方式設計則更可節省鹼性藥劑

的使用量及廢水的排放量表 2-6 為濕式洗滌法操作條件去除效率

及設備費用之相關資料

21

(6) 半乾式洗滌法

半乾式洗煙法(semi-dry Scrubber 或 spray dryer adsorption SDA)

係將泥漿狀鹼性吸收劑經由高速旋轉霧化器(Atomizer)之 Disc 分為細

小微粒後自塔頂噴入與煙道氣中的酸性氣體充分接觸並產生中和作

用而將氣體污染物去除由於噴入的泥漿乳劑本身含部份水份具降

溫作用故不需加裝冷卻塔同時此微量水份在塔內高下可被蒸發

所以同時也無濕式的廢水問題其酸氣去除效果較乾式洗滌塔佳但

若單獨使用時對酸性氣體的去除率約在 80~90 間若其後再接袋

濾式集塵器則可提供未反應藥劑二次反應的機會則整個系統對酸氣

的去除率可達 98 以上唯易發生管路阻塞問題必須定期清洗

且其操作控制不易表 2-7 為半乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

表 2-8 為各種控制設備之效率比較表其中旋風式集塵器袋濾

式集塵器靜電式集塵器三者之去除率乃對粒狀物而言表 2-9 為酸

性氣體洗滌塔之特性功能比較表

22

表 2-5 乾式滌氣塔資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 用鹼性消石灰粉與酸

性廢氣充分接觸而達

到中和及去除目的

2 滌氣塔的流程前面

需要先加冷卻水塔

使溫度降低至 150

去除率

1 HCl 去除率為 60 若配合袋

濾式集塵器可達 95

2 SOx 去除率為 30

優點

1 設備簡單

2 維修容易

3 造價便宜

4 消石灰輸送管現不易阻塞

5 用水消耗少

缺點

1整體去除率較半乾式濕式低

2藥劑的消耗量大

3產生的反應物及未反應物量多

初設費 低

操作費 低

參考資料章 (1993)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

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表 2-6 濕式洗滌法

操作條件 去除效率 大約費用 優缺點 備註

石灰與石灰石法煙氣脫硫的典型操作條

件

CaCO3 CaO

煙氣中 SO2濃度(ppm) 4000 4000

漿液固體含量() 12 12

漿液 pH 值 75 56

鈣硫比 11 13

液氣比(lm3 煙氣) 82 82

氣體速度(ms) 24 24

SO2 脫除率() 95 75

1文式洗滌氣塔去除

效率約在 50 至

70 無法達到 99

的酸氣去除效

率

1投資費用以通

氣量 280m3min

為例依國外資

料推估主要設

備費用約 220 萬

元

2操作與推廣費

用 操作費用依

使用之洗滌劑

不同而有所差

異一般需要的

年費約數十萬

元

優點

使用較多量的水可以防

止易燃物質著火並且具

吸收腐蝕性酸氣的功能

去除酸性氣體的去除效率

高並附帶有去除高揮發

性重金屬物質的潛力

缺點

1因需使用大量的水故會

有二次污染廢水的問題

2造價高

3用電量大

濕式洗滌法使用的設備有

填充塔噴霧塔泡罩塔

文式洗滌器等其相關技

術比較如下

1填充塔氣液接觸效果最

佳但壓力降較噴霧塔為

大

2文式洗滌塔對去除粒狀

污染物有很大功效對氣

狀污染物則較差

3填充式滌氣塔是焚化系

統中使用最普遍的濕式

滌氣塔參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)郝 (1993)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

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表 2-7 半乾式滌氣塔操作條件 去除效率 優缺點 大約價格

1 利用高速旋轉霧化器(14000 rpm)噴出極細顆粒之石灰乳液與廢氣中之 HCl 反應

2 石灰乳液應先過濾其顆粒應低於 10-1 mm 以免阻塞霧化器之管路

3 消石灰溶解後注入泵輸送至上部貯槽加裝 MIXER以防凝結沉澱並設迴流管使其循環

4 石灰乳液注入開度計與 HCl 分析儀以隨 HCl 濃度變化增減開度注入量

5 為半乾式反應石灰乳液的濃度控制在 3-5

6 反應後之顆粒會附著在反應室之壁上以 AIR KNOCKER 敲擊使其掉落後以 Conveyor 輸送

1單獨用90 2配合乾式除塵設備

HCl98 SOx90 Ps以袋濾集塵器為佳因可提供反應劑在濾布表面進行二次反應

優點1購造簡單投資低2壓差低下游抽風機容量與能源使用量均低

3乳劑水份可完全蒸發無廢水處理問題4操作溫度高於氣體飽和溫度無排氣白煙問題

缺點噴嘴易堵塞反應室內壁易為固體化學物質附著及堆積

1投資費用 600 萬元操作時間 5000 小時年

2操作與維護費用(年)人工 60 萬元水電 24 萬元化學藥品 15 萬元維護 20 萬元

3總計 719 萬元

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

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表 2-8 各種不同控制設備之比較控制設備 去除效率旋風集塵器 65~80 袋濾式集塵器 99 以上靜電式集塵器 90~95 一般可達 95以上濕式滌氣塔 HCl98 SO290 乾式滌氣塔 HCl50 SO230 半乾式滌氣塔 HCl90

參考資料張(1991)張(1997)Cooper(1996)郝(1993)全球資訊網mdash 環保技術資料

表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)去 除 效 率

單 項洗 滌 塔

型 式HCl SO2

配合袋濾

式集塵器

對重金屬及

戴奧辛之去

除率

藥 劑 消

耗 量

用 電

消 耗

用 水

消 耗

反 應

物 量廢水量

建 造

費 用

操 作 維

護 費 用

使 用

實 績

乾式 gt50 lt50 95 不佳須利

用其它設備120 80 100 120 -- 90 80 成熟

半乾式 gt90 gt80 98 佳但須利

用其它設備100 100 100 100 -- 100 100 成熟

溼式 95~99 gt85 -- 最佳 100 150 150 -- 100 150 150 成熟

26

22 廢氣排放標準

焚化過程中雖有污染物控制設備控制著污染物的排放但不論

其去除效率如何污染物質勢難完全除去所以須有一標準以茲遵

循故我國環保署於民國八十一年公告「廢棄物焚化爐空氣污染物排

放標準」其中又分為一般廢棄物及事業廢棄物的排放標準且依既

存與新設以及處理量之不同分別定訂不透光率粒狀污染物硫氧

化物氮氧化物氯化氫一氧化碳鉛及其化合物鎘及其化合物

汞及其化合物等排放標準如表 2-10 以上之測值皆以小時平均值

為準其中一氧化碳的測值主要是用來計算其燃燒效率因為法規

中另訂有不同物質所應達到之燃燒效率此外在不完全燃燒的情況

下易使有機化合物(如戴奧辛)大量生成故一般的標準是一氧化碳

濃度小於 70 ppmv

表 2-11 為民國 86 年環保署修正排放標準時也同時公佈戴奧辛

及夫喃排放標準之相關資料由於戴奧辛夫喃有多種同分異構物

其毒性強度目前多採用換算係數換算成具有最高毒性物種

(2378TCDD)之強度基準(係數為 10)其他衍生物則按其相對毒性

強度以小數表示(以 ngNm3ngkg或 ngl 表示)(張1997)

過去世界各國對毒性當量係數的認定有所出入分別採用不同的

標準(如 Eadon 82USEPA 85NordieBGA 等)故造成各衍生物

濃度同但換算後毒性當量濃度卻不同之困擾惟目前已逐漸協調統

一並以 NATO(即 I-TEF)International 之毒性當量係數作為世界性

之換算標準毒性當量濃度則以 I-TEQ 或 I-TEF 表示

至於世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準及戴奧辛的管制

標準則分別詳列於表 2-12 中以供參考比較

27

表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準（811130 訂定發佈）（860806 修正）

類別

項目

處理量 2 公噸小時（不含）以下之新設或既存焚

化爐

處理量 2-10 公噸小時之既存或新

設焚化爐

處理量10公噸小時（含）以上之既存焚化爐

處理量 10 公噸小時（含）以上之新設焚化爐

不透光率（） 20 20 20 20

粒狀污染物mgNm3 200

依排氣量換算Ｃ﹦13642Ｑ-0368

硫氧化物ppm(以ＳＯ2)

300 220 150 80

氮氧化物ppm(以ＮＯ2)

250 220 220 180

氯化氫ppm

60 60 60 40

一氧化碳ppm

350 350 150 120

鉛及化合物ngNm3 7 3 3 2

鎘及化合物mgNm3 - 07 05 03

汞及化合物mgNm3 - 07 05 03

其它污染物 依相關規定標準值一鉛鎘汞及其化合物之標準值含固氣相二依公式 C=13642Q-0368 所得 C 值如大於 220 時以 220 訂為容許

排放值三一氧化碳標準值為一小時動平均值四各項污染物之排放標準值除另有規定外係指測定方法中所規範

之採樣時間平均值五各項污染物之測定如採自動連續測定法除另有規定外以一

小時平均值為標準值六同一廠區內如同時有數座焚化設備則以各焚化設備處理量之總

和作為適法依據 資料來源環保署全球資訊網

28

表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準

（860806）

處理量 10 公噸小時以上（含）或設計總處理量 300 公噸日以上（含）類別

項目 既存焚化爐 新設焚化爐

戴奧辛ng-TEQNm3 10 01

校正公式

1

Ｃ﹦ SS

CO

timesminusminus

211121

2

Ｃ﹦ SS

COE

Etimes

minusminus11

（空氣含氧量超過於 21以上）

資料來源環保署全球資訊網

29

表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準項目 美國 法國 西德 義大利 瑞士 瑞典 奧地利 丹麥 荷蘭 比利時 捷克 日本 英國 歐洲共

同體校正基準(VolO2) 10 10 10 10 10 10 11 10 10 10 10 10 10 10

公告時間 1995 1991 1990 1994 1992 1994 1994 1993 1994 1993 1991 1994 1994粒狀物(mgNm3dry) 19 33 11 11 11 11 20 11 6 11 33 24 11 11

SOx(ppm dry) 30 116 19 19 19 19 100 19 15 19 116 - 19 19NOx(ppm dry) 118 - 108 107 70 107 200 107 37 107 187 306 107 107HCl(ppm dry) 23 34 7 7 14 7 15 7 7 7 20 526 7 7

HF(mgNm3dry) - 22 11 11 2 11 07 11 11 11 22 - 11 11CO(ppm dry) 78 132 44 44 44 44 50 44 44 44 88 61 44 44

Pb(mgNm3dry) 016 - - 06 11 06 06 - 06 55 - 06 06Cd(mgNm3dry) 0016 - 011 006 011 006 005 006 006 006 - - 006 006Hg(mgNm3dry) 006 - 011 006 011 006 005 006 006 006 022 - 006 006戴奧辛毒性當量

2378-TCDDTEQ ngNm3 (11O2)

91 - 01 01 -- 01 01 01 01 01 - - 01 01

參考資料環保署全球資訊網司(1998)孫中興工程 41 期Hartenstein amp Horvay (1994)

30

第三章 廢氣中污染物之型態

廢棄物焚化處理是以燃燒方式去除廢棄物中所含的有毒及有害

的物質如果焚化系統設計或操作不當不僅不能達到處理的目的

反而會排放高濃度有害污染物造成環境污染及附近居民之危害焚

化過程中可能排放之污染物主要包括重金屬酸性氣體及有機污染

物大部分重金屬及其鹽類在焚化爐中會與氧結合形成氧化物若含

氯量高時亦可能產生氯化物絕大部份金屬氧化物或氯化物是以固體

形態分佈於爐底灰渣排氣處理設備排放之洗滌液或粉塵中也有少

量是以蒸汽形態散布於焚化排氣中廢棄物中所含之氯硫氮化物

在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及硝酸等酸性

氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控制設備有

關焚化系統中有機污染物常見的有苯甲苯四氯化碳氯仿三

氯化乙烯四氯乙烯及氯化苯等揮發性有機物與酚鄰本二甲酸的

衍生物等半揮發性有機物戴奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大

眾的爭議有關焚化過程中主要生成有害污染物之生成特性及其控制

方法之文獻可整理如下

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制

垃圾焚化處理主要是藉由高溫氧化程序將廢棄物中有機物質（可

燃物）或其他有害物質轉化成二氧化碳水蒸汽與穩定惰性物質對

於不可燃物質如重金屬等則大多無法加以分解破壞隨燃燒環境不

同而進行各種相變化或物質轉移焚化系統中重金屬之主要來源為一

般都市廢棄物中所含重金屬物質或是少數事業製程廢棄物由於台灣

地區垃圾分類執行不力各式各樣之重金屬物種均可見於都市廢棄物

31

中更使重金屬的來源與濃度呈現多樣性與複雜性

都市廢棄物中有害重金屬物質大多來自於家庭日常用品所產生

之廢棄物加上台灣地區垃圾分類執行不力經常混入許多有害重金

屬物質如紙類製品電器材料塗料塑膠橡膠皮革電鍍製

品電池環境衛生用藥等等均為焚化系統中重金屬之可能來源

而主要排放之重金屬物種包括砷汞鎘鉛銅鋅鉻鋁鐵

等等表 3-1 列示出一般廢棄物中不同重金屬之主要來源（Stoeppler

1992陸1988江1997）

表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998)重金屬 主要來源

汞 電鍍製品電池皮革殺蟲劑電子器材

鉛 電池染料塗料玻璃製品纖維製品環境用藥塑橡膠製品

銅 電鍍製品紙類皮革纖維製品陶瓷電子材料

鋅 電鍍製品紙類電池染料塗料環境用藥塑橡膠製品電子

鉻 電鍍製品染料塗料纖維製品

鎘 電鍍製品紙類電池染料塗料玻璃纖維製品皮革類環境

用藥塑橡膠電子材料

鋁 電鍍製品紙類染料塗料皮革纖維製品飲料空罐

砷 電鍍製品顏料染料皮革玻璃陶瓷環境用藥電子器材

一般都市垃圾中重金屬含量或濃度由於分析上受到代表性樣品

採集與分析準確性不易控制等因素影響因此重金屬濃度變化範圍極

廣 (Clapp1988)且不同地區垃圾由於生活習慣品質與工業發展程

度不同垃圾中所含重金屬濃度亦有所差異Law and Gordon (1979)

實驗分析指出垃圾焚化過程中重金屬 CrMnPbSnAlFe 及

Zn 等主要源自於垃圾中不可燃物質若將垃圾中不可燃物予以事先

32

分離則可降低焚化過程中重金屬之排放濃度而可燃份中重金屬之

濃度範圍則分別為 Cd 2-22 ppmCu 80-900 ppmHg 066-19 ppm

Pb 110-1500 ppmCr 20-100 ppmKorzun and Heck (1990)亦研究發

現垃圾中鎘主要來自於可燃份如塑膠及顏料而鉛則主要來自於可

燃份與不可燃份如電池塑膠及顏料等其中可燃份之鉛約佔有

23鎘則佔有 36江 (1997) 指出國內桃園地區都市垃圾可燃份

中重金屬鉛的濃度為 1179 mgkg鎘為 022 mgkg鉻為 292

mgkg銅為 1244 mgkg鋅則為 5236 mgkg而且都市垃圾焚化灰

渣中重金屬主要來自垃圾中之不可燃物質另外亦根據重金屬於焚化

過程灰渣與排放廢氣之分佈情形推估台灣地區都市垃圾中重金屬鉛

之平均濃度為 8426 mgkg鎘為 1103 mgkg鉻為 604 mgkg銅

為 12195 mgkg鋅則為 12934 mgkg表 3-2 即說明國內外都市垃

圾中重金屬之可能濃度範圍比較國內外垃圾中重金屬濃度分佈可

知台灣地區垃圾中部份重金屬濃度有偏高趨勢有待加強垃圾分類

系統建立與垃圾減量管制以減少垃圾重金屬含量

33

表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較各國都市垃圾中重金屬濃度(mgkg)重金屬

Taiwan [1][2] USA [3] Germany[

4]

Europe [5] Italy [6] Sweden

[7]

Cr 604 115-258 20-100 250 100-450 276-849 ---

Cu 12195 --- 80-900 200-600 450-2500 --- ---

Zn 12934 2652-2774 200-2500 1000-2000 900-3500 27-1703 3000

Pb 8426 641-1173 110-1500 430-1200 750-2500 405-629 1500

Cd 1103 113-150 2-22 3-15 10-40 ND-8 20

Hg --- 193-257 066-19 2-5 2-7 ND-8 5

As --- 013-015 --- 400 --- ND ---

[5][6] 江(1997)[2] 顧 (1995)[3] Law (1979)[4] Reimann (1989)[7]

Tamaddon (1993)陳(1998)

含有重金屬之垃圾經燃燒之後重金屬物質經由各種化學反應與

物理作用而以不同形態存在於焚化系統各處理單元中灰渣（底灰

飛灰反應灰）中重金屬的濃度通常數千倍於自然環境中重金屬背景

濃度值 (Vogg1987)因此焚化系統中各單元內重金屬之濃度分

佈狀況是大眾所關注的焦點而焚化灰渣的溶出特性以及適宜的處理

處置方法更是引起普遍重視與研究Siebert (1991)針對世界各地 50

多座都市垃圾焚化廠所排放污染物質濃度作一統計整理指出重金屬

之總平均排放濃度為 Cd(265E-05 lbton)Cr(104E-04 lbton)

Cu(177E-04 lbton) Pb(286E-04 lbton) Mg(278E-03 lbton)

Hg(274E-03 lbton)Zn(114E-03 lbton)而台灣地區都市垃圾焚化

飛灰中所含重金屬濃度變化範圍則為Pb(1096~17432 mgkg)

Cd(14~1468 mgkg)Cr(94~1785 mgkg)Cu(733~19349 mgkg)

Zn(3815~40711 mgkg)Hg(206~902 mgkg) （江1997）表 3-3

與表 3-4將國內外都市廢棄物焚化過程中所產生底灰與飛灰中重金屬

34

濃度整理比較由表中可看出台灣地區焚化飛灰與底灰中多數重金屬

（如鉛鎘鉻銅）之濃度均較歐美日等國家為高另外表 3-5

則是國內外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表

表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣地區[1] 美國[2] 瑞典[3] 瑞士[4] 德國[5] 丹麥[6] 日本[7]

Pb 1926-11803

9

98-14000 1500-400

0

430-1230 1010 1300-5400 440-2000

Cd 2-500 03-71 50-60 19-6 38 14-40 17-600

Cr 356-1000 23-3200 --- --- 655 230-600 300-526

9

Cu 756-25600 190-8200 --- 630-1410 1520 900-4800 1130

Zn 800-100979 610-7800 6000-700

0

1800-550

0

4570 1800-6200 ---

Hg 009-16 002-78 100 004-032 07 lt001-3 055

As 019-1438 012-190 --- --- 33 19-80 016

Fe --- 4100-15000

0

--- 19000 --- 27000-15000

0

---

Al --- 22000-7300

0

--- --- --- 47000-72000 ---

[1]江(1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Brunner (1986)[5] Reimann

(1989)[6] Hjelmar (1996)[7] 廖 (1996) 陳(1998)

35

表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣[1] 美國[2] 瑞典[3] 法國[4] 瑞士[5] 英國[6] 德國

[7]

義大利[8] 丹麥[8] 日本[9]

Pb 1096-17432 5300-26000 6500-13000 940-20250 6200 4400-17188 4900 447-9704 7400-19000 2285-13000

Cd 14-1467 50-450 400 520-1190 210-310 239-750 300 21-4646 250-450 80-450

Cr 94-1785 140-1100 -- 260-350 -- -- 450 44-1328 140-530 213-400

Cu 733-19349 600-3200 -- 1450-2300 750-1800 -- 1050 296-1307 860-1400 662-900

Zn 3815-40711 9000-70000 2300-4220 23100-42200 15000-77000 -- 16600 2285-13500 19000-41000 33000

Hg 206-902 07-30 6-7 4-7 3-15 -- 8 -- 08-7 11

As 109-1745 37-320 -- -- -- 76-22 100 -- 49-320 42

Fe -- 12000-44000 -- -- 24000-38000 -- -- -- 18000-35000 --

Al -- 4900-9000 -- -- -- -- -- -- 49000-78000 --

[1] 江 (1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Gounon (1986)[5] Brunner (1986)

[6] Wadge (1986)[7] Reimann (1989)[8] Hjelmar (1996)[9] 廖 (1996) 陳(1998)

36

表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)廠名 Pb Cd Hg 稀釋氣體基準

1SYSAV 6~15 03~06 -- 10 CO2

2Linkoping 52 14 1 10 CO2

3Uppsala 60 24 06 10 CO2

4Avesta 100 40 1 10 CO2

5Bamberg 91 21 082 不明

6Commerce 50 27 045 7 O2

7Dayton 384 155 103 7 O2

8Gallatin 363 313 025 7 O2

9Marion 205 112 -- 7 O2

10Quebec 347 122 037 7 O2

11Munich 21 129 045 11 O2

12Tsushima 57 0186 -- 12 O2

資料來源Reimann (1989)Carlsson (1986)孫中興工程 41

311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性

重金屬於焚化過程中由於受熱揮發形成金屬蒸氣或微粒會伴隨

焚化廢氣或附著於飛灰或底灰中而排放進入周圍環境中然而其傳輸

行為隨不同重金屬之物化特性及焚化系統中生成重金屬化合物形態

及性質而異圖 3-1 顯示重金屬及其化合物在燃燒系統中的行為與傳

輸機制 (Barton1990)主要包括 (1)部份重金屬物質在燃燒環境

中不發生任何化學反應未被揮發而成為底灰之一部份而部份揮發

性較高之重金屬可能發生化學反應生成沸點較高之重金屬物種（如金

屬氧化物）亦會成為底灰之一部份其中顆粒較小之微粒可能被燃

燒氣體吹離燃燒區(entrainmemt)成為飛灰被吹出的灰量與灰粒大

小形狀密度與操作條件有關(2)在焚化高溫環境中部份重金屬

與化合物揮發形成金屬蒸氣蒸氣擴散至廢氣中而被攜帶離開燃燒

37

區同時部份沸點較高之重金屬雖無法直接揮發但可能與其他物

質反應生成揮發性較高之金屬物種（如金屬氯化物）而形成蒸氣(3)

揮發之金屬蒸氣在煙道中因溫度降低而產生凝結現象蒸氣的凝結過

程包含均相凝核(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous

condensation) (Senior and Flagon1982)均相凝核為蒸氣本身凝結成

新的細小微粒這些細小微粒粒徑通常小於 1microm (Friedlander1976)

異相凝結則發生於其他飛灰微粒表面由於細小微粒具有較高之比表

面積使得異相凝結較易發生於粒徑較小之微粒上 (Linak1993)

因此焚化過程中重金屬之反應行為特性主要起始於焚化加熱作

用使重金屬物種揮發形成重金屬蒸氣或細小微粒再經由焚化系統

中之熱行為與氣體流動傳輸效應使重金屬產生灰粒之傳曳作用

(entrainment)重金屬之化學交互反應(chemical interaction)及揮發作

用(vaporization)重金屬蒸氣與微粒之冷凝(condensation)及凝聚作用

(coagulation)沈積作用(deposition)以及經由空氣污染防治設備捕集

去除粒狀物等反應途徑 (Linak1993)

圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990）

重金屬化合物於焚化系統中之分佈特性與其本身之物化特性與

Burning Bed of

Sol id Waste

Individual Part ic le or

Droplet

Ash Part ic le

Reducing Environment

Burning Spray of Liquid Waste

Vaporizat ion

Vapor

Ash

Chlor ides Sulfides

Oxides e tcReaction Fly Ash

Heterogeneous

Condensat ion

Fume Nuclei

Homogenous Condensat ion

Fume

Entrainment

Residuals

38

焚化操作條件極為密切諸如重金屬物種之揮發度蒸氣壓沸點

熔點反應自由能表面張力等等在不同焚化條件與系統元素組成

下重金屬物種之生成及其高溫物化特性亦有明顯差異表 3-6 將文

獻中有關重金屬物種揮發特性等相關研究整理如下

重金屬及其反應生成物種之揮發特性可影響重金屬於焚化系統

中各單元之分佈情形整體而言具高揮發性之重金屬化合物主要分

佈於飛灰或煙道氣中而具高沸點之重金屬物種則主要分佈在燃燒室

底灰或較大顆粒飛灰中針對焚化系統中不同重金屬之分佈特性目

前國內外已有許多學者研究探討對重金屬於高溫焚化過程中之行為

分佈已有相當了解茲將重要相關研究之方向及結果列表如下（表

3-7）

此外許多學者研究指出重金屬濃度分佈與生成微粒粒徑具有某

種程度之相關性多數重金屬如鉛鎘鋅鉻砷銻鎳等隨

顆粒粒徑減小有增加其濃度分佈的特性尤其以具揮發性之重金屬更

加顯著而揮發性較低之重金屬化合物則大多分佈在大粒徑之飛灰或

底灰中文獻中探討顆粒粒徑與重金屬分佈情形之相關研究整理如下

表 3-8

39

表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)研究學者及年

代研究主題 主要結果

Davison (1974) 探討燃煤過程重金屬及其無機化合物與沸點之關係

沸點低於 1550物種As As2O3 As2S3 Cd CdO CdS CrCl3 PbCl2 PbO PbS

沸點高於 1550物種Cr Cr2O3 Cu CuO Pb

Gerstle (1982) 重金屬揮發性 高揮發性Hg As As2O3 Cd CdCl2 Zn ZnCl2

非揮發性Cr Cu Ni CdO Pb PbO中度揮發性PbCl2

Vogg (1986) 汞及其化合物之揮發速率與溫度關係

揮發溫度HgCl2ltHg(0)ltHg2Cl2ltHgS

Fernandez (1992)

探討重金屬之揮發性

非揮發性（高沸點）Al Ba Be Ca Co Fe K Mn Mg Si Ti

揮發性As Cd Cu Ga Pb Sb Zn Se 高揮發性Hg Cl Br（主要以氣態存在）

Eddings (1992) 研究鉛鉻銅不同氯化物及其熔點變化

熔點較低之物種較易揮發熔點 PbCl2(501)gtPbCl4(-15)CrCl2(824)

gtCrO2Cl2(-96)CuCl2(620)gtCuCl (430)

Ho (1993) 重金屬揮發特性與影響因子

重金屬揮發性與燃燒溫度過剩含氧量與燃燒時間有關其中燃燒溫度為重要因子

較低溫度(600)與富氧條件會增加重金屬揮發性

Sarofim (1994) 重金屬揮發特性 重金屬揮發性與蒸氣壓熔點有關外亦與其他礦物質(Si)之存在無機物質(Cl)之存在其他揮發性金屬(Na K)之存在重金屬焚化前初始形態有關

高揮發性Hg Ti中度揮發性Sb Se Pb Cd難揮發性Cr Be Ba As Ag金屬氯化物之揮發性較金屬氧化物高

Querol (1995) 影響重金屬揮發性之因子

重金屬揮發性與反應親和力濃度重金屬種類含硫成份物化特性燃燒溫度暴露時間灰渣產生形式有關

楊 (1996) 重金屬揮發性 燃燒溫度為影響金屬揮發度主要因子重金屬揮發速率CdgtPbgtCu

40

表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998)研究學者及年

代研究主題 研究結果

Hiraoka (1980) 裂解焚化過程中重金屬分佈情形

鎘鉛揮發性高飛灰及煙道氣分佈比例較高

鎂銅鋅鉻殘留底灰比例較高

Brunner (1986) 垃圾焚化系統中重金屬於廢氣飛灰底灰之分佈比例

汞廢氣佔 72飛灰 4鎘廢氣佔 12飛灰 76底灰 12鉛廢氣佔 5飛灰 37底灰 58鋅廢氣佔 4飛灰 45底灰 51銅廢氣佔 1飛灰 10底灰 89

Reimann (1989) 探討都市垃圾焚化汞金屬排放特性

汞廢氣佔 779飛灰 47底灰 57

Korzun (1990) 都市垃圾焚化過程鉛鎘分佈特性

鎘廢氣佔 104飛灰 552底灰 344鉛廢氣佔 23飛灰 126底灰 851

Morselli (1993) 垃圾焚化中重金屬分佈特性

汞廢氣佔 959飛灰 2底灰 21鉛廢氣佔 36飛灰 413底灰 551鎘廢氣佔 208飛灰 484底灰 308鉻廢氣佔 04飛灰 264底灰 732鋅廢氣佔 38飛灰 509底灰 453

Sarofim (1994) 水泥窯處理垃圾衍生燃料中重金屬分佈特性

鉻飛灰 8底灰 92廢氣中分佈量極低鉛廢氣lt1飛灰 84底灰 15

Wey (1996) 實驗室流體化床探討不同操作條件對重金屬分佈之影響

流體化床砂床中分佈比例PbgtCrgtCd有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

41

表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998)研究學者及年代

研究主題 研究結果

Davison (1974) 燃煤廠飛灰中重金屬濃度與顆粒大小之相關性

重金屬 Pb Tl Sb Cd Se As Zn Ni Cr 濃度分佈隨顆粒粒徑降低而增加

都市氣膠中揮發性重金屬之質量中數粒徑(MMD)較非揮發性重金屬為低

Markowski (1985)

燃煤鍋爐飛灰中顆粒粒徑與金屬濃度之關係

揮發性重金屬 As Sb Se Ga 在次微米微粒上之濃度有富集現象

Norton (1986) 燃煤廠及 RDF焚化廠重金屬濃度與灰渣粒徑之關係

As Cd Cu Ni Pb Zn 等重金屬濃度隨顆粒粒徑降低而有增加趨勢且增加 2 倍以上

Ontiveros (1989)

探討不同粒徑範圍之重金屬濃度分佈

K Na Cd 於飛灰（小粒徑）中分佈量較多 Ni Fe 於底灰中分佈量較多 Al Ba Cr Cu Pb 平均分佈於飛灰與底灰中 隨灰渣顆粒粒徑降低重金屬濃度增加

Kauppinen (1990)

燃煤產生飛灰質量與元素分佈情情

微粒質量與元素分佈皆成雙峰分佈(Bimodal)Pb Ca V Cu Sr Cd 在細粒飛灰中含量極高重金屬 Cd 分佈明顯趨向於粒徑較小顆粒

Querol (1995) 燃煤及廢棄物燃燒

As Be Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Sb Se Tl Zn 較易富集於細小顆粒且濃度可達 2-20倍

Al Ba Fe K Mg Mn 濃度分佈與顆粒粒徑大小較無相關性

Wey (1998) 重金屬濃度與粒徑分佈之關係

粗粒飛灰中鉛鉻鎘之分佈較無規律細粒飛灰中則鉛鎘濃度趨向分佈於小粒徑微粒

添加有機氯與無機氯均增加重金屬氯化物揮發量有降低重金屬粒徑分佈範圍之趨勢

42

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)研究學者及年代

探討因子 主要結果

Hiraoka (1980) 焚化溫度 燃燒溫度影響重金屬於底灰中之分佈比例

ZnCdPb 隨溫度增加減少底灰分佈量

Gerstle (1982) 焚化溫度 溫度增高排放廢氣中 As Cd Hg Zn Pb及其化合物含量增加

Brunner (1986) 廢棄物含氯濃度 排放廢氣中金屬氯化物 (CdCl2 HgCl2 ZnCl2)含增加

Lee (1988) 含氯濃度燃燒溫度過剩空氣量

含氯濃度增加鉻主要物種由 Cr2O3(s)轉化成 CrO2Cl2(g)

溫度增高Cr2O3 為主要物種揮發性增高

過剩空氣量對重金屬生成物種影響不大

Barton (1990) 燃燒溫度含氯濃度

重金屬有效蒸氣壓隨操作溫度升高而增高排放濃度亦增高

增加含氯濃度或重金屬形成較多氯化物時重金屬之有效蒸氣壓均增高

Thurnan (1992) 燃燒溫度含氯濃度重金屬初始濃度

溫度升高增加砷於飛灰中分佈量含氯量與金屬初始濃度對砷影響不大

43

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續）研究學者及年代 探討因子 主要結果Morselli (1993) 焚化溫度

停留時間供給空氣量廢棄物含氯量

燃燒效率受焚化溫度停留時間供應空氣量影響

含氯量影響揮發性重金屬氯化物之形成與分佈

Hinshaw (1994) 含氯量 含氯量增加增加廢氣中砷鎘鈹之排放量鉛鉻則不明顯

鈹銅鋅揮發性隨含氯量增加而增加鉻於低含氯量時揮發性反而增高

Cowley (1994) 重金屬種類金屬進料率含氯濃度燃燒溫度

燃燒溫度增高次微米微粒含量增高

Ho (1994) 重金屬進料率含氯濃度廢棄物無機物組成焚化溫度供應空氣量空氣混合程度飛灰粒徑分佈

含氯量增高易形成金屬氯化物增加排放濃度

焚化溫度升高排放率亦升高

Verhulst (1996) 含硫量 硫含量增加易使重金屬形成穩定之硫化物形態

溫度高於 800以上含硫量影響較小

Wey (1996) 操作溫度有機氯化物無機氯化物

二次室溫度對重金屬分佈影響不大有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

王 (1996)林 (1996)

焚化溫度有機氯化物無機氯化物

鉛鎘鉻銅鋅隨焚化溫度增高減少於底灰中分佈比例

垃圾中 PVC 或有機氯化物含量增加重金屬氯化物生成潛勢增加減少底灰中分佈比例

高溫下(850)重金屬鉛鉻銅鋅砷於底灰中分佈比例隨無機氯化物含量增加而降低鎘較不受影響

低溫下(650)重金屬與無機氯化物中的氯反應生成金屬氯化物之可能性降低

44

312 焚化系統中重金屬之控制

目前一般廢棄物焚化處理廠中重金屬之控制通常採用傳統空氣

污染防治設備的方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚

化廠乾式處理流程包括靜電集塵器或袋濾集塵器與乾式洗煙塔或半

乾式洗煙塔之組合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙

塔與靜電集塵器之組合然而傳統之處理流程對重金屬之控制效果不

甚理想曾有學者（孫1993）提出加強傳統處理方法對廢氣中揮發

性重金屬汞物質去除效率的對策包括(1)乾式處理流程中於袋濾

式集塵器前噴入活性碳除可加強對汞金屬之吸附作用外亦可一併

去除微量有機物 PCDDPCDF表 3-10 為典型乾式廢氣理流程重金

屬排放濃度(2)於袋濾式集塵器前噴入 Na2S 試劑使其與汞金屬作

用生成 HgS 顆粒而被集塵系統去除惟此種方法須注意 Na2S 會與為

去除酸氣而於乾式噴霧塔所噴入之 Ca(OH)2作用形成 CaS消耗可運

用之 Na2S 量此外在儲存 Na2S 水溶液時會有產生 H2S 之虞必須小

心控制儲存液之 pH 值表 3-11 為採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例

(3)溼式處理流程中於洗煙塔之洗滌液中添加催化劑如 CuCl2促使

更多水溶性之 HgCl2生成再以螯合劑固定已吸收汞之循環液確保

吸收效果表 3-12 為典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度

45

表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm37 O2)

去除效率

()廠 名廢氣處理

流程

集塵器廢氣

溫度()Pb Cd Hg Pb Cd Hg

Dayton ESP 263 1109 409 1148 97 975

Mckay Bay ESP 291 1093 922

Reekskill ESP 237 1790

Pinellas ESP 284 153 773 847

Quebec ESP 222 1650 541 806

Tulsa ESP 190 412 418

Dayton DI+ESP 152 361 108 491 989 992 25

Dutchess DI+FF 221 389 272 1080

204 63 061 614 9998 9993

140 631 ND 159 9998 100 991

121 259 043 127 9999 9997 976Quebec DI+FF

110 394 044 398 9999 9997 890

STCrolx DI+FF 106 18 23 35

Wurzburg DI+FF 185 11 55

Millbury SD+ESP 118 330 215 954

Munich SD+ESP 149 260 25

Biddeford SD+ESP 137 159 ND ND 994 100 100

Commerce SD+FF 24 11 54 9997 997 800

Long Beach SD+FF 148 46 180 180

136Mid-Conncetict SD+FF

140ND 50 100 963

Marion SD+FF 133 19 26 239 999 997

Renobscot SD+FF 146 11 092

Quebec SD+FF 140 61 ND 193 9998 100 947

Stanislaus SD+FF 145 298 191 481

資料來源USEPA (1989)

46

表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

Na2S 噴入位置(kgt) 去除前 去除後

去除效率()

英屬哥倫比亞Baurnaby 廠

DI+FF

10~20(10 Na2S)

30(15 Na2S)

25~60(2~4 Na2S)

1203

1357

0661

0457

0632

0095

62

53

86

瑞典 Hogdaale 廠 DI+FF

1212121212181224

03440310020703660369010201580192

00370003005400300022001301420004

8999749294871098

註英屬哥倫比亞及瑞典空氣污染濃度之 O2 基準為 11 DI 乾式吸收劑噴入器FF 袋濾式集塵器 資料來源Nebel et al (1992)

表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm311O2)

去除效率

()廠 名

集塵器進口

廢氣溫度

() Pb Cd Hg Pb Cd Hg

MAVLausan

neESP+ESS 900 40 120

900 40 10 10 20 97

600 30 30 25 40 85

1000 20 10 286 333 97Avesta ESP+WS

200 5 60 50 75 40

註1ESPElectrostatic Precipitator ESSElectro Static Scrubber WSWet Scrubber1資料來源Carlsson (1986)

47

除了傳統空氣污染物控制方式之外Uberoi (1991) 等人指出

在焚化高溫環境下控制重金屬之揮發相當困難利用固體吸收劑的添

加似乎是最經濟可行又有效的方式Ho (1991) 等人也指出重金屬

之排放控制可藉由兩種方式進行一是抑制重金屬化合物於燃燒過程

中之揮發作用如改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬之揮

發其中影響重金屬揮發之操作條件包括燃燒溫度燃燒室混合程

度燃燒室氧氣濃度與燃燒操作時間另一控制重金屬排放的方式是

使用固體吸收劑其吸附機制包括(1)在金屬蒸氣尚未形成金屬微粒

時藉由異相化學吸附反應或冷凝作用捕捉重金屬蒸氣(2)藉由吸收

劑與金屬微粒間之物理吸引力捕捉重金屬微粒而流體化床焚化爐因

可以提供固體吸收劑與重金屬化合物間最有效接觸與混合因此為最

適合此控制方式之反應器表 3-13 為採用活性碳噴入法除汞之實績

廠例

48

表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

噴入位置集塵器進口溫度() 去除前 去除後

去除效率()

瑞士Zurich 廠 SD+ESP SD 入口

140120120120115115110110

07840615028104570754043003570511

05590092002900370426005102040065

2985909244884387

丹麥Amager廠 SD+FF SD 出口

140140140140127127127

0204030302660917024202010209

0115004900340050004100240006

44848794808897

德國Kassel 廠 ESP+SD+FF SD 出口

137137137137137

11750440042402340389

07620229007500250068

3548828982

1瑞士丹麥及德國空氣污染物濃度之 O2 基準為 112ESP靜電集塵器SD半乾式洗煙法FF袋濾式集塵器3資料來源Nebel et al (1992)

49

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制

焚化系統中生成之主要酸性氣體包括氯化氫硫氧化物（硫酸）

氮氧化物（硝酸）酸性氣體的產生將對周圍環境造成腐蝕性傷害

如各種材質之腐蝕龜裂空氣品質的惡化能見度降低酸雨的生成

等等焚化過程中硫氧化物的生成通常來自燃料中的硫化物或廢棄物

中所含硫化物燃燒與氫氧發生反應而生成其產物有硫化氫硫酸

氣體等

台灣的都市廢棄物中含大量的塑膠類物質以及廚餘中大量的無

機鹽類其中 PVC 類塑膠以及無機鹽氯化物在適當的反應條件下會

產生 HCl 以及其他微量有機氯化物如氯苯（chlorobenzene）多氯聯

苯（PCB）等因此焚化後可能形成 HClchlororbenzene 等有害氣

體

焚化所產生的氮氧化物 NOx可以經由二條途徑生成（一）燃

燒反應所需空氣中的氮和氧在高溫狀態下反應而生成 NO通常燃燒

溫度愈高越容易發生這種情況所生成的 NOx稱為熱氮氧化物（二）

燃料中所含的各種氮的化合物燃燒時可能會被氧化生成 NO這種

情況所生成的 NOx 稱為燃料氮氧化物由於 NOx 通常不溶於水無

法直接被水吸收處理時通常會添加一些氧化劑使其易溶於水再

以鹼性物質去除NOx之控制方法除了半乾式噴霧塔之外就是使用

二段式燃燒排氣循環燃燒非計量燃燒水蒸氣或者水吹入以及

使用低 NOx燃燒器等

處理焚化廢氣中酸性氣體之方法可概分為濕式法（Wet

Scrubbing ）半乾式法（Semi-Dry Scrubbing）及乾式法（Dry Scrubbing）

50

等三大類型

濕式法的原理為吸收作用藉由氣相與液相之接觸使氣相中之

某種氣體物質因溶解而轉移至液相以達到分離目的所使用的鹼性

藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2等必要時可在濕式洗滌塔中放置填充

材可提充廣大的接觸面積及較長的停留時間以增加去除效率

朱(1994)利用濕式洗滌塔探討除硫除氮吸收劑及添加物分

別為 NaOH 及 NaClO2操作因子包括 SO2濃度NOx濃度液氣

比NaClO2(SO2及 NOx)及 pH 值除氮效率主要受到液氣比及添

加劑之劑量等因子的影響除硫效率則受液氣比之影響較大下列

兩方程式使 NO 溶解性變大

OHClNOOHClONO

ClNOClONO

2322

22

2444

2

++rarr++

+rarr+minusminusminusminus

minusminus

由於 NO 之溶解度低提升去除效率的方法可分為（1）將

NO 氧化成 NO2--(即加氧化劑氣液相時皆可加例如KMnO4

NaClO2P4等無機過氧化物（2）利用金屬螯合劑和 NO 形成複合

物例如Fe2+EDTA(一般使用螯合劑時均為濕式法) (袁1993)

(Bedell)使用鐵錯合物所以使用錯合物與 NO 作用增加 NO 之

溶解度

( ) ( )( )

( ) ( ) )3(

)2(10

)1(10

223

2

7222

7252

262

2

productsNSEDTAFeSONOEDTAFe

KNOEDTAFeNOEDTAFe

KNOOHFeNOOHFe

ap

ep

+hArr+

=hArr+

=hArr+

+minus+

++

++

(1)(2)式有利於 NO 的溶解(3)式中又會把錯和溶解的 NO 分

解出來整體而言仍對去除 NO 有利發展技術須控制 Fe2＋之穩

定性及避免異常多和螯合物

半乾式法其原理是以鹼性吸收劑噴注於含酸性氣體的廢氣

51

中液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和反應而達到去

除酸性氣體之目的而液滴受高溫氣體之加熱而逐漸蒸發乾燥呈粉

狀顆粒物由後續之集塵設備去除

袁(1993)發現在鹼性吸收劑(CaCO3)中添加少量 KMnO4 或

NaClO2可有效提昇 SO2NO 之去除率但反而略微降低 HCl 之去

除效率 Ho et al(1992)在吸收劑中加入飛灰發現可增加除酸效

率因為飛灰中含有 SiO2Al2O3Fe2O3CaO 及 K2O 等火山灰成

份Paolo Davini(1996)指出火山灰成分中的 SiO2Al2O3Fe2O3

及 CaO 會與 Ca(OH)2 形成被認為可提高吸收劑利用率的反應性產

物此種反應稱為火山灰化反應（pozzolanic reactions）若以添加

物(界面活性劑及金屬螯合劑)來提昇噴霧乾燥塔之去除效率(袁

1993)結果顯示在 SO2單一氣體去除時陽離子性界面活性劑

金屬螯合劑及強氧化劑均可增加 SO2的去除效率在 NO 單一氣體

去除時添加金屬螯合劑會將 NO 去除但吸收劑乾燥後會將 NO

釋放出來所以 NO 去除效率會降低界面活性劑則為負面影響

在 HCl 單一氣體去除時界面活性劑金屬螯合劑對 HCl 的去除效

率的助益並不顯著

大部份有效的除硫方法都是基於化學反應因為硫會反應形成

可溶的硫酸鹽硫酸因此鹼性添加劑來防止腐蝕是需要的特

別是飛灰中的 Na2CO3因為飛灰與 Ca(OH)2會形成矽酸鈣(hydrated

calcium silicates)及鋁化鈣(calcium aluminates)

施(1993)以飛灰作為添加劑添加於氫氧化鈣泥漿中探討對二

氧化硫的去除效率的影響結果顯示飛灰加以研磨後因粒徑變

小可反應的表面積增加因而可提昇 SO2 去除效率濕度和鈣

52

硫莫耳比亦是影響二氧化硫去除效率的重要因素氫氧化鈣泥漿對

二氧化硫的去除效率會隨濕度和鈣硫莫耳比增加而增加但在相對

濕度 60 以上去除率增加不多

Juan Adanez 等人（1997）亦在吸收劑中加入 NaClKCl磺

酸鈣(Calcium Lignosulfonate(LGS))乙醇等添加劑來增 SO2的去除

率NaCl 可用來增加固膜的擴散性此外孔隙度及孔隙體積也扮

演一個重要的因素乙醇磺酸鈣皆可降低吸收劑的粒徑及減小孔

隙擴散阻力維持較高的比表面積及較長的反應時間以提昇 SO2

的去除效率

J Wang and T C Keener 則在吸收劑中加入吸濕性添加劑

NaHCO3NaClCaCl2及 Na(OH)2吸濕性添加劑影響除酸的機制

為降低吸收劑滴表面的水蒸氣分壓阻礙蒸發速率並維持微滴表面

的濕度

袁(1994)指出噴霧乾燥塔可串聯袋式集塵器同時去除 SO2 及

NOx噴霧乾燥塔下游之吸收劑在濾布表面上形成濾餅繼續去除殘

餘之氣體濾餅之去除效率隨當量比相對濕度過濾時間及入口

處酸性氣體濃度之增加呈增加趨勢

乾式洗滌法其原理係將鹼性固體粉末（鈣鈉基吸收劑）直接

藉壓縮究氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接觸而達到

中和去除的目的

用乾式注射法為了能在低溫操作時去除最大量的 SO2因此需

要理想的吸附劑及操作條件如趨近絕熱飽和溫度當量比值單

一氣體或混合氣體相對濕度反應溫度與固定床高等

53

司洪濤等人(1996)指出當趨近絕熱飽和溫度愈低當量比值

愈高時由於噴嘴噴入較多的水量除了可形成較多的泥漿液滴提

供氣液接觸面積外當水份蒸發時亦增加廢氣中的濕度提高氣固

反應速率故所得去除效率愈高在 AT=10 及 SR=05~03 時

其 SO2 與 NO 之去除效率分別在 20 ~57 與 5 ~9 之間

司洪濤等人(1996)亦指出兩種氣體同時去除時由於 SO2 反

應性較強且對 Ca(OH)2表面及孔隙中的凝水份溶解度蝦高故反

應時傾向先和 SO2反應故在固定值時混合氣體中的 SO2可利用

的 Ca(OH)2較單一氣體時為多故 SO2之去除效率較 SO2單獨去除

時為高而 NO 則剛好相反又當 SO2與 NO 濃度比值漸增時SO2

的去除效率漸減而 NO 的去除效率則略有增加

然而司洪濤等人(1996)指出當量比值的增加雖然有助於酸性

氣體的去除但卻造成吸附劑的浪費廢棄物的增加及增加集塵設

備的除塵負擔

司洪濤等人(1996)亦指出於煙道氣下游噴入霧化水滴除了增

加相對濕度（亦即降低趨近絕熱飽和溫度）藉以提升氣固反應速率

之外尚可能與吸附劑發生碰撞而形成泥漿液滴一方面進行乾燥

程序另一方面與酸性氣體進行化學反應

EPRI-spon-sored Dry Sorbent Emission Control Program 指出

Ca(OH)2 與 SO2 在溫度低於 922 K 時快速的反應

Beittel R et al(1986)指出pressure-hydrated dolomite 與 SO2

反應的最佳溫度視窗分別在 1583 K~1367 K 與 922 K~700 K

G Centi et Al(1992)指出SO2的去除率在 250 ~350 間較

54

低但從經濟與動力學的觀點而言此區間卻較適合同時去除

SO2NOx

Centi et al(1992)JT Yeh et al(1985)JN Darguzas et al(1995)則

分別於各種爐床中（例如流體化床移動床）使用 CuO 及活性碳

作為吸附劑及觸媒

Shiqiu Gao et al(1996)指出轉換率會隨著砂床高度增加而增

加因為會增加吸附劑與氣體的接觸時間

司洪濤等人(1996)在自行設計之乾式煙道反應器（材質為

SS316L塔高 190 公分內徑 158 公分）中直接噴入乾燥粉狀

之氫氧化鈣吸附劑並在下游噴入霧化水滴此霧化水滴除了增加

廢氣濕度藉以提升氣固反應速率之外尚可能與吸附劑發生碰撞而

形成泥漿液滴所形成之泥漿一方面進行乾燥另一方面與酸性氣

體進行化學反應而酸性氣體則在上氣固及氣液化學反應過程中被

去除

Donald E Wolf and James P Seaba(1994)亦將乾式石灰定期地注

入於袋式集塵器上游的煙道氣中使石灰與 SO2 順著煙道氣的流動

而沈澱於濾袋上進而形成濾餅以繼續進行二次反應由於濾袋

表面積大使得氣體流速減少而增加了顆粒的停留時間進而提

高去除效率

Shiqiu Gao Nobuyoshi Nakagawa et al(1996)則利用氧化銅或

氧化鐵為催化劑WO3TiO2 為觸媒同時去除煙道氣中的 SO2 及

NOx由於只有細顆粒(催化劑觸媒)可連續地自爐床中揚起而粗

顆粒(石英砂)則可防止細顆粒凝聚且細顆粒較流體化氣體有數百

55

倍的停留時間因此當 CaS=3T=800~950 時轉化率非常高

酸性氣體控制上一般以鹼性物質去除傳統的煙道氣濕式洗

滌法除硫效果良好但缺點為 NO 的去除效果很差由於 NO 水

溶性甚低若要使用此法則須加以修正且氧化及螯合均有許多

的不穩定性造成氧化劑及螯合劑的浪費而且洗滌水大部份為酸

性必須再經處理半乾式噴霧乾燥系統採用濕式霧化進料霧

化液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和同時液滴也會

將煙道氣中的飛灰去液滴中的水分因受高溫氣體的加熱而逐漸蒸

發呈粒狀顆粒物同時因添加劑的添加造成微粒的表面不規則

增加了吸收劑微粒的表面積提供更多重金屬微粒附著另外飛

灰中的矽化物可提高泥漿的分散性並與吸收劑反應形成反應性的

產物更易與 SO2反應而提升除酸率氯化鈣的添加亦有助於酸性

氣體的去除半乾式系統具有較濕式簡單用水量少造價低而具

整合性的防治技術可同時處理各種氣體污染物又無二次污染的

問題故適合廣泛的研究推廣

33 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制

燃燒不完全受到燃燒熱力學及動力學上的限制因此焚化過程

中會產生微量的有機物尤其是列入法規管制的高分子環狀芳香烴

化合物 PAHs PCDDsPCDFs 等（Menzie 1992蔣 1991）PAHs

及 Dioxin 等有機污染物多為脂溶性如果不加以分解破壞而任其溶

入人體內便會產生致癌性（Benestad 1990Charles 1992）所以

如何有效的來控制這些二次污染物便成為焚化爐設計上的重要因

子

56

前述污染物中粒狀物質是以巨觀體積的凝集態存在可用捕

集濾除的方式來去除例如洗滌塔袋濾式靜電式集塵等對

於 PCDDsPCDFs 而言袋濾式集塵器較靜電集塵器去除效果佳其

主要原因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去除廢氣中之

PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低速度愈慢

其效果愈佳表 3-14 為混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除

率調查表粒狀物以外之污染物則是以分子態存在可用冷凝

焚化觸媒氧化吸收吸附等方法來加以控制其中又以吸附為

最佳操作方法（Ruddy 1993）其中冷凝是針對濃度極高露點在常

溫以上或常溫附近之物質若濃度太低或露點太低皆不適用冷凝方

法且冷凝後恐易造成設備的腐蝕而焚化或觸媒氧化是對可以燃

燒之污染物將其破壞或氧化成惰性物質污染物濃度需達一定量以

上才符合經濟效益（吳水欽 1995）吸收是一種具選擇性的氣液相

物質輸送有濃縮的特性與功效但仍有許多限制如需平衡參數

填充床可能被阻塞需處理廢水對有機物（非極性物質）去除效

率不高等缺點所以吸附技術是控制有機物排放的最佳選擇

有關焚化產生污染物特性之研究方面蔣（1991）等人研究 PS

塑膠添加金屬氯鹽在不同的焚化溫度下所產生的 PAHs顯示 PS 塑

膠在氧氣不足的焚化條件下生成的 PAHs 會經生物體內代謝活化轉

變成更具致突變性產物魏（1994）等人以流體化床焚化爐處理有

機污泥並控制溫度及空氣量探討 PAHs 的生成實驗結果顯示於

550之缺氧焚化條件下可測得 PhAAnT 及 FluA而其他條件

下只發現 AnTPAHs 之濃度不論在 550 或 650 皆隨著空

氣量的減少而有增加現象尤其在 550 時較顯著

在 PAHs 的特性研究方面Charles（1992）等人研究指出焚

57

化產生的多環芳香族碳氫化合物對生物具有高致癌性和致突變性

且焚化爐所排放的有機污染物其致突變能力與 PAHs 的量有正相關

性（Benestad1990）在進料組成的影響方面若進料中有重金屬存

在時會催化或抑制 PAHs 的生成（Wey 19961997）而焚化中若

以柴油為輔助燃料時柴油即是生成 PAHs 的一大主因（Li 1994）

而重金屬對有機物 PAHs 形成的影響方面（魏 1995）指出飛灰

上金屬鉛鉻的存在提供了 PAHs 反應的活性位址鉻的存在更促成

了五六環結構之 PAHs 的生成飛灰上鋅鎘含量的增加提供更多

的吸附位址使氣相中低環的 PAHs 與飛灰碰撞時被強烈的吸附在粒

狀污染物上焚化過程中若有過剩的氧會促進 PCDDFs 的形成

（Dickson 1992）而金屬 FeSn 及氯化物的存在下會催化

PCDDsPCDFs 的形成（Halonen 1995）

58

表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表集塵器出口濃度(ngNm3)

廠名廢氣處理流

程

集塵器進口

溫() 進口 出口

去除效率

()

Dayton ESP 279 214 14500 --

North

AndoverESP 313 245 362 --

Peekskill ESP 215 11432 9570 154

Pinellas ESP 280 54 100 --

Quebec DI+FF 204 1638 733 996

Quebec DI+FF 140 1176 049 999

Quebec DI+FF 121 1007 ND 1000

Quebec DI+FF 110 456 243 995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643

Biddford SD+FF 137 903 438 995

Commerce SD+FF 132 545 473 959

Mid

ConnecticutSD+FF 133 1019 066 999

Quebec SD+FF 140 2311 126 999

資料來源Mcgrath et al (1992)王 (1997)

傳統上常用的吸收劑有活性碳矽膠活性氧化鋁碳分子篩

沸石等其中前三者屬非結晶性結構後兩者則屬結晶性結構而不

同的吸收劑具有不同的功用在工業上大量使用吸收劑來控制有機物

的排放及回收以活性碳及沸石在此介紹兩者吸收劑的吸附特性

(1)活性碳（Activated carbon）活性碳為一多孔性碳體之集合性名稱其製造可經由碳體之反

59

應性氣體處理或將含碳物質碳化（carbonization）然後以化學處

理之活化（activation）主要原料為煤和椰子殼其具有相當特殊的

孔洞結構比表面積可高達 1000 m2g 以上此乃因孔洞結構屬於微

孔性平均孔洞小於 20 macru且具非極性表面活性碳基本上可分為

粒狀活性碳（GAC）和粉狀活性碳（PAC）因考慮壓力損失等能量

消耗及製造技術之限制在空氣淨化上常用 GAC（蔡 1993）吸附

能力與活性碳的物性孔洞結構及表面化學等性質有關被吸附物

質分子量愈大愈易被吸附溫度對吸附有著密切的關係溫度愈高

愈不利於吸附（蔡 1993Suzuki 1990）且濕氣的存在會降低活性

碳對有機物的吸附能力碳表面所含的氧化物及灰分會增進水蒸氣

或其他極性物質的親和力降低有機物及其他非極性物質的吸附

（Tsai and Chang 1994Gong 1993）Richard（1984）以 Filtrasorb 400

活性碳吸附水中 11 種 PAHs結果分別以 Henryrsquos lawLangmuir

BETFreundlich 及 Redlich-Peterson 五種不同的吸附方程式來描述

結果顯示活性碳對 PAHs 的吸附效果良好此外活性碳對 PAHs

的吸附效果也比對其他疏水性有機物來得好

Afzal（1993）活性碳含金屬物質（NiCuZnCd）吸附有機

物蒸氣之熱力研究結果顯示活性碳的表面積會因金屬的加入而減

少但這些金屬顆粒卻提供了活性的吸附位址可有效的吸附極性物

質增加有機物蒸氣的吸附並非熵（entropy）的效應而是與焓

（enthalpy）有關且吸附時高焓值易形成化學性吸附Dimotakis

（1995）將 ACCs 經過氨氧化及氯化處理使其帶鹼性酸性及極性

提高其對 VOCs 的吸附並以丙醛丙酮甲苯作為實驗用之 VOCs

在 ACCs 的結構上 NOCl 元素與 ACCs 產生化學鍵結合其中氯

化及氧化的處理減少 ACCs 的表面積總孔洞體積及微孔體積而以

60

氨處理結果卻增加 ACCs 的孔隙度在吸附特性上ACCs 表面經氧

化（oxidized）處理後對 25~50 ppmv 的乙醛及丙酮的吸附能力提高了

500 及 350 在 1000~500 ppmv 下則提高了 130 及 75而對

苯而言經過以上的化學處理皆會增加其吸附能力以活性碳通入煙

道氣中來控制由焚化都市廢棄物所產生之 HgCl2在 150的操作溫

度氣相濃度 1 mgm3 下活性碳可吸附到大量的 HgCl2而含 Na2S

的活性碳有助於增加吸附 HgCl2 的含量（DKaratza 1996）

(2)沸石（Zeolites）沸石為孔骨架結構矽鋁酸鹽結晶體含有鹼金屬與鹼土金屬的

水合矽鋁化合物主要之結構是以矽四面體 SiO4所構成之三度空間

晶體在沸石結構中有些矽可被三價鋁同構置換（isomorphous

substation）於是整個結構由 SiO4和 AlO4以各種規則之排列方式

共有氧原子而結合在一起具有下列特徵1可承受較高溫度不會

改變結構2可吸附特定大小污染物3吸附量大4可進行選擇性

吸附5高溫低壓下仍具很強吸附能力6吸附能力不受水汽影響

當氣流中相對濕度大於 50 沸石受水汽的影響遠低於活性碳沸

石成分矽鋁比越大吸附量亦愈大BET 表面積較大之沸石其吸附

量亦愈大粉末狀沸石吸附能力大於顆粒狀沸石但壓損較大Y

式沸石對 VOCs 吸附能力較 A 式為大（鄭 19931995）

以 NaX Zeolit 進行苯甲苯三甲苯四甲苯NaP六甲苯

dimethylnaphthalene 及 AnT 之平衡等溫線和等壓線亨利常數吸

附熱和完整之等溫線也被廣泛研究高分子量有機物之吸附等溫線

近似 Langmiur 形式其飽和能力接近 1 moleculecage吸附熱的增

加與有機物含碳數成線性關係相同碳數的芳香化合物在等溫線或

吸附熱會出現些微不同（Douglas 1993）

61

331利用吸附技術控制廢氣排放之實例

日本應用噴注式吸附法控制煙道氣中 PCDDsPCDFs 的排放

將粉狀活性碳噴入煙道氣中再經由袋式集塵器收集操作溫度為

160~220 結果測得煙囟內 PCDDsPCDFs 的含量低於 01

ngm3N-TEQ去除效率達 98 以上若只採用袋式集塵器收集而

無活性碳則去除效只達 83 可見活性碳有助於有機物的去除

除有機物外對 Hg 蒸氣及酸氣亦有去除效果（TŁujima 1996）

在歐洲國家有實廠採用活性碳床控制焚化廢氣之排放其中

Hartenstein（1994）學者指出利用活性碳床（ACR）及選擇性還原

反應器（SCR）來控制煙道氣中污染物的排放在一實際有害廢棄

物焚化廠的洗滌塔後裝一活性碳床（操作溫度 120~150 ）及選擇

性還原反應器用 impinger 採集酸氣體及金屬揮發物XAD-2 樹脂

吸附高分子有機物VDI method 3482 取揮發性有機物再進一部

分析結果發現排放廢氣中有機物重金屬及酸性氣體皆有明顯減

少趨勢且許多歐洲國家已規定使用此控制技術來淨化廢氣的排放

瑞士及丹麥許多焚化廠於袋式集塵器前噴入活性碳吸收劑控制

污染物的排放結果顯示對污染物的去除效果良好其中對汞的去

除率約可達到 80 以上（孫 1993）

62

34 總結

根據以上的文獻得知焚化廢氣中所含有的污染物大致上可分

為粒狀污染物重金屬酸性氣體及有機性氣體等而這些污染物

控制除了從操作條件著手外還必須有設備上的配合各污染物的控

制設備分別為

粒狀污染物旋風集塵器袋濾式集塵器靜電式集塵文式洗滌塔

重金屬乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔袋濾式集塵器

活性碳噴入

酸性氣體乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔

有機性氣體文式洗滌塔袋濾式集塵器靜電式集塵活性碳床

63

第四章 廢氣控制設備組合之評估

焚化處理已成為目前國內外廢棄物處理的主軸然而儘管焚化處

理具有無害化減量化資源化安定化等優點不僅能回收垃圾成

份中具有再生利用的物質且能將廢棄物體積減至約 110 的體積而

增加掩埋場的使用年限但卻仍有其缺點如二次污染物的產生這

些二次污染物包含粒狀物酸性氣體重金屬揮發有機氣體等若

未加以處理不但會造成空氣污染亦會對人體健康造成重大的傷

害而除了對燃燒條件可加以控制外另外更需要加裝空氣污染防治

設備來處理二次污染物

去除二次污染物的防治設備包括靜電集塵器袋濾式集塵器乾

式半乾式及濕式洗滌塔等防治設備而目前國內外最常使用的組合

為乾式(半乾式)洗滌塔+袋濾式集塵器及靜電集塵器+濕式洗滌塔此

外為了有效去除重金屬揮發物也會添加活性碳氯化鈣(CaCl2)及

Na2S 等化學藥劑來提高重金屬及有機物的去除效率

由國內外發展的趨勢來看為了減少廢水的排放及達到日益嚴格

的排放標準目前國內外的防治設備多為半乾式洗滌塔及袋濾式集塵

器的組合且處理設備已普遍應用於歐美及日本各國對空氣污染的

防治效能極佳

41 國內外焚化廠設備規模及處理概況

台灣地區早期規劃的焚化爐皆為機械式爐床且空氣污染控制設

備多為靜電集塵器+濕式洗滌塔此控制設備因在過去十餘年已廣泛

使用於日本及歐洲之中大型焚化廠且空氣污染防治性能優良技術

充份成熟因而基於技術成熟度及為確保有效可靠運轉因此多採用

64

靜電集塵器+濕式洗滌塔控制設備但因有洗煙廢水處理及廢氣再加

熱等缺點且可能造成戴奧辛再次生成因此近幾年來台灣地區新設

計之控制設備都已趨向半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此控制設備的

優點為操作維護較簡易不產生洗煙廢水空氣污染防治性能優良

等缺點則為產生較多之飛灰及反應物最近已廣泛被應用於日本及

歐洲焚化廠此處理流程對 1 microm 以下之細微粒狀污染物其收集效

果極佳至於重金屬及微量有機物化合物之去除也可達一定之去除效

果若再輔以活性碳噴入系統則對重金屬及有機物之去除效果更佳

台灣地區近年來也常在廢氣處理系統中加入活性碳噴入系統及選擇

性非觸媒還原法來增加有機物及 NOx的去除效率然而半乾式洗滌塔

其霧化條件的控制實屬不易常為人所垢病因此近年來亦有一些新

設廠改採乾式洗滌塔為其脫硫設備

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店廠樹林廠及台中市等六個廠此外另有

15 個廠正陸續興建完成中其處理垃圾量分別在 500~1500 噸不等

而所使用的控制設備則多為半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器表 4-1 即

為台灣地區目前已完工運轉之六個焚化廠六個廠的設計皆為機械爐

床式焚化爐且設計的熱值都在 1500 仟卡公斤左右但由於近年來

垃圾熱值明顯有提高的趨勢因此每日的進料量通常都低於原先的設

計量至於所使用的空氣污染控制設備以內湖及木柵廠而言為靜電

集塵器+濕式洗滌塔而北投廠及台中廠乃使用半乾式洗滌塔+袋濾式

集塵器新店廠及樹林廠則使用乾式洗滌塔+袋濾式集塵器可見國

內在控制設備上也漸漸趨向(半)乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此外也

都陸續添加活性碳來增加有機物及重金屬汞的去除效率

65

表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料

廠名 爐型 設計的熱值(仟卡公斤) 規模(噸日) 產生之廢氣量(Nm3hunit) 控制設備組合台北市內湖廠

機械爐床水牆式焚化爐

1350 3(座)times300 70000 EP+WS

台北市木柵廠

機械連續式焚化爐

1600 4(座)times375 72000 EP+WS

台北市北投廠

4(座)times450 110000 SD+FF

臺中市 機械爐床水牆式焚化爐

1500 3(座)times300 56000 SD+FF+AC

台北縣新店廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 2(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

台北縣樹林廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 3(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器

Dry乾式洗滌塔

資料來源環保署全球資訊網1994 年環境工程會刊第五卷第四期 P49-58

66

國外將焚化爐應用於垃圾處理上行之以久其中美國歐洲等先

進國家焚化技術開發約始於 60 年代亞洲則以新加坡及日本發展最

早日本因掩埋土地不易尋求故垃圾處理以焚化為主焚化爐型式

早期以固定式及機械爐床式為主近年來則陸續發展流體化床焚化

爐表 4-2 即為日本兩座流體化床焚化爐之操作條件流體化床爐內

由於空氣帶動固體不停地翻滾或流動氣體與廢棄物接觸面積大

混合效果好熱傳效率佳溫度的分佈相當均勻因此燃燒效率相當

高而且可在爐內直接加入酸性氣體吸收劑增加酸性氣體的去除效

率唯一需注意的是廢棄物進入爐內之前需先經過破碎由於流體化

床具有上述之優點因此已成為近年來國外常用的新型焚化爐其中

日本在這一方面技術已發展相當成熟

67

表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件

廠名 爐型 操作條件 空氣污染控制設備 污染物排放量

日本 Chiba 流體化床焚化爐 處理容量 210 TD

爐中燃燒溫度 600~630

廢熱鍋爐溫度 520

冷卻塔溫度 300

靜電集塵器入口溫度220

洗煙塔

靜電集塵器

飛灰0005 gm3

SOX5 ppm

HCl16 ppm

NOX5 ppm

日本 Shiga 流體化床焚化爐 處理容量180 TD

(90 TDtimes2)

半乾式洗煙塔

靜電集塵器

粒狀物0029 gm3

SOX10 ppm

HCl79 ppm

NOX57 ppm

資料來源張1997

68

42 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響

表 4-3 為不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較由表中可

得知不論使用何種控制設備組合(濕式洗滌塔半乾式洗滌塔+靜電集

塵器或靜電集塵器+濕式洗滌塔)對重金屬 Hg 都可達到一定的去除效

率(70 以上)濕式洗滌塔及靜電集塵器+濕式洗滌塔甚至可達到 90

以上的去除效率

對酸性氣體去除效率方面一般酸性氣體去除系統(乾式半乾式

及濕式洗滌塔)對 SOxHCl 及 HF 都可達一定的去除效果使符合法

規的要求唯獨對 NOx的去除效率相當低因而通常會使用選擇性非

觸媒還原法或選擇性觸媒還原法來增加 NOx的去除效率表 4-4 即為

不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較表中無論使用乾式或濕式

洗滌塔對 SOx的去除率都可達 80 以上而利用選擇性非觸媒還原

法或選擇性觸媒還原法對 NOx的去除率則可達 50 上下另外也有

實廠直接在流體化床中添加觸媒及吸附劑可同時對 SOx及 NOx達相

當高的去除效率此法在未來或許可具相當大的發展性

69

表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較

廠名 控制設備 操作條件 進入控制設備前的重金屬濃度(mgNm3) 去除效率()

日本練馬 靜 電 集 塵 器 + 濕 式 洗 滌 塔

(CuCl2 及螫合劑添加)

Hg0221 90

瑞士 Base 濕式洗滌塔 Hg0234 92

瑞士 Zurich 半乾式洗滌塔+靜電集塵器 集塵器進口溫度 120 Hg0451 89

法國 Lyon-Sud 濕式洗滌塔 Hg0459 87

法國 Lyon-Noud 濕式洗滌塔 Hg0255 72

丹麥 Amager 半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器 集塵器進口溫度 127 Hg0217 88

德國 Kassel 靜電集塵器+半乾式洗滌塔+袋

濾式集塵器

集塵器進口溫度 137 Hg0349 84

Avesta 濕式洗滌塔+靜電集塵器 Hg275 Cd2375

Pb675 (11 O2)

Hg80 Cd42

Pb284

資料來源孫1993

70

表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較控制設備 操作條件 進入控制設備前的污染物濃度

(mgNm3)去除率() 設備費

SNCR(選擇性非觸媒還原法)

廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 850~1050

NOx150 ppm 25~35 (105 ppm) 設備成本 700~1000 萬元操作成本 130~220 萬元年

SCR(選擇性觸媒還原法) 廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 200~450

NOx150 ppm 60~75 (50 ppm) 設備成本 3000~5000 萬元操作成本 140~190 萬元年

噴霧乾燥法 吸附劑Ca(OH)2

添加劑NaOH700 mgL廢氣流速及入口溫度42 m3min150

SOx2500 ppm 86

半乾式洗滌法(噴霧乾燥脫硫)

入口氣體溫度 160Ca(OH)2 泥漿 15流量 6 mlmin忝加劑飛灰飛灰Ca(OH)2=31

SOx650~2150 ppm 73

乾式噴霧塔+ESP 吸收劑Ca(OH)2乙醇混合物碳酸氫鈉添加劑氨吸附劑注入溫度367~589 KCa(OH)2SO2=15~252NaHCO3(SO2+2NO)=05~25

SOx600~2000 ppmNOx240~600 ppm

SOx90 NOx72

powder-particle 流體化床反應溫度1023 KCaS=3平均粒徑5 microm固定床高03 m氣體流速1 msec

SOx500~1000 ppm SOx100

powder-particle 流體化床內添加觸媒(particle)TiO2WO3

及吸附劑(powder)CuOFeO反應溫度600 sorbentS=3固定床高03 m

SOx300~1000 ppmNOx500 ppm

SOx80 NOx95

濕式洗滌塔中黃磷 LG30~100 galminPNO06

SOx1500~2500 ppmNOx60~600 ppm

SOx95 NOx90

資料來源司等人1996Dennis Helfritch 等人1992Shiqiu Gao 等人1996J WANG 等人1996 Chang SG等人1992

71

43 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響

國內焚化爐在行政院環保署於民國八十六年八月六日發佈「廢

棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準」後也面臨戴奧辛排放管制要求

因此須運用各類可行的戴奧辛控制技術以期能減少焚化爐戴奧辛的

排放量降低其危害性根據國外文獻可知國外目前對於降低焚化

爐廢氣中戴奧辛的排放濃度控制技術主要有二次高溫燃燒抑制劑

的添加活性碳吸附急速冷卻系統化學氧化等均能有效控制戴奧

辛的排放量(Townsend1995李1996)

一般而言焚化所產生的戴奧辛主要來源有1垃圾成份2爐內燃

燒不完全形成3爐外低溫再合成(王1997)因此卻有效控制焚化

爐 PCDDsPCDFs 排放量的方法不外乎下面四項1力行垃圾分類

減少焚化含有戴奧辛的成份2避免燃燒不完全3防止爐外低溫合

成4利用後續污染控制設備來降低戴奧辛的排放量

垃圾成份原本就相當複雜尤其是普遍使用之除草劑殺蟲

劑農藥等有機溶劑皆含有 PCDDsPCDFs 有機物質因此在實行垃

圾分類上除力行回收有機溶劑外應屬減少戴奧辛的生成及去除戴奧

辛的排放兩方面著手較為實際在避免燃燒不完全方面垃圾成份中

所含之 CHONS 等元素在焚化過程中若未加以燃燒破壞

可能會產生一些易產生戴奧辛之前驅物不僅難以破壞已經形成之

72

PCDDsPCDFs 更有助於 PCDDsPCDFs 的生成故可從燃燒完全的

基本條件著手如燃燒溫度含氧量停留時間混合程度水汽含

量來加以控制爐外低溫再合成方面燃燒不完全之氯苯氯酚等前

驅物隨焚化廢氣排出燃燒室可能為廢氣中飛灰之碳元素所吸附並

在特定的溫度範圍內(250~400 尤其在 300 時最顯著)在飛灰

顆粒所構成之活性接觸上被金屬氯化物(CuCl2FeCl2)催化反應生

成 PCDDsPCDFs(王1997)其控制方法仍需從燃燒的基本條件來著

手若排放的焚化廢氣仍無法符合排放標準則必須從空氣污染防制設

備來尋求解決的辦法目前最常使用的控制設備組合包含乾式或半乾

式洗滌塔+靜電集塵器(或袋濾式集塵器)及靜電集塵器+濕式洗煙

塔另外亦可加上活性碳噴入法各控制設備組合各有其優缺點將

於下列敘述比較之曾有文獻(王1997)指出以 GCP(good combustion

practice)+半乾式洗煙塔+活性碳噴入法+袋濾式集塵器之組合較佳

且增加之初設費用亦不高歐洲已有成功的實例因此未來國內之

新舊廠可評估此組合之可行性以改善戴奧辛之排放量

近年來研究焚化爐排放戴奧辛的相關文獻大都將重點擺在煙道

排氣中戴奧辛的濃度少數研究甚至包含飛灰底灰中戴奧辛濃度的

相關資料最近有文獻針對實際運轉中之都市廢棄物焚化爐飛

73

灰底灰及煙道排氣中戴奧辛含量作統計表示在一般廢棄物焚化爐

排放戴奧辛的流佈上仍集中於飛灰與煙道氣之中而底灰內的戴奧

辛含量則相對顯得較不重要(鍾1997)不同地點不同性質的焚化爐

其污染程度往往亦有很大的差別甚至有高達百倍以上的差距造成

如此大的差異的原因主要是焚化爐的操作方式如操作溫度過剩空

氣量氣體停留時間垃圾組成等特別進料是否預先經過篩選對

於焚化爐排放戴奧辛的濃度有決定性的影響表 4-5 為國外學者所歸

納之排放出最少量戴奧辛的焚化爐操作條件

表 4-6 為國內實際運轉中之焚化爐所使用之相關空氣污染控制

設備及戴奧辛排放之相關資料由表中可看出 B 廠除酸設備在粒狀

物除塵設備之後氣流未經除酸過程使得 HCl 濃度較高導致灰份上

較多戴奧辛生成且靜電集塵器操作溫度通常落在戴奧辛生成溫度

250~400 之間另外靜電集塵器之高壓電可能使前驅物在 ESP 內

進行異相催化反應及 de novo 合成反應(黃1998)故導致 B 廠不僅

無法去除 PCDDsPCDFs相反有增加 PCDDsPCDFs 排放的趨勢

文獻中也指出 B 廠之 ESP 若換成 Baghouse 則可大量減少戴奧辛的排

放量E 廠之 PCDDsPCDFs 排放量為 DEF 三廠中最高可能因

素為 E 廠之靜電集塵器操作溫度落在戴奧辛生成溫度 250~400之

間F 廠為實際運轉之大型焚化爐燃燒效率較佳故排放量較低且

74

產生之戴奧辛多為毒性較低之 PCDDsPCDFs而 DE 廠為試燒之

小型焚化爐故產生之戴奧辛多為高毒性之 PCDDsPCDFs因此籌

建焚化廠時建議選擇燃燒效率較佳之大型焚化廠文獻中曾指出添加

PVC 會造成廢氣中 HCl 濃度增加又 HCl 會影響 CO 氧化成 CO2的

速率故當 PCDDsPCDFs 濃度增加時CO 濃度也較高(黃1998)

又指出焚化中含碳量含氯量重金屬(以 CuZn 最明顯)愈高戴

奧辛愈易形成而粒徑愈小的灰份 Dioxin 濃度愈高同時其灰份愈

不易被空氣污染控制設備去除故 Dioxin 排放量較高而氯鹽隨粒

徑增加有減少趨勢與 Dioxin 隨粒徑增加有減少趨勢相符

表 4-7 為國外幾個實際運轉中焚化廠 PCDDsPCDFs 去除效率之

調查資料由表中得知廢氣進入集塵設備內引發rdquo爐外低溫再合成rdquo

現象使得 PCDDsPCDFs 之去除效率降為負值而袋濾式集塵器較

靜電集塵器去除效果佳可能是因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去

除廢氣中之 PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低

速度愈慢其去除效果愈佳

75

表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997)項目 運轉條件

燃燒區二次燃燒溫度氣體停留時間

煙道氣 CO 之濃度(乾基)燃燒區氧氣含量(乾基)

gt攝氏 1000超過 15 秒

目標值lt20 ppmv最高值 70 ppmv6 plusmn10 以上

後燃燒設備鍋爐

噴灑石灰用量

袋濾室出口溫度

經常清理SD15~2 倍劑量比乾石灰2~3 倍劑量比

135~165

表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料(凌1995李1996鍾1997黃1998)

廠名 焚化爐型式 控制設備 Dioxin 排放A 廠 大型焚化爐 Cyclone+乾

式+Baghouse56~66去

除率B 廠 大型焚化爐 ESP+濕式 402~558

增加率C 廠 大型焚化爐 半乾式

+Baghouse排放量BgtAgtC

D 廠 試燒小型焚化爐 -E 廠 試燒小型焚化爐 ESPF 廠 大型焚化爐 -

排放量EgtFgtD

76

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)集塵器進出口濃度

(ngNm3)廠名廢氣處理

流程集塵器進口溫度() 進口 出口

去除效率()

DaytonNorth Andover

PeekskillPinellas

ESP

279313215280

214245

1143254

14500362

9570100

--

154-

QuebecQuebecQuebecQuebec

DI+FF

204140121110

163811761007456

733049ND243

996999

1000995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643Biddford

CommerceMid

ConnecticutQuebec

SD+FF

137132133

140

903545

1019

2311

438473066

126

995959999

999

77

44 空氣污染防治設備組合比較

表 4-8 為台灣地區目前已完工運轉或正陸續興建完工中之 21 座焚

化廠由表中可看出台灣地區早期裝置於焚化爐後之空氣污染防治設

備主要為靜電集塵器+濕式洗滌塔此設備組合的煙氣設計條件對重

金屬去除上並無特別要求對粉塵的去除效率上也要求不高(僅 30

左右)對酸性氣體的去除則可達到 80 以上(NOx 除外)隨法規的

要求愈來愈嚴格後來陸續興建的焚化爐多以半乾式洗滌塔搭配袋濾

式集塵器為主此設備組合預期對粉塵的去除效率可達 99 以上

對酸性氣體則可提高至 90 以上對重金屬的去除也都可達到法規

的要求唯對 NOx 去除效果可能不太理想因此通常會加上活性碳

及無觸媒脫硝設備來加增加有機物及 NOx 的去除效果而以設備費

用來看每個廠的煙氣處理費都約占全廠費用的 110為 2~4 億不

等表 4-9 則為國外 5 座 FKHTNER 德國總公司在世界各地最近剛完

工運轉之焚化廠煙氣處理設備相關資料表中可看出國外所採用的控

制設備組合都較國內嚴謹因而無論是去除酸性氣體或去除重金屬的

效果都較國內佳但國外這五座廠的煙氣設備費卻都占全廠費用約

14 左右高出國內約 2~3 倍的價格另外因國內垃圾分類尚不及國

外普及因而不易回收垃圾成份中可再生利用之物質故相較之下

國內在生廢氣中重金屬污染物的濃度皆較國外高

78

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 內湖 木柵 新店 樹林 台中市爐數及容量(td)

3times300 4times375 2times450 3times450 3times300

設計煙氣條件(inletoutlet)

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA NA NA NA NA NA NA NADust 70 70 70 50 10000 20 10000 20 8000 50HCl 2000 80pp

m1200 60 1300 80pp

m1300 80pp

m1200 60

SOx 350 300 350 50 500 80 500 80 350 50HF 30 5 30 5 50 3(total

F)50 3(tot

al F)30 5

NOx 200 200ppm

200 200 250ppm

250ppm

250ppm

250ppm

200 200

CO NA NA NA NA 150 150 150 150 NA NAHg NA NA NA 01 1 03 1 03 NA 01Cd NA NA NA 01 4 01 4 01 NA 01Pb NA NA NA 2 NA 1 NA 1 NA 15As NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NACr NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NAZn NA NA NA 3 NA 1 NA 1 NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

EP+WS EP+WS CYC+Dry+AC+FF

CYC+Dry+AC+FF

SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

23 億 34 億 43 億 27 億

全廠費用 24 億 439 億 38 億 45 億 40 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢氣量 72000 Nm3hr操作溫度 220~250

廢 氣 量90000 Nm3hr

廢 氣 量90000Nm3hr

廢 氣 量56000Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔

AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧

SC煙氣洗滌塔(只噴水) Dry乾式洗滌塔 NAno data available

資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問

1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

79

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 嘉義 仁武 溪洲 崁頂 后里爐數及容量(td)

2times150 3times450 2times450 2times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 6000 20 8000 30 8000 30 5000 20 8000 30HCl 900p

pm20ppm

1300ppm

30ppm

1300ppm

30ppm

1200ppm

25ppm

1300ppm

30ppm

SOx 750 72 300ppm

35ppm

300ppm

35ppm

200ppm

30ppm

300ppm

35ppm

HF 25 07 NA NA NA NA NA 2 NA NANOx 150p

pm150ppm

120ppm

120ppm

120ppm

120ppm

NA 100ppm

120ppm

120ppm

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

NA 60ppm

80ppm 80ppm

Hg 07 006 NA 02 NA 02 NA 01 NA 02Cd 2 006 NA 01 NA 01 NA 01 NA 01Pb 30 06 NA 05 NA 05 NA 06 NA 05As 07 04 NA NA NA NA NA NA NA NACr 2 04 NA NA NA NA NA NA NA NAZn 75 11 NA NA NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

SD+AC+FF SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

04 億 218 億 24 億 20 億 24 億

全廠費用 16 億 4723 億 317 億 303 億 321 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢 氣 量115260 Nm3hr

廢 氣 量120000 Nm3hr

廢 氣 量119714 Nm3hr

廢氣量 120000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

80

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 基隆 宜蘭 台南 北投 八里爐數及容量(td)

2times300 2times300 2times450 4times450 3times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA 011ngNm3

NA 011 ngNm3

NA NA NA 015ngNm3

NA NA

Dust 8000 20 8000 20 88000 20 8000 30 10000 10HCl 1200

ppm25ppm

1300ppm

25ppm

1467 18ppm

1200 25 1500ppm

50ppm

SOx 200ppm

30ppm

300ppm

30ppm

550 73 350 35 500 100

HF NA 2 NA 2 55 07 30 1 50 2NOx 105p

pm105ppm

105ppm

105ppm

145ppm

145ppm

200 NA 370 370

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

58ppm

58ppm

NA NA 100 100

Hg NA 02 NA 02 15 007 1 0075 1 01Cd NA 01 NA 01 44 007 3 0075 4 005Pb NA 05 NA 05 NA 1 40 075 NA 03As NA NA NA NA NA 036 1 05 NA 01Cr NA NA NA NA NA 036 3 05 NA 02Zn NA NA NA NA NA 1 100 3 NA 07Organic(as C)

NA NA NA NA 20

煙氣處理設備

SNCR +SD+AC+FF

SNCR +SD+AC+FF

SD+AC+FF SD+FF CYC+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

15 億 15 億 16 億 55 億 28 億

全廠費用 2148 億 2088 億 28 億 658 億 53 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量79200

廢氣量 79200 廢 氣 量90000

廢 氣 量110000Nm3hr

廢氣量 114000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

81

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 新竹市 高雄中區 高雄南區 岡山 鹿草爐數及容量(td)

2times450 3times300 4times450 3times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm31-TEQ

10-O2mgNm31-TEQ

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 01ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 10000

10 10000 20ppm

9000 20 8000 20 20

HCl 1500ppm

50ppm

1500ppm

20ppm

1300ppm

20ppm 1300ppm

25ppm

1300ppm

25ppm

SOx 500 100 500ppm

25ppm

300ppm

25ppm 300ppm

30ppm

300ppm

30ppm

HF 50 2 NA NA NA NA NA 18(total F)

NA 18(total F)

NOx 370ppm

370ppm

370 105ppm

105ppm

105ppm 105ppm

105ppm

105ppm

105ppm

CO 100ppm

100ppm

100 60ppm

60ppm

60ppm 80ppm

80ppm

80ppm 80ppm

Hg 1 01 1 006 1 006 NA 02 NA 02Cd 4 005 4 006 30 006 NA 01 NA 01Pb NA 03 NA 06 40 06 NA 05 NA 05As NA 01 NA 04 NA NA NA NA NA NACr NA 02 NA 04 NA NA NA NA NA NAZn NA 07 NA 11 NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

20 NA NA NA NA

煙氣處理設備

CYC+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

18 億 26 億 36 億 3 億 23 億

全廠費用 36 億 328 億 5696 億 43 億 34 億煙氣處理設備操作條件

廢 氣 量114000 Nm3hr

廢 氣 量80000 Nm3hr

廢氣量 122865 Nm3hr

廢 氣 量109000 Nm3hr

廢氣量 109000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問1998 年工業污染防治 Vo17No3p46-65

82

表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 AVE

TwenteNetherlands

TUAS Palma de MallorcaSpain

Friesenheimer Insel Mannhelm Waste to energy plant North Unit 4

North refuse incineration plantBerlin Ruhleben

操作條件 濕排氣量117000m3hr進料量18tonhr

濕排氣量1080000 m3hr進料量180tonhr

濕排氣量100000 m3hr進料量5625tonhr

濕排氣量155000 m3hr進料量25tonhr

濕排氣量73500 m3hr

排氣狀況 inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outletDioxin(mgm3) 4 01 - - - - 5 0 5 01Dust(mgm3) 4000 5 4000

-8000

30 4000

30 2500 5 1000-4000

10

HCl(mgm3) 1100 10 1300 100 1300

50 840 5 600-1500

10

SOx(mgm3) 400 40 200 100 600 300 600 5 100-800

50

HF(mgm3) 10 1 50 5 10 2 10 1 5-20 1NOx(mgm3) 300 70 500 500 - - 400 70 250-40

0100

CO(mgm3) 40 50 100 100 - - 40 50 50 50Hg(mgm3) 04 005 1 02 07 01 1 001 - 005Cd(mgm3) 1 005 4 1 2 01 05 001 - 005PbSnAsCu 20 1 20 10 10 1 30 01 - 05orag(asC) (mgm3)

40 50 - - - - 5 5 - -

煙氣處理設備 EPI+SD+EPII+WS+FF+SCR

EP+SD+AC+FF

SD+FF AC+WS+SCR+AC

SD+FF+AC+SCR

煙氣處理設備費用

80million 馬克 76million馬克

- 50million 馬克

-

全廠費用 300millio 馬克 1100million馬克

220million馬克

200million馬克

500million 馬克

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SCR觸媒脫硝

資料提供惠能顧問公司提供

83

45 結論

綜觀上述之資料可知目前國內外焚化廠之污染防治設備大抵

是以靜電集塵器+濕式洗滌塔或乾式噴霧塔+袋濾式集塵器搭配使

用而這兩種組合之處理排放量也都能達到環保法規的要求且其成

本差異對總建廠成本而言幾可忽略然而前者所產生的廢水需備

有後續處理設備處理之甚且近年來有學者指出使用靜電集塵器和

戴奧辛的產生有密切的關連性故國內外新設的焚化廠有逐漸捨前者

而就後者的趨勢

84

第五章 焚化廢氣之模擬

在本計劃中除了以實驗室規模的流體化床焚化爐真實模擬都市

廢棄物焚化後所產生的污染物外也使用在化工製程方面常用的模擬

軟體--ASPEN PLUS 做為研究工具針對不同的焚化條件模擬其所

產生的污染物

此外為彌補 ASPEN PLUS 中無機資料庫之不足在重金屬生成

部份的模擬則加入熱力平衡模式的模擬結果以做為對照比較之用

51 模擬參數

在本研究中廢棄物的進料組成乃根據 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析而訂除此之外再加入目前法規對一般廢棄物焚化爐空氣

污染物所管制的重金屬物種 CdHgPb 等以及另一毒性重金屬物

質 Cr如表 5-1 所示而垃圾的進料量則以臺中市垃圾焚化廠的日處

理量 900 公噸為基準換算成每小時 37500 kg 的進料量在完成其

模擬後將過量空氣百分比熱損失率及廢棄物之熱值含硫量含

氯量五個操作變因歸納為二組一組為過量空氣百分比熱損失率及

廢棄物的熱值因為此三個變因影響所及是爐溫的變化故這組變因

主要是探討其對爐溫的影響而另一組為廢棄物之含硫量及含氯量

85

由於這兩個變因會影響焚化污染物的組成型態所以必須模擬在不同

的含硫(氯)量下所對應生成的污染物量表 5-2 為各參數之變動範圍

表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成可燃分()水份() 灰分()

碳 氫 氧 氮 硫 有機氯506 1379 1899 282 1306 045 012 016

重金屬()鎘 汞 鉛 鉻

高位發熱量(KcalKg)

低位發熱量(KcalKg)

碳氮比

0012 000025 01 01 210672 165069 4174

表 5-2 參數之變動範圍參 數 範 圍過量空氣 () 20406080100熱損失率 () 0102030熱值(KcalKg)times10-3 1617181920212223242526含硫量 () 021015202530含氯量 () 021015202530

86

52 系統模擬

521 系統流程描述

首先選取適合處理固體及冶金的應用型式Solids with Metric

Units 及 Flowsheet Simulation(FlowSheet)的執行模式以便讓 ASPEN

PLUS 幫我們作適合的設定

接著便開始描繪整個系統流程圖

在此我們利用 RGIBBS model 來模擬一次燃燒室而 RGIBBS

model 是根據反應達平衡時 Gibbs free energy 為最小的原理設計而

成所以我們只須給進料物質組成及定義平衡產物即可然而對

ASPEN PLUS 而言都市廢棄物是一非傳統物質因此無法得知其物

質組成而其平衡反應計算也就無法進行故物質在進入 RGIBBS

model 之前必須先將其分解成元素狀態使 RGIBBS model 得知其組

成此步驟可藉由 RYIELD model 來達成但 RYIELD model 在執行

此步驟時可能造成熱量的消耗所以在 RYIELD 及 RGIBBS model

之間必須以一熱流(Q-DECOMP)連接之使物質在 RYIELD model 中

造成的熱量變化可以完整的傳送到 RGIBBS model 中整個模擬程序

如圖 5-1 所示

87

522 基本設定(Setup Specifications form)

完成流程圖的描繪之後則按照專家指引系統的導引依序輸入所

需的資料首先必須對流線型式(stream class)作定義由於我們在

圖 5-1 模擬流程圖

模擬過程中要對純物質傳統固體非傳統成份及粒子尺寸分佈

(Particle size distribution)等做考量所以須將 stream class 設為

MCINCPSD即每條流線包含 MIXED(含氣液相之純物質)CIPSD

(傳統固體)及 NCPSD(非傳統成份)等 substream以便對各種不同性質

的物質能做合理的描述計算及報告

523 成份屬性(Components Specifications form)

接著在 Components Specifications form 中我們必須選取在整個

模擬過程中所需使用的成份物質其中較特別的是 SO2 及 SO3 在

ASPEN PLUS 資料庫中的化學式分別為 O2S 及 O3S而一般物質在

ASPEN PLUS 被預設為 Conventional type 的成份型式然而對於 C

及固態金屬化合物則必須將之改為 Solid type因為 RGIBBS model

RYIELD

DECOMP

RGIBBS

BUR NERWAS T E INBUR NER OUTP UT

Q-DE COMP

AIR

88

無法執行同一成份之流體相與固體相間的相平衡故必須對同一成份

給予流體相及固體相不同的命名以便執行氣固平衡計算而為了易

於觀察計算結果對於重金屬化合物之氣液固相分別給予不同的

標記命名在此我們從 ASPEN PLUS 無機資料庫中選取可能生成的

重金屬(鎘汞鉛鉻)化合物和較穩定的氣體產物如表 5-3 所示

表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質鎘(Cd) 汞(Hg) 鉛(Pb) 鉻(Cr)

C(s)

H2ON2

O2

NO2

NOSO2SO3SH2

Cl2

COCO2

ASH(NC)WASTE(NC)

Cd(s)

Cd(g)

Cd(OH)2(s)

Cd(OH)2(g)

CdCl2(s)

CdCl2(g)

CdCO3(s)

CdCO3(g)

CdO(s)

CdO(g)

CdS(s)

CdS(g)

CdSO4(s)

CdSO4(g)

Hg(g)

Hg(l)

Hg2Cl2(s)

Hg2Cl2(g)

Hg2SO4(s)

Hg2SO4(g)

HgCl(g)

HgCl2(s)

HgCl2(g)

HgH(g)

HgO(s)

HgO(g)

HgS(s)

HgS(g)

HgSO4(s)

HgSO4(g)

Pb(s)

Pb(g)

Pb2(g)

Pb3O4(s)

Pb3O4(g)

PbCl(g)

PbCl2(s)

PbCl2(g)

PbCl4(g)

PbCO3(s)

PbCO3(g)

PbH(g)

PbO2(s)

PbO2(g)

PbS(s)

PbS(g)

PbSO4(s)

PbSO4(g)

Cr(s)

Cr(g)

Cr(CO)6(s)

Cr(CO)6(g)

Cr23C6(s)

Cr23C6(g)

Cr2N(s)

Cr2N(g)

Cr2O3(s)

Cr2O3(g)

Cr3C2(s)

Cr3C2(g)

Cr7C3(s)

Cr7C3(g)

CrCl2(s)

CrCl2(g)

CrCl3(s)

CrCl3(g)

CrCl4(g)

CrN(s)

CrN(g)

CrO(g)

CrO2(s)

CrO2(g)

CrO2Cl2(g)

CrO3(s)

CrO3(g)

CrS(s)

CrS(g)

CrS117(s)

CrS117(g)

至於廢棄物及 ASH 等非傳統成份則選擇 NC type因為這些

非傳統物質的資料並無法在資料庫中獲得所以必須利用非傳統物質

89

之物性模式加以描述以便進行平衡計算

524 非傳統物質(NC)的物性模式(Proper ties NC-Props)

由於非傳統物質是無法參與相或化學平衡的異相固體只有焓

(Enthalpy)和密度(Density)可供計算在此我們選擇常用於碳處理的

HCOALGEN model 作為非傳統物質的焓的計算模式包括燃燒熱

(Heat of Combustion)標準生成熱(Standard Heat of Formation)熱容

(Heat Capacity)及標準焓(Enthalpy Basis)等如表 5-4 所示其中在燃

燒熱部份由於我們已知廢棄物的燃燒熱故在其 Option Codes value

中選擇 6亦即要求自行輸入然後跳出專家指引系統到

ParametersrarrPure Component 中選取 HCOMB並輸入其高位發熱量

另 外 在 使 用 HCOALGEN model 時 必 須 輸 入 近 似 分 析

(PROXANAL)元素分析(ULTANAL)及硫份分析(SULFANAL)等物質

基本資料然而對都市廢棄物而言其重金屬含量是不可忽略的故

在 CAUSR1 中自行輸入重金屬之成份分析

在密度方面由於廢棄物的密度無資料可尋故選擇 DCOALIGT

model 作為密度的計算模式如圖 5-2 所示

525 進料值(Input-Data)的輸入

在流線 WASTE 中因為廢棄物是非傳統物質所以在 Substream

name 中須選取 NCPSD其餘尚需輸入三部份的資料Specification

90

表 5-4 HCOALGEN Option CodesOption Code

NumberOption Code

value(預設為 1)Calculation Method Parameter

NameComponent Attributes

1 Heat of Combustion1 Bole correlation BOIEC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

2 Dulong correlation DLNGC ULTANALSULFANALPROXANAL

3 Grummel and Davis correlation

GMLDC ULTANALSULFANALPROXANAL

4 Mott and Spooner correlation

MTSPC ULTANAL SULFANALPROXANAL

5 IGT correlation GIGTC ULTANALPROXANAL

6 User input value HCOMB ULTANALPROXANAL

2 Standard Heat of Formation1 Heat-of-combustion

based correlation__ ULTANAL

SULFANAL2 Direct correlation HFC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

3 Heat Capacity1 Kirov correlation CP1C PROXANAL2 Cubic temperature

equationCP2C __

4 Enthalpy Basis1 Elements in their

standard states at 29815 K and 1 atm

__ __

2 Component at 29815 K

__ __

91

圖 5-2 廢棄物的物性模式

PSDComponent Attr其中 Specification 要指定其溫度壓力及進

料速率等而 PSD 則輸入其粒徑分佈Component Attr則輸入其成份

分析(含近似元素硫份及重金屬分析等)

而流線 AIR 則因為空氣是由傳統物質所構成故選取 MIXED

餘者只須溫度壓力進氣速率及成份組成比率

在操作單元 RYIELD model 部分在自由度為 2 的情況下只須

輸入壓力及溫度(或熱流)兩項另外還要告知其分解後的產率因

為先前所輸入者乃為廢棄物在乾基下的元素分析而在此的分解產率

92

須包括水份所以須將乾基值轉換成濕基值這步驟有兩個方法來進

行一是直接輸入其濕基產率另一是藉由一個 Fortran 副程式來進

行轉換的工作而我們則選擇前者

同理對 RGIBBS model 而言其自由度亦是 2但因已有

Q-DECOMP 這項熱流進入 RGIBBS model故在此溫度(熱流)項已確

定只剩壓力項待輸入此時已完成專家指引系統的所有程序

526 副加程式

在完成 RGIBBS model 的資料輸入時專家指引系統的所有程序

已告完成亦即代表整個系統在邏輯上已完成但諸如熱損失

ASH 成份分析等屬副加程式所以必須在其後自行加入

在熱損失方面副程式理當在 RGIBBS 處加入但對 RGIBBS 而

言在必須遵守能量守恆的前提下熱損失被視為是一條熱流與

Q-DECOMP 相對應此時在自由度為 2 的要求下則需輸入溫度項

然而爐溫正是所欲求的故此顯然不合理因此我們將熱量的損

失提前在 RYIELD 之後(即 RGIBBS 之前)以一個 Fortran 副加程式來

執行如圖 5-3 所示而在這之前須先對其中所使用的參數加以定

義如表 5-5 所示

至於 ASH 成份分析部份因為 ASH 的產生是在 RYIELD 處

93

圖 5-3 熱損失之副加程式

註其中 HHVDRY = 426462

表 5-5 程式中參數代表之定義Varname Vartype Stream Substream Comp Attribute Element

NDUTY HEAT-DUTY Q-DECOMP

ULT COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE ULTANAL

USER COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE CASUR1

WATER COMPATTR-VAR WASTE NCPSD WASTE PROXANAL 1

Varname Vartype Stream Substream Variable

INPUT STREAM-VAR WASTE NCPSD MASS-FLOW

MMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-FLOW

MCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-FLOW

MNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-FLOW

HMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-ENTHALP

HCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-ENTHALP

HNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-ENTHALP

94

故只要點選此 model 並選擇 Component Attr就可輸入之此時模擬工

作便告完成

95

53 結果與討論

531 過量空氣

在確定廢棄物的進料量為 37500 kghr 之後其理論空氣量經計算

後可得 966078 kghr因此各不同過量空氣百分比所需的空氣量亦可

求出圖 5-4 所示為過量空氣對爐溫的影響為符合實際狀況故此

乃在熱損失率 20 的條件下所得由圖中可知爐溫隨過量空氣率的

增加而減少且其關係非常接近線性

圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響

圖 5-5~5-8 則分別為不同過量空氣率對鎘汞鉛及鉻化合物生

成量的影響圖在圖 5-5 中隨著過量空氣的增加(爐溫漸減)CdO(s)

的生成量則逐漸增加相對的 Cd(g)CdO(g)則逐漸減少而且在過量

空氣率 80 以後 CdO(s)的曲線呈平緩Cd(g)CdO(g)的產量則趨近於

0其原因乃是 CdO(s)在約 900 以上會逐漸轉化為 CdO(g)且 Cd

10819439912196

91498088499501

7936899

600

700

800

900

1000

1100

1200

20 40 60 80 100

過量空氣率()

爐溫

()

96

的沸點約為 800 左右故在低溫時鎘化合物以 CdO(s)型態存在佔

絕大多數而文獻中亦指出在高溫下鎘主要以氧化鎘或元素鎘存

在而溫度低於 750 時有硫酸鎘生成另外過量空氣對汞化合

物的生成影響甚微而對鉛化合物而言在低溫時大多以 PbCl4(g)的

型態存在而後隨溫度增加逐漸被 PbCl2(g) 及 Pb(g)所取代至於鉻化

合物方面從圖 5-8 中可以清楚發現其生成物種似乎不隨過量空氣之

改變而有任何變化而主要生成物種為 CrO2(s)至於 CrO2Cl2(g)雖生

成量微少但隨著過量空氣的漸增其產量亦有漸增的趨勢

圖 5-9 則是過量空氣對酸性氣體生成量的影響由圖中可知在過

量空氣量愈高(溫度愈低)時NO2NOSO2及 HCl 的生成量皆有減

少的趨勢而 SO3反而增加此情況可能是當溫度愈高時SO3逐漸

轉化成 SO2 之故

圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鎘化

合物

產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

97

圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響

圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

20 40 60 80 100

過量空氣率()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉛化合物產量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

98

圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響

圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

0

20

40

60

80

100

20 40 60 80 100

過量空氣率()

酸性氣體產生量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

99

532 熱損失

圖 5-10 為熱損失率對爐溫的影響(本模擬是在過量空氣率 60 的

情況下進行)其結果顯示當熱損失為 20 時相對應的爐溫為 915

已達有機物被完全破壞的溫度且目前大型焚化廠之爐溫亦控制

在 800~950 間故熱損失 20 是合理值

圖 5-11~5-15 為不同熱損失率對鎘汞鉛鉻化合物及酸性氣

體生成量的影響由於熱損失率對系統而言只影響爐溫故生成物

中無論是酸性氣體或是重金屬化合物其分佈趨勢除了 NO 之外其

餘頗為類似就 NO 部份比較圖 5-95-15 可知在圖 5-9 過量空氣

率 20 及圖 5-15 熱損失率 0 時爐溫約為 1100 但圖 5-15 中

的 NO 顯然比圖 5-9 者大很多其原因是雖溫度相似但圖 5-15 是在

過量空氣率 60 的情形下故在高溫下所提供的空氣量比圖 5-9 的

20 大因此所形成的 Thermal-NOX 量會相對增加

100

圖 5-10 熱損失對爐溫的影響

圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

0 10 20 30熱損失()

鎘化合物產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

8150367

9149808

1109647

1013112

700

800

900

1000

1100

1200

0 10 20 30

熱損失率()

爐溫

()

101

圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響

圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

0 10 20 30

熱損失()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

0 0 2

0 0 4

0 0 6

0 0 8

0 1

0 1 0 2 0 3 0

熱 損 失 ()

汞化合物產量(k

ghr

)

H GG

H GO G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30熱損失()

鉛化合物產量(kghr) PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

102

圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響

圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30

熱損失()

酸性氣體產量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30

熱損失()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

103

533 廢棄物熱值

由於廢棄物熱值因地因時而異且變動範圍大同時也對爐溫有

某種程度上的影響故根據臺灣地區一般垃圾的熱值其約略範圍做模

擬(本模擬在過量空氣率 60 熱損失率 20 的前提下進行)由圖

5-16 中可知爐溫隨熱值增加呈線性增加而一般為使有機物達完全

之破壞通常將爐溫控制在 800~950 故若廢棄物熱值低於 1900

kcalkg 時可加入輔助燃料或降低過量空氣量以提高爐溫而若熱

值超過 2200 kcalkg 時(爐溫約大於 950 )為避免爐壁不堪負荷及

Thermal-NOx的生成可藉由提高過量空氣量來降低爐溫

圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 )

600

800

1000

1200

1600 1800 2000 2200 2400 2600

垃圾高位發熱量 (kcalkg)

爐溫

()

104

534 含硫量

圖 5-17~5-20 為含硫量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

圖 5-17顯示含硫量增加時CdO(s)的生成量隨之減少但Cd(g)及CdO(g)

卻增加圖 5-18 中的汞化合物則無明顯的變化圖 5-19 則顯示含硫

量增加時PbCl4(g)隨之減少但 PbCl2(g)卻是增加圖 5-20 中鉻化合

物生成量無明顯的變化仍舊是 CrO2(s)佔大多數就以上的幾種變化

而言並不是因含硫量改變的關係因為當含硫量增加時爐溫卻隨

之增加從含硫量 02 時的 915 到含硫量 3 時的 949 對照

圖 5-5 和圖 5-7 中過量空氣率 60 的 915 到 40 的 991 這區

間無論是 Cd(g)CdO(s)CdO(g)PbCl4(g)或 PbCl2(g)其變化趨勢及變

化量皆極為相近原因是因為在爐溫 800 以下時硫含量增加易

使重金屬形成穩定之硫化物型態但一旦超過 800 則含硫量的影

響就微乎其微

圖 5-21 所示為含硫量對酸性氣體生成的影響其中 SO2(g)及 SO3(g)

的量隨含硫量增加而遞增但 SO3(g)的增加量較不明顯因為硫燃燒

後幾乎以 SO2(g)的型態存在而 NO(g)和 NO2(g)則隨含硫量增加而有增

加的趨勢其原因亦是因溫度上升所導致(與圖 5-15 比較之)

105

圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響

圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鎘化合物生成量(kghr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

106

圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響

圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響

05

10152025303540

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

107

圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響

0

500

1000

1500

2000

2500

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

108

535 含氯量

圖 5-22~5-25 為含氯量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

其中含氯量對鎘及鉻化合物的生成無明顯的影響而對汞化合物而

言則只有在含氯量超過 25 時生成微量的 HgCl2(g)在鉛化合物

方面隨含氯量的增加PbCl4(g)呈急劇的增加相對的PbCl2(g)則急

速減少雖然系統溫度從含氯量 02 時的 913 降至 3 時的 909

PbCl4(g)可能因溫度下降而產量增加但比較圖 5-7 可知在 4

的溫度範圍內PbCl2(g)不致於如此急速下降所以以上的現象乃是因

含氯量增加之故而含氯量增加對鉛化合物生成的影響則有學者指

出鉛在無機氯存在之條件下生成物主要為 PbO(g)在高含氯量之條件

下會生成 PbCl2(g)或 PbCl4(g)然而在高溫下(850 )鉛的氯化物之

生成潛勢較氧化物為大所以氯含量增加時只有鉛的氯化物隨之改

變圖 5-26 為含氯量對酸性氣體生成的影響而 HCl(g)如預期般隨含

氯量的增加而增加其餘酸性氣體則如圖 5-15隨溫度變化而有不同

的改變

109

圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響

圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鎘化合物生成量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

110

圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響

圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

111

圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響

0

200

400

600

800

1000

1200

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

112

54 熱力平衡模式

焚化過程中重金屬相態及物種形成的預測大多使用熱力平衡分

析法來模擬之其中又以平衡常數法(equilibrium constant analysis)

與最小自由能法(minimization of free energy)的應用最為廣泛然而平

衡常數法因為具有組成之數值解析較為困難冷凝物種存在條件下運

算較為困難以及對非理想方程式條件下模式之標準化較困難等缺

點因此大多採用最小自由能法一般而言熱力平衡分析大多期望

利用簡單之方程式如溫度與壓力之特性而能有效描述熱力學狀況

其中自由能較容易利用溫度及壓力特性達到最小之目的所以文獻中

許多熱力平衡研究皆以最小自由能法(Lee 1988 Eddings 1992 Wu

1993 Lin 1996)

541 模擬程序

1 輸入反應物元素符號

2 輸入參與反應物種熱力資料臨時儲存檔案名稱

3 檢視所有可能反應物種(由輸入元素符號列示出所有相關物種)

4 選擇物種輸入方式(以元素或化合物兩種方式供選擇)

5 選擇模擬結果輸出表示方法(克莫耳或兩者皆具)

6 選擇輸入資料表示方法(克或莫耳)

113

7 輸入模擬條件(溫度壓力或其它)

8 依次個別輸入反應物濃度

9 輸入其他模擬條件與濃度(依此循環直至輸入所有所欲模擬條

件)

10 執行模擬程式

11 建立輸出檔案並列示出模擬結果

542 模擬條件

本研究模擬進料之組成與先前 ASPEN PLUS 所模擬者相似皆以

表 5-1 中 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成為對象其不同處

是在熱力平衡模式中操作條件除溫度分別控制在 700800900

外亦針對有機氯及無機氯對污染物的生成作探討並和往後的實驗

結果做比較以期了解熱力平衡模擬與實際實驗結果之差異表 5-6

為熱力平衡模擬輸入條件

114

表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件進料添加物(g)

添加 PVC 添加 NaCl

C 712125 712125

H 3165 3165

O 44280 44280

Cl 60 60

Na 0 3887

Cd 45 45

Pb 375 375

Hg 0094 0094

Cr 375 375

Temperature() 700800900 700800900

543 模擬結果討論

表 5-7 為鎘化合物在各操作條件下的模擬結果結果中顯示當

添加有機氯時其主要生成物種為 CdCl2(g)及微量的 Cd(g)且溫度上

升時CdCl2(g)的濃度僅略為下降至於在無機氯化物的添加下系

統中的氯原子因為和鈉原子的親和力較大因此大多生成氯化鈉

而金屬鎘則以Cd(g)及CdO(s)為主要生成物種而隨著爐溫的上升Cd(g)

的濃度隨之增加反之CdO(s)則有略為下降的趨勢

115

表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1075E-03 1075E-03 1081E-03 1019E-06 1019E-06 1020E-06

CdCl2(g) 1342E-04 1337E-04 1192E-04 3284E-09 2842E-09 1038E-09

Cl(g) 4379E-08 1309E-07 3267E-07 4361E-11 1300E-10 3230E-10

Cl2(g) 4178E-08 2126E-08 1221E-08 4145E-14 2099E-14 1194E-14

HOCl(g) 1139E-08 1383E-08 1629E-08 1193E-11 1442E-11 1689E-11

Cd(g) 4109E-09 2987E-07 9243E-06 1013E-07 6427E-06 8231E-05

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

CdO(s) 0 0 0 9391E-05 8669E-05 7947E-05

116

表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果

添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1129E-03 1129E-03 1128E-03 1021E-06 1021E-06 1020E-06

Cl(g) 4602E-08 1375E-07 3414E-07 4370E-11 1303E-10 3232E-10

Cl2(g) 4614E-08 2347E-08 1333E-08 4163E-14 2107E-14 7795E-15

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

Hg(g) 1692E-06 1712E-06 1714E-06 1711E-06 1712E-06 1714E-06

HgCl2(g) 2672E-08 1298E-09 1046E-10 8453E-15 8956E-16 9303E-17

HgO(g) 8792E-09 7084E-09 5850E-09 9817E-09 7786E-09 6416E-09

HgCl(g) 1162E-12 1010E-12 8873E-13 1037E-15 8956E-16 7906E-16

HgH(g) 8920E-22 2864E-20 5073E-19 8589E-22 2734E-20 4845E-19

117

表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 6459E-04 6458E-04 6457E-04 0 0 0

PbCl4(g) 1156E-03 1156E-03 1156E-03 2441E-06 2441E-06 2441E-06

Cl(g) 2795E-08 8332E-08 2066E-07 0 0 0

Cl2(g) 1701E-08 8610E-09 4884E-09 0 0 0

HOCl(g) 7725E-09 9332E-09 1091E-08 0 0 0

NaCl(l) 0 0 0 1806E-03 1806E-03 1806E-03

PbO(red) 0 0 0 7359E-04 7117E-04 0

PbO(g) 0 0 0 1053E-06 2516E-05 3377E-04

PbO(l) 0 0 0 0 0 3974E-04

Pb(g) 0 0 0 3711E-10 3799E-08 1706E-06

HPb(g) 0 0 0 3366E-18 1456E-16 5735E-13

Pb2(g) 0 0 0 8906E-21 1415E-17 5183E-14

118

表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1128E-03 1128E-03 1128E-03 9662E-04 9621E-04 9620E-04

Cr2O3(s) 1002E-03 1002E-03 1002E-03 0 0 0

Cl(g) 4465E-08 1335E-07 3313E-07 3917E-08 1168E-07 2897E-07

Cl2(g) 4347E-08 2212E-08 1257E-08 3348E-08 1694E-08 9610E-09

HOCl(g) 1129E-08 1371E-08 1606E-08 1019E-08 1231E-08 1440E-08

CrO2Cl2(g) 5168E-10 3531E-10 2535E-10 0 0 0

CrO3(g) 6329E-14 1344E-12 1663E-11 0 0 0

CrCl3(g) 4803E-19 2838E-19 5550E-19 0 0 0

CrCl2(g) 8092E-20 2510E-19 1190E-18 0 0 0

CrCl4(g) 2953E-20 1393E-20 1565E-20 0 0 0

CrO2(g) 7883E-21 6513E-21 1688E-14 0 0 0

Na2CrO4(s) 0 0 0 2135E-03 2135E-03 2135E-03

NaCl(l) 0 0 0 2657E-04 2657E-04 2657E-04

119

表 5-8 為汞化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示無論添

加有機氯或無機氯焚化後主要的生成物種為 Hg(g)而且其濃度幾

乎不受溫度的影響進料改變的主要差別在於添加有機氯時有微量

的 HgCl2(g)生成但添加無機氯時雖然亦會生成但其濃度已降低

至幾可忽略

表 5-9 為鉛化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示在添加

有機氯的情況下高揮發性的 PbCl4(g)為主要生成物種且其濃度不

隨溫度的上升而改變當添加無機氯 NaCl 時大部份的氯原子和鈉

原子結合形成 NaCl而只有少部份與鉛形成 PbCl4(g)此外鉛亦和

氧結合成 PbO(red)PbO(g)甚至形成更微量的 Pb(g)HPb(g)及 Pb2(g)

表 5-10 為鉻化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示當添加

有機氯時主要生成物種為 Cr2O3(s)另外也有微量的金屬氯氧化物

CrO2Cl2(g)以及氯化物 CrCl2(g)CrCl3(g)CrCl4(g)的生成而當添加無

機氯化物 NaCl 時則無任何氯化鉻或氯氧化鉻的生成其主要生成

物種變成固態的 Na2CrO4(s)系統中之氯原子主要與鈉及氫反應生成

NaCl(l)與 HCl(g)此結果顯示氯原子與鉻在高溫下之反應親和力遠小

於鈉或氫原子此外無論是添加有機氯或是無機氯所生成的固相金

屬化合物之濃度皆不隨溫度升高而改變但氣相之生成物濃度則隨

之增加僅 CrO2Cl2(g)例外

120

第六章 實驗設備及方法

前一章中我們以套裝軟體模擬焚化後所產生的污染物質然而軟

體所模擬乃是在熱力平衡的理想狀態下物種的生成情形所以無法很

真實的描述出複雜且多元的焚化狀況因此我們以實驗廠規模(Pilot

Scale)的焚化爐來模擬都市廢棄物的焚化狀況期能得到更真實的模

擬數據以便往後的分析及比較之用

流體化床焚化爐具有高熱容高熱傳與質傳效率以及高混合的

優點爐體內溫度易於控制且分佈均勻溫度變化小適合作為研究

實驗之反應器因此本研究採用流體化床焚化爐作為一次燃燒室

61 實驗設備

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

本實驗所使用的焚化爐為一含空氣污染控制設備之實驗室規模

的氣泡式流體化床焚化爐如圖 6-1 所示包含下列幾個主體空氣

預熱室(長 50 cm)砂床主燃燒室(高 100 cm內徑 10 cm)以及二次燃

燒室(高 110 cm內徑 25 cm)附瓦斯燃燒機材質為 310 鋼管製造

並且配置七支熱電偶監測爐體及半乾式洗滌塔(塔高 150 cm內徑

125 cm)溫度變化情形整個實驗流程由人機介面控制系統(Program

Logical ControlPLC)將焚化溫度砂床壓力及半乾式洗滌塔的溫度

121

截取在電腦螢幕作成記錄而且可以藉由人機介面回饋控制一次及二

次燃燒室的溫度使整個焚化流程的溫度能控制在實驗所需的條件

下而人工模擬進料物質則由上方雙重控制閥入口處投入燃燒所需

空氣則由空氣壓縮機送入並利用浮子流量計控制氣體流量燃燒所

產生廢氣經由旋風集塵器收集飛灰後再經由溼式洗滌塔去除細小微

粒與氣狀污染物最後由曳引抽風機排入大氣中

122

圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

5

1

2

3

4

5

6

7

8

8

9

10

11

12

13

14

15

8

8

1 鼓風機 2 浮子流量計 3 空氣預熱室 4 一次燃

燒室 5 二次燃燒室 6 瓦斯燃燒機 7 耐熱保溫材料

8 熱電偶 9 半自動進料系統 10 半乾式除酸洗滌塔

11 空氣霧化噴嘴 12 旋風集塵器 13 濕式洗滌塔

14 誘引抽風機

123

612 煙道氣中氯化氫之採樣設備

實驗中為採集煙道氣中的氯化氫氣體以進行分析在此採用耐高

溫及抗磨損的 Stainless 採樣頭採樣過程中儘量縮短管路傳送距

離並使氣體溫度維持在 120 以上另外為防止排氣中之塵埃

混入在吸收瓶前的管路中裝有玻璃纖維採樣設備如圖 6-2 所示

圖 6-2 氯化氫採樣設備

613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備

至於煙道氣中的另一酸性氣體 SO2 的採樣則藉助美國

冷卻管

4

5

01N NaOH 吸收液 矽膠

冰浴

煙道氣1

2

3

6

1 採樣頭 2 濾紙 3 HCl 吸收瓶 4 浮子流量計 5 接真空幫浦 6 保溫加熱系統

124

BACHARACH 製造型號為 Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial

Date Cable 24-0616 的煙道分析儀除 SO2之外此分析儀尚可監測

NOxCO 及 O2如圖 6-3 所示

圖 6-3 煙道氣採樣設備

採樣頭

125

614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備

氣相重金屬的採樣設備包括採樣管熱過濾器及加熱設備真

空幫浦浮子流量計及衝擊瓶等如圖 6-4 所示其中第一衝擊瓶為

空管目的為收集冷凝液第二三瓶中裝填氧化劑(5 HNO310

H2O2)以捕集揮發性金屬最後一瓶則填充矽膠目的為吸收水

氣確保正確氣體流率的測定避免影響自動等速抽引裝置及對系統

造成傷害

圖 6-4 氣相重金屬採樣設備

126

615 煙道氣中有機污染物之採樣設備

設備包括 Stainless 採樣頭熱過濾器以 Teflon 或玻璃纖維作為濾

材採樣傳送路線溫度須維持在 120 以上而衝擊裝置中第一瓶

為空瓶第二瓶中加入 200 ml 去離子水第三四支則裝填 200~300

g 矽膠如固 6-5 所示

圖 6-5 有機污染物採樣設備

浮子流量計

真空幫浦

衝擊設備去離子水 矽膠

XAD-4 樹脂

冷凝吸附管

煙道氣

熱過濾器及

加熱設備

採樣頭

127

616 樣品分析儀器

樣品分析過程中所使用的儀器型式如下所示

(1) 氣相層析儀及火焰離子偵測器(GC-FID)層析管柱為 CP-SIL

8 CB CATNO8751 (30 mtimes025 mm ID025 microm Film)

(2) 火焰式原子吸收光譜儀(Atomic Absorption Spectrophotometer

in FlameAAS)Hitachi 公司 Model Z-8000 Polarized Zeemam

AAS

(3) 煙道氣體分析儀美國 BACHARACH 公司製造型號為

Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial Date Cable 24-0616

(4) 微波消化器(Microorifice Digestion System)CEM 公司 Model

MDS-2000附鐵弗龍(PTEE)消化瓶 120 ml

(5) 分析天平Mettler 公司 model AT 261 Delta Range 螢幕顯示範

圍 001 mg 至 10 mg

(6) 自動乾燥箱(Auto Dry)Toyo Living 公司相對濕度維持在

40 以下

128

617 實驗藥品與材料

(1) 甲醇【CH3OH】分析試藥級

(2) 氫氧化鈉【NaOH】分析試藥級

(3) 硫氰化汞(Ⅱ)【Hg(SCN)2】試藥級

(4) 過氯酸【HClO4】試藥級70

(5) 硫酸鐵(Ⅲ)銨【NH4Fe(SO4)212H2O】試藥級

(6) 鉛標準液以 1000 ppm 鉛儲備液配製適當濃度

(7) 鎘標準液以 1000 ppm 鎘儲備液配製適當濃度

(8) 鉻標準液以 1000 ppm 鉻儲備液配製適當濃度

(9) 硝酸【HNO3】Pro Analysis 級試藥65

(10)鹽酸【HCl】Pro Analysis 級試藥65

(11)氫氟酸【HF】Pro Analysis 級試藥48

(12)硝酸鉛【Pb(NO3)2】

(13)硝酸鎘【Cd(NO3)24H2O】

(14)硝酸鉻【Cr(NO3)3H2O】

(15)微波消化酸液硝酸(HNO365 )

(16)濾紙Gelman Science 公司PN 66068直徑 47 mm孔徑

045 microm過濾用

(17)過氧化氫【H2O2】分析級30

129

(18)二氯甲烷【CH2Cl2】Pro Analysis 級試藥999

(19)XAD-4 樹脂50 microm750 m2gmesh20~50SIGMA Amberlite

XAD-4

(20)PAHs 標準品美國 supelco 公司之 UST BTEX Mix編號

4-8026

(21)木屑鋸木廠

(22)石英砂3 號石英砂粒徑大於 330 microm

(23)聚乙烯(PE)【(H2C=CH2)x】塑膠原料廠

(24)聚氯乙烯(PVC)【(H2C=CHCl)x】塑膠原料廠

130

62 進料組成之模擬

本研究中所使用的進料其組成乃是模擬 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析(表 5-1 所示)而訂表中鎘汞及鉛乃是環保署所公告「廢

棄物焚化爐空氣污染物排放標準」中所列管的重金屬物質而鉻乃是

因為其毒性亦會對環境及人體造成傷害故將之列入研究的範圍內

其中鎘鉻鉛的含量乃是根據文獻中一般垃圾中重金屬含量平均而

得而模擬進料組成包括木屑PE 袋PE 粒子PVC 塑膠粒子(或

氯化鈉)硫粉及金屬水溶液等其中木屑代表垃圾中之紙類木材

枯枝落葉與廚餘等可燃性有機物(皆為木質素與纖維素之構造)塑膠

原料顆粒代表垃圾中之塑膠纖維布類與皮革等人工聚合性有機物

重金屬溶液中之水溶液係考量台灣地區垃圾中之高含水量而重金屬

皆以其硝酸鹽類溶於超純水之方式配製三種重金屬濃度略高於典型

一般廢棄物之含量主要是考量化學元素分析與金屬物種分析之偵測

極限限制以及降低質量平衡誤差實驗中所使用的 PVC 塑膠粒子

取自化工原料廠為粒徑約 3 mm 之顆粒木屑則取自鋸木廠而氯

化鈉之添加則是顧及廚餘中含有多量的氯化鈉成份為考慮無機氯對

污染物種生成的影響故在部份的試程中加入以替代 PVC 中的有

機氯每包進料所含成份之組成百分比如表 6-1 及 6-2 所示而實驗

中設計每分鐘進料 3 包故每分鐘之進料組成如表 6-3 及 6-4 所示

131

在此條件下經計算後得知其理論需氧量為 6961 lmin而理論需空

氣量為 33148 lmin

132

表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

PVC() 384 48 5680006 g 00023 00003 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3683 3459 495 2273 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09391 01345 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

NaCl () 6100056 g 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3688 3455 495 2275 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09368 01342 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

133

表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28713 04035 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28104 04026 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

134

63 實驗操作條件

本實驗為探討不同操作條件下對污染物種生成的影響故分別針

對以下幾個變因做討論

not 一次燃燒室爐溫焚化過程中一次燃燒室的爐溫會影響污染

物的排放量

shy 二次燃燒室爐溫焚化過程中二次燃燒室的爐溫會影響所生

成的污染物種

reg 含氯物種有機氯無機氯對焚化過程中污染物種的生成有不

同的影響

實驗的設計乃基於上述的三個變因在各試程中分別做不同程度

的改變以了解其對污染物生成之影響其中一次燃燒室的爐溫乃是

藉由進料本身的熱值及電加熱管所提供的熱量所造成因此欲改變

一次室的爐溫必須調整電加熱管的加熱時間但因為進料本身的熱

值種種環境因素的關係所以實驗過程中無法準確地將爐溫操作在

同一溫度下而二次室的爐溫則由煙道氣本身的熱量和瓦斯燃燒機

所提供的熱量所達成而因為本實驗所使用的瓦斯燃燒機在達到設定

溫度後會自動關閉此時溫度開始下降控制器則會輸出一個 reset

訊號給燃燒機但為了安全考量燃燒機會在收到訊號後約 40 秒再

重新啟動故在這 40 秒的期間內溫度會一直下降因此在本實

135

驗中以平均溫度來估算二次室的溫度至於本實驗之進料中的含氯物

種則選擇 PVC 粒子作為有機氯而 NaCl 作為無機氯其中 NaCl

是以水溶液的型式添加表 6-5 所示為各試程之操作條件表

表 6-5 各試程之操作條件表爐溫()

砂床上 砂床下 平均 出口 二次室進料組成

Run1

Run2

Run3

7222

8191

8524

755

853

8836

7386

836

868

137~148

184~190

213~224

-

-

-

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run4

Run5

Run6

768

837

939

894

978

1000

831

908

970

120~130

155~160

236~248

-

-

-

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

Run7

Run8

Run9

7258

725

728

681

698

706

703

712

717

-

-

-

711

802

936

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run10

Run11

Run12

727

729

728

698

679

664

713

704

696

-

-

-

703

807

925

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

136

64 實驗流程

641 起爐升溫

本實驗採用如圖 6-1 所示的流體化床焚化爐為反應器而焚化過

程所需的空氣量在決定其過量空氣比為 16 後可以經由計算得知

實際需空氣量約為 53 lmin而爐體內壓力隨著越接近誘引抽風機

管路中負壓越大整個管路所呈現的負壓大約介於 2~20 cm-H2O 之

間

實驗進行前先開啟一次室的電加熱管使砂床中的介質預熱至

實驗所需的溫度由於溫度對污染物種的生成具有極大的影響所以

儘量使每個試程達相似的爐溫後再進行實驗的操作當溫度穩定

後即可打開洗滌塔的馬達並開始進料進料是由氣動閥控制的半

自動進料系統經爐體的上方投入頻率為每 20 秒一包

642 重金屬之採樣及分析

重金屬的採樣主要參考美國 EPA Method 5 (Environmental

Protection Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and

Analysis of Municipal Waste Combustion Washington DC

pp16-26(1987))重金屬採樣標準方法其設備如圖 6-4 所示

137

圖 6-6 重金屬分析流程圖

NO

以四位天平精秤樣品置入消化 Teflon 瓶

分別加入純酸消化試劑硝酸 4 毫升鹽酸 4 毫升氫氟酸 4 毫升

進行微波消化Program 1 7520minProgram 2 0 7minProgram 3 7520min

待溫度冷卻壓力降至大氣壓加入 15 毫升 15硼酸

趕酸微波功率Program 1 7510min

降溫降壓

取出消化液稀釋過濾

火焰式原子吸收光譜儀(FAA)分析重金屬濃度

計算重金屬回收率

回收率介於(100plusmn10~15)

YES

分析完成計算結果

（標準添加）加入已知濃度重金屬標準液

138

採樣後樣品放置於塑膠瓶中密封並冷藏在 4 以下於有效

期間內進行微波消化然後經過濾後於原子吸收光譜偵測其濃度圖

6-6 即為重金屬之分析流程圖

643 有機物之採樣及分析

有機物的採樣方法主要參考美國 EPA 半揮發性有機物採樣的標

準方法 (Modified Method 5 Train MM5)(Environmental Protection

Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and Analysis of

Municipal Waste Combustion Washington DC pp16-26(1987))其設

備如圖 6-5 所示

開始進行採樣為了使實驗操作在一穩定狀態下實驗操作中以

Stainless 採樣頭做煙道的等速取樣（isokinetic sample）經填充玻璃

纖維之熱過濾器截留廢氣中的粒狀物然後通過一冷凝裝置將廢

氣溫度降低使有機物冷凝成液相殘餘在尾氣中之有機物則由

XAD-4 吸附管吸附經過貫穿試驗測試結果顯示每一吸附管裝填

約 6 g 之 XAD-4 為較佳的採樣吸附劑劑量

由 XAD-4 吸附管所採得之 PAHs 樣品先以保鮮膜將吸附管上下

封住立即送至索氏萃取設備進行索氏萃取的實驗經過十八小時的

139

萃取後將置於萃取瓶中之萃取液以玻璃磨砂蓋蓋上立即送至 K-D

減壓濃縮裝置進行濃縮將濃縮至 1 mL 之樣品濃縮液倒入 18 mL 之

棕色瓶中貼上此樣品之標籤標籤內容為試程數日期樣品名等

送至 4 冷藏並於 14 日內進行 GC 的定量

644 酸性氣體之採樣及分析

本實驗中煙道氣所含 SO2NOx 的量測是藉由煙道氣體採樣設備

做即時監測而另一酸性氣體 HCl 則採傳統分析法為之此方法是我

國環保署於民國八十四年一月十一日所公佈的標準方法--硫氰化汞比

色法其採樣設備如圖 6-2 所示

採樣完成後將吸收液移置樣品瓶以試劑水淋洗吸收瓶洗液

併入樣品瓶中並儘速送回實驗室經加入所需試劑後俟溫度降至

20 時在 5~30 分鐘內以波長調至 460 mm 的分光光度計測其吸收

度所測得的氯離子濃度經公式換算後得出氯化氫之濃度

140

第七章 結果與討論

71 焚化過程中產生之重金屬污染物

711 各重金屬在氣固相中的分佈

焚化過程中部份重金屬物質在燃燒環境中可能與氧反應形成高

沸點的金屬物種(如重金屬氧化物)而停留於底灰中或與其它物質反

應生成揮發性較高的金屬物種(如金屬氯化物)而隨煙道氣排出然

而這些高揮發性的金屬化合物在煙道中隨溫度降低而產生均相凝結

(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous condensation)而附

著於焚化飛灰中因此停留在煙道氣中的氣相重金屬濃度會逐漸降

低而附著於飛灰上的重金屬則相對地增加

圖 7-1 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含有機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示吸收液所收集到的鉛化合物濃度很小鉛化合物幾乎都附著於飛

灰上或凝核成微粒而被濾紙所捕集

圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

0

1

2

3

4

5

6

7386 836 868

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

141

圖 7-2 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含無機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示其分佈情形與圖 7-1 之情況類似

圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

圖 7-3~7-4 分別代表重金屬鉛在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形

的影響由此二圖中可發現在煙道氣中所收集到的鉛化合物幾乎

皆附著於微粒上而被濾紙所捕集

圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

0

5

10

15

20

25

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

2

4

6

8

10

12

711 802 936

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

142

圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

圖 7-5~7-6 分別代表重金屬鎘在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖中顯示進料中含有機氯時煙道氣中仍可以吸收液收

集到微量的鎘化合物但添加無機氯時所收集到的鎘化合物幾乎附

著在濾紙所捕集的微粒上

圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

25

703 807 925

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

05

1

15

2

25

7386 836 868

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

143

圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

圖 7-7~7-8 分別代表重金屬鎘在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情形

的影響圖中顯示當開啟二次室時無論進料中添加有機氯或是無機

氯煙道氣中的鎘化合物幾乎都與微粒一起被濾紙所捕集

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

05

101520253035

831 908 970溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

01234567

711 802 936溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

144

圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

而根據文獻中(Hiraoka 1980)(Brunner1986)(Morselli1993)指出

鉛鎘揮發性高因此大多數的鉛鎘及其化合物皆隨煙道氣排出

之後因凝結現象而形成微粒然而鉻是屬於非揮發性重金屬所以大

部份的鉻及其化合物皆留在砂床中而隨煙道氣排放出的比例也大為

降低

圖 7-9~7-10 分別代表重金屬鉻在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖 7-11~7-12 分別代表重金屬鉻在開二次室的情況下進

料中含有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中

分佈情形的影響由圖中可以發現鉻化合物在煙道氣中的總濃度較

鉛鎘化合物為低因而焚化產生的鉻化物停留在砂床的比例較鉛

鎘化合物高

0

0204

06

08

112

14

703 807 925溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

145

圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

7386 836 868

溫度()

濃度(mgNm3) 吸收液

濾紙總濃度

0

02

04

06

08

1

12

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

146

圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

0

01

02

03

04

05

06

711 802 936溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

001020304050607

703 807 925溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

147

712 各操作條件下重金屬濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-13 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鉛化合物生成之影響圖由圖中可知當進料中添加無機氯

(NaCl)時會增加鉛化合物的排放量文獻中 (Wey 1996)(林

1996)(Chen 1997)曾指出一般而言當進料中含有機氯時其重金屬

在焚化過程中生成金屬氯化物的潛勢較氧化物大而且由於金屬氯

化物的揮發性大因此會減少重金屬在砂床中的分佈比例而當進料

中含無機氯時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其和重金屬的親

和力大故在焚化過程中氯原子和重金屬結合形成金屬氯化物的可

能性不大因此重金屬轉而與氧形成沸點較高的金屬氧化物而停

留於砂床中所以添加無機氯時煙道氣中的大部份重金屬的濃度都

0

5

10

15

20

25

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

148

有降低的趨勢然而Chen(1998)指出以上的論點適用於鉻銅鎘

等重金屬但對重金屬鉛而言它卻具有與上述相反的特性換言之

鉛在無機氯存在的環境下反而較有機氯時更容易揮發進入煙道氣中

圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

05

101520253035

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

0

05

1

15

2

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

有機氯

無機氯

149

圖 7-14 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鎘化合物生成之影響圖圖 7-15 亦在無二次室的情況下進

料中分別含有機氯及無機氯時對鉻化合物生成之影響圖從圖 7-15

中可以發現無論是添加有機氯或是無機氯重金屬鉻的排放濃度受

溫度的影響不大此現象可由模擬研究中獲得證實Lee(1988)魏

(1996)Lin(1996)曾指出在焚化過程中鉻以 Cr2O3(s)及 CrO2Cl2(g)

為主要生成物種其中後者隨含氯量增加而增加若在低含氯量時

生成量與前者相較則顯得微不足道而 Cr2O3(s)在 600~1200 K 範圍內

是很穩定不會因溫度改變而轉化成其它化合物故在都市廢棄物焚

化過程中鉻主要以 Cr2O3(s)的型式存在

(B) 有二次燃燒室時

啟動二次室的主要目的乃在使不完全燃燒物達完全燃燒然而對

重金屬而言能夠隨煙道氣進入二次燃燒室的是經一次室所排放出的

重金屬蒸氣揮發性高的金屬化合物及少許被氣流所吹起其上附有少

量重金屬的底灰而這些重金屬及其化合物在二次室中經再次高溫燃

燒後可能轉化成另一型態的金屬化合物故對重金屬而言在二次

室中只是化合物轉化的一個過程

150

圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-16 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉛化合物生成之比較圖對鉛化合物而言進料中含無機

氯時大多以氧化鉛的型式存在而氧化鉛受溫度的影響不大所以

圖中的曲線幾乎沒有太大的變化而在有機氯存在的環境下根據

ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果顯示在含氯量小於 1

時添加有機氯的主要產物為 PbCl2(g)及 PbCl4(g)含氯量大於 1 時

則以 PbCl4(g)為主而本實驗的進料組成乃模擬台灣地區都市廢棄物

之化學分析組成其含氯量為 013 低於 1 所以產物以 PbCl2(g)

及 PbCl4(g)為主而 PbCl4(g)隨溫度上升會逐漸轉化成 PbCl2(g)和 Pb(g)

02

46

810

12

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

151

圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-17 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鎘化合物生成之比較圖鎘及其化合物在二次室中的轉化

情形根據熱力平衡模式之模擬結果顯示在有機氯的添加下其生

成之主要物種為具高揮發性的 CdCl2(g)添加無機氯時爐溫在 900

以下時大多以 CdO(s)的型式在 900 以上則逐漸轉化成 CdO(g)及

Cd(g)

0

1

2

3

4

5

6

7

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

152

圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

圖 7-18 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉻化合物生成之比較圖鉻及其化合物在二次室時的情況

就如同之前所述以 Cr2O3(s)的型式佔大多數且受溫度的影響不大

故圖 7-18 中兩條曲線的變化情形甚微

001020304050607

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

153

72 焚化過程中產生之粒狀污染物

焚化過程中部份較輕或較小的灰渣微粒可能被氣流帶走而隨煙

道氣排出而這些微粒大多是未完全燃燒的碳粒因此通常會在主

燃燒室(一次室)後加裝二次室用以再次處理這些未完全燃燒物

圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較

圖 7-19 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成的粒狀污染物之濃度比較由本

圖可以發現經二次室處理後粒狀污染物的濃度大幅降低而在二

次室處理前添加無機氯會使粒狀物的濃度提高其原因可能是無機

氯中的鈉在焚化過程中解離成鈉離子而與其它物種結合成微粒並

隨煙道氣所排出因此增加粒狀物的排放濃度

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

154

73 焚化過程中產生之酸性氣體

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-20 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

氯化氫生成之比較由圖中可以發現進料中含有機氯(PVC)時所

產生的氯化氫濃度略大於含無機氯(NaCl)時的情況其原因乃是 PVC

本身可以提供氫的來源因此在高溫下氯離子可以迅速與氫離子結合

形成氯化氫而對 NaCl 而言一則本身無法提供氫的來源欲形成

氯化氫只得靠廢棄物中的含水量提供其氫離子二則由於 NaCl 本身

的晶格能及鍵能較高故其解離較慢待其解離完成可以提供其氫

源的水分子已有部份蒸發而被煙道氣帶走所以形成的氯化氫濃度會

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

155

有較少的趨勢

(B) 有二次燃燒室時

圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-21 為開二次燃燒室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯

對氯化氫生成之比較在開啟二次室時氯化氫的濃度無明顯的變

化仍是有機氯時大於無機氯時的濃度因為氯化氫並不會隨溫度變

化而轉化成其它物質故其趨勢仍舊延續一次室時的情況

0

50

100

150

200

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

156

732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較

無二次燃燒室時

圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較

圖 7-22 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

二氧化硫生成之比較由圖中可知進料中含無機氯時SO2的濃度

有隨溫度升高而下降的趨勢而在有機氯時SO2的濃度則無明顯的

變化另外從另一角度來看此處所生成的 SO2其濃度皆高於法規的

80 ppm因此必須經過酸性氣體控制設備的處理且至少需具備 75

的去除效果

050

100150200250300350

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

157

733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較

圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較

圖 7-23 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成 NOx 之濃度比較由圖中可發現

開二次室時所產生的 NOx 明顯高於只開一次室時此原因應該是由

Thermo-NOx與 Fuel-NOx所共同造成雖然二次室點燃後爐體內的平

均溫度未比只開一次室時高出很多但燃燒機的火焰部份會產生局部

高溫而導致 Thermo-NOx的生成此外在本實驗中是以瓦斯作為二

次室燃燒機的燃料而瓦斯中含有大量的氮化物(見表 7-1)因此在

燃燒過程中會有 Fuel-NOx生成

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

) 有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

158

表 7-1 常見燃料之成分分析表成分重量百分比() 天然氣 2 號燃料油 4 號燃料油 6 號燃料油

碳 712 873 865 873氫 230 126 117 105氧 -- 004 027 064氮 48 0006 024 028硫 10 022 135 084灰分 0 lt001 002 004

氫碳 (克分子比例) 388 172 160 144總熱值 9880 (kcalNm3) 10680 (kcalkg) 10620 (kcalkg) 10300 (kcalkg)淨熱值 9030 (kcalNm3) 9500 (kcalkg) 9530 (kcalkg) 9300 (kcalkg)API 度 -- 33 232 126

比重 (156 ) 0044 0860 0915 0982Saybolt 黏度 (秒) -- 33~38 45~125 900~9000

閃火點 () -- 38 55 65Perrys Chemical Engineering Handbook 6th Edition

159

74 焚化過程中產生之有機污染物

741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

圖 7-24 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由圖中可知當進料中添加 PVC

而一次室爐溫在 738 時所產生的 PAHs 主要以 NaP (二環)及 AcPy

的型式存在但隨著爐溫的升高有機物則逐漸以三環的 FluPha

甚至 Ant 的型式出現其原因可能是因為氯的陰電性強易帶走直鏈

或支鏈有機物的氫離子使得這些有機物形成具有π鍵且不穩定的烯

類或炔類而在高溫的情況下這些有機物會重新鍵結形成較穩定的

0

5000

10000

15000

20000

25000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

738

836

868

160

環狀物然而當進料中添加有機氯( PVC )時由於 PVC 的燃燒過

程並非如其它物質可以迅速完成反應而必須歷經預熱及氣化的點

燃前階段(pre-ignition)而後才是進行真正的燃燒階段(burning)(張

1993)因此焚化過程中當有機物污染物產生時只有部份因 PVC

粒子受高溫而氣化的氯離子可以帶走有機物上的氫原子所以再經高

溫焚化後所能形成的環狀有機物以低環有機物佔大多數如圖 7-24

中 738 的情況但當焚化溫度升高時可以加速 PVC 的分解燃燒

過程同時也增加氯離子的氣化速率因此使大多數的氯離子能有更

多的機會帶走直鏈或支鏈有機物上氫離子因而形成更多的π鍵而

在焚化的高溫環境下這些π鍵更容易斷鍵而形成多環有機化合物

因此在圖 7-24 中可以看出836 及 868 時所產生的有機污染

物中以三環的 AcPyFlu 及 Ant 佔絕大多數

另外林(1998)曾指出PVC 在焚化過程中(約 600~700 )所生

成的十四種 PAHs 物種中以 NaP 及 AcPy 的濃度較高此與本實驗

結果相符合

圖 7-25 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 BTEX 物種生成的影響圖中顯示物種大多隨溫度升高而有

降低的趨勢其中 Benzene 的濃度較其它物種為高

161

圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

831

908

970

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 738

836

868

162

圖 7-26 是在只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由上圖可知進料中添加無機氯時

所生成的有機物種分佈較廣其中三環的有機物佔大多數這現象可

和前頁含 PVC 的情況做比較在含 PVC 的情形下由於 PVC 的燃

燒過程複雜導致氯離子無法有效帶走有機物上的氫離子而進料含

無機氯(NaCl)的情況而言在本實驗中NaCl 是以水溶液的型態加入

進料中因此當進料投入爐體後NaCl 可以因高溫而迅速斷鍵而

釋出氯離子所以氯離子可以有充份的機會帶走部份未被高溫所破壞

之直鏈或支鏈有機物上的氫原子而形成更多的π鍵之後在高溫的

焚化環境中容易產生三環四環甚至更多環數的有機污染物但總

體而言大部分有機物在高溫下還是會被破壞而形成 CO2及 H2O所

以隨著溫度的上升有機物的總量是有下降的趨勢至爐溫約 970

時這些三四環的有機物亦逐漸因高溫而斷鍵故所餘留者以 AcPy

佔多數

163

圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

圖 7-27 是只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中仍以 Benzene 的生成濃度較其它

物種高而各物種的生成濃度則有隨溫度上升而降低的趨勢

743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 831

908

970

164

圖 7-28 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 PVC 的進料在加入二次燃燒室

後其所產生的有機物以 Pha 佔多數且當二次室爐溫改變時所生

成的有機物量並無明顯的變化因為大部份的有機物已因二次室的燃

燒而去除殆盡

而在二次室溫度 711 時未被去除之有機污染物的分佈介於

二三環之間然而隨著溫度的上升其有機物卻逐漸轉化成三環

四環甚至五環的有機污染物因此在二次室的燃燒環境下溫度提

高卻有促進環狀物合成的趨勢

圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

400

800

1200

1600

2000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1703 T2711 T1712 T2802 T1717 T2936

165

圖 7-29 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響由圖中可以發現經二次室處理後煙

道氣中的 BTEX 仍以 Benzene 佔多數Toluene 居次其餘三物種之

濃度則偏低

166

744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-30 是在開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 NaCl 的進料在經二次室的處理

後所排放的有機污染物已大為降低而部份未被去除的有機物中

則以 Chr 佔大多數但隨著溫度的增加其濃度亦有下降的趨勢

圖 7-31 為開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中物種的生成趨勢與圖 7-29 頗為

類似

0500

100015002000250030003500400045005000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

167

圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯)

圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1738 T2未開

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0

500

1000

1500

2000

2500

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1713 T2703 T1704 T2807 T1696 T2925

168

圖 7-32 是在比較當進料中含有機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 由圖中可發現含 PVC 的進料經二次室處理後大多數的

PAHs 因高溫的焚化環境而被破壞少數則在斷鍵後又轉化成其它物

種唯 Pha 的濃度在開二次室後仍無明顯的變化因此二次室對進料

中含有機氯的物質焚化後所產生的 PAHs(除 Pha 以外)皆有極大的

去除效果

圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-33 是在比較當進料中含有機氯時BTEX 經二次室處理前

後之濃度比較圖中顯示經二次燃燒室處理後的煙道氣其 BTEX 的

排放濃度皆能有效降低

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1738 T2未開T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

169

746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯)

圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-34 是在比較當進料中含無機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 當進料中含 NaCl而只開一次室時PAHs 大多為三四環

的物質當二次室開啟後可以有效破壞大部份 PAHs 物種但同時

也有少部份物種在高溫環境下而合成產生四環的 B(a)A甚至四環

以上的物種其濃度亦有些微增加的趨勢

圖 7-35 是在比較當進料中含無機氯時BTEX 經二次室處理前

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000N

aP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

170

後之濃度比較圖中二次室對 BTEX 的去除與圖 7-33 頗為類似大

部份皆能因高溫而降低其排放濃度

圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

171

747 添加重金屬對有機污染物生成的影響

文獻中(Soltys 1986)(Dunstan 1989)(李1992)曾指出焚化過程

所產生的 PAHs 會因飛灰上碳成分性質之不同而影響其排放濃度

另外(Haynes 1981)(Ndubizu 1982)亦指出重金屬的添加能有效的

抑制燃燒過程中碳煙的生成因此從上述的論點可以歸納得知重

金屬的添加會影響焚化過程中有機污染物的生成

(Wey et al 1998)更進一步研究指出鉛的存在降低了 PAHs 前驅

物 C6H6C2H2CH4的活化能使其進一步的與二三環的 PAHs 加

成聚合生成四五環的結構因此在實驗中二三環的 NaPAcPy

PhA 被轉化成四五環的 FluAPyrBaAChrBaP而鎘主要是

將氣相中的 NaP 及 AcPy 捕捉在飛灰上但是對於多環的 PAHs 卻沒

有明顯的趨勢而在其實驗中也發現飛灰中鉻含量越高PhA

FluAPyr 明顯的增加甚至五六環的 InP 及 B(ghi)P 也被檢測出

來這現象可能是由於鉻催化形成多環結構的能力大於鉛鋅使三

四環的 PAHs 能進一步的與前驅物質反應形成五六環的結構

由以上文獻的研究結果與圖 7-28 及圖 7-30 對照後可發現圖 7-28

中 PhAFluAPyr 及 B(a)A 的濃度明顯較其它物質高而圖 7-30 中

B(a)AChrB(a)P 的濃度似乎也比其它物質高由此可以推斷圖 7-28

中受重金屬鉻的影響較大而圖 7-30 則受鉛的影響較大然而在本

172

實驗中鉛鉻的添加皆佔總量的 01 在添加量相同的情況下

不可能產生如此的差異故應從重金屬的焚化過程來探討在圖 7-13

及圖 7-15 中當進料中含有機氯時鉛化合物的排放濃度明顯偏低

而若含無機氯時排放濃度則大為提高至於在鉻化合物的排放濃度

方面進料含有機氯時略高於含無機氯時的情況因此在進料含有

機氯時由於鉻的催化能力遠大於鉛所以會有圖 7-28 的情況發生

而進料含無機氯時雖然鉻的催化能力較鉛大但鉛化合物的濃度卻

遠大於鉻因此在圖 7-30 中鉛產生的催化效應會大於鉻

173

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討

表 7-2 為本實驗之結果數據表由表中可以發現進料中含氯物種

的不同會影響重金屬污染物的排放濃度而重金屬的排放濃度誠如

上一節所討論會影響 PAHs 物種的生成因此含氯物種亦間接地

影響 PAHs 物種的生成此外含氯物種的不同也影響 HCl 及粒狀

物的排放濃度所以在本實驗中除 SO2及 NOx外其餘污染物的

生成皆受含氯物種不同的影響

在本實驗操作溫度範圍內(一次室738~970 二次室703~936

)的影響方面對重金屬化合物而言其排放濃度受一次室爐溫的

影響而二次室的溫度則會促使其生成物種間的轉化實驗結果可以

發現重金屬鉻在高溫下大部份形成 Cr2O3(s)因此溫度變化對其排

放濃度影響不大至於鎘化合物其排放濃度略有隨溫度上升而增加

的趨勢鉛化合物則在添加無機氯時排放濃度隨溫度上升而增加

當添加有機氯時溫度變化對其生成濃度影響不大而有機污染物及

粒狀物的排放濃度受溫度的影響很大當溫度愈高則其排放濃度愈

低尤其當啟動二次室時更能有效降低其濃度至於 HClSO2及

NOx則受溫度變化的影響較小

174

表 7-2 實驗結果數據表

試程含氯物種

一次室爐溫()

二次室爐溫()

Pb (mgNm3)

Cd (mgNm3)

Cr (mgNm3)

粒狀物(mgNm3)

SO2ppm

HClppm

NOxppm

NaP(mgNm3)

AcPy(mgNm3)

AcP(mgNm3)

Flu(mgNm3)

Pha(mgNm3)

Ant(mgNm3)

FluA(mgNm3)

Pyr(mgNm3)

B(a)A(mgNm3)

Chr(mgNm3)

B(b)FB(k)F(mgNm3)

B(a)P(mgNm3)

DbAB(ghi)P(mgNm3)

InP(mgNm3)

1 738 -- 49 077 132 202 173 135 155 ND ND 15285 ND ND 2590 ND 1226 ND 998 28 67 80 562 836 -- 371 205 155 105 151 174 66 ND ND 26172 ND ND ND ND 1453 1210 ND ND 50 ND 4073

PVC868 -- 162 063 154 453 197 197 116 ND 1158 ND 192 ND ND 240 1026 1786 ND ND 147 ND 547

4 831 -- 152 225 094 379 300 108 101 ND ND 304 1097 ND 536 194 287 197 ND 160 ND ND ND5 908 -- 20 201 112 530 150 147 72 ND ND 144 691 ND 435 150 344 140 89 39 26 153 ND6

NaCl970 -- 126 293 109 514 74 180 89 ND 846 97 94 81 12 25 22 187 92 18 50 25 ND

7 703 711 965 644 047 125 1 150 204 32 20 98 64 279 9 16 6 ND 6 11 28 9 ND8 712 802 11 635 051 101 0 189 218 53 29 50 58 461 38 148 47 16 8 ND 18 231 39

PVC717 936 096 062 042 472 3 178 101 7 16 295 36 546 21 184 106 153 13 6 5 11 3

10 713 703 093 043 051 380 0 110 188 ND 10 120 179 69 10 156 84 27 1627 7 3 255 511 704 807 109 042 054 374 0 145 204 ND ND 83 128 53 12 18 39 9 805 4 21 13 412

NaCl696 925 195 121 059 576 0 172 198 27 30 112 200 135 47 32 12 281 685 51 98 45 32

175

第八章 結論

本研究中蒐集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化

操作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與

控制效果及其影響因子等相關資料並配合文獻中有關焚化廢氣中污

染物特性之相關研究同時針對我國及各國的焚化爐排放法規標準

做一完整的研究與探討以俾獲得最佳焚化處理技術

此外為了解焚化過程中污染物種的生成特性及行為本研究以

臺灣地區都市廢棄物的平均組成為對象分別使用 ASPEN PLUS熱

力平衡模式來模擬各不同操作條件下污染物種的生成行為然而

軟體所模擬者乃是物種在熱力平衡時的狀況但卻因反應動力的限

制而未能真實模擬焚化過程中的部份燃燒及未完全燃燒的情形基

於此本研究乃以實驗及模擬結果相互比較以期更真實的模擬焚化

過程

實驗過程中幾個因素可能會造成實驗結果和實廠狀況有所差

異

1 在實廠中燃燒所需的熱量是由廢棄物本身的熱量所提供但

實驗過程中部份熱量卻是由電加熱管所致因此實廠中熱

量的傳播是靠對流及傳導但實驗中部份熱量卻是藉由熱幅射

來傳播所以實驗所得的數據會與實廠有所誤差

176

2 由於都市廢棄物組成的變異性大而實驗進料量少因此會有

誤差產生

3 焚化過程之複雜性及變異性極大所以實驗必須重覆多次方能

使數據具代表性及普遍性然而本研究因受限於經費和時間的

緊迫所以對不同操作條件無法做重覆多次的實驗

81 焚化過程中產生之重金屬污染物

由於台灣地區執行垃圾分類的成效不彰因此都市廢棄物中充斥

著各式各樣的重金屬物質也使得焚化後產生的重金屬污染物呈現多

樣性與複雜性在本研究中只針對環保署所公告「廢棄物焚化爐空

氣污染物排放標準」中所列管的重金屬鉛鎘汞及另一重金屬毒性

物質鉻作研究而在實驗部份基於安全上的考量故進料中不添加

汞所以汞化合物的生成僅做程式上的模擬與文獻的探討

811 鎘化合物

綜合 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果可知重金屬鎘在

進料含有機氯時經焚化過程後所生成的主要物種為 CdCl2(g)含無

機氯時則以 CdO(s)為主且生成物種會受溫度的影響但不受含硫

量的影響含有機氯的進料當溫度上升時Cd(g)的生成量有逐漸增

加的趨勢而添加無機氯時溫度上升則會導致 CdO(g)及 Cd(g)生成量

177

的增加CdO(s)卻逐漸減少

而文獻中指出金屬氯化物的揮化性高易隨煙道氣排出而金

屬氧化物的沸點較高易停留於砂床中因此添加有機氯時鎘化合

物的煙道氣排放濃度較添加無機氯時大另外從實驗中可發現無

論進料含有機氯或無機氯及是否開二次室從煙道氣中所採得的鎘化

合物大多數是附著於飛灰上以固相的型式出現而仍以氣相型態

存在者較為少量在開啟二次室的情況下總排放濃度最大約為 63

mgNm3

因此從以上的結果可以得知重金屬鎘經焚化後所產生的化合

物大部份的氧化物停留於砂床中部份隨煙道氣排放的高揮發性物

質則幾乎都因異相凝結或均相凝核而成為固相

812 鉛化合物

重金屬鉛的焚化模擬結果顯示當進料含有機氯時其生成物以

氯化物為主其中 PbCl4(g)佔大多數而隨著溫度上升則 PbCl2(g)及

Pb(g)的生成逐漸增加此外含氯量的增加會促使 PbCl4(g)的生成

而 PbCl2(g)則相對的減少直到鉛完全和氯反應才會停止 PbCl4(g)的

生成而當進料含 NaCl 時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其

和重金屬間的親和力大因此絕大多數的氯原子皆和鈉原子反應生

178

成氯化鈉而鉛只能和氧形成金屬氧化物

從實驗及文獻中亦可發現雖然添加有機氯時可促使鉛形成高

揮發性的氯化物但煙道氣中所採集到的鉛化合物濃度卻比添加無機

氯所生成的氧化物濃度低另外無論是否開啟二次室大多數氣相

中的鉛化合物也是藉由異相凝結或均相凝核而形成固相物質

813 鉻化合物

在重金屬鉻的焚化模擬過程中可以發現 ASPEN PLUS 的模擬結

果顯示鉻在高溫的焚化環境下大多形成 CrO2(s)及微量的 CrO2(g)

CrO2Cl2(g)和 CrO3(g)等而熱力平衡模式的模擬結果則顯示當進料含

有機氯時Cr2O3(s)為主要生成物種至於氯化物及氯氧化物的濃度皆

為少量當進料含無機氯時生成物種則以 Na2CrO4(s)為主而所添

加的氯原子大多與鈉及氫反應生成 NaCl(l)及 HCl(g)或更微量的 Cl2(g)

此外重金屬鉻焚化後所形成的化合物的相關文獻中皆認為在有機

氯存在的環境下 Cr2O3(s)為優勢物種因此可以推斷雖然 ASPEN

PLUS 在化工製程的應用上有極佳的評價但可能是因為其無機資料

庫的相關資料有限因而導致模擬結果有所誤差至於熱力平衡模

式由於本實驗室從事多年的焚化相關實驗及研究故建立了較完善

的焚化物種資料庫因而在此以熱力平衡模式的結果來加以探討

179

在實驗結果方面當進料添加有機氯時煙道氣中所含鉻化合物

濃度較添加無機氯時為高可能是因為 Na2CrO4(s)大多留在砂床中

因此降低鉻化合物在煙道中的濃度另外也發現無論進料中添加有

機或是無機氯煙道氣中鉻化合物的濃度隨溫度的變化不大由此可

知Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)在實驗操作溫度範圍內為穩定物種至於鉻

化合物的分佈比例由實驗結果中可以發現鉻化合物在煙道氣中的

總濃度較鉛鎘為低因為大多數的 Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)皆停留在砂

床中所以氣相的分佈比例也就相對的減少而文獻中(Morselli

1993)(Sarofim 1994)亦證實鉻化合物留滯於底灰的比例大約有

70~90

814 汞化合物

由 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果得知無論進料中添

加有機氯或是無機氯其生成的汞化合物中以 Hg(g)佔絕大多數

然而添加有機氯時所生成的氯化物雖量少但與添加無機氯所生成

的氯化物比較顯然大了許多因為添加無機氯氯與鈉的親和力遠

大於氯與汞因此氯化鈉成為此環境下的優勢物種而隨著溫度的

上升Hg(g)亦有些微增加的趨勢

從模擬結果中可以發現焚化所生成的汞化合物皆為氣相且其

180

為高揮發性不易因異相凝結或均相凝核而形成固相所以對煙道氣

中的汞化合物的控制較為困難

815 重金屬污染物的控制

綜合上述重金屬生成之特性可知除汞化合物外其餘三種重金

屬在焚化過程中隨煙道氣所排出之氣相化合物大多因溫度降低而

凝結成固相文獻中(Norton 1986)(Ontiveros 1989)(Wey 1998)曾指

出在煙道氣中揮發性較高的重金屬物質如AsCdCuNi

Pb 及 Zn 所形成的化合物在飛灰中的分佈是趨向於小粒徑的微粒

而沸點較高的鉻則平均分佈於飛灰中至於汞化合物由於其揮發

性較一般金屬高又不易凝結果於飛灰上所以大部份仍停留於氣相

中

因此欲降低焚化所排放的重金屬化合物的濃度除了積極地藉

由改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬的揮發外亦可在金

屬蒸氣尚未形成金屬微粒時由吸附劑與金屬微粒間之物理吸引捕捉

重屬蒸氣或消極地利用有效地捕捉煙道氣中的飛灰來達成降低重

金屬濃度的目的然而改善燃燒條件或藉由吸附冷凝作用來捕捉重

金屬所牽涉的層面甚廣也較為複雜因此一般而言對重金屬的

控制較著重於控制其微粒的排放

181

而對吸附重金屬微粒的控制通常採用傳統空氣污染防治設備的

方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚化廠乾式流程包

括乾式洗煙塔或半乾式洗煙塔與靜電集塵器或袋濾式集塵器之組

合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙塔與靜電集塵器

之組合從表 3-103-113-123-13 和 4-6 中數個國外的焚化廠及

表 4-5 國內 21 座焚化爐實際操作處理經驗觀之無論使用乾式或溼

式處理流程其對鉛及鎘的去除皆能符合表 2-9 中國內環保法規對新

設焚化爐的要求但對汞化合物的控制卻不然表 3-10 中的前六個

國外廠其重金屬化合物的控制端賴靜電集塵器因而汞化合物的排放

濃度遠超過法規標準的 03 mgNm3然而當粒狀物控制系統搭配吸

附劑噴灑系統使用其中在乾式處理流程中混入活性碳或 Na2S而

在溼式處理流程中則加入如 CuCl2的催化劑時汞化合物的排放濃度

大部份都能符合法規的要求

此外在乾式處理流程中袋濾式集塵器對汞化合物的去除效率

較靜電式集塵器佳因為加入的活性碳或 Na2S 能夠被截留在濾布

上增加其與廢氣的接觸時間亦提高與汞化合物的反應性

182

82 焚化過程中產生之酸性氣體

821 氯化氫

由實驗結果得知當進料中含有機氯時其生成的氯化氫濃度略

大於進料含無機氯者且根據 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示氯化

氫的濃度受溫度的影響甚小但依上節的討論結果若進料含有機氯

時重金屬易和氯離子反應生成金屬氯化物因此重金屬的含量會影

響氯化氫的生成濃度

822 二氧化硫

焚化過程中二氧化硫的生成乃因為廢棄物中含硫物質所致從實

驗中可以發現當進料中含有機氯時二氧化硫的濃度雖然隨溫度下

降而有降低的趨勢但從 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示二氧化硫

的濃度只受含硫量的影響而不受溫度過量空氣及含氯量等的影

響另外根據文獻(Verhulst 1996)(Chen 1997)(Chen 1998)中指出

在含硫系統中當焚化溫度約低於 700 時金屬硫酸鹽為主要物

種而當溫度高於 700 時含硫量的影響就逐漸減少因為此時

重金屬主要以氧化物的型式存在而在一般廢棄物的焚化過程中溫

度通常維持在 700 以上所以硫和金屬反應的可能性不大大部

份會與氧反應而生成二氧化硫因此重金屬的含量對二氧化硫生成的

183

影響不大

823 氮氧化物

焚化過程中所產生的氮氧化物一般可分為兩大類一是因所打入

空氣中的氮在高溫下與氧反應而產生的 Thermo-NOx通常在爐溫達

1000 以上才會大量產生另一為燃料中的氮因氧化所生成的

Fuel-NOx從本實驗結果得知當只開啟一次室時氮氧化物隨溫度

的變動不大其排放濃度約為 100 ppm但在開啟二次室時因局部

的高溫而導致 Thermo-NOx的產生同時因使用瓦斯作為輔助燃料

故 Fuel-NOx亦因此而產生

824 酸性氣體的控制

酸性氣體的控制通常使用鹼性吸附劑與其產生中和反應以達

到去除的目的在設備方面如第二章所述可分為乾式半乾式及溼

式洗滌塔等若單獨使用時溼式洗滌塔對二氧化硫的去除效率約可

達 90 以上而乾式及半乾式洗滌塔若搭配袋濾式集塵器使用亦

能達到 90 的去除效率另外從實驗結果及國內二十一座興建中

及運轉中焚化爐的相關資料中得知都市廢棄物焚化後未經控制前

所排放的二氧化硫濃度約介於 300~500 ppm 之間若其去除效率達

90 以上則其排放濃度可以符合國內法規標準的 80 ppm 以內

184

對氯化氫氣體的控制方面由於氯化氫易溶於水因此溼式洗滌

塔對其去除效果達 98 以上而乾式及半乾式洗滌塔若與袋濾式集

塵器搭配使用亦有 90 以上的去除效率同時由於袋濾式集塵

器的操作溫度約在 140~230 左右因此通常在煙道氣進入控制

器前會予以降溫處理若以煙氣洗滌塔(只噴水不含鹼性吸附劑)

作降溫處理則不僅能除去部份煙道氣中的粒狀物質亦能溶解其中

的氯化氫氣體同時也能降低後續之鹼性吸附劑的使用量

在氮氧化物方面從實驗中得知在開啟二次室的情況下氮氧化

物的排放濃度大約為 100 ppm若依實廠中二次室添加燃油的情形而

言由於燃油所含的氮成份為瓦斯的二十分之一以下(參見表 7-1)

因此所能生成的 Fuel-NOx 也極為有限而過去根據實廠的經驗氮

氧化物的排放濃度大多遠低於法規標準因此少有針對氮氧化物的控

制措施

而近年來由於民眾對生活環境品質的要求日益提升且法規標準

也日漸嚴苛所以部份新設的焚化廠在其廢氣控制系統中增加氮氧

化物的控制措施從表 4-5 中可知這些廠皆藉由選擇性無觸媒還原

法(SNCR)來控制氮氧化物的排放

185

83 焚化過程中產生之有機污染物

從實驗結果中可發現當只開一次室時隨爐溫的上升PAHs 量

有逐漸減少的趨勢而進料中含有機氯(PVC)時因 PVC 燃燒過程緩

慢所以雖然 PAHs 總量隨爐溫的上升而下降但所餘留者部份則轉

化成三環的 AcPyFlu 及 Ant

當啟動二次室時爐溫的上升對 PAHs 的去除效率影響較小

可能是因為大部份的 PAHs 在高溫下被破壞因而 PAHs 的總量無明

顯的變化而剩餘微量的 PAHs 其物種分佈主要受重金屬添加物的影

響在進料中含有機氯時因為鉛化合物的排放濃度偏低而鉻的催

化能力又遠大於鉛所以在此情況下PAHs 物種的生成受鉛化合物

的影響大多生成 PhAFluAPyr 及 B(a)A而當添加無機氯時

鉛化合物的排放濃度則大幅提高因而使 PAHs 物種受其影響而大多

轉化成 B(a)AChr 及 B(a)P

總體而言開啟二次室可以有效降低 PAHs 的排放濃度

186

84 污染防治設備組合之綜合評估

綜合以上各污染物在控制上的討論可知重金屬鉛鎘的控制藉

由一般的粒狀物控制設備(例如靜電式集塵器袋濾式集塵器)即

可獲致極佳的效果而汞的去除則必須搭配吸附劑噴灑系統(如活

性碳Na2S)或催化劑(如CuCl2)的使用方能達到有效的去除效果

而在酸性氣體的控制方面溼式乾式及半乾式洗滌塔對 HCl 及

SOx 的去除皆有卓越的效果但在使用(半)乾式處理流程時若能先

經滌氣塔去除部份的 HCl則可以減少後續鹼性吸附劑的使用量至

於 NOx的去除現今較為常用者為選擇性觸媒還原法(SCR)及選擇性

無觸媒還原法(SNCR)前者的去除率約 60~80 後者約 30~60

至於有機污染物的控制從實驗中可以發現當廢氣經過二次燃

燒室處理後有機污染物的濃度可大幅降低另外亦可藉由爐體的

操作使廢棄物能充份的燃燒減少不完全燃燒物的生成此外煙

道氣中加入活性碳不僅可以除去汞蒸氣亦可吸附微量的有機污染

物

然而控制設備的選擇不單是要求去除效率佳而必須同時考量其

設置成本及操作成本並在三者之間尋求一最佳之平衡但影響成本

估算的因素甚多除了廢氣處理量之外其它諸如匯率物價波動

等使得所需成本無法精確估算僅能就過去設廠的經驗作約略的估

187

算

就粒狀物控制設備而言最常被使用的是靜電式集塵器與袋濾式

集塵器二者的建造費用相近唯後者的操作費用較前者為高然而

近年來有學者指出靜電集塵器的操作溫度與 PCDDsPCDFs 從飛灰上

脫附的溫度相近易導致其脫附後有再合成現象(De Novo synthesis)

的產生因此靜電集塵器已逐漸不被新設的大型焚化廠所採用

而在酸性氣體洗滌塔部份如表 2-9 所示乾式半乾式及溼式

洗滌塔的建造費用比分別為 91015而操作維護費則是 81015由

此可知溼式洗滌塔的整體費用要比乾式及半乾式多另外NOx的去

除法中SCR 所需的設備成本大約是 SNCR 的 3~7 倍左右而操作

費用則相近

至於設備組合方面大約可分為乾式及溼式處理流程在乾式處

理流程中為了使鹼性吸附劑增加與廢氣的反應因此大多利用袋濾

式集塵器與(半)乾式洗滌塔搭配使用而溼式處理流程中因袋濾式

集塵器的耐溼性差故一般皆以靜電式集塵器和溼式洗滌塔為組合

但如前所述靜電式集塵器已逐漸被捨棄不用因此溼式處理流程

在新設焚化廠中已不復見在乾式處理流程中雖然乾式洗滌塔的建

造費用與操作維護費用比半乾式略低但其鹼性吸附劑的添加量卻比

半乾式多半乾式洗滌塔則往往因藥劑調配不當而造成噴嘴堵塞的

188

現象所以二者無論在成本或使用上各有其所長

85 總論

由本研究中可以了解焚化過程中所產生的污染物有各種重金

屬化合物粒狀污染物HClSO2NOx 及各種有機污染物等而

理想的控制設備組合是廢氣經能源回收後進入乾式或半乾式洗滌塔

中並噴入鹼性吸附劑及活性碳或 Na2S 以吸附酸性氣體微量的有

機化合物及汞蒸氣而後以袋濾式集塵器去除粒狀物及其上所附著的

重金屬化合物若需要進一步改善 NOx 的排放濃度可以考慮加裝

SCR 或 SNCR 的處理設備如此所排放的煙道氣中污染物濃度大致

可符合國內現有法規的標準且達低污染的焚化處理目標

189

86 對空污防治之重要成效

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐漸增加如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋埸之容量快速飽

和而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋埸的設立更

顯不易因此具有減量化資源化安定化及無害化的焚化處理已成

為地狹人稠的台灣地區廢棄物之主要處理方式

然而焚化處理雖具有多項優點但焚化過程中卻也產生有害空

氣污染物質所以污染物的控制成為焚化處理中極為重要的課題

研究中搜集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化操

作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與控

制效果及其影響因子等相關資料可供國內研究及焚化爐操作之參

考並模擬國內都市廢棄物之組成以實際實驗及電腦模擬徹底了解

焚化後污染物質的生成趨勢且在法規要求及成本的考量之下獲得

一本土化的焚化廢氣最佳化的控制技術以作為國內往後在焚化廠設

計及實際操作上參考之用

190

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205

206

附錄一

八十八年度空污費科技研發計畫(期中報告)審查意見表

評審意見 答覆1期中報告完成了電腦程式模擬實驗設備及實驗條件的規劃充分達成進度

1謝謝委員指教

2相關文獻的蒐集完整敘述頗有條理

2謝謝委員指教

3研究方法使用電腦模擬及模型實廠實驗驗證並將評估最佳化操作條件及有害空氣污染物的最佳控制條件符合原先規劃的內容

3謝謝委員指教

4 期中報告第四章評估廢氣控制設備之組合建議尚需一併考量其他廢氣成分(如戴奧辛)的控制方具有完整性及實質效益

4會遵照委員指示在期末報告第四章中加入戴奧辛控制資料

5 報告書撰寫文字流暢條理分明 5謝謝委員指教6 本報告文獻回顧內容翔實完整值 得肯定

6謝謝委員指教

7 模式模擬之基本假設條件為何此模式支出處為何均請於期中報告中加以說明

7會於期末報告中加以說明

8 實驗工作應即刻準備進行並於報告中說明重要操作條件

8會於期末報告中加以說明

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

207

附錄二

八十八年度空污費科技研發計畫(期末報告)審查意見表

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

評審意見

1未試垃圾焚化產生

有害空氣污染物之

有效控制方案實

驗室之模擬處理結

果至實用尚有一段

距離

2建議將模式模擬結

果與實廠採樣結果

加以比較以確認

模式之正確性

答覆

1本研究主要規劃收集國內外各種空氣污染

控制技術相關文獻實驗部份只針對污染物

排放濃度來探討若欲進一步探討有害空氣

污染物之有效控制方案則需針對實廠控制

設備來作理論及實驗上資料之收集與研

究以求實驗上之有效控制方案而文獻上

針對有效控制方案資料收集的結論已於期

末報告中第 83 頁中說明

2本實驗主要的目的是收集國內外各種空氣

污染控制技術之相關資料並藉由實驗室規

模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣有關實

廠採分析並不在本研究範圍之內且國內有

關實廠採樣結果的數據並不多(包含有機

物重金屬及酸性氣體等)而於有限的焚

化廢氣排放資料中並無法提供詳細的操作

條件(包括焚化爐熱損失確實進料組成

確實操作溫度及溫度分佈等)故無法與本

研究的模擬結果進行比較請諒察

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V

81 焚化過程中產生之重金屬污染物176811 鎘化合物176812 鉛化合物177813 鉻化合物178814 汞化合物179815 重金屬污染物的控制180

82 焚化過程中產生之酸性氣體182821 氯化氫182822 二氧化硫182823 氮氧化物183824 酸性氣體的控制183

83 焚化過程中產生之有機污染物18584 污染防治設備組合之綜合評估18685 總論18886 對空污防治之重要成效189

參考文獻190附錄一206附錄二207

VI

表目錄

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況 4表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定) 5表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定) 6表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐 8表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表 9表 1-6 時程規劃表 10表 2-1 焚化爐型式比較表 14表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料 16表 2-3 袋濾式集塵器資料表 18表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表 19表 2-5 乾式滌氣塔資料表 22表 2-6 濕式洗滌法 23表 2-7 半乾式滌氣塔 24表 2-8 各種不同控制設備之比較 25表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)25表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準 27表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準 28表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準 29表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998) 31表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較 33表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)34表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)35表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)36表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)39表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998) 40表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998) 41表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)42表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續） 43表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度 45表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例 46表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度 46表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例 48表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表 58表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料 65表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件 67表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較 69表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較 70表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997) 75表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料 75

VII

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)76表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料 78表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 79表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 80表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 81表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料 82表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成 85表 5-2 參數之變動範圍 85表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質 88表 5-4 HCOALGEN Option Codes 90表 5-5 程式中參數代表之定義 93表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件 114表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果 115表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果 116表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果 117表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果 118表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析 132表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析 132表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表 133表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表 133表 6-5 各試程之操作條件表 135表 7-1 常見燃料之成分分析表 158表 7-2 實驗結果數據表 174

VIII

圖目錄

圖 1-1 研究流程圖 9圖 2-1 焚化流程 11圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990） 37圖 5-1 模擬流程圖 87圖 5-2 廢棄物的物性模式 91圖 5-3 熱損失之副加程式 93圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響 95圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響 96圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響 97圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響 97圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響 98圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響 98圖 5-10 熱損失對爐溫的影響 100圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響 100圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響 101圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響 101圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響 102圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響 102圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 ) 103圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響 105圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響 105圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響 106圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響 106圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響 107圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響 109圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響 109圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響 110圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響 110圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響 111圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備 122圖 6-2 氯化氫採樣設備 123圖 6-3 煙道氣採樣設備 124圖 6-4 氣相重金屬採樣設備 125圖 6-5 有機污染物採樣設備 126圖 6-6 重金屬分析流程圖 137圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)140圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)141圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 141圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143

IX

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 144圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 147圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 148圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 148圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 150圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 151圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 152圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較 153圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 154圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 155圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較 156圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較 157圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 159圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 161圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 161圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 163圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 163圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 164圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 166圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 167圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 167圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 168圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 169圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 170

1

第一章 前言

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐年增加雖然隨著環保意識的抬頭垃圾減量與資源回收工作

也正如火如荼地推動中但每人每天仍平均製造出約 12 公斤(1995

年)的垃圾如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋場之容量快速飽和

而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋場的設立更顯不

易相對的應用焚化方式處理垃圾除了可以達到減量化資源化安

定化無害化等廢棄物清理之目標外其技術之開發已臻相當可靠之

地步且作業安全熱能又可回收利因此目前已成為地狹人稠的台

灣地區廢棄物之主要處理方式

自民國 73 年起政府開始推動大型垃圾焚化廠之興建計劃至民

國 82 年止共規劃了 21 座焚化廠並預計在民國 90 年前完工以解決

國內日益嚴重的垃圾問題目前這 21 座焚化廠的執行現況如表 1-1

所示此乃第一階段垃圾焚化廠興建計劃

前項計劃自推動以來因地方政府未能協調溝通民意排除民眾

抗爭以順利取得建廠用地致使建廠工作受阻影響年度預算執行

至鉅為加速推動垃圾焚化廠興建工程計畫故參考先進國家之經

驗以公有民營為過渡方式民有民營為終極目標利用民間力量參

與興建以減少政府財務及人力負擔表 1-2 及 1-3 即為民國 85 年核

定「鼓勵公民營機構興建營運垃圾焚化廠推動方案」以 BOO 或 BOT

的模式預定在台灣各縣市再興建 18 座垃圾焚化廠並分為兩梯次

第一梯次 8 個廠第二梯次 10 個廠此為第二階段垃圾焚化廠興建

計劃

2

另外部分離島地區水源特定區及特殊偏遠地區等區域因其

特殊地理位置無法參與上述資源回收焚化廠興建計劃或是區域性聯

合衛生埋場計畫而一般事業單位或醫療廢棄物也常利用小型焚化爐

來處理垃圾表 1-4 為國內運轉中的小型焚化爐處理廢棄物種類爐

型及廢氣處理系統之相關資料

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店樹林廠及台中市等六個廠其操作營運狀

況如表 1-5 所示由表中可知這五個廠處理垃圾之平均低位發熱量

皆高於當初設計的發熱量此乃因為近幾年來塑膠製品充斥市面以

致民眾消費習慣改變而其廢棄物中塑膠含量也隨之增加進而大幅

提高垃圾熱值增加爐體所能負荷的熱量如此也相對的降低了焚化

廠的處理量故政府不但一方面宣導民眾減量使用塑膠製品一方面

則加速推動垃圾分類制度以期有效回收垃圾中之有用資源並提昇

焚化廠的利用率

11 研究動機焚化處理雖為目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果

好並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物

病原性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱

交換將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當

不僅不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造

成環境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包

括有重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚

化爐中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之

氯硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫

3

酸及硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排

氣控制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等

揮發性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴

奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

12 研究目的焚化過程中爐體的設計操作條件與空氣污染防制設備的設計操

作對空氣污染物之控制效果有重大的影響但是國內目前對於這方面

之研究尚未完備故本研究將針對國內各焚化廠實地收集其垃圾組

成與焚化生成污染物特性與控制現況並收集國內外各種空氣污染控

制技術相關資料藉由實驗室規模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣了

解污染物排放及生成特性並配合法規限制及成本要求等評估各

種空氣污染控制技術之可行性與適用性提出本土化之焚化廢氣合適

之空氣污染物控制技術以提供國內各焚化廠操作建議或設計參考

13 預期目標1了解垃圾焚化產生有害空氣污染物國內外相關最新資訊及處理技

術

2了解垃圾焚化產生有害空氣污染物的成份及經濟可行性的控制方

法

3獲得本土化的垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

4

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況

主辦機關

廠 別 規模TTD

顧問機關

承攬廠商

合作廠商

現 況完工日期

備 註

臺北市內湖 900 已完工運轉中 810124 公有公營

臺北市木柵 1500日本田熊(TAKUMA)

已完工運轉中 830721 公有公營臺北市環保局

臺北市北投 1800

中興顧問日本丸紅(HITACHI)

已完工運轉中 8706 公有公營

高雄市中區 900 中華顧問 東帝士 德國 DBA 已完工運轉中 8710 公有公營高雄市環保局 高雄市南區 1800 中興顧問

中鼎工程公司

德國Martin

施工中 8902 公有公營

臺中市 900日本鋼管

(NKK)已完工運轉中 840508

公有民營(達和公司)

嘉義市 300中興顧問

已完工運轉中 876公有民營(達和公司)

臺灣省環保處

臺南市 900 中華顧問中興電工 丹麥

Volund 已完工運轉中 8712 公有民營

臺北縣新店市 900 已完工運轉中 830528公有民營(中鼎公司)

臺北縣樹林鎮 1350慧能顧問

日本三菱(MHI) 已完工運轉中 840601

公有民營(達和公司)

臺北縣八里鄉 1350 施工中 8810 公有民營新竹市 900 慧能顧問 中興電工 丹麥

Volund 施工中 8804 公有民營

高雄縣仁武鄉 1350日本三菱中鼎工程

施工中 890326 公有民營

彰化縣溪州鄉 900中興顧問 日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 8909 公有民營

屏東縣崁頂鄉 900 中鼎工程日本穿崎重工(KHI)

遠東機械(技術合作)

施工中 890326 公有民營

臺中縣后里鄉 900 中興顧問日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 890326 公有民營

基隆市 600 中鼎工程 大潁 Steimuller 施工中 900618 公有民營宜蘭縣利澤 600 中興顧問 大潁 Steimuller 施工中 900318 公有民營

臺南市永康市 900 中鼎工程 施工中 9108 公有民營嘉義鹿草鄉 900 施工中 9012 公有民營

環保署

高雄縣岡山鎮 1350 中興顧問 中鋼 TAKUMA 施工中 9004 公有民營合 計 21900

資料來源環保署全球資訊網

5

表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址 服務範圍噸 數(噸日)

桃園縣 BOO中壢市平鎮市大溪鄉楊梅鎮觀音鄉新屋鄉蘆竹鄉大園鄉龍潭鄉

1200

新竹縣 BOO 竹北市芎林鄉湖口鄉新埔鎮新豐鄉 300

苗栗縣 BOT 竹南鎮

苗栗市苑裡鄉頭份鎮後龍鎮通霄鎮卓蘭鎮公館鄉大湖鄉銅鑼鄉南庄鄉頭屋鄉三義鄉西湖鄉三灣鄉造橋鄉獅潭鄉泰安鄉竹南鎮

500

台中縣 BOT 烏日鄉 大里市太平鄉烏日鄉霧峰鄉 600

南投縣 BOO南投市名間鄉仁愛鄉國性鄉魚池鄉集集鎮竹山鎮埔里鎮草屯鎮鹿谷鄉中寮鄉水里鄉信義鄉

500

彰化縣 BOO彰化市和美鎮伸港鄉線西鄉鹿港鎮大城鄉花壇鄉秀水鄉福興鄉埔鹽鄉芳苑鄉大村鄉芬園鄉

800

雲林縣 BOO斗六市斗南鎮虎尾鎮土庫鎮西螺鎮莿桐鄉林內鄉大 鄉古坑鄉

300

台東縣 BOO台東市成功鎮關山鎮路野鄉池上鄉東河鎮金峰鄉達仁鄉太麻里鄉

300

總 計 4500資料來源環保署全球資訊網

6

表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址服 務範 圍

噸 數(噸日)

台北縣 BOT 汐止鎮 汐止鎮萬里鄉 300桃園縣 BOO 中壢市楊梅鎮等 700台中市 BOO 台中市(東區北區北屯區) 600台中縣 BOT 大安鄉 大甲鎮大安鄉清水鎮 300台中縣 BOO 沙鹿鎮梧棲鎮龍井鄉大肚鄉 400

彰化縣 BOO員林鎮社頭鄉永靖鄉埔心鄉大村鄉芬園鄉

300

雲林縣 BOO台西鄉東勢鄉四湖鄉口湖鄉水林鄉褒忠鄉崙背鄉元長鄉北港鎮麥寮鄉

300

台南縣 BOT 七股鄉

新營市鹽水鎮柳營鄉六甲鄉後壁鄉白河鎮東山鄉佳里鎮西港鄉七股鄉北門鄉學甲鎮麻豆鎮下營鄉官田鄉大內鄉將軍鄉

600

花蓮縣 BOT 花蓮市土安鄉新城鄉壽豐鄉秀林鄉 300

澎湖縣尚未決定

尚未決定 200

總 計 4000資料來源環保署全球資訊網

14 研究方法本研究之執行可分為以下三個部分

第一部份蒐集國內外垃圾焚化產生有害空氣污染特性及處理方法

可再細分成四個部份

(1)蒐集國內外垃圾焚化廠設備規模及處理概況

(2)蒐集國內外垃圾焚化廠空氣污染物生成特性及控制設備效果

(3)蒐集文獻中廢棄物焚化廢氣中污染物特性相關研究

(4)蒐集空氣污染防治設備操作特性與控制效果及其影響因子相關資

料

第二部份以實驗模擬垃圾焚化產生的有害空氣污染物並實際分析

各種空氣污染物之濃度及特性

第三部份以 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式模擬都市廢棄物在不同

7

的焚化操作條件下所可能產生的污染物種

綜合第一部份所收集之相關資料與實驗及模擬分析結果考慮投入總

成本法規的要求降低焚化產生有害空氣污染物的排放程度提出

本土化焚化廢氣最佳化的控制技術圖 1-1 為本研究流程圖

8

表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐

所在地 爐型 開始運轉時間 廢棄物種類 廢氣處理系統太魯閣關原焚

化爐固定床 民國 85 年 一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器

東北角風景區焚化爐

機械式爐床 民國 83 年 一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器彰化縣和美

鎮伸港鄉線西鄉合建垃圾

焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式吸收塔+靜電集塵器

桃園平鎮垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式除酸+袋

式集塵器中正機場三號

焚化爐混燒式機械爐

床民國 82 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(濕式)

泰安休息站垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 80 年 一般垃圾 濕式水洗

高雄國際機場焚化爐

混燒式機械爐床

民國 79 年 機場一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中正機場二號

焚化爐批次式固定爐

床民國 71 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(乾式)

陸軍兵工整備中心焚化爐

批次式固定爐床

民國 83 年 一般垃圾 濕式水洗

ICI 觀音廠焚化廠

旋轉窯焚化爐 民國 80 年事業廢棄物乾燥生物污泥

濕式水洗

台中榮民總醫院焚化爐

控氣式焚化爐 民國 82 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式水洗

台北榮民總醫院焚化爐

批次脈動爐床 民國 81 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中美和林園廠

焚化爐環式流體化床

焚化爐事業廢棄物生

物污泥濕式水洗

陽明山國家公園焚化爐

機械脈動爐 民國 81 年 一般垃圾 濕式水洗

中油大林廠焚化爐

氣泡式流體化床焚化爐

事業廢棄物油泥生物污泥

濕式水洗

資料來源工研院能資所1998EPA-87-FA41-03-17

9

表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表

焚化廠別

焚化量焚化率（噸） （）

灰渣量（噸）

發電量（萬度）

售電量（）

平均低位發熱量設計發熱量

（仟卡公斤）

廢氣排放情形（註）

內湖 5217227 945 15 228 18241350符合排放標準

木柵 20002523 3751 277 548 19881600符合排放標準

新店 22817994 5027 982 768 18421548符合排放標準

樹林 33753981 7629 1504 807 20031548符合排放標準

台中市 18909824 3935 692 755 19831500符合排放標準

資料來源環保署全球資訊網

一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

文獻國內外焚化廠處理現況及控制技術等相關資料的搜集

電腦模擬模擬實驗操作變因一次室爐溫二次室爐溫

含氯物種(PVCNaCl)

ASPEN PLUS軟體模擬操作變因過量空氣量熱損失廢棄物熱值含硫量含氯量

熱力平衡模式操作變因

爐溫含有機氯含無機氯

分析項目重金屬(PbCdCr)

粒狀污染物酸性氣體(SO2HClNOx )

有機污染物(PAHs)

探討在各操作條件下各污染物種的生成情況

評估各種控制技術對污染物的去除效率

在去除效率及成本的考量下尋求一最佳的控制技術

圖 1-1 研究流程圖

10

15 研究時程規劃本研究所安排之時程規劃如表 1-6 所示實際之進度與表所示符

合

表 1-6 時程規劃表 月 次

工作項目

第 1 月

第2 月

第3 月

第4 月

第5 月

第6 月

第7 月

第8 月

第9 月

第10月

第11 月

第12 月

備 註

相關文獻資料收集 符合進度

軟體模擬 符合進度

實驗準備 符合進度

實驗進行 符合進度

數據分析及整理 符合進度

期中報告 符合進度

期末報告 符合進度

預定進度累計百分比

11

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制

21 焚化流程

焚化的處理流程大致可分為廢棄物前處理燃燒及污染物控制

等三個階段如圖 2-1 所示

211廢棄物前處理

前處理的目的有三即(1)增進營運效率(2)回收可用物質(3)

回收轉化物或能源而前處理技術則包括(1)破碎(減小垃圾的尺寸)

(2)壓縮(減小垃圾的體積)(3)分選(分類篩選以利回收或處理)(4)

乾燥(減少水分以利燃燒)

212燃燒機械床 急冷式 靜電集塵

流體化床 廢熱鍋爐 袋式集塵

旋轉窯 熱水回收 旋風集塵

液體噴注式 濕式洗滌塔

高溫熔爐 乾式洗滌塔

半乾式洗滌塔

排煙

廢棄物

參考資料劉(1995)魏(1996)張(1997)

圖 2-1 焚化流程

混合破碎

燃燒室

排氣冷卻或熱回收

粉酸有重塵氣機金去去物屬除除去去 除除

煙囪

灰渣處理(含重金屬)

12

焚化爐為焚化系統的核心設備亦是廢棄物處理的主要設施而

燃燒室型態的選擇主要決定於廢棄物的物理性質及灰份一般可略分

為五大類型(1)機械爐床式焚化爐(2)流體化床式焚化爐(3)旋轉

窯焚化爐(4)液體噴注式焚化爐(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996)以

下就這五種分述之

(1)機械爐床式焚化爐

機械爐床式焚化爐一般是以多種爐條構成經由爐條反覆運轉而帶動

垃圾使之前進並達到混合與均勻攪拌的目的而在垃圾進入燃燒段

前通常會先經過乾燥區充份乾燥以降低垃圾含水率並提高其熱

值之後進入高溫燃燒段未完全燃燒的垃圾則再經後燃燒段以使

反應更完全一般大型焚化爐均採此型

(2)流體化床式焚化爐

流體化床焚化爐即是指廢棄物在流體化床中像流體般地被攪拌混合

而燃燒完全後才排放在此通常以砂床中的砂石為流體化介質因為

砂石具有高熱容量能蓄積大量的熱能而在流體化的過程中充份地

與廢棄物接觸並將能量傳輸給廢棄物因此其熱傳效率佳溫度

分非常平均不僅燃燒可以完全所需焚化銷燬的溫度也可降低此

外若燃料或廢棄物中含硫氯等元素則可將粒狀石灰噴入爐內直

接中和硫氧化物及氯化氫等酸氣因此可省略排氣處理系統中酸氣去

除部份

(3)旋轉窯焚化爐

一般旋窯焚化爐在旋窯後端裝置一個二次燃燒室以確保燃燒完全

它包括旋轉窯爐體緊急排放煙囪二次燃燒室污染防治設施誘

13

引抽風機及排放煙囪等旋轉窯的主要功用是熱解氣化及燃燒廢棄

物中的可燃份不可燃的灰渣則經由旋轉窯的轉動移向排灰口排出

二次燃燒室則是將一次室所排出的廢氣在高溫下再次氧化使其燃燒

更完全

(4) 液體噴注式焚化爐

液體噴注式焚化爐是最常見之有害廢棄物焚化爐凡是流動性的廢

液泥漿及污泥皆可用它銷燬高熱值廢液可直接由燃燒器噴入爐內

直接焚化廢水及低熱值廢液則必須輔以燃料以提供維持適當溫度

所需的最低熱量燃燒器噴出的火焰和廢液噴出的位置及方向可以調

整以達最佳焚化效果

(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996章 1993)

跟其他焚化爐比較高溫熔渣焚化爐能處理含有少量不可燃的廢棄

物經處理過後的廢棄物可燃的被焚化不可燃的被熔化最後形

成像一個陶瓷般的不可熔物質主燃燒室溫度控制在 1400 以上

因此廢棄物中的惰性物質除高熔點的金屬及其化合物外皆呈熔融狀

態而獲較完全的焚化同時凝結後的熔渣形成較大顆粒而將重金屬

化合物包容於其中其透水性低呈較穩定狀態且熔渣會在爐窯內

壁上形成一保護層可延長耐火磚壽命但亦容易造成溫度控制不

當使爐體出口附著不同形狀之礦渣而造成阻塞

五種爐型的比較請參見表 2-1

14

表 2-1 焚化爐型式比較表焚化爐形式 操作溫度範

圍滯留時間 優點 缺點

液體噴注式 650-1600 01-2 秒 1 可以焚化的有害廢液種類相當廣泛2 爐內氣體混合度高燃燒效率佳不須除灰

系統3 燃料流量改變時溫度反應快速4 活動配件最少5 維護費用低造價低操作人力少

1 只適用於可由燃燒去噴嘴物化的廢液2 燃燒器易被雜質堵塞3 限於處理黏滯度小於 750ＳＳＵ之廢液

旋轉窯式 820-1600 氣液體 1-3 秒固體 05-2 小時

1 滯留時間長且可藉轉速控制2 可處理大部分固體及液體有害廢棄物（包括

ＰＣＢs）3 可分別處理廢液及固體廢棄物4 可連續除灰5 進料不需前處理或預熱可處理體積較大的

容器6 自動排灰不影響燃燒效率

1 建造費用高昂2 維護費用較高3 操作溫度高需常翻修耐火磚4 灰渣可能溶融結塊5 過剩空氣量需求高排氣粉塵量較高6 啟動點燃後需一段時間才能操作溫度且熱效

率低

流體化床式 450-980 氣液體 1-2 秒固體 10 分鐘-2 小時

1 接觸表面積大傳熱快燃燒效率提高2 可處理可燃性固體液體廢棄物3 內部可動零件不多操作費用低4 進料速率變化對系統影響較小5 可處理含水高的廢棄物6 爐內同時完成焚化與除酸兩種功能7 操作溫度低燃料費低8 過剩空氣量小排氣量少

1 由流體化床中除去殘留物較不易2 大型廢棄物需作前處理3 流體化介質可能衝蝕爐床材料4 操作溫度小於 1100（砂的熔點）5 排氣粉塵量較高6 進料速度不穩或空氣分配不均會造成流體化分散

不佳致爐溫不穩定

機械爐床式 1 使垃圾移動過程攪拌均勻2 技術成熟二次公害可有效控制3 處理流程單純

1 單位面積爐除焚化率較低2 混燒後灰燼中可回收之金屬價值較低

參考資料章(1993)張(1991)魏(1996)

15

213污染物控制

雖然焚化具有多項優點但焚化後所產生的燃燒氣體中除了無害

的二氧化碳及水蒸氣外還含有許多污染物質必須加以適當的處

理以避免造成二次公害危害人體健康及自然環境故污染控制在

焚化過程中實屬一重要課題

空氣污染控制設備中較常見者為旋風集塵器袋式集塵器靜

電集塵器濕式洗滌塔半乾式洗滌塔乾式洗滌塔及活性碳吸附塔

本節將針對這些控制設備做詳細之介紹至於相互間的配對使用則

將在下節中討論

(1) 旋風集塵器

旋風集塵器是一種低成本且常見的集塵設備尤其是作為初級除

塵它主要由一圓柱筒構成其下端縮成圓錐形係利用強制渦流所

產生之離心力及重力沉降作用將廢氣中粒狀污染物去除含塵粒之氣

體由一處或多處以切線方向吹入圓筒中在圓筒內旋轉其中塵粒因

受離心力之作用拋向器壁沿器壁而下被導入集塵筒中而清淨之

氣體則從圓筒中央之開口逸出旋風集塵器之除塵效率約 65~80

去除粒子大小在 3~100 microm 範圍但僅對於 10 microm 以上之粒狀污染物

較有效(張1997)故通常僅用來作為高效率集塵器之前處理設備表

2-2 為旋風集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

16

表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 去除率

總去除率是各類粒徑大

小的加權平均

2 壓損

壓力損失一般控制於

30~100mm 水柱高

1 對大粒粉塵去除有效粒徑 30microm

以上達 99去除率粒徑小於

5microm 以下去除率不到 50

2 總去除率ηt

ηt=Σηjmj

3 去除率的增加與廢棄流量密度

變化塵粒濃度成正比與廢氣

的黏滯性成反比

優點

1 造價低

2 適用於高溫環境

3 由於沒有可動零件維修

費用低

缺點

1 效率低(尤其是對非常小

的塵粒)

2 操作費用高(由於壓損高

的緣故)

結論適用於初級除塵保護下

游之濾袋集塵設備或

減低負荷

1 一般而言旋風集塵器

的費用為濾袋式集塵

器靜電集塵器等的十

分之一

2 購置費用決定於塵粒

的去除率處理的廢氣

量壓損及附屬設備

參考資料章 (1993)張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)

17

(2) 袋式集塵器

袋式集塵器是工業上常用以收集微粒的方法之一主要的設計是

將含塵粒的氣流從底部進入圓筒形濾袋在通過濾料的孔隙時藉由

慣性衝擊直接攔截和擴散三種捕捉機制將粉塵捕集於濾料上透過

濾料的清潔氣體由排出口排出而附著於過濾層上的粒狀物再定時以

振動氣流逆洗或脈動沖洗等方式清除之一般而言其去除粒子大

小在 005~20 microm 範圍壓力降在 100~200 mmH2O 左右集塵效率可

達 99 以上(張1997)因此普遍使用於基本金屬水泥石灰化

學食品製藥等工業及都市垃圾焚化爐排氣處理系統中另外在

袋式集塵器前通常設有噴淋塔或急冷設備以避免高溫物質導致濾布

起火燃燒表 2-3 為袋濾式集塵器收集效率優缺點及設備費用之相

關資料

(3) 靜電集塵器

靜電集塵器能有效去除工業排氣中所含的粉塵及煙霧它對於氣

體流動的阻力小能量使用低並且可以同時收集大形及小形粉塵粒

子因此它的用途很廣是水泥及發電廠排氣飛灰去除的主要設備

主要是利用高壓負極產生電暈作用放出電力使通過之廢氣氣體分

子電離廢氣內之塵粒遂帶有負荷電再由集塵器之正極板吸著並中

和經過一段時間後經捶擊極板使附著於極板上之塵粒掉落於集塵

漏斗內去除之去除粒子大小在 005~20 microm 範圍壓力降在 10~20

mmH2O 左右(張1997)去除效率在 90~995 間一般可達 95 以

上表 2-4 為靜電集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

18

表 2-3 袋濾式集塵器資料表操作條件 去除效率 大約價格 優缺點1 溫度範圍一般濾袋耐熱約 140 ~ 230 (玻璃纖維 300 四氯乙烯280 ) 操 作 溫 度 範圍140-170

2 粉塵特性大小分配及含量3 壓差100-200 mmH2O4 氣布比(cm2seccm2)振動式1~31逆洗式05~21脈衝式25~751

5 排氣成份及含量6 濕度7 氣體流速

1 粒狀物98 以上2 部份 SOX15~20

1投資費用700 萬(設計 55 噸燃煤鍋爐廢氣處理量100000Nm3hr)

2操作與維護費用(萬年)人工54 萬電力1548 萬濾袋84 萬維護8784 萬總計38064 萬

優點1 去除效率高2 建造維修及操作成本中等3 自動化操作4 回收有用微粒5 濾餅(Filtrate Cake)形成有助去除效率之提昇

缺點1 廢氣溫度不能太高2 潮濕或黏性不適用3 粒狀物成份及水份對濾布有影響4 濾布汰換成本高5 濾餅形成壓差上升

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

19

表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用 備註ESP 集塵機制主要如下1電場與電暈電流的產生2塵粒的帶電3塵粒的收集4塵粒的移除ESP 典型之設計參數範圍集塵速率 10~10 mmin寬度 15~40 cmSCA( 集 塵 板 氣 體 流 量 ) 025~21 (m2m3min)長高比(LH) 05~20氣體流速 12~25 ms停留時間 2~10 sec去除效率 80~999 收集板間距 20~28 cm電暈電力需求 175~175 W(m3min)氣體溫度 370(一般) 705(特製)塵粒粒徑 gt005 microm

去 除 效 率η=1-exp(-AtimesWeQ)理論去除效率可由集塵速度集塵面積及氣體流量來決定但由於此公式已做了相當多的理想化假設所致因而需加以修正一般以等效率漂移速度來取代以符合實際運轉

ESP 之長高比與集塵效率之關係05~06 le980 10~11 98 ~99 11~13 991~99413~15 995~99715~20 ge998

優點1對粒徑大於 1 microm 以上之粒狀污染物可達到很高集塵效率

2操作溫度範圍大(90~425 )3可以處理大量之氣體4操作及維護成本低5廢氣之壓力損失較小6使用壽命長缺點1集塵效果受進氣條件變化影響較大

2對比電阻過高或過低之粉塵甚難收集

3建造費高及佔地面積大4影響效率之因素多故不易排除故障

5在高去除率操作階段欲提升一點去除率需花費很多電流在經濟上很不划算

決定其漂移速度應達到的收集效率及氣體的進流量而可推估出集塵板面積如此則概略可知靜電集塵器尺寸及費用

1使用 ESP 時可在煙氣中加入些化學調節劑可改變煙氣的組成及塵粒的電阻率如此可改善 ESP之集塵效率

2ESP 十餘年前在焚化廠中常與洗滌塔搭配使用但由於不易去除極細小之重金屬及 PCCDs且若通過 ESP 之廢氣溫度不當時 PCCDs 常可能有再合成現象因此 ESP 已漸不被新設計的大型垃圾焚化廠採用

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

20

(4) 乾式洗滌法

乾式洗滌法(dry sorbent injectionDSI)係將鹼性固體粉末(鈣鈉基

吸收劑)直接藉壓縮空氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接

觸而達到中和去除的目的通常需先加一個冷卻塔在前面以降低廢氣

溫度提高去除效率但由於固相與氣相的接觸時間與反應面積有限

且質傳效果不佳故通常需要添加化學反應劑量的 3~4 倍固體停留

時間至少需 1 秒以上乾式洗煙法單獨使用時的去除效率並不高故

常藉由後接的濾袋集塵器進行二次反應以達到排放標準有時會在吸

收劑中加入活性碳粉末以提高汞的去除率為目前垃圾焚化廠典型的

空氣污染物去除流程表 2-5 為乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

(5) 濕式洗滌法

濕式洗煙法(Wet Scrubber)通常接於靜電集塵器或袋濾式集塵器

之後於粒狀物質被去除後再進入濕式洗煙塔與鹼性藥劑反應以

降低所產生的污泥量可用的鹼性藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2 雖

然苛性鈉較消石灰為貴但其去除效率較佳用量較少且不會因

pH 值調節不當而產生管線結垢等問題故一般設計多採用 NaOH 溶

液作為酸性中和劑首先需噴入足量的液體使廢氣溫度降至飽和再

與噴入的鹼性藥劑於塔內之填充材料(packing)表面進行中和作用而

達到去除的目的由於填充材提供廣大的接觸面積所以在藥劑的使

用上極為節省而若整個系統採循環方式設計則更可節省鹼性藥劑

的使用量及廢水的排放量表 2-6 為濕式洗滌法操作條件去除效率

及設備費用之相關資料

21

(6) 半乾式洗滌法

半乾式洗煙法(semi-dry Scrubber 或 spray dryer adsorption SDA)

係將泥漿狀鹼性吸收劑經由高速旋轉霧化器(Atomizer)之 Disc 分為細

小微粒後自塔頂噴入與煙道氣中的酸性氣體充分接觸並產生中和作

用而將氣體污染物去除由於噴入的泥漿乳劑本身含部份水份具降

溫作用故不需加裝冷卻塔同時此微量水份在塔內高下可被蒸發

所以同時也無濕式的廢水問題其酸氣去除效果較乾式洗滌塔佳但

若單獨使用時對酸性氣體的去除率約在 80~90 間若其後再接袋

濾式集塵器則可提供未反應藥劑二次反應的機會則整個系統對酸氣

的去除率可達 98 以上唯易發生管路阻塞問題必須定期清洗

且其操作控制不易表 2-7 為半乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

表 2-8 為各種控制設備之效率比較表其中旋風式集塵器袋濾

式集塵器靜電式集塵器三者之去除率乃對粒狀物而言表 2-9 為酸

性氣體洗滌塔之特性功能比較表

22

表 2-5 乾式滌氣塔資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 用鹼性消石灰粉與酸

性廢氣充分接觸而達

到中和及去除目的

2 滌氣塔的流程前面

需要先加冷卻水塔

使溫度降低至 150

去除率

1 HCl 去除率為 60 若配合袋

濾式集塵器可達 95

2 SOx 去除率為 30

優點

1 設備簡單

2 維修容易

3 造價便宜

4 消石灰輸送管現不易阻塞

5 用水消耗少

缺點

1整體去除率較半乾式濕式低

2藥劑的消耗量大

3產生的反應物及未反應物量多

初設費 低

操作費 低

參考資料章 (1993)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

23

表 2-6 濕式洗滌法

操作條件 去除效率 大約費用 優缺點 備註

石灰與石灰石法煙氣脫硫的典型操作條

件

CaCO3 CaO

煙氣中 SO2濃度(ppm) 4000 4000

漿液固體含量() 12 12

漿液 pH 值 75 56

鈣硫比 11 13

液氣比(lm3 煙氣) 82 82

氣體速度(ms) 24 24

SO2 脫除率() 95 75

1文式洗滌氣塔去除

效率約在 50 至

70 無法達到 99

的酸氣去除效

率

1投資費用以通

氣量 280m3min

為例依國外資

料推估主要設

備費用約 220 萬

元

2操作與推廣費

用 操作費用依

使用之洗滌劑

不同而有所差

異一般需要的

年費約數十萬

元

優點

使用較多量的水可以防

止易燃物質著火並且具

吸收腐蝕性酸氣的功能

去除酸性氣體的去除效率

高並附帶有去除高揮發

性重金屬物質的潛力

缺點

1因需使用大量的水故會

有二次污染廢水的問題

2造價高

3用電量大

濕式洗滌法使用的設備有

填充塔噴霧塔泡罩塔

文式洗滌器等其相關技

術比較如下

1填充塔氣液接觸效果最

佳但壓力降較噴霧塔為

大

2文式洗滌塔對去除粒狀

污染物有很大功效對氣

狀污染物則較差

3填充式滌氣塔是焚化系

統中使用最普遍的濕式

滌氣塔參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)郝 (1993)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

24

表 2-7 半乾式滌氣塔操作條件 去除效率 優缺點 大約價格

1 利用高速旋轉霧化器(14000 rpm)噴出極細顆粒之石灰乳液與廢氣中之 HCl 反應

2 石灰乳液應先過濾其顆粒應低於 10-1 mm 以免阻塞霧化器之管路

3 消石灰溶解後注入泵輸送至上部貯槽加裝 MIXER以防凝結沉澱並設迴流管使其循環

4 石灰乳液注入開度計與 HCl 分析儀以隨 HCl 濃度變化增減開度注入量

5 為半乾式反應石灰乳液的濃度控制在 3-5

6 反應後之顆粒會附著在反應室之壁上以 AIR KNOCKER 敲擊使其掉落後以 Conveyor 輸送

1單獨用90 2配合乾式除塵設備

HCl98 SOx90 Ps以袋濾集塵器為佳因可提供反應劑在濾布表面進行二次反應

優點1購造簡單投資低2壓差低下游抽風機容量與能源使用量均低

3乳劑水份可完全蒸發無廢水處理問題4操作溫度高於氣體飽和溫度無排氣白煙問題

缺點噴嘴易堵塞反應室內壁易為固體化學物質附著及堆積

1投資費用 600 萬元操作時間 5000 小時年

2操作與維護費用(年)人工 60 萬元水電 24 萬元化學藥品 15 萬元維護 20 萬元

3總計 719 萬元

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

25

表 2-8 各種不同控制設備之比較控制設備 去除效率旋風集塵器 65~80 袋濾式集塵器 99 以上靜電式集塵器 90~95 一般可達 95以上濕式滌氣塔 HCl98 SO290 乾式滌氣塔 HCl50 SO230 半乾式滌氣塔 HCl90

參考資料張(1991)張(1997)Cooper(1996)郝(1993)全球資訊網mdash 環保技術資料

表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)去 除 效 率

單 項洗 滌 塔

型 式HCl SO2

配合袋濾

式集塵器

對重金屬及

戴奧辛之去

除率

藥 劑 消

耗 量

用 電

消 耗

用 水

消 耗

反 應

物 量廢水量

建 造

費 用

操 作 維

護 費 用

使 用

實 績

乾式 gt50 lt50 95 不佳須利

用其它設備120 80 100 120 -- 90 80 成熟

半乾式 gt90 gt80 98 佳但須利

用其它設備100 100 100 100 -- 100 100 成熟

溼式 95~99 gt85 -- 最佳 100 150 150 -- 100 150 150 成熟

26

22 廢氣排放標準

焚化過程中雖有污染物控制設備控制著污染物的排放但不論

其去除效率如何污染物質勢難完全除去所以須有一標準以茲遵

循故我國環保署於民國八十一年公告「廢棄物焚化爐空氣污染物排

放標準」其中又分為一般廢棄物及事業廢棄物的排放標準且依既

存與新設以及處理量之不同分別定訂不透光率粒狀污染物硫氧

化物氮氧化物氯化氫一氧化碳鉛及其化合物鎘及其化合物

汞及其化合物等排放標準如表 2-10 以上之測值皆以小時平均值

為準其中一氧化碳的測值主要是用來計算其燃燒效率因為法規

中另訂有不同物質所應達到之燃燒效率此外在不完全燃燒的情況

下易使有機化合物(如戴奧辛)大量生成故一般的標準是一氧化碳

濃度小於 70 ppmv

表 2-11 為民國 86 年環保署修正排放標準時也同時公佈戴奧辛

及夫喃排放標準之相關資料由於戴奧辛夫喃有多種同分異構物

其毒性強度目前多採用換算係數換算成具有最高毒性物種

(2378TCDD)之強度基準(係數為 10)其他衍生物則按其相對毒性

強度以小數表示(以 ngNm3ngkg或 ngl 表示)(張1997)

過去世界各國對毒性當量係數的認定有所出入分別採用不同的

標準(如 Eadon 82USEPA 85NordieBGA 等)故造成各衍生物

濃度同但換算後毒性當量濃度卻不同之困擾惟目前已逐漸協調統

一並以 NATO(即 I-TEF)International 之毒性當量係數作為世界性

之換算標準毒性當量濃度則以 I-TEQ 或 I-TEF 表示

至於世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準及戴奧辛的管制

標準則分別詳列於表 2-12 中以供參考比較

27

表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準（811130 訂定發佈）（860806 修正）

類別

項目

處理量 2 公噸小時（不含）以下之新設或既存焚

化爐

處理量 2-10 公噸小時之既存或新

設焚化爐

處理量10公噸小時（含）以上之既存焚化爐

處理量 10 公噸小時（含）以上之新設焚化爐

不透光率（） 20 20 20 20

粒狀污染物mgNm3 200

依排氣量換算Ｃ﹦13642Ｑ-0368

硫氧化物ppm(以ＳＯ2)

300 220 150 80

氮氧化物ppm(以ＮＯ2)

250 220 220 180

氯化氫ppm

60 60 60 40

一氧化碳ppm

350 350 150 120

鉛及化合物ngNm3 7 3 3 2

鎘及化合物mgNm3 - 07 05 03

汞及化合物mgNm3 - 07 05 03

其它污染物 依相關規定標準值一鉛鎘汞及其化合物之標準值含固氣相二依公式 C=13642Q-0368 所得 C 值如大於 220 時以 220 訂為容許

排放值三一氧化碳標準值為一小時動平均值四各項污染物之排放標準值除另有規定外係指測定方法中所規範

之採樣時間平均值五各項污染物之測定如採自動連續測定法除另有規定外以一

小時平均值為標準值六同一廠區內如同時有數座焚化設備則以各焚化設備處理量之總

和作為適法依據 資料來源環保署全球資訊網

28

表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準

（860806）

處理量 10 公噸小時以上（含）或設計總處理量 300 公噸日以上（含）類別

項目 既存焚化爐 新設焚化爐

戴奧辛ng-TEQNm3 10 01

校正公式

1

Ｃ﹦ SS

CO

timesminusminus

211121

2

Ｃ﹦ SS

COE

Etimes

minusminus11

（空氣含氧量超過於 21以上）

資料來源環保署全球資訊網

29

表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準項目 美國 法國 西德 義大利 瑞士 瑞典 奧地利 丹麥 荷蘭 比利時 捷克 日本 英國 歐洲共

同體校正基準(VolO2) 10 10 10 10 10 10 11 10 10 10 10 10 10 10

公告時間 1995 1991 1990 1994 1992 1994 1994 1993 1994 1993 1991 1994 1994粒狀物(mgNm3dry) 19 33 11 11 11 11 20 11 6 11 33 24 11 11

SOx(ppm dry) 30 116 19 19 19 19 100 19 15 19 116 - 19 19NOx(ppm dry) 118 - 108 107 70 107 200 107 37 107 187 306 107 107HCl(ppm dry) 23 34 7 7 14 7 15 7 7 7 20 526 7 7

HF(mgNm3dry) - 22 11 11 2 11 07 11 11 11 22 - 11 11CO(ppm dry) 78 132 44 44 44 44 50 44 44 44 88 61 44 44

Pb(mgNm3dry) 016 - - 06 11 06 06 - 06 55 - 06 06Cd(mgNm3dry) 0016 - 011 006 011 006 005 006 006 006 - - 006 006Hg(mgNm3dry) 006 - 011 006 011 006 005 006 006 006 022 - 006 006戴奧辛毒性當量

2378-TCDDTEQ ngNm3 (11O2)

91 - 01 01 -- 01 01 01 01 01 - - 01 01

參考資料環保署全球資訊網司(1998)孫中興工程 41 期Hartenstein amp Horvay (1994)

30

第三章 廢氣中污染物之型態

廢棄物焚化處理是以燃燒方式去除廢棄物中所含的有毒及有害

的物質如果焚化系統設計或操作不當不僅不能達到處理的目的

反而會排放高濃度有害污染物造成環境污染及附近居民之危害焚

化過程中可能排放之污染物主要包括重金屬酸性氣體及有機污染

物大部分重金屬及其鹽類在焚化爐中會與氧結合形成氧化物若含

氯量高時亦可能產生氯化物絕大部份金屬氧化物或氯化物是以固體

形態分佈於爐底灰渣排氣處理設備排放之洗滌液或粉塵中也有少

量是以蒸汽形態散布於焚化排氣中廢棄物中所含之氯硫氮化物

在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及硝酸等酸性

氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控制設備有

關焚化系統中有機污染物常見的有苯甲苯四氯化碳氯仿三

氯化乙烯四氯乙烯及氯化苯等揮發性有機物與酚鄰本二甲酸的

衍生物等半揮發性有機物戴奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大

眾的爭議有關焚化過程中主要生成有害污染物之生成特性及其控制

方法之文獻可整理如下

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制

垃圾焚化處理主要是藉由高溫氧化程序將廢棄物中有機物質（可

燃物）或其他有害物質轉化成二氧化碳水蒸汽與穩定惰性物質對

於不可燃物質如重金屬等則大多無法加以分解破壞隨燃燒環境不

同而進行各種相變化或物質轉移焚化系統中重金屬之主要來源為一

般都市廢棄物中所含重金屬物質或是少數事業製程廢棄物由於台灣

地區垃圾分類執行不力各式各樣之重金屬物種均可見於都市廢棄物

31

中更使重金屬的來源與濃度呈現多樣性與複雜性

都市廢棄物中有害重金屬物質大多來自於家庭日常用品所產生

之廢棄物加上台灣地區垃圾分類執行不力經常混入許多有害重金

屬物質如紙類製品電器材料塗料塑膠橡膠皮革電鍍製

品電池環境衛生用藥等等均為焚化系統中重金屬之可能來源

而主要排放之重金屬物種包括砷汞鎘鉛銅鋅鉻鋁鐵

等等表 3-1 列示出一般廢棄物中不同重金屬之主要來源（Stoeppler

1992陸1988江1997）

表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998)重金屬 主要來源

汞 電鍍製品電池皮革殺蟲劑電子器材

鉛 電池染料塗料玻璃製品纖維製品環境用藥塑橡膠製品

銅 電鍍製品紙類皮革纖維製品陶瓷電子材料

鋅 電鍍製品紙類電池染料塗料環境用藥塑橡膠製品電子

鉻 電鍍製品染料塗料纖維製品

鎘 電鍍製品紙類電池染料塗料玻璃纖維製品皮革類環境

用藥塑橡膠電子材料

鋁 電鍍製品紙類染料塗料皮革纖維製品飲料空罐

砷 電鍍製品顏料染料皮革玻璃陶瓷環境用藥電子器材

一般都市垃圾中重金屬含量或濃度由於分析上受到代表性樣品

採集與分析準確性不易控制等因素影響因此重金屬濃度變化範圍極

廣 (Clapp1988)且不同地區垃圾由於生活習慣品質與工業發展程

度不同垃圾中所含重金屬濃度亦有所差異Law and Gordon (1979)

實驗分析指出垃圾焚化過程中重金屬 CrMnPbSnAlFe 及

Zn 等主要源自於垃圾中不可燃物質若將垃圾中不可燃物予以事先

32

分離則可降低焚化過程中重金屬之排放濃度而可燃份中重金屬之

濃度範圍則分別為 Cd 2-22 ppmCu 80-900 ppmHg 066-19 ppm

Pb 110-1500 ppmCr 20-100 ppmKorzun and Heck (1990)亦研究發

現垃圾中鎘主要來自於可燃份如塑膠及顏料而鉛則主要來自於可

燃份與不可燃份如電池塑膠及顏料等其中可燃份之鉛約佔有

23鎘則佔有 36江 (1997) 指出國內桃園地區都市垃圾可燃份

中重金屬鉛的濃度為 1179 mgkg鎘為 022 mgkg鉻為 292

mgkg銅為 1244 mgkg鋅則為 5236 mgkg而且都市垃圾焚化灰

渣中重金屬主要來自垃圾中之不可燃物質另外亦根據重金屬於焚化

過程灰渣與排放廢氣之分佈情形推估台灣地區都市垃圾中重金屬鉛

之平均濃度為 8426 mgkg鎘為 1103 mgkg鉻為 604 mgkg銅

為 12195 mgkg鋅則為 12934 mgkg表 3-2 即說明國內外都市垃

圾中重金屬之可能濃度範圍比較國內外垃圾中重金屬濃度分佈可

知台灣地區垃圾中部份重金屬濃度有偏高趨勢有待加強垃圾分類

系統建立與垃圾減量管制以減少垃圾重金屬含量

33

表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較各國都市垃圾中重金屬濃度(mgkg)重金屬

Taiwan [1][2] USA [3] Germany[

4]

Europe [5] Italy [6] Sweden

[7]

Cr 604 115-258 20-100 250 100-450 276-849 ---

Cu 12195 --- 80-900 200-600 450-2500 --- ---

Zn 12934 2652-2774 200-2500 1000-2000 900-3500 27-1703 3000

Pb 8426 641-1173 110-1500 430-1200 750-2500 405-629 1500

Cd 1103 113-150 2-22 3-15 10-40 ND-8 20

Hg --- 193-257 066-19 2-5 2-7 ND-8 5

As --- 013-015 --- 400 --- ND ---

[5][6] 江(1997)[2] 顧 (1995)[3] Law (1979)[4] Reimann (1989)[7]

Tamaddon (1993)陳(1998)

含有重金屬之垃圾經燃燒之後重金屬物質經由各種化學反應與

物理作用而以不同形態存在於焚化系統各處理單元中灰渣（底灰

飛灰反應灰）中重金屬的濃度通常數千倍於自然環境中重金屬背景

濃度值 (Vogg1987)因此焚化系統中各單元內重金屬之濃度分

佈狀況是大眾所關注的焦點而焚化灰渣的溶出特性以及適宜的處理

處置方法更是引起普遍重視與研究Siebert (1991)針對世界各地 50

多座都市垃圾焚化廠所排放污染物質濃度作一統計整理指出重金屬

之總平均排放濃度為 Cd(265E-05 lbton)Cr(104E-04 lbton)

Cu(177E-04 lbton) Pb(286E-04 lbton) Mg(278E-03 lbton)

Hg(274E-03 lbton)Zn(114E-03 lbton)而台灣地區都市垃圾焚化

飛灰中所含重金屬濃度變化範圍則為Pb(1096~17432 mgkg)

Cd(14~1468 mgkg)Cr(94~1785 mgkg)Cu(733~19349 mgkg)

Zn(3815~40711 mgkg)Hg(206~902 mgkg) （江1997）表 3-3

與表 3-4將國內外都市廢棄物焚化過程中所產生底灰與飛灰中重金屬

34

濃度整理比較由表中可看出台灣地區焚化飛灰與底灰中多數重金屬

（如鉛鎘鉻銅）之濃度均較歐美日等國家為高另外表 3-5

則是國內外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表

表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣地區[1] 美國[2] 瑞典[3] 瑞士[4] 德國[5] 丹麥[6] 日本[7]

Pb 1926-11803

9

98-14000 1500-400

0

430-1230 1010 1300-5400 440-2000

Cd 2-500 03-71 50-60 19-6 38 14-40 17-600

Cr 356-1000 23-3200 --- --- 655 230-600 300-526

9

Cu 756-25600 190-8200 --- 630-1410 1520 900-4800 1130

Zn 800-100979 610-7800 6000-700

0

1800-550

0

4570 1800-6200 ---

Hg 009-16 002-78 100 004-032 07 lt001-3 055

As 019-1438 012-190 --- --- 33 19-80 016

Fe --- 4100-15000

0

--- 19000 --- 27000-15000

0

---

Al --- 22000-7300

0

--- --- --- 47000-72000 ---

[1]江(1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Brunner (1986)[5] Reimann

(1989)[6] Hjelmar (1996)[7] 廖 (1996) 陳(1998)

35

表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣[1] 美國[2] 瑞典[3] 法國[4] 瑞士[5] 英國[6] 德國

[7]

義大利[8] 丹麥[8] 日本[9]

Pb 1096-17432 5300-26000 6500-13000 940-20250 6200 4400-17188 4900 447-9704 7400-19000 2285-13000

Cd 14-1467 50-450 400 520-1190 210-310 239-750 300 21-4646 250-450 80-450

Cr 94-1785 140-1100 -- 260-350 -- -- 450 44-1328 140-530 213-400

Cu 733-19349 600-3200 -- 1450-2300 750-1800 -- 1050 296-1307 860-1400 662-900

Zn 3815-40711 9000-70000 2300-4220 23100-42200 15000-77000 -- 16600 2285-13500 19000-41000 33000

Hg 206-902 07-30 6-7 4-7 3-15 -- 8 -- 08-7 11

As 109-1745 37-320 -- -- -- 76-22 100 -- 49-320 42

Fe -- 12000-44000 -- -- 24000-38000 -- -- -- 18000-35000 --

Al -- 4900-9000 -- -- -- -- -- -- 49000-78000 --

[1] 江 (1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Gounon (1986)[5] Brunner (1986)

[6] Wadge (1986)[7] Reimann (1989)[8] Hjelmar (1996)[9] 廖 (1996) 陳(1998)

36

表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)廠名 Pb Cd Hg 稀釋氣體基準

1SYSAV 6~15 03~06 -- 10 CO2

2Linkoping 52 14 1 10 CO2

3Uppsala 60 24 06 10 CO2

4Avesta 100 40 1 10 CO2

5Bamberg 91 21 082 不明

6Commerce 50 27 045 7 O2

7Dayton 384 155 103 7 O2

8Gallatin 363 313 025 7 O2

9Marion 205 112 -- 7 O2

10Quebec 347 122 037 7 O2

11Munich 21 129 045 11 O2

12Tsushima 57 0186 -- 12 O2

資料來源Reimann (1989)Carlsson (1986)孫中興工程 41

311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性

重金屬於焚化過程中由於受熱揮發形成金屬蒸氣或微粒會伴隨

焚化廢氣或附著於飛灰或底灰中而排放進入周圍環境中然而其傳輸

行為隨不同重金屬之物化特性及焚化系統中生成重金屬化合物形態

及性質而異圖 3-1 顯示重金屬及其化合物在燃燒系統中的行為與傳

輸機制 (Barton1990)主要包括 (1)部份重金屬物質在燃燒環境

中不發生任何化學反應未被揮發而成為底灰之一部份而部份揮發

性較高之重金屬可能發生化學反應生成沸點較高之重金屬物種（如金

屬氧化物）亦會成為底灰之一部份其中顆粒較小之微粒可能被燃

燒氣體吹離燃燒區(entrainmemt)成為飛灰被吹出的灰量與灰粒大

小形狀密度與操作條件有關(2)在焚化高溫環境中部份重金屬

與化合物揮發形成金屬蒸氣蒸氣擴散至廢氣中而被攜帶離開燃燒

37

區同時部份沸點較高之重金屬雖無法直接揮發但可能與其他物

質反應生成揮發性較高之金屬物種（如金屬氯化物）而形成蒸氣(3)

揮發之金屬蒸氣在煙道中因溫度降低而產生凝結現象蒸氣的凝結過

程包含均相凝核(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous

condensation) (Senior and Flagon1982)均相凝核為蒸氣本身凝結成

新的細小微粒這些細小微粒粒徑通常小於 1microm (Friedlander1976)

異相凝結則發生於其他飛灰微粒表面由於細小微粒具有較高之比表

面積使得異相凝結較易發生於粒徑較小之微粒上 (Linak1993)

因此焚化過程中重金屬之反應行為特性主要起始於焚化加熱作

用使重金屬物種揮發形成重金屬蒸氣或細小微粒再經由焚化系統

中之熱行為與氣體流動傳輸效應使重金屬產生灰粒之傳曳作用

(entrainment)重金屬之化學交互反應(chemical interaction)及揮發作

用(vaporization)重金屬蒸氣與微粒之冷凝(condensation)及凝聚作用

(coagulation)沈積作用(deposition)以及經由空氣污染防治設備捕集

去除粒狀物等反應途徑 (Linak1993)

圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990）

重金屬化合物於焚化系統中之分佈特性與其本身之物化特性與

Burning Bed of

Sol id Waste

Individual Part ic le or

Droplet

Ash Part ic le

Reducing Environment

Burning Spray of Liquid Waste

Vaporizat ion

Vapor

Ash

Chlor ides Sulfides

Oxides e tcReaction Fly Ash

Heterogeneous

Condensat ion

Fume Nuclei

Homogenous Condensat ion

Fume

Entrainment

Residuals

38

焚化操作條件極為密切諸如重金屬物種之揮發度蒸氣壓沸點

熔點反應自由能表面張力等等在不同焚化條件與系統元素組成

下重金屬物種之生成及其高溫物化特性亦有明顯差異表 3-6 將文

獻中有關重金屬物種揮發特性等相關研究整理如下

重金屬及其反應生成物種之揮發特性可影響重金屬於焚化系統

中各單元之分佈情形整體而言具高揮發性之重金屬化合物主要分

佈於飛灰或煙道氣中而具高沸點之重金屬物種則主要分佈在燃燒室

底灰或較大顆粒飛灰中針對焚化系統中不同重金屬之分佈特性目

前國內外已有許多學者研究探討對重金屬於高溫焚化過程中之行為

分佈已有相當了解茲將重要相關研究之方向及結果列表如下（表

3-7）

此外許多學者研究指出重金屬濃度分佈與生成微粒粒徑具有某

種程度之相關性多數重金屬如鉛鎘鋅鉻砷銻鎳等隨

顆粒粒徑減小有增加其濃度分佈的特性尤其以具揮發性之重金屬更

加顯著而揮發性較低之重金屬化合物則大多分佈在大粒徑之飛灰或

底灰中文獻中探討顆粒粒徑與重金屬分佈情形之相關研究整理如下

表 3-8

39

表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)研究學者及年

代研究主題 主要結果

Davison (1974) 探討燃煤過程重金屬及其無機化合物與沸點之關係

沸點低於 1550物種As As2O3 As2S3 Cd CdO CdS CrCl3 PbCl2 PbO PbS

沸點高於 1550物種Cr Cr2O3 Cu CuO Pb

Gerstle (1982) 重金屬揮發性 高揮發性Hg As As2O3 Cd CdCl2 Zn ZnCl2

非揮發性Cr Cu Ni CdO Pb PbO中度揮發性PbCl2

Vogg (1986) 汞及其化合物之揮發速率與溫度關係

揮發溫度HgCl2ltHg(0)ltHg2Cl2ltHgS

Fernandez (1992)

探討重金屬之揮發性

非揮發性（高沸點）Al Ba Be Ca Co Fe K Mn Mg Si Ti

揮發性As Cd Cu Ga Pb Sb Zn Se 高揮發性Hg Cl Br（主要以氣態存在）

Eddings (1992) 研究鉛鉻銅不同氯化物及其熔點變化

熔點較低之物種較易揮發熔點 PbCl2(501)gtPbCl4(-15)CrCl2(824)

gtCrO2Cl2(-96)CuCl2(620)gtCuCl (430)

Ho (1993) 重金屬揮發特性與影響因子

重金屬揮發性與燃燒溫度過剩含氧量與燃燒時間有關其中燃燒溫度為重要因子

較低溫度(600)與富氧條件會增加重金屬揮發性

Sarofim (1994) 重金屬揮發特性 重金屬揮發性與蒸氣壓熔點有關外亦與其他礦物質(Si)之存在無機物質(Cl)之存在其他揮發性金屬(Na K)之存在重金屬焚化前初始形態有關

高揮發性Hg Ti中度揮發性Sb Se Pb Cd難揮發性Cr Be Ba As Ag金屬氯化物之揮發性較金屬氧化物高

Querol (1995) 影響重金屬揮發性之因子

重金屬揮發性與反應親和力濃度重金屬種類含硫成份物化特性燃燒溫度暴露時間灰渣產生形式有關

楊 (1996) 重金屬揮發性 燃燒溫度為影響金屬揮發度主要因子重金屬揮發速率CdgtPbgtCu

40

表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998)研究學者及年

代研究主題 研究結果

Hiraoka (1980) 裂解焚化過程中重金屬分佈情形

鎘鉛揮發性高飛灰及煙道氣分佈比例較高

鎂銅鋅鉻殘留底灰比例較高

Brunner (1986) 垃圾焚化系統中重金屬於廢氣飛灰底灰之分佈比例

汞廢氣佔 72飛灰 4鎘廢氣佔 12飛灰 76底灰 12鉛廢氣佔 5飛灰 37底灰 58鋅廢氣佔 4飛灰 45底灰 51銅廢氣佔 1飛灰 10底灰 89

Reimann (1989) 探討都市垃圾焚化汞金屬排放特性

汞廢氣佔 779飛灰 47底灰 57

Korzun (1990) 都市垃圾焚化過程鉛鎘分佈特性

鎘廢氣佔 104飛灰 552底灰 344鉛廢氣佔 23飛灰 126底灰 851

Morselli (1993) 垃圾焚化中重金屬分佈特性

汞廢氣佔 959飛灰 2底灰 21鉛廢氣佔 36飛灰 413底灰 551鎘廢氣佔 208飛灰 484底灰 308鉻廢氣佔 04飛灰 264底灰 732鋅廢氣佔 38飛灰 509底灰 453

Sarofim (1994) 水泥窯處理垃圾衍生燃料中重金屬分佈特性

鉻飛灰 8底灰 92廢氣中分佈量極低鉛廢氣lt1飛灰 84底灰 15

Wey (1996) 實驗室流體化床探討不同操作條件對重金屬分佈之影響

流體化床砂床中分佈比例PbgtCrgtCd有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

41

表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998)研究學者及年代

研究主題 研究結果

Davison (1974) 燃煤廠飛灰中重金屬濃度與顆粒大小之相關性

重金屬 Pb Tl Sb Cd Se As Zn Ni Cr 濃度分佈隨顆粒粒徑降低而增加

都市氣膠中揮發性重金屬之質量中數粒徑(MMD)較非揮發性重金屬為低

Markowski (1985)

燃煤鍋爐飛灰中顆粒粒徑與金屬濃度之關係

揮發性重金屬 As Sb Se Ga 在次微米微粒上之濃度有富集現象

Norton (1986) 燃煤廠及 RDF焚化廠重金屬濃度與灰渣粒徑之關係

As Cd Cu Ni Pb Zn 等重金屬濃度隨顆粒粒徑降低而有增加趨勢且增加 2 倍以上

Ontiveros (1989)

探討不同粒徑範圍之重金屬濃度分佈

K Na Cd 於飛灰（小粒徑）中分佈量較多 Ni Fe 於底灰中分佈量較多 Al Ba Cr Cu Pb 平均分佈於飛灰與底灰中 隨灰渣顆粒粒徑降低重金屬濃度增加

Kauppinen (1990)

燃煤產生飛灰質量與元素分佈情情

微粒質量與元素分佈皆成雙峰分佈(Bimodal)Pb Ca V Cu Sr Cd 在細粒飛灰中含量極高重金屬 Cd 分佈明顯趨向於粒徑較小顆粒

Querol (1995) 燃煤及廢棄物燃燒

As Be Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Sb Se Tl Zn 較易富集於細小顆粒且濃度可達 2-20倍

Al Ba Fe K Mg Mn 濃度分佈與顆粒粒徑大小較無相關性

Wey (1998) 重金屬濃度與粒徑分佈之關係

粗粒飛灰中鉛鉻鎘之分佈較無規律細粒飛灰中則鉛鎘濃度趨向分佈於小粒徑微粒

添加有機氯與無機氯均增加重金屬氯化物揮發量有降低重金屬粒徑分佈範圍之趨勢

42

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)研究學者及年代

探討因子 主要結果

Hiraoka (1980) 焚化溫度 燃燒溫度影響重金屬於底灰中之分佈比例

ZnCdPb 隨溫度增加減少底灰分佈量

Gerstle (1982) 焚化溫度 溫度增高排放廢氣中 As Cd Hg Zn Pb及其化合物含量增加

Brunner (1986) 廢棄物含氯濃度 排放廢氣中金屬氯化物 (CdCl2 HgCl2 ZnCl2)含增加

Lee (1988) 含氯濃度燃燒溫度過剩空氣量

含氯濃度增加鉻主要物種由 Cr2O3(s)轉化成 CrO2Cl2(g)

溫度增高Cr2O3 為主要物種揮發性增高

過剩空氣量對重金屬生成物種影響不大

Barton (1990) 燃燒溫度含氯濃度

重金屬有效蒸氣壓隨操作溫度升高而增高排放濃度亦增高

增加含氯濃度或重金屬形成較多氯化物時重金屬之有效蒸氣壓均增高

Thurnan (1992) 燃燒溫度含氯濃度重金屬初始濃度

溫度升高增加砷於飛灰中分佈量含氯量與金屬初始濃度對砷影響不大

43

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續）研究學者及年代 探討因子 主要結果Morselli (1993) 焚化溫度

停留時間供給空氣量廢棄物含氯量

燃燒效率受焚化溫度停留時間供應空氣量影響

含氯量影響揮發性重金屬氯化物之形成與分佈

Hinshaw (1994) 含氯量 含氯量增加增加廢氣中砷鎘鈹之排放量鉛鉻則不明顯

鈹銅鋅揮發性隨含氯量增加而增加鉻於低含氯量時揮發性反而增高

Cowley (1994) 重金屬種類金屬進料率含氯濃度燃燒溫度

燃燒溫度增高次微米微粒含量增高

Ho (1994) 重金屬進料率含氯濃度廢棄物無機物組成焚化溫度供應空氣量空氣混合程度飛灰粒徑分佈

含氯量增高易形成金屬氯化物增加排放濃度

焚化溫度升高排放率亦升高

Verhulst (1996) 含硫量 硫含量增加易使重金屬形成穩定之硫化物形態

溫度高於 800以上含硫量影響較小

Wey (1996) 操作溫度有機氯化物無機氯化物

二次室溫度對重金屬分佈影響不大有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

王 (1996)林 (1996)

焚化溫度有機氯化物無機氯化物

鉛鎘鉻銅鋅隨焚化溫度增高減少於底灰中分佈比例

垃圾中 PVC 或有機氯化物含量增加重金屬氯化物生成潛勢增加減少底灰中分佈比例

高溫下(850)重金屬鉛鉻銅鋅砷於底灰中分佈比例隨無機氯化物含量增加而降低鎘較不受影響

低溫下(650)重金屬與無機氯化物中的氯反應生成金屬氯化物之可能性降低

44

312 焚化系統中重金屬之控制

目前一般廢棄物焚化處理廠中重金屬之控制通常採用傳統空氣

污染防治設備的方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚

化廠乾式處理流程包括靜電集塵器或袋濾集塵器與乾式洗煙塔或半

乾式洗煙塔之組合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙

塔與靜電集塵器之組合然而傳統之處理流程對重金屬之控制效果不

甚理想曾有學者（孫1993）提出加強傳統處理方法對廢氣中揮發

性重金屬汞物質去除效率的對策包括(1)乾式處理流程中於袋濾

式集塵器前噴入活性碳除可加強對汞金屬之吸附作用外亦可一併

去除微量有機物 PCDDPCDF表 3-10 為典型乾式廢氣理流程重金

屬排放濃度(2)於袋濾式集塵器前噴入 Na2S 試劑使其與汞金屬作

用生成 HgS 顆粒而被集塵系統去除惟此種方法須注意 Na2S 會與為

去除酸氣而於乾式噴霧塔所噴入之 Ca(OH)2作用形成 CaS消耗可運

用之 Na2S 量此外在儲存 Na2S 水溶液時會有產生 H2S 之虞必須小

心控制儲存液之 pH 值表 3-11 為採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例

(3)溼式處理流程中於洗煙塔之洗滌液中添加催化劑如 CuCl2促使

更多水溶性之 HgCl2生成再以螯合劑固定已吸收汞之循環液確保

吸收效果表 3-12 為典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度

45

表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm37 O2)

去除效率

()廠 名廢氣處理

流程

集塵器廢氣

溫度()Pb Cd Hg Pb Cd Hg

Dayton ESP 263 1109 409 1148 97 975

Mckay Bay ESP 291 1093 922

Reekskill ESP 237 1790

Pinellas ESP 284 153 773 847

Quebec ESP 222 1650 541 806

Tulsa ESP 190 412 418

Dayton DI+ESP 152 361 108 491 989 992 25

Dutchess DI+FF 221 389 272 1080

204 63 061 614 9998 9993

140 631 ND 159 9998 100 991

121 259 043 127 9999 9997 976Quebec DI+FF

110 394 044 398 9999 9997 890

STCrolx DI+FF 106 18 23 35

Wurzburg DI+FF 185 11 55

Millbury SD+ESP 118 330 215 954

Munich SD+ESP 149 260 25

Biddeford SD+ESP 137 159 ND ND 994 100 100

Commerce SD+FF 24 11 54 9997 997 800

Long Beach SD+FF 148 46 180 180

136Mid-Conncetict SD+FF

140ND 50 100 963

Marion SD+FF 133 19 26 239 999 997

Renobscot SD+FF 146 11 092

Quebec SD+FF 140 61 ND 193 9998 100 947

Stanislaus SD+FF 145 298 191 481

資料來源USEPA (1989)

46

表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

Na2S 噴入位置(kgt) 去除前 去除後

去除效率()

英屬哥倫比亞Baurnaby 廠

DI+FF

10~20(10 Na2S)

30(15 Na2S)

25~60(2~4 Na2S)

1203

1357

0661

0457

0632

0095

62

53

86

瑞典 Hogdaale 廠 DI+FF

1212121212181224

03440310020703660369010201580192

00370003005400300022001301420004

8999749294871098

註英屬哥倫比亞及瑞典空氣污染濃度之 O2 基準為 11 DI 乾式吸收劑噴入器FF 袋濾式集塵器 資料來源Nebel et al (1992)

表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm311O2)

去除效率

()廠 名

集塵器進口

廢氣溫度

() Pb Cd Hg Pb Cd Hg

MAVLausan

neESP+ESS 900 40 120

900 40 10 10 20 97

600 30 30 25 40 85

1000 20 10 286 333 97Avesta ESP+WS

200 5 60 50 75 40

註1ESPElectrostatic Precipitator ESSElectro Static Scrubber WSWet Scrubber1資料來源Carlsson (1986)

47

除了傳統空氣污染物控制方式之外Uberoi (1991) 等人指出

在焚化高溫環境下控制重金屬之揮發相當困難利用固體吸收劑的添

加似乎是最經濟可行又有效的方式Ho (1991) 等人也指出重金屬

之排放控制可藉由兩種方式進行一是抑制重金屬化合物於燃燒過程

中之揮發作用如改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬之揮

發其中影響重金屬揮發之操作條件包括燃燒溫度燃燒室混合程

度燃燒室氧氣濃度與燃燒操作時間另一控制重金屬排放的方式是

使用固體吸收劑其吸附機制包括(1)在金屬蒸氣尚未形成金屬微粒

時藉由異相化學吸附反應或冷凝作用捕捉重金屬蒸氣(2)藉由吸收

劑與金屬微粒間之物理吸引力捕捉重金屬微粒而流體化床焚化爐因

可以提供固體吸收劑與重金屬化合物間最有效接觸與混合因此為最

適合此控制方式之反應器表 3-13 為採用活性碳噴入法除汞之實績

廠例

48

表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

噴入位置集塵器進口溫度() 去除前 去除後

去除效率()

瑞士Zurich 廠 SD+ESP SD 入口

140120120120115115110110

07840615028104570754043003570511

05590092002900370426005102040065

2985909244884387

丹麥Amager廠 SD+FF SD 出口

140140140140127127127

0204030302660917024202010209

0115004900340050004100240006

44848794808897

德國Kassel 廠 ESP+SD+FF SD 出口

137137137137137

11750440042402340389

07620229007500250068

3548828982

1瑞士丹麥及德國空氣污染物濃度之 O2 基準為 112ESP靜電集塵器SD半乾式洗煙法FF袋濾式集塵器3資料來源Nebel et al (1992)

49

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制

焚化系統中生成之主要酸性氣體包括氯化氫硫氧化物（硫酸）

氮氧化物（硝酸）酸性氣體的產生將對周圍環境造成腐蝕性傷害

如各種材質之腐蝕龜裂空氣品質的惡化能見度降低酸雨的生成

等等焚化過程中硫氧化物的生成通常來自燃料中的硫化物或廢棄物

中所含硫化物燃燒與氫氧發生反應而生成其產物有硫化氫硫酸

氣體等

台灣的都市廢棄物中含大量的塑膠類物質以及廚餘中大量的無

機鹽類其中 PVC 類塑膠以及無機鹽氯化物在適當的反應條件下會

產生 HCl 以及其他微量有機氯化物如氯苯（chlorobenzene）多氯聯

苯（PCB）等因此焚化後可能形成 HClchlororbenzene 等有害氣

體

焚化所產生的氮氧化物 NOx可以經由二條途徑生成（一）燃

燒反應所需空氣中的氮和氧在高溫狀態下反應而生成 NO通常燃燒

溫度愈高越容易發生這種情況所生成的 NOx稱為熱氮氧化物（二）

燃料中所含的各種氮的化合物燃燒時可能會被氧化生成 NO這種

情況所生成的 NOx 稱為燃料氮氧化物由於 NOx 通常不溶於水無

法直接被水吸收處理時通常會添加一些氧化劑使其易溶於水再

以鹼性物質去除NOx之控制方法除了半乾式噴霧塔之外就是使用

二段式燃燒排氣循環燃燒非計量燃燒水蒸氣或者水吹入以及

使用低 NOx燃燒器等

處理焚化廢氣中酸性氣體之方法可概分為濕式法（Wet

Scrubbing ）半乾式法（Semi-Dry Scrubbing）及乾式法（Dry Scrubbing）

50

等三大類型

濕式法的原理為吸收作用藉由氣相與液相之接觸使氣相中之

某種氣體物質因溶解而轉移至液相以達到分離目的所使用的鹼性

藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2等必要時可在濕式洗滌塔中放置填充

材可提充廣大的接觸面積及較長的停留時間以增加去除效率

朱(1994)利用濕式洗滌塔探討除硫除氮吸收劑及添加物分

別為 NaOH 及 NaClO2操作因子包括 SO2濃度NOx濃度液氣

比NaClO2(SO2及 NOx)及 pH 值除氮效率主要受到液氣比及添

加劑之劑量等因子的影響除硫效率則受液氣比之影響較大下列

兩方程式使 NO 溶解性變大

OHClNOOHClONO

ClNOClONO

2322

22

2444

2

++rarr++

+rarr+minusminusminusminus

minusminus

由於 NO 之溶解度低提升去除效率的方法可分為（1）將

NO 氧化成 NO2--(即加氧化劑氣液相時皆可加例如KMnO4

NaClO2P4等無機過氧化物（2）利用金屬螯合劑和 NO 形成複合

物例如Fe2+EDTA(一般使用螯合劑時均為濕式法) (袁1993)

(Bedell)使用鐵錯合物所以使用錯合物與 NO 作用增加 NO 之

溶解度

( ) ( )( )

( ) ( ) )3(

)2(10

)1(10

223

2

7222

7252

262

2

productsNSEDTAFeSONOEDTAFe

KNOEDTAFeNOEDTAFe

KNOOHFeNOOHFe

ap

ep

+hArr+

=hArr+

=hArr+

+minus+

++

++

(1)(2)式有利於 NO 的溶解(3)式中又會把錯和溶解的 NO 分

解出來整體而言仍對去除 NO 有利發展技術須控制 Fe2＋之穩

定性及避免異常多和螯合物

半乾式法其原理是以鹼性吸收劑噴注於含酸性氣體的廢氣

51

中液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和反應而達到去

除酸性氣體之目的而液滴受高溫氣體之加熱而逐漸蒸發乾燥呈粉

狀顆粒物由後續之集塵設備去除

袁(1993)發現在鹼性吸收劑(CaCO3)中添加少量 KMnO4 或

NaClO2可有效提昇 SO2NO 之去除率但反而略微降低 HCl 之去

除效率 Ho et al(1992)在吸收劑中加入飛灰發現可增加除酸效

率因為飛灰中含有 SiO2Al2O3Fe2O3CaO 及 K2O 等火山灰成

份Paolo Davini(1996)指出火山灰成分中的 SiO2Al2O3Fe2O3

及 CaO 會與 Ca(OH)2 形成被認為可提高吸收劑利用率的反應性產

物此種反應稱為火山灰化反應（pozzolanic reactions）若以添加

物(界面活性劑及金屬螯合劑)來提昇噴霧乾燥塔之去除效率(袁

1993)結果顯示在 SO2單一氣體去除時陽離子性界面活性劑

金屬螯合劑及強氧化劑均可增加 SO2的去除效率在 NO 單一氣體

去除時添加金屬螯合劑會將 NO 去除但吸收劑乾燥後會將 NO

釋放出來所以 NO 去除效率會降低界面活性劑則為負面影響

在 HCl 單一氣體去除時界面活性劑金屬螯合劑對 HCl 的去除效

率的助益並不顯著

大部份有效的除硫方法都是基於化學反應因為硫會反應形成

可溶的硫酸鹽硫酸因此鹼性添加劑來防止腐蝕是需要的特

別是飛灰中的 Na2CO3因為飛灰與 Ca(OH)2會形成矽酸鈣(hydrated

calcium silicates)及鋁化鈣(calcium aluminates)

施(1993)以飛灰作為添加劑添加於氫氧化鈣泥漿中探討對二

氧化硫的去除效率的影響結果顯示飛灰加以研磨後因粒徑變

小可反應的表面積增加因而可提昇 SO2 去除效率濕度和鈣

52

硫莫耳比亦是影響二氧化硫去除效率的重要因素氫氧化鈣泥漿對

二氧化硫的去除效率會隨濕度和鈣硫莫耳比增加而增加但在相對

濕度 60 以上去除率增加不多

Juan Adanez 等人（1997）亦在吸收劑中加入 NaClKCl磺

酸鈣(Calcium Lignosulfonate(LGS))乙醇等添加劑來增 SO2的去除

率NaCl 可用來增加固膜的擴散性此外孔隙度及孔隙體積也扮

演一個重要的因素乙醇磺酸鈣皆可降低吸收劑的粒徑及減小孔

隙擴散阻力維持較高的比表面積及較長的反應時間以提昇 SO2

的去除效率

J Wang and T C Keener 則在吸收劑中加入吸濕性添加劑

NaHCO3NaClCaCl2及 Na(OH)2吸濕性添加劑影響除酸的機制

為降低吸收劑滴表面的水蒸氣分壓阻礙蒸發速率並維持微滴表面

的濕度

袁(1994)指出噴霧乾燥塔可串聯袋式集塵器同時去除 SO2 及

NOx噴霧乾燥塔下游之吸收劑在濾布表面上形成濾餅繼續去除殘

餘之氣體濾餅之去除效率隨當量比相對濕度過濾時間及入口

處酸性氣體濃度之增加呈增加趨勢

乾式洗滌法其原理係將鹼性固體粉末（鈣鈉基吸收劑）直接

藉壓縮究氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接觸而達到

中和去除的目的

用乾式注射法為了能在低溫操作時去除最大量的 SO2因此需

要理想的吸附劑及操作條件如趨近絕熱飽和溫度當量比值單

一氣體或混合氣體相對濕度反應溫度與固定床高等

53

司洪濤等人(1996)指出當趨近絕熱飽和溫度愈低當量比值

愈高時由於噴嘴噴入較多的水量除了可形成較多的泥漿液滴提

供氣液接觸面積外當水份蒸發時亦增加廢氣中的濕度提高氣固

反應速率故所得去除效率愈高在 AT=10 及 SR=05~03 時

其 SO2 與 NO 之去除效率分別在 20 ~57 與 5 ~9 之間

司洪濤等人(1996)亦指出兩種氣體同時去除時由於 SO2 反

應性較強且對 Ca(OH)2表面及孔隙中的凝水份溶解度蝦高故反

應時傾向先和 SO2反應故在固定值時混合氣體中的 SO2可利用

的 Ca(OH)2較單一氣體時為多故 SO2之去除效率較 SO2單獨去除

時為高而 NO 則剛好相反又當 SO2與 NO 濃度比值漸增時SO2

的去除效率漸減而 NO 的去除效率則略有增加

然而司洪濤等人(1996)指出當量比值的增加雖然有助於酸性

氣體的去除但卻造成吸附劑的浪費廢棄物的增加及增加集塵設

備的除塵負擔

司洪濤等人(1996)亦指出於煙道氣下游噴入霧化水滴除了增

加相對濕度（亦即降低趨近絕熱飽和溫度）藉以提升氣固反應速率

之外尚可能與吸附劑發生碰撞而形成泥漿液滴一方面進行乾燥

程序另一方面與酸性氣體進行化學反應

EPRI-spon-sored Dry Sorbent Emission Control Program 指出

Ca(OH)2 與 SO2 在溫度低於 922 K 時快速的反應

Beittel R et al(1986)指出pressure-hydrated dolomite 與 SO2

反應的最佳溫度視窗分別在 1583 K~1367 K 與 922 K~700 K

G Centi et Al(1992)指出SO2的去除率在 250 ~350 間較

54

低但從經濟與動力學的觀點而言此區間卻較適合同時去除

SO2NOx

Centi et al(1992)JT Yeh et al(1985)JN Darguzas et al(1995)則

分別於各種爐床中（例如流體化床移動床）使用 CuO 及活性碳

作為吸附劑及觸媒

Shiqiu Gao et al(1996)指出轉換率會隨著砂床高度增加而增

加因為會增加吸附劑與氣體的接觸時間

司洪濤等人(1996)在自行設計之乾式煙道反應器（材質為

SS316L塔高 190 公分內徑 158 公分）中直接噴入乾燥粉狀

之氫氧化鈣吸附劑並在下游噴入霧化水滴此霧化水滴除了增加

廢氣濕度藉以提升氣固反應速率之外尚可能與吸附劑發生碰撞而

形成泥漿液滴所形成之泥漿一方面進行乾燥另一方面與酸性氣

體進行化學反應而酸性氣體則在上氣固及氣液化學反應過程中被

去除

Donald E Wolf and James P Seaba(1994)亦將乾式石灰定期地注

入於袋式集塵器上游的煙道氣中使石灰與 SO2 順著煙道氣的流動

而沈澱於濾袋上進而形成濾餅以繼續進行二次反應由於濾袋

表面積大使得氣體流速減少而增加了顆粒的停留時間進而提

高去除效率

Shiqiu Gao Nobuyoshi Nakagawa et al(1996)則利用氧化銅或

氧化鐵為催化劑WO3TiO2 為觸媒同時去除煙道氣中的 SO2 及

NOx由於只有細顆粒(催化劑觸媒)可連續地自爐床中揚起而粗

顆粒(石英砂)則可防止細顆粒凝聚且細顆粒較流體化氣體有數百

55

倍的停留時間因此當 CaS=3T=800~950 時轉化率非常高

酸性氣體控制上一般以鹼性物質去除傳統的煙道氣濕式洗

滌法除硫效果良好但缺點為 NO 的去除效果很差由於 NO 水

溶性甚低若要使用此法則須加以修正且氧化及螯合均有許多

的不穩定性造成氧化劑及螯合劑的浪費而且洗滌水大部份為酸

性必須再經處理半乾式噴霧乾燥系統採用濕式霧化進料霧

化液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和同時液滴也會

將煙道氣中的飛灰去液滴中的水分因受高溫氣體的加熱而逐漸蒸

發呈粒狀顆粒物同時因添加劑的添加造成微粒的表面不規則

增加了吸收劑微粒的表面積提供更多重金屬微粒附著另外飛

灰中的矽化物可提高泥漿的分散性並與吸收劑反應形成反應性的

產物更易與 SO2反應而提升除酸率氯化鈣的添加亦有助於酸性

氣體的去除半乾式系統具有較濕式簡單用水量少造價低而具

整合性的防治技術可同時處理各種氣體污染物又無二次污染的

問題故適合廣泛的研究推廣

33 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制

燃燒不完全受到燃燒熱力學及動力學上的限制因此焚化過程

中會產生微量的有機物尤其是列入法規管制的高分子環狀芳香烴

化合物 PAHs PCDDsPCDFs 等（Menzie 1992蔣 1991）PAHs

及 Dioxin 等有機污染物多為脂溶性如果不加以分解破壞而任其溶

入人體內便會產生致癌性（Benestad 1990Charles 1992）所以

如何有效的來控制這些二次污染物便成為焚化爐設計上的重要因

子

56

前述污染物中粒狀物質是以巨觀體積的凝集態存在可用捕

集濾除的方式來去除例如洗滌塔袋濾式靜電式集塵等對

於 PCDDsPCDFs 而言袋濾式集塵器較靜電集塵器去除效果佳其

主要原因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去除廢氣中之

PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低速度愈慢

其效果愈佳表 3-14 為混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除

率調查表粒狀物以外之污染物則是以分子態存在可用冷凝

焚化觸媒氧化吸收吸附等方法來加以控制其中又以吸附為

最佳操作方法（Ruddy 1993）其中冷凝是針對濃度極高露點在常

溫以上或常溫附近之物質若濃度太低或露點太低皆不適用冷凝方

法且冷凝後恐易造成設備的腐蝕而焚化或觸媒氧化是對可以燃

燒之污染物將其破壞或氧化成惰性物質污染物濃度需達一定量以

上才符合經濟效益（吳水欽 1995）吸收是一種具選擇性的氣液相

物質輸送有濃縮的特性與功效但仍有許多限制如需平衡參數

填充床可能被阻塞需處理廢水對有機物（非極性物質）去除效

率不高等缺點所以吸附技術是控制有機物排放的最佳選擇

有關焚化產生污染物特性之研究方面蔣（1991）等人研究 PS

塑膠添加金屬氯鹽在不同的焚化溫度下所產生的 PAHs顯示 PS 塑

膠在氧氣不足的焚化條件下生成的 PAHs 會經生物體內代謝活化轉

變成更具致突變性產物魏（1994）等人以流體化床焚化爐處理有

機污泥並控制溫度及空氣量探討 PAHs 的生成實驗結果顯示於

550之缺氧焚化條件下可測得 PhAAnT 及 FluA而其他條件

下只發現 AnTPAHs 之濃度不論在 550 或 650 皆隨著空

氣量的減少而有增加現象尤其在 550 時較顯著

在 PAHs 的特性研究方面Charles（1992）等人研究指出焚

57

化產生的多環芳香族碳氫化合物對生物具有高致癌性和致突變性

且焚化爐所排放的有機污染物其致突變能力與 PAHs 的量有正相關

性（Benestad1990）在進料組成的影響方面若進料中有重金屬存

在時會催化或抑制 PAHs 的生成（Wey 19961997）而焚化中若

以柴油為輔助燃料時柴油即是生成 PAHs 的一大主因（Li 1994）

而重金屬對有機物 PAHs 形成的影響方面（魏 1995）指出飛灰

上金屬鉛鉻的存在提供了 PAHs 反應的活性位址鉻的存在更促成

了五六環結構之 PAHs 的生成飛灰上鋅鎘含量的增加提供更多

的吸附位址使氣相中低環的 PAHs 與飛灰碰撞時被強烈的吸附在粒

狀污染物上焚化過程中若有過剩的氧會促進 PCDDFs 的形成

（Dickson 1992）而金屬 FeSn 及氯化物的存在下會催化

PCDDsPCDFs 的形成（Halonen 1995）

58

表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表集塵器出口濃度(ngNm3)

廠名廢氣處理流

程

集塵器進口

溫() 進口 出口

去除效率

()

Dayton ESP 279 214 14500 --

North

AndoverESP 313 245 362 --

Peekskill ESP 215 11432 9570 154

Pinellas ESP 280 54 100 --

Quebec DI+FF 204 1638 733 996

Quebec DI+FF 140 1176 049 999

Quebec DI+FF 121 1007 ND 1000

Quebec DI+FF 110 456 243 995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643

Biddford SD+FF 137 903 438 995

Commerce SD+FF 132 545 473 959

Mid

ConnecticutSD+FF 133 1019 066 999

Quebec SD+FF 140 2311 126 999

資料來源Mcgrath et al (1992)王 (1997)

傳統上常用的吸收劑有活性碳矽膠活性氧化鋁碳分子篩

沸石等其中前三者屬非結晶性結構後兩者則屬結晶性結構而不

同的吸收劑具有不同的功用在工業上大量使用吸收劑來控制有機物

的排放及回收以活性碳及沸石在此介紹兩者吸收劑的吸附特性

(1)活性碳（Activated carbon）活性碳為一多孔性碳體之集合性名稱其製造可經由碳體之反

59

應性氣體處理或將含碳物質碳化（carbonization）然後以化學處

理之活化（activation）主要原料為煤和椰子殼其具有相當特殊的

孔洞結構比表面積可高達 1000 m2g 以上此乃因孔洞結構屬於微

孔性平均孔洞小於 20 macru且具非極性表面活性碳基本上可分為

粒狀活性碳（GAC）和粉狀活性碳（PAC）因考慮壓力損失等能量

消耗及製造技術之限制在空氣淨化上常用 GAC（蔡 1993）吸附

能力與活性碳的物性孔洞結構及表面化學等性質有關被吸附物

質分子量愈大愈易被吸附溫度對吸附有著密切的關係溫度愈高

愈不利於吸附（蔡 1993Suzuki 1990）且濕氣的存在會降低活性

碳對有機物的吸附能力碳表面所含的氧化物及灰分會增進水蒸氣

或其他極性物質的親和力降低有機物及其他非極性物質的吸附

（Tsai and Chang 1994Gong 1993）Richard（1984）以 Filtrasorb 400

活性碳吸附水中 11 種 PAHs結果分別以 Henryrsquos lawLangmuir

BETFreundlich 及 Redlich-Peterson 五種不同的吸附方程式來描述

結果顯示活性碳對 PAHs 的吸附效果良好此外活性碳對 PAHs

的吸附效果也比對其他疏水性有機物來得好

Afzal（1993）活性碳含金屬物質（NiCuZnCd）吸附有機

物蒸氣之熱力研究結果顯示活性碳的表面積會因金屬的加入而減

少但這些金屬顆粒卻提供了活性的吸附位址可有效的吸附極性物

質增加有機物蒸氣的吸附並非熵（entropy）的效應而是與焓

（enthalpy）有關且吸附時高焓值易形成化學性吸附Dimotakis

（1995）將 ACCs 經過氨氧化及氯化處理使其帶鹼性酸性及極性

提高其對 VOCs 的吸附並以丙醛丙酮甲苯作為實驗用之 VOCs

在 ACCs 的結構上 NOCl 元素與 ACCs 產生化學鍵結合其中氯

化及氧化的處理減少 ACCs 的表面積總孔洞體積及微孔體積而以

60

氨處理結果卻增加 ACCs 的孔隙度在吸附特性上ACCs 表面經氧

化（oxidized）處理後對 25~50 ppmv 的乙醛及丙酮的吸附能力提高了

500 及 350 在 1000~500 ppmv 下則提高了 130 及 75而對

苯而言經過以上的化學處理皆會增加其吸附能力以活性碳通入煙

道氣中來控制由焚化都市廢棄物所產生之 HgCl2在 150的操作溫

度氣相濃度 1 mgm3 下活性碳可吸附到大量的 HgCl2而含 Na2S

的活性碳有助於增加吸附 HgCl2 的含量（DKaratza 1996）

(2)沸石（Zeolites）沸石為孔骨架結構矽鋁酸鹽結晶體含有鹼金屬與鹼土金屬的

水合矽鋁化合物主要之結構是以矽四面體 SiO4所構成之三度空間

晶體在沸石結構中有些矽可被三價鋁同構置換（isomorphous

substation）於是整個結構由 SiO4和 AlO4以各種規則之排列方式

共有氧原子而結合在一起具有下列特徵1可承受較高溫度不會

改變結構2可吸附特定大小污染物3吸附量大4可進行選擇性

吸附5高溫低壓下仍具很強吸附能力6吸附能力不受水汽影響

當氣流中相對濕度大於 50 沸石受水汽的影響遠低於活性碳沸

石成分矽鋁比越大吸附量亦愈大BET 表面積較大之沸石其吸附

量亦愈大粉末狀沸石吸附能力大於顆粒狀沸石但壓損較大Y

式沸石對 VOCs 吸附能力較 A 式為大（鄭 19931995）

以 NaX Zeolit 進行苯甲苯三甲苯四甲苯NaP六甲苯

dimethylnaphthalene 及 AnT 之平衡等溫線和等壓線亨利常數吸

附熱和完整之等溫線也被廣泛研究高分子量有機物之吸附等溫線

近似 Langmiur 形式其飽和能力接近 1 moleculecage吸附熱的增

加與有機物含碳數成線性關係相同碳數的芳香化合物在等溫線或

吸附熱會出現些微不同（Douglas 1993）

61

331利用吸附技術控制廢氣排放之實例

日本應用噴注式吸附法控制煙道氣中 PCDDsPCDFs 的排放

將粉狀活性碳噴入煙道氣中再經由袋式集塵器收集操作溫度為

160~220 結果測得煙囟內 PCDDsPCDFs 的含量低於 01

ngm3N-TEQ去除效率達 98 以上若只採用袋式集塵器收集而

無活性碳則去除效只達 83 可見活性碳有助於有機物的去除

除有機物外對 Hg 蒸氣及酸氣亦有去除效果（TŁujima 1996）

在歐洲國家有實廠採用活性碳床控制焚化廢氣之排放其中

Hartenstein（1994）學者指出利用活性碳床（ACR）及選擇性還原

反應器（SCR）來控制煙道氣中污染物的排放在一實際有害廢棄

物焚化廠的洗滌塔後裝一活性碳床（操作溫度 120~150 ）及選擇

性還原反應器用 impinger 採集酸氣體及金屬揮發物XAD-2 樹脂

吸附高分子有機物VDI method 3482 取揮發性有機物再進一部

分析結果發現排放廢氣中有機物重金屬及酸性氣體皆有明顯減

少趨勢且許多歐洲國家已規定使用此控制技術來淨化廢氣的排放

瑞士及丹麥許多焚化廠於袋式集塵器前噴入活性碳吸收劑控制

污染物的排放結果顯示對污染物的去除效果良好其中對汞的去

除率約可達到 80 以上（孫 1993）

62

34 總結

根據以上的文獻得知焚化廢氣中所含有的污染物大致上可分

為粒狀污染物重金屬酸性氣體及有機性氣體等而這些污染物

控制除了從操作條件著手外還必須有設備上的配合各污染物的控

制設備分別為

粒狀污染物旋風集塵器袋濾式集塵器靜電式集塵文式洗滌塔

重金屬乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔袋濾式集塵器

活性碳噴入

酸性氣體乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔

有機性氣體文式洗滌塔袋濾式集塵器靜電式集塵活性碳床

63

第四章 廢氣控制設備組合之評估

焚化處理已成為目前國內外廢棄物處理的主軸然而儘管焚化處

理具有無害化減量化資源化安定化等優點不僅能回收垃圾成

份中具有再生利用的物質且能將廢棄物體積減至約 110 的體積而

增加掩埋場的使用年限但卻仍有其缺點如二次污染物的產生這

些二次污染物包含粒狀物酸性氣體重金屬揮發有機氣體等若

未加以處理不但會造成空氣污染亦會對人體健康造成重大的傷

害而除了對燃燒條件可加以控制外另外更需要加裝空氣污染防治

設備來處理二次污染物

去除二次污染物的防治設備包括靜電集塵器袋濾式集塵器乾

式半乾式及濕式洗滌塔等防治設備而目前國內外最常使用的組合

為乾式(半乾式)洗滌塔+袋濾式集塵器及靜電集塵器+濕式洗滌塔此

外為了有效去除重金屬揮發物也會添加活性碳氯化鈣(CaCl2)及

Na2S 等化學藥劑來提高重金屬及有機物的去除效率

由國內外發展的趨勢來看為了減少廢水的排放及達到日益嚴格

的排放標準目前國內外的防治設備多為半乾式洗滌塔及袋濾式集塵

器的組合且處理設備已普遍應用於歐美及日本各國對空氣污染的

防治效能極佳

41 國內外焚化廠設備規模及處理概況

台灣地區早期規劃的焚化爐皆為機械式爐床且空氣污染控制設

備多為靜電集塵器+濕式洗滌塔此控制設備因在過去十餘年已廣泛

使用於日本及歐洲之中大型焚化廠且空氣污染防治性能優良技術

充份成熟因而基於技術成熟度及為確保有效可靠運轉因此多採用

64

靜電集塵器+濕式洗滌塔控制設備但因有洗煙廢水處理及廢氣再加

熱等缺點且可能造成戴奧辛再次生成因此近幾年來台灣地區新設

計之控制設備都已趨向半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此控制設備的

優點為操作維護較簡易不產生洗煙廢水空氣污染防治性能優良

等缺點則為產生較多之飛灰及反應物最近已廣泛被應用於日本及

歐洲焚化廠此處理流程對 1 microm 以下之細微粒狀污染物其收集效

果極佳至於重金屬及微量有機物化合物之去除也可達一定之去除效

果若再輔以活性碳噴入系統則對重金屬及有機物之去除效果更佳

台灣地區近年來也常在廢氣處理系統中加入活性碳噴入系統及選擇

性非觸媒還原法來增加有機物及 NOx的去除效率然而半乾式洗滌塔

其霧化條件的控制實屬不易常為人所垢病因此近年來亦有一些新

設廠改採乾式洗滌塔為其脫硫設備

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店廠樹林廠及台中市等六個廠此外另有

15 個廠正陸續興建完成中其處理垃圾量分別在 500~1500 噸不等

而所使用的控制設備則多為半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器表 4-1 即

為台灣地區目前已完工運轉之六個焚化廠六個廠的設計皆為機械爐

床式焚化爐且設計的熱值都在 1500 仟卡公斤左右但由於近年來

垃圾熱值明顯有提高的趨勢因此每日的進料量通常都低於原先的設

計量至於所使用的空氣污染控制設備以內湖及木柵廠而言為靜電

集塵器+濕式洗滌塔而北投廠及台中廠乃使用半乾式洗滌塔+袋濾式

集塵器新店廠及樹林廠則使用乾式洗滌塔+袋濾式集塵器可見國

內在控制設備上也漸漸趨向(半)乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此外也

都陸續添加活性碳來增加有機物及重金屬汞的去除效率

65

表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料

廠名 爐型 設計的熱值(仟卡公斤) 規模(噸日) 產生之廢氣量(Nm3hunit) 控制設備組合台北市內湖廠

機械爐床水牆式焚化爐

1350 3(座)times300 70000 EP+WS

台北市木柵廠

機械連續式焚化爐

1600 4(座)times375 72000 EP+WS

台北市北投廠

4(座)times450 110000 SD+FF

臺中市 機械爐床水牆式焚化爐

1500 3(座)times300 56000 SD+FF+AC

台北縣新店廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 2(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

台北縣樹林廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 3(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器

Dry乾式洗滌塔

資料來源環保署全球資訊網1994 年環境工程會刊第五卷第四期 P49-58

66

國外將焚化爐應用於垃圾處理上行之以久其中美國歐洲等先

進國家焚化技術開發約始於 60 年代亞洲則以新加坡及日本發展最

早日本因掩埋土地不易尋求故垃圾處理以焚化為主焚化爐型式

早期以固定式及機械爐床式為主近年來則陸續發展流體化床焚化

爐表 4-2 即為日本兩座流體化床焚化爐之操作條件流體化床爐內

由於空氣帶動固體不停地翻滾或流動氣體與廢棄物接觸面積大

混合效果好熱傳效率佳溫度的分佈相當均勻因此燃燒效率相當

高而且可在爐內直接加入酸性氣體吸收劑增加酸性氣體的去除效

率唯一需注意的是廢棄物進入爐內之前需先經過破碎由於流體化

床具有上述之優點因此已成為近年來國外常用的新型焚化爐其中

日本在這一方面技術已發展相當成熟

67

表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件

廠名 爐型 操作條件 空氣污染控制設備 污染物排放量

日本 Chiba 流體化床焚化爐 處理容量 210 TD

爐中燃燒溫度 600~630

廢熱鍋爐溫度 520

冷卻塔溫度 300

靜電集塵器入口溫度220

洗煙塔

靜電集塵器

飛灰0005 gm3

SOX5 ppm

HCl16 ppm

NOX5 ppm

日本 Shiga 流體化床焚化爐 處理容量180 TD

(90 TDtimes2)

半乾式洗煙塔

靜電集塵器

粒狀物0029 gm3

SOX10 ppm

HCl79 ppm

NOX57 ppm

資料來源張1997

68

42 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響

表 4-3 為不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較由表中可

得知不論使用何種控制設備組合(濕式洗滌塔半乾式洗滌塔+靜電集

塵器或靜電集塵器+濕式洗滌塔)對重金屬 Hg 都可達到一定的去除效

率(70 以上)濕式洗滌塔及靜電集塵器+濕式洗滌塔甚至可達到 90

以上的去除效率

對酸性氣體去除效率方面一般酸性氣體去除系統(乾式半乾式

及濕式洗滌塔)對 SOxHCl 及 HF 都可達一定的去除效果使符合法

規的要求唯獨對 NOx的去除效率相當低因而通常會使用選擇性非

觸媒還原法或選擇性觸媒還原法來增加 NOx的去除效率表 4-4 即為

不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較表中無論使用乾式或濕式

洗滌塔對 SOx的去除率都可達 80 以上而利用選擇性非觸媒還原

法或選擇性觸媒還原法對 NOx的去除率則可達 50 上下另外也有

實廠直接在流體化床中添加觸媒及吸附劑可同時對 SOx及 NOx達相

當高的去除效率此法在未來或許可具相當大的發展性

69

表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較

廠名 控制設備 操作條件 進入控制設備前的重金屬濃度(mgNm3) 去除效率()

日本練馬 靜 電 集 塵 器 + 濕 式 洗 滌 塔

(CuCl2 及螫合劑添加)

Hg0221 90

瑞士 Base 濕式洗滌塔 Hg0234 92

瑞士 Zurich 半乾式洗滌塔+靜電集塵器 集塵器進口溫度 120 Hg0451 89

法國 Lyon-Sud 濕式洗滌塔 Hg0459 87

法國 Lyon-Noud 濕式洗滌塔 Hg0255 72

丹麥 Amager 半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器 集塵器進口溫度 127 Hg0217 88

德國 Kassel 靜電集塵器+半乾式洗滌塔+袋

濾式集塵器

集塵器進口溫度 137 Hg0349 84

Avesta 濕式洗滌塔+靜電集塵器 Hg275 Cd2375

Pb675 (11 O2)

Hg80 Cd42

Pb284

資料來源孫1993

70

表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較控制設備 操作條件 進入控制設備前的污染物濃度

(mgNm3)去除率() 設備費

SNCR(選擇性非觸媒還原法)

廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 850~1050

NOx150 ppm 25~35 (105 ppm) 設備成本 700~1000 萬元操作成本 130~220 萬元年

SCR(選擇性觸媒還原法) 廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 200~450

NOx150 ppm 60~75 (50 ppm) 設備成本 3000~5000 萬元操作成本 140~190 萬元年

噴霧乾燥法 吸附劑Ca(OH)2

添加劑NaOH700 mgL廢氣流速及入口溫度42 m3min150

SOx2500 ppm 86

半乾式洗滌法(噴霧乾燥脫硫)

入口氣體溫度 160Ca(OH)2 泥漿 15流量 6 mlmin忝加劑飛灰飛灰Ca(OH)2=31

SOx650~2150 ppm 73

乾式噴霧塔+ESP 吸收劑Ca(OH)2乙醇混合物碳酸氫鈉添加劑氨吸附劑注入溫度367~589 KCa(OH)2SO2=15~252NaHCO3(SO2+2NO)=05~25

SOx600~2000 ppmNOx240~600 ppm

SOx90 NOx72

powder-particle 流體化床反應溫度1023 KCaS=3平均粒徑5 microm固定床高03 m氣體流速1 msec

SOx500~1000 ppm SOx100

powder-particle 流體化床內添加觸媒(particle)TiO2WO3

及吸附劑(powder)CuOFeO反應溫度600 sorbentS=3固定床高03 m

SOx300~1000 ppmNOx500 ppm

SOx80 NOx95

濕式洗滌塔中黃磷 LG30~100 galminPNO06

SOx1500~2500 ppmNOx60~600 ppm

SOx95 NOx90

資料來源司等人1996Dennis Helfritch 等人1992Shiqiu Gao 等人1996J WANG 等人1996 Chang SG等人1992

71

43 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響

國內焚化爐在行政院環保署於民國八十六年八月六日發佈「廢

棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準」後也面臨戴奧辛排放管制要求

因此須運用各類可行的戴奧辛控制技術以期能減少焚化爐戴奧辛的

排放量降低其危害性根據國外文獻可知國外目前對於降低焚化

爐廢氣中戴奧辛的排放濃度控制技術主要有二次高溫燃燒抑制劑

的添加活性碳吸附急速冷卻系統化學氧化等均能有效控制戴奧

辛的排放量(Townsend1995李1996)

一般而言焚化所產生的戴奧辛主要來源有1垃圾成份2爐內燃

燒不完全形成3爐外低溫再合成(王1997)因此卻有效控制焚化

爐 PCDDsPCDFs 排放量的方法不外乎下面四項1力行垃圾分類

減少焚化含有戴奧辛的成份2避免燃燒不完全3防止爐外低溫合

成4利用後續污染控制設備來降低戴奧辛的排放量

垃圾成份原本就相當複雜尤其是普遍使用之除草劑殺蟲

劑農藥等有機溶劑皆含有 PCDDsPCDFs 有機物質因此在實行垃

圾分類上除力行回收有機溶劑外應屬減少戴奧辛的生成及去除戴奧

辛的排放兩方面著手較為實際在避免燃燒不完全方面垃圾成份中

所含之 CHONS 等元素在焚化過程中若未加以燃燒破壞

可能會產生一些易產生戴奧辛之前驅物不僅難以破壞已經形成之

72

PCDDsPCDFs 更有助於 PCDDsPCDFs 的生成故可從燃燒完全的

基本條件著手如燃燒溫度含氧量停留時間混合程度水汽含

量來加以控制爐外低溫再合成方面燃燒不完全之氯苯氯酚等前

驅物隨焚化廢氣排出燃燒室可能為廢氣中飛灰之碳元素所吸附並

在特定的溫度範圍內(250~400 尤其在 300 時最顯著)在飛灰

顆粒所構成之活性接觸上被金屬氯化物(CuCl2FeCl2)催化反應生

成 PCDDsPCDFs(王1997)其控制方法仍需從燃燒的基本條件來著

手若排放的焚化廢氣仍無法符合排放標準則必須從空氣污染防制設

備來尋求解決的辦法目前最常使用的控制設備組合包含乾式或半乾

式洗滌塔+靜電集塵器(或袋濾式集塵器)及靜電集塵器+濕式洗煙

塔另外亦可加上活性碳噴入法各控制設備組合各有其優缺點將

於下列敘述比較之曾有文獻(王1997)指出以 GCP(good combustion

practice)+半乾式洗煙塔+活性碳噴入法+袋濾式集塵器之組合較佳

且增加之初設費用亦不高歐洲已有成功的實例因此未來國內之

新舊廠可評估此組合之可行性以改善戴奧辛之排放量

近年來研究焚化爐排放戴奧辛的相關文獻大都將重點擺在煙道

排氣中戴奧辛的濃度少數研究甚至包含飛灰底灰中戴奧辛濃度的

相關資料最近有文獻針對實際運轉中之都市廢棄物焚化爐飛

73

灰底灰及煙道排氣中戴奧辛含量作統計表示在一般廢棄物焚化爐

排放戴奧辛的流佈上仍集中於飛灰與煙道氣之中而底灰內的戴奧

辛含量則相對顯得較不重要(鍾1997)不同地點不同性質的焚化爐

其污染程度往往亦有很大的差別甚至有高達百倍以上的差距造成

如此大的差異的原因主要是焚化爐的操作方式如操作溫度過剩空

氣量氣體停留時間垃圾組成等特別進料是否預先經過篩選對

於焚化爐排放戴奧辛的濃度有決定性的影響表 4-5 為國外學者所歸

納之排放出最少量戴奧辛的焚化爐操作條件

表 4-6 為國內實際運轉中之焚化爐所使用之相關空氣污染控制

設備及戴奧辛排放之相關資料由表中可看出 B 廠除酸設備在粒狀

物除塵設備之後氣流未經除酸過程使得 HCl 濃度較高導致灰份上

較多戴奧辛生成且靜電集塵器操作溫度通常落在戴奧辛生成溫度

250~400 之間另外靜電集塵器之高壓電可能使前驅物在 ESP 內

進行異相催化反應及 de novo 合成反應(黃1998)故導致 B 廠不僅

無法去除 PCDDsPCDFs相反有增加 PCDDsPCDFs 排放的趨勢

文獻中也指出 B 廠之 ESP 若換成 Baghouse 則可大量減少戴奧辛的排

放量E 廠之 PCDDsPCDFs 排放量為 DEF 三廠中最高可能因

素為 E 廠之靜電集塵器操作溫度落在戴奧辛生成溫度 250~400之

間F 廠為實際運轉之大型焚化爐燃燒效率較佳故排放量較低且

74

產生之戴奧辛多為毒性較低之 PCDDsPCDFs而 DE 廠為試燒之

小型焚化爐故產生之戴奧辛多為高毒性之 PCDDsPCDFs因此籌

建焚化廠時建議選擇燃燒效率較佳之大型焚化廠文獻中曾指出添加

PVC 會造成廢氣中 HCl 濃度增加又 HCl 會影響 CO 氧化成 CO2的

速率故當 PCDDsPCDFs 濃度增加時CO 濃度也較高(黃1998)

又指出焚化中含碳量含氯量重金屬(以 CuZn 最明顯)愈高戴

奧辛愈易形成而粒徑愈小的灰份 Dioxin 濃度愈高同時其灰份愈

不易被空氣污染控制設備去除故 Dioxin 排放量較高而氯鹽隨粒

徑增加有減少趨勢與 Dioxin 隨粒徑增加有減少趨勢相符

表 4-7 為國外幾個實際運轉中焚化廠 PCDDsPCDFs 去除效率之

調查資料由表中得知廢氣進入集塵設備內引發rdquo爐外低溫再合成rdquo

現象使得 PCDDsPCDFs 之去除效率降為負值而袋濾式集塵器較

靜電集塵器去除效果佳可能是因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去

除廢氣中之 PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低

速度愈慢其去除效果愈佳

75

表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997)項目 運轉條件

燃燒區二次燃燒溫度氣體停留時間

煙道氣 CO 之濃度(乾基)燃燒區氧氣含量(乾基)

gt攝氏 1000超過 15 秒

目標值lt20 ppmv最高值 70 ppmv6 plusmn10 以上

後燃燒設備鍋爐

噴灑石灰用量

袋濾室出口溫度

經常清理SD15~2 倍劑量比乾石灰2~3 倍劑量比

135~165

表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料(凌1995李1996鍾1997黃1998)

廠名 焚化爐型式 控制設備 Dioxin 排放A 廠 大型焚化爐 Cyclone+乾

式+Baghouse56~66去

除率B 廠 大型焚化爐 ESP+濕式 402~558

增加率C 廠 大型焚化爐 半乾式

+Baghouse排放量BgtAgtC

D 廠 試燒小型焚化爐 -E 廠 試燒小型焚化爐 ESPF 廠 大型焚化爐 -

排放量EgtFgtD

76

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)集塵器進出口濃度

(ngNm3)廠名廢氣處理

流程集塵器進口溫度() 進口 出口

去除效率()

DaytonNorth Andover

PeekskillPinellas

ESP

279313215280

214245

1143254

14500362

9570100

--

154-

QuebecQuebecQuebecQuebec

DI+FF

204140121110

163811761007456

733049ND243

996999

1000995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643Biddford

CommerceMid

ConnecticutQuebec

SD+FF

137132133

140

903545

1019

2311

438473066

126

995959999

999

77

44 空氣污染防治設備組合比較

表 4-8 為台灣地區目前已完工運轉或正陸續興建完工中之 21 座焚

化廠由表中可看出台灣地區早期裝置於焚化爐後之空氣污染防治設

備主要為靜電集塵器+濕式洗滌塔此設備組合的煙氣設計條件對重

金屬去除上並無特別要求對粉塵的去除效率上也要求不高(僅 30

左右)對酸性氣體的去除則可達到 80 以上(NOx 除外)隨法規的

要求愈來愈嚴格後來陸續興建的焚化爐多以半乾式洗滌塔搭配袋濾

式集塵器為主此設備組合預期對粉塵的去除效率可達 99 以上

對酸性氣體則可提高至 90 以上對重金屬的去除也都可達到法規

的要求唯對 NOx 去除效果可能不太理想因此通常會加上活性碳

及無觸媒脫硝設備來加增加有機物及 NOx 的去除效果而以設備費

用來看每個廠的煙氣處理費都約占全廠費用的 110為 2~4 億不

等表 4-9 則為國外 5 座 FKHTNER 德國總公司在世界各地最近剛完

工運轉之焚化廠煙氣處理設備相關資料表中可看出國外所採用的控

制設備組合都較國內嚴謹因而無論是去除酸性氣體或去除重金屬的

效果都較國內佳但國外這五座廠的煙氣設備費卻都占全廠費用約

14 左右高出國內約 2~3 倍的價格另外因國內垃圾分類尚不及國

外普及因而不易回收垃圾成份中可再生利用之物質故相較之下

國內在生廢氣中重金屬污染物的濃度皆較國外高

78

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 內湖 木柵 新店 樹林 台中市爐數及容量(td)

3times300 4times375 2times450 3times450 3times300

設計煙氣條件(inletoutlet)

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA NA NA NA NA NA NA NADust 70 70 70 50 10000 20 10000 20 8000 50HCl 2000 80pp

m1200 60 1300 80pp

m1300 80pp

m1200 60

SOx 350 300 350 50 500 80 500 80 350 50HF 30 5 30 5 50 3(total

F)50 3(tot

al F)30 5

NOx 200 200ppm

200 200 250ppm

250ppm

250ppm

250ppm

200 200

CO NA NA NA NA 150 150 150 150 NA NAHg NA NA NA 01 1 03 1 03 NA 01Cd NA NA NA 01 4 01 4 01 NA 01Pb NA NA NA 2 NA 1 NA 1 NA 15As NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NACr NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NAZn NA NA NA 3 NA 1 NA 1 NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

EP+WS EP+WS CYC+Dry+AC+FF

CYC+Dry+AC+FF

SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

23 億 34 億 43 億 27 億

全廠費用 24 億 439 億 38 億 45 億 40 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢氣量 72000 Nm3hr操作溫度 220~250

廢 氣 量90000 Nm3hr

廢 氣 量90000Nm3hr

廢 氣 量56000Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔

AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧

SC煙氣洗滌塔(只噴水) Dry乾式洗滌塔 NAno data available

資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問

1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

79

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 嘉義 仁武 溪洲 崁頂 后里爐數及容量(td)

2times150 3times450 2times450 2times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 6000 20 8000 30 8000 30 5000 20 8000 30HCl 900p

pm20ppm

1300ppm

30ppm

1300ppm

30ppm

1200ppm

25ppm

1300ppm

30ppm

SOx 750 72 300ppm

35ppm

300ppm

35ppm

200ppm

30ppm

300ppm

35ppm

HF 25 07 NA NA NA NA NA 2 NA NANOx 150p

pm150ppm

120ppm

120ppm

120ppm

120ppm

NA 100ppm

120ppm

120ppm

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

NA 60ppm

80ppm 80ppm

Hg 07 006 NA 02 NA 02 NA 01 NA 02Cd 2 006 NA 01 NA 01 NA 01 NA 01Pb 30 06 NA 05 NA 05 NA 06 NA 05As 07 04 NA NA NA NA NA NA NA NACr 2 04 NA NA NA NA NA NA NA NAZn 75 11 NA NA NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

SD+AC+FF SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

04 億 218 億 24 億 20 億 24 億

全廠費用 16 億 4723 億 317 億 303 億 321 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢 氣 量115260 Nm3hr

廢 氣 量120000 Nm3hr

廢 氣 量119714 Nm3hr

廢氣量 120000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

80

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 基隆 宜蘭 台南 北投 八里爐數及容量(td)

2times300 2times300 2times450 4times450 3times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA 011ngNm3

NA 011 ngNm3

NA NA NA 015ngNm3

NA NA

Dust 8000 20 8000 20 88000 20 8000 30 10000 10HCl 1200

ppm25ppm

1300ppm

25ppm

1467 18ppm

1200 25 1500ppm

50ppm

SOx 200ppm

30ppm

300ppm

30ppm

550 73 350 35 500 100

HF NA 2 NA 2 55 07 30 1 50 2NOx 105p

pm105ppm

105ppm

105ppm

145ppm

145ppm

200 NA 370 370

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

58ppm

58ppm

NA NA 100 100

Hg NA 02 NA 02 15 007 1 0075 1 01Cd NA 01 NA 01 44 007 3 0075 4 005Pb NA 05 NA 05 NA 1 40 075 NA 03As NA NA NA NA NA 036 1 05 NA 01Cr NA NA NA NA NA 036 3 05 NA 02Zn NA NA NA NA NA 1 100 3 NA 07Organic(as C)

NA NA NA NA 20

煙氣處理設備

SNCR +SD+AC+FF

SNCR +SD+AC+FF

SD+AC+FF SD+FF CYC+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

15 億 15 億 16 億 55 億 28 億

全廠費用 2148 億 2088 億 28 億 658 億 53 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量79200

廢氣量 79200 廢 氣 量90000

廢 氣 量110000Nm3hr

廢氣量 114000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

81

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 新竹市 高雄中區 高雄南區 岡山 鹿草爐數及容量(td)

2times450 3times300 4times450 3times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm31-TEQ

10-O2mgNm31-TEQ

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 01ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 10000

10 10000 20ppm

9000 20 8000 20 20

HCl 1500ppm

50ppm

1500ppm

20ppm

1300ppm

20ppm 1300ppm

25ppm

1300ppm

25ppm

SOx 500 100 500ppm

25ppm

300ppm

25ppm 300ppm

30ppm

300ppm

30ppm

HF 50 2 NA NA NA NA NA 18(total F)

NA 18(total F)

NOx 370ppm

370ppm

370 105ppm

105ppm

105ppm 105ppm

105ppm

105ppm

105ppm

CO 100ppm

100ppm

100 60ppm

60ppm

60ppm 80ppm

80ppm

80ppm 80ppm

Hg 1 01 1 006 1 006 NA 02 NA 02Cd 4 005 4 006 30 006 NA 01 NA 01Pb NA 03 NA 06 40 06 NA 05 NA 05As NA 01 NA 04 NA NA NA NA NA NACr NA 02 NA 04 NA NA NA NA NA NAZn NA 07 NA 11 NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

20 NA NA NA NA

煙氣處理設備

CYC+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

18 億 26 億 36 億 3 億 23 億

全廠費用 36 億 328 億 5696 億 43 億 34 億煙氣處理設備操作條件

廢 氣 量114000 Nm3hr

廢 氣 量80000 Nm3hr

廢氣量 122865 Nm3hr

廢 氣 量109000 Nm3hr

廢氣量 109000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問1998 年工業污染防治 Vo17No3p46-65

82

表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 AVE

TwenteNetherlands

TUAS Palma de MallorcaSpain

Friesenheimer Insel Mannhelm Waste to energy plant North Unit 4

North refuse incineration plantBerlin Ruhleben

操作條件 濕排氣量117000m3hr進料量18tonhr

濕排氣量1080000 m3hr進料量180tonhr

濕排氣量100000 m3hr進料量5625tonhr

濕排氣量155000 m3hr進料量25tonhr

濕排氣量73500 m3hr

排氣狀況 inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outletDioxin(mgm3) 4 01 - - - - 5 0 5 01Dust(mgm3) 4000 5 4000

-8000

30 4000

30 2500 5 1000-4000

10

HCl(mgm3) 1100 10 1300 100 1300

50 840 5 600-1500

10

SOx(mgm3) 400 40 200 100 600 300 600 5 100-800

50

HF(mgm3) 10 1 50 5 10 2 10 1 5-20 1NOx(mgm3) 300 70 500 500 - - 400 70 250-40

0100

CO(mgm3) 40 50 100 100 - - 40 50 50 50Hg(mgm3) 04 005 1 02 07 01 1 001 - 005Cd(mgm3) 1 005 4 1 2 01 05 001 - 005PbSnAsCu 20 1 20 10 10 1 30 01 - 05orag(asC) (mgm3)

40 50 - - - - 5 5 - -

煙氣處理設備 EPI+SD+EPII+WS+FF+SCR

EP+SD+AC+FF

SD+FF AC+WS+SCR+AC

SD+FF+AC+SCR

煙氣處理設備費用

80million 馬克 76million馬克

- 50million 馬克

-

全廠費用 300millio 馬克 1100million馬克

220million馬克

200million馬克

500million 馬克

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SCR觸媒脫硝

資料提供惠能顧問公司提供

83

45 結論

綜觀上述之資料可知目前國內外焚化廠之污染防治設備大抵

是以靜電集塵器+濕式洗滌塔或乾式噴霧塔+袋濾式集塵器搭配使

用而這兩種組合之處理排放量也都能達到環保法規的要求且其成

本差異對總建廠成本而言幾可忽略然而前者所產生的廢水需備

有後續處理設備處理之甚且近年來有學者指出使用靜電集塵器和

戴奧辛的產生有密切的關連性故國內外新設的焚化廠有逐漸捨前者

而就後者的趨勢

84

第五章 焚化廢氣之模擬

在本計劃中除了以實驗室規模的流體化床焚化爐真實模擬都市

廢棄物焚化後所產生的污染物外也使用在化工製程方面常用的模擬

軟體--ASPEN PLUS 做為研究工具針對不同的焚化條件模擬其所

產生的污染物

此外為彌補 ASPEN PLUS 中無機資料庫之不足在重金屬生成

部份的模擬則加入熱力平衡模式的模擬結果以做為對照比較之用

51 模擬參數

在本研究中廢棄物的進料組成乃根據 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析而訂除此之外再加入目前法規對一般廢棄物焚化爐空氣

污染物所管制的重金屬物種 CdHgPb 等以及另一毒性重金屬物

質 Cr如表 5-1 所示而垃圾的進料量則以臺中市垃圾焚化廠的日處

理量 900 公噸為基準換算成每小時 37500 kg 的進料量在完成其

模擬後將過量空氣百分比熱損失率及廢棄物之熱值含硫量含

氯量五個操作變因歸納為二組一組為過量空氣百分比熱損失率及

廢棄物的熱值因為此三個變因影響所及是爐溫的變化故這組變因

主要是探討其對爐溫的影響而另一組為廢棄物之含硫量及含氯量

85

由於這兩個變因會影響焚化污染物的組成型態所以必須模擬在不同

的含硫(氯)量下所對應生成的污染物量表 5-2 為各參數之變動範圍

表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成可燃分()水份() 灰分()

碳 氫 氧 氮 硫 有機氯506 1379 1899 282 1306 045 012 016

重金屬()鎘 汞 鉛 鉻

高位發熱量(KcalKg)

低位發熱量(KcalKg)

碳氮比

0012 000025 01 01 210672 165069 4174

表 5-2 參數之變動範圍參 數 範 圍過量空氣 () 20406080100熱損失率 () 0102030熱值(KcalKg)times10-3 1617181920212223242526含硫量 () 021015202530含氯量 () 021015202530

86

52 系統模擬

521 系統流程描述

首先選取適合處理固體及冶金的應用型式Solids with Metric

Units 及 Flowsheet Simulation(FlowSheet)的執行模式以便讓 ASPEN

PLUS 幫我們作適合的設定

接著便開始描繪整個系統流程圖

在此我們利用 RGIBBS model 來模擬一次燃燒室而 RGIBBS

model 是根據反應達平衡時 Gibbs free energy 為最小的原理設計而

成所以我們只須給進料物質組成及定義平衡產物即可然而對

ASPEN PLUS 而言都市廢棄物是一非傳統物質因此無法得知其物

質組成而其平衡反應計算也就無法進行故物質在進入 RGIBBS

model 之前必須先將其分解成元素狀態使 RGIBBS model 得知其組

成此步驟可藉由 RYIELD model 來達成但 RYIELD model 在執行

此步驟時可能造成熱量的消耗所以在 RYIELD 及 RGIBBS model

之間必須以一熱流(Q-DECOMP)連接之使物質在 RYIELD model 中

造成的熱量變化可以完整的傳送到 RGIBBS model 中整個模擬程序

如圖 5-1 所示

87

522 基本設定(Setup Specifications form)

完成流程圖的描繪之後則按照專家指引系統的導引依序輸入所

需的資料首先必須對流線型式(stream class)作定義由於我們在

圖 5-1 模擬流程圖

模擬過程中要對純物質傳統固體非傳統成份及粒子尺寸分佈

(Particle size distribution)等做考量所以須將 stream class 設為

MCINCPSD即每條流線包含 MIXED(含氣液相之純物質)CIPSD

(傳統固體)及 NCPSD(非傳統成份)等 substream以便對各種不同性質

的物質能做合理的描述計算及報告

523 成份屬性(Components Specifications form)

接著在 Components Specifications form 中我們必須選取在整個

模擬過程中所需使用的成份物質其中較特別的是 SO2 及 SO3 在

ASPEN PLUS 資料庫中的化學式分別為 O2S 及 O3S而一般物質在

ASPEN PLUS 被預設為 Conventional type 的成份型式然而對於 C

及固態金屬化合物則必須將之改為 Solid type因為 RGIBBS model

RYIELD

DECOMP

RGIBBS

BUR NERWAS T E INBUR NER OUTP UT

Q-DE COMP

AIR

88

無法執行同一成份之流體相與固體相間的相平衡故必須對同一成份

給予流體相及固體相不同的命名以便執行氣固平衡計算而為了易

於觀察計算結果對於重金屬化合物之氣液固相分別給予不同的

標記命名在此我們從 ASPEN PLUS 無機資料庫中選取可能生成的

重金屬(鎘汞鉛鉻)化合物和較穩定的氣體產物如表 5-3 所示

表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質鎘(Cd) 汞(Hg) 鉛(Pb) 鉻(Cr)

C(s)

H2ON2

O2

NO2

NOSO2SO3SH2

Cl2

COCO2

ASH(NC)WASTE(NC)

Cd(s)

Cd(g)

Cd(OH)2(s)

Cd(OH)2(g)

CdCl2(s)

CdCl2(g)

CdCO3(s)

CdCO3(g)

CdO(s)

CdO(g)

CdS(s)

CdS(g)

CdSO4(s)

CdSO4(g)

Hg(g)

Hg(l)

Hg2Cl2(s)

Hg2Cl2(g)

Hg2SO4(s)

Hg2SO4(g)

HgCl(g)

HgCl2(s)

HgCl2(g)

HgH(g)

HgO(s)

HgO(g)

HgS(s)

HgS(g)

HgSO4(s)

HgSO4(g)

Pb(s)

Pb(g)

Pb2(g)

Pb3O4(s)

Pb3O4(g)

PbCl(g)

PbCl2(s)

PbCl2(g)

PbCl4(g)

PbCO3(s)

PbCO3(g)

PbH(g)

PbO2(s)

PbO2(g)

PbS(s)

PbS(g)

PbSO4(s)

PbSO4(g)

Cr(s)

Cr(g)

Cr(CO)6(s)

Cr(CO)6(g)

Cr23C6(s)

Cr23C6(g)

Cr2N(s)

Cr2N(g)

Cr2O3(s)

Cr2O3(g)

Cr3C2(s)

Cr3C2(g)

Cr7C3(s)

Cr7C3(g)

CrCl2(s)

CrCl2(g)

CrCl3(s)

CrCl3(g)

CrCl4(g)

CrN(s)

CrN(g)

CrO(g)

CrO2(s)

CrO2(g)

CrO2Cl2(g)

CrO3(s)

CrO3(g)

CrS(s)

CrS(g)

CrS117(s)

CrS117(g)

至於廢棄物及 ASH 等非傳統成份則選擇 NC type因為這些

非傳統物質的資料並無法在資料庫中獲得所以必須利用非傳統物質

89

之物性模式加以描述以便進行平衡計算

524 非傳統物質(NC)的物性模式(Proper ties NC-Props)

由於非傳統物質是無法參與相或化學平衡的異相固體只有焓

(Enthalpy)和密度(Density)可供計算在此我們選擇常用於碳處理的

HCOALGEN model 作為非傳統物質的焓的計算模式包括燃燒熱

(Heat of Combustion)標準生成熱(Standard Heat of Formation)熱容

(Heat Capacity)及標準焓(Enthalpy Basis)等如表 5-4 所示其中在燃

燒熱部份由於我們已知廢棄物的燃燒熱故在其 Option Codes value

中選擇 6亦即要求自行輸入然後跳出專家指引系統到

ParametersrarrPure Component 中選取 HCOMB並輸入其高位發熱量

另 外 在 使 用 HCOALGEN model 時 必 須 輸 入 近 似 分 析

(PROXANAL)元素分析(ULTANAL)及硫份分析(SULFANAL)等物質

基本資料然而對都市廢棄物而言其重金屬含量是不可忽略的故

在 CAUSR1 中自行輸入重金屬之成份分析

在密度方面由於廢棄物的密度無資料可尋故選擇 DCOALIGT

model 作為密度的計算模式如圖 5-2 所示

525 進料值(Input-Data)的輸入

在流線 WASTE 中因為廢棄物是非傳統物質所以在 Substream

name 中須選取 NCPSD其餘尚需輸入三部份的資料Specification

90

表 5-4 HCOALGEN Option CodesOption Code

NumberOption Code

value(預設為 1)Calculation Method Parameter

NameComponent Attributes

1 Heat of Combustion1 Bole correlation BOIEC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

2 Dulong correlation DLNGC ULTANALSULFANALPROXANAL

3 Grummel and Davis correlation

GMLDC ULTANALSULFANALPROXANAL

4 Mott and Spooner correlation

MTSPC ULTANAL SULFANALPROXANAL

5 IGT correlation GIGTC ULTANALPROXANAL

6 User input value HCOMB ULTANALPROXANAL

2 Standard Heat of Formation1 Heat-of-combustion

based correlation__ ULTANAL

SULFANAL2 Direct correlation HFC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

3 Heat Capacity1 Kirov correlation CP1C PROXANAL2 Cubic temperature

equationCP2C __

4 Enthalpy Basis1 Elements in their

standard states at 29815 K and 1 atm

__ __

2 Component at 29815 K

__ __

91

圖 5-2 廢棄物的物性模式

PSDComponent Attr其中 Specification 要指定其溫度壓力及進

料速率等而 PSD 則輸入其粒徑分佈Component Attr則輸入其成份

分析(含近似元素硫份及重金屬分析等)

而流線 AIR 則因為空氣是由傳統物質所構成故選取 MIXED

餘者只須溫度壓力進氣速率及成份組成比率

在操作單元 RYIELD model 部分在自由度為 2 的情況下只須

輸入壓力及溫度(或熱流)兩項另外還要告知其分解後的產率因

為先前所輸入者乃為廢棄物在乾基下的元素分析而在此的分解產率

92

須包括水份所以須將乾基值轉換成濕基值這步驟有兩個方法來進

行一是直接輸入其濕基產率另一是藉由一個 Fortran 副程式來進

行轉換的工作而我們則選擇前者

同理對 RGIBBS model 而言其自由度亦是 2但因已有

Q-DECOMP 這項熱流進入 RGIBBS model故在此溫度(熱流)項已確

定只剩壓力項待輸入此時已完成專家指引系統的所有程序

526 副加程式

在完成 RGIBBS model 的資料輸入時專家指引系統的所有程序

已告完成亦即代表整個系統在邏輯上已完成但諸如熱損失

ASH 成份分析等屬副加程式所以必須在其後自行加入

在熱損失方面副程式理當在 RGIBBS 處加入但對 RGIBBS 而

言在必須遵守能量守恆的前提下熱損失被視為是一條熱流與

Q-DECOMP 相對應此時在自由度為 2 的要求下則需輸入溫度項

然而爐溫正是所欲求的故此顯然不合理因此我們將熱量的損

失提前在 RYIELD 之後(即 RGIBBS 之前)以一個 Fortran 副加程式來

執行如圖 5-3 所示而在這之前須先對其中所使用的參數加以定

義如表 5-5 所示

至於 ASH 成份分析部份因為 ASH 的產生是在 RYIELD 處

93

圖 5-3 熱損失之副加程式

註其中 HHVDRY = 426462

表 5-5 程式中參數代表之定義Varname Vartype Stream Substream Comp Attribute Element

NDUTY HEAT-DUTY Q-DECOMP

ULT COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE ULTANAL

USER COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE CASUR1

WATER COMPATTR-VAR WASTE NCPSD WASTE PROXANAL 1

Varname Vartype Stream Substream Variable

INPUT STREAM-VAR WASTE NCPSD MASS-FLOW

MMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-FLOW

MCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-FLOW

MNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-FLOW

HMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-ENTHALP

HCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-ENTHALP

HNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-ENTHALP

94

故只要點選此 model 並選擇 Component Attr就可輸入之此時模擬工

作便告完成

95

53 結果與討論

531 過量空氣

在確定廢棄物的進料量為 37500 kghr 之後其理論空氣量經計算

後可得 966078 kghr因此各不同過量空氣百分比所需的空氣量亦可

求出圖 5-4 所示為過量空氣對爐溫的影響為符合實際狀況故此

乃在熱損失率 20 的條件下所得由圖中可知爐溫隨過量空氣率的

增加而減少且其關係非常接近線性

圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響

圖 5-5~5-8 則分別為不同過量空氣率對鎘汞鉛及鉻化合物生

成量的影響圖在圖 5-5 中隨著過量空氣的增加(爐溫漸減)CdO(s)

的生成量則逐漸增加相對的 Cd(g)CdO(g)則逐漸減少而且在過量

空氣率 80 以後 CdO(s)的曲線呈平緩Cd(g)CdO(g)的產量則趨近於

0其原因乃是 CdO(s)在約 900 以上會逐漸轉化為 CdO(g)且 Cd

10819439912196

91498088499501

7936899

600

700

800

900

1000

1100

1200

20 40 60 80 100

過量空氣率()

爐溫

()

96

的沸點約為 800 左右故在低溫時鎘化合物以 CdO(s)型態存在佔

絕大多數而文獻中亦指出在高溫下鎘主要以氧化鎘或元素鎘存

在而溫度低於 750 時有硫酸鎘生成另外過量空氣對汞化合

物的生成影響甚微而對鉛化合物而言在低溫時大多以 PbCl4(g)的

型態存在而後隨溫度增加逐漸被 PbCl2(g) 及 Pb(g)所取代至於鉻化

合物方面從圖 5-8 中可以清楚發現其生成物種似乎不隨過量空氣之

改變而有任何變化而主要生成物種為 CrO2(s)至於 CrO2Cl2(g)雖生

成量微少但隨著過量空氣的漸增其產量亦有漸增的趨勢

圖 5-9 則是過量空氣對酸性氣體生成量的影響由圖中可知在過

量空氣量愈高(溫度愈低)時NO2NOSO2及 HCl 的生成量皆有減

少的趨勢而 SO3反而增加此情況可能是當溫度愈高時SO3逐漸

轉化成 SO2 之故

圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鎘化

合物

產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

97

圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響

圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

20 40 60 80 100

過量空氣率()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉛化合物產量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

98

圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響

圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

0

20

40

60

80

100

20 40 60 80 100

過量空氣率()

酸性氣體產生量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

99

532 熱損失

圖 5-10 為熱損失率對爐溫的影響(本模擬是在過量空氣率 60 的

情況下進行)其結果顯示當熱損失為 20 時相對應的爐溫為 915

已達有機物被完全破壞的溫度且目前大型焚化廠之爐溫亦控制

在 800~950 間故熱損失 20 是合理值

圖 5-11~5-15 為不同熱損失率對鎘汞鉛鉻化合物及酸性氣

體生成量的影響由於熱損失率對系統而言只影響爐溫故生成物

中無論是酸性氣體或是重金屬化合物其分佈趨勢除了 NO 之外其

餘頗為類似就 NO 部份比較圖 5-95-15 可知在圖 5-9 過量空氣

率 20 及圖 5-15 熱損失率 0 時爐溫約為 1100 但圖 5-15 中

的 NO 顯然比圖 5-9 者大很多其原因是雖溫度相似但圖 5-15 是在

過量空氣率 60 的情形下故在高溫下所提供的空氣量比圖 5-9 的

20 大因此所形成的 Thermal-NOX 量會相對增加

100

圖 5-10 熱損失對爐溫的影響

圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

0 10 20 30熱損失()

鎘化合物產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

8150367

9149808

1109647

1013112

700

800

900

1000

1100

1200

0 10 20 30

熱損失率()

爐溫

()

101

圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響

圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

0 10 20 30

熱損失()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

0 0 2

0 0 4

0 0 6

0 0 8

0 1

0 1 0 2 0 3 0

熱 損 失 ()

汞化合物產量(k

ghr

)

H GG

H GO G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30熱損失()

鉛化合物產量(kghr) PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

102

圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響

圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30

熱損失()

酸性氣體產量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30

熱損失()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

103

533 廢棄物熱值

由於廢棄物熱值因地因時而異且變動範圍大同時也對爐溫有

某種程度上的影響故根據臺灣地區一般垃圾的熱值其約略範圍做模

擬(本模擬在過量空氣率 60 熱損失率 20 的前提下進行)由圖

5-16 中可知爐溫隨熱值增加呈線性增加而一般為使有機物達完全

之破壞通常將爐溫控制在 800~950 故若廢棄物熱值低於 1900

kcalkg 時可加入輔助燃料或降低過量空氣量以提高爐溫而若熱

值超過 2200 kcalkg 時(爐溫約大於 950 )為避免爐壁不堪負荷及

Thermal-NOx的生成可藉由提高過量空氣量來降低爐溫

圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 )

600

800

1000

1200

1600 1800 2000 2200 2400 2600

垃圾高位發熱量 (kcalkg)

爐溫

()

104

534 含硫量

圖 5-17~5-20 為含硫量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

圖 5-17顯示含硫量增加時CdO(s)的生成量隨之減少但Cd(g)及CdO(g)

卻增加圖 5-18 中的汞化合物則無明顯的變化圖 5-19 則顯示含硫

量增加時PbCl4(g)隨之減少但 PbCl2(g)卻是增加圖 5-20 中鉻化合

物生成量無明顯的變化仍舊是 CrO2(s)佔大多數就以上的幾種變化

而言並不是因含硫量改變的關係因為當含硫量增加時爐溫卻隨

之增加從含硫量 02 時的 915 到含硫量 3 時的 949 對照

圖 5-5 和圖 5-7 中過量空氣率 60 的 915 到 40 的 991 這區

間無論是 Cd(g)CdO(s)CdO(g)PbCl4(g)或 PbCl2(g)其變化趨勢及變

化量皆極為相近原因是因為在爐溫 800 以下時硫含量增加易

使重金屬形成穩定之硫化物型態但一旦超過 800 則含硫量的影

響就微乎其微

圖 5-21 所示為含硫量對酸性氣體生成的影響其中 SO2(g)及 SO3(g)

的量隨含硫量增加而遞增但 SO3(g)的增加量較不明顯因為硫燃燒

後幾乎以 SO2(g)的型態存在而 NO(g)和 NO2(g)則隨含硫量增加而有增

加的趨勢其原因亦是因溫度上升所導致(與圖 5-15 比較之)

105

圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響

圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鎘化合物生成量(kghr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

106

圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響

圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響

05

10152025303540

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

107

圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響

0

500

1000

1500

2000

2500

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

108

535 含氯量

圖 5-22~5-25 為含氯量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

其中含氯量對鎘及鉻化合物的生成無明顯的影響而對汞化合物而

言則只有在含氯量超過 25 時生成微量的 HgCl2(g)在鉛化合物

方面隨含氯量的增加PbCl4(g)呈急劇的增加相對的PbCl2(g)則急

速減少雖然系統溫度從含氯量 02 時的 913 降至 3 時的 909

PbCl4(g)可能因溫度下降而產量增加但比較圖 5-7 可知在 4

的溫度範圍內PbCl2(g)不致於如此急速下降所以以上的現象乃是因

含氯量增加之故而含氯量增加對鉛化合物生成的影響則有學者指

出鉛在無機氯存在之條件下生成物主要為 PbO(g)在高含氯量之條件

下會生成 PbCl2(g)或 PbCl4(g)然而在高溫下(850 )鉛的氯化物之

生成潛勢較氧化物為大所以氯含量增加時只有鉛的氯化物隨之改

變圖 5-26 為含氯量對酸性氣體生成的影響而 HCl(g)如預期般隨含

氯量的增加而增加其餘酸性氣體則如圖 5-15隨溫度變化而有不同

的改變

109

圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響

圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鎘化合物生成量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

110

圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響

圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

111

圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響

0

200

400

600

800

1000

1200

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

112

54 熱力平衡模式

焚化過程中重金屬相態及物種形成的預測大多使用熱力平衡分

析法來模擬之其中又以平衡常數法(equilibrium constant analysis)

與最小自由能法(minimization of free energy)的應用最為廣泛然而平

衡常數法因為具有組成之數值解析較為困難冷凝物種存在條件下運

算較為困難以及對非理想方程式條件下模式之標準化較困難等缺

點因此大多採用最小自由能法一般而言熱力平衡分析大多期望

利用簡單之方程式如溫度與壓力之特性而能有效描述熱力學狀況

其中自由能較容易利用溫度及壓力特性達到最小之目的所以文獻中

許多熱力平衡研究皆以最小自由能法(Lee 1988 Eddings 1992 Wu

1993 Lin 1996)

541 模擬程序

1 輸入反應物元素符號

2 輸入參與反應物種熱力資料臨時儲存檔案名稱

3 檢視所有可能反應物種(由輸入元素符號列示出所有相關物種)

4 選擇物種輸入方式(以元素或化合物兩種方式供選擇)

5 選擇模擬結果輸出表示方法(克莫耳或兩者皆具)

6 選擇輸入資料表示方法(克或莫耳)

113

7 輸入模擬條件(溫度壓力或其它)

8 依次個別輸入反應物濃度

9 輸入其他模擬條件與濃度(依此循環直至輸入所有所欲模擬條

件)

10 執行模擬程式

11 建立輸出檔案並列示出模擬結果

542 模擬條件

本研究模擬進料之組成與先前 ASPEN PLUS 所模擬者相似皆以

表 5-1 中 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成為對象其不同處

是在熱力平衡模式中操作條件除溫度分別控制在 700800900

外亦針對有機氯及無機氯對污染物的生成作探討並和往後的實驗

結果做比較以期了解熱力平衡模擬與實際實驗結果之差異表 5-6

為熱力平衡模擬輸入條件

114

表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件進料添加物(g)

添加 PVC 添加 NaCl

C 712125 712125

H 3165 3165

O 44280 44280

Cl 60 60

Na 0 3887

Cd 45 45

Pb 375 375

Hg 0094 0094

Cr 375 375

Temperature() 700800900 700800900

543 模擬結果討論

表 5-7 為鎘化合物在各操作條件下的模擬結果結果中顯示當

添加有機氯時其主要生成物種為 CdCl2(g)及微量的 Cd(g)且溫度上

升時CdCl2(g)的濃度僅略為下降至於在無機氯化物的添加下系

統中的氯原子因為和鈉原子的親和力較大因此大多生成氯化鈉

而金屬鎘則以Cd(g)及CdO(s)為主要生成物種而隨著爐溫的上升Cd(g)

的濃度隨之增加反之CdO(s)則有略為下降的趨勢

115

表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1075E-03 1075E-03 1081E-03 1019E-06 1019E-06 1020E-06

CdCl2(g) 1342E-04 1337E-04 1192E-04 3284E-09 2842E-09 1038E-09

Cl(g) 4379E-08 1309E-07 3267E-07 4361E-11 1300E-10 3230E-10

Cl2(g) 4178E-08 2126E-08 1221E-08 4145E-14 2099E-14 1194E-14

HOCl(g) 1139E-08 1383E-08 1629E-08 1193E-11 1442E-11 1689E-11

Cd(g) 4109E-09 2987E-07 9243E-06 1013E-07 6427E-06 8231E-05

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

CdO(s) 0 0 0 9391E-05 8669E-05 7947E-05

116

表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果

添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1129E-03 1129E-03 1128E-03 1021E-06 1021E-06 1020E-06

Cl(g) 4602E-08 1375E-07 3414E-07 4370E-11 1303E-10 3232E-10

Cl2(g) 4614E-08 2347E-08 1333E-08 4163E-14 2107E-14 7795E-15

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

Hg(g) 1692E-06 1712E-06 1714E-06 1711E-06 1712E-06 1714E-06

HgCl2(g) 2672E-08 1298E-09 1046E-10 8453E-15 8956E-16 9303E-17

HgO(g) 8792E-09 7084E-09 5850E-09 9817E-09 7786E-09 6416E-09

HgCl(g) 1162E-12 1010E-12 8873E-13 1037E-15 8956E-16 7906E-16

HgH(g) 8920E-22 2864E-20 5073E-19 8589E-22 2734E-20 4845E-19

117

表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 6459E-04 6458E-04 6457E-04 0 0 0

PbCl4(g) 1156E-03 1156E-03 1156E-03 2441E-06 2441E-06 2441E-06

Cl(g) 2795E-08 8332E-08 2066E-07 0 0 0

Cl2(g) 1701E-08 8610E-09 4884E-09 0 0 0

HOCl(g) 7725E-09 9332E-09 1091E-08 0 0 0

NaCl(l) 0 0 0 1806E-03 1806E-03 1806E-03

PbO(red) 0 0 0 7359E-04 7117E-04 0

PbO(g) 0 0 0 1053E-06 2516E-05 3377E-04

PbO(l) 0 0 0 0 0 3974E-04

Pb(g) 0 0 0 3711E-10 3799E-08 1706E-06

HPb(g) 0 0 0 3366E-18 1456E-16 5735E-13

Pb2(g) 0 0 0 8906E-21 1415E-17 5183E-14

118

表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1128E-03 1128E-03 1128E-03 9662E-04 9621E-04 9620E-04

Cr2O3(s) 1002E-03 1002E-03 1002E-03 0 0 0

Cl(g) 4465E-08 1335E-07 3313E-07 3917E-08 1168E-07 2897E-07

Cl2(g) 4347E-08 2212E-08 1257E-08 3348E-08 1694E-08 9610E-09

HOCl(g) 1129E-08 1371E-08 1606E-08 1019E-08 1231E-08 1440E-08

CrO2Cl2(g) 5168E-10 3531E-10 2535E-10 0 0 0

CrO3(g) 6329E-14 1344E-12 1663E-11 0 0 0

CrCl3(g) 4803E-19 2838E-19 5550E-19 0 0 0

CrCl2(g) 8092E-20 2510E-19 1190E-18 0 0 0

CrCl4(g) 2953E-20 1393E-20 1565E-20 0 0 0

CrO2(g) 7883E-21 6513E-21 1688E-14 0 0 0

Na2CrO4(s) 0 0 0 2135E-03 2135E-03 2135E-03

NaCl(l) 0 0 0 2657E-04 2657E-04 2657E-04

119

表 5-8 為汞化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示無論添

加有機氯或無機氯焚化後主要的生成物種為 Hg(g)而且其濃度幾

乎不受溫度的影響進料改變的主要差別在於添加有機氯時有微量

的 HgCl2(g)生成但添加無機氯時雖然亦會生成但其濃度已降低

至幾可忽略

表 5-9 為鉛化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示在添加

有機氯的情況下高揮發性的 PbCl4(g)為主要生成物種且其濃度不

隨溫度的上升而改變當添加無機氯 NaCl 時大部份的氯原子和鈉

原子結合形成 NaCl而只有少部份與鉛形成 PbCl4(g)此外鉛亦和

氧結合成 PbO(red)PbO(g)甚至形成更微量的 Pb(g)HPb(g)及 Pb2(g)

表 5-10 為鉻化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示當添加

有機氯時主要生成物種為 Cr2O3(s)另外也有微量的金屬氯氧化物

CrO2Cl2(g)以及氯化物 CrCl2(g)CrCl3(g)CrCl4(g)的生成而當添加無

機氯化物 NaCl 時則無任何氯化鉻或氯氧化鉻的生成其主要生成

物種變成固態的 Na2CrO4(s)系統中之氯原子主要與鈉及氫反應生成

NaCl(l)與 HCl(g)此結果顯示氯原子與鉻在高溫下之反應親和力遠小

於鈉或氫原子此外無論是添加有機氯或是無機氯所生成的固相金

屬化合物之濃度皆不隨溫度升高而改變但氣相之生成物濃度則隨

之增加僅 CrO2Cl2(g)例外

120

第六章 實驗設備及方法

前一章中我們以套裝軟體模擬焚化後所產生的污染物質然而軟

體所模擬乃是在熱力平衡的理想狀態下物種的生成情形所以無法很

真實的描述出複雜且多元的焚化狀況因此我們以實驗廠規模(Pilot

Scale)的焚化爐來模擬都市廢棄物的焚化狀況期能得到更真實的模

擬數據以便往後的分析及比較之用

流體化床焚化爐具有高熱容高熱傳與質傳效率以及高混合的

優點爐體內溫度易於控制且分佈均勻溫度變化小適合作為研究

實驗之反應器因此本研究採用流體化床焚化爐作為一次燃燒室

61 實驗設備

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

本實驗所使用的焚化爐為一含空氣污染控制設備之實驗室規模

的氣泡式流體化床焚化爐如圖 6-1 所示包含下列幾個主體空氣

預熱室(長 50 cm)砂床主燃燒室(高 100 cm內徑 10 cm)以及二次燃

燒室(高 110 cm內徑 25 cm)附瓦斯燃燒機材質為 310 鋼管製造

並且配置七支熱電偶監測爐體及半乾式洗滌塔(塔高 150 cm內徑

125 cm)溫度變化情形整個實驗流程由人機介面控制系統(Program

Logical ControlPLC)將焚化溫度砂床壓力及半乾式洗滌塔的溫度

121

截取在電腦螢幕作成記錄而且可以藉由人機介面回饋控制一次及二

次燃燒室的溫度使整個焚化流程的溫度能控制在實驗所需的條件

下而人工模擬進料物質則由上方雙重控制閥入口處投入燃燒所需

空氣則由空氣壓縮機送入並利用浮子流量計控制氣體流量燃燒所

產生廢氣經由旋風集塵器收集飛灰後再經由溼式洗滌塔去除細小微

粒與氣狀污染物最後由曳引抽風機排入大氣中

122

圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

5

1

2

3

4

5

6

7

8

8

9

10

11

12

13

14

15

8

8

1 鼓風機 2 浮子流量計 3 空氣預熱室 4 一次燃

燒室 5 二次燃燒室 6 瓦斯燃燒機 7 耐熱保溫材料

8 熱電偶 9 半自動進料系統 10 半乾式除酸洗滌塔

11 空氣霧化噴嘴 12 旋風集塵器 13 濕式洗滌塔

14 誘引抽風機

123

612 煙道氣中氯化氫之採樣設備

實驗中為採集煙道氣中的氯化氫氣體以進行分析在此採用耐高

溫及抗磨損的 Stainless 採樣頭採樣過程中儘量縮短管路傳送距

離並使氣體溫度維持在 120 以上另外為防止排氣中之塵埃

混入在吸收瓶前的管路中裝有玻璃纖維採樣設備如圖 6-2 所示

圖 6-2 氯化氫採樣設備

613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備

至於煙道氣中的另一酸性氣體 SO2 的採樣則藉助美國

冷卻管

4

5

01N NaOH 吸收液 矽膠

冰浴

煙道氣1

2

3

6

1 採樣頭 2 濾紙 3 HCl 吸收瓶 4 浮子流量計 5 接真空幫浦 6 保溫加熱系統

124

BACHARACH 製造型號為 Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial

Date Cable 24-0616 的煙道分析儀除 SO2之外此分析儀尚可監測

NOxCO 及 O2如圖 6-3 所示

圖 6-3 煙道氣採樣設備

採樣頭

125

614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備

氣相重金屬的採樣設備包括採樣管熱過濾器及加熱設備真

空幫浦浮子流量計及衝擊瓶等如圖 6-4 所示其中第一衝擊瓶為

空管目的為收集冷凝液第二三瓶中裝填氧化劑(5 HNO310

H2O2)以捕集揮發性金屬最後一瓶則填充矽膠目的為吸收水

氣確保正確氣體流率的測定避免影響自動等速抽引裝置及對系統

造成傷害

圖 6-4 氣相重金屬採樣設備

126

615 煙道氣中有機污染物之採樣設備

設備包括 Stainless 採樣頭熱過濾器以 Teflon 或玻璃纖維作為濾

材採樣傳送路線溫度須維持在 120 以上而衝擊裝置中第一瓶

為空瓶第二瓶中加入 200 ml 去離子水第三四支則裝填 200~300

g 矽膠如固 6-5 所示

圖 6-5 有機污染物採樣設備

浮子流量計

真空幫浦

衝擊設備去離子水 矽膠

XAD-4 樹脂

冷凝吸附管

煙道氣

熱過濾器及

加熱設備

採樣頭

127

616 樣品分析儀器

樣品分析過程中所使用的儀器型式如下所示

(1) 氣相層析儀及火焰離子偵測器(GC-FID)層析管柱為 CP-SIL

8 CB CATNO8751 (30 mtimes025 mm ID025 microm Film)

(2) 火焰式原子吸收光譜儀(Atomic Absorption Spectrophotometer

in FlameAAS)Hitachi 公司 Model Z-8000 Polarized Zeemam

AAS

(3) 煙道氣體分析儀美國 BACHARACH 公司製造型號為

Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial Date Cable 24-0616

(4) 微波消化器(Microorifice Digestion System)CEM 公司 Model

MDS-2000附鐵弗龍(PTEE)消化瓶 120 ml

(5) 分析天平Mettler 公司 model AT 261 Delta Range 螢幕顯示範

圍 001 mg 至 10 mg

(6) 自動乾燥箱(Auto Dry)Toyo Living 公司相對濕度維持在

40 以下

128

617 實驗藥品與材料

(1) 甲醇【CH3OH】分析試藥級

(2) 氫氧化鈉【NaOH】分析試藥級

(3) 硫氰化汞(Ⅱ)【Hg(SCN)2】試藥級

(4) 過氯酸【HClO4】試藥級70

(5) 硫酸鐵(Ⅲ)銨【NH4Fe(SO4)212H2O】試藥級

(6) 鉛標準液以 1000 ppm 鉛儲備液配製適當濃度

(7) 鎘標準液以 1000 ppm 鎘儲備液配製適當濃度

(8) 鉻標準液以 1000 ppm 鉻儲備液配製適當濃度

(9) 硝酸【HNO3】Pro Analysis 級試藥65

(10)鹽酸【HCl】Pro Analysis 級試藥65

(11)氫氟酸【HF】Pro Analysis 級試藥48

(12)硝酸鉛【Pb(NO3)2】

(13)硝酸鎘【Cd(NO3)24H2O】

(14)硝酸鉻【Cr(NO3)3H2O】

(15)微波消化酸液硝酸(HNO365 )

(16)濾紙Gelman Science 公司PN 66068直徑 47 mm孔徑

045 microm過濾用

(17)過氧化氫【H2O2】分析級30

129

(18)二氯甲烷【CH2Cl2】Pro Analysis 級試藥999

(19)XAD-4 樹脂50 microm750 m2gmesh20~50SIGMA Amberlite

XAD-4

(20)PAHs 標準品美國 supelco 公司之 UST BTEX Mix編號

4-8026

(21)木屑鋸木廠

(22)石英砂3 號石英砂粒徑大於 330 microm

(23)聚乙烯(PE)【(H2C=CH2)x】塑膠原料廠

(24)聚氯乙烯(PVC)【(H2C=CHCl)x】塑膠原料廠

130

62 進料組成之模擬

本研究中所使用的進料其組成乃是模擬 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析(表 5-1 所示)而訂表中鎘汞及鉛乃是環保署所公告「廢

棄物焚化爐空氣污染物排放標準」中所列管的重金屬物質而鉻乃是

因為其毒性亦會對環境及人體造成傷害故將之列入研究的範圍內

其中鎘鉻鉛的含量乃是根據文獻中一般垃圾中重金屬含量平均而

得而模擬進料組成包括木屑PE 袋PE 粒子PVC 塑膠粒子(或

氯化鈉)硫粉及金屬水溶液等其中木屑代表垃圾中之紙類木材

枯枝落葉與廚餘等可燃性有機物(皆為木質素與纖維素之構造)塑膠

原料顆粒代表垃圾中之塑膠纖維布類與皮革等人工聚合性有機物

重金屬溶液中之水溶液係考量台灣地區垃圾中之高含水量而重金屬

皆以其硝酸鹽類溶於超純水之方式配製三種重金屬濃度略高於典型

一般廢棄物之含量主要是考量化學元素分析與金屬物種分析之偵測

極限限制以及降低質量平衡誤差實驗中所使用的 PVC 塑膠粒子

取自化工原料廠為粒徑約 3 mm 之顆粒木屑則取自鋸木廠而氯

化鈉之添加則是顧及廚餘中含有多量的氯化鈉成份為考慮無機氯對

污染物種生成的影響故在部份的試程中加入以替代 PVC 中的有

機氯每包進料所含成份之組成百分比如表 6-1 及 6-2 所示而實驗

中設計每分鐘進料 3 包故每分鐘之進料組成如表 6-3 及 6-4 所示

131

在此條件下經計算後得知其理論需氧量為 6961 lmin而理論需空

氣量為 33148 lmin

132

表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

PVC() 384 48 5680006 g 00023 00003 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3683 3459 495 2273 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09391 01345 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

NaCl () 6100056 g 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3688 3455 495 2275 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09368 01342 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

133

表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28713 04035 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28104 04026 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

134

63 實驗操作條件

本實驗為探討不同操作條件下對污染物種生成的影響故分別針

對以下幾個變因做討論

not 一次燃燒室爐溫焚化過程中一次燃燒室的爐溫會影響污染

物的排放量

shy 二次燃燒室爐溫焚化過程中二次燃燒室的爐溫會影響所生

成的污染物種

reg 含氯物種有機氯無機氯對焚化過程中污染物種的生成有不

同的影響

實驗的設計乃基於上述的三個變因在各試程中分別做不同程度

的改變以了解其對污染物生成之影響其中一次燃燒室的爐溫乃是

藉由進料本身的熱值及電加熱管所提供的熱量所造成因此欲改變

一次室的爐溫必須調整電加熱管的加熱時間但因為進料本身的熱

值種種環境因素的關係所以實驗過程中無法準確地將爐溫操作在

同一溫度下而二次室的爐溫則由煙道氣本身的熱量和瓦斯燃燒機

所提供的熱量所達成而因為本實驗所使用的瓦斯燃燒機在達到設定

溫度後會自動關閉此時溫度開始下降控制器則會輸出一個 reset

訊號給燃燒機但為了安全考量燃燒機會在收到訊號後約 40 秒再

重新啟動故在這 40 秒的期間內溫度會一直下降因此在本實

135

驗中以平均溫度來估算二次室的溫度至於本實驗之進料中的含氯物

種則選擇 PVC 粒子作為有機氯而 NaCl 作為無機氯其中 NaCl

是以水溶液的型式添加表 6-5 所示為各試程之操作條件表

表 6-5 各試程之操作條件表爐溫()

砂床上 砂床下 平均 出口 二次室進料組成

Run1

Run2

Run3

7222

8191

8524

755

853

8836

7386

836

868

137~148

184~190

213~224

-

-

-

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run4

Run5

Run6

768

837

939

894

978

1000

831

908

970

120~130

155~160

236~248

-

-

-

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

Run7

Run8

Run9

7258

725

728

681

698

706

703

712

717

-

-

-

711

802

936

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run10

Run11

Run12

727

729

728

698

679

664

713

704

696

-

-

-

703

807

925

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

136

64 實驗流程

641 起爐升溫

本實驗採用如圖 6-1 所示的流體化床焚化爐為反應器而焚化過

程所需的空氣量在決定其過量空氣比為 16 後可以經由計算得知

實際需空氣量約為 53 lmin而爐體內壓力隨著越接近誘引抽風機

管路中負壓越大整個管路所呈現的負壓大約介於 2~20 cm-H2O 之

間

實驗進行前先開啟一次室的電加熱管使砂床中的介質預熱至

實驗所需的溫度由於溫度對污染物種的生成具有極大的影響所以

儘量使每個試程達相似的爐溫後再進行實驗的操作當溫度穩定

後即可打開洗滌塔的馬達並開始進料進料是由氣動閥控制的半

自動進料系統經爐體的上方投入頻率為每 20 秒一包

642 重金屬之採樣及分析

重金屬的採樣主要參考美國 EPA Method 5 (Environmental

Protection Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and

Analysis of Municipal Waste Combustion Washington DC

pp16-26(1987))重金屬採樣標準方法其設備如圖 6-4 所示

137

圖 6-6 重金屬分析流程圖

NO

以四位天平精秤樣品置入消化 Teflon 瓶

分別加入純酸消化試劑硝酸 4 毫升鹽酸 4 毫升氫氟酸 4 毫升

進行微波消化Program 1 7520minProgram 2 0 7minProgram 3 7520min

待溫度冷卻壓力降至大氣壓加入 15 毫升 15硼酸

趕酸微波功率Program 1 7510min

降溫降壓

取出消化液稀釋過濾

火焰式原子吸收光譜儀(FAA)分析重金屬濃度

計算重金屬回收率

回收率介於(100plusmn10~15)

YES

分析完成計算結果

（標準添加）加入已知濃度重金屬標準液

138

採樣後樣品放置於塑膠瓶中密封並冷藏在 4 以下於有效

期間內進行微波消化然後經過濾後於原子吸收光譜偵測其濃度圖

6-6 即為重金屬之分析流程圖

643 有機物之採樣及分析

有機物的採樣方法主要參考美國 EPA 半揮發性有機物採樣的標

準方法 (Modified Method 5 Train MM5)(Environmental Protection

Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and Analysis of

Municipal Waste Combustion Washington DC pp16-26(1987))其設

備如圖 6-5 所示

開始進行採樣為了使實驗操作在一穩定狀態下實驗操作中以

Stainless 採樣頭做煙道的等速取樣（isokinetic sample）經填充玻璃

纖維之熱過濾器截留廢氣中的粒狀物然後通過一冷凝裝置將廢

氣溫度降低使有機物冷凝成液相殘餘在尾氣中之有機物則由

XAD-4 吸附管吸附經過貫穿試驗測試結果顯示每一吸附管裝填

約 6 g 之 XAD-4 為較佳的採樣吸附劑劑量

由 XAD-4 吸附管所採得之 PAHs 樣品先以保鮮膜將吸附管上下

封住立即送至索氏萃取設備進行索氏萃取的實驗經過十八小時的

139

萃取後將置於萃取瓶中之萃取液以玻璃磨砂蓋蓋上立即送至 K-D

減壓濃縮裝置進行濃縮將濃縮至 1 mL 之樣品濃縮液倒入 18 mL 之

棕色瓶中貼上此樣品之標籤標籤內容為試程數日期樣品名等

送至 4 冷藏並於 14 日內進行 GC 的定量

644 酸性氣體之採樣及分析

本實驗中煙道氣所含 SO2NOx 的量測是藉由煙道氣體採樣設備

做即時監測而另一酸性氣體 HCl 則採傳統分析法為之此方法是我

國環保署於民國八十四年一月十一日所公佈的標準方法--硫氰化汞比

色法其採樣設備如圖 6-2 所示

採樣完成後將吸收液移置樣品瓶以試劑水淋洗吸收瓶洗液

併入樣品瓶中並儘速送回實驗室經加入所需試劑後俟溫度降至

20 時在 5~30 分鐘內以波長調至 460 mm 的分光光度計測其吸收

度所測得的氯離子濃度經公式換算後得出氯化氫之濃度

140

第七章 結果與討論

71 焚化過程中產生之重金屬污染物

711 各重金屬在氣固相中的分佈

焚化過程中部份重金屬物質在燃燒環境中可能與氧反應形成高

沸點的金屬物種(如重金屬氧化物)而停留於底灰中或與其它物質反

應生成揮發性較高的金屬物種(如金屬氯化物)而隨煙道氣排出然

而這些高揮發性的金屬化合物在煙道中隨溫度降低而產生均相凝結

(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous condensation)而附

著於焚化飛灰中因此停留在煙道氣中的氣相重金屬濃度會逐漸降

低而附著於飛灰上的重金屬則相對地增加

圖 7-1 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含有機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示吸收液所收集到的鉛化合物濃度很小鉛化合物幾乎都附著於飛

灰上或凝核成微粒而被濾紙所捕集

圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

0

1

2

3

4

5

6

7386 836 868

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

141

圖 7-2 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含無機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示其分佈情形與圖 7-1 之情況類似

圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

圖 7-3~7-4 分別代表重金屬鉛在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形

的影響由此二圖中可發現在煙道氣中所收集到的鉛化合物幾乎

皆附著於微粒上而被濾紙所捕集

圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

0

5

10

15

20

25

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

2

4

6

8

10

12

711 802 936

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

142

圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

圖 7-5~7-6 分別代表重金屬鎘在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖中顯示進料中含有機氯時煙道氣中仍可以吸收液收

集到微量的鎘化合物但添加無機氯時所收集到的鎘化合物幾乎附

著在濾紙所捕集的微粒上

圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

25

703 807 925

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

05

1

15

2

25

7386 836 868

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

143

圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

圖 7-7~7-8 分別代表重金屬鎘在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情形

的影響圖中顯示當開啟二次室時無論進料中添加有機氯或是無機

氯煙道氣中的鎘化合物幾乎都與微粒一起被濾紙所捕集

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

05

101520253035

831 908 970溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

01234567

711 802 936溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

144

圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

而根據文獻中(Hiraoka 1980)(Brunner1986)(Morselli1993)指出

鉛鎘揮發性高因此大多數的鉛鎘及其化合物皆隨煙道氣排出

之後因凝結現象而形成微粒然而鉻是屬於非揮發性重金屬所以大

部份的鉻及其化合物皆留在砂床中而隨煙道氣排放出的比例也大為

降低

圖 7-9~7-10 分別代表重金屬鉻在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖 7-11~7-12 分別代表重金屬鉻在開二次室的情況下進

料中含有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中

分佈情形的影響由圖中可以發現鉻化合物在煙道氣中的總濃度較

鉛鎘化合物為低因而焚化產生的鉻化物停留在砂床的比例較鉛

鎘化合物高

0

0204

06

08

112

14

703 807 925溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

145

圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

7386 836 868

溫度()

濃度(mgNm3) 吸收液

濾紙總濃度

0

02

04

06

08

1

12

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

146

圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

0

01

02

03

04

05

06

711 802 936溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

001020304050607

703 807 925溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

147

712 各操作條件下重金屬濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-13 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鉛化合物生成之影響圖由圖中可知當進料中添加無機氯

(NaCl)時會增加鉛化合物的排放量文獻中 (Wey 1996)(林

1996)(Chen 1997)曾指出一般而言當進料中含有機氯時其重金屬

在焚化過程中生成金屬氯化物的潛勢較氧化物大而且由於金屬氯

化物的揮發性大因此會減少重金屬在砂床中的分佈比例而當進料

中含無機氯時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其和重金屬的親

和力大故在焚化過程中氯原子和重金屬結合形成金屬氯化物的可

能性不大因此重金屬轉而與氧形成沸點較高的金屬氧化物而停

留於砂床中所以添加無機氯時煙道氣中的大部份重金屬的濃度都

0

5

10

15

20

25

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

148

有降低的趨勢然而Chen(1998)指出以上的論點適用於鉻銅鎘

等重金屬但對重金屬鉛而言它卻具有與上述相反的特性換言之

鉛在無機氯存在的環境下反而較有機氯時更容易揮發進入煙道氣中

圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

05

101520253035

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

0

05

1

15

2

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

有機氯

無機氯

149

圖 7-14 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鎘化合物生成之影響圖圖 7-15 亦在無二次室的情況下進

料中分別含有機氯及無機氯時對鉻化合物生成之影響圖從圖 7-15

中可以發現無論是添加有機氯或是無機氯重金屬鉻的排放濃度受

溫度的影響不大此現象可由模擬研究中獲得證實Lee(1988)魏

(1996)Lin(1996)曾指出在焚化過程中鉻以 Cr2O3(s)及 CrO2Cl2(g)

為主要生成物種其中後者隨含氯量增加而增加若在低含氯量時

生成量與前者相較則顯得微不足道而 Cr2O3(s)在 600~1200 K 範圍內

是很穩定不會因溫度改變而轉化成其它化合物故在都市廢棄物焚

化過程中鉻主要以 Cr2O3(s)的型式存在

(B) 有二次燃燒室時

啟動二次室的主要目的乃在使不完全燃燒物達完全燃燒然而對

重金屬而言能夠隨煙道氣進入二次燃燒室的是經一次室所排放出的

重金屬蒸氣揮發性高的金屬化合物及少許被氣流所吹起其上附有少

量重金屬的底灰而這些重金屬及其化合物在二次室中經再次高溫燃

燒後可能轉化成另一型態的金屬化合物故對重金屬而言在二次

室中只是化合物轉化的一個過程

150

圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-16 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉛化合物生成之比較圖對鉛化合物而言進料中含無機

氯時大多以氧化鉛的型式存在而氧化鉛受溫度的影響不大所以

圖中的曲線幾乎沒有太大的變化而在有機氯存在的環境下根據

ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果顯示在含氯量小於 1

時添加有機氯的主要產物為 PbCl2(g)及 PbCl4(g)含氯量大於 1 時

則以 PbCl4(g)為主而本實驗的進料組成乃模擬台灣地區都市廢棄物

之化學分析組成其含氯量為 013 低於 1 所以產物以 PbCl2(g)

及 PbCl4(g)為主而 PbCl4(g)隨溫度上升會逐漸轉化成 PbCl2(g)和 Pb(g)

02

46

810

12

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

151

圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-17 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鎘化合物生成之比較圖鎘及其化合物在二次室中的轉化

情形根據熱力平衡模式之模擬結果顯示在有機氯的添加下其生

成之主要物種為具高揮發性的 CdCl2(g)添加無機氯時爐溫在 900

以下時大多以 CdO(s)的型式在 900 以上則逐漸轉化成 CdO(g)及

Cd(g)

0

1

2

3

4

5

6

7

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

152

圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

圖 7-18 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉻化合物生成之比較圖鉻及其化合物在二次室時的情況

就如同之前所述以 Cr2O3(s)的型式佔大多數且受溫度的影響不大

故圖 7-18 中兩條曲線的變化情形甚微

001020304050607

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

153

72 焚化過程中產生之粒狀污染物

焚化過程中部份較輕或較小的灰渣微粒可能被氣流帶走而隨煙

道氣排出而這些微粒大多是未完全燃燒的碳粒因此通常會在主

燃燒室(一次室)後加裝二次室用以再次處理這些未完全燃燒物

圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較

圖 7-19 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成的粒狀污染物之濃度比較由本

圖可以發現經二次室處理後粒狀污染物的濃度大幅降低而在二

次室處理前添加無機氯會使粒狀物的濃度提高其原因可能是無機

氯中的鈉在焚化過程中解離成鈉離子而與其它物種結合成微粒並

隨煙道氣所排出因此增加粒狀物的排放濃度

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

154

73 焚化過程中產生之酸性氣體

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-20 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

氯化氫生成之比較由圖中可以發現進料中含有機氯(PVC)時所

產生的氯化氫濃度略大於含無機氯(NaCl)時的情況其原因乃是 PVC

本身可以提供氫的來源因此在高溫下氯離子可以迅速與氫離子結合

形成氯化氫而對 NaCl 而言一則本身無法提供氫的來源欲形成

氯化氫只得靠廢棄物中的含水量提供其氫離子二則由於 NaCl 本身

的晶格能及鍵能較高故其解離較慢待其解離完成可以提供其氫

源的水分子已有部份蒸發而被煙道氣帶走所以形成的氯化氫濃度會

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

155

有較少的趨勢

(B) 有二次燃燒室時

圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-21 為開二次燃燒室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯

對氯化氫生成之比較在開啟二次室時氯化氫的濃度無明顯的變

化仍是有機氯時大於無機氯時的濃度因為氯化氫並不會隨溫度變

化而轉化成其它物質故其趨勢仍舊延續一次室時的情況

0

50

100

150

200

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

156

732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較

無二次燃燒室時

圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較

圖 7-22 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

二氧化硫生成之比較由圖中可知進料中含無機氯時SO2的濃度

有隨溫度升高而下降的趨勢而在有機氯時SO2的濃度則無明顯的

變化另外從另一角度來看此處所生成的 SO2其濃度皆高於法規的

80 ppm因此必須經過酸性氣體控制設備的處理且至少需具備 75

的去除效果

050

100150200250300350

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

157

733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較

圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較

圖 7-23 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成 NOx 之濃度比較由圖中可發現

開二次室時所產生的 NOx 明顯高於只開一次室時此原因應該是由

Thermo-NOx與 Fuel-NOx所共同造成雖然二次室點燃後爐體內的平

均溫度未比只開一次室時高出很多但燃燒機的火焰部份會產生局部

高溫而導致 Thermo-NOx的生成此外在本實驗中是以瓦斯作為二

次室燃燒機的燃料而瓦斯中含有大量的氮化物(見表 7-1)因此在

燃燒過程中會有 Fuel-NOx生成

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

) 有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

158

表 7-1 常見燃料之成分分析表成分重量百分比() 天然氣 2 號燃料油 4 號燃料油 6 號燃料油

碳 712 873 865 873氫 230 126 117 105氧 -- 004 027 064氮 48 0006 024 028硫 10 022 135 084灰分 0 lt001 002 004

氫碳 (克分子比例) 388 172 160 144總熱值 9880 (kcalNm3) 10680 (kcalkg) 10620 (kcalkg) 10300 (kcalkg)淨熱值 9030 (kcalNm3) 9500 (kcalkg) 9530 (kcalkg) 9300 (kcalkg)API 度 -- 33 232 126

比重 (156 ) 0044 0860 0915 0982Saybolt 黏度 (秒) -- 33~38 45~125 900~9000

閃火點 () -- 38 55 65Perrys Chemical Engineering Handbook 6th Edition

159

74 焚化過程中產生之有機污染物

741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

圖 7-24 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由圖中可知當進料中添加 PVC

而一次室爐溫在 738 時所產生的 PAHs 主要以 NaP (二環)及 AcPy

的型式存在但隨著爐溫的升高有機物則逐漸以三環的 FluPha

甚至 Ant 的型式出現其原因可能是因為氯的陰電性強易帶走直鏈

或支鏈有機物的氫離子使得這些有機物形成具有π鍵且不穩定的烯

類或炔類而在高溫的情況下這些有機物會重新鍵結形成較穩定的

0

5000

10000

15000

20000

25000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

738

836

868

160

環狀物然而當進料中添加有機氯( PVC )時由於 PVC 的燃燒過

程並非如其它物質可以迅速完成反應而必須歷經預熱及氣化的點

燃前階段(pre-ignition)而後才是進行真正的燃燒階段(burning)(張

1993)因此焚化過程中當有機物污染物產生時只有部份因 PVC

粒子受高溫而氣化的氯離子可以帶走有機物上的氫原子所以再經高

溫焚化後所能形成的環狀有機物以低環有機物佔大多數如圖 7-24

中 738 的情況但當焚化溫度升高時可以加速 PVC 的分解燃燒

過程同時也增加氯離子的氣化速率因此使大多數的氯離子能有更

多的機會帶走直鏈或支鏈有機物上氫離子因而形成更多的π鍵而

在焚化的高溫環境下這些π鍵更容易斷鍵而形成多環有機化合物

因此在圖 7-24 中可以看出836 及 868 時所產生的有機污染

物中以三環的 AcPyFlu 及 Ant 佔絕大多數

另外林(1998)曾指出PVC 在焚化過程中(約 600~700 )所生

成的十四種 PAHs 物種中以 NaP 及 AcPy 的濃度較高此與本實驗

結果相符合

圖 7-25 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 BTEX 物種生成的影響圖中顯示物種大多隨溫度升高而有

降低的趨勢其中 Benzene 的濃度較其它物種為高

161

圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

831

908

970

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 738

836

868

162

圖 7-26 是在只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由上圖可知進料中添加無機氯時

所生成的有機物種分佈較廣其中三環的有機物佔大多數這現象可

和前頁含 PVC 的情況做比較在含 PVC 的情形下由於 PVC 的燃

燒過程複雜導致氯離子無法有效帶走有機物上的氫離子而進料含

無機氯(NaCl)的情況而言在本實驗中NaCl 是以水溶液的型態加入

進料中因此當進料投入爐體後NaCl 可以因高溫而迅速斷鍵而

釋出氯離子所以氯離子可以有充份的機會帶走部份未被高溫所破壞

之直鏈或支鏈有機物上的氫原子而形成更多的π鍵之後在高溫的

焚化環境中容易產生三環四環甚至更多環數的有機污染物但總

體而言大部分有機物在高溫下還是會被破壞而形成 CO2及 H2O所

以隨著溫度的上升有機物的總量是有下降的趨勢至爐溫約 970

時這些三四環的有機物亦逐漸因高溫而斷鍵故所餘留者以 AcPy

佔多數

163

圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

圖 7-27 是只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中仍以 Benzene 的生成濃度較其它

物種高而各物種的生成濃度則有隨溫度上升而降低的趨勢

743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 831

908

970

164

圖 7-28 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 PVC 的進料在加入二次燃燒室

後其所產生的有機物以 Pha 佔多數且當二次室爐溫改變時所生

成的有機物量並無明顯的變化因為大部份的有機物已因二次室的燃

燒而去除殆盡

而在二次室溫度 711 時未被去除之有機污染物的分佈介於

二三環之間然而隨著溫度的上升其有機物卻逐漸轉化成三環

四環甚至五環的有機污染物因此在二次室的燃燒環境下溫度提

高卻有促進環狀物合成的趨勢

圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

400

800

1200

1600

2000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1703 T2711 T1712 T2802 T1717 T2936

165

圖 7-29 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響由圖中可以發現經二次室處理後煙

道氣中的 BTEX 仍以 Benzene 佔多數Toluene 居次其餘三物種之

濃度則偏低

166

744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-30 是在開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 NaCl 的進料在經二次室的處理

後所排放的有機污染物已大為降低而部份未被去除的有機物中

則以 Chr 佔大多數但隨著溫度的增加其濃度亦有下降的趨勢

圖 7-31 為開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中物種的生成趨勢與圖 7-29 頗為

類似

0500

100015002000250030003500400045005000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

167

圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯)

圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1738 T2未開

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0

500

1000

1500

2000

2500

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1713 T2703 T1704 T2807 T1696 T2925

168

圖 7-32 是在比較當進料中含有機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 由圖中可發現含 PVC 的進料經二次室處理後大多數的

PAHs 因高溫的焚化環境而被破壞少數則在斷鍵後又轉化成其它物

種唯 Pha 的濃度在開二次室後仍無明顯的變化因此二次室對進料

中含有機氯的物質焚化後所產生的 PAHs(除 Pha 以外)皆有極大的

去除效果

圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-33 是在比較當進料中含有機氯時BTEX 經二次室處理前

後之濃度比較圖中顯示經二次燃燒室處理後的煙道氣其 BTEX 的

排放濃度皆能有效降低

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1738 T2未開T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

169

746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯)

圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-34 是在比較當進料中含無機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 當進料中含 NaCl而只開一次室時PAHs 大多為三四環

的物質當二次室開啟後可以有效破壞大部份 PAHs 物種但同時

也有少部份物種在高溫環境下而合成產生四環的 B(a)A甚至四環

以上的物種其濃度亦有些微增加的趨勢

圖 7-35 是在比較當進料中含無機氯時BTEX 經二次室處理前

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000N

aP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

170

後之濃度比較圖中二次室對 BTEX 的去除與圖 7-33 頗為類似大

部份皆能因高溫而降低其排放濃度

圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

171

747 添加重金屬對有機污染物生成的影響

文獻中(Soltys 1986)(Dunstan 1989)(李1992)曾指出焚化過程

所產生的 PAHs 會因飛灰上碳成分性質之不同而影響其排放濃度

另外(Haynes 1981)(Ndubizu 1982)亦指出重金屬的添加能有效的

抑制燃燒過程中碳煙的生成因此從上述的論點可以歸納得知重

金屬的添加會影響焚化過程中有機污染物的生成

(Wey et al 1998)更進一步研究指出鉛的存在降低了 PAHs 前驅

物 C6H6C2H2CH4的活化能使其進一步的與二三環的 PAHs 加

成聚合生成四五環的結構因此在實驗中二三環的 NaPAcPy

PhA 被轉化成四五環的 FluAPyrBaAChrBaP而鎘主要是

將氣相中的 NaP 及 AcPy 捕捉在飛灰上但是對於多環的 PAHs 卻沒

有明顯的趨勢而在其實驗中也發現飛灰中鉻含量越高PhA

FluAPyr 明顯的增加甚至五六環的 InP 及 B(ghi)P 也被檢測出

來這現象可能是由於鉻催化形成多環結構的能力大於鉛鋅使三

四環的 PAHs 能進一步的與前驅物質反應形成五六環的結構

由以上文獻的研究結果與圖 7-28 及圖 7-30 對照後可發現圖 7-28

中 PhAFluAPyr 及 B(a)A 的濃度明顯較其它物質高而圖 7-30 中

B(a)AChrB(a)P 的濃度似乎也比其它物質高由此可以推斷圖 7-28

中受重金屬鉻的影響較大而圖 7-30 則受鉛的影響較大然而在本

172

實驗中鉛鉻的添加皆佔總量的 01 在添加量相同的情況下

不可能產生如此的差異故應從重金屬的焚化過程來探討在圖 7-13

及圖 7-15 中當進料中含有機氯時鉛化合物的排放濃度明顯偏低

而若含無機氯時排放濃度則大為提高至於在鉻化合物的排放濃度

方面進料含有機氯時略高於含無機氯時的情況因此在進料含有

機氯時由於鉻的催化能力遠大於鉛所以會有圖 7-28 的情況發生

而進料含無機氯時雖然鉻的催化能力較鉛大但鉛化合物的濃度卻

遠大於鉻因此在圖 7-30 中鉛產生的催化效應會大於鉻

173

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討

表 7-2 為本實驗之結果數據表由表中可以發現進料中含氯物種

的不同會影響重金屬污染物的排放濃度而重金屬的排放濃度誠如

上一節所討論會影響 PAHs 物種的生成因此含氯物種亦間接地

影響 PAHs 物種的生成此外含氯物種的不同也影響 HCl 及粒狀

物的排放濃度所以在本實驗中除 SO2及 NOx外其餘污染物的

生成皆受含氯物種不同的影響

在本實驗操作溫度範圍內(一次室738~970 二次室703~936

)的影響方面對重金屬化合物而言其排放濃度受一次室爐溫的

影響而二次室的溫度則會促使其生成物種間的轉化實驗結果可以

發現重金屬鉻在高溫下大部份形成 Cr2O3(s)因此溫度變化對其排

放濃度影響不大至於鎘化合物其排放濃度略有隨溫度上升而增加

的趨勢鉛化合物則在添加無機氯時排放濃度隨溫度上升而增加

當添加有機氯時溫度變化對其生成濃度影響不大而有機污染物及

粒狀物的排放濃度受溫度的影響很大當溫度愈高則其排放濃度愈

低尤其當啟動二次室時更能有效降低其濃度至於 HClSO2及

NOx則受溫度變化的影響較小

174

表 7-2 實驗結果數據表

試程含氯物種

一次室爐溫()

二次室爐溫()

Pb (mgNm3)

Cd (mgNm3)

Cr (mgNm3)

粒狀物(mgNm3)

SO2ppm

HClppm

NOxppm

NaP(mgNm3)

AcPy(mgNm3)

AcP(mgNm3)

Flu(mgNm3)

Pha(mgNm3)

Ant(mgNm3)

FluA(mgNm3)

Pyr(mgNm3)

B(a)A(mgNm3)

Chr(mgNm3)

B(b)FB(k)F(mgNm3)

B(a)P(mgNm3)

DbAB(ghi)P(mgNm3)

InP(mgNm3)

1 738 -- 49 077 132 202 173 135 155 ND ND 15285 ND ND 2590 ND 1226 ND 998 28 67 80 562 836 -- 371 205 155 105 151 174 66 ND ND 26172 ND ND ND ND 1453 1210 ND ND 50 ND 4073

PVC868 -- 162 063 154 453 197 197 116 ND 1158 ND 192 ND ND 240 1026 1786 ND ND 147 ND 547

4 831 -- 152 225 094 379 300 108 101 ND ND 304 1097 ND 536 194 287 197 ND 160 ND ND ND5 908 -- 20 201 112 530 150 147 72 ND ND 144 691 ND 435 150 344 140 89 39 26 153 ND6

NaCl970 -- 126 293 109 514 74 180 89 ND 846 97 94 81 12 25 22 187 92 18 50 25 ND

7 703 711 965 644 047 125 1 150 204 32 20 98 64 279 9 16 6 ND 6 11 28 9 ND8 712 802 11 635 051 101 0 189 218 53 29 50 58 461 38 148 47 16 8 ND 18 231 39

PVC717 936 096 062 042 472 3 178 101 7 16 295 36 546 21 184 106 153 13 6 5 11 3

10 713 703 093 043 051 380 0 110 188 ND 10 120 179 69 10 156 84 27 1627 7 3 255 511 704 807 109 042 054 374 0 145 204 ND ND 83 128 53 12 18 39 9 805 4 21 13 412

NaCl696 925 195 121 059 576 0 172 198 27 30 112 200 135 47 32 12 281 685 51 98 45 32

175

第八章 結論

本研究中蒐集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化

操作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與

控制效果及其影響因子等相關資料並配合文獻中有關焚化廢氣中污

染物特性之相關研究同時針對我國及各國的焚化爐排放法規標準

做一完整的研究與探討以俾獲得最佳焚化處理技術

此外為了解焚化過程中污染物種的生成特性及行為本研究以

臺灣地區都市廢棄物的平均組成為對象分別使用 ASPEN PLUS熱

力平衡模式來模擬各不同操作條件下污染物種的生成行為然而

軟體所模擬者乃是物種在熱力平衡時的狀況但卻因反應動力的限

制而未能真實模擬焚化過程中的部份燃燒及未完全燃燒的情形基

於此本研究乃以實驗及模擬結果相互比較以期更真實的模擬焚化

過程

實驗過程中幾個因素可能會造成實驗結果和實廠狀況有所差

異

1 在實廠中燃燒所需的熱量是由廢棄物本身的熱量所提供但

實驗過程中部份熱量卻是由電加熱管所致因此實廠中熱

量的傳播是靠對流及傳導但實驗中部份熱量卻是藉由熱幅射

來傳播所以實驗所得的數據會與實廠有所誤差

176

2 由於都市廢棄物組成的變異性大而實驗進料量少因此會有

誤差產生

3 焚化過程之複雜性及變異性極大所以實驗必須重覆多次方能

使數據具代表性及普遍性然而本研究因受限於經費和時間的

緊迫所以對不同操作條件無法做重覆多次的實驗

81 焚化過程中產生之重金屬污染物

由於台灣地區執行垃圾分類的成效不彰因此都市廢棄物中充斥

著各式各樣的重金屬物質也使得焚化後產生的重金屬污染物呈現多

樣性與複雜性在本研究中只針對環保署所公告「廢棄物焚化爐空

氣污染物排放標準」中所列管的重金屬鉛鎘汞及另一重金屬毒性

物質鉻作研究而在實驗部份基於安全上的考量故進料中不添加

汞所以汞化合物的生成僅做程式上的模擬與文獻的探討

811 鎘化合物

綜合 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果可知重金屬鎘在

進料含有機氯時經焚化過程後所生成的主要物種為 CdCl2(g)含無

機氯時則以 CdO(s)為主且生成物種會受溫度的影響但不受含硫

量的影響含有機氯的進料當溫度上升時Cd(g)的生成量有逐漸增

加的趨勢而添加無機氯時溫度上升則會導致 CdO(g)及 Cd(g)生成量

177

的增加CdO(s)卻逐漸減少

而文獻中指出金屬氯化物的揮化性高易隨煙道氣排出而金

屬氧化物的沸點較高易停留於砂床中因此添加有機氯時鎘化合

物的煙道氣排放濃度較添加無機氯時大另外從實驗中可發現無

論進料含有機氯或無機氯及是否開二次室從煙道氣中所採得的鎘化

合物大多數是附著於飛灰上以固相的型式出現而仍以氣相型態

存在者較為少量在開啟二次室的情況下總排放濃度最大約為 63

mgNm3

因此從以上的結果可以得知重金屬鎘經焚化後所產生的化合

物大部份的氧化物停留於砂床中部份隨煙道氣排放的高揮發性物

質則幾乎都因異相凝結或均相凝核而成為固相

812 鉛化合物

重金屬鉛的焚化模擬結果顯示當進料含有機氯時其生成物以

氯化物為主其中 PbCl4(g)佔大多數而隨著溫度上升則 PbCl2(g)及

Pb(g)的生成逐漸增加此外含氯量的增加會促使 PbCl4(g)的生成

而 PbCl2(g)則相對的減少直到鉛完全和氯反應才會停止 PbCl4(g)的

生成而當進料含 NaCl 時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其

和重金屬間的親和力大因此絕大多數的氯原子皆和鈉原子反應生

178

成氯化鈉而鉛只能和氧形成金屬氧化物

從實驗及文獻中亦可發現雖然添加有機氯時可促使鉛形成高

揮發性的氯化物但煙道氣中所採集到的鉛化合物濃度卻比添加無機

氯所生成的氧化物濃度低另外無論是否開啟二次室大多數氣相

中的鉛化合物也是藉由異相凝結或均相凝核而形成固相物質

813 鉻化合物

在重金屬鉻的焚化模擬過程中可以發現 ASPEN PLUS 的模擬結

果顯示鉻在高溫的焚化環境下大多形成 CrO2(s)及微量的 CrO2(g)

CrO2Cl2(g)和 CrO3(g)等而熱力平衡模式的模擬結果則顯示當進料含

有機氯時Cr2O3(s)為主要生成物種至於氯化物及氯氧化物的濃度皆

為少量當進料含無機氯時生成物種則以 Na2CrO4(s)為主而所添

加的氯原子大多與鈉及氫反應生成 NaCl(l)及 HCl(g)或更微量的 Cl2(g)

此外重金屬鉻焚化後所形成的化合物的相關文獻中皆認為在有機

氯存在的環境下 Cr2O3(s)為優勢物種因此可以推斷雖然 ASPEN

PLUS 在化工製程的應用上有極佳的評價但可能是因為其無機資料

庫的相關資料有限因而導致模擬結果有所誤差至於熱力平衡模

式由於本實驗室從事多年的焚化相關實驗及研究故建立了較完善

的焚化物種資料庫因而在此以熱力平衡模式的結果來加以探討

179

在實驗結果方面當進料添加有機氯時煙道氣中所含鉻化合物

濃度較添加無機氯時為高可能是因為 Na2CrO4(s)大多留在砂床中

因此降低鉻化合物在煙道中的濃度另外也發現無論進料中添加有

機或是無機氯煙道氣中鉻化合物的濃度隨溫度的變化不大由此可

知Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)在實驗操作溫度範圍內為穩定物種至於鉻

化合物的分佈比例由實驗結果中可以發現鉻化合物在煙道氣中的

總濃度較鉛鎘為低因為大多數的 Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)皆停留在砂

床中所以氣相的分佈比例也就相對的減少而文獻中(Morselli

1993)(Sarofim 1994)亦證實鉻化合物留滯於底灰的比例大約有

70~90

814 汞化合物

由 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果得知無論進料中添

加有機氯或是無機氯其生成的汞化合物中以 Hg(g)佔絕大多數

然而添加有機氯時所生成的氯化物雖量少但與添加無機氯所生成

的氯化物比較顯然大了許多因為添加無機氯氯與鈉的親和力遠

大於氯與汞因此氯化鈉成為此環境下的優勢物種而隨著溫度的

上升Hg(g)亦有些微增加的趨勢

從模擬結果中可以發現焚化所生成的汞化合物皆為氣相且其

180

為高揮發性不易因異相凝結或均相凝核而形成固相所以對煙道氣

中的汞化合物的控制較為困難

815 重金屬污染物的控制

綜合上述重金屬生成之特性可知除汞化合物外其餘三種重金

屬在焚化過程中隨煙道氣所排出之氣相化合物大多因溫度降低而

凝結成固相文獻中(Norton 1986)(Ontiveros 1989)(Wey 1998)曾指

出在煙道氣中揮發性較高的重金屬物質如AsCdCuNi

Pb 及 Zn 所形成的化合物在飛灰中的分佈是趨向於小粒徑的微粒

而沸點較高的鉻則平均分佈於飛灰中至於汞化合物由於其揮發

性較一般金屬高又不易凝結果於飛灰上所以大部份仍停留於氣相

中

因此欲降低焚化所排放的重金屬化合物的濃度除了積極地藉

由改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬的揮發外亦可在金

屬蒸氣尚未形成金屬微粒時由吸附劑與金屬微粒間之物理吸引捕捉

重屬蒸氣或消極地利用有效地捕捉煙道氣中的飛灰來達成降低重

金屬濃度的目的然而改善燃燒條件或藉由吸附冷凝作用來捕捉重

金屬所牽涉的層面甚廣也較為複雜因此一般而言對重金屬的

控制較著重於控制其微粒的排放

181

而對吸附重金屬微粒的控制通常採用傳統空氣污染防治設備的

方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚化廠乾式流程包

括乾式洗煙塔或半乾式洗煙塔與靜電集塵器或袋濾式集塵器之組

合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙塔與靜電集塵器

之組合從表 3-103-113-123-13 和 4-6 中數個國外的焚化廠及

表 4-5 國內 21 座焚化爐實際操作處理經驗觀之無論使用乾式或溼

式處理流程其對鉛及鎘的去除皆能符合表 2-9 中國內環保法規對新

設焚化爐的要求但對汞化合物的控制卻不然表 3-10 中的前六個

國外廠其重金屬化合物的控制端賴靜電集塵器因而汞化合物的排放

濃度遠超過法規標準的 03 mgNm3然而當粒狀物控制系統搭配吸

附劑噴灑系統使用其中在乾式處理流程中混入活性碳或 Na2S而

在溼式處理流程中則加入如 CuCl2的催化劑時汞化合物的排放濃度

大部份都能符合法規的要求

此外在乾式處理流程中袋濾式集塵器對汞化合物的去除效率

較靜電式集塵器佳因為加入的活性碳或 Na2S 能夠被截留在濾布

上增加其與廢氣的接觸時間亦提高與汞化合物的反應性

182

82 焚化過程中產生之酸性氣體

821 氯化氫

由實驗結果得知當進料中含有機氯時其生成的氯化氫濃度略

大於進料含無機氯者且根據 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示氯化

氫的濃度受溫度的影響甚小但依上節的討論結果若進料含有機氯

時重金屬易和氯離子反應生成金屬氯化物因此重金屬的含量會影

響氯化氫的生成濃度

822 二氧化硫

焚化過程中二氧化硫的生成乃因為廢棄物中含硫物質所致從實

驗中可以發現當進料中含有機氯時二氧化硫的濃度雖然隨溫度下

降而有降低的趨勢但從 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示二氧化硫

的濃度只受含硫量的影響而不受溫度過量空氣及含氯量等的影

響另外根據文獻(Verhulst 1996)(Chen 1997)(Chen 1998)中指出

在含硫系統中當焚化溫度約低於 700 時金屬硫酸鹽為主要物

種而當溫度高於 700 時含硫量的影響就逐漸減少因為此時

重金屬主要以氧化物的型式存在而在一般廢棄物的焚化過程中溫

度通常維持在 700 以上所以硫和金屬反應的可能性不大大部

份會與氧反應而生成二氧化硫因此重金屬的含量對二氧化硫生成的

183

影響不大

823 氮氧化物

焚化過程中所產生的氮氧化物一般可分為兩大類一是因所打入

空氣中的氮在高溫下與氧反應而產生的 Thermo-NOx通常在爐溫達

1000 以上才會大量產生另一為燃料中的氮因氧化所生成的

Fuel-NOx從本實驗結果得知當只開啟一次室時氮氧化物隨溫度

的變動不大其排放濃度約為 100 ppm但在開啟二次室時因局部

的高溫而導致 Thermo-NOx的產生同時因使用瓦斯作為輔助燃料

故 Fuel-NOx亦因此而產生

824 酸性氣體的控制

酸性氣體的控制通常使用鹼性吸附劑與其產生中和反應以達

到去除的目的在設備方面如第二章所述可分為乾式半乾式及溼

式洗滌塔等若單獨使用時溼式洗滌塔對二氧化硫的去除效率約可

達 90 以上而乾式及半乾式洗滌塔若搭配袋濾式集塵器使用亦

能達到 90 的去除效率另外從實驗結果及國內二十一座興建中

及運轉中焚化爐的相關資料中得知都市廢棄物焚化後未經控制前

所排放的二氧化硫濃度約介於 300~500 ppm 之間若其去除效率達

90 以上則其排放濃度可以符合國內法規標準的 80 ppm 以內

184

對氯化氫氣體的控制方面由於氯化氫易溶於水因此溼式洗滌

塔對其去除效果達 98 以上而乾式及半乾式洗滌塔若與袋濾式集

塵器搭配使用亦有 90 以上的去除效率同時由於袋濾式集塵

器的操作溫度約在 140~230 左右因此通常在煙道氣進入控制

器前會予以降溫處理若以煙氣洗滌塔(只噴水不含鹼性吸附劑)

作降溫處理則不僅能除去部份煙道氣中的粒狀物質亦能溶解其中

的氯化氫氣體同時也能降低後續之鹼性吸附劑的使用量

在氮氧化物方面從實驗中得知在開啟二次室的情況下氮氧化

物的排放濃度大約為 100 ppm若依實廠中二次室添加燃油的情形而

言由於燃油所含的氮成份為瓦斯的二十分之一以下(參見表 7-1)

因此所能生成的 Fuel-NOx 也極為有限而過去根據實廠的經驗氮

氧化物的排放濃度大多遠低於法規標準因此少有針對氮氧化物的控

制措施

而近年來由於民眾對生活環境品質的要求日益提升且法規標準

也日漸嚴苛所以部份新設的焚化廠在其廢氣控制系統中增加氮氧

化物的控制措施從表 4-5 中可知這些廠皆藉由選擇性無觸媒還原

法(SNCR)來控制氮氧化物的排放

185

83 焚化過程中產生之有機污染物

從實驗結果中可發現當只開一次室時隨爐溫的上升PAHs 量

有逐漸減少的趨勢而進料中含有機氯(PVC)時因 PVC 燃燒過程緩

慢所以雖然 PAHs 總量隨爐溫的上升而下降但所餘留者部份則轉

化成三環的 AcPyFlu 及 Ant

當啟動二次室時爐溫的上升對 PAHs 的去除效率影響較小

可能是因為大部份的 PAHs 在高溫下被破壞因而 PAHs 的總量無明

顯的變化而剩餘微量的 PAHs 其物種分佈主要受重金屬添加物的影

響在進料中含有機氯時因為鉛化合物的排放濃度偏低而鉻的催

化能力又遠大於鉛所以在此情況下PAHs 物種的生成受鉛化合物

的影響大多生成 PhAFluAPyr 及 B(a)A而當添加無機氯時

鉛化合物的排放濃度則大幅提高因而使 PAHs 物種受其影響而大多

轉化成 B(a)AChr 及 B(a)P

總體而言開啟二次室可以有效降低 PAHs 的排放濃度

186

84 污染防治設備組合之綜合評估

綜合以上各污染物在控制上的討論可知重金屬鉛鎘的控制藉

由一般的粒狀物控制設備(例如靜電式集塵器袋濾式集塵器)即

可獲致極佳的效果而汞的去除則必須搭配吸附劑噴灑系統(如活

性碳Na2S)或催化劑(如CuCl2)的使用方能達到有效的去除效果

而在酸性氣體的控制方面溼式乾式及半乾式洗滌塔對 HCl 及

SOx 的去除皆有卓越的效果但在使用(半)乾式處理流程時若能先

經滌氣塔去除部份的 HCl則可以減少後續鹼性吸附劑的使用量至

於 NOx的去除現今較為常用者為選擇性觸媒還原法(SCR)及選擇性

無觸媒還原法(SNCR)前者的去除率約 60~80 後者約 30~60

至於有機污染物的控制從實驗中可以發現當廢氣經過二次燃

燒室處理後有機污染物的濃度可大幅降低另外亦可藉由爐體的

操作使廢棄物能充份的燃燒減少不完全燃燒物的生成此外煙

道氣中加入活性碳不僅可以除去汞蒸氣亦可吸附微量的有機污染

物

然而控制設備的選擇不單是要求去除效率佳而必須同時考量其

設置成本及操作成本並在三者之間尋求一最佳之平衡但影響成本

估算的因素甚多除了廢氣處理量之外其它諸如匯率物價波動

等使得所需成本無法精確估算僅能就過去設廠的經驗作約略的估

187

算

就粒狀物控制設備而言最常被使用的是靜電式集塵器與袋濾式

集塵器二者的建造費用相近唯後者的操作費用較前者為高然而

近年來有學者指出靜電集塵器的操作溫度與 PCDDsPCDFs 從飛灰上

脫附的溫度相近易導致其脫附後有再合成現象(De Novo synthesis)

的產生因此靜電集塵器已逐漸不被新設的大型焚化廠所採用

而在酸性氣體洗滌塔部份如表 2-9 所示乾式半乾式及溼式

洗滌塔的建造費用比分別為 91015而操作維護費則是 81015由

此可知溼式洗滌塔的整體費用要比乾式及半乾式多另外NOx的去

除法中SCR 所需的設備成本大約是 SNCR 的 3~7 倍左右而操作

費用則相近

至於設備組合方面大約可分為乾式及溼式處理流程在乾式處

理流程中為了使鹼性吸附劑增加與廢氣的反應因此大多利用袋濾

式集塵器與(半)乾式洗滌塔搭配使用而溼式處理流程中因袋濾式

集塵器的耐溼性差故一般皆以靜電式集塵器和溼式洗滌塔為組合

但如前所述靜電式集塵器已逐漸被捨棄不用因此溼式處理流程

在新設焚化廠中已不復見在乾式處理流程中雖然乾式洗滌塔的建

造費用與操作維護費用比半乾式略低但其鹼性吸附劑的添加量卻比

半乾式多半乾式洗滌塔則往往因藥劑調配不當而造成噴嘴堵塞的

188

現象所以二者無論在成本或使用上各有其所長

85 總論

由本研究中可以了解焚化過程中所產生的污染物有各種重金

屬化合物粒狀污染物HClSO2NOx 及各種有機污染物等而

理想的控制設備組合是廢氣經能源回收後進入乾式或半乾式洗滌塔

中並噴入鹼性吸附劑及活性碳或 Na2S 以吸附酸性氣體微量的有

機化合物及汞蒸氣而後以袋濾式集塵器去除粒狀物及其上所附著的

重金屬化合物若需要進一步改善 NOx 的排放濃度可以考慮加裝

SCR 或 SNCR 的處理設備如此所排放的煙道氣中污染物濃度大致

可符合國內現有法規的標準且達低污染的焚化處理目標

189

86 對空污防治之重要成效

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐漸增加如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋埸之容量快速飽

和而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋埸的設立更

顯不易因此具有減量化資源化安定化及無害化的焚化處理已成

為地狹人稠的台灣地區廢棄物之主要處理方式

然而焚化處理雖具有多項優點但焚化過程中卻也產生有害空

氣污染物質所以污染物的控制成為焚化處理中極為重要的課題

研究中搜集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化操

作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與控

制效果及其影響因子等相關資料可供國內研究及焚化爐操作之參

考並模擬國內都市廢棄物之組成以實際實驗及電腦模擬徹底了解

焚化後污染物質的生成趨勢且在法規要求及成本的考量之下獲得

一本土化的焚化廢氣最佳化的控制技術以作為國內往後在焚化廠設

計及實際操作上參考之用

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劉邦宏都市鄉鎮垃圾與一般事業廢棄物焚化處理之規劃設計小型一般廢棄物焚化爐規劃設計及操作管理研討會論文集125-134(1995)

蔣 本 基 塑 膠 焚 化 過 程 中 PAHs 的 生 成 與 控 制 NSC 80-0421-E-002-13-Z(1991)

蔡文田張慶源活性碳及其在空氣污染防製之應用環境工程會刊第三卷第二期 pp65~84(1993)

鄭福田事業廢氣處理技術研究（Ⅰ）以沸石吸附處理揮發 性 有 機 物 之 研 究 NSC84-2211-E-002-009 pp Ⅲ-341~344(1995)

鄭福田張章堂林宏端沸石吸附揮發性有機物之研究第十屆空氣污染控制技術研討會論文集 pp45-51(1993)

錢建嵩等流體化床技術高立圖書有限公司 (1992)

204

環保署中華民國臺灣地區環境保護統計年報pp 152-153行政院環境保護署(1997)

環保署全球資訊網

謝長良黃志峰袋式集塵技術與小型焚化爐氣處理應用實例介紹工業污染防治第十七卷第一期pp 19-30(1998)

鍾昀泰一般廢棄物焚化灰分中戴奧辛含量及相關物化因子之初步研究碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1997)

鍾昀泰張木彬黃彩斐台灣地區一般廢棄物焚化灰份中戴奧辛含量調查研究第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp1-8(1997)

魏玉麟流動床爐處理工業有機污泥之 PAHs 排放探討第十 一 屆 空 氣 污 染 控 制 技 術 研 討 會 論 文 專 輯 NSC 82-0410-E-029-004(1994)

魏銘彥方天志趙嘉雍焚化過程中有機氯及無機氯對氯化氫一氧化碳及有機物生成的影響中國環境工程學刊6(4)pp 341-347(1996)

魏銘彥陳志成事業廢棄物的焚化處理化工技術Vol 39 No 6 pp 185-193(1996)

魏銘彥趙嘉雍余利智焚化過程中重金屬對 PAHs 生成的影響第十二屆空氣污染控制技術研討會論文集pp 547-553(1995)

魏銘琪蘇政隆陳志成魏銘彥焚化操作條件對重金屬鉛化合物生成及其在灰渣中穩定度的探討第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 9-15(1997)

顧順榮鍾盷泰張木彬台灣地區都市垃圾焚化灰分中重金屬濃度及 TCLP 榮出之評估第十屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 271-279 (1995)

205

206

附錄一

八十八年度空污費科技研發計畫(期中報告)審查意見表

評審意見 答覆1期中報告完成了電腦程式模擬實驗設備及實驗條件的規劃充分達成進度

1謝謝委員指教

2相關文獻的蒐集完整敘述頗有條理

2謝謝委員指教

3研究方法使用電腦模擬及模型實廠實驗驗證並將評估最佳化操作條件及有害空氣污染物的最佳控制條件符合原先規劃的內容

3謝謝委員指教

4 期中報告第四章評估廢氣控制設備之組合建議尚需一併考量其他廢氣成分(如戴奧辛)的控制方具有完整性及實質效益

4會遵照委員指示在期末報告第四章中加入戴奧辛控制資料

5 報告書撰寫文字流暢條理分明 5謝謝委員指教6 本報告文獻回顧內容翔實完整值 得肯定

6謝謝委員指教

7 模式模擬之基本假設條件為何此模式支出處為何均請於期中報告中加以說明

7會於期末報告中加以說明

8 實驗工作應即刻準備進行並於報告中說明重要操作條件

8會於期末報告中加以說明

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

207

附錄二

八十八年度空污費科技研發計畫(期末報告)審查意見表

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

評審意見

1未試垃圾焚化產生

有害空氣污染物之

有效控制方案實

驗室之模擬處理結

果至實用尚有一段

距離

2建議將模式模擬結

果與實廠採樣結果

加以比較以確認

模式之正確性

答覆

1本研究主要規劃收集國內外各種空氣污染

控制技術相關文獻實驗部份只針對污染物

排放濃度來探討若欲進一步探討有害空氣

污染物之有效控制方案則需針對實廠控制

設備來作理論及實驗上資料之收集與研

究以求實驗上之有效控制方案而文獻上

針對有效控制方案資料收集的結論已於期

末報告中第 83 頁中說明

2本實驗主要的目的是收集國內外各種空氣

污染控制技術之相關資料並藉由實驗室規

模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣有關實

廠採分析並不在本研究範圍之內且國內有

關實廠採樣結果的數據並不多(包含有機

物重金屬及酸性氣體等)而於有限的焚

化廢氣排放資料中並無法提供詳細的操作

條件(包括焚化爐熱損失確實進料組成

確實操作溫度及溫度分佈等)故無法與本

研究的模擬結果進行比較請諒察

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VI

表目錄

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況 4表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定) 5表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定) 6表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐 8表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表 9表 1-6 時程規劃表 10表 2-1 焚化爐型式比較表 14表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料 16表 2-3 袋濾式集塵器資料表 18表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表 19表 2-5 乾式滌氣塔資料表 22表 2-6 濕式洗滌法 23表 2-7 半乾式滌氣塔 24表 2-8 各種不同控制設備之比較 25表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)25表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準 27表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準 28表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準 29表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998) 31表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較 33表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)34表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)35表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)36表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)39表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998) 40表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998) 41表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)42表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續） 43表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度 45表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例 46表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度 46表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例 48表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表 58表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料 65表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件 67表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較 69表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較 70表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997) 75表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料 75

VII

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)76表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料 78表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 79表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 80表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 81表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料 82表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成 85表 5-2 參數之變動範圍 85表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質 88表 5-4 HCOALGEN Option Codes 90表 5-5 程式中參數代表之定義 93表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件 114表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果 115表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果 116表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果 117表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果 118表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析 132表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析 132表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表 133表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表 133表 6-5 各試程之操作條件表 135表 7-1 常見燃料之成分分析表 158表 7-2 實驗結果數據表 174

VIII

圖目錄

圖 1-1 研究流程圖 9圖 2-1 焚化流程 11圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990） 37圖 5-1 模擬流程圖 87圖 5-2 廢棄物的物性模式 91圖 5-3 熱損失之副加程式 93圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響 95圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響 96圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響 97圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響 97圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響 98圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響 98圖 5-10 熱損失對爐溫的影響 100圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響 100圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響 101圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響 101圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響 102圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響 102圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 ) 103圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響 105圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響 105圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響 106圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響 106圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響 107圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響 109圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響 109圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響 110圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響 110圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響 111圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備 122圖 6-2 氯化氫採樣設備 123圖 6-3 煙道氣採樣設備 124圖 6-4 氣相重金屬採樣設備 125圖 6-5 有機污染物採樣設備 126圖 6-6 重金屬分析流程圖 137圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)140圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)141圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 141圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143

IX

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 144圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 147圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 148圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 148圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 150圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 151圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 152圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較 153圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 154圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 155圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較 156圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較 157圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 159圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 161圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 161圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 163圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 163圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 164圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 166圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 167圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 167圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 168圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 169圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 170

1

第一章 前言

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐年增加雖然隨著環保意識的抬頭垃圾減量與資源回收工作

也正如火如荼地推動中但每人每天仍平均製造出約 12 公斤(1995

年)的垃圾如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋場之容量快速飽和

而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋場的設立更顯不

易相對的應用焚化方式處理垃圾除了可以達到減量化資源化安

定化無害化等廢棄物清理之目標外其技術之開發已臻相當可靠之

地步且作業安全熱能又可回收利因此目前已成為地狹人稠的台

灣地區廢棄物之主要處理方式

自民國 73 年起政府開始推動大型垃圾焚化廠之興建計劃至民

國 82 年止共規劃了 21 座焚化廠並預計在民國 90 年前完工以解決

國內日益嚴重的垃圾問題目前這 21 座焚化廠的執行現況如表 1-1

所示此乃第一階段垃圾焚化廠興建計劃

前項計劃自推動以來因地方政府未能協調溝通民意排除民眾

抗爭以順利取得建廠用地致使建廠工作受阻影響年度預算執行

至鉅為加速推動垃圾焚化廠興建工程計畫故參考先進國家之經

驗以公有民營為過渡方式民有民營為終極目標利用民間力量參

與興建以減少政府財務及人力負擔表 1-2 及 1-3 即為民國 85 年核

定「鼓勵公民營機構興建營運垃圾焚化廠推動方案」以 BOO 或 BOT

的模式預定在台灣各縣市再興建 18 座垃圾焚化廠並分為兩梯次

第一梯次 8 個廠第二梯次 10 個廠此為第二階段垃圾焚化廠興建

計劃

2

另外部分離島地區水源特定區及特殊偏遠地區等區域因其

特殊地理位置無法參與上述資源回收焚化廠興建計劃或是區域性聯

合衛生埋場計畫而一般事業單位或醫療廢棄物也常利用小型焚化爐

來處理垃圾表 1-4 為國內運轉中的小型焚化爐處理廢棄物種類爐

型及廢氣處理系統之相關資料

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店樹林廠及台中市等六個廠其操作營運狀

況如表 1-5 所示由表中可知這五個廠處理垃圾之平均低位發熱量

皆高於當初設計的發熱量此乃因為近幾年來塑膠製品充斥市面以

致民眾消費習慣改變而其廢棄物中塑膠含量也隨之增加進而大幅

提高垃圾熱值增加爐體所能負荷的熱量如此也相對的降低了焚化

廠的處理量故政府不但一方面宣導民眾減量使用塑膠製品一方面

則加速推動垃圾分類制度以期有效回收垃圾中之有用資源並提昇

焚化廠的利用率

11 研究動機焚化處理雖為目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果

好並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物

病原性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱

交換將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當

不僅不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造

成環境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包

括有重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚

化爐中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之

氯硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫

3

酸及硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排

氣控制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等

揮發性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴

奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

12 研究目的焚化過程中爐體的設計操作條件與空氣污染防制設備的設計操

作對空氣污染物之控制效果有重大的影響但是國內目前對於這方面

之研究尚未完備故本研究將針對國內各焚化廠實地收集其垃圾組

成與焚化生成污染物特性與控制現況並收集國內外各種空氣污染控

制技術相關資料藉由實驗室規模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣了

解污染物排放及生成特性並配合法規限制及成本要求等評估各

種空氣污染控制技術之可行性與適用性提出本土化之焚化廢氣合適

之空氣污染物控制技術以提供國內各焚化廠操作建議或設計參考

13 預期目標1了解垃圾焚化產生有害空氣污染物國內外相關最新資訊及處理技

術

2了解垃圾焚化產生有害空氣污染物的成份及經濟可行性的控制方

法

3獲得本土化的垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

4

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況

主辦機關

廠 別 規模TTD

顧問機關

承攬廠商

合作廠商

現 況完工日期

備 註

臺北市內湖 900 已完工運轉中 810124 公有公營

臺北市木柵 1500日本田熊(TAKUMA)

已完工運轉中 830721 公有公營臺北市環保局

臺北市北投 1800

中興顧問日本丸紅(HITACHI)

已完工運轉中 8706 公有公營

高雄市中區 900 中華顧問 東帝士 德國 DBA 已完工運轉中 8710 公有公營高雄市環保局 高雄市南區 1800 中興顧問

中鼎工程公司

德國Martin

施工中 8902 公有公營

臺中市 900日本鋼管

(NKK)已完工運轉中 840508

公有民營(達和公司)

嘉義市 300中興顧問

已完工運轉中 876公有民營(達和公司)

臺灣省環保處

臺南市 900 中華顧問中興電工 丹麥

Volund 已完工運轉中 8712 公有民營

臺北縣新店市 900 已完工運轉中 830528公有民營(中鼎公司)

臺北縣樹林鎮 1350慧能顧問

日本三菱(MHI) 已完工運轉中 840601

公有民營(達和公司)

臺北縣八里鄉 1350 施工中 8810 公有民營新竹市 900 慧能顧問 中興電工 丹麥

Volund 施工中 8804 公有民營

高雄縣仁武鄉 1350日本三菱中鼎工程

施工中 890326 公有民營

彰化縣溪州鄉 900中興顧問 日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 8909 公有民營

屏東縣崁頂鄉 900 中鼎工程日本穿崎重工(KHI)

遠東機械(技術合作)

施工中 890326 公有民營

臺中縣后里鄉 900 中興顧問日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 890326 公有民營

基隆市 600 中鼎工程 大潁 Steimuller 施工中 900618 公有民營宜蘭縣利澤 600 中興顧問 大潁 Steimuller 施工中 900318 公有民營

臺南市永康市 900 中鼎工程 施工中 9108 公有民營嘉義鹿草鄉 900 施工中 9012 公有民營

環保署

高雄縣岡山鎮 1350 中興顧問 中鋼 TAKUMA 施工中 9004 公有民營合 計 21900

資料來源環保署全球資訊網

5

表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址 服務範圍噸 數(噸日)

桃園縣 BOO中壢市平鎮市大溪鄉楊梅鎮觀音鄉新屋鄉蘆竹鄉大園鄉龍潭鄉

1200

新竹縣 BOO 竹北市芎林鄉湖口鄉新埔鎮新豐鄉 300

苗栗縣 BOT 竹南鎮

苗栗市苑裡鄉頭份鎮後龍鎮通霄鎮卓蘭鎮公館鄉大湖鄉銅鑼鄉南庄鄉頭屋鄉三義鄉西湖鄉三灣鄉造橋鄉獅潭鄉泰安鄉竹南鎮

500

台中縣 BOT 烏日鄉 大里市太平鄉烏日鄉霧峰鄉 600

南投縣 BOO南投市名間鄉仁愛鄉國性鄉魚池鄉集集鎮竹山鎮埔里鎮草屯鎮鹿谷鄉中寮鄉水里鄉信義鄉

500

彰化縣 BOO彰化市和美鎮伸港鄉線西鄉鹿港鎮大城鄉花壇鄉秀水鄉福興鄉埔鹽鄉芳苑鄉大村鄉芬園鄉

800

雲林縣 BOO斗六市斗南鎮虎尾鎮土庫鎮西螺鎮莿桐鄉林內鄉大 鄉古坑鄉

300

台東縣 BOO台東市成功鎮關山鎮路野鄉池上鄉東河鎮金峰鄉達仁鄉太麻里鄉

300

總 計 4500資料來源環保署全球資訊網

6

表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址服 務範 圍

噸 數(噸日)

台北縣 BOT 汐止鎮 汐止鎮萬里鄉 300桃園縣 BOO 中壢市楊梅鎮等 700台中市 BOO 台中市(東區北區北屯區) 600台中縣 BOT 大安鄉 大甲鎮大安鄉清水鎮 300台中縣 BOO 沙鹿鎮梧棲鎮龍井鄉大肚鄉 400

彰化縣 BOO員林鎮社頭鄉永靖鄉埔心鄉大村鄉芬園鄉

300

雲林縣 BOO台西鄉東勢鄉四湖鄉口湖鄉水林鄉褒忠鄉崙背鄉元長鄉北港鎮麥寮鄉

300

台南縣 BOT 七股鄉

新營市鹽水鎮柳營鄉六甲鄉後壁鄉白河鎮東山鄉佳里鎮西港鄉七股鄉北門鄉學甲鎮麻豆鎮下營鄉官田鄉大內鄉將軍鄉

600

花蓮縣 BOT 花蓮市土安鄉新城鄉壽豐鄉秀林鄉 300

澎湖縣尚未決定

尚未決定 200

總 計 4000資料來源環保署全球資訊網

14 研究方法本研究之執行可分為以下三個部分

第一部份蒐集國內外垃圾焚化產生有害空氣污染特性及處理方法

可再細分成四個部份

(1)蒐集國內外垃圾焚化廠設備規模及處理概況

(2)蒐集國內外垃圾焚化廠空氣污染物生成特性及控制設備效果

(3)蒐集文獻中廢棄物焚化廢氣中污染物特性相關研究

(4)蒐集空氣污染防治設備操作特性與控制效果及其影響因子相關資

料

第二部份以實驗模擬垃圾焚化產生的有害空氣污染物並實際分析

各種空氣污染物之濃度及特性

第三部份以 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式模擬都市廢棄物在不同

7

的焚化操作條件下所可能產生的污染物種

綜合第一部份所收集之相關資料與實驗及模擬分析結果考慮投入總

成本法規的要求降低焚化產生有害空氣污染物的排放程度提出

本土化焚化廢氣最佳化的控制技術圖 1-1 為本研究流程圖

8

表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐

所在地 爐型 開始運轉時間 廢棄物種類 廢氣處理系統太魯閣關原焚

化爐固定床 民國 85 年 一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器

東北角風景區焚化爐

機械式爐床 民國 83 年 一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器彰化縣和美

鎮伸港鄉線西鄉合建垃圾

焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式吸收塔+靜電集塵器

桃園平鎮垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式除酸+袋

式集塵器中正機場三號

焚化爐混燒式機械爐

床民國 82 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(濕式)

泰安休息站垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 80 年 一般垃圾 濕式水洗

高雄國際機場焚化爐

混燒式機械爐床

民國 79 年 機場一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中正機場二號

焚化爐批次式固定爐

床民國 71 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(乾式)

陸軍兵工整備中心焚化爐

批次式固定爐床

民國 83 年 一般垃圾 濕式水洗

ICI 觀音廠焚化廠

旋轉窯焚化爐 民國 80 年事業廢棄物乾燥生物污泥

濕式水洗

台中榮民總醫院焚化爐

控氣式焚化爐 民國 82 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式水洗

台北榮民總醫院焚化爐

批次脈動爐床 民國 81 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中美和林園廠

焚化爐環式流體化床

焚化爐事業廢棄物生

物污泥濕式水洗

陽明山國家公園焚化爐

機械脈動爐 民國 81 年 一般垃圾 濕式水洗

中油大林廠焚化爐

氣泡式流體化床焚化爐

事業廢棄物油泥生物污泥

濕式水洗

資料來源工研院能資所1998EPA-87-FA41-03-17

9

表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表

焚化廠別

焚化量焚化率（噸） （）

灰渣量（噸）

發電量（萬度）

售電量（）

平均低位發熱量設計發熱量

（仟卡公斤）

廢氣排放情形（註）

內湖 5217227 945 15 228 18241350符合排放標準

木柵 20002523 3751 277 548 19881600符合排放標準

新店 22817994 5027 982 768 18421548符合排放標準

樹林 33753981 7629 1504 807 20031548符合排放標準

台中市 18909824 3935 692 755 19831500符合排放標準

資料來源環保署全球資訊網

一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

文獻國內外焚化廠處理現況及控制技術等相關資料的搜集

電腦模擬模擬實驗操作變因一次室爐溫二次室爐溫

含氯物種(PVCNaCl)

ASPEN PLUS軟體模擬操作變因過量空氣量熱損失廢棄物熱值含硫量含氯量

熱力平衡模式操作變因

爐溫含有機氯含無機氯

分析項目重金屬(PbCdCr)

粒狀污染物酸性氣體(SO2HClNOx )

有機污染物(PAHs)

探討在各操作條件下各污染物種的生成情況

評估各種控制技術對污染物的去除效率

在去除效率及成本的考量下尋求一最佳的控制技術

圖 1-1 研究流程圖

10

15 研究時程規劃本研究所安排之時程規劃如表 1-6 所示實際之進度與表所示符

合

表 1-6 時程規劃表 月 次

工作項目

第 1 月

第2 月

第3 月

第4 月

第5 月

第6 月

第7 月

第8 月

第9 月

第10月

第11 月

第12 月

備 註

相關文獻資料收集 符合進度

軟體模擬 符合進度

實驗準備 符合進度

實驗進行 符合進度

數據分析及整理 符合進度

期中報告 符合進度

期末報告 符合進度

預定進度累計百分比

11

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制

21 焚化流程

焚化的處理流程大致可分為廢棄物前處理燃燒及污染物控制

等三個階段如圖 2-1 所示

211廢棄物前處理

前處理的目的有三即(1)增進營運效率(2)回收可用物質(3)

回收轉化物或能源而前處理技術則包括(1)破碎(減小垃圾的尺寸)

(2)壓縮(減小垃圾的體積)(3)分選(分類篩選以利回收或處理)(4)

乾燥(減少水分以利燃燒)

212燃燒機械床 急冷式 靜電集塵

流體化床 廢熱鍋爐 袋式集塵

旋轉窯 熱水回收 旋風集塵

液體噴注式 濕式洗滌塔

高溫熔爐 乾式洗滌塔

半乾式洗滌塔

排煙

廢棄物

參考資料劉(1995)魏(1996)張(1997)

圖 2-1 焚化流程

混合破碎

燃燒室

排氣冷卻或熱回收

粉酸有重塵氣機金去去物屬除除去去 除除

煙囪

灰渣處理(含重金屬)

12

焚化爐為焚化系統的核心設備亦是廢棄物處理的主要設施而

燃燒室型態的選擇主要決定於廢棄物的物理性質及灰份一般可略分

為五大類型(1)機械爐床式焚化爐(2)流體化床式焚化爐(3)旋轉

窯焚化爐(4)液體噴注式焚化爐(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996)以

下就這五種分述之

(1)機械爐床式焚化爐

機械爐床式焚化爐一般是以多種爐條構成經由爐條反覆運轉而帶動

垃圾使之前進並達到混合與均勻攪拌的目的而在垃圾進入燃燒段

前通常會先經過乾燥區充份乾燥以降低垃圾含水率並提高其熱

值之後進入高溫燃燒段未完全燃燒的垃圾則再經後燃燒段以使

反應更完全一般大型焚化爐均採此型

(2)流體化床式焚化爐

流體化床焚化爐即是指廢棄物在流體化床中像流體般地被攪拌混合

而燃燒完全後才排放在此通常以砂床中的砂石為流體化介質因為

砂石具有高熱容量能蓄積大量的熱能而在流體化的過程中充份地

與廢棄物接觸並將能量傳輸給廢棄物因此其熱傳效率佳溫度

分非常平均不僅燃燒可以完全所需焚化銷燬的溫度也可降低此

外若燃料或廢棄物中含硫氯等元素則可將粒狀石灰噴入爐內直

接中和硫氧化物及氯化氫等酸氣因此可省略排氣處理系統中酸氣去

除部份

(3)旋轉窯焚化爐

一般旋窯焚化爐在旋窯後端裝置一個二次燃燒室以確保燃燒完全

它包括旋轉窯爐體緊急排放煙囪二次燃燒室污染防治設施誘

13

引抽風機及排放煙囪等旋轉窯的主要功用是熱解氣化及燃燒廢棄

物中的可燃份不可燃的灰渣則經由旋轉窯的轉動移向排灰口排出

二次燃燒室則是將一次室所排出的廢氣在高溫下再次氧化使其燃燒

更完全

(4) 液體噴注式焚化爐

液體噴注式焚化爐是最常見之有害廢棄物焚化爐凡是流動性的廢

液泥漿及污泥皆可用它銷燬高熱值廢液可直接由燃燒器噴入爐內

直接焚化廢水及低熱值廢液則必須輔以燃料以提供維持適當溫度

所需的最低熱量燃燒器噴出的火焰和廢液噴出的位置及方向可以調

整以達最佳焚化效果

(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996章 1993)

跟其他焚化爐比較高溫熔渣焚化爐能處理含有少量不可燃的廢棄

物經處理過後的廢棄物可燃的被焚化不可燃的被熔化最後形

成像一個陶瓷般的不可熔物質主燃燒室溫度控制在 1400 以上

因此廢棄物中的惰性物質除高熔點的金屬及其化合物外皆呈熔融狀

態而獲較完全的焚化同時凝結後的熔渣形成較大顆粒而將重金屬

化合物包容於其中其透水性低呈較穩定狀態且熔渣會在爐窯內

壁上形成一保護層可延長耐火磚壽命但亦容易造成溫度控制不

當使爐體出口附著不同形狀之礦渣而造成阻塞

五種爐型的比較請參見表 2-1

14

表 2-1 焚化爐型式比較表焚化爐形式 操作溫度範

圍滯留時間 優點 缺點

液體噴注式 650-1600 01-2 秒 1 可以焚化的有害廢液種類相當廣泛2 爐內氣體混合度高燃燒效率佳不須除灰

系統3 燃料流量改變時溫度反應快速4 活動配件最少5 維護費用低造價低操作人力少

1 只適用於可由燃燒去噴嘴物化的廢液2 燃燒器易被雜質堵塞3 限於處理黏滯度小於 750ＳＳＵ之廢液

旋轉窯式 820-1600 氣液體 1-3 秒固體 05-2 小時

1 滯留時間長且可藉轉速控制2 可處理大部分固體及液體有害廢棄物（包括

ＰＣＢs）3 可分別處理廢液及固體廢棄物4 可連續除灰5 進料不需前處理或預熱可處理體積較大的

容器6 自動排灰不影響燃燒效率

1 建造費用高昂2 維護費用較高3 操作溫度高需常翻修耐火磚4 灰渣可能溶融結塊5 過剩空氣量需求高排氣粉塵量較高6 啟動點燃後需一段時間才能操作溫度且熱效

率低

流體化床式 450-980 氣液體 1-2 秒固體 10 分鐘-2 小時

1 接觸表面積大傳熱快燃燒效率提高2 可處理可燃性固體液體廢棄物3 內部可動零件不多操作費用低4 進料速率變化對系統影響較小5 可處理含水高的廢棄物6 爐內同時完成焚化與除酸兩種功能7 操作溫度低燃料費低8 過剩空氣量小排氣量少

1 由流體化床中除去殘留物較不易2 大型廢棄物需作前處理3 流體化介質可能衝蝕爐床材料4 操作溫度小於 1100（砂的熔點）5 排氣粉塵量較高6 進料速度不穩或空氣分配不均會造成流體化分散

不佳致爐溫不穩定

機械爐床式 1 使垃圾移動過程攪拌均勻2 技術成熟二次公害可有效控制3 處理流程單純

1 單位面積爐除焚化率較低2 混燒後灰燼中可回收之金屬價值較低

參考資料章(1993)張(1991)魏(1996)

15

213污染物控制

雖然焚化具有多項優點但焚化後所產生的燃燒氣體中除了無害

的二氧化碳及水蒸氣外還含有許多污染物質必須加以適當的處

理以避免造成二次公害危害人體健康及自然環境故污染控制在

焚化過程中實屬一重要課題

空氣污染控制設備中較常見者為旋風集塵器袋式集塵器靜

電集塵器濕式洗滌塔半乾式洗滌塔乾式洗滌塔及活性碳吸附塔

本節將針對這些控制設備做詳細之介紹至於相互間的配對使用則

將在下節中討論

(1) 旋風集塵器

旋風集塵器是一種低成本且常見的集塵設備尤其是作為初級除

塵它主要由一圓柱筒構成其下端縮成圓錐形係利用強制渦流所

產生之離心力及重力沉降作用將廢氣中粒狀污染物去除含塵粒之氣

體由一處或多處以切線方向吹入圓筒中在圓筒內旋轉其中塵粒因

受離心力之作用拋向器壁沿器壁而下被導入集塵筒中而清淨之

氣體則從圓筒中央之開口逸出旋風集塵器之除塵效率約 65~80

去除粒子大小在 3~100 microm 範圍但僅對於 10 microm 以上之粒狀污染物

較有效(張1997)故通常僅用來作為高效率集塵器之前處理設備表

2-2 為旋風集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

16

表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 去除率

總去除率是各類粒徑大

小的加權平均

2 壓損

壓力損失一般控制於

30~100mm 水柱高

1 對大粒粉塵去除有效粒徑 30microm

以上達 99去除率粒徑小於

5microm 以下去除率不到 50

2 總去除率ηt

ηt=Σηjmj

3 去除率的增加與廢棄流量密度

變化塵粒濃度成正比與廢氣

的黏滯性成反比

優點

1 造價低

2 適用於高溫環境

3 由於沒有可動零件維修

費用低

缺點

1 效率低(尤其是對非常小

的塵粒)

2 操作費用高(由於壓損高

的緣故)

結論適用於初級除塵保護下

游之濾袋集塵設備或

減低負荷

1 一般而言旋風集塵器

的費用為濾袋式集塵

器靜電集塵器等的十

分之一

2 購置費用決定於塵粒

的去除率處理的廢氣

量壓損及附屬設備

參考資料章 (1993)張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)

17

(2) 袋式集塵器

袋式集塵器是工業上常用以收集微粒的方法之一主要的設計是

將含塵粒的氣流從底部進入圓筒形濾袋在通過濾料的孔隙時藉由

慣性衝擊直接攔截和擴散三種捕捉機制將粉塵捕集於濾料上透過

濾料的清潔氣體由排出口排出而附著於過濾層上的粒狀物再定時以

振動氣流逆洗或脈動沖洗等方式清除之一般而言其去除粒子大

小在 005~20 microm 範圍壓力降在 100~200 mmH2O 左右集塵效率可

達 99 以上(張1997)因此普遍使用於基本金屬水泥石灰化

學食品製藥等工業及都市垃圾焚化爐排氣處理系統中另外在

袋式集塵器前通常設有噴淋塔或急冷設備以避免高溫物質導致濾布

起火燃燒表 2-3 為袋濾式集塵器收集效率優缺點及設備費用之相

關資料

(3) 靜電集塵器

靜電集塵器能有效去除工業排氣中所含的粉塵及煙霧它對於氣

體流動的阻力小能量使用低並且可以同時收集大形及小形粉塵粒

子因此它的用途很廣是水泥及發電廠排氣飛灰去除的主要設備

主要是利用高壓負極產生電暈作用放出電力使通過之廢氣氣體分

子電離廢氣內之塵粒遂帶有負荷電再由集塵器之正極板吸著並中

和經過一段時間後經捶擊極板使附著於極板上之塵粒掉落於集塵

漏斗內去除之去除粒子大小在 005~20 microm 範圍壓力降在 10~20

mmH2O 左右(張1997)去除效率在 90~995 間一般可達 95 以

上表 2-4 為靜電集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

18

表 2-3 袋濾式集塵器資料表操作條件 去除效率 大約價格 優缺點1 溫度範圍一般濾袋耐熱約 140 ~ 230 (玻璃纖維 300 四氯乙烯280 ) 操 作 溫 度 範圍140-170

2 粉塵特性大小分配及含量3 壓差100-200 mmH2O4 氣布比(cm2seccm2)振動式1~31逆洗式05~21脈衝式25~751

5 排氣成份及含量6 濕度7 氣體流速

1 粒狀物98 以上2 部份 SOX15~20

1投資費用700 萬(設計 55 噸燃煤鍋爐廢氣處理量100000Nm3hr)

2操作與維護費用(萬年)人工54 萬電力1548 萬濾袋84 萬維護8784 萬總計38064 萬

優點1 去除效率高2 建造維修及操作成本中等3 自動化操作4 回收有用微粒5 濾餅(Filtrate Cake)形成有助去除效率之提昇

缺點1 廢氣溫度不能太高2 潮濕或黏性不適用3 粒狀物成份及水份對濾布有影響4 濾布汰換成本高5 濾餅形成壓差上升

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

19

表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用 備註ESP 集塵機制主要如下1電場與電暈電流的產生2塵粒的帶電3塵粒的收集4塵粒的移除ESP 典型之設計參數範圍集塵速率 10~10 mmin寬度 15~40 cmSCA( 集 塵 板 氣 體 流 量 ) 025~21 (m2m3min)長高比(LH) 05~20氣體流速 12~25 ms停留時間 2~10 sec去除效率 80~999 收集板間距 20~28 cm電暈電力需求 175~175 W(m3min)氣體溫度 370(一般) 705(特製)塵粒粒徑 gt005 microm

去 除 效 率η=1-exp(-AtimesWeQ)理論去除效率可由集塵速度集塵面積及氣體流量來決定但由於此公式已做了相當多的理想化假設所致因而需加以修正一般以等效率漂移速度來取代以符合實際運轉

ESP 之長高比與集塵效率之關係05~06 le980 10~11 98 ~99 11~13 991~99413~15 995~99715~20 ge998

優點1對粒徑大於 1 microm 以上之粒狀污染物可達到很高集塵效率

2操作溫度範圍大(90~425 )3可以處理大量之氣體4操作及維護成本低5廢氣之壓力損失較小6使用壽命長缺點1集塵效果受進氣條件變化影響較大

2對比電阻過高或過低之粉塵甚難收集

3建造費高及佔地面積大4影響效率之因素多故不易排除故障

5在高去除率操作階段欲提升一點去除率需花費很多電流在經濟上很不划算

決定其漂移速度應達到的收集效率及氣體的進流量而可推估出集塵板面積如此則概略可知靜電集塵器尺寸及費用

1使用 ESP 時可在煙氣中加入些化學調節劑可改變煙氣的組成及塵粒的電阻率如此可改善 ESP之集塵效率

2ESP 十餘年前在焚化廠中常與洗滌塔搭配使用但由於不易去除極細小之重金屬及 PCCDs且若通過 ESP 之廢氣溫度不當時 PCCDs 常可能有再合成現象因此 ESP 已漸不被新設計的大型垃圾焚化廠採用

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

20

(4) 乾式洗滌法

乾式洗滌法(dry sorbent injectionDSI)係將鹼性固體粉末(鈣鈉基

吸收劑)直接藉壓縮空氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接

觸而達到中和去除的目的通常需先加一個冷卻塔在前面以降低廢氣

溫度提高去除效率但由於固相與氣相的接觸時間與反應面積有限

且質傳效果不佳故通常需要添加化學反應劑量的 3~4 倍固體停留

時間至少需 1 秒以上乾式洗煙法單獨使用時的去除效率並不高故

常藉由後接的濾袋集塵器進行二次反應以達到排放標準有時會在吸

收劑中加入活性碳粉末以提高汞的去除率為目前垃圾焚化廠典型的

空氣污染物去除流程表 2-5 為乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

(5) 濕式洗滌法

濕式洗煙法(Wet Scrubber)通常接於靜電集塵器或袋濾式集塵器

之後於粒狀物質被去除後再進入濕式洗煙塔與鹼性藥劑反應以

降低所產生的污泥量可用的鹼性藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2 雖

然苛性鈉較消石灰為貴但其去除效率較佳用量較少且不會因

pH 值調節不當而產生管線結垢等問題故一般設計多採用 NaOH 溶

液作為酸性中和劑首先需噴入足量的液體使廢氣溫度降至飽和再

與噴入的鹼性藥劑於塔內之填充材料(packing)表面進行中和作用而

達到去除的目的由於填充材提供廣大的接觸面積所以在藥劑的使

用上極為節省而若整個系統採循環方式設計則更可節省鹼性藥劑

的使用量及廢水的排放量表 2-6 為濕式洗滌法操作條件去除效率

及設備費用之相關資料

21

(6) 半乾式洗滌法

半乾式洗煙法(semi-dry Scrubber 或 spray dryer adsorption SDA)

係將泥漿狀鹼性吸收劑經由高速旋轉霧化器(Atomizer)之 Disc 分為細

小微粒後自塔頂噴入與煙道氣中的酸性氣體充分接觸並產生中和作

用而將氣體污染物去除由於噴入的泥漿乳劑本身含部份水份具降

溫作用故不需加裝冷卻塔同時此微量水份在塔內高下可被蒸發

所以同時也無濕式的廢水問題其酸氣去除效果較乾式洗滌塔佳但

若單獨使用時對酸性氣體的去除率約在 80~90 間若其後再接袋

濾式集塵器則可提供未反應藥劑二次反應的機會則整個系統對酸氣

的去除率可達 98 以上唯易發生管路阻塞問題必須定期清洗

且其操作控制不易表 2-7 為半乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

表 2-8 為各種控制設備之效率比較表其中旋風式集塵器袋濾

式集塵器靜電式集塵器三者之去除率乃對粒狀物而言表 2-9 為酸

性氣體洗滌塔之特性功能比較表

22

表 2-5 乾式滌氣塔資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 用鹼性消石灰粉與酸

性廢氣充分接觸而達

到中和及去除目的

2 滌氣塔的流程前面

需要先加冷卻水塔

使溫度降低至 150

去除率

1 HCl 去除率為 60 若配合袋

濾式集塵器可達 95

2 SOx 去除率為 30

優點

1 設備簡單

2 維修容易

3 造價便宜

4 消石灰輸送管現不易阻塞

5 用水消耗少

缺點

1整體去除率較半乾式濕式低

2藥劑的消耗量大

3產生的反應物及未反應物量多

初設費 低

操作費 低

參考資料章 (1993)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

23

表 2-6 濕式洗滌法

操作條件 去除效率 大約費用 優缺點 備註

石灰與石灰石法煙氣脫硫的典型操作條

件

CaCO3 CaO

煙氣中 SO2濃度(ppm) 4000 4000

漿液固體含量() 12 12

漿液 pH 值 75 56

鈣硫比 11 13

液氣比(lm3 煙氣) 82 82

氣體速度(ms) 24 24

SO2 脫除率() 95 75

1文式洗滌氣塔去除

效率約在 50 至

70 無法達到 99

的酸氣去除效

率

1投資費用以通

氣量 280m3min

為例依國外資

料推估主要設

備費用約 220 萬

元

2操作與推廣費

用 操作費用依

使用之洗滌劑

不同而有所差

異一般需要的

年費約數十萬

元

優點

使用較多量的水可以防

止易燃物質著火並且具

吸收腐蝕性酸氣的功能

去除酸性氣體的去除效率

高並附帶有去除高揮發

性重金屬物質的潛力

缺點

1因需使用大量的水故會

有二次污染廢水的問題

2造價高

3用電量大

濕式洗滌法使用的設備有

填充塔噴霧塔泡罩塔

文式洗滌器等其相關技

術比較如下

1填充塔氣液接觸效果最

佳但壓力降較噴霧塔為

大

2文式洗滌塔對去除粒狀

污染物有很大功效對氣

狀污染物則較差

3填充式滌氣塔是焚化系

統中使用最普遍的濕式

滌氣塔參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)郝 (1993)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

24

表 2-7 半乾式滌氣塔操作條件 去除效率 優缺點 大約價格

1 利用高速旋轉霧化器(14000 rpm)噴出極細顆粒之石灰乳液與廢氣中之 HCl 反應

2 石灰乳液應先過濾其顆粒應低於 10-1 mm 以免阻塞霧化器之管路

3 消石灰溶解後注入泵輸送至上部貯槽加裝 MIXER以防凝結沉澱並設迴流管使其循環

4 石灰乳液注入開度計與 HCl 分析儀以隨 HCl 濃度變化增減開度注入量

5 為半乾式反應石灰乳液的濃度控制在 3-5

6 反應後之顆粒會附著在反應室之壁上以 AIR KNOCKER 敲擊使其掉落後以 Conveyor 輸送

1單獨用90 2配合乾式除塵設備

HCl98 SOx90 Ps以袋濾集塵器為佳因可提供反應劑在濾布表面進行二次反應

優點1購造簡單投資低2壓差低下游抽風機容量與能源使用量均低

3乳劑水份可完全蒸發無廢水處理問題4操作溫度高於氣體飽和溫度無排氣白煙問題

缺點噴嘴易堵塞反應室內壁易為固體化學物質附著及堆積

1投資費用 600 萬元操作時間 5000 小時年

2操作與維護費用(年)人工 60 萬元水電 24 萬元化學藥品 15 萬元維護 20 萬元

3總計 719 萬元

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

25

表 2-8 各種不同控制設備之比較控制設備 去除效率旋風集塵器 65~80 袋濾式集塵器 99 以上靜電式集塵器 90~95 一般可達 95以上濕式滌氣塔 HCl98 SO290 乾式滌氣塔 HCl50 SO230 半乾式滌氣塔 HCl90

參考資料張(1991)張(1997)Cooper(1996)郝(1993)全球資訊網mdash 環保技術資料

表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)去 除 效 率

單 項洗 滌 塔

型 式HCl SO2

配合袋濾

式集塵器

對重金屬及

戴奧辛之去

除率

藥 劑 消

耗 量

用 電

消 耗

用 水

消 耗

反 應

物 量廢水量

建 造

費 用

操 作 維

護 費 用

使 用

實 績

乾式 gt50 lt50 95 不佳須利

用其它設備120 80 100 120 -- 90 80 成熟

半乾式 gt90 gt80 98 佳但須利

用其它設備100 100 100 100 -- 100 100 成熟

溼式 95~99 gt85 -- 最佳 100 150 150 -- 100 150 150 成熟

26

22 廢氣排放標準

焚化過程中雖有污染物控制設備控制著污染物的排放但不論

其去除效率如何污染物質勢難完全除去所以須有一標準以茲遵

循故我國環保署於民國八十一年公告「廢棄物焚化爐空氣污染物排

放標準」其中又分為一般廢棄物及事業廢棄物的排放標準且依既

存與新設以及處理量之不同分別定訂不透光率粒狀污染物硫氧

化物氮氧化物氯化氫一氧化碳鉛及其化合物鎘及其化合物

汞及其化合物等排放標準如表 2-10 以上之測值皆以小時平均值

為準其中一氧化碳的測值主要是用來計算其燃燒效率因為法規

中另訂有不同物質所應達到之燃燒效率此外在不完全燃燒的情況

下易使有機化合物(如戴奧辛)大量生成故一般的標準是一氧化碳

濃度小於 70 ppmv

表 2-11 為民國 86 年環保署修正排放標準時也同時公佈戴奧辛

及夫喃排放標準之相關資料由於戴奧辛夫喃有多種同分異構物

其毒性強度目前多採用換算係數換算成具有最高毒性物種

(2378TCDD)之強度基準(係數為 10)其他衍生物則按其相對毒性

強度以小數表示(以 ngNm3ngkg或 ngl 表示)(張1997)

過去世界各國對毒性當量係數的認定有所出入分別採用不同的

標準(如 Eadon 82USEPA 85NordieBGA 等)故造成各衍生物

濃度同但換算後毒性當量濃度卻不同之困擾惟目前已逐漸協調統

一並以 NATO(即 I-TEF)International 之毒性當量係數作為世界性

之換算標準毒性當量濃度則以 I-TEQ 或 I-TEF 表示

至於世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準及戴奧辛的管制

標準則分別詳列於表 2-12 中以供參考比較

27

表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準（811130 訂定發佈）（860806 修正）

類別

項目

處理量 2 公噸小時（不含）以下之新設或既存焚

化爐

處理量 2-10 公噸小時之既存或新

設焚化爐

處理量10公噸小時（含）以上之既存焚化爐

處理量 10 公噸小時（含）以上之新設焚化爐

不透光率（） 20 20 20 20

粒狀污染物mgNm3 200

依排氣量換算Ｃ﹦13642Ｑ-0368

硫氧化物ppm(以ＳＯ2)

300 220 150 80

氮氧化物ppm(以ＮＯ2)

250 220 220 180

氯化氫ppm

60 60 60 40

一氧化碳ppm

350 350 150 120

鉛及化合物ngNm3 7 3 3 2

鎘及化合物mgNm3 - 07 05 03

汞及化合物mgNm3 - 07 05 03

其它污染物 依相關規定標準值一鉛鎘汞及其化合物之標準值含固氣相二依公式 C=13642Q-0368 所得 C 值如大於 220 時以 220 訂為容許

排放值三一氧化碳標準值為一小時動平均值四各項污染物之排放標準值除另有規定外係指測定方法中所規範

之採樣時間平均值五各項污染物之測定如採自動連續測定法除另有規定外以一

小時平均值為標準值六同一廠區內如同時有數座焚化設備則以各焚化設備處理量之總

和作為適法依據 資料來源環保署全球資訊網

28

表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準

（860806）

處理量 10 公噸小時以上（含）或設計總處理量 300 公噸日以上（含）類別

項目 既存焚化爐 新設焚化爐

戴奧辛ng-TEQNm3 10 01

校正公式

1

Ｃ﹦ SS

CO

timesminusminus

211121

2

Ｃ﹦ SS

COE

Etimes

minusminus11

（空氣含氧量超過於 21以上）

資料來源環保署全球資訊網

29

表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準項目 美國 法國 西德 義大利 瑞士 瑞典 奧地利 丹麥 荷蘭 比利時 捷克 日本 英國 歐洲共

同體校正基準(VolO2) 10 10 10 10 10 10 11 10 10 10 10 10 10 10

公告時間 1995 1991 1990 1994 1992 1994 1994 1993 1994 1993 1991 1994 1994粒狀物(mgNm3dry) 19 33 11 11 11 11 20 11 6 11 33 24 11 11

SOx(ppm dry) 30 116 19 19 19 19 100 19 15 19 116 - 19 19NOx(ppm dry) 118 - 108 107 70 107 200 107 37 107 187 306 107 107HCl(ppm dry) 23 34 7 7 14 7 15 7 7 7 20 526 7 7

HF(mgNm3dry) - 22 11 11 2 11 07 11 11 11 22 - 11 11CO(ppm dry) 78 132 44 44 44 44 50 44 44 44 88 61 44 44

Pb(mgNm3dry) 016 - - 06 11 06 06 - 06 55 - 06 06Cd(mgNm3dry) 0016 - 011 006 011 006 005 006 006 006 - - 006 006Hg(mgNm3dry) 006 - 011 006 011 006 005 006 006 006 022 - 006 006戴奧辛毒性當量

2378-TCDDTEQ ngNm3 (11O2)

91 - 01 01 -- 01 01 01 01 01 - - 01 01

參考資料環保署全球資訊網司(1998)孫中興工程 41 期Hartenstein amp Horvay (1994)

30

第三章 廢氣中污染物之型態

廢棄物焚化處理是以燃燒方式去除廢棄物中所含的有毒及有害

的物質如果焚化系統設計或操作不當不僅不能達到處理的目的

反而會排放高濃度有害污染物造成環境污染及附近居民之危害焚

化過程中可能排放之污染物主要包括重金屬酸性氣體及有機污染

物大部分重金屬及其鹽類在焚化爐中會與氧結合形成氧化物若含

氯量高時亦可能產生氯化物絕大部份金屬氧化物或氯化物是以固體

形態分佈於爐底灰渣排氣處理設備排放之洗滌液或粉塵中也有少

量是以蒸汽形態散布於焚化排氣中廢棄物中所含之氯硫氮化物

在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及硝酸等酸性

氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控制設備有

關焚化系統中有機污染物常見的有苯甲苯四氯化碳氯仿三

氯化乙烯四氯乙烯及氯化苯等揮發性有機物與酚鄰本二甲酸的

衍生物等半揮發性有機物戴奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大

眾的爭議有關焚化過程中主要生成有害污染物之生成特性及其控制

方法之文獻可整理如下

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制

垃圾焚化處理主要是藉由高溫氧化程序將廢棄物中有機物質（可

燃物）或其他有害物質轉化成二氧化碳水蒸汽與穩定惰性物質對

於不可燃物質如重金屬等則大多無法加以分解破壞隨燃燒環境不

同而進行各種相變化或物質轉移焚化系統中重金屬之主要來源為一

般都市廢棄物中所含重金屬物質或是少數事業製程廢棄物由於台灣

地區垃圾分類執行不力各式各樣之重金屬物種均可見於都市廢棄物

31

中更使重金屬的來源與濃度呈現多樣性與複雜性

都市廢棄物中有害重金屬物質大多來自於家庭日常用品所產生

之廢棄物加上台灣地區垃圾分類執行不力經常混入許多有害重金

屬物質如紙類製品電器材料塗料塑膠橡膠皮革電鍍製

品電池環境衛生用藥等等均為焚化系統中重金屬之可能來源

而主要排放之重金屬物種包括砷汞鎘鉛銅鋅鉻鋁鐵

等等表 3-1 列示出一般廢棄物中不同重金屬之主要來源（Stoeppler

1992陸1988江1997）

表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998)重金屬 主要來源

汞 電鍍製品電池皮革殺蟲劑電子器材

鉛 電池染料塗料玻璃製品纖維製品環境用藥塑橡膠製品

銅 電鍍製品紙類皮革纖維製品陶瓷電子材料

鋅 電鍍製品紙類電池染料塗料環境用藥塑橡膠製品電子

鉻 電鍍製品染料塗料纖維製品

鎘 電鍍製品紙類電池染料塗料玻璃纖維製品皮革類環境

用藥塑橡膠電子材料

鋁 電鍍製品紙類染料塗料皮革纖維製品飲料空罐

砷 電鍍製品顏料染料皮革玻璃陶瓷環境用藥電子器材

一般都市垃圾中重金屬含量或濃度由於分析上受到代表性樣品

採集與分析準確性不易控制等因素影響因此重金屬濃度變化範圍極

廣 (Clapp1988)且不同地區垃圾由於生活習慣品質與工業發展程

度不同垃圾中所含重金屬濃度亦有所差異Law and Gordon (1979)

實驗分析指出垃圾焚化過程中重金屬 CrMnPbSnAlFe 及

Zn 等主要源自於垃圾中不可燃物質若將垃圾中不可燃物予以事先

32

分離則可降低焚化過程中重金屬之排放濃度而可燃份中重金屬之

濃度範圍則分別為 Cd 2-22 ppmCu 80-900 ppmHg 066-19 ppm

Pb 110-1500 ppmCr 20-100 ppmKorzun and Heck (1990)亦研究發

現垃圾中鎘主要來自於可燃份如塑膠及顏料而鉛則主要來自於可

燃份與不可燃份如電池塑膠及顏料等其中可燃份之鉛約佔有

23鎘則佔有 36江 (1997) 指出國內桃園地區都市垃圾可燃份

中重金屬鉛的濃度為 1179 mgkg鎘為 022 mgkg鉻為 292

mgkg銅為 1244 mgkg鋅則為 5236 mgkg而且都市垃圾焚化灰

渣中重金屬主要來自垃圾中之不可燃物質另外亦根據重金屬於焚化

過程灰渣與排放廢氣之分佈情形推估台灣地區都市垃圾中重金屬鉛

之平均濃度為 8426 mgkg鎘為 1103 mgkg鉻為 604 mgkg銅

為 12195 mgkg鋅則為 12934 mgkg表 3-2 即說明國內外都市垃

圾中重金屬之可能濃度範圍比較國內外垃圾中重金屬濃度分佈可

知台灣地區垃圾中部份重金屬濃度有偏高趨勢有待加強垃圾分類

系統建立與垃圾減量管制以減少垃圾重金屬含量

33

表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較各國都市垃圾中重金屬濃度(mgkg)重金屬

Taiwan [1][2] USA [3] Germany[

4]

Europe [5] Italy [6] Sweden

[7]

Cr 604 115-258 20-100 250 100-450 276-849 ---

Cu 12195 --- 80-900 200-600 450-2500 --- ---

Zn 12934 2652-2774 200-2500 1000-2000 900-3500 27-1703 3000

Pb 8426 641-1173 110-1500 430-1200 750-2500 405-629 1500

Cd 1103 113-150 2-22 3-15 10-40 ND-8 20

Hg --- 193-257 066-19 2-5 2-7 ND-8 5

As --- 013-015 --- 400 --- ND ---

[5][6] 江(1997)[2] 顧 (1995)[3] Law (1979)[4] Reimann (1989)[7]

Tamaddon (1993)陳(1998)

含有重金屬之垃圾經燃燒之後重金屬物質經由各種化學反應與

物理作用而以不同形態存在於焚化系統各處理單元中灰渣（底灰

飛灰反應灰）中重金屬的濃度通常數千倍於自然環境中重金屬背景

濃度值 (Vogg1987)因此焚化系統中各單元內重金屬之濃度分

佈狀況是大眾所關注的焦點而焚化灰渣的溶出特性以及適宜的處理

處置方法更是引起普遍重視與研究Siebert (1991)針對世界各地 50

多座都市垃圾焚化廠所排放污染物質濃度作一統計整理指出重金屬

之總平均排放濃度為 Cd(265E-05 lbton)Cr(104E-04 lbton)

Cu(177E-04 lbton) Pb(286E-04 lbton) Mg(278E-03 lbton)

Hg(274E-03 lbton)Zn(114E-03 lbton)而台灣地區都市垃圾焚化

飛灰中所含重金屬濃度變化範圍則為Pb(1096~17432 mgkg)

Cd(14~1468 mgkg)Cr(94~1785 mgkg)Cu(733~19349 mgkg)

Zn(3815~40711 mgkg)Hg(206~902 mgkg) （江1997）表 3-3

與表 3-4將國內外都市廢棄物焚化過程中所產生底灰與飛灰中重金屬

34

濃度整理比較由表中可看出台灣地區焚化飛灰與底灰中多數重金屬

（如鉛鎘鉻銅）之濃度均較歐美日等國家為高另外表 3-5

則是國內外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表

表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣地區[1] 美國[2] 瑞典[3] 瑞士[4] 德國[5] 丹麥[6] 日本[7]

Pb 1926-11803

9

98-14000 1500-400

0

430-1230 1010 1300-5400 440-2000

Cd 2-500 03-71 50-60 19-6 38 14-40 17-600

Cr 356-1000 23-3200 --- --- 655 230-600 300-526

9

Cu 756-25600 190-8200 --- 630-1410 1520 900-4800 1130

Zn 800-100979 610-7800 6000-700

0

1800-550

0

4570 1800-6200 ---

Hg 009-16 002-78 100 004-032 07 lt001-3 055

As 019-1438 012-190 --- --- 33 19-80 016

Fe --- 4100-15000

0

--- 19000 --- 27000-15000

0

---

Al --- 22000-7300

0

--- --- --- 47000-72000 ---

[1]江(1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Brunner (1986)[5] Reimann

(1989)[6] Hjelmar (1996)[7] 廖 (1996) 陳(1998)

35

表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣[1] 美國[2] 瑞典[3] 法國[4] 瑞士[5] 英國[6] 德國

[7]

義大利[8] 丹麥[8] 日本[9]

Pb 1096-17432 5300-26000 6500-13000 940-20250 6200 4400-17188 4900 447-9704 7400-19000 2285-13000

Cd 14-1467 50-450 400 520-1190 210-310 239-750 300 21-4646 250-450 80-450

Cr 94-1785 140-1100 -- 260-350 -- -- 450 44-1328 140-530 213-400

Cu 733-19349 600-3200 -- 1450-2300 750-1800 -- 1050 296-1307 860-1400 662-900

Zn 3815-40711 9000-70000 2300-4220 23100-42200 15000-77000 -- 16600 2285-13500 19000-41000 33000

Hg 206-902 07-30 6-7 4-7 3-15 -- 8 -- 08-7 11

As 109-1745 37-320 -- -- -- 76-22 100 -- 49-320 42

Fe -- 12000-44000 -- -- 24000-38000 -- -- -- 18000-35000 --

Al -- 4900-9000 -- -- -- -- -- -- 49000-78000 --

[1] 江 (1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Gounon (1986)[5] Brunner (1986)

[6] Wadge (1986)[7] Reimann (1989)[8] Hjelmar (1996)[9] 廖 (1996) 陳(1998)

36

表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)廠名 Pb Cd Hg 稀釋氣體基準

1SYSAV 6~15 03~06 -- 10 CO2

2Linkoping 52 14 1 10 CO2

3Uppsala 60 24 06 10 CO2

4Avesta 100 40 1 10 CO2

5Bamberg 91 21 082 不明

6Commerce 50 27 045 7 O2

7Dayton 384 155 103 7 O2

8Gallatin 363 313 025 7 O2

9Marion 205 112 -- 7 O2

10Quebec 347 122 037 7 O2

11Munich 21 129 045 11 O2

12Tsushima 57 0186 -- 12 O2

資料來源Reimann (1989)Carlsson (1986)孫中興工程 41

311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性

重金屬於焚化過程中由於受熱揮發形成金屬蒸氣或微粒會伴隨

焚化廢氣或附著於飛灰或底灰中而排放進入周圍環境中然而其傳輸

行為隨不同重金屬之物化特性及焚化系統中生成重金屬化合物形態

及性質而異圖 3-1 顯示重金屬及其化合物在燃燒系統中的行為與傳

輸機制 (Barton1990)主要包括 (1)部份重金屬物質在燃燒環境

中不發生任何化學反應未被揮發而成為底灰之一部份而部份揮發

性較高之重金屬可能發生化學反應生成沸點較高之重金屬物種（如金

屬氧化物）亦會成為底灰之一部份其中顆粒較小之微粒可能被燃

燒氣體吹離燃燒區(entrainmemt)成為飛灰被吹出的灰量與灰粒大

小形狀密度與操作條件有關(2)在焚化高溫環境中部份重金屬

與化合物揮發形成金屬蒸氣蒸氣擴散至廢氣中而被攜帶離開燃燒

37

區同時部份沸點較高之重金屬雖無法直接揮發但可能與其他物

質反應生成揮發性較高之金屬物種（如金屬氯化物）而形成蒸氣(3)

揮發之金屬蒸氣在煙道中因溫度降低而產生凝結現象蒸氣的凝結過

程包含均相凝核(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous

condensation) (Senior and Flagon1982)均相凝核為蒸氣本身凝結成

新的細小微粒這些細小微粒粒徑通常小於 1microm (Friedlander1976)

異相凝結則發生於其他飛灰微粒表面由於細小微粒具有較高之比表

面積使得異相凝結較易發生於粒徑較小之微粒上 (Linak1993)

因此焚化過程中重金屬之反應行為特性主要起始於焚化加熱作

用使重金屬物種揮發形成重金屬蒸氣或細小微粒再經由焚化系統

中之熱行為與氣體流動傳輸效應使重金屬產生灰粒之傳曳作用

(entrainment)重金屬之化學交互反應(chemical interaction)及揮發作

用(vaporization)重金屬蒸氣與微粒之冷凝(condensation)及凝聚作用

(coagulation)沈積作用(deposition)以及經由空氣污染防治設備捕集

去除粒狀物等反應途徑 (Linak1993)

圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990）

重金屬化合物於焚化系統中之分佈特性與其本身之物化特性與

Burning Bed of

Sol id Waste

Individual Part ic le or

Droplet

Ash Part ic le

Reducing Environment

Burning Spray of Liquid Waste

Vaporizat ion

Vapor

Ash

Chlor ides Sulfides

Oxides e tcReaction Fly Ash

Heterogeneous

Condensat ion

Fume Nuclei

Homogenous Condensat ion

Fume

Entrainment

Residuals

38

焚化操作條件極為密切諸如重金屬物種之揮發度蒸氣壓沸點

熔點反應自由能表面張力等等在不同焚化條件與系統元素組成

下重金屬物種之生成及其高溫物化特性亦有明顯差異表 3-6 將文

獻中有關重金屬物種揮發特性等相關研究整理如下

重金屬及其反應生成物種之揮發特性可影響重金屬於焚化系統

中各單元之分佈情形整體而言具高揮發性之重金屬化合物主要分

佈於飛灰或煙道氣中而具高沸點之重金屬物種則主要分佈在燃燒室

底灰或較大顆粒飛灰中針對焚化系統中不同重金屬之分佈特性目

前國內外已有許多學者研究探討對重金屬於高溫焚化過程中之行為

分佈已有相當了解茲將重要相關研究之方向及結果列表如下（表

3-7）

此外許多學者研究指出重金屬濃度分佈與生成微粒粒徑具有某

種程度之相關性多數重金屬如鉛鎘鋅鉻砷銻鎳等隨

顆粒粒徑減小有增加其濃度分佈的特性尤其以具揮發性之重金屬更

加顯著而揮發性較低之重金屬化合物則大多分佈在大粒徑之飛灰或

底灰中文獻中探討顆粒粒徑與重金屬分佈情形之相關研究整理如下

表 3-8

39

表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)研究學者及年

代研究主題 主要結果

Davison (1974) 探討燃煤過程重金屬及其無機化合物與沸點之關係

沸點低於 1550物種As As2O3 As2S3 Cd CdO CdS CrCl3 PbCl2 PbO PbS

沸點高於 1550物種Cr Cr2O3 Cu CuO Pb

Gerstle (1982) 重金屬揮發性 高揮發性Hg As As2O3 Cd CdCl2 Zn ZnCl2

非揮發性Cr Cu Ni CdO Pb PbO中度揮發性PbCl2

Vogg (1986) 汞及其化合物之揮發速率與溫度關係

揮發溫度HgCl2ltHg(0)ltHg2Cl2ltHgS

Fernandez (1992)

探討重金屬之揮發性

非揮發性（高沸點）Al Ba Be Ca Co Fe K Mn Mg Si Ti

揮發性As Cd Cu Ga Pb Sb Zn Se 高揮發性Hg Cl Br（主要以氣態存在）

Eddings (1992) 研究鉛鉻銅不同氯化物及其熔點變化

熔點較低之物種較易揮發熔點 PbCl2(501)gtPbCl4(-15)CrCl2(824)

gtCrO2Cl2(-96)CuCl2(620)gtCuCl (430)

Ho (1993) 重金屬揮發特性與影響因子

重金屬揮發性與燃燒溫度過剩含氧量與燃燒時間有關其中燃燒溫度為重要因子

較低溫度(600)與富氧條件會增加重金屬揮發性

Sarofim (1994) 重金屬揮發特性 重金屬揮發性與蒸氣壓熔點有關外亦與其他礦物質(Si)之存在無機物質(Cl)之存在其他揮發性金屬(Na K)之存在重金屬焚化前初始形態有關

高揮發性Hg Ti中度揮發性Sb Se Pb Cd難揮發性Cr Be Ba As Ag金屬氯化物之揮發性較金屬氧化物高

Querol (1995) 影響重金屬揮發性之因子

重金屬揮發性與反應親和力濃度重金屬種類含硫成份物化特性燃燒溫度暴露時間灰渣產生形式有關

楊 (1996) 重金屬揮發性 燃燒溫度為影響金屬揮發度主要因子重金屬揮發速率CdgtPbgtCu

40

表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998)研究學者及年

代研究主題 研究結果

Hiraoka (1980) 裂解焚化過程中重金屬分佈情形

鎘鉛揮發性高飛灰及煙道氣分佈比例較高

鎂銅鋅鉻殘留底灰比例較高

Brunner (1986) 垃圾焚化系統中重金屬於廢氣飛灰底灰之分佈比例

汞廢氣佔 72飛灰 4鎘廢氣佔 12飛灰 76底灰 12鉛廢氣佔 5飛灰 37底灰 58鋅廢氣佔 4飛灰 45底灰 51銅廢氣佔 1飛灰 10底灰 89

Reimann (1989) 探討都市垃圾焚化汞金屬排放特性

汞廢氣佔 779飛灰 47底灰 57

Korzun (1990) 都市垃圾焚化過程鉛鎘分佈特性

鎘廢氣佔 104飛灰 552底灰 344鉛廢氣佔 23飛灰 126底灰 851

Morselli (1993) 垃圾焚化中重金屬分佈特性

汞廢氣佔 959飛灰 2底灰 21鉛廢氣佔 36飛灰 413底灰 551鎘廢氣佔 208飛灰 484底灰 308鉻廢氣佔 04飛灰 264底灰 732鋅廢氣佔 38飛灰 509底灰 453

Sarofim (1994) 水泥窯處理垃圾衍生燃料中重金屬分佈特性

鉻飛灰 8底灰 92廢氣中分佈量極低鉛廢氣lt1飛灰 84底灰 15

Wey (1996) 實驗室流體化床探討不同操作條件對重金屬分佈之影響

流體化床砂床中分佈比例PbgtCrgtCd有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

41

表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998)研究學者及年代

研究主題 研究結果

Davison (1974) 燃煤廠飛灰中重金屬濃度與顆粒大小之相關性

重金屬 Pb Tl Sb Cd Se As Zn Ni Cr 濃度分佈隨顆粒粒徑降低而增加

都市氣膠中揮發性重金屬之質量中數粒徑(MMD)較非揮發性重金屬為低

Markowski (1985)

燃煤鍋爐飛灰中顆粒粒徑與金屬濃度之關係

揮發性重金屬 As Sb Se Ga 在次微米微粒上之濃度有富集現象

Norton (1986) 燃煤廠及 RDF焚化廠重金屬濃度與灰渣粒徑之關係

As Cd Cu Ni Pb Zn 等重金屬濃度隨顆粒粒徑降低而有增加趨勢且增加 2 倍以上

Ontiveros (1989)

探討不同粒徑範圍之重金屬濃度分佈

K Na Cd 於飛灰（小粒徑）中分佈量較多 Ni Fe 於底灰中分佈量較多 Al Ba Cr Cu Pb 平均分佈於飛灰與底灰中 隨灰渣顆粒粒徑降低重金屬濃度增加

Kauppinen (1990)

燃煤產生飛灰質量與元素分佈情情

微粒質量與元素分佈皆成雙峰分佈(Bimodal)Pb Ca V Cu Sr Cd 在細粒飛灰中含量極高重金屬 Cd 分佈明顯趨向於粒徑較小顆粒

Querol (1995) 燃煤及廢棄物燃燒

As Be Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Sb Se Tl Zn 較易富集於細小顆粒且濃度可達 2-20倍

Al Ba Fe K Mg Mn 濃度分佈與顆粒粒徑大小較無相關性

Wey (1998) 重金屬濃度與粒徑分佈之關係

粗粒飛灰中鉛鉻鎘之分佈較無規律細粒飛灰中則鉛鎘濃度趨向分佈於小粒徑微粒

添加有機氯與無機氯均增加重金屬氯化物揮發量有降低重金屬粒徑分佈範圍之趨勢

42

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)研究學者及年代

探討因子 主要結果

Hiraoka (1980) 焚化溫度 燃燒溫度影響重金屬於底灰中之分佈比例

ZnCdPb 隨溫度增加減少底灰分佈量

Gerstle (1982) 焚化溫度 溫度增高排放廢氣中 As Cd Hg Zn Pb及其化合物含量增加

Brunner (1986) 廢棄物含氯濃度 排放廢氣中金屬氯化物 (CdCl2 HgCl2 ZnCl2)含增加

Lee (1988) 含氯濃度燃燒溫度過剩空氣量

含氯濃度增加鉻主要物種由 Cr2O3(s)轉化成 CrO2Cl2(g)

溫度增高Cr2O3 為主要物種揮發性增高

過剩空氣量對重金屬生成物種影響不大

Barton (1990) 燃燒溫度含氯濃度

重金屬有效蒸氣壓隨操作溫度升高而增高排放濃度亦增高

增加含氯濃度或重金屬形成較多氯化物時重金屬之有效蒸氣壓均增高

Thurnan (1992) 燃燒溫度含氯濃度重金屬初始濃度

溫度升高增加砷於飛灰中分佈量含氯量與金屬初始濃度對砷影響不大

43

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續）研究學者及年代 探討因子 主要結果Morselli (1993) 焚化溫度

停留時間供給空氣量廢棄物含氯量

燃燒效率受焚化溫度停留時間供應空氣量影響

含氯量影響揮發性重金屬氯化物之形成與分佈

Hinshaw (1994) 含氯量 含氯量增加增加廢氣中砷鎘鈹之排放量鉛鉻則不明顯

鈹銅鋅揮發性隨含氯量增加而增加鉻於低含氯量時揮發性反而增高

Cowley (1994) 重金屬種類金屬進料率含氯濃度燃燒溫度

燃燒溫度增高次微米微粒含量增高

Ho (1994) 重金屬進料率含氯濃度廢棄物無機物組成焚化溫度供應空氣量空氣混合程度飛灰粒徑分佈

含氯量增高易形成金屬氯化物增加排放濃度

焚化溫度升高排放率亦升高

Verhulst (1996) 含硫量 硫含量增加易使重金屬形成穩定之硫化物形態

溫度高於 800以上含硫量影響較小

Wey (1996) 操作溫度有機氯化物無機氯化物

二次室溫度對重金屬分佈影響不大有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

王 (1996)林 (1996)

焚化溫度有機氯化物無機氯化物

鉛鎘鉻銅鋅隨焚化溫度增高減少於底灰中分佈比例

垃圾中 PVC 或有機氯化物含量增加重金屬氯化物生成潛勢增加減少底灰中分佈比例

高溫下(850)重金屬鉛鉻銅鋅砷於底灰中分佈比例隨無機氯化物含量增加而降低鎘較不受影響

低溫下(650)重金屬與無機氯化物中的氯反應生成金屬氯化物之可能性降低

44

312 焚化系統中重金屬之控制

目前一般廢棄物焚化處理廠中重金屬之控制通常採用傳統空氣

污染防治設備的方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚

化廠乾式處理流程包括靜電集塵器或袋濾集塵器與乾式洗煙塔或半

乾式洗煙塔之組合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙

塔與靜電集塵器之組合然而傳統之處理流程對重金屬之控制效果不

甚理想曾有學者（孫1993）提出加強傳統處理方法對廢氣中揮發

性重金屬汞物質去除效率的對策包括(1)乾式處理流程中於袋濾

式集塵器前噴入活性碳除可加強對汞金屬之吸附作用外亦可一併

去除微量有機物 PCDDPCDF表 3-10 為典型乾式廢氣理流程重金

屬排放濃度(2)於袋濾式集塵器前噴入 Na2S 試劑使其與汞金屬作

用生成 HgS 顆粒而被集塵系統去除惟此種方法須注意 Na2S 會與為

去除酸氣而於乾式噴霧塔所噴入之 Ca(OH)2作用形成 CaS消耗可運

用之 Na2S 量此外在儲存 Na2S 水溶液時會有產生 H2S 之虞必須小

心控制儲存液之 pH 值表 3-11 為採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例

(3)溼式處理流程中於洗煙塔之洗滌液中添加催化劑如 CuCl2促使

更多水溶性之 HgCl2生成再以螯合劑固定已吸收汞之循環液確保

吸收效果表 3-12 為典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度

45

表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm37 O2)

去除效率

()廠 名廢氣處理

流程

集塵器廢氣

溫度()Pb Cd Hg Pb Cd Hg

Dayton ESP 263 1109 409 1148 97 975

Mckay Bay ESP 291 1093 922

Reekskill ESP 237 1790

Pinellas ESP 284 153 773 847

Quebec ESP 222 1650 541 806

Tulsa ESP 190 412 418

Dayton DI+ESP 152 361 108 491 989 992 25

Dutchess DI+FF 221 389 272 1080

204 63 061 614 9998 9993

140 631 ND 159 9998 100 991

121 259 043 127 9999 9997 976Quebec DI+FF

110 394 044 398 9999 9997 890

STCrolx DI+FF 106 18 23 35

Wurzburg DI+FF 185 11 55

Millbury SD+ESP 118 330 215 954

Munich SD+ESP 149 260 25

Biddeford SD+ESP 137 159 ND ND 994 100 100

Commerce SD+FF 24 11 54 9997 997 800

Long Beach SD+FF 148 46 180 180

136Mid-Conncetict SD+FF

140ND 50 100 963

Marion SD+FF 133 19 26 239 999 997

Renobscot SD+FF 146 11 092

Quebec SD+FF 140 61 ND 193 9998 100 947

Stanislaus SD+FF 145 298 191 481

資料來源USEPA (1989)

46

表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

Na2S 噴入位置(kgt) 去除前 去除後

去除效率()

英屬哥倫比亞Baurnaby 廠

DI+FF

10~20(10 Na2S)

30(15 Na2S)

25~60(2~4 Na2S)

1203

1357

0661

0457

0632

0095

62

53

86

瑞典 Hogdaale 廠 DI+FF

1212121212181224

03440310020703660369010201580192

00370003005400300022001301420004

8999749294871098

註英屬哥倫比亞及瑞典空氣污染濃度之 O2 基準為 11 DI 乾式吸收劑噴入器FF 袋濾式集塵器 資料來源Nebel et al (1992)

表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm311O2)

去除效率

()廠 名

集塵器進口

廢氣溫度

() Pb Cd Hg Pb Cd Hg

MAVLausan

neESP+ESS 900 40 120

900 40 10 10 20 97

600 30 30 25 40 85

1000 20 10 286 333 97Avesta ESP+WS

200 5 60 50 75 40

註1ESPElectrostatic Precipitator ESSElectro Static Scrubber WSWet Scrubber1資料來源Carlsson (1986)

47

除了傳統空氣污染物控制方式之外Uberoi (1991) 等人指出

在焚化高溫環境下控制重金屬之揮發相當困難利用固體吸收劑的添

加似乎是最經濟可行又有效的方式Ho (1991) 等人也指出重金屬

之排放控制可藉由兩種方式進行一是抑制重金屬化合物於燃燒過程

中之揮發作用如改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬之揮

發其中影響重金屬揮發之操作條件包括燃燒溫度燃燒室混合程

度燃燒室氧氣濃度與燃燒操作時間另一控制重金屬排放的方式是

使用固體吸收劑其吸附機制包括(1)在金屬蒸氣尚未形成金屬微粒

時藉由異相化學吸附反應或冷凝作用捕捉重金屬蒸氣(2)藉由吸收

劑與金屬微粒間之物理吸引力捕捉重金屬微粒而流體化床焚化爐因

可以提供固體吸收劑與重金屬化合物間最有效接觸與混合因此為最

適合此控制方式之反應器表 3-13 為採用活性碳噴入法除汞之實績

廠例

48

表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

噴入位置集塵器進口溫度() 去除前 去除後

去除效率()

瑞士Zurich 廠 SD+ESP SD 入口

140120120120115115110110

07840615028104570754043003570511

05590092002900370426005102040065

2985909244884387

丹麥Amager廠 SD+FF SD 出口

140140140140127127127

0204030302660917024202010209

0115004900340050004100240006

44848794808897

德國Kassel 廠 ESP+SD+FF SD 出口

137137137137137

11750440042402340389

07620229007500250068

3548828982

1瑞士丹麥及德國空氣污染物濃度之 O2 基準為 112ESP靜電集塵器SD半乾式洗煙法FF袋濾式集塵器3資料來源Nebel et al (1992)

49

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制

焚化系統中生成之主要酸性氣體包括氯化氫硫氧化物（硫酸）

氮氧化物（硝酸）酸性氣體的產生將對周圍環境造成腐蝕性傷害

如各種材質之腐蝕龜裂空氣品質的惡化能見度降低酸雨的生成

等等焚化過程中硫氧化物的生成通常來自燃料中的硫化物或廢棄物

中所含硫化物燃燒與氫氧發生反應而生成其產物有硫化氫硫酸

氣體等

台灣的都市廢棄物中含大量的塑膠類物質以及廚餘中大量的無

機鹽類其中 PVC 類塑膠以及無機鹽氯化物在適當的反應條件下會

產生 HCl 以及其他微量有機氯化物如氯苯（chlorobenzene）多氯聯

苯（PCB）等因此焚化後可能形成 HClchlororbenzene 等有害氣

體

焚化所產生的氮氧化物 NOx可以經由二條途徑生成（一）燃

燒反應所需空氣中的氮和氧在高溫狀態下反應而生成 NO通常燃燒

溫度愈高越容易發生這種情況所生成的 NOx稱為熱氮氧化物（二）

燃料中所含的各種氮的化合物燃燒時可能會被氧化生成 NO這種

情況所生成的 NOx 稱為燃料氮氧化物由於 NOx 通常不溶於水無

法直接被水吸收處理時通常會添加一些氧化劑使其易溶於水再

以鹼性物質去除NOx之控制方法除了半乾式噴霧塔之外就是使用

二段式燃燒排氣循環燃燒非計量燃燒水蒸氣或者水吹入以及

使用低 NOx燃燒器等

處理焚化廢氣中酸性氣體之方法可概分為濕式法（Wet

Scrubbing ）半乾式法（Semi-Dry Scrubbing）及乾式法（Dry Scrubbing）

50

等三大類型

濕式法的原理為吸收作用藉由氣相與液相之接觸使氣相中之

某種氣體物質因溶解而轉移至液相以達到分離目的所使用的鹼性

藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2等必要時可在濕式洗滌塔中放置填充

材可提充廣大的接觸面積及較長的停留時間以增加去除效率

朱(1994)利用濕式洗滌塔探討除硫除氮吸收劑及添加物分

別為 NaOH 及 NaClO2操作因子包括 SO2濃度NOx濃度液氣

比NaClO2(SO2及 NOx)及 pH 值除氮效率主要受到液氣比及添

加劑之劑量等因子的影響除硫效率則受液氣比之影響較大下列

兩方程式使 NO 溶解性變大

OHClNOOHClONO

ClNOClONO

2322

22

2444

2

++rarr++

+rarr+minusminusminusminus

minusminus

由於 NO 之溶解度低提升去除效率的方法可分為（1）將

NO 氧化成 NO2--(即加氧化劑氣液相時皆可加例如KMnO4

NaClO2P4等無機過氧化物（2）利用金屬螯合劑和 NO 形成複合

物例如Fe2+EDTA(一般使用螯合劑時均為濕式法) (袁1993)

(Bedell)使用鐵錯合物所以使用錯合物與 NO 作用增加 NO 之

溶解度

( ) ( )( )

( ) ( ) )3(

)2(10

)1(10

223

2

7222

7252

262

2

productsNSEDTAFeSONOEDTAFe

KNOEDTAFeNOEDTAFe

KNOOHFeNOOHFe

ap

ep

+hArr+

=hArr+

=hArr+

+minus+

++

++

(1)(2)式有利於 NO 的溶解(3)式中又會把錯和溶解的 NO 分

解出來整體而言仍對去除 NO 有利發展技術須控制 Fe2＋之穩

定性及避免異常多和螯合物

半乾式法其原理是以鹼性吸收劑噴注於含酸性氣體的廢氣

51

中液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和反應而達到去

除酸性氣體之目的而液滴受高溫氣體之加熱而逐漸蒸發乾燥呈粉

狀顆粒物由後續之集塵設備去除

袁(1993)發現在鹼性吸收劑(CaCO3)中添加少量 KMnO4 或

NaClO2可有效提昇 SO2NO 之去除率但反而略微降低 HCl 之去

除效率 Ho et al(1992)在吸收劑中加入飛灰發現可增加除酸效

率因為飛灰中含有 SiO2Al2O3Fe2O3CaO 及 K2O 等火山灰成

份Paolo Davini(1996)指出火山灰成分中的 SiO2Al2O3Fe2O3

及 CaO 會與 Ca(OH)2 形成被認為可提高吸收劑利用率的反應性產

物此種反應稱為火山灰化反應（pozzolanic reactions）若以添加

物(界面活性劑及金屬螯合劑)來提昇噴霧乾燥塔之去除效率(袁

1993)結果顯示在 SO2單一氣體去除時陽離子性界面活性劑

金屬螯合劑及強氧化劑均可增加 SO2的去除效率在 NO 單一氣體

去除時添加金屬螯合劑會將 NO 去除但吸收劑乾燥後會將 NO

釋放出來所以 NO 去除效率會降低界面活性劑則為負面影響

在 HCl 單一氣體去除時界面活性劑金屬螯合劑對 HCl 的去除效

率的助益並不顯著

大部份有效的除硫方法都是基於化學反應因為硫會反應形成

可溶的硫酸鹽硫酸因此鹼性添加劑來防止腐蝕是需要的特

別是飛灰中的 Na2CO3因為飛灰與 Ca(OH)2會形成矽酸鈣(hydrated

calcium silicates)及鋁化鈣(calcium aluminates)

施(1993)以飛灰作為添加劑添加於氫氧化鈣泥漿中探討對二

氧化硫的去除效率的影響結果顯示飛灰加以研磨後因粒徑變

小可反應的表面積增加因而可提昇 SO2 去除效率濕度和鈣

52

硫莫耳比亦是影響二氧化硫去除效率的重要因素氫氧化鈣泥漿對

二氧化硫的去除效率會隨濕度和鈣硫莫耳比增加而增加但在相對

濕度 60 以上去除率增加不多

Juan Adanez 等人（1997）亦在吸收劑中加入 NaClKCl磺

酸鈣(Calcium Lignosulfonate(LGS))乙醇等添加劑來增 SO2的去除

率NaCl 可用來增加固膜的擴散性此外孔隙度及孔隙體積也扮

演一個重要的因素乙醇磺酸鈣皆可降低吸收劑的粒徑及減小孔

隙擴散阻力維持較高的比表面積及較長的反應時間以提昇 SO2

的去除效率

J Wang and T C Keener 則在吸收劑中加入吸濕性添加劑

NaHCO3NaClCaCl2及 Na(OH)2吸濕性添加劑影響除酸的機制

為降低吸收劑滴表面的水蒸氣分壓阻礙蒸發速率並維持微滴表面

的濕度

袁(1994)指出噴霧乾燥塔可串聯袋式集塵器同時去除 SO2 及

NOx噴霧乾燥塔下游之吸收劑在濾布表面上形成濾餅繼續去除殘

餘之氣體濾餅之去除效率隨當量比相對濕度過濾時間及入口

處酸性氣體濃度之增加呈增加趨勢

乾式洗滌法其原理係將鹼性固體粉末（鈣鈉基吸收劑）直接

藉壓縮究氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接觸而達到

中和去除的目的

用乾式注射法為了能在低溫操作時去除最大量的 SO2因此需

要理想的吸附劑及操作條件如趨近絕熱飽和溫度當量比值單

一氣體或混合氣體相對濕度反應溫度與固定床高等

53

司洪濤等人(1996)指出當趨近絕熱飽和溫度愈低當量比值

愈高時由於噴嘴噴入較多的水量除了可形成較多的泥漿液滴提

供氣液接觸面積外當水份蒸發時亦增加廢氣中的濕度提高氣固

反應速率故所得去除效率愈高在 AT=10 及 SR=05~03 時

其 SO2 與 NO 之去除效率分別在 20 ~57 與 5 ~9 之間

司洪濤等人(1996)亦指出兩種氣體同時去除時由於 SO2 反

應性較強且對 Ca(OH)2表面及孔隙中的凝水份溶解度蝦高故反

應時傾向先和 SO2反應故在固定值時混合氣體中的 SO2可利用

的 Ca(OH)2較單一氣體時為多故 SO2之去除效率較 SO2單獨去除

時為高而 NO 則剛好相反又當 SO2與 NO 濃度比值漸增時SO2

的去除效率漸減而 NO 的去除效率則略有增加

然而司洪濤等人(1996)指出當量比值的增加雖然有助於酸性

氣體的去除但卻造成吸附劑的浪費廢棄物的增加及增加集塵設

備的除塵負擔

司洪濤等人(1996)亦指出於煙道氣下游噴入霧化水滴除了增

加相對濕度（亦即降低趨近絕熱飽和溫度）藉以提升氣固反應速率

之外尚可能與吸附劑發生碰撞而形成泥漿液滴一方面進行乾燥

程序另一方面與酸性氣體進行化學反應

EPRI-spon-sored Dry Sorbent Emission Control Program 指出

Ca(OH)2 與 SO2 在溫度低於 922 K 時快速的反應

Beittel R et al(1986)指出pressure-hydrated dolomite 與 SO2

反應的最佳溫度視窗分別在 1583 K~1367 K 與 922 K~700 K

G Centi et Al(1992)指出SO2的去除率在 250 ~350 間較

54

低但從經濟與動力學的觀點而言此區間卻較適合同時去除

SO2NOx

Centi et al(1992)JT Yeh et al(1985)JN Darguzas et al(1995)則

分別於各種爐床中（例如流體化床移動床）使用 CuO 及活性碳

作為吸附劑及觸媒

Shiqiu Gao et al(1996)指出轉換率會隨著砂床高度增加而增

加因為會增加吸附劑與氣體的接觸時間

司洪濤等人(1996)在自行設計之乾式煙道反應器（材質為

SS316L塔高 190 公分內徑 158 公分）中直接噴入乾燥粉狀

之氫氧化鈣吸附劑並在下游噴入霧化水滴此霧化水滴除了增加

廢氣濕度藉以提升氣固反應速率之外尚可能與吸附劑發生碰撞而

形成泥漿液滴所形成之泥漿一方面進行乾燥另一方面與酸性氣

體進行化學反應而酸性氣體則在上氣固及氣液化學反應過程中被

去除

Donald E Wolf and James P Seaba(1994)亦將乾式石灰定期地注

入於袋式集塵器上游的煙道氣中使石灰與 SO2 順著煙道氣的流動

而沈澱於濾袋上進而形成濾餅以繼續進行二次反應由於濾袋

表面積大使得氣體流速減少而增加了顆粒的停留時間進而提

高去除效率

Shiqiu Gao Nobuyoshi Nakagawa et al(1996)則利用氧化銅或

氧化鐵為催化劑WO3TiO2 為觸媒同時去除煙道氣中的 SO2 及

NOx由於只有細顆粒(催化劑觸媒)可連續地自爐床中揚起而粗

顆粒(石英砂)則可防止細顆粒凝聚且細顆粒較流體化氣體有數百

55

倍的停留時間因此當 CaS=3T=800~950 時轉化率非常高

酸性氣體控制上一般以鹼性物質去除傳統的煙道氣濕式洗

滌法除硫效果良好但缺點為 NO 的去除效果很差由於 NO 水

溶性甚低若要使用此法則須加以修正且氧化及螯合均有許多

的不穩定性造成氧化劑及螯合劑的浪費而且洗滌水大部份為酸

性必須再經處理半乾式噴霧乾燥系統採用濕式霧化進料霧

化液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和同時液滴也會

將煙道氣中的飛灰去液滴中的水分因受高溫氣體的加熱而逐漸蒸

發呈粒狀顆粒物同時因添加劑的添加造成微粒的表面不規則

增加了吸收劑微粒的表面積提供更多重金屬微粒附著另外飛

灰中的矽化物可提高泥漿的分散性並與吸收劑反應形成反應性的

產物更易與 SO2反應而提升除酸率氯化鈣的添加亦有助於酸性

氣體的去除半乾式系統具有較濕式簡單用水量少造價低而具

整合性的防治技術可同時處理各種氣體污染物又無二次污染的

問題故適合廣泛的研究推廣

33 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制

燃燒不完全受到燃燒熱力學及動力學上的限制因此焚化過程

中會產生微量的有機物尤其是列入法規管制的高分子環狀芳香烴

化合物 PAHs PCDDsPCDFs 等（Menzie 1992蔣 1991）PAHs

及 Dioxin 等有機污染物多為脂溶性如果不加以分解破壞而任其溶

入人體內便會產生致癌性（Benestad 1990Charles 1992）所以

如何有效的來控制這些二次污染物便成為焚化爐設計上的重要因

子

56

前述污染物中粒狀物質是以巨觀體積的凝集態存在可用捕

集濾除的方式來去除例如洗滌塔袋濾式靜電式集塵等對

於 PCDDsPCDFs 而言袋濾式集塵器較靜電集塵器去除效果佳其

主要原因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去除廢氣中之

PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低速度愈慢

其效果愈佳表 3-14 為混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除

率調查表粒狀物以外之污染物則是以分子態存在可用冷凝

焚化觸媒氧化吸收吸附等方法來加以控制其中又以吸附為

最佳操作方法（Ruddy 1993）其中冷凝是針對濃度極高露點在常

溫以上或常溫附近之物質若濃度太低或露點太低皆不適用冷凝方

法且冷凝後恐易造成設備的腐蝕而焚化或觸媒氧化是對可以燃

燒之污染物將其破壞或氧化成惰性物質污染物濃度需達一定量以

上才符合經濟效益（吳水欽 1995）吸收是一種具選擇性的氣液相

物質輸送有濃縮的特性與功效但仍有許多限制如需平衡參數

填充床可能被阻塞需處理廢水對有機物（非極性物質）去除效

率不高等缺點所以吸附技術是控制有機物排放的最佳選擇

有關焚化產生污染物特性之研究方面蔣（1991）等人研究 PS

塑膠添加金屬氯鹽在不同的焚化溫度下所產生的 PAHs顯示 PS 塑

膠在氧氣不足的焚化條件下生成的 PAHs 會經生物體內代謝活化轉

變成更具致突變性產物魏（1994）等人以流體化床焚化爐處理有

機污泥並控制溫度及空氣量探討 PAHs 的生成實驗結果顯示於

550之缺氧焚化條件下可測得 PhAAnT 及 FluA而其他條件

下只發現 AnTPAHs 之濃度不論在 550 或 650 皆隨著空

氣量的減少而有增加現象尤其在 550 時較顯著

在 PAHs 的特性研究方面Charles（1992）等人研究指出焚

57

化產生的多環芳香族碳氫化合物對生物具有高致癌性和致突變性

且焚化爐所排放的有機污染物其致突變能力與 PAHs 的量有正相關

性（Benestad1990）在進料組成的影響方面若進料中有重金屬存

在時會催化或抑制 PAHs 的生成（Wey 19961997）而焚化中若

以柴油為輔助燃料時柴油即是生成 PAHs 的一大主因（Li 1994）

而重金屬對有機物 PAHs 形成的影響方面（魏 1995）指出飛灰

上金屬鉛鉻的存在提供了 PAHs 反應的活性位址鉻的存在更促成

了五六環結構之 PAHs 的生成飛灰上鋅鎘含量的增加提供更多

的吸附位址使氣相中低環的 PAHs 與飛灰碰撞時被強烈的吸附在粒

狀污染物上焚化過程中若有過剩的氧會促進 PCDDFs 的形成

（Dickson 1992）而金屬 FeSn 及氯化物的存在下會催化

PCDDsPCDFs 的形成（Halonen 1995）

58

表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表集塵器出口濃度(ngNm3)

廠名廢氣處理流

程

集塵器進口

溫() 進口 出口

去除效率

()

Dayton ESP 279 214 14500 --

North

AndoverESP 313 245 362 --

Peekskill ESP 215 11432 9570 154

Pinellas ESP 280 54 100 --

Quebec DI+FF 204 1638 733 996

Quebec DI+FF 140 1176 049 999

Quebec DI+FF 121 1007 ND 1000

Quebec DI+FF 110 456 243 995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643

Biddford SD+FF 137 903 438 995

Commerce SD+FF 132 545 473 959

Mid

ConnecticutSD+FF 133 1019 066 999

Quebec SD+FF 140 2311 126 999

資料來源Mcgrath et al (1992)王 (1997)

傳統上常用的吸收劑有活性碳矽膠活性氧化鋁碳分子篩

沸石等其中前三者屬非結晶性結構後兩者則屬結晶性結構而不

同的吸收劑具有不同的功用在工業上大量使用吸收劑來控制有機物

的排放及回收以活性碳及沸石在此介紹兩者吸收劑的吸附特性

(1)活性碳（Activated carbon）活性碳為一多孔性碳體之集合性名稱其製造可經由碳體之反

59

應性氣體處理或將含碳物質碳化（carbonization）然後以化學處

理之活化（activation）主要原料為煤和椰子殼其具有相當特殊的

孔洞結構比表面積可高達 1000 m2g 以上此乃因孔洞結構屬於微

孔性平均孔洞小於 20 macru且具非極性表面活性碳基本上可分為

粒狀活性碳（GAC）和粉狀活性碳（PAC）因考慮壓力損失等能量

消耗及製造技術之限制在空氣淨化上常用 GAC（蔡 1993）吸附

能力與活性碳的物性孔洞結構及表面化學等性質有關被吸附物

質分子量愈大愈易被吸附溫度對吸附有著密切的關係溫度愈高

愈不利於吸附（蔡 1993Suzuki 1990）且濕氣的存在會降低活性

碳對有機物的吸附能力碳表面所含的氧化物及灰分會增進水蒸氣

或其他極性物質的親和力降低有機物及其他非極性物質的吸附

（Tsai and Chang 1994Gong 1993）Richard（1984）以 Filtrasorb 400

活性碳吸附水中 11 種 PAHs結果分別以 Henryrsquos lawLangmuir

BETFreundlich 及 Redlich-Peterson 五種不同的吸附方程式來描述

結果顯示活性碳對 PAHs 的吸附效果良好此外活性碳對 PAHs

的吸附效果也比對其他疏水性有機物來得好

Afzal（1993）活性碳含金屬物質（NiCuZnCd）吸附有機

物蒸氣之熱力研究結果顯示活性碳的表面積會因金屬的加入而減

少但這些金屬顆粒卻提供了活性的吸附位址可有效的吸附極性物

質增加有機物蒸氣的吸附並非熵（entropy）的效應而是與焓

（enthalpy）有關且吸附時高焓值易形成化學性吸附Dimotakis

（1995）將 ACCs 經過氨氧化及氯化處理使其帶鹼性酸性及極性

提高其對 VOCs 的吸附並以丙醛丙酮甲苯作為實驗用之 VOCs

在 ACCs 的結構上 NOCl 元素與 ACCs 產生化學鍵結合其中氯

化及氧化的處理減少 ACCs 的表面積總孔洞體積及微孔體積而以

60

氨處理結果卻增加 ACCs 的孔隙度在吸附特性上ACCs 表面經氧

化（oxidized）處理後對 25~50 ppmv 的乙醛及丙酮的吸附能力提高了

500 及 350 在 1000~500 ppmv 下則提高了 130 及 75而對

苯而言經過以上的化學處理皆會增加其吸附能力以活性碳通入煙

道氣中來控制由焚化都市廢棄物所產生之 HgCl2在 150的操作溫

度氣相濃度 1 mgm3 下活性碳可吸附到大量的 HgCl2而含 Na2S

的活性碳有助於增加吸附 HgCl2 的含量（DKaratza 1996）

(2)沸石（Zeolites）沸石為孔骨架結構矽鋁酸鹽結晶體含有鹼金屬與鹼土金屬的

水合矽鋁化合物主要之結構是以矽四面體 SiO4所構成之三度空間

晶體在沸石結構中有些矽可被三價鋁同構置換（isomorphous

substation）於是整個結構由 SiO4和 AlO4以各種規則之排列方式

共有氧原子而結合在一起具有下列特徵1可承受較高溫度不會

改變結構2可吸附特定大小污染物3吸附量大4可進行選擇性

吸附5高溫低壓下仍具很強吸附能力6吸附能力不受水汽影響

當氣流中相對濕度大於 50 沸石受水汽的影響遠低於活性碳沸

石成分矽鋁比越大吸附量亦愈大BET 表面積較大之沸石其吸附

量亦愈大粉末狀沸石吸附能力大於顆粒狀沸石但壓損較大Y

式沸石對 VOCs 吸附能力較 A 式為大（鄭 19931995）

以 NaX Zeolit 進行苯甲苯三甲苯四甲苯NaP六甲苯

dimethylnaphthalene 及 AnT 之平衡等溫線和等壓線亨利常數吸

附熱和完整之等溫線也被廣泛研究高分子量有機物之吸附等溫線

近似 Langmiur 形式其飽和能力接近 1 moleculecage吸附熱的增

加與有機物含碳數成線性關係相同碳數的芳香化合物在等溫線或

吸附熱會出現些微不同（Douglas 1993）

61

331利用吸附技術控制廢氣排放之實例

日本應用噴注式吸附法控制煙道氣中 PCDDsPCDFs 的排放

將粉狀活性碳噴入煙道氣中再經由袋式集塵器收集操作溫度為

160~220 結果測得煙囟內 PCDDsPCDFs 的含量低於 01

ngm3N-TEQ去除效率達 98 以上若只採用袋式集塵器收集而

無活性碳則去除效只達 83 可見活性碳有助於有機物的去除

除有機物外對 Hg 蒸氣及酸氣亦有去除效果（TŁujima 1996）

在歐洲國家有實廠採用活性碳床控制焚化廢氣之排放其中

Hartenstein（1994）學者指出利用活性碳床（ACR）及選擇性還原

反應器（SCR）來控制煙道氣中污染物的排放在一實際有害廢棄

物焚化廠的洗滌塔後裝一活性碳床（操作溫度 120~150 ）及選擇

性還原反應器用 impinger 採集酸氣體及金屬揮發物XAD-2 樹脂

吸附高分子有機物VDI method 3482 取揮發性有機物再進一部

分析結果發現排放廢氣中有機物重金屬及酸性氣體皆有明顯減

少趨勢且許多歐洲國家已規定使用此控制技術來淨化廢氣的排放

瑞士及丹麥許多焚化廠於袋式集塵器前噴入活性碳吸收劑控制

污染物的排放結果顯示對污染物的去除效果良好其中對汞的去

除率約可達到 80 以上（孫 1993）

62

34 總結

根據以上的文獻得知焚化廢氣中所含有的污染物大致上可分

為粒狀污染物重金屬酸性氣體及有機性氣體等而這些污染物

控制除了從操作條件著手外還必須有設備上的配合各污染物的控

制設備分別為

粒狀污染物旋風集塵器袋濾式集塵器靜電式集塵文式洗滌塔

重金屬乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔袋濾式集塵器

活性碳噴入

酸性氣體乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔

有機性氣體文式洗滌塔袋濾式集塵器靜電式集塵活性碳床

63

第四章 廢氣控制設備組合之評估

焚化處理已成為目前國內外廢棄物處理的主軸然而儘管焚化處

理具有無害化減量化資源化安定化等優點不僅能回收垃圾成

份中具有再生利用的物質且能將廢棄物體積減至約 110 的體積而

增加掩埋場的使用年限但卻仍有其缺點如二次污染物的產生這

些二次污染物包含粒狀物酸性氣體重金屬揮發有機氣體等若

未加以處理不但會造成空氣污染亦會對人體健康造成重大的傷

害而除了對燃燒條件可加以控制外另外更需要加裝空氣污染防治

設備來處理二次污染物

去除二次污染物的防治設備包括靜電集塵器袋濾式集塵器乾

式半乾式及濕式洗滌塔等防治設備而目前國內外最常使用的組合

為乾式(半乾式)洗滌塔+袋濾式集塵器及靜電集塵器+濕式洗滌塔此

外為了有效去除重金屬揮發物也會添加活性碳氯化鈣(CaCl2)及

Na2S 等化學藥劑來提高重金屬及有機物的去除效率

由國內外發展的趨勢來看為了減少廢水的排放及達到日益嚴格

的排放標準目前國內外的防治設備多為半乾式洗滌塔及袋濾式集塵

器的組合且處理設備已普遍應用於歐美及日本各國對空氣污染的

防治效能極佳

41 國內外焚化廠設備規模及處理概況

台灣地區早期規劃的焚化爐皆為機械式爐床且空氣污染控制設

備多為靜電集塵器+濕式洗滌塔此控制設備因在過去十餘年已廣泛

使用於日本及歐洲之中大型焚化廠且空氣污染防治性能優良技術

充份成熟因而基於技術成熟度及為確保有效可靠運轉因此多採用

64

靜電集塵器+濕式洗滌塔控制設備但因有洗煙廢水處理及廢氣再加

熱等缺點且可能造成戴奧辛再次生成因此近幾年來台灣地區新設

計之控制設備都已趨向半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此控制設備的

優點為操作維護較簡易不產生洗煙廢水空氣污染防治性能優良

等缺點則為產生較多之飛灰及反應物最近已廣泛被應用於日本及

歐洲焚化廠此處理流程對 1 microm 以下之細微粒狀污染物其收集效

果極佳至於重金屬及微量有機物化合物之去除也可達一定之去除效

果若再輔以活性碳噴入系統則對重金屬及有機物之去除效果更佳

台灣地區近年來也常在廢氣處理系統中加入活性碳噴入系統及選擇

性非觸媒還原法來增加有機物及 NOx的去除效率然而半乾式洗滌塔

其霧化條件的控制實屬不易常為人所垢病因此近年來亦有一些新

設廠改採乾式洗滌塔為其脫硫設備

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店廠樹林廠及台中市等六個廠此外另有

15 個廠正陸續興建完成中其處理垃圾量分別在 500~1500 噸不等

而所使用的控制設備則多為半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器表 4-1 即

為台灣地區目前已完工運轉之六個焚化廠六個廠的設計皆為機械爐

床式焚化爐且設計的熱值都在 1500 仟卡公斤左右但由於近年來

垃圾熱值明顯有提高的趨勢因此每日的進料量通常都低於原先的設

計量至於所使用的空氣污染控制設備以內湖及木柵廠而言為靜電

集塵器+濕式洗滌塔而北投廠及台中廠乃使用半乾式洗滌塔+袋濾式

集塵器新店廠及樹林廠則使用乾式洗滌塔+袋濾式集塵器可見國

內在控制設備上也漸漸趨向(半)乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此外也

都陸續添加活性碳來增加有機物及重金屬汞的去除效率

65

表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料

廠名 爐型 設計的熱值(仟卡公斤) 規模(噸日) 產生之廢氣量(Nm3hunit) 控制設備組合台北市內湖廠

機械爐床水牆式焚化爐

1350 3(座)times300 70000 EP+WS

台北市木柵廠

機械連續式焚化爐

1600 4(座)times375 72000 EP+WS

台北市北投廠

4(座)times450 110000 SD+FF

臺中市 機械爐床水牆式焚化爐

1500 3(座)times300 56000 SD+FF+AC

台北縣新店廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 2(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

台北縣樹林廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 3(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器

Dry乾式洗滌塔

資料來源環保署全球資訊網1994 年環境工程會刊第五卷第四期 P49-58

66

國外將焚化爐應用於垃圾處理上行之以久其中美國歐洲等先

進國家焚化技術開發約始於 60 年代亞洲則以新加坡及日本發展最

早日本因掩埋土地不易尋求故垃圾處理以焚化為主焚化爐型式

早期以固定式及機械爐床式為主近年來則陸續發展流體化床焚化

爐表 4-2 即為日本兩座流體化床焚化爐之操作條件流體化床爐內

由於空氣帶動固體不停地翻滾或流動氣體與廢棄物接觸面積大

混合效果好熱傳效率佳溫度的分佈相當均勻因此燃燒效率相當

高而且可在爐內直接加入酸性氣體吸收劑增加酸性氣體的去除效

率唯一需注意的是廢棄物進入爐內之前需先經過破碎由於流體化

床具有上述之優點因此已成為近年來國外常用的新型焚化爐其中

日本在這一方面技術已發展相當成熟

67

表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件

廠名 爐型 操作條件 空氣污染控制設備 污染物排放量

日本 Chiba 流體化床焚化爐 處理容量 210 TD

爐中燃燒溫度 600~630

廢熱鍋爐溫度 520

冷卻塔溫度 300

靜電集塵器入口溫度220

洗煙塔

靜電集塵器

飛灰0005 gm3

SOX5 ppm

HCl16 ppm

NOX5 ppm

日本 Shiga 流體化床焚化爐 處理容量180 TD

(90 TDtimes2)

半乾式洗煙塔

靜電集塵器

粒狀物0029 gm3

SOX10 ppm

HCl79 ppm

NOX57 ppm

資料來源張1997

68

42 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響

表 4-3 為不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較由表中可

得知不論使用何種控制設備組合(濕式洗滌塔半乾式洗滌塔+靜電集

塵器或靜電集塵器+濕式洗滌塔)對重金屬 Hg 都可達到一定的去除效

率(70 以上)濕式洗滌塔及靜電集塵器+濕式洗滌塔甚至可達到 90

以上的去除效率

對酸性氣體去除效率方面一般酸性氣體去除系統(乾式半乾式

及濕式洗滌塔)對 SOxHCl 及 HF 都可達一定的去除效果使符合法

規的要求唯獨對 NOx的去除效率相當低因而通常會使用選擇性非

觸媒還原法或選擇性觸媒還原法來增加 NOx的去除效率表 4-4 即為

不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較表中無論使用乾式或濕式

洗滌塔對 SOx的去除率都可達 80 以上而利用選擇性非觸媒還原

法或選擇性觸媒還原法對 NOx的去除率則可達 50 上下另外也有

實廠直接在流體化床中添加觸媒及吸附劑可同時對 SOx及 NOx達相

當高的去除效率此法在未來或許可具相當大的發展性

69

表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較

廠名 控制設備 操作條件 進入控制設備前的重金屬濃度(mgNm3) 去除效率()

日本練馬 靜 電 集 塵 器 + 濕 式 洗 滌 塔

(CuCl2 及螫合劑添加)

Hg0221 90

瑞士 Base 濕式洗滌塔 Hg0234 92

瑞士 Zurich 半乾式洗滌塔+靜電集塵器 集塵器進口溫度 120 Hg0451 89

法國 Lyon-Sud 濕式洗滌塔 Hg0459 87

法國 Lyon-Noud 濕式洗滌塔 Hg0255 72

丹麥 Amager 半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器 集塵器進口溫度 127 Hg0217 88

德國 Kassel 靜電集塵器+半乾式洗滌塔+袋

濾式集塵器

集塵器進口溫度 137 Hg0349 84

Avesta 濕式洗滌塔+靜電集塵器 Hg275 Cd2375

Pb675 (11 O2)

Hg80 Cd42

Pb284

資料來源孫1993

70

表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較控制設備 操作條件 進入控制設備前的污染物濃度

(mgNm3)去除率() 設備費

SNCR(選擇性非觸媒還原法)

廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 850~1050

NOx150 ppm 25~35 (105 ppm) 設備成本 700~1000 萬元操作成本 130~220 萬元年

SCR(選擇性觸媒還原法) 廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 200~450

NOx150 ppm 60~75 (50 ppm) 設備成本 3000~5000 萬元操作成本 140~190 萬元年

噴霧乾燥法 吸附劑Ca(OH)2

添加劑NaOH700 mgL廢氣流速及入口溫度42 m3min150

SOx2500 ppm 86

半乾式洗滌法(噴霧乾燥脫硫)

入口氣體溫度 160Ca(OH)2 泥漿 15流量 6 mlmin忝加劑飛灰飛灰Ca(OH)2=31

SOx650~2150 ppm 73

乾式噴霧塔+ESP 吸收劑Ca(OH)2乙醇混合物碳酸氫鈉添加劑氨吸附劑注入溫度367~589 KCa(OH)2SO2=15~252NaHCO3(SO2+2NO)=05~25

SOx600~2000 ppmNOx240~600 ppm

SOx90 NOx72

powder-particle 流體化床反應溫度1023 KCaS=3平均粒徑5 microm固定床高03 m氣體流速1 msec

SOx500~1000 ppm SOx100

powder-particle 流體化床內添加觸媒(particle)TiO2WO3

及吸附劑(powder)CuOFeO反應溫度600 sorbentS=3固定床高03 m

SOx300~1000 ppmNOx500 ppm

SOx80 NOx95

濕式洗滌塔中黃磷 LG30~100 galminPNO06

SOx1500~2500 ppmNOx60~600 ppm

SOx95 NOx90

資料來源司等人1996Dennis Helfritch 等人1992Shiqiu Gao 等人1996J WANG 等人1996 Chang SG等人1992

71

43 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響

國內焚化爐在行政院環保署於民國八十六年八月六日發佈「廢

棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準」後也面臨戴奧辛排放管制要求

因此須運用各類可行的戴奧辛控制技術以期能減少焚化爐戴奧辛的

排放量降低其危害性根據國外文獻可知國外目前對於降低焚化

爐廢氣中戴奧辛的排放濃度控制技術主要有二次高溫燃燒抑制劑

的添加活性碳吸附急速冷卻系統化學氧化等均能有效控制戴奧

辛的排放量(Townsend1995李1996)

一般而言焚化所產生的戴奧辛主要來源有1垃圾成份2爐內燃

燒不完全形成3爐外低溫再合成(王1997)因此卻有效控制焚化

爐 PCDDsPCDFs 排放量的方法不外乎下面四項1力行垃圾分類

減少焚化含有戴奧辛的成份2避免燃燒不完全3防止爐外低溫合

成4利用後續污染控制設備來降低戴奧辛的排放量

垃圾成份原本就相當複雜尤其是普遍使用之除草劑殺蟲

劑農藥等有機溶劑皆含有 PCDDsPCDFs 有機物質因此在實行垃

圾分類上除力行回收有機溶劑外應屬減少戴奧辛的生成及去除戴奧

辛的排放兩方面著手較為實際在避免燃燒不完全方面垃圾成份中

所含之 CHONS 等元素在焚化過程中若未加以燃燒破壞

可能會產生一些易產生戴奧辛之前驅物不僅難以破壞已經形成之

72

PCDDsPCDFs 更有助於 PCDDsPCDFs 的生成故可從燃燒完全的

基本條件著手如燃燒溫度含氧量停留時間混合程度水汽含

量來加以控制爐外低溫再合成方面燃燒不完全之氯苯氯酚等前

驅物隨焚化廢氣排出燃燒室可能為廢氣中飛灰之碳元素所吸附並

在特定的溫度範圍內(250~400 尤其在 300 時最顯著)在飛灰

顆粒所構成之活性接觸上被金屬氯化物(CuCl2FeCl2)催化反應生

成 PCDDsPCDFs(王1997)其控制方法仍需從燃燒的基本條件來著

手若排放的焚化廢氣仍無法符合排放標準則必須從空氣污染防制設

備來尋求解決的辦法目前最常使用的控制設備組合包含乾式或半乾

式洗滌塔+靜電集塵器(或袋濾式集塵器)及靜電集塵器+濕式洗煙

塔另外亦可加上活性碳噴入法各控制設備組合各有其優缺點將

於下列敘述比較之曾有文獻(王1997)指出以 GCP(good combustion

practice)+半乾式洗煙塔+活性碳噴入法+袋濾式集塵器之組合較佳

且增加之初設費用亦不高歐洲已有成功的實例因此未來國內之

新舊廠可評估此組合之可行性以改善戴奧辛之排放量

近年來研究焚化爐排放戴奧辛的相關文獻大都將重點擺在煙道

排氣中戴奧辛的濃度少數研究甚至包含飛灰底灰中戴奧辛濃度的

相關資料最近有文獻針對實際運轉中之都市廢棄物焚化爐飛

73

灰底灰及煙道排氣中戴奧辛含量作統計表示在一般廢棄物焚化爐

排放戴奧辛的流佈上仍集中於飛灰與煙道氣之中而底灰內的戴奧

辛含量則相對顯得較不重要(鍾1997)不同地點不同性質的焚化爐

其污染程度往往亦有很大的差別甚至有高達百倍以上的差距造成

如此大的差異的原因主要是焚化爐的操作方式如操作溫度過剩空

氣量氣體停留時間垃圾組成等特別進料是否預先經過篩選對

於焚化爐排放戴奧辛的濃度有決定性的影響表 4-5 為國外學者所歸

納之排放出最少量戴奧辛的焚化爐操作條件

表 4-6 為國內實際運轉中之焚化爐所使用之相關空氣污染控制

設備及戴奧辛排放之相關資料由表中可看出 B 廠除酸設備在粒狀

物除塵設備之後氣流未經除酸過程使得 HCl 濃度較高導致灰份上

較多戴奧辛生成且靜電集塵器操作溫度通常落在戴奧辛生成溫度

250~400 之間另外靜電集塵器之高壓電可能使前驅物在 ESP 內

進行異相催化反應及 de novo 合成反應(黃1998)故導致 B 廠不僅

無法去除 PCDDsPCDFs相反有增加 PCDDsPCDFs 排放的趨勢

文獻中也指出 B 廠之 ESP 若換成 Baghouse 則可大量減少戴奧辛的排

放量E 廠之 PCDDsPCDFs 排放量為 DEF 三廠中最高可能因

素為 E 廠之靜電集塵器操作溫度落在戴奧辛生成溫度 250~400之

間F 廠為實際運轉之大型焚化爐燃燒效率較佳故排放量較低且

74

產生之戴奧辛多為毒性較低之 PCDDsPCDFs而 DE 廠為試燒之

小型焚化爐故產生之戴奧辛多為高毒性之 PCDDsPCDFs因此籌

建焚化廠時建議選擇燃燒效率較佳之大型焚化廠文獻中曾指出添加

PVC 會造成廢氣中 HCl 濃度增加又 HCl 會影響 CO 氧化成 CO2的

速率故當 PCDDsPCDFs 濃度增加時CO 濃度也較高(黃1998)

又指出焚化中含碳量含氯量重金屬(以 CuZn 最明顯)愈高戴

奧辛愈易形成而粒徑愈小的灰份 Dioxin 濃度愈高同時其灰份愈

不易被空氣污染控制設備去除故 Dioxin 排放量較高而氯鹽隨粒

徑增加有減少趨勢與 Dioxin 隨粒徑增加有減少趨勢相符

表 4-7 為國外幾個實際運轉中焚化廠 PCDDsPCDFs 去除效率之

調查資料由表中得知廢氣進入集塵設備內引發rdquo爐外低溫再合成rdquo

現象使得 PCDDsPCDFs 之去除效率降為負值而袋濾式集塵器較

靜電集塵器去除效果佳可能是因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去

除廢氣中之 PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低

速度愈慢其去除效果愈佳

75

表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997)項目 運轉條件

燃燒區二次燃燒溫度氣體停留時間

煙道氣 CO 之濃度(乾基)燃燒區氧氣含量(乾基)

gt攝氏 1000超過 15 秒

目標值lt20 ppmv最高值 70 ppmv6 plusmn10 以上

後燃燒設備鍋爐

噴灑石灰用量

袋濾室出口溫度

經常清理SD15~2 倍劑量比乾石灰2~3 倍劑量比

135~165

表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料(凌1995李1996鍾1997黃1998)

廠名 焚化爐型式 控制設備 Dioxin 排放A 廠 大型焚化爐 Cyclone+乾

式+Baghouse56~66去

除率B 廠 大型焚化爐 ESP+濕式 402~558

增加率C 廠 大型焚化爐 半乾式

+Baghouse排放量BgtAgtC

D 廠 試燒小型焚化爐 -E 廠 試燒小型焚化爐 ESPF 廠 大型焚化爐 -

排放量EgtFgtD

76

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)集塵器進出口濃度

(ngNm3)廠名廢氣處理

流程集塵器進口溫度() 進口 出口

去除效率()

DaytonNorth Andover

PeekskillPinellas

ESP

279313215280

214245

1143254

14500362

9570100

--

154-

QuebecQuebecQuebecQuebec

DI+FF

204140121110

163811761007456

733049ND243

996999

1000995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643Biddford

CommerceMid

ConnecticutQuebec

SD+FF

137132133

140

903545

1019

2311

438473066

126

995959999

999

77

44 空氣污染防治設備組合比較

表 4-8 為台灣地區目前已完工運轉或正陸續興建完工中之 21 座焚

化廠由表中可看出台灣地區早期裝置於焚化爐後之空氣污染防治設

備主要為靜電集塵器+濕式洗滌塔此設備組合的煙氣設計條件對重

金屬去除上並無特別要求對粉塵的去除效率上也要求不高(僅 30

左右)對酸性氣體的去除則可達到 80 以上(NOx 除外)隨法規的

要求愈來愈嚴格後來陸續興建的焚化爐多以半乾式洗滌塔搭配袋濾

式集塵器為主此設備組合預期對粉塵的去除效率可達 99 以上

對酸性氣體則可提高至 90 以上對重金屬的去除也都可達到法規

的要求唯對 NOx 去除效果可能不太理想因此通常會加上活性碳

及無觸媒脫硝設備來加增加有機物及 NOx 的去除效果而以設備費

用來看每個廠的煙氣處理費都約占全廠費用的 110為 2~4 億不

等表 4-9 則為國外 5 座 FKHTNER 德國總公司在世界各地最近剛完

工運轉之焚化廠煙氣處理設備相關資料表中可看出國外所採用的控

制設備組合都較國內嚴謹因而無論是去除酸性氣體或去除重金屬的

效果都較國內佳但國外這五座廠的煙氣設備費卻都占全廠費用約

14 左右高出國內約 2~3 倍的價格另外因國內垃圾分類尚不及國

外普及因而不易回收垃圾成份中可再生利用之物質故相較之下

國內在生廢氣中重金屬污染物的濃度皆較國外高

78

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 內湖 木柵 新店 樹林 台中市爐數及容量(td)

3times300 4times375 2times450 3times450 3times300

設計煙氣條件(inletoutlet)

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA NA NA NA NA NA NA NADust 70 70 70 50 10000 20 10000 20 8000 50HCl 2000 80pp

m1200 60 1300 80pp

m1300 80pp

m1200 60

SOx 350 300 350 50 500 80 500 80 350 50HF 30 5 30 5 50 3(total

F)50 3(tot

al F)30 5

NOx 200 200ppm

200 200 250ppm

250ppm

250ppm

250ppm

200 200

CO NA NA NA NA 150 150 150 150 NA NAHg NA NA NA 01 1 03 1 03 NA 01Cd NA NA NA 01 4 01 4 01 NA 01Pb NA NA NA 2 NA 1 NA 1 NA 15As NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NACr NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NAZn NA NA NA 3 NA 1 NA 1 NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

EP+WS EP+WS CYC+Dry+AC+FF

CYC+Dry+AC+FF

SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

23 億 34 億 43 億 27 億

全廠費用 24 億 439 億 38 億 45 億 40 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢氣量 72000 Nm3hr操作溫度 220~250

廢 氣 量90000 Nm3hr

廢 氣 量90000Nm3hr

廢 氣 量56000Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔

AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧

SC煙氣洗滌塔(只噴水) Dry乾式洗滌塔 NAno data available

資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問

1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

79

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 嘉義 仁武 溪洲 崁頂 后里爐數及容量(td)

2times150 3times450 2times450 2times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 6000 20 8000 30 8000 30 5000 20 8000 30HCl 900p

pm20ppm

1300ppm

30ppm

1300ppm

30ppm

1200ppm

25ppm

1300ppm

30ppm

SOx 750 72 300ppm

35ppm

300ppm

35ppm

200ppm

30ppm

300ppm

35ppm

HF 25 07 NA NA NA NA NA 2 NA NANOx 150p

pm150ppm

120ppm

120ppm

120ppm

120ppm

NA 100ppm

120ppm

120ppm

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

NA 60ppm

80ppm 80ppm

Hg 07 006 NA 02 NA 02 NA 01 NA 02Cd 2 006 NA 01 NA 01 NA 01 NA 01Pb 30 06 NA 05 NA 05 NA 06 NA 05As 07 04 NA NA NA NA NA NA NA NACr 2 04 NA NA NA NA NA NA NA NAZn 75 11 NA NA NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

SD+AC+FF SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

04 億 218 億 24 億 20 億 24 億

全廠費用 16 億 4723 億 317 億 303 億 321 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢 氣 量115260 Nm3hr

廢 氣 量120000 Nm3hr

廢 氣 量119714 Nm3hr

廢氣量 120000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

80

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 基隆 宜蘭 台南 北投 八里爐數及容量(td)

2times300 2times300 2times450 4times450 3times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA 011ngNm3

NA 011 ngNm3

NA NA NA 015ngNm3

NA NA

Dust 8000 20 8000 20 88000 20 8000 30 10000 10HCl 1200

ppm25ppm

1300ppm

25ppm

1467 18ppm

1200 25 1500ppm

50ppm

SOx 200ppm

30ppm

300ppm

30ppm

550 73 350 35 500 100

HF NA 2 NA 2 55 07 30 1 50 2NOx 105p

pm105ppm

105ppm

105ppm

145ppm

145ppm

200 NA 370 370

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

58ppm

58ppm

NA NA 100 100

Hg NA 02 NA 02 15 007 1 0075 1 01Cd NA 01 NA 01 44 007 3 0075 4 005Pb NA 05 NA 05 NA 1 40 075 NA 03As NA NA NA NA NA 036 1 05 NA 01Cr NA NA NA NA NA 036 3 05 NA 02Zn NA NA NA NA NA 1 100 3 NA 07Organic(as C)

NA NA NA NA 20

煙氣處理設備

SNCR +SD+AC+FF

SNCR +SD+AC+FF

SD+AC+FF SD+FF CYC+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

15 億 15 億 16 億 55 億 28 億

全廠費用 2148 億 2088 億 28 億 658 億 53 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量79200

廢氣量 79200 廢 氣 量90000

廢 氣 量110000Nm3hr

廢氣量 114000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

81

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 新竹市 高雄中區 高雄南區 岡山 鹿草爐數及容量(td)

2times450 3times300 4times450 3times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm31-TEQ

10-O2mgNm31-TEQ

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 01ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 10000

10 10000 20ppm

9000 20 8000 20 20

HCl 1500ppm

50ppm

1500ppm

20ppm

1300ppm

20ppm 1300ppm

25ppm

1300ppm

25ppm

SOx 500 100 500ppm

25ppm

300ppm

25ppm 300ppm

30ppm

300ppm

30ppm

HF 50 2 NA NA NA NA NA 18(total F)

NA 18(total F)

NOx 370ppm

370ppm

370 105ppm

105ppm

105ppm 105ppm

105ppm

105ppm

105ppm

CO 100ppm

100ppm

100 60ppm

60ppm

60ppm 80ppm

80ppm

80ppm 80ppm

Hg 1 01 1 006 1 006 NA 02 NA 02Cd 4 005 4 006 30 006 NA 01 NA 01Pb NA 03 NA 06 40 06 NA 05 NA 05As NA 01 NA 04 NA NA NA NA NA NACr NA 02 NA 04 NA NA NA NA NA NAZn NA 07 NA 11 NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

20 NA NA NA NA

煙氣處理設備

CYC+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

18 億 26 億 36 億 3 億 23 億

全廠費用 36 億 328 億 5696 億 43 億 34 億煙氣處理設備操作條件

廢 氣 量114000 Nm3hr

廢 氣 量80000 Nm3hr

廢氣量 122865 Nm3hr

廢 氣 量109000 Nm3hr

廢氣量 109000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問1998 年工業污染防治 Vo17No3p46-65

82

表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 AVE

TwenteNetherlands

TUAS Palma de MallorcaSpain

Friesenheimer Insel Mannhelm Waste to energy plant North Unit 4

North refuse incineration plantBerlin Ruhleben

操作條件 濕排氣量117000m3hr進料量18tonhr

濕排氣量1080000 m3hr進料量180tonhr

濕排氣量100000 m3hr進料量5625tonhr

濕排氣量155000 m3hr進料量25tonhr

濕排氣量73500 m3hr

排氣狀況 inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outletDioxin(mgm3) 4 01 - - - - 5 0 5 01Dust(mgm3) 4000 5 4000

-8000

30 4000

30 2500 5 1000-4000

10

HCl(mgm3) 1100 10 1300 100 1300

50 840 5 600-1500

10

SOx(mgm3) 400 40 200 100 600 300 600 5 100-800

50

HF(mgm3) 10 1 50 5 10 2 10 1 5-20 1NOx(mgm3) 300 70 500 500 - - 400 70 250-40

0100

CO(mgm3) 40 50 100 100 - - 40 50 50 50Hg(mgm3) 04 005 1 02 07 01 1 001 - 005Cd(mgm3) 1 005 4 1 2 01 05 001 - 005PbSnAsCu 20 1 20 10 10 1 30 01 - 05orag(asC) (mgm3)

40 50 - - - - 5 5 - -

煙氣處理設備 EPI+SD+EPII+WS+FF+SCR

EP+SD+AC+FF

SD+FF AC+WS+SCR+AC

SD+FF+AC+SCR

煙氣處理設備費用

80million 馬克 76million馬克

- 50million 馬克

-

全廠費用 300millio 馬克 1100million馬克

220million馬克

200million馬克

500million 馬克

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SCR觸媒脫硝

資料提供惠能顧問公司提供

83

45 結論

綜觀上述之資料可知目前國內外焚化廠之污染防治設備大抵

是以靜電集塵器+濕式洗滌塔或乾式噴霧塔+袋濾式集塵器搭配使

用而這兩種組合之處理排放量也都能達到環保法規的要求且其成

本差異對總建廠成本而言幾可忽略然而前者所產生的廢水需備

有後續處理設備處理之甚且近年來有學者指出使用靜電集塵器和

戴奧辛的產生有密切的關連性故國內外新設的焚化廠有逐漸捨前者

而就後者的趨勢

84

第五章 焚化廢氣之模擬

在本計劃中除了以實驗室規模的流體化床焚化爐真實模擬都市

廢棄物焚化後所產生的污染物外也使用在化工製程方面常用的模擬

軟體--ASPEN PLUS 做為研究工具針對不同的焚化條件模擬其所

產生的污染物

此外為彌補 ASPEN PLUS 中無機資料庫之不足在重金屬生成

部份的模擬則加入熱力平衡模式的模擬結果以做為對照比較之用

51 模擬參數

在本研究中廢棄物的進料組成乃根據 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析而訂除此之外再加入目前法規對一般廢棄物焚化爐空氣

污染物所管制的重金屬物種 CdHgPb 等以及另一毒性重金屬物

質 Cr如表 5-1 所示而垃圾的進料量則以臺中市垃圾焚化廠的日處

理量 900 公噸為基準換算成每小時 37500 kg 的進料量在完成其

模擬後將過量空氣百分比熱損失率及廢棄物之熱值含硫量含

氯量五個操作變因歸納為二組一組為過量空氣百分比熱損失率及

廢棄物的熱值因為此三個變因影響所及是爐溫的變化故這組變因

主要是探討其對爐溫的影響而另一組為廢棄物之含硫量及含氯量

85

由於這兩個變因會影響焚化污染物的組成型態所以必須模擬在不同

的含硫(氯)量下所對應生成的污染物量表 5-2 為各參數之變動範圍

表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成可燃分()水份() 灰分()

碳 氫 氧 氮 硫 有機氯506 1379 1899 282 1306 045 012 016

重金屬()鎘 汞 鉛 鉻

高位發熱量(KcalKg)

低位發熱量(KcalKg)

碳氮比

0012 000025 01 01 210672 165069 4174

表 5-2 參數之變動範圍參 數 範 圍過量空氣 () 20406080100熱損失率 () 0102030熱值(KcalKg)times10-3 1617181920212223242526含硫量 () 021015202530含氯量 () 021015202530

86

52 系統模擬

521 系統流程描述

首先選取適合處理固體及冶金的應用型式Solids with Metric

Units 及 Flowsheet Simulation(FlowSheet)的執行模式以便讓 ASPEN

PLUS 幫我們作適合的設定

接著便開始描繪整個系統流程圖

在此我們利用 RGIBBS model 來模擬一次燃燒室而 RGIBBS

model 是根據反應達平衡時 Gibbs free energy 為最小的原理設計而

成所以我們只須給進料物質組成及定義平衡產物即可然而對

ASPEN PLUS 而言都市廢棄物是一非傳統物質因此無法得知其物

質組成而其平衡反應計算也就無法進行故物質在進入 RGIBBS

model 之前必須先將其分解成元素狀態使 RGIBBS model 得知其組

成此步驟可藉由 RYIELD model 來達成但 RYIELD model 在執行

此步驟時可能造成熱量的消耗所以在 RYIELD 及 RGIBBS model

之間必須以一熱流(Q-DECOMP)連接之使物質在 RYIELD model 中

造成的熱量變化可以完整的傳送到 RGIBBS model 中整個模擬程序

如圖 5-1 所示

87

522 基本設定(Setup Specifications form)

完成流程圖的描繪之後則按照專家指引系統的導引依序輸入所

需的資料首先必須對流線型式(stream class)作定義由於我們在

圖 5-1 模擬流程圖

模擬過程中要對純物質傳統固體非傳統成份及粒子尺寸分佈

(Particle size distribution)等做考量所以須將 stream class 設為

MCINCPSD即每條流線包含 MIXED(含氣液相之純物質)CIPSD

(傳統固體)及 NCPSD(非傳統成份)等 substream以便對各種不同性質

的物質能做合理的描述計算及報告

523 成份屬性(Components Specifications form)

接著在 Components Specifications form 中我們必須選取在整個

模擬過程中所需使用的成份物質其中較特別的是 SO2 及 SO3 在

ASPEN PLUS 資料庫中的化學式分別為 O2S 及 O3S而一般物質在

ASPEN PLUS 被預設為 Conventional type 的成份型式然而對於 C

及固態金屬化合物則必須將之改為 Solid type因為 RGIBBS model

RYIELD

DECOMP

RGIBBS

BUR NERWAS T E INBUR NER OUTP UT

Q-DE COMP

AIR

88

無法執行同一成份之流體相與固體相間的相平衡故必須對同一成份

給予流體相及固體相不同的命名以便執行氣固平衡計算而為了易

於觀察計算結果對於重金屬化合物之氣液固相分別給予不同的

標記命名在此我們從 ASPEN PLUS 無機資料庫中選取可能生成的

重金屬(鎘汞鉛鉻)化合物和較穩定的氣體產物如表 5-3 所示

表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質鎘(Cd) 汞(Hg) 鉛(Pb) 鉻(Cr)

C(s)

H2ON2

O2

NO2

NOSO2SO3SH2

Cl2

COCO2

ASH(NC)WASTE(NC)

Cd(s)

Cd(g)

Cd(OH)2(s)

Cd(OH)2(g)

CdCl2(s)

CdCl2(g)

CdCO3(s)

CdCO3(g)

CdO(s)

CdO(g)

CdS(s)

CdS(g)

CdSO4(s)

CdSO4(g)

Hg(g)

Hg(l)

Hg2Cl2(s)

Hg2Cl2(g)

Hg2SO4(s)

Hg2SO4(g)

HgCl(g)

HgCl2(s)

HgCl2(g)

HgH(g)

HgO(s)

HgO(g)

HgS(s)

HgS(g)

HgSO4(s)

HgSO4(g)

Pb(s)

Pb(g)

Pb2(g)

Pb3O4(s)

Pb3O4(g)

PbCl(g)

PbCl2(s)

PbCl2(g)

PbCl4(g)

PbCO3(s)

PbCO3(g)

PbH(g)

PbO2(s)

PbO2(g)

PbS(s)

PbS(g)

PbSO4(s)

PbSO4(g)

Cr(s)

Cr(g)

Cr(CO)6(s)

Cr(CO)6(g)

Cr23C6(s)

Cr23C6(g)

Cr2N(s)

Cr2N(g)

Cr2O3(s)

Cr2O3(g)

Cr3C2(s)

Cr3C2(g)

Cr7C3(s)

Cr7C3(g)

CrCl2(s)

CrCl2(g)

CrCl3(s)

CrCl3(g)

CrCl4(g)

CrN(s)

CrN(g)

CrO(g)

CrO2(s)

CrO2(g)

CrO2Cl2(g)

CrO3(s)

CrO3(g)

CrS(s)

CrS(g)

CrS117(s)

CrS117(g)

至於廢棄物及 ASH 等非傳統成份則選擇 NC type因為這些

非傳統物質的資料並無法在資料庫中獲得所以必須利用非傳統物質

89

之物性模式加以描述以便進行平衡計算

524 非傳統物質(NC)的物性模式(Proper ties NC-Props)

由於非傳統物質是無法參與相或化學平衡的異相固體只有焓

(Enthalpy)和密度(Density)可供計算在此我們選擇常用於碳處理的

HCOALGEN model 作為非傳統物質的焓的計算模式包括燃燒熱

(Heat of Combustion)標準生成熱(Standard Heat of Formation)熱容

(Heat Capacity)及標準焓(Enthalpy Basis)等如表 5-4 所示其中在燃

燒熱部份由於我們已知廢棄物的燃燒熱故在其 Option Codes value

中選擇 6亦即要求自行輸入然後跳出專家指引系統到

ParametersrarrPure Component 中選取 HCOMB並輸入其高位發熱量

另 外 在 使 用 HCOALGEN model 時 必 須 輸 入 近 似 分 析

(PROXANAL)元素分析(ULTANAL)及硫份分析(SULFANAL)等物質

基本資料然而對都市廢棄物而言其重金屬含量是不可忽略的故

在 CAUSR1 中自行輸入重金屬之成份分析

在密度方面由於廢棄物的密度無資料可尋故選擇 DCOALIGT

model 作為密度的計算模式如圖 5-2 所示

525 進料值(Input-Data)的輸入

在流線 WASTE 中因為廢棄物是非傳統物質所以在 Substream

name 中須選取 NCPSD其餘尚需輸入三部份的資料Specification

90

表 5-4 HCOALGEN Option CodesOption Code

NumberOption Code

value(預設為 1)Calculation Method Parameter

NameComponent Attributes

1 Heat of Combustion1 Bole correlation BOIEC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

2 Dulong correlation DLNGC ULTANALSULFANALPROXANAL

3 Grummel and Davis correlation

GMLDC ULTANALSULFANALPROXANAL

4 Mott and Spooner correlation

MTSPC ULTANAL SULFANALPROXANAL

5 IGT correlation GIGTC ULTANALPROXANAL

6 User input value HCOMB ULTANALPROXANAL

2 Standard Heat of Formation1 Heat-of-combustion

based correlation__ ULTANAL

SULFANAL2 Direct correlation HFC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

3 Heat Capacity1 Kirov correlation CP1C PROXANAL2 Cubic temperature

equationCP2C __

4 Enthalpy Basis1 Elements in their

standard states at 29815 K and 1 atm

__ __

2 Component at 29815 K

__ __

91

圖 5-2 廢棄物的物性模式

PSDComponent Attr其中 Specification 要指定其溫度壓力及進

料速率等而 PSD 則輸入其粒徑分佈Component Attr則輸入其成份

分析(含近似元素硫份及重金屬分析等)

而流線 AIR 則因為空氣是由傳統物質所構成故選取 MIXED

餘者只須溫度壓力進氣速率及成份組成比率

在操作單元 RYIELD model 部分在自由度為 2 的情況下只須

輸入壓力及溫度(或熱流)兩項另外還要告知其分解後的產率因

為先前所輸入者乃為廢棄物在乾基下的元素分析而在此的分解產率

92

須包括水份所以須將乾基值轉換成濕基值這步驟有兩個方法來進

行一是直接輸入其濕基產率另一是藉由一個 Fortran 副程式來進

行轉換的工作而我們則選擇前者

同理對 RGIBBS model 而言其自由度亦是 2但因已有

Q-DECOMP 這項熱流進入 RGIBBS model故在此溫度(熱流)項已確

定只剩壓力項待輸入此時已完成專家指引系統的所有程序

526 副加程式

在完成 RGIBBS model 的資料輸入時專家指引系統的所有程序

已告完成亦即代表整個系統在邏輯上已完成但諸如熱損失

ASH 成份分析等屬副加程式所以必須在其後自行加入

在熱損失方面副程式理當在 RGIBBS 處加入但對 RGIBBS 而

言在必須遵守能量守恆的前提下熱損失被視為是一條熱流與

Q-DECOMP 相對應此時在自由度為 2 的要求下則需輸入溫度項

然而爐溫正是所欲求的故此顯然不合理因此我們將熱量的損

失提前在 RYIELD 之後(即 RGIBBS 之前)以一個 Fortran 副加程式來

執行如圖 5-3 所示而在這之前須先對其中所使用的參數加以定

義如表 5-5 所示

至於 ASH 成份分析部份因為 ASH 的產生是在 RYIELD 處

93

圖 5-3 熱損失之副加程式

註其中 HHVDRY = 426462

表 5-5 程式中參數代表之定義Varname Vartype Stream Substream Comp Attribute Element

NDUTY HEAT-DUTY Q-DECOMP

ULT COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE ULTANAL

USER COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE CASUR1

WATER COMPATTR-VAR WASTE NCPSD WASTE PROXANAL 1

Varname Vartype Stream Substream Variable

INPUT STREAM-VAR WASTE NCPSD MASS-FLOW

MMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-FLOW

MCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-FLOW

MNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-FLOW

HMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-ENTHALP

HCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-ENTHALP

HNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-ENTHALP

94

故只要點選此 model 並選擇 Component Attr就可輸入之此時模擬工

作便告完成

95

53 結果與討論

531 過量空氣

在確定廢棄物的進料量為 37500 kghr 之後其理論空氣量經計算

後可得 966078 kghr因此各不同過量空氣百分比所需的空氣量亦可

求出圖 5-4 所示為過量空氣對爐溫的影響為符合實際狀況故此

乃在熱損失率 20 的條件下所得由圖中可知爐溫隨過量空氣率的

增加而減少且其關係非常接近線性

圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響

圖 5-5~5-8 則分別為不同過量空氣率對鎘汞鉛及鉻化合物生

成量的影響圖在圖 5-5 中隨著過量空氣的增加(爐溫漸減)CdO(s)

的生成量則逐漸增加相對的 Cd(g)CdO(g)則逐漸減少而且在過量

空氣率 80 以後 CdO(s)的曲線呈平緩Cd(g)CdO(g)的產量則趨近於

0其原因乃是 CdO(s)在約 900 以上會逐漸轉化為 CdO(g)且 Cd

10819439912196

91498088499501

7936899

600

700

800

900

1000

1100

1200

20 40 60 80 100

過量空氣率()

爐溫

()

96

的沸點約為 800 左右故在低溫時鎘化合物以 CdO(s)型態存在佔

絕大多數而文獻中亦指出在高溫下鎘主要以氧化鎘或元素鎘存

在而溫度低於 750 時有硫酸鎘生成另外過量空氣對汞化合

物的生成影響甚微而對鉛化合物而言在低溫時大多以 PbCl4(g)的

型態存在而後隨溫度增加逐漸被 PbCl2(g) 及 Pb(g)所取代至於鉻化

合物方面從圖 5-8 中可以清楚發現其生成物種似乎不隨過量空氣之

改變而有任何變化而主要生成物種為 CrO2(s)至於 CrO2Cl2(g)雖生

成量微少但隨著過量空氣的漸增其產量亦有漸增的趨勢

圖 5-9 則是過量空氣對酸性氣體生成量的影響由圖中可知在過

量空氣量愈高(溫度愈低)時NO2NOSO2及 HCl 的生成量皆有減

少的趨勢而 SO3反而增加此情況可能是當溫度愈高時SO3逐漸

轉化成 SO2 之故

圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鎘化

合物

產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

97

圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響

圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

20 40 60 80 100

過量空氣率()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉛化合物產量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

98

圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響

圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

0

20

40

60

80

100

20 40 60 80 100

過量空氣率()

酸性氣體產生量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

99

532 熱損失

圖 5-10 為熱損失率對爐溫的影響(本模擬是在過量空氣率 60 的

情況下進行)其結果顯示當熱損失為 20 時相對應的爐溫為 915

已達有機物被完全破壞的溫度且目前大型焚化廠之爐溫亦控制

在 800~950 間故熱損失 20 是合理值

圖 5-11~5-15 為不同熱損失率對鎘汞鉛鉻化合物及酸性氣

體生成量的影響由於熱損失率對系統而言只影響爐溫故生成物

中無論是酸性氣體或是重金屬化合物其分佈趨勢除了 NO 之外其

餘頗為類似就 NO 部份比較圖 5-95-15 可知在圖 5-9 過量空氣

率 20 及圖 5-15 熱損失率 0 時爐溫約為 1100 但圖 5-15 中

的 NO 顯然比圖 5-9 者大很多其原因是雖溫度相似但圖 5-15 是在

過量空氣率 60 的情形下故在高溫下所提供的空氣量比圖 5-9 的

20 大因此所形成的 Thermal-NOX 量會相對增加

100

圖 5-10 熱損失對爐溫的影響

圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

0 10 20 30熱損失()

鎘化合物產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

8150367

9149808

1109647

1013112

700

800

900

1000

1100

1200

0 10 20 30

熱損失率()

爐溫

()

101

圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響

圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

0 10 20 30

熱損失()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

0 0 2

0 0 4

0 0 6

0 0 8

0 1

0 1 0 2 0 3 0

熱 損 失 ()

汞化合物產量(k

ghr

)

H GG

H GO G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30熱損失()

鉛化合物產量(kghr) PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

102

圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響

圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30

熱損失()

酸性氣體產量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30

熱損失()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

103

533 廢棄物熱值

由於廢棄物熱值因地因時而異且變動範圍大同時也對爐溫有

某種程度上的影響故根據臺灣地區一般垃圾的熱值其約略範圍做模

擬(本模擬在過量空氣率 60 熱損失率 20 的前提下進行)由圖

5-16 中可知爐溫隨熱值增加呈線性增加而一般為使有機物達完全

之破壞通常將爐溫控制在 800~950 故若廢棄物熱值低於 1900

kcalkg 時可加入輔助燃料或降低過量空氣量以提高爐溫而若熱

值超過 2200 kcalkg 時(爐溫約大於 950 )為避免爐壁不堪負荷及

Thermal-NOx的生成可藉由提高過量空氣量來降低爐溫

圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 )

600

800

1000

1200

1600 1800 2000 2200 2400 2600

垃圾高位發熱量 (kcalkg)

爐溫

()

104

534 含硫量

圖 5-17~5-20 為含硫量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

圖 5-17顯示含硫量增加時CdO(s)的生成量隨之減少但Cd(g)及CdO(g)

卻增加圖 5-18 中的汞化合物則無明顯的變化圖 5-19 則顯示含硫

量增加時PbCl4(g)隨之減少但 PbCl2(g)卻是增加圖 5-20 中鉻化合

物生成量無明顯的變化仍舊是 CrO2(s)佔大多數就以上的幾種變化

而言並不是因含硫量改變的關係因為當含硫量增加時爐溫卻隨

之增加從含硫量 02 時的 915 到含硫量 3 時的 949 對照

圖 5-5 和圖 5-7 中過量空氣率 60 的 915 到 40 的 991 這區

間無論是 Cd(g)CdO(s)CdO(g)PbCl4(g)或 PbCl2(g)其變化趨勢及變

化量皆極為相近原因是因為在爐溫 800 以下時硫含量增加易

使重金屬形成穩定之硫化物型態但一旦超過 800 則含硫量的影

響就微乎其微

圖 5-21 所示為含硫量對酸性氣體生成的影響其中 SO2(g)及 SO3(g)

的量隨含硫量增加而遞增但 SO3(g)的增加量較不明顯因為硫燃燒

後幾乎以 SO2(g)的型態存在而 NO(g)和 NO2(g)則隨含硫量增加而有增

加的趨勢其原因亦是因溫度上升所導致(與圖 5-15 比較之)

105

圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響

圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鎘化合物生成量(kghr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

106

圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響

圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響

05

10152025303540

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

107

圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響

0

500

1000

1500

2000

2500

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

108

535 含氯量

圖 5-22~5-25 為含氯量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

其中含氯量對鎘及鉻化合物的生成無明顯的影響而對汞化合物而

言則只有在含氯量超過 25 時生成微量的 HgCl2(g)在鉛化合物

方面隨含氯量的增加PbCl4(g)呈急劇的增加相對的PbCl2(g)則急

速減少雖然系統溫度從含氯量 02 時的 913 降至 3 時的 909

PbCl4(g)可能因溫度下降而產量增加但比較圖 5-7 可知在 4

的溫度範圍內PbCl2(g)不致於如此急速下降所以以上的現象乃是因

含氯量增加之故而含氯量增加對鉛化合物生成的影響則有學者指

出鉛在無機氯存在之條件下生成物主要為 PbO(g)在高含氯量之條件

下會生成 PbCl2(g)或 PbCl4(g)然而在高溫下(850 )鉛的氯化物之

生成潛勢較氧化物為大所以氯含量增加時只有鉛的氯化物隨之改

變圖 5-26 為含氯量對酸性氣體生成的影響而 HCl(g)如預期般隨含

氯量的增加而增加其餘酸性氣體則如圖 5-15隨溫度變化而有不同

的改變

109

圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響

圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鎘化合物生成量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

110

圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響

圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

111

圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響

0

200

400

600

800

1000

1200

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

112

54 熱力平衡模式

焚化過程中重金屬相態及物種形成的預測大多使用熱力平衡分

析法來模擬之其中又以平衡常數法(equilibrium constant analysis)

與最小自由能法(minimization of free energy)的應用最為廣泛然而平

衡常數法因為具有組成之數值解析較為困難冷凝物種存在條件下運

算較為困難以及對非理想方程式條件下模式之標準化較困難等缺

點因此大多採用最小自由能法一般而言熱力平衡分析大多期望

利用簡單之方程式如溫度與壓力之特性而能有效描述熱力學狀況

其中自由能較容易利用溫度及壓力特性達到最小之目的所以文獻中

許多熱力平衡研究皆以最小自由能法(Lee 1988 Eddings 1992 Wu

1993 Lin 1996)

541 模擬程序

1 輸入反應物元素符號

2 輸入參與反應物種熱力資料臨時儲存檔案名稱

3 檢視所有可能反應物種(由輸入元素符號列示出所有相關物種)

4 選擇物種輸入方式(以元素或化合物兩種方式供選擇)

5 選擇模擬結果輸出表示方法(克莫耳或兩者皆具)

6 選擇輸入資料表示方法(克或莫耳)

113

7 輸入模擬條件(溫度壓力或其它)

8 依次個別輸入反應物濃度

9 輸入其他模擬條件與濃度(依此循環直至輸入所有所欲模擬條

件)

10 執行模擬程式

11 建立輸出檔案並列示出模擬結果

542 模擬條件

本研究模擬進料之組成與先前 ASPEN PLUS 所模擬者相似皆以

表 5-1 中 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成為對象其不同處

是在熱力平衡模式中操作條件除溫度分別控制在 700800900

外亦針對有機氯及無機氯對污染物的生成作探討並和往後的實驗

結果做比較以期了解熱力平衡模擬與實際實驗結果之差異表 5-6

為熱力平衡模擬輸入條件

114

表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件進料添加物(g)

添加 PVC 添加 NaCl

C 712125 712125

H 3165 3165

O 44280 44280

Cl 60 60

Na 0 3887

Cd 45 45

Pb 375 375

Hg 0094 0094

Cr 375 375

Temperature() 700800900 700800900

543 模擬結果討論

表 5-7 為鎘化合物在各操作條件下的模擬結果結果中顯示當

添加有機氯時其主要生成物種為 CdCl2(g)及微量的 Cd(g)且溫度上

升時CdCl2(g)的濃度僅略為下降至於在無機氯化物的添加下系

統中的氯原子因為和鈉原子的親和力較大因此大多生成氯化鈉

而金屬鎘則以Cd(g)及CdO(s)為主要生成物種而隨著爐溫的上升Cd(g)

的濃度隨之增加反之CdO(s)則有略為下降的趨勢

115

表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1075E-03 1075E-03 1081E-03 1019E-06 1019E-06 1020E-06

CdCl2(g) 1342E-04 1337E-04 1192E-04 3284E-09 2842E-09 1038E-09

Cl(g) 4379E-08 1309E-07 3267E-07 4361E-11 1300E-10 3230E-10

Cl2(g) 4178E-08 2126E-08 1221E-08 4145E-14 2099E-14 1194E-14

HOCl(g) 1139E-08 1383E-08 1629E-08 1193E-11 1442E-11 1689E-11

Cd(g) 4109E-09 2987E-07 9243E-06 1013E-07 6427E-06 8231E-05

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

CdO(s) 0 0 0 9391E-05 8669E-05 7947E-05

116

表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果

添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1129E-03 1129E-03 1128E-03 1021E-06 1021E-06 1020E-06

Cl(g) 4602E-08 1375E-07 3414E-07 4370E-11 1303E-10 3232E-10

Cl2(g) 4614E-08 2347E-08 1333E-08 4163E-14 2107E-14 7795E-15

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

Hg(g) 1692E-06 1712E-06 1714E-06 1711E-06 1712E-06 1714E-06

HgCl2(g) 2672E-08 1298E-09 1046E-10 8453E-15 8956E-16 9303E-17

HgO(g) 8792E-09 7084E-09 5850E-09 9817E-09 7786E-09 6416E-09

HgCl(g) 1162E-12 1010E-12 8873E-13 1037E-15 8956E-16 7906E-16

HgH(g) 8920E-22 2864E-20 5073E-19 8589E-22 2734E-20 4845E-19

117

表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 6459E-04 6458E-04 6457E-04 0 0 0

PbCl4(g) 1156E-03 1156E-03 1156E-03 2441E-06 2441E-06 2441E-06

Cl(g) 2795E-08 8332E-08 2066E-07 0 0 0

Cl2(g) 1701E-08 8610E-09 4884E-09 0 0 0

HOCl(g) 7725E-09 9332E-09 1091E-08 0 0 0

NaCl(l) 0 0 0 1806E-03 1806E-03 1806E-03

PbO(red) 0 0 0 7359E-04 7117E-04 0

PbO(g) 0 0 0 1053E-06 2516E-05 3377E-04

PbO(l) 0 0 0 0 0 3974E-04

Pb(g) 0 0 0 3711E-10 3799E-08 1706E-06

HPb(g) 0 0 0 3366E-18 1456E-16 5735E-13

Pb2(g) 0 0 0 8906E-21 1415E-17 5183E-14

118

表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1128E-03 1128E-03 1128E-03 9662E-04 9621E-04 9620E-04

Cr2O3(s) 1002E-03 1002E-03 1002E-03 0 0 0

Cl(g) 4465E-08 1335E-07 3313E-07 3917E-08 1168E-07 2897E-07

Cl2(g) 4347E-08 2212E-08 1257E-08 3348E-08 1694E-08 9610E-09

HOCl(g) 1129E-08 1371E-08 1606E-08 1019E-08 1231E-08 1440E-08

CrO2Cl2(g) 5168E-10 3531E-10 2535E-10 0 0 0

CrO3(g) 6329E-14 1344E-12 1663E-11 0 0 0

CrCl3(g) 4803E-19 2838E-19 5550E-19 0 0 0

CrCl2(g) 8092E-20 2510E-19 1190E-18 0 0 0

CrCl4(g) 2953E-20 1393E-20 1565E-20 0 0 0

CrO2(g) 7883E-21 6513E-21 1688E-14 0 0 0

Na2CrO4(s) 0 0 0 2135E-03 2135E-03 2135E-03

NaCl(l) 0 0 0 2657E-04 2657E-04 2657E-04

119

表 5-8 為汞化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示無論添

加有機氯或無機氯焚化後主要的生成物種為 Hg(g)而且其濃度幾

乎不受溫度的影響進料改變的主要差別在於添加有機氯時有微量

的 HgCl2(g)生成但添加無機氯時雖然亦會生成但其濃度已降低

至幾可忽略

表 5-9 為鉛化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示在添加

有機氯的情況下高揮發性的 PbCl4(g)為主要生成物種且其濃度不

隨溫度的上升而改變當添加無機氯 NaCl 時大部份的氯原子和鈉

原子結合形成 NaCl而只有少部份與鉛形成 PbCl4(g)此外鉛亦和

氧結合成 PbO(red)PbO(g)甚至形成更微量的 Pb(g)HPb(g)及 Pb2(g)

表 5-10 為鉻化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示當添加

有機氯時主要生成物種為 Cr2O3(s)另外也有微量的金屬氯氧化物

CrO2Cl2(g)以及氯化物 CrCl2(g)CrCl3(g)CrCl4(g)的生成而當添加無

機氯化物 NaCl 時則無任何氯化鉻或氯氧化鉻的生成其主要生成

物種變成固態的 Na2CrO4(s)系統中之氯原子主要與鈉及氫反應生成

NaCl(l)與 HCl(g)此結果顯示氯原子與鉻在高溫下之反應親和力遠小

於鈉或氫原子此外無論是添加有機氯或是無機氯所生成的固相金

屬化合物之濃度皆不隨溫度升高而改變但氣相之生成物濃度則隨

之增加僅 CrO2Cl2(g)例外

120

第六章 實驗設備及方法

前一章中我們以套裝軟體模擬焚化後所產生的污染物質然而軟

體所模擬乃是在熱力平衡的理想狀態下物種的生成情形所以無法很

真實的描述出複雜且多元的焚化狀況因此我們以實驗廠規模(Pilot

Scale)的焚化爐來模擬都市廢棄物的焚化狀況期能得到更真實的模

擬數據以便往後的分析及比較之用

流體化床焚化爐具有高熱容高熱傳與質傳效率以及高混合的

優點爐體內溫度易於控制且分佈均勻溫度變化小適合作為研究

實驗之反應器因此本研究採用流體化床焚化爐作為一次燃燒室

61 實驗設備

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

本實驗所使用的焚化爐為一含空氣污染控制設備之實驗室規模

的氣泡式流體化床焚化爐如圖 6-1 所示包含下列幾個主體空氣

預熱室(長 50 cm)砂床主燃燒室(高 100 cm內徑 10 cm)以及二次燃

燒室(高 110 cm內徑 25 cm)附瓦斯燃燒機材質為 310 鋼管製造

並且配置七支熱電偶監測爐體及半乾式洗滌塔(塔高 150 cm內徑

125 cm)溫度變化情形整個實驗流程由人機介面控制系統(Program

Logical ControlPLC)將焚化溫度砂床壓力及半乾式洗滌塔的溫度

121

截取在電腦螢幕作成記錄而且可以藉由人機介面回饋控制一次及二

次燃燒室的溫度使整個焚化流程的溫度能控制在實驗所需的條件

下而人工模擬進料物質則由上方雙重控制閥入口處投入燃燒所需

空氣則由空氣壓縮機送入並利用浮子流量計控制氣體流量燃燒所

產生廢氣經由旋風集塵器收集飛灰後再經由溼式洗滌塔去除細小微

粒與氣狀污染物最後由曳引抽風機排入大氣中

122

圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

5

1

2

3

4

5

6

7

8

8

9

10

11

12

13

14

15

8

8

1 鼓風機 2 浮子流量計 3 空氣預熱室 4 一次燃

燒室 5 二次燃燒室 6 瓦斯燃燒機 7 耐熱保溫材料

8 熱電偶 9 半自動進料系統 10 半乾式除酸洗滌塔

11 空氣霧化噴嘴 12 旋風集塵器 13 濕式洗滌塔

14 誘引抽風機

123

612 煙道氣中氯化氫之採樣設備

實驗中為採集煙道氣中的氯化氫氣體以進行分析在此採用耐高

溫及抗磨損的 Stainless 採樣頭採樣過程中儘量縮短管路傳送距

離並使氣體溫度維持在 120 以上另外為防止排氣中之塵埃

混入在吸收瓶前的管路中裝有玻璃纖維採樣設備如圖 6-2 所示

圖 6-2 氯化氫採樣設備

613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備

至於煙道氣中的另一酸性氣體 SO2 的採樣則藉助美國

冷卻管

4

5

01N NaOH 吸收液 矽膠

冰浴

煙道氣1

2

3

6

1 採樣頭 2 濾紙 3 HCl 吸收瓶 4 浮子流量計 5 接真空幫浦 6 保溫加熱系統

124

BACHARACH 製造型號為 Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial

Date Cable 24-0616 的煙道分析儀除 SO2之外此分析儀尚可監測

NOxCO 及 O2如圖 6-3 所示

圖 6-3 煙道氣採樣設備

採樣頭

125

614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備

氣相重金屬的採樣設備包括採樣管熱過濾器及加熱設備真

空幫浦浮子流量計及衝擊瓶等如圖 6-4 所示其中第一衝擊瓶為

空管目的為收集冷凝液第二三瓶中裝填氧化劑(5 HNO310

H2O2)以捕集揮發性金屬最後一瓶則填充矽膠目的為吸收水

氣確保正確氣體流率的測定避免影響自動等速抽引裝置及對系統

造成傷害

圖 6-4 氣相重金屬採樣設備

126

615 煙道氣中有機污染物之採樣設備

設備包括 Stainless 採樣頭熱過濾器以 Teflon 或玻璃纖維作為濾

材採樣傳送路線溫度須維持在 120 以上而衝擊裝置中第一瓶

為空瓶第二瓶中加入 200 ml 去離子水第三四支則裝填 200~300

g 矽膠如固 6-5 所示

圖 6-5 有機污染物採樣設備

浮子流量計

真空幫浦

衝擊設備去離子水 矽膠

XAD-4 樹脂

冷凝吸附管

煙道氣

熱過濾器及

加熱設備

採樣頭

127

616 樣品分析儀器

樣品分析過程中所使用的儀器型式如下所示

(1) 氣相層析儀及火焰離子偵測器(GC-FID)層析管柱為 CP-SIL

8 CB CATNO8751 (30 mtimes025 mm ID025 microm Film)

(2) 火焰式原子吸收光譜儀(Atomic Absorption Spectrophotometer

in FlameAAS)Hitachi 公司 Model Z-8000 Polarized Zeemam

AAS

(3) 煙道氣體分析儀美國 BACHARACH 公司製造型號為

Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial Date Cable 24-0616

(4) 微波消化器(Microorifice Digestion System)CEM 公司 Model

MDS-2000附鐵弗龍(PTEE)消化瓶 120 ml

(5) 分析天平Mettler 公司 model AT 261 Delta Range 螢幕顯示範

圍 001 mg 至 10 mg

(6) 自動乾燥箱(Auto Dry)Toyo Living 公司相對濕度維持在

40 以下

128

617 實驗藥品與材料

(1) 甲醇【CH3OH】分析試藥級

(2) 氫氧化鈉【NaOH】分析試藥級

(3) 硫氰化汞(Ⅱ)【Hg(SCN)2】試藥級

(4) 過氯酸【HClO4】試藥級70

(5) 硫酸鐵(Ⅲ)銨【NH4Fe(SO4)212H2O】試藥級

(6) 鉛標準液以 1000 ppm 鉛儲備液配製適當濃度

(7) 鎘標準液以 1000 ppm 鎘儲備液配製適當濃度

(8) 鉻標準液以 1000 ppm 鉻儲備液配製適當濃度

(9) 硝酸【HNO3】Pro Analysis 級試藥65

(10)鹽酸【HCl】Pro Analysis 級試藥65

(11)氫氟酸【HF】Pro Analysis 級試藥48

(12)硝酸鉛【Pb(NO3)2】

(13)硝酸鎘【Cd(NO3)24H2O】

(14)硝酸鉻【Cr(NO3)3H2O】

(15)微波消化酸液硝酸(HNO365 )

(16)濾紙Gelman Science 公司PN 66068直徑 47 mm孔徑

045 microm過濾用

(17)過氧化氫【H2O2】分析級30

129

(18)二氯甲烷【CH2Cl2】Pro Analysis 級試藥999

(19)XAD-4 樹脂50 microm750 m2gmesh20~50SIGMA Amberlite

XAD-4

(20)PAHs 標準品美國 supelco 公司之 UST BTEX Mix編號

4-8026

(21)木屑鋸木廠

(22)石英砂3 號石英砂粒徑大於 330 microm

(23)聚乙烯(PE)【(H2C=CH2)x】塑膠原料廠

(24)聚氯乙烯(PVC)【(H2C=CHCl)x】塑膠原料廠

130

62 進料組成之模擬

本研究中所使用的進料其組成乃是模擬 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析(表 5-1 所示)而訂表中鎘汞及鉛乃是環保署所公告「廢

棄物焚化爐空氣污染物排放標準」中所列管的重金屬物質而鉻乃是

因為其毒性亦會對環境及人體造成傷害故將之列入研究的範圍內

其中鎘鉻鉛的含量乃是根據文獻中一般垃圾中重金屬含量平均而

得而模擬進料組成包括木屑PE 袋PE 粒子PVC 塑膠粒子(或

氯化鈉)硫粉及金屬水溶液等其中木屑代表垃圾中之紙類木材

枯枝落葉與廚餘等可燃性有機物(皆為木質素與纖維素之構造)塑膠

原料顆粒代表垃圾中之塑膠纖維布類與皮革等人工聚合性有機物

重金屬溶液中之水溶液係考量台灣地區垃圾中之高含水量而重金屬

皆以其硝酸鹽類溶於超純水之方式配製三種重金屬濃度略高於典型

一般廢棄物之含量主要是考量化學元素分析與金屬物種分析之偵測

極限限制以及降低質量平衡誤差實驗中所使用的 PVC 塑膠粒子

取自化工原料廠為粒徑約 3 mm 之顆粒木屑則取自鋸木廠而氯

化鈉之添加則是顧及廚餘中含有多量的氯化鈉成份為考慮無機氯對

污染物種生成的影響故在部份的試程中加入以替代 PVC 中的有

機氯每包進料所含成份之組成百分比如表 6-1 及 6-2 所示而實驗

中設計每分鐘進料 3 包故每分鐘之進料組成如表 6-3 及 6-4 所示

131

在此條件下經計算後得知其理論需氧量為 6961 lmin而理論需空

氣量為 33148 lmin

132

表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

PVC() 384 48 5680006 g 00023 00003 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3683 3459 495 2273 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09391 01345 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

NaCl () 6100056 g 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3688 3455 495 2275 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09368 01342 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

133

表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28713 04035 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28104 04026 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

134

63 實驗操作條件

本實驗為探討不同操作條件下對污染物種生成的影響故分別針

對以下幾個變因做討論

not 一次燃燒室爐溫焚化過程中一次燃燒室的爐溫會影響污染

物的排放量

shy 二次燃燒室爐溫焚化過程中二次燃燒室的爐溫會影響所生

成的污染物種

reg 含氯物種有機氯無機氯對焚化過程中污染物種的生成有不

同的影響

實驗的設計乃基於上述的三個變因在各試程中分別做不同程度

的改變以了解其對污染物生成之影響其中一次燃燒室的爐溫乃是

藉由進料本身的熱值及電加熱管所提供的熱量所造成因此欲改變

一次室的爐溫必須調整電加熱管的加熱時間但因為進料本身的熱

值種種環境因素的關係所以實驗過程中無法準確地將爐溫操作在

同一溫度下而二次室的爐溫則由煙道氣本身的熱量和瓦斯燃燒機

所提供的熱量所達成而因為本實驗所使用的瓦斯燃燒機在達到設定

溫度後會自動關閉此時溫度開始下降控制器則會輸出一個 reset

訊號給燃燒機但為了安全考量燃燒機會在收到訊號後約 40 秒再

重新啟動故在這 40 秒的期間內溫度會一直下降因此在本實

135

驗中以平均溫度來估算二次室的溫度至於本實驗之進料中的含氯物

種則選擇 PVC 粒子作為有機氯而 NaCl 作為無機氯其中 NaCl

是以水溶液的型式添加表 6-5 所示為各試程之操作條件表

表 6-5 各試程之操作條件表爐溫()

砂床上 砂床下 平均 出口 二次室進料組成

Run1

Run2

Run3

7222

8191

8524

755

853

8836

7386

836

868

137~148

184~190

213~224

-

-

-

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run4

Run5

Run6

768

837

939

894

978

1000

831

908

970

120~130

155~160

236~248

-

-

-

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

Run7

Run8

Run9

7258

725

728

681

698

706

703

712

717

-

-

-

711

802

936

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run10

Run11

Run12

727

729

728

698

679

664

713

704

696

-

-

-

703

807

925

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

136

64 實驗流程

641 起爐升溫

本實驗採用如圖 6-1 所示的流體化床焚化爐為反應器而焚化過

程所需的空氣量在決定其過量空氣比為 16 後可以經由計算得知

實際需空氣量約為 53 lmin而爐體內壓力隨著越接近誘引抽風機

管路中負壓越大整個管路所呈現的負壓大約介於 2~20 cm-H2O 之

間

實驗進行前先開啟一次室的電加熱管使砂床中的介質預熱至

實驗所需的溫度由於溫度對污染物種的生成具有極大的影響所以

儘量使每個試程達相似的爐溫後再進行實驗的操作當溫度穩定

後即可打開洗滌塔的馬達並開始進料進料是由氣動閥控制的半

自動進料系統經爐體的上方投入頻率為每 20 秒一包

642 重金屬之採樣及分析

重金屬的採樣主要參考美國 EPA Method 5 (Environmental

Protection Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and

Analysis of Municipal Waste Combustion Washington DC

pp16-26(1987))重金屬採樣標準方法其設備如圖 6-4 所示

137

圖 6-6 重金屬分析流程圖

NO

以四位天平精秤樣品置入消化 Teflon 瓶

分別加入純酸消化試劑硝酸 4 毫升鹽酸 4 毫升氫氟酸 4 毫升

進行微波消化Program 1 7520minProgram 2 0 7minProgram 3 7520min

待溫度冷卻壓力降至大氣壓加入 15 毫升 15硼酸

趕酸微波功率Program 1 7510min

降溫降壓

取出消化液稀釋過濾

火焰式原子吸收光譜儀(FAA)分析重金屬濃度

計算重金屬回收率

回收率介於(100plusmn10~15)

YES

分析完成計算結果

（標準添加）加入已知濃度重金屬標準液

138

採樣後樣品放置於塑膠瓶中密封並冷藏在 4 以下於有效

期間內進行微波消化然後經過濾後於原子吸收光譜偵測其濃度圖

6-6 即為重金屬之分析流程圖

643 有機物之採樣及分析

有機物的採樣方法主要參考美國 EPA 半揮發性有機物採樣的標

準方法 (Modified Method 5 Train MM5)(Environmental Protection

Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and Analysis of

Municipal Waste Combustion Washington DC pp16-26(1987))其設

備如圖 6-5 所示

開始進行採樣為了使實驗操作在一穩定狀態下實驗操作中以

Stainless 採樣頭做煙道的等速取樣（isokinetic sample）經填充玻璃

纖維之熱過濾器截留廢氣中的粒狀物然後通過一冷凝裝置將廢

氣溫度降低使有機物冷凝成液相殘餘在尾氣中之有機物則由

XAD-4 吸附管吸附經過貫穿試驗測試結果顯示每一吸附管裝填

約 6 g 之 XAD-4 為較佳的採樣吸附劑劑量

由 XAD-4 吸附管所採得之 PAHs 樣品先以保鮮膜將吸附管上下

封住立即送至索氏萃取設備進行索氏萃取的實驗經過十八小時的

139

萃取後將置於萃取瓶中之萃取液以玻璃磨砂蓋蓋上立即送至 K-D

減壓濃縮裝置進行濃縮將濃縮至 1 mL 之樣品濃縮液倒入 18 mL 之

棕色瓶中貼上此樣品之標籤標籤內容為試程數日期樣品名等

送至 4 冷藏並於 14 日內進行 GC 的定量

644 酸性氣體之採樣及分析

本實驗中煙道氣所含 SO2NOx 的量測是藉由煙道氣體採樣設備

做即時監測而另一酸性氣體 HCl 則採傳統分析法為之此方法是我

國環保署於民國八十四年一月十一日所公佈的標準方法--硫氰化汞比

色法其採樣設備如圖 6-2 所示

採樣完成後將吸收液移置樣品瓶以試劑水淋洗吸收瓶洗液

併入樣品瓶中並儘速送回實驗室經加入所需試劑後俟溫度降至

20 時在 5~30 分鐘內以波長調至 460 mm 的分光光度計測其吸收

度所測得的氯離子濃度經公式換算後得出氯化氫之濃度

140

第七章 結果與討論

71 焚化過程中產生之重金屬污染物

711 各重金屬在氣固相中的分佈

焚化過程中部份重金屬物質在燃燒環境中可能與氧反應形成高

沸點的金屬物種(如重金屬氧化物)而停留於底灰中或與其它物質反

應生成揮發性較高的金屬物種(如金屬氯化物)而隨煙道氣排出然

而這些高揮發性的金屬化合物在煙道中隨溫度降低而產生均相凝結

(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous condensation)而附

著於焚化飛灰中因此停留在煙道氣中的氣相重金屬濃度會逐漸降

低而附著於飛灰上的重金屬則相對地增加

圖 7-1 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含有機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示吸收液所收集到的鉛化合物濃度很小鉛化合物幾乎都附著於飛

灰上或凝核成微粒而被濾紙所捕集

圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

0

1

2

3

4

5

6

7386 836 868

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

141

圖 7-2 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含無機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示其分佈情形與圖 7-1 之情況類似

圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

圖 7-3~7-4 分別代表重金屬鉛在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形

的影響由此二圖中可發現在煙道氣中所收集到的鉛化合物幾乎

皆附著於微粒上而被濾紙所捕集

圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

0

5

10

15

20

25

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

2

4

6

8

10

12

711 802 936

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

142

圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

圖 7-5~7-6 分別代表重金屬鎘在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖中顯示進料中含有機氯時煙道氣中仍可以吸收液收

集到微量的鎘化合物但添加無機氯時所收集到的鎘化合物幾乎附

著在濾紙所捕集的微粒上

圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

25

703 807 925

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

05

1

15

2

25

7386 836 868

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

143

圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

圖 7-7~7-8 分別代表重金屬鎘在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情形

的影響圖中顯示當開啟二次室時無論進料中添加有機氯或是無機

氯煙道氣中的鎘化合物幾乎都與微粒一起被濾紙所捕集

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

05

101520253035

831 908 970溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

01234567

711 802 936溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

144

圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

而根據文獻中(Hiraoka 1980)(Brunner1986)(Morselli1993)指出

鉛鎘揮發性高因此大多數的鉛鎘及其化合物皆隨煙道氣排出

之後因凝結現象而形成微粒然而鉻是屬於非揮發性重金屬所以大

部份的鉻及其化合物皆留在砂床中而隨煙道氣排放出的比例也大為

降低

圖 7-9~7-10 分別代表重金屬鉻在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖 7-11~7-12 分別代表重金屬鉻在開二次室的情況下進

料中含有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中

分佈情形的影響由圖中可以發現鉻化合物在煙道氣中的總濃度較

鉛鎘化合物為低因而焚化產生的鉻化物停留在砂床的比例較鉛

鎘化合物高

0

0204

06

08

112

14

703 807 925溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

145

圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

7386 836 868

溫度()

濃度(mgNm3) 吸收液

濾紙總濃度

0

02

04

06

08

1

12

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

146

圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

0

01

02

03

04

05

06

711 802 936溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

001020304050607

703 807 925溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

147

712 各操作條件下重金屬濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-13 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鉛化合物生成之影響圖由圖中可知當進料中添加無機氯

(NaCl)時會增加鉛化合物的排放量文獻中 (Wey 1996)(林

1996)(Chen 1997)曾指出一般而言當進料中含有機氯時其重金屬

在焚化過程中生成金屬氯化物的潛勢較氧化物大而且由於金屬氯

化物的揮發性大因此會減少重金屬在砂床中的分佈比例而當進料

中含無機氯時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其和重金屬的親

和力大故在焚化過程中氯原子和重金屬結合形成金屬氯化物的可

能性不大因此重金屬轉而與氧形成沸點較高的金屬氧化物而停

留於砂床中所以添加無機氯時煙道氣中的大部份重金屬的濃度都

0

5

10

15

20

25

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

148

有降低的趨勢然而Chen(1998)指出以上的論點適用於鉻銅鎘

等重金屬但對重金屬鉛而言它卻具有與上述相反的特性換言之

鉛在無機氯存在的環境下反而較有機氯時更容易揮發進入煙道氣中

圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

05

101520253035

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

0

05

1

15

2

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

有機氯

無機氯

149

圖 7-14 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鎘化合物生成之影響圖圖 7-15 亦在無二次室的情況下進

料中分別含有機氯及無機氯時對鉻化合物生成之影響圖從圖 7-15

中可以發現無論是添加有機氯或是無機氯重金屬鉻的排放濃度受

溫度的影響不大此現象可由模擬研究中獲得證實Lee(1988)魏

(1996)Lin(1996)曾指出在焚化過程中鉻以 Cr2O3(s)及 CrO2Cl2(g)

為主要生成物種其中後者隨含氯量增加而增加若在低含氯量時

生成量與前者相較則顯得微不足道而 Cr2O3(s)在 600~1200 K 範圍內

是很穩定不會因溫度改變而轉化成其它化合物故在都市廢棄物焚

化過程中鉻主要以 Cr2O3(s)的型式存在

(B) 有二次燃燒室時

啟動二次室的主要目的乃在使不完全燃燒物達完全燃燒然而對

重金屬而言能夠隨煙道氣進入二次燃燒室的是經一次室所排放出的

重金屬蒸氣揮發性高的金屬化合物及少許被氣流所吹起其上附有少

量重金屬的底灰而這些重金屬及其化合物在二次室中經再次高溫燃

燒後可能轉化成另一型態的金屬化合物故對重金屬而言在二次

室中只是化合物轉化的一個過程

150

圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-16 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉛化合物生成之比較圖對鉛化合物而言進料中含無機

氯時大多以氧化鉛的型式存在而氧化鉛受溫度的影響不大所以

圖中的曲線幾乎沒有太大的變化而在有機氯存在的環境下根據

ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果顯示在含氯量小於 1

時添加有機氯的主要產物為 PbCl2(g)及 PbCl4(g)含氯量大於 1 時

則以 PbCl4(g)為主而本實驗的進料組成乃模擬台灣地區都市廢棄物

之化學分析組成其含氯量為 013 低於 1 所以產物以 PbCl2(g)

及 PbCl4(g)為主而 PbCl4(g)隨溫度上升會逐漸轉化成 PbCl2(g)和 Pb(g)

02

46

810

12

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

151

圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-17 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鎘化合物生成之比較圖鎘及其化合物在二次室中的轉化

情形根據熱力平衡模式之模擬結果顯示在有機氯的添加下其生

成之主要物種為具高揮發性的 CdCl2(g)添加無機氯時爐溫在 900

以下時大多以 CdO(s)的型式在 900 以上則逐漸轉化成 CdO(g)及

Cd(g)

0

1

2

3

4

5

6

7

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

152

圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

圖 7-18 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉻化合物生成之比較圖鉻及其化合物在二次室時的情況

就如同之前所述以 Cr2O3(s)的型式佔大多數且受溫度的影響不大

故圖 7-18 中兩條曲線的變化情形甚微

001020304050607

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

153

72 焚化過程中產生之粒狀污染物

焚化過程中部份較輕或較小的灰渣微粒可能被氣流帶走而隨煙

道氣排出而這些微粒大多是未完全燃燒的碳粒因此通常會在主

燃燒室(一次室)後加裝二次室用以再次處理這些未完全燃燒物

圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較

圖 7-19 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成的粒狀污染物之濃度比較由本

圖可以發現經二次室處理後粒狀污染物的濃度大幅降低而在二

次室處理前添加無機氯會使粒狀物的濃度提高其原因可能是無機

氯中的鈉在焚化過程中解離成鈉離子而與其它物種結合成微粒並

隨煙道氣所排出因此增加粒狀物的排放濃度

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

154

73 焚化過程中產生之酸性氣體

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-20 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

氯化氫生成之比較由圖中可以發現進料中含有機氯(PVC)時所

產生的氯化氫濃度略大於含無機氯(NaCl)時的情況其原因乃是 PVC

本身可以提供氫的來源因此在高溫下氯離子可以迅速與氫離子結合

形成氯化氫而對 NaCl 而言一則本身無法提供氫的來源欲形成

氯化氫只得靠廢棄物中的含水量提供其氫離子二則由於 NaCl 本身

的晶格能及鍵能較高故其解離較慢待其解離完成可以提供其氫

源的水分子已有部份蒸發而被煙道氣帶走所以形成的氯化氫濃度會

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

155

有較少的趨勢

(B) 有二次燃燒室時

圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-21 為開二次燃燒室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯

對氯化氫生成之比較在開啟二次室時氯化氫的濃度無明顯的變

化仍是有機氯時大於無機氯時的濃度因為氯化氫並不會隨溫度變

化而轉化成其它物質故其趨勢仍舊延續一次室時的情況

0

50

100

150

200

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

156

732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較

無二次燃燒室時

圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較

圖 7-22 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

二氧化硫生成之比較由圖中可知進料中含無機氯時SO2的濃度

有隨溫度升高而下降的趨勢而在有機氯時SO2的濃度則無明顯的

變化另外從另一角度來看此處所生成的 SO2其濃度皆高於法規的

80 ppm因此必須經過酸性氣體控制設備的處理且至少需具備 75

的去除效果

050

100150200250300350

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

157

733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較

圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較

圖 7-23 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成 NOx 之濃度比較由圖中可發現

開二次室時所產生的 NOx 明顯高於只開一次室時此原因應該是由

Thermo-NOx與 Fuel-NOx所共同造成雖然二次室點燃後爐體內的平

均溫度未比只開一次室時高出很多但燃燒機的火焰部份會產生局部

高溫而導致 Thermo-NOx的生成此外在本實驗中是以瓦斯作為二

次室燃燒機的燃料而瓦斯中含有大量的氮化物(見表 7-1)因此在

燃燒過程中會有 Fuel-NOx生成

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

) 有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

158

表 7-1 常見燃料之成分分析表成分重量百分比() 天然氣 2 號燃料油 4 號燃料油 6 號燃料油

碳 712 873 865 873氫 230 126 117 105氧 -- 004 027 064氮 48 0006 024 028硫 10 022 135 084灰分 0 lt001 002 004

氫碳 (克分子比例) 388 172 160 144總熱值 9880 (kcalNm3) 10680 (kcalkg) 10620 (kcalkg) 10300 (kcalkg)淨熱值 9030 (kcalNm3) 9500 (kcalkg) 9530 (kcalkg) 9300 (kcalkg)API 度 -- 33 232 126

比重 (156 ) 0044 0860 0915 0982Saybolt 黏度 (秒) -- 33~38 45~125 900~9000

閃火點 () -- 38 55 65Perrys Chemical Engineering Handbook 6th Edition

159

74 焚化過程中產生之有機污染物

741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

圖 7-24 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由圖中可知當進料中添加 PVC

而一次室爐溫在 738 時所產生的 PAHs 主要以 NaP (二環)及 AcPy

的型式存在但隨著爐溫的升高有機物則逐漸以三環的 FluPha

甚至 Ant 的型式出現其原因可能是因為氯的陰電性強易帶走直鏈

或支鏈有機物的氫離子使得這些有機物形成具有π鍵且不穩定的烯

類或炔類而在高溫的情況下這些有機物會重新鍵結形成較穩定的

0

5000

10000

15000

20000

25000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

738

836

868

160

環狀物然而當進料中添加有機氯( PVC )時由於 PVC 的燃燒過

程並非如其它物質可以迅速完成反應而必須歷經預熱及氣化的點

燃前階段(pre-ignition)而後才是進行真正的燃燒階段(burning)(張

1993)因此焚化過程中當有機物污染物產生時只有部份因 PVC

粒子受高溫而氣化的氯離子可以帶走有機物上的氫原子所以再經高

溫焚化後所能形成的環狀有機物以低環有機物佔大多數如圖 7-24

中 738 的情況但當焚化溫度升高時可以加速 PVC 的分解燃燒

過程同時也增加氯離子的氣化速率因此使大多數的氯離子能有更

多的機會帶走直鏈或支鏈有機物上氫離子因而形成更多的π鍵而

在焚化的高溫環境下這些π鍵更容易斷鍵而形成多環有機化合物

因此在圖 7-24 中可以看出836 及 868 時所產生的有機污染

物中以三環的 AcPyFlu 及 Ant 佔絕大多數

另外林(1998)曾指出PVC 在焚化過程中(約 600~700 )所生

成的十四種 PAHs 物種中以 NaP 及 AcPy 的濃度較高此與本實驗

結果相符合

圖 7-25 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 BTEX 物種生成的影響圖中顯示物種大多隨溫度升高而有

降低的趨勢其中 Benzene 的濃度較其它物種為高

161

圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

831

908

970

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 738

836

868

162

圖 7-26 是在只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由上圖可知進料中添加無機氯時

所生成的有機物種分佈較廣其中三環的有機物佔大多數這現象可

和前頁含 PVC 的情況做比較在含 PVC 的情形下由於 PVC 的燃

燒過程複雜導致氯離子無法有效帶走有機物上的氫離子而進料含

無機氯(NaCl)的情況而言在本實驗中NaCl 是以水溶液的型態加入

進料中因此當進料投入爐體後NaCl 可以因高溫而迅速斷鍵而

釋出氯離子所以氯離子可以有充份的機會帶走部份未被高溫所破壞

之直鏈或支鏈有機物上的氫原子而形成更多的π鍵之後在高溫的

焚化環境中容易產生三環四環甚至更多環數的有機污染物但總

體而言大部分有機物在高溫下還是會被破壞而形成 CO2及 H2O所

以隨著溫度的上升有機物的總量是有下降的趨勢至爐溫約 970

時這些三四環的有機物亦逐漸因高溫而斷鍵故所餘留者以 AcPy

佔多數

163

圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

圖 7-27 是只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中仍以 Benzene 的生成濃度較其它

物種高而各物種的生成濃度則有隨溫度上升而降低的趨勢

743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 831

908

970

164

圖 7-28 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 PVC 的進料在加入二次燃燒室

後其所產生的有機物以 Pha 佔多數且當二次室爐溫改變時所生

成的有機物量並無明顯的變化因為大部份的有機物已因二次室的燃

燒而去除殆盡

而在二次室溫度 711 時未被去除之有機污染物的分佈介於

二三環之間然而隨著溫度的上升其有機物卻逐漸轉化成三環

四環甚至五環的有機污染物因此在二次室的燃燒環境下溫度提

高卻有促進環狀物合成的趨勢

圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

400

800

1200

1600

2000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1703 T2711 T1712 T2802 T1717 T2936

165

圖 7-29 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響由圖中可以發現經二次室處理後煙

道氣中的 BTEX 仍以 Benzene 佔多數Toluene 居次其餘三物種之

濃度則偏低

166

744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-30 是在開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 NaCl 的進料在經二次室的處理

後所排放的有機污染物已大為降低而部份未被去除的有機物中

則以 Chr 佔大多數但隨著溫度的增加其濃度亦有下降的趨勢

圖 7-31 為開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中物種的生成趨勢與圖 7-29 頗為

類似

0500

100015002000250030003500400045005000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

167

圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯)

圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1738 T2未開

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0

500

1000

1500

2000

2500

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1713 T2703 T1704 T2807 T1696 T2925

168

圖 7-32 是在比較當進料中含有機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 由圖中可發現含 PVC 的進料經二次室處理後大多數的

PAHs 因高溫的焚化環境而被破壞少數則在斷鍵後又轉化成其它物

種唯 Pha 的濃度在開二次室後仍無明顯的變化因此二次室對進料

中含有機氯的物質焚化後所產生的 PAHs(除 Pha 以外)皆有極大的

去除效果

圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-33 是在比較當進料中含有機氯時BTEX 經二次室處理前

後之濃度比較圖中顯示經二次燃燒室處理後的煙道氣其 BTEX 的

排放濃度皆能有效降低

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1738 T2未開T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

169

746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯)

圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-34 是在比較當進料中含無機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 當進料中含 NaCl而只開一次室時PAHs 大多為三四環

的物質當二次室開啟後可以有效破壞大部份 PAHs 物種但同時

也有少部份物種在高溫環境下而合成產生四環的 B(a)A甚至四環

以上的物種其濃度亦有些微增加的趨勢

圖 7-35 是在比較當進料中含無機氯時BTEX 經二次室處理前

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000N

aP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

170

後之濃度比較圖中二次室對 BTEX 的去除與圖 7-33 頗為類似大

部份皆能因高溫而降低其排放濃度

圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

171

747 添加重金屬對有機污染物生成的影響

文獻中(Soltys 1986)(Dunstan 1989)(李1992)曾指出焚化過程

所產生的 PAHs 會因飛灰上碳成分性質之不同而影響其排放濃度

另外(Haynes 1981)(Ndubizu 1982)亦指出重金屬的添加能有效的

抑制燃燒過程中碳煙的生成因此從上述的論點可以歸納得知重

金屬的添加會影響焚化過程中有機污染物的生成

(Wey et al 1998)更進一步研究指出鉛的存在降低了 PAHs 前驅

物 C6H6C2H2CH4的活化能使其進一步的與二三環的 PAHs 加

成聚合生成四五環的結構因此在實驗中二三環的 NaPAcPy

PhA 被轉化成四五環的 FluAPyrBaAChrBaP而鎘主要是

將氣相中的 NaP 及 AcPy 捕捉在飛灰上但是對於多環的 PAHs 卻沒

有明顯的趨勢而在其實驗中也發現飛灰中鉻含量越高PhA

FluAPyr 明顯的增加甚至五六環的 InP 及 B(ghi)P 也被檢測出

來這現象可能是由於鉻催化形成多環結構的能力大於鉛鋅使三

四環的 PAHs 能進一步的與前驅物質反應形成五六環的結構

由以上文獻的研究結果與圖 7-28 及圖 7-30 對照後可發現圖 7-28

中 PhAFluAPyr 及 B(a)A 的濃度明顯較其它物質高而圖 7-30 中

B(a)AChrB(a)P 的濃度似乎也比其它物質高由此可以推斷圖 7-28

中受重金屬鉻的影響較大而圖 7-30 則受鉛的影響較大然而在本

172

實驗中鉛鉻的添加皆佔總量的 01 在添加量相同的情況下

不可能產生如此的差異故應從重金屬的焚化過程來探討在圖 7-13

及圖 7-15 中當進料中含有機氯時鉛化合物的排放濃度明顯偏低

而若含無機氯時排放濃度則大為提高至於在鉻化合物的排放濃度

方面進料含有機氯時略高於含無機氯時的情況因此在進料含有

機氯時由於鉻的催化能力遠大於鉛所以會有圖 7-28 的情況發生

而進料含無機氯時雖然鉻的催化能力較鉛大但鉛化合物的濃度卻

遠大於鉻因此在圖 7-30 中鉛產生的催化效應會大於鉻

173

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討

表 7-2 為本實驗之結果數據表由表中可以發現進料中含氯物種

的不同會影響重金屬污染物的排放濃度而重金屬的排放濃度誠如

上一節所討論會影響 PAHs 物種的生成因此含氯物種亦間接地

影響 PAHs 物種的生成此外含氯物種的不同也影響 HCl 及粒狀

物的排放濃度所以在本實驗中除 SO2及 NOx外其餘污染物的

生成皆受含氯物種不同的影響

在本實驗操作溫度範圍內(一次室738~970 二次室703~936

)的影響方面對重金屬化合物而言其排放濃度受一次室爐溫的

影響而二次室的溫度則會促使其生成物種間的轉化實驗結果可以

發現重金屬鉻在高溫下大部份形成 Cr2O3(s)因此溫度變化對其排

放濃度影響不大至於鎘化合物其排放濃度略有隨溫度上升而增加

的趨勢鉛化合物則在添加無機氯時排放濃度隨溫度上升而增加

當添加有機氯時溫度變化對其生成濃度影響不大而有機污染物及

粒狀物的排放濃度受溫度的影響很大當溫度愈高則其排放濃度愈

低尤其當啟動二次室時更能有效降低其濃度至於 HClSO2及

NOx則受溫度變化的影響較小

174

表 7-2 實驗結果數據表

試程含氯物種

一次室爐溫()

二次室爐溫()

Pb (mgNm3)

Cd (mgNm3)

Cr (mgNm3)

粒狀物(mgNm3)

SO2ppm

HClppm

NOxppm

NaP(mgNm3)

AcPy(mgNm3)

AcP(mgNm3)

Flu(mgNm3)

Pha(mgNm3)

Ant(mgNm3)

FluA(mgNm3)

Pyr(mgNm3)

B(a)A(mgNm3)

Chr(mgNm3)

B(b)FB(k)F(mgNm3)

B(a)P(mgNm3)

DbAB(ghi)P(mgNm3)

InP(mgNm3)

1 738 -- 49 077 132 202 173 135 155 ND ND 15285 ND ND 2590 ND 1226 ND 998 28 67 80 562 836 -- 371 205 155 105 151 174 66 ND ND 26172 ND ND ND ND 1453 1210 ND ND 50 ND 4073

PVC868 -- 162 063 154 453 197 197 116 ND 1158 ND 192 ND ND 240 1026 1786 ND ND 147 ND 547

4 831 -- 152 225 094 379 300 108 101 ND ND 304 1097 ND 536 194 287 197 ND 160 ND ND ND5 908 -- 20 201 112 530 150 147 72 ND ND 144 691 ND 435 150 344 140 89 39 26 153 ND6

NaCl970 -- 126 293 109 514 74 180 89 ND 846 97 94 81 12 25 22 187 92 18 50 25 ND

7 703 711 965 644 047 125 1 150 204 32 20 98 64 279 9 16 6 ND 6 11 28 9 ND8 712 802 11 635 051 101 0 189 218 53 29 50 58 461 38 148 47 16 8 ND 18 231 39

PVC717 936 096 062 042 472 3 178 101 7 16 295 36 546 21 184 106 153 13 6 5 11 3

10 713 703 093 043 051 380 0 110 188 ND 10 120 179 69 10 156 84 27 1627 7 3 255 511 704 807 109 042 054 374 0 145 204 ND ND 83 128 53 12 18 39 9 805 4 21 13 412

NaCl696 925 195 121 059 576 0 172 198 27 30 112 200 135 47 32 12 281 685 51 98 45 32

175

第八章 結論

本研究中蒐集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化

操作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與

控制效果及其影響因子等相關資料並配合文獻中有關焚化廢氣中污

染物特性之相關研究同時針對我國及各國的焚化爐排放法規標準

做一完整的研究與探討以俾獲得最佳焚化處理技術

此外為了解焚化過程中污染物種的生成特性及行為本研究以

臺灣地區都市廢棄物的平均組成為對象分別使用 ASPEN PLUS熱

力平衡模式來模擬各不同操作條件下污染物種的生成行為然而

軟體所模擬者乃是物種在熱力平衡時的狀況但卻因反應動力的限

制而未能真實模擬焚化過程中的部份燃燒及未完全燃燒的情形基

於此本研究乃以實驗及模擬結果相互比較以期更真實的模擬焚化

過程

實驗過程中幾個因素可能會造成實驗結果和實廠狀況有所差

異

1 在實廠中燃燒所需的熱量是由廢棄物本身的熱量所提供但

實驗過程中部份熱量卻是由電加熱管所致因此實廠中熱

量的傳播是靠對流及傳導但實驗中部份熱量卻是藉由熱幅射

來傳播所以實驗所得的數據會與實廠有所誤差

176

2 由於都市廢棄物組成的變異性大而實驗進料量少因此會有

誤差產生

3 焚化過程之複雜性及變異性極大所以實驗必須重覆多次方能

使數據具代表性及普遍性然而本研究因受限於經費和時間的

緊迫所以對不同操作條件無法做重覆多次的實驗

81 焚化過程中產生之重金屬污染物

由於台灣地區執行垃圾分類的成效不彰因此都市廢棄物中充斥

著各式各樣的重金屬物質也使得焚化後產生的重金屬污染物呈現多

樣性與複雜性在本研究中只針對環保署所公告「廢棄物焚化爐空

氣污染物排放標準」中所列管的重金屬鉛鎘汞及另一重金屬毒性

物質鉻作研究而在實驗部份基於安全上的考量故進料中不添加

汞所以汞化合物的生成僅做程式上的模擬與文獻的探討

811 鎘化合物

綜合 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果可知重金屬鎘在

進料含有機氯時經焚化過程後所生成的主要物種為 CdCl2(g)含無

機氯時則以 CdO(s)為主且生成物種會受溫度的影響但不受含硫

量的影響含有機氯的進料當溫度上升時Cd(g)的生成量有逐漸增

加的趨勢而添加無機氯時溫度上升則會導致 CdO(g)及 Cd(g)生成量

177

的增加CdO(s)卻逐漸減少

而文獻中指出金屬氯化物的揮化性高易隨煙道氣排出而金

屬氧化物的沸點較高易停留於砂床中因此添加有機氯時鎘化合

物的煙道氣排放濃度較添加無機氯時大另外從實驗中可發現無

論進料含有機氯或無機氯及是否開二次室從煙道氣中所採得的鎘化

合物大多數是附著於飛灰上以固相的型式出現而仍以氣相型態

存在者較為少量在開啟二次室的情況下總排放濃度最大約為 63

mgNm3

因此從以上的結果可以得知重金屬鎘經焚化後所產生的化合

物大部份的氧化物停留於砂床中部份隨煙道氣排放的高揮發性物

質則幾乎都因異相凝結或均相凝核而成為固相

812 鉛化合物

重金屬鉛的焚化模擬結果顯示當進料含有機氯時其生成物以

氯化物為主其中 PbCl4(g)佔大多數而隨著溫度上升則 PbCl2(g)及

Pb(g)的生成逐漸增加此外含氯量的增加會促使 PbCl4(g)的生成

而 PbCl2(g)則相對的減少直到鉛完全和氯反應才會停止 PbCl4(g)的

生成而當進料含 NaCl 時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其

和重金屬間的親和力大因此絕大多數的氯原子皆和鈉原子反應生

178

成氯化鈉而鉛只能和氧形成金屬氧化物

從實驗及文獻中亦可發現雖然添加有機氯時可促使鉛形成高

揮發性的氯化物但煙道氣中所採集到的鉛化合物濃度卻比添加無機

氯所生成的氧化物濃度低另外無論是否開啟二次室大多數氣相

中的鉛化合物也是藉由異相凝結或均相凝核而形成固相物質

813 鉻化合物

在重金屬鉻的焚化模擬過程中可以發現 ASPEN PLUS 的模擬結

果顯示鉻在高溫的焚化環境下大多形成 CrO2(s)及微量的 CrO2(g)

CrO2Cl2(g)和 CrO3(g)等而熱力平衡模式的模擬結果則顯示當進料含

有機氯時Cr2O3(s)為主要生成物種至於氯化物及氯氧化物的濃度皆

為少量當進料含無機氯時生成物種則以 Na2CrO4(s)為主而所添

加的氯原子大多與鈉及氫反應生成 NaCl(l)及 HCl(g)或更微量的 Cl2(g)

此外重金屬鉻焚化後所形成的化合物的相關文獻中皆認為在有機

氯存在的環境下 Cr2O3(s)為優勢物種因此可以推斷雖然 ASPEN

PLUS 在化工製程的應用上有極佳的評價但可能是因為其無機資料

庫的相關資料有限因而導致模擬結果有所誤差至於熱力平衡模

式由於本實驗室從事多年的焚化相關實驗及研究故建立了較完善

的焚化物種資料庫因而在此以熱力平衡模式的結果來加以探討

179

在實驗結果方面當進料添加有機氯時煙道氣中所含鉻化合物

濃度較添加無機氯時為高可能是因為 Na2CrO4(s)大多留在砂床中

因此降低鉻化合物在煙道中的濃度另外也發現無論進料中添加有

機或是無機氯煙道氣中鉻化合物的濃度隨溫度的變化不大由此可

知Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)在實驗操作溫度範圍內為穩定物種至於鉻

化合物的分佈比例由實驗結果中可以發現鉻化合物在煙道氣中的

總濃度較鉛鎘為低因為大多數的 Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)皆停留在砂

床中所以氣相的分佈比例也就相對的減少而文獻中(Morselli

1993)(Sarofim 1994)亦證實鉻化合物留滯於底灰的比例大約有

70~90

814 汞化合物

由 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果得知無論進料中添

加有機氯或是無機氯其生成的汞化合物中以 Hg(g)佔絕大多數

然而添加有機氯時所生成的氯化物雖量少但與添加無機氯所生成

的氯化物比較顯然大了許多因為添加無機氯氯與鈉的親和力遠

大於氯與汞因此氯化鈉成為此環境下的優勢物種而隨著溫度的

上升Hg(g)亦有些微增加的趨勢

從模擬結果中可以發現焚化所生成的汞化合物皆為氣相且其

180

為高揮發性不易因異相凝結或均相凝核而形成固相所以對煙道氣

中的汞化合物的控制較為困難

815 重金屬污染物的控制

綜合上述重金屬生成之特性可知除汞化合物外其餘三種重金

屬在焚化過程中隨煙道氣所排出之氣相化合物大多因溫度降低而

凝結成固相文獻中(Norton 1986)(Ontiveros 1989)(Wey 1998)曾指

出在煙道氣中揮發性較高的重金屬物質如AsCdCuNi

Pb 及 Zn 所形成的化合物在飛灰中的分佈是趨向於小粒徑的微粒

而沸點較高的鉻則平均分佈於飛灰中至於汞化合物由於其揮發

性較一般金屬高又不易凝結果於飛灰上所以大部份仍停留於氣相

中

因此欲降低焚化所排放的重金屬化合物的濃度除了積極地藉

由改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬的揮發外亦可在金

屬蒸氣尚未形成金屬微粒時由吸附劑與金屬微粒間之物理吸引捕捉

重屬蒸氣或消極地利用有效地捕捉煙道氣中的飛灰來達成降低重

金屬濃度的目的然而改善燃燒條件或藉由吸附冷凝作用來捕捉重

金屬所牽涉的層面甚廣也較為複雜因此一般而言對重金屬的

控制較著重於控制其微粒的排放

181

而對吸附重金屬微粒的控制通常採用傳統空氣污染防治設備的

方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚化廠乾式流程包

括乾式洗煙塔或半乾式洗煙塔與靜電集塵器或袋濾式集塵器之組

合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙塔與靜電集塵器

之組合從表 3-103-113-123-13 和 4-6 中數個國外的焚化廠及

表 4-5 國內 21 座焚化爐實際操作處理經驗觀之無論使用乾式或溼

式處理流程其對鉛及鎘的去除皆能符合表 2-9 中國內環保法規對新

設焚化爐的要求但對汞化合物的控制卻不然表 3-10 中的前六個

國外廠其重金屬化合物的控制端賴靜電集塵器因而汞化合物的排放

濃度遠超過法規標準的 03 mgNm3然而當粒狀物控制系統搭配吸

附劑噴灑系統使用其中在乾式處理流程中混入活性碳或 Na2S而

在溼式處理流程中則加入如 CuCl2的催化劑時汞化合物的排放濃度

大部份都能符合法規的要求

此外在乾式處理流程中袋濾式集塵器對汞化合物的去除效率

較靜電式集塵器佳因為加入的活性碳或 Na2S 能夠被截留在濾布

上增加其與廢氣的接觸時間亦提高與汞化合物的反應性

182

82 焚化過程中產生之酸性氣體

821 氯化氫

由實驗結果得知當進料中含有機氯時其生成的氯化氫濃度略

大於進料含無機氯者且根據 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示氯化

氫的濃度受溫度的影響甚小但依上節的討論結果若進料含有機氯

時重金屬易和氯離子反應生成金屬氯化物因此重金屬的含量會影

響氯化氫的生成濃度

822 二氧化硫

焚化過程中二氧化硫的生成乃因為廢棄物中含硫物質所致從實

驗中可以發現當進料中含有機氯時二氧化硫的濃度雖然隨溫度下

降而有降低的趨勢但從 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示二氧化硫

的濃度只受含硫量的影響而不受溫度過量空氣及含氯量等的影

響另外根據文獻(Verhulst 1996)(Chen 1997)(Chen 1998)中指出

在含硫系統中當焚化溫度約低於 700 時金屬硫酸鹽為主要物

種而當溫度高於 700 時含硫量的影響就逐漸減少因為此時

重金屬主要以氧化物的型式存在而在一般廢棄物的焚化過程中溫

度通常維持在 700 以上所以硫和金屬反應的可能性不大大部

份會與氧反應而生成二氧化硫因此重金屬的含量對二氧化硫生成的

183

影響不大

823 氮氧化物

焚化過程中所產生的氮氧化物一般可分為兩大類一是因所打入

空氣中的氮在高溫下與氧反應而產生的 Thermo-NOx通常在爐溫達

1000 以上才會大量產生另一為燃料中的氮因氧化所生成的

Fuel-NOx從本實驗結果得知當只開啟一次室時氮氧化物隨溫度

的變動不大其排放濃度約為 100 ppm但在開啟二次室時因局部

的高溫而導致 Thermo-NOx的產生同時因使用瓦斯作為輔助燃料

故 Fuel-NOx亦因此而產生

824 酸性氣體的控制

酸性氣體的控制通常使用鹼性吸附劑與其產生中和反應以達

到去除的目的在設備方面如第二章所述可分為乾式半乾式及溼

式洗滌塔等若單獨使用時溼式洗滌塔對二氧化硫的去除效率約可

達 90 以上而乾式及半乾式洗滌塔若搭配袋濾式集塵器使用亦

能達到 90 的去除效率另外從實驗結果及國內二十一座興建中

及運轉中焚化爐的相關資料中得知都市廢棄物焚化後未經控制前

所排放的二氧化硫濃度約介於 300~500 ppm 之間若其去除效率達

90 以上則其排放濃度可以符合國內法規標準的 80 ppm 以內

184

對氯化氫氣體的控制方面由於氯化氫易溶於水因此溼式洗滌

塔對其去除效果達 98 以上而乾式及半乾式洗滌塔若與袋濾式集

塵器搭配使用亦有 90 以上的去除效率同時由於袋濾式集塵

器的操作溫度約在 140~230 左右因此通常在煙道氣進入控制

器前會予以降溫處理若以煙氣洗滌塔(只噴水不含鹼性吸附劑)

作降溫處理則不僅能除去部份煙道氣中的粒狀物質亦能溶解其中

的氯化氫氣體同時也能降低後續之鹼性吸附劑的使用量

在氮氧化物方面從實驗中得知在開啟二次室的情況下氮氧化

物的排放濃度大約為 100 ppm若依實廠中二次室添加燃油的情形而

言由於燃油所含的氮成份為瓦斯的二十分之一以下(參見表 7-1)

因此所能生成的 Fuel-NOx 也極為有限而過去根據實廠的經驗氮

氧化物的排放濃度大多遠低於法規標準因此少有針對氮氧化物的控

制措施

而近年來由於民眾對生活環境品質的要求日益提升且法規標準

也日漸嚴苛所以部份新設的焚化廠在其廢氣控制系統中增加氮氧

化物的控制措施從表 4-5 中可知這些廠皆藉由選擇性無觸媒還原

法(SNCR)來控制氮氧化物的排放

185

83 焚化過程中產生之有機污染物

從實驗結果中可發現當只開一次室時隨爐溫的上升PAHs 量

有逐漸減少的趨勢而進料中含有機氯(PVC)時因 PVC 燃燒過程緩

慢所以雖然 PAHs 總量隨爐溫的上升而下降但所餘留者部份則轉

化成三環的 AcPyFlu 及 Ant

當啟動二次室時爐溫的上升對 PAHs 的去除效率影響較小

可能是因為大部份的 PAHs 在高溫下被破壞因而 PAHs 的總量無明

顯的變化而剩餘微量的 PAHs 其物種分佈主要受重金屬添加物的影

響在進料中含有機氯時因為鉛化合物的排放濃度偏低而鉻的催

化能力又遠大於鉛所以在此情況下PAHs 物種的生成受鉛化合物

的影響大多生成 PhAFluAPyr 及 B(a)A而當添加無機氯時

鉛化合物的排放濃度則大幅提高因而使 PAHs 物種受其影響而大多

轉化成 B(a)AChr 及 B(a)P

總體而言開啟二次室可以有效降低 PAHs 的排放濃度

186

84 污染防治設備組合之綜合評估

綜合以上各污染物在控制上的討論可知重金屬鉛鎘的控制藉

由一般的粒狀物控制設備(例如靜電式集塵器袋濾式集塵器)即

可獲致極佳的效果而汞的去除則必須搭配吸附劑噴灑系統(如活

性碳Na2S)或催化劑(如CuCl2)的使用方能達到有效的去除效果

而在酸性氣體的控制方面溼式乾式及半乾式洗滌塔對 HCl 及

SOx 的去除皆有卓越的效果但在使用(半)乾式處理流程時若能先

經滌氣塔去除部份的 HCl則可以減少後續鹼性吸附劑的使用量至

於 NOx的去除現今較為常用者為選擇性觸媒還原法(SCR)及選擇性

無觸媒還原法(SNCR)前者的去除率約 60~80 後者約 30~60

至於有機污染物的控制從實驗中可以發現當廢氣經過二次燃

燒室處理後有機污染物的濃度可大幅降低另外亦可藉由爐體的

操作使廢棄物能充份的燃燒減少不完全燃燒物的生成此外煙

道氣中加入活性碳不僅可以除去汞蒸氣亦可吸附微量的有機污染

物

然而控制設備的選擇不單是要求去除效率佳而必須同時考量其

設置成本及操作成本並在三者之間尋求一最佳之平衡但影響成本

估算的因素甚多除了廢氣處理量之外其它諸如匯率物價波動

等使得所需成本無法精確估算僅能就過去設廠的經驗作約略的估

187

算

就粒狀物控制設備而言最常被使用的是靜電式集塵器與袋濾式

集塵器二者的建造費用相近唯後者的操作費用較前者為高然而

近年來有學者指出靜電集塵器的操作溫度與 PCDDsPCDFs 從飛灰上

脫附的溫度相近易導致其脫附後有再合成現象(De Novo synthesis)

的產生因此靜電集塵器已逐漸不被新設的大型焚化廠所採用

而在酸性氣體洗滌塔部份如表 2-9 所示乾式半乾式及溼式

洗滌塔的建造費用比分別為 91015而操作維護費則是 81015由

此可知溼式洗滌塔的整體費用要比乾式及半乾式多另外NOx的去

除法中SCR 所需的設備成本大約是 SNCR 的 3~7 倍左右而操作

費用則相近

至於設備組合方面大約可分為乾式及溼式處理流程在乾式處

理流程中為了使鹼性吸附劑增加與廢氣的反應因此大多利用袋濾

式集塵器與(半)乾式洗滌塔搭配使用而溼式處理流程中因袋濾式

集塵器的耐溼性差故一般皆以靜電式集塵器和溼式洗滌塔為組合

但如前所述靜電式集塵器已逐漸被捨棄不用因此溼式處理流程

在新設焚化廠中已不復見在乾式處理流程中雖然乾式洗滌塔的建

造費用與操作維護費用比半乾式略低但其鹼性吸附劑的添加量卻比

半乾式多半乾式洗滌塔則往往因藥劑調配不當而造成噴嘴堵塞的

188

現象所以二者無論在成本或使用上各有其所長

85 總論

由本研究中可以了解焚化過程中所產生的污染物有各種重金

屬化合物粒狀污染物HClSO2NOx 及各種有機污染物等而

理想的控制設備組合是廢氣經能源回收後進入乾式或半乾式洗滌塔

中並噴入鹼性吸附劑及活性碳或 Na2S 以吸附酸性氣體微量的有

機化合物及汞蒸氣而後以袋濾式集塵器去除粒狀物及其上所附著的

重金屬化合物若需要進一步改善 NOx 的排放濃度可以考慮加裝

SCR 或 SNCR 的處理設備如此所排放的煙道氣中污染物濃度大致

可符合國內現有法規的標準且達低污染的焚化處理目標

189

86 對空污防治之重要成效

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐漸增加如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋埸之容量快速飽

和而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋埸的設立更

顯不易因此具有減量化資源化安定化及無害化的焚化處理已成

為地狹人稠的台灣地區廢棄物之主要處理方式

然而焚化處理雖具有多項優點但焚化過程中卻也產生有害空

氣污染物質所以污染物的控制成為焚化處理中極為重要的課題

研究中搜集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化操

作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與控

制效果及其影響因子等相關資料可供國內研究及焚化爐操作之參

考並模擬國內都市廢棄物之組成以實際實驗及電腦模擬徹底了解

焚化後污染物質的生成趨勢且在法規要求及成本的考量之下獲得

一本土化的焚化廢氣最佳化的控制技術以作為國內往後在焚化廠設

計及實際操作上參考之用

190

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王鯤生江康鈺儲雯娣林仕敏葉宗智焚化溫度與垃圾 PVC含量對焚化灰渣重金屬分佈之研究第十二屆空氣污染控制技術研討會論文集371-377(1996)

司洪濤鄭乙任李遠志垃圾焚化廠廢氣處理系統規劃設計與運轉之探討工業污染防治第十七卷第三期pp 46-65 (1998)

司洪濤鄭乙任袁中新乾式煙道噴注法處理燃燒廢氣中酸性氣體之研究第十三屆空氣污染控制技術研討會論文專輯 pp 461-466(1996)

朱信煙道氣中濕式除硫除氮整合系統之研究 (II)系統最適化計畫編號NSC 83-0410-E-006-075(1994)

江康鈺廢棄物含氯成分對焚化過程金屬物種形成及分佈特性影響之研究博士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1997)

余利智焚化過程中吸附劑對高溫廢氣中有機物及重金屬吸附之研究碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1997)

201

吳水欽吸收技術在空氣污染防治上的應用化工技術 Vol3No8(1995)

吳彥杰垃圾焚化操作條件對排放廢氣濃度之影響碩士論文私立淡江大學水資源及環境工程研究所台北(1996)

李慧梅葉松源陳景清都市垃圾焚化爐飛灰中多環芳香族碳氫化合物吸附之研究第九屆空氣污染控制技術研討會論文集(1992)

林芳玲江康鈺王鯤生模擬都市垃圾焚化過程無機氯對重金屬分佈特性及物種形成之研究第十三屆空氣污染控制技術研討會論文集771-778(1996)

林傑張正平賴永峰含氯有機化合物焚化過程中衍生之不完全燃燒產物第十三屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 334-340(1998)

邱一晉廢印刷電路板焚化系統模擬碩士論文私立東海大學化學工程研究所台中(1997)

施信民添加飛灰對噴霧乾燥脫硫程序操作之影響 (I)計畫編號NSC 82-0410-E-002-333(1993)

凌永健侯建州台灣地區焚化廠飛灰中似戴奧辛化合物之含量及特性調查研究第十一屆廢棄物處理技術研討會論文集pp135~139(1995)

孫世勤都市垃圾焚化廠廢氣中重金屬物質之控制方式中興工程第四十一期 pp49-64(1993)

徐恆文朱信煙道氣除硫技術在台灣的發展工業污染防治第四卷第一期pp 67-79(1991)

袁中新以半乾式噴霧乾燥原理同時去除燃燒廢氣中二氧化硫 氮 氧 化 物 及 氯 化 氫 之 研 究 (III) 計 畫 編 號 NSC 82-0421-E-110-057-Z(1993)

202

袁中新噴霧乾燥塔串聯袋式集塵器同時去除燃燒廢氣中二氧 化 硫 及 氮 氧 化 物 之 研 究 (I) 計 畫 編 號 NSC 83-0421-E-110-006Z(1994)

袁中新廖國進蔡聖叢強氧化劑添加物對於改善噴霧乾燥塔去除酸性氣體效率之影響第十屆空氣污染控制技術研討會論文專輯pp 27-32(1993)

郝吉明馬廣大空氣污染控制工程科技圖書股份有限公司台北(1993)

張一岑有害廢棄物焚化技術聯經出事業公司台北(1991)

張乃斌垃圾焚化廠系統工程規劃與設計新雅出版社高雄市(1997)

張宗良高分子聚合物的焚化動力研究碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1993)

清除處理技術員訓練班事業廢棄物貯存清除技術07環保署環境保護人員訓練所(1998)

許整備黃宏維張旭彰吳志祥木柵垃圾焚化爐空氣污染防治措施環境工程會刊第五卷第四期pp 49-58(1994)

陳志成焚化過程中重金屬之控制研究博士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1998)

陸杰人環工科學概論新學識文教出版中心台北 (1988)

章裕民焚化處理技術文京圖書有限公司台北(1993)

黃志峰活性碳碳黑袋式集塵技術與應用實例介紹工業污染防治第十五卷第二期pp 88-100(1996)

203

黃彩斐張木彬賴宏德台灣垃圾焚化灰份中戴奧辛含量之初步研究第十三屆廢棄物處理技術研討會論文集pp403~410(1998)

黃彩斐焚化過程中溫度與氣流組成對戴奧辛生成之影響初探碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1998)

楊萬發陳清南潘家豪潘燕昇燃燒可燃性物質鉛鉻銅重金屬行為特性之研究第十一屆廢棄物處理技術研討會論文集117-126(1996)

廖錦聰張蕙蘭徐文慶黃契儒垃圾焚化底灰的資源化利用一般廢棄物焚化灰渣資源化技術與實務研討會論文集 131-146 (1996)

趙嘉雍焚化過程中重金屬對 PAH 生成的影響碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1996)

劉邦宏都市鄉鎮垃圾與一般事業廢棄物焚化處理之規劃設計小型一般廢棄物焚化爐規劃設計及操作管理研討會論文集125-134(1995)

蔣 本 基 塑 膠 焚 化 過 程 中 PAHs 的 生 成 與 控 制 NSC 80-0421-E-002-13-Z(1991)

蔡文田張慶源活性碳及其在空氣污染防製之應用環境工程會刊第三卷第二期 pp65~84(1993)

鄭福田事業廢氣處理技術研究（Ⅰ）以沸石吸附處理揮發 性 有 機 物 之 研 究 NSC84-2211-E-002-009 pp Ⅲ-341~344(1995)

鄭福田張章堂林宏端沸石吸附揮發性有機物之研究第十屆空氣污染控制技術研討會論文集 pp45-51(1993)

錢建嵩等流體化床技術高立圖書有限公司 (1992)

204

環保署中華民國臺灣地區環境保護統計年報pp 152-153行政院環境保護署(1997)

環保署全球資訊網

謝長良黃志峰袋式集塵技術與小型焚化爐氣處理應用實例介紹工業污染防治第十七卷第一期pp 19-30(1998)

鍾昀泰一般廢棄物焚化灰分中戴奧辛含量及相關物化因子之初步研究碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1997)

鍾昀泰張木彬黃彩斐台灣地區一般廢棄物焚化灰份中戴奧辛含量調查研究第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp1-8(1997)

魏玉麟流動床爐處理工業有機污泥之 PAHs 排放探討第十 一 屆 空 氣 污 染 控 制 技 術 研 討 會 論 文 專 輯 NSC 82-0410-E-029-004(1994)

魏銘彥方天志趙嘉雍焚化過程中有機氯及無機氯對氯化氫一氧化碳及有機物生成的影響中國環境工程學刊6(4)pp 341-347(1996)

魏銘彥陳志成事業廢棄物的焚化處理化工技術Vol 39 No 6 pp 185-193(1996)

魏銘彥趙嘉雍余利智焚化過程中重金屬對 PAHs 生成的影響第十二屆空氣污染控制技術研討會論文集pp 547-553(1995)

魏銘琪蘇政隆陳志成魏銘彥焚化操作條件對重金屬鉛化合物生成及其在灰渣中穩定度的探討第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 9-15(1997)

顧順榮鍾盷泰張木彬台灣地區都市垃圾焚化灰分中重金屬濃度及 TCLP 榮出之評估第十屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 271-279 (1995)

205

206

附錄一

八十八年度空污費科技研發計畫(期中報告)審查意見表

評審意見 答覆1期中報告完成了電腦程式模擬實驗設備及實驗條件的規劃充分達成進度

1謝謝委員指教

2相關文獻的蒐集完整敘述頗有條理

2謝謝委員指教

3研究方法使用電腦模擬及模型實廠實驗驗證並將評估最佳化操作條件及有害空氣污染物的最佳控制條件符合原先規劃的內容

3謝謝委員指教

4 期中報告第四章評估廢氣控制設備之組合建議尚需一併考量其他廢氣成分(如戴奧辛)的控制方具有完整性及實質效益

4會遵照委員指示在期末報告第四章中加入戴奧辛控制資料

5 報告書撰寫文字流暢條理分明 5謝謝委員指教6 本報告文獻回顧內容翔實完整值 得肯定

6謝謝委員指教

7 模式模擬之基本假設條件為何此模式支出處為何均請於期中報告中加以說明

7會於期末報告中加以說明

8 實驗工作應即刻準備進行並於報告中說明重要操作條件

8會於期末報告中加以說明

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

207

附錄二

八十八年度空污費科技研發計畫(期末報告)審查意見表

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

評審意見

1未試垃圾焚化產生

有害空氣污染物之

有效控制方案實

驗室之模擬處理結

果至實用尚有一段

距離

2建議將模式模擬結

果與實廠採樣結果

加以比較以確認

模式之正確性

答覆

1本研究主要規劃收集國內外各種空氣污染

控制技術相關文獻實驗部份只針對污染物

排放濃度來探討若欲進一步探討有害空氣

污染物之有效控制方案則需針對實廠控制

設備來作理論及實驗上資料之收集與研

究以求實驗上之有效控制方案而文獻上

針對有效控制方案資料收集的結論已於期

末報告中第 83 頁中說明

2本實驗主要的目的是收集國內外各種空氣

污染控制技術之相關資料並藉由實驗室規

模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣有關實

廠採分析並不在本研究範圍之內且國內有

關實廠採樣結果的數據並不多(包含有機

物重金屬及酸性氣體等)而於有限的焚

化廢氣排放資料中並無法提供詳細的操作

條件(包括焚化爐熱損失確實進料組成

確實操作溫度及溫度分佈等)故無法與本

研究的模擬結果進行比較請諒察

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VII

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)76表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料 78表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 79表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 80表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續) 81表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料 82表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成 85表 5-2 參數之變動範圍 85表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質 88表 5-4 HCOALGEN Option Codes 90表 5-5 程式中參數代表之定義 93表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件 114表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果 115表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果 116表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果 117表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果 118表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析 132表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析 132表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表 133表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表 133表 6-5 各試程之操作條件表 135表 7-1 常見燃料之成分分析表 158表 7-2 實驗結果數據表 174

VIII

圖目錄

圖 1-1 研究流程圖 9圖 2-1 焚化流程 11圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990） 37圖 5-1 模擬流程圖 87圖 5-2 廢棄物的物性模式 91圖 5-3 熱損失之副加程式 93圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響 95圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響 96圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響 97圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響 97圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響 98圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響 98圖 5-10 熱損失對爐溫的影響 100圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響 100圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響 101圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響 101圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響 102圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響 102圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 ) 103圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響 105圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響 105圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響 106圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響 106圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響 107圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響 109圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響 109圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響 110圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響 110圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響 111圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備 122圖 6-2 氯化氫採樣設備 123圖 6-3 煙道氣採樣設備 124圖 6-4 氣相重金屬採樣設備 125圖 6-5 有機污染物採樣設備 126圖 6-6 重金屬分析流程圖 137圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)140圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)141圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 141圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 142圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143

IX

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 143圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況 144圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 145圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況 146圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 147圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 148圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 148圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較 150圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較 151圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較 152圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較 153圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 154圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較 155圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較 156圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較 157圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 159圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯) 161圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 161圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯) 163圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 163圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯) 164圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 166圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯) 167圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 167圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯) 168圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 169圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯) 170

1

第一章 前言

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐年增加雖然隨著環保意識的抬頭垃圾減量與資源回收工作

也正如火如荼地推動中但每人每天仍平均製造出約 12 公斤(1995

年)的垃圾如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋場之容量快速飽和

而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋場的設立更顯不

易相對的應用焚化方式處理垃圾除了可以達到減量化資源化安

定化無害化等廢棄物清理之目標外其技術之開發已臻相當可靠之

地步且作業安全熱能又可回收利因此目前已成為地狹人稠的台

灣地區廢棄物之主要處理方式

自民國 73 年起政府開始推動大型垃圾焚化廠之興建計劃至民

國 82 年止共規劃了 21 座焚化廠並預計在民國 90 年前完工以解決

國內日益嚴重的垃圾問題目前這 21 座焚化廠的執行現況如表 1-1

所示此乃第一階段垃圾焚化廠興建計劃

前項計劃自推動以來因地方政府未能協調溝通民意排除民眾

抗爭以順利取得建廠用地致使建廠工作受阻影響年度預算執行

至鉅為加速推動垃圾焚化廠興建工程計畫故參考先進國家之經

驗以公有民營為過渡方式民有民營為終極目標利用民間力量參

與興建以減少政府財務及人力負擔表 1-2 及 1-3 即為民國 85 年核

定「鼓勵公民營機構興建營運垃圾焚化廠推動方案」以 BOO 或 BOT

的模式預定在台灣各縣市再興建 18 座垃圾焚化廠並分為兩梯次

第一梯次 8 個廠第二梯次 10 個廠此為第二階段垃圾焚化廠興建

計劃

2

另外部分離島地區水源特定區及特殊偏遠地區等區域因其

特殊地理位置無法參與上述資源回收焚化廠興建計劃或是區域性聯

合衛生埋場計畫而一般事業單位或醫療廢棄物也常利用小型焚化爐

來處理垃圾表 1-4 為國內運轉中的小型焚化爐處理廢棄物種類爐

型及廢氣處理系統之相關資料

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店樹林廠及台中市等六個廠其操作營運狀

況如表 1-5 所示由表中可知這五個廠處理垃圾之平均低位發熱量

皆高於當初設計的發熱量此乃因為近幾年來塑膠製品充斥市面以

致民眾消費習慣改變而其廢棄物中塑膠含量也隨之增加進而大幅

提高垃圾熱值增加爐體所能負荷的熱量如此也相對的降低了焚化

廠的處理量故政府不但一方面宣導民眾減量使用塑膠製品一方面

則加速推動垃圾分類制度以期有效回收垃圾中之有用資源並提昇

焚化廠的利用率

11 研究動機焚化處理雖為目前處理廢棄物的良好方法之一不但減容效果

好並使有機物因燃燒而轉換成無害的二氧化碳水蒸氣及無機物

病原性生物也在高溫下死滅殆盡且處理過程產生的熱量亦可利用熱

交換將熱量回收發電使用等優點但如果焚化系統設計或操作不當

不僅不能達到處理的目的反而會造成高濃度有害污染物的排放造

成環境的污染及危害人體健康焚化過程中可能產生的污染物主要包

括有重金屬酸性氣體及有機污染物大部分的重金屬及其鹽類在焚

化爐中會與氧或氯結合而形成氧化物與氯化物而廢棄物中所含之

氯硫氮化物在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫

3

酸及硝酸等酸性氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排

氣控制設備有關有機污染物主要包括苯甲苯四氯化碳氯仿等

揮發性有機物與酚鄰苯二甲酸的衍生物等半揮發性有機物而戴

奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大眾的爭議

12 研究目的焚化過程中爐體的設計操作條件與空氣污染防制設備的設計操

作對空氣污染物之控制效果有重大的影響但是國內目前對於這方面

之研究尚未完備故本研究將針對國內各焚化廠實地收集其垃圾組

成與焚化生成污染物特性與控制現況並收集國內外各種空氣污染控

制技術相關資料藉由實驗室規模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣了

解污染物排放及生成特性並配合法規限制及成本要求等評估各

種空氣污染控制技術之可行性與適用性提出本土化之焚化廢氣合適

之空氣污染物控制技術以提供國內各焚化廠操作建議或設計參考

13 預期目標1了解垃圾焚化產生有害空氣污染物國內外相關最新資訊及處理技

術

2了解垃圾焚化產生有害空氣污染物的成份及經濟可行性的控制方

法

3獲得本土化的垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

4

表 1-1 第一階段 21 座垃圾資源回收廠興建工程執行現況

主辦機關

廠 別 規模TTD

顧問機關

承攬廠商

合作廠商

現 況完工日期

備 註

臺北市內湖 900 已完工運轉中 810124 公有公營

臺北市木柵 1500日本田熊(TAKUMA)

已完工運轉中 830721 公有公營臺北市環保局

臺北市北投 1800

中興顧問日本丸紅(HITACHI)

已完工運轉中 8706 公有公營

高雄市中區 900 中華顧問 東帝士 德國 DBA 已完工運轉中 8710 公有公營高雄市環保局 高雄市南區 1800 中興顧問

中鼎工程公司

德國Martin

施工中 8902 公有公營

臺中市 900日本鋼管

(NKK)已完工運轉中 840508

公有民營(達和公司)

嘉義市 300中興顧問

已完工運轉中 876公有民營(達和公司)

臺灣省環保處

臺南市 900 中華顧問中興電工 丹麥

Volund 已完工運轉中 8712 公有民營

臺北縣新店市 900 已完工運轉中 830528公有民營(中鼎公司)

臺北縣樹林鎮 1350慧能顧問

日本三菱(MHI) 已完工運轉中 840601

公有民營(達和公司)

臺北縣八里鄉 1350 施工中 8810 公有民營新竹市 900 慧能顧問 中興電工 丹麥

Volund 施工中 8804 公有民營

高雄縣仁武鄉 1350日本三菱中鼎工程

施工中 890326 公有民營

彰化縣溪州鄉 900中興顧問 日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 8909 公有民營

屏東縣崁頂鄉 900 中鼎工程日本穿崎重工(KHI)

遠東機械(技術合作)

施工中 890326 公有民營

臺中縣后里鄉 900 中興顧問日本日立

造船台糖公司(技術合作)

施工中 890326 公有民營

基隆市 600 中鼎工程 大潁 Steimuller 施工中 900618 公有民營宜蘭縣利澤 600 中興顧問 大潁 Steimuller 施工中 900318 公有民營

臺南市永康市 900 中鼎工程 施工中 9108 公有民營嘉義鹿草鄉 900 施工中 9012 公有民營

環保署

高雄縣岡山鎮 1350 中興顧問 中鋼 TAKUMA 施工中 9004 公有民營合 計 21900

資料來源環保署全球資訊網

5

表 1-2 第一梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(已核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址 服務範圍噸 數(噸日)

桃園縣 BOO中壢市平鎮市大溪鄉楊梅鎮觀音鄉新屋鄉蘆竹鄉大園鄉龍潭鄉

1200

新竹縣 BOO 竹北市芎林鄉湖口鄉新埔鎮新豐鄉 300

苗栗縣 BOT 竹南鎮

苗栗市苑裡鄉頭份鎮後龍鎮通霄鎮卓蘭鎮公館鄉大湖鄉銅鑼鄉南庄鄉頭屋鄉三義鄉西湖鄉三灣鄉造橋鄉獅潭鄉泰安鄉竹南鎮

500

台中縣 BOT 烏日鄉 大里市太平鄉烏日鄉霧峰鄉 600

南投縣 BOO南投市名間鄉仁愛鄉國性鄉魚池鄉集集鎮竹山鎮埔里鎮草屯鎮鹿谷鄉中寮鄉水里鄉信義鄉

500

彰化縣 BOO彰化市和美鎮伸港鄉線西鄉鹿港鎮大城鄉花壇鄉秀水鄉福興鄉埔鹽鄉芳苑鄉大村鄉芬園鄉

800

雲林縣 BOO斗六市斗南鎮虎尾鎮土庫鎮西螺鎮莿桐鄉林內鄉大 鄉古坑鄉

300

台東縣 BOO台東市成功鎮關山鎮路野鄉池上鄉東河鎮金峰鄉達仁鄉太麻里鄉

300

總 計 4500資料來源環保署全球資訊網

6

表 1-3 第二梯次民有民營垃圾焚化廠興建計畫(尚未核定)

縣 市辦 理方 式

廠 址服 務範 圍

噸 數(噸日)

台北縣 BOT 汐止鎮 汐止鎮萬里鄉 300桃園縣 BOO 中壢市楊梅鎮等 700台中市 BOO 台中市(東區北區北屯區) 600台中縣 BOT 大安鄉 大甲鎮大安鄉清水鎮 300台中縣 BOO 沙鹿鎮梧棲鎮龍井鄉大肚鄉 400

彰化縣 BOO員林鎮社頭鄉永靖鄉埔心鄉大村鄉芬園鄉

300

雲林縣 BOO台西鄉東勢鄉四湖鄉口湖鄉水林鄉褒忠鄉崙背鄉元長鄉北港鎮麥寮鄉

300

台南縣 BOT 七股鄉

新營市鹽水鎮柳營鄉六甲鄉後壁鄉白河鎮東山鄉佳里鎮西港鄉七股鄉北門鄉學甲鎮麻豆鎮下營鄉官田鄉大內鄉將軍鄉

600

花蓮縣 BOT 花蓮市土安鄉新城鄉壽豐鄉秀林鄉 300

澎湖縣尚未決定

尚未決定 200

總 計 4000資料來源環保署全球資訊網

14 研究方法本研究之執行可分為以下三個部分

第一部份蒐集國內外垃圾焚化產生有害空氣污染特性及處理方法

可再細分成四個部份

(1)蒐集國內外垃圾焚化廠設備規模及處理概況

(2)蒐集國內外垃圾焚化廠空氣污染物生成特性及控制設備效果

(3)蒐集文獻中廢棄物焚化廢氣中污染物特性相關研究

(4)蒐集空氣污染防治設備操作特性與控制效果及其影響因子相關資

料

第二部份以實驗模擬垃圾焚化產生的有害空氣污染物並實際分析

各種空氣污染物之濃度及特性

第三部份以 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式模擬都市廢棄物在不同

7

的焚化操作條件下所可能產生的污染物種

綜合第一部份所收集之相關資料與實驗及模擬分析結果考慮投入總

成本法規的要求降低焚化產生有害空氣污染物的排放程度提出

本土化焚化廢氣最佳化的控制技術圖 1-1 為本研究流程圖

8

表 1-4 目前國內運轉中的小型焚化爐

所在地 爐型 開始運轉時間 廢棄物種類 廢氣處理系統太魯閣關原焚

化爐固定床 民國 85 年 一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器

東北角風景區焚化爐

機械式爐床 民國 83 年 一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器彰化縣和美

鎮伸港鄉線西鄉合建垃圾

焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式吸收塔+靜電集塵器

桃園平鎮垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 82 年 一般都市垃圾半乾式除酸+袋

式集塵器中正機場三號

焚化爐混燒式機械爐

床民國 82 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(濕式)

泰安休息站垃圾焚化爐

混燒式機械爐床

民國 80 年 一般垃圾 濕式水洗

高雄國際機場焚化爐

混燒式機械爐床

民國 79 年 機場一般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中正機場二號

焚化爐批次式固定爐

床民國 71 年 機場一般垃圾

濕式洗煙塔+靜電集塵器(乾式)

陸軍兵工整備中心焚化爐

批次式固定爐床

民國 83 年 一般垃圾 濕式水洗

ICI 觀音廠焚化廠

旋轉窯焚化爐 民國 80 年事業廢棄物乾燥生物污泥

濕式水洗

台中榮民總醫院焚化爐

控氣式焚化爐 民國 82 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式水洗

台北榮民總醫院焚化爐

批次脈動爐床 民國 81 年醫療廢棄物一

般垃圾濕式洗煙塔+靜

電集塵器中美和林園廠

焚化爐環式流體化床

焚化爐事業廢棄物生

物污泥濕式水洗

陽明山國家公園焚化爐

機械脈動爐 民國 81 年 一般垃圾 濕式水洗

中油大林廠焚化爐

氣泡式流體化床焚化爐

事業廢棄物油泥生物污泥

濕式水洗

資料來源工研院能資所1998EPA-87-FA41-03-17

9

表 1-5 台灣地區垃圾資源回收（焚化）廠 87 年 4 月操作營運月報表

焚化廠別

焚化量焚化率（噸） （）

灰渣量（噸）

發電量（萬度）

售電量（）

平均低位發熱量設計發熱量

（仟卡公斤）

廢氣排放情形（註）

內湖 5217227 945 15 228 18241350符合排放標準

木柵 20002523 3751 277 548 19881600符合排放標準

新店 22817994 5027 982 768 18421548符合排放標準

樹林 33753981 7629 1504 807 20031548符合排放標準

台中市 18909824 3935 692 755 19831500符合排放標準

資料來源環保署全球資訊網

一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

文獻國內外焚化廠處理現況及控制技術等相關資料的搜集

電腦模擬模擬實驗操作變因一次室爐溫二次室爐溫

含氯物種(PVCNaCl)

ASPEN PLUS軟體模擬操作變因過量空氣量熱損失廢棄物熱值含硫量含氯量

熱力平衡模式操作變因

爐溫含有機氯含無機氯

分析項目重金屬(PbCdCr)

粒狀污染物酸性氣體(SO2HClNOx )

有機污染物(PAHs)

探討在各操作條件下各污染物種的生成情況

評估各種控制技術對污染物的去除效率

在去除效率及成本的考量下尋求一最佳的控制技術

圖 1-1 研究流程圖

10

15 研究時程規劃本研究所安排之時程規劃如表 1-6 所示實際之進度與表所示符

合

表 1-6 時程規劃表 月 次

工作項目

第 1 月

第2 月

第3 月

第4 月

第5 月

第6 月

第7 月

第8 月

第9 月

第10月

第11 月

第12 月

備 註

相關文獻資料收集 符合進度

軟體模擬 符合進度

實驗準備 符合進度

實驗進行 符合進度

數據分析及整理 符合進度

期中報告 符合進度

期末報告 符合進度

預定進度累計百分比

11

第二章 廢棄物焚化及排放廢氣控制

21 焚化流程

焚化的處理流程大致可分為廢棄物前處理燃燒及污染物控制

等三個階段如圖 2-1 所示

211廢棄物前處理

前處理的目的有三即(1)增進營運效率(2)回收可用物質(3)

回收轉化物或能源而前處理技術則包括(1)破碎(減小垃圾的尺寸)

(2)壓縮(減小垃圾的體積)(3)分選(分類篩選以利回收或處理)(4)

乾燥(減少水分以利燃燒)

212燃燒機械床 急冷式 靜電集塵

流體化床 廢熱鍋爐 袋式集塵

旋轉窯 熱水回收 旋風集塵

液體噴注式 濕式洗滌塔

高溫熔爐 乾式洗滌塔

半乾式洗滌塔

排煙

廢棄物

參考資料劉(1995)魏(1996)張(1997)

圖 2-1 焚化流程

混合破碎

燃燒室

排氣冷卻或熱回收

粉酸有重塵氣機金去去物屬除除去去 除除

煙囪

灰渣處理(含重金屬)

12

焚化爐為焚化系統的核心設備亦是廢棄物處理的主要設施而

燃燒室型態的選擇主要決定於廢棄物的物理性質及灰份一般可略分

為五大類型(1)機械爐床式焚化爐(2)流體化床式焚化爐(3)旋轉

窯焚化爐(4)液體噴注式焚化爐(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996)以

下就這五種分述之

(1)機械爐床式焚化爐

機械爐床式焚化爐一般是以多種爐條構成經由爐條反覆運轉而帶動

垃圾使之前進並達到混合與均勻攪拌的目的而在垃圾進入燃燒段

前通常會先經過乾燥區充份乾燥以降低垃圾含水率並提高其熱

值之後進入高溫燃燒段未完全燃燒的垃圾則再經後燃燒段以使

反應更完全一般大型焚化爐均採此型

(2)流體化床式焚化爐

流體化床焚化爐即是指廢棄物在流體化床中像流體般地被攪拌混合

而燃燒完全後才排放在此通常以砂床中的砂石為流體化介質因為

砂石具有高熱容量能蓄積大量的熱能而在流體化的過程中充份地

與廢棄物接觸並將能量傳輸給廢棄物因此其熱傳效率佳溫度

分非常平均不僅燃燒可以完全所需焚化銷燬的溫度也可降低此

外若燃料或廢棄物中含硫氯等元素則可將粒狀石灰噴入爐內直

接中和硫氧化物及氯化氫等酸氣因此可省略排氣處理系統中酸氣去

除部份

(3)旋轉窯焚化爐

一般旋窯焚化爐在旋窯後端裝置一個二次燃燒室以確保燃燒完全

它包括旋轉窯爐體緊急排放煙囪二次燃燒室污染防治設施誘

13

引抽風機及排放煙囪等旋轉窯的主要功用是熱解氣化及燃燒廢棄

物中的可燃份不可燃的灰渣則經由旋轉窯的轉動移向排灰口排出

二次燃燒室則是將一次室所排出的廢氣在高溫下再次氧化使其燃燒

更完全

(4) 液體噴注式焚化爐

液體噴注式焚化爐是最常見之有害廢棄物焚化爐凡是流動性的廢

液泥漿及污泥皆可用它銷燬高熱值廢液可直接由燃燒器噴入爐內

直接焚化廢水及低熱值廢液則必須輔以燃料以提供維持適當溫度

所需的最低熱量燃燒器噴出的火焰和廢液噴出的位置及方向可以調

整以達最佳焚化效果

(5)高溫熔渣焚化爐(魏 1996章 1993)

跟其他焚化爐比較高溫熔渣焚化爐能處理含有少量不可燃的廢棄

物經處理過後的廢棄物可燃的被焚化不可燃的被熔化最後形

成像一個陶瓷般的不可熔物質主燃燒室溫度控制在 1400 以上

因此廢棄物中的惰性物質除高熔點的金屬及其化合物外皆呈熔融狀

態而獲較完全的焚化同時凝結後的熔渣形成較大顆粒而將重金屬

化合物包容於其中其透水性低呈較穩定狀態且熔渣會在爐窯內

壁上形成一保護層可延長耐火磚壽命但亦容易造成溫度控制不

當使爐體出口附著不同形狀之礦渣而造成阻塞

五種爐型的比較請參見表 2-1

14

表 2-1 焚化爐型式比較表焚化爐形式 操作溫度範

圍滯留時間 優點 缺點

液體噴注式 650-1600 01-2 秒 1 可以焚化的有害廢液種類相當廣泛2 爐內氣體混合度高燃燒效率佳不須除灰

系統3 燃料流量改變時溫度反應快速4 活動配件最少5 維護費用低造價低操作人力少

1 只適用於可由燃燒去噴嘴物化的廢液2 燃燒器易被雜質堵塞3 限於處理黏滯度小於 750ＳＳＵ之廢液

旋轉窯式 820-1600 氣液體 1-3 秒固體 05-2 小時

1 滯留時間長且可藉轉速控制2 可處理大部分固體及液體有害廢棄物（包括

ＰＣＢs）3 可分別處理廢液及固體廢棄物4 可連續除灰5 進料不需前處理或預熱可處理體積較大的

容器6 自動排灰不影響燃燒效率

1 建造費用高昂2 維護費用較高3 操作溫度高需常翻修耐火磚4 灰渣可能溶融結塊5 過剩空氣量需求高排氣粉塵量較高6 啟動點燃後需一段時間才能操作溫度且熱效

率低

流體化床式 450-980 氣液體 1-2 秒固體 10 分鐘-2 小時

1 接觸表面積大傳熱快燃燒效率提高2 可處理可燃性固體液體廢棄物3 內部可動零件不多操作費用低4 進料速率變化對系統影響較小5 可處理含水高的廢棄物6 爐內同時完成焚化與除酸兩種功能7 操作溫度低燃料費低8 過剩空氣量小排氣量少

1 由流體化床中除去殘留物較不易2 大型廢棄物需作前處理3 流體化介質可能衝蝕爐床材料4 操作溫度小於 1100（砂的熔點）5 排氣粉塵量較高6 進料速度不穩或空氣分配不均會造成流體化分散

不佳致爐溫不穩定

機械爐床式 1 使垃圾移動過程攪拌均勻2 技術成熟二次公害可有效控制3 處理流程單純

1 單位面積爐除焚化率較低2 混燒後灰燼中可回收之金屬價值較低

參考資料章(1993)張(1991)魏(1996)

15

213污染物控制

雖然焚化具有多項優點但焚化後所產生的燃燒氣體中除了無害

的二氧化碳及水蒸氣外還含有許多污染物質必須加以適當的處

理以避免造成二次公害危害人體健康及自然環境故污染控制在

焚化過程中實屬一重要課題

空氣污染控制設備中較常見者為旋風集塵器袋式集塵器靜

電集塵器濕式洗滌塔半乾式洗滌塔乾式洗滌塔及活性碳吸附塔

本節將針對這些控制設備做詳細之介紹至於相互間的配對使用則

將在下節中討論

(1) 旋風集塵器

旋風集塵器是一種低成本且常見的集塵設備尤其是作為初級除

塵它主要由一圓柱筒構成其下端縮成圓錐形係利用強制渦流所

產生之離心力及重力沉降作用將廢氣中粒狀污染物去除含塵粒之氣

體由一處或多處以切線方向吹入圓筒中在圓筒內旋轉其中塵粒因

受離心力之作用拋向器壁沿器壁而下被導入集塵筒中而清淨之

氣體則從圓筒中央之開口逸出旋風集塵器之除塵效率約 65~80

去除粒子大小在 3~100 microm 範圍但僅對於 10 microm 以上之粒狀污染物

較有效(張1997)故通常僅用來作為高效率集塵器之前處理設備表

2-2 為旋風集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

16

表 2-2 旋風集塵器(cyclone)資料操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 去除率

總去除率是各類粒徑大

小的加權平均

2 壓損

壓力損失一般控制於

30~100mm 水柱高

1 對大粒粉塵去除有效粒徑 30microm

以上達 99去除率粒徑小於

5microm 以下去除率不到 50

2 總去除率ηt

ηt=Σηjmj

3 去除率的增加與廢棄流量密度

變化塵粒濃度成正比與廢氣

的黏滯性成反比

優點

1 造價低

2 適用於高溫環境

3 由於沒有可動零件維修

費用低

缺點

1 效率低(尤其是對非常小

的塵粒)

2 操作費用高(由於壓損高

的緣故)

結論適用於初級除塵保護下

游之濾袋集塵設備或

減低負荷

1 一般而言旋風集塵器

的費用為濾袋式集塵

器靜電集塵器等的十

分之一

2 購置費用決定於塵粒

的去除率處理的廢氣

量壓損及附屬設備

參考資料章 (1993)張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)

17

(2) 袋式集塵器

袋式集塵器是工業上常用以收集微粒的方法之一主要的設計是

將含塵粒的氣流從底部進入圓筒形濾袋在通過濾料的孔隙時藉由

慣性衝擊直接攔截和擴散三種捕捉機制將粉塵捕集於濾料上透過

濾料的清潔氣體由排出口排出而附著於過濾層上的粒狀物再定時以

振動氣流逆洗或脈動沖洗等方式清除之一般而言其去除粒子大

小在 005~20 microm 範圍壓力降在 100~200 mmH2O 左右集塵效率可

達 99 以上(張1997)因此普遍使用於基本金屬水泥石灰化

學食品製藥等工業及都市垃圾焚化爐排氣處理系統中另外在

袋式集塵器前通常設有噴淋塔或急冷設備以避免高溫物質導致濾布

起火燃燒表 2-3 為袋濾式集塵器收集效率優缺點及設備費用之相

關資料

(3) 靜電集塵器

靜電集塵器能有效去除工業排氣中所含的粉塵及煙霧它對於氣

體流動的阻力小能量使用低並且可以同時收集大形及小形粉塵粒

子因此它的用途很廣是水泥及發電廠排氣飛灰去除的主要設備

主要是利用高壓負極產生電暈作用放出電力使通過之廢氣氣體分

子電離廢氣內之塵粒遂帶有負荷電再由集塵器之正極板吸著並中

和經過一段時間後經捶擊極板使附著於極板上之塵粒掉落於集塵

漏斗內去除之去除粒子大小在 005~20 microm 範圍壓力降在 10~20

mmH2O 左右(張1997)去除效率在 90~995 間一般可達 95 以

上表 2-4 為靜電集塵器收集效率優缺點及設備費用之相關資料

18

表 2-3 袋濾式集塵器資料表操作條件 去除效率 大約價格 優缺點1 溫度範圍一般濾袋耐熱約 140 ~ 230 (玻璃纖維 300 四氯乙烯280 ) 操 作 溫 度 範圍140-170

2 粉塵特性大小分配及含量3 壓差100-200 mmH2O4 氣布比(cm2seccm2)振動式1~31逆洗式05~21脈衝式25~751

5 排氣成份及含量6 濕度7 氣體流速

1 粒狀物98 以上2 部份 SOX15~20

1投資費用700 萬(設計 55 噸燃煤鍋爐廢氣處理量100000Nm3hr)

2操作與維護費用(萬年)人工54 萬電力1548 萬濾袋84 萬維護8784 萬總計38064 萬

優點1 去除效率高2 建造維修及操作成本中等3 自動化操作4 回收有用微粒5 濾餅(Filtrate Cake)形成有助去除效率之提昇

缺點1 廢氣溫度不能太高2 潮濕或黏性不適用3 粒狀物成份及水份對濾布有影響4 濾布汰換成本高5 濾餅形成壓差上升

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

19

表 2-4 靜電集塵器(ESP)資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用 備註ESP 集塵機制主要如下1電場與電暈電流的產生2塵粒的帶電3塵粒的收集4塵粒的移除ESP 典型之設計參數範圍集塵速率 10~10 mmin寬度 15~40 cmSCA( 集 塵 板 氣 體 流 量 ) 025~21 (m2m3min)長高比(LH) 05~20氣體流速 12~25 ms停留時間 2~10 sec去除效率 80~999 收集板間距 20~28 cm電暈電力需求 175~175 W(m3min)氣體溫度 370(一般) 705(特製)塵粒粒徑 gt005 microm

去 除 效 率η=1-exp(-AtimesWeQ)理論去除效率可由集塵速度集塵面積及氣體流量來決定但由於此公式已做了相當多的理想化假設所致因而需加以修正一般以等效率漂移速度來取代以符合實際運轉

ESP 之長高比與集塵效率之關係05~06 le980 10~11 98 ~99 11~13 991~99413~15 995~99715~20 ge998

優點1對粒徑大於 1 microm 以上之粒狀污染物可達到很高集塵效率

2操作溫度範圍大(90~425 )3可以處理大量之氣體4操作及維護成本低5廢氣之壓力損失較小6使用壽命長缺點1集塵效果受進氣條件變化影響較大

2對比電阻過高或過低之粉塵甚難收集

3建造費高及佔地面積大4影響效率之因素多故不易排除故障

5在高去除率操作階段欲提升一點去除率需花費很多電流在經濟上很不划算

決定其漂移速度應達到的收集效率及氣體的進流量而可推估出集塵板面積如此則概略可知靜電集塵器尺寸及費用

1使用 ESP 時可在煙氣中加入些化學調節劑可改變煙氣的組成及塵粒的電阻率如此可改善 ESP之集塵效率

2ESP 十餘年前在焚化廠中常與洗滌塔搭配使用但由於不易去除極細小之重金屬及 PCCDs且若通過 ESP 之廢氣溫度不當時 PCCDs 常可能有再合成現象因此 ESP 已漸不被新設計的大型垃圾焚化廠採用

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

20

(4) 乾式洗滌法

乾式洗滌法(dry sorbent injectionDSI)係將鹼性固體粉末(鈣鈉基

吸收劑)直接藉壓縮空氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接

觸而達到中和去除的目的通常需先加一個冷卻塔在前面以降低廢氣

溫度提高去除效率但由於固相與氣相的接觸時間與反應面積有限

且質傳效果不佳故通常需要添加化學反應劑量的 3~4 倍固體停留

時間至少需 1 秒以上乾式洗煙法單獨使用時的去除效率並不高故

常藉由後接的濾袋集塵器進行二次反應以達到排放標準有時會在吸

收劑中加入活性碳粉末以提高汞的去除率為目前垃圾焚化廠典型的

空氣污染物去除流程表 2-5 為乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

(5) 濕式洗滌法

濕式洗煙法(Wet Scrubber)通常接於靜電集塵器或袋濾式集塵器

之後於粒狀物質被去除後再進入濕式洗煙塔與鹼性藥劑反應以

降低所產生的污泥量可用的鹼性藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2 雖

然苛性鈉較消石灰為貴但其去除效率較佳用量較少且不會因

pH 值調節不當而產生管線結垢等問題故一般設計多採用 NaOH 溶

液作為酸性中和劑首先需噴入足量的液體使廢氣溫度降至飽和再

與噴入的鹼性藥劑於塔內之填充材料(packing)表面進行中和作用而

達到去除的目的由於填充材提供廣大的接觸面積所以在藥劑的使

用上極為節省而若整個系統採循環方式設計則更可節省鹼性藥劑

的使用量及廢水的排放量表 2-6 為濕式洗滌法操作條件去除效率

及設備費用之相關資料

21

(6) 半乾式洗滌法

半乾式洗煙法(semi-dry Scrubber 或 spray dryer adsorption SDA)

係將泥漿狀鹼性吸收劑經由高速旋轉霧化器(Atomizer)之 Disc 分為細

小微粒後自塔頂噴入與煙道氣中的酸性氣體充分接觸並產生中和作

用而將氣體污染物去除由於噴入的泥漿乳劑本身含部份水份具降

溫作用故不需加裝冷卻塔同時此微量水份在塔內高下可被蒸發

所以同時也無濕式的廢水問題其酸氣去除效果較乾式洗滌塔佳但

若單獨使用時對酸性氣體的去除率約在 80~90 間若其後再接袋

濾式集塵器則可提供未反應藥劑二次反應的機會則整個系統對酸氣

的去除率可達 98 以上唯易發生管路阻塞問題必須定期清洗

且其操作控制不易表 2-7 為半乾式滌氣塔操作條件去除效率及設

備費用之相關資料

表 2-8 為各種控制設備之效率比較表其中旋風式集塵器袋濾

式集塵器靜電式集塵器三者之去除率乃對粒狀物而言表 2-9 為酸

性氣體洗滌塔之特性功能比較表

22

表 2-5 乾式滌氣塔資料表

操作條件 去除效率 優缺點 大約費用

1 用鹼性消石灰粉與酸

性廢氣充分接觸而達

到中和及去除目的

2 滌氣塔的流程前面

需要先加冷卻水塔

使溫度降低至 150

去除率

1 HCl 去除率為 60 若配合袋

濾式集塵器可達 95

2 SOx 去除率為 30

優點

1 設備簡單

2 維修容易

3 造價便宜

4 消石灰輸送管現不易阻塞

5 用水消耗少

缺點

1整體去除率較半乾式濕式低

2藥劑的消耗量大

3產生的反應物及未反應物量多

初設費 低

操作費 低

參考資料章 (1993)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

23

表 2-6 濕式洗滌法

操作條件 去除效率 大約費用 優缺點 備註

石灰與石灰石法煙氣脫硫的典型操作條

件

CaCO3 CaO

煙氣中 SO2濃度(ppm) 4000 4000

漿液固體含量() 12 12

漿液 pH 值 75 56

鈣硫比 11 13

液氣比(lm3 煙氣) 82 82

氣體速度(ms) 24 24

SO2 脫除率() 95 75

1文式洗滌氣塔去除

效率約在 50 至

70 無法達到 99

的酸氣去除效

率

1投資費用以通

氣量 280m3min

為例依國外資

料推估主要設

備費用約 220 萬

元

2操作與推廣費

用 操作費用依

使用之洗滌劑

不同而有所差

異一般需要的

年費約數十萬

元

優點

使用較多量的水可以防

止易燃物質著火並且具

吸收腐蝕性酸氣的功能

去除酸性氣體的去除效率

高並附帶有去除高揮發

性重金屬物質的潛力

缺點

1因需使用大量的水故會

有二次污染廢水的問題

2造價高

3用電量大

濕式洗滌法使用的設備有

填充塔噴霧塔泡罩塔

文式洗滌器等其相關技

術比較如下

1填充塔氣液接觸效果最

佳但壓力降較噴霧塔為

大

2文式洗滌塔對去除粒狀

污染物有很大功效對氣

狀污染物則較差

3填充式滌氣塔是焚化系

統中使用最普遍的濕式

滌氣塔參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)郝 (1993)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

24

表 2-7 半乾式滌氣塔操作條件 去除效率 優缺點 大約價格

1 利用高速旋轉霧化器(14000 rpm)噴出極細顆粒之石灰乳液與廢氣中之 HCl 反應

2 石灰乳液應先過濾其顆粒應低於 10-1 mm 以免阻塞霧化器之管路

3 消石灰溶解後注入泵輸送至上部貯槽加裝 MIXER以防凝結沉澱並設迴流管使其循環

4 石灰乳液注入開度計與 HCl 分析儀以隨 HCl 濃度變化增減開度注入量

5 為半乾式反應石灰乳液的濃度控制在 3-5

6 反應後之顆粒會附著在反應室之壁上以 AIR KNOCKER 敲擊使其掉落後以 Conveyor 輸送

1單獨用90 2配合乾式除塵設備

HCl98 SOx90 Ps以袋濾集塵器為佳因可提供反應劑在濾布表面進行二次反應

優點1購造簡單投資低2壓差低下游抽風機容量與能源使用量均低

3乳劑水份可完全蒸發無廢水處理問題4操作溫度高於氣體飽和溫度無排氣白煙問題

缺點噴嘴易堵塞反應室內壁易為固體化學物質附著及堆積

1投資費用 600 萬元操作時間 5000 小時年

2操作與維護費用(年)人工 60 萬元水電 24 萬元化學藥品 15 萬元維護 20 萬元

3總計 719 萬元

參考資料張 (1991)張 (1997)Cooper (1996)環保署全球資訊網mdash 環保技術資料

25

表 2-8 各種不同控制設備之比較控制設備 去除效率旋風集塵器 65~80 袋濾式集塵器 99 以上靜電式集塵器 90~95 一般可達 95以上濕式滌氣塔 HCl98 SO290 乾式滌氣塔 HCl50 SO230 半乾式滌氣塔 HCl90

參考資料張(1991)張(1997)Cooper(1996)郝(1993)全球資訊網mdash 環保技術資料

表 2-9 酸性氣體洗滌塔功能特性比較表 (吳1996)去 除 效 率

單 項洗 滌 塔

型 式HCl SO2

配合袋濾

式集塵器

對重金屬及

戴奧辛之去

除率

藥 劑 消

耗 量

用 電

消 耗

用 水

消 耗

反 應

物 量廢水量

建 造

費 用

操 作 維

護 費 用

使 用

實 績

乾式 gt50 lt50 95 不佳須利

用其它設備120 80 100 120 -- 90 80 成熟

半乾式 gt90 gt80 98 佳但須利

用其它設備100 100 100 100 -- 100 100 成熟

溼式 95~99 gt85 -- 最佳 100 150 150 -- 100 150 150 成熟

26

22 廢氣排放標準

焚化過程中雖有污染物控制設備控制著污染物的排放但不論

其去除效率如何污染物質勢難完全除去所以須有一標準以茲遵

循故我國環保署於民國八十一年公告「廢棄物焚化爐空氣污染物排

放標準」其中又分為一般廢棄物及事業廢棄物的排放標準且依既

存與新設以及處理量之不同分別定訂不透光率粒狀污染物硫氧

化物氮氧化物氯化氫一氧化碳鉛及其化合物鎘及其化合物

汞及其化合物等排放標準如表 2-10 以上之測值皆以小時平均值

為準其中一氧化碳的測值主要是用來計算其燃燒效率因為法規

中另訂有不同物質所應達到之燃燒效率此外在不完全燃燒的情況

下易使有機化合物(如戴奧辛)大量生成故一般的標準是一氧化碳

濃度小於 70 ppmv

表 2-11 為民國 86 年環保署修正排放標準時也同時公佈戴奧辛

及夫喃排放標準之相關資料由於戴奧辛夫喃有多種同分異構物

其毒性強度目前多採用換算係數換算成具有最高毒性物種

(2378TCDD)之強度基準(係數為 10)其他衍生物則按其相對毒性

強度以小數表示(以 ngNm3ngkg或 ngl 表示)(張1997)

過去世界各國對毒性當量係數的認定有所出入分別採用不同的

標準(如 Eadon 82USEPA 85NordieBGA 等)故造成各衍生物

濃度同但換算後毒性當量濃度卻不同之困擾惟目前已逐漸協調統

一並以 NATO(即 I-TEF)International 之毒性當量係數作為世界性

之換算標準毒性當量濃度則以 I-TEQ 或 I-TEF 表示

至於世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準及戴奧辛的管制

標準則分別詳列於表 2-12 中以供參考比較

27

表 2-10 國內廢棄物焚化爐空氣污染物排放標準（811130 訂定發佈）（860806 修正）

類別

項目

處理量 2 公噸小時（不含）以下之新設或既存焚

化爐

處理量 2-10 公噸小時之既存或新

設焚化爐

處理量10公噸小時（含）以上之既存焚化爐

處理量 10 公噸小時（含）以上之新設焚化爐

不透光率（） 20 20 20 20

粒狀污染物mgNm3 200

依排氣量換算Ｃ﹦13642Ｑ-0368

硫氧化物ppm(以ＳＯ2)

300 220 150 80

氮氧化物ppm(以ＮＯ2)

250 220 220 180

氯化氫ppm

60 60 60 40

一氧化碳ppm

350 350 150 120

鉛及化合物ngNm3 7 3 3 2

鎘及化合物mgNm3 - 07 05 03

汞及化合物mgNm3 - 07 05 03

其它污染物 依相關規定標準值一鉛鎘汞及其化合物之標準值含固氣相二依公式 C=13642Q-0368 所得 C 值如大於 220 時以 220 訂為容許

排放值三一氧化碳標準值為一小時動平均值四各項污染物之排放標準值除另有規定外係指測定方法中所規範

之採樣時間平均值五各項污染物之測定如採自動連續測定法除另有規定外以一

小時平均值為標準值六同一廠區內如同時有數座焚化設備則以各焚化設備處理量之總

和作為適法依據 資料來源環保署全球資訊網

28

表 2-11 國內廢棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準

（860806）

處理量 10 公噸小時以上（含）或設計總處理量 300 公噸日以上（含）類別

項目 既存焚化爐 新設焚化爐

戴奧辛ng-TEQNm3 10 01

校正公式

1

Ｃ﹦ SS

CO

timesminusminus

211121

2

Ｃ﹦ SS

COE

Etimes

minusminus11

（空氣含氧量超過於 21以上）

資料來源環保署全球資訊網

29

表 2-12 世界其他主要國家的焚化爐廢氣排放標準項目 美國 法國 西德 義大利 瑞士 瑞典 奧地利 丹麥 荷蘭 比利時 捷克 日本 英國 歐洲共

同體校正基準(VolO2) 10 10 10 10 10 10 11 10 10 10 10 10 10 10

公告時間 1995 1991 1990 1994 1992 1994 1994 1993 1994 1993 1991 1994 1994粒狀物(mgNm3dry) 19 33 11 11 11 11 20 11 6 11 33 24 11 11

SOx(ppm dry) 30 116 19 19 19 19 100 19 15 19 116 - 19 19NOx(ppm dry) 118 - 108 107 70 107 200 107 37 107 187 306 107 107HCl(ppm dry) 23 34 7 7 14 7 15 7 7 7 20 526 7 7

HF(mgNm3dry) - 22 11 11 2 11 07 11 11 11 22 - 11 11CO(ppm dry) 78 132 44 44 44 44 50 44 44 44 88 61 44 44

Pb(mgNm3dry) 016 - - 06 11 06 06 - 06 55 - 06 06Cd(mgNm3dry) 0016 - 011 006 011 006 005 006 006 006 - - 006 006Hg(mgNm3dry) 006 - 011 006 011 006 005 006 006 006 022 - 006 006戴奧辛毒性當量

2378-TCDDTEQ ngNm3 (11O2)

91 - 01 01 -- 01 01 01 01 01 - - 01 01

參考資料環保署全球資訊網司(1998)孫中興工程 41 期Hartenstein amp Horvay (1994)

30

第三章 廢氣中污染物之型態

廢棄物焚化處理是以燃燒方式去除廢棄物中所含的有毒及有害

的物質如果焚化系統設計或操作不當不僅不能達到處理的目的

反而會排放高濃度有害污染物造成環境污染及附近居民之危害焚

化過程中可能排放之污染物主要包括重金屬酸性氣體及有機污染

物大部分重金屬及其鹽類在焚化爐中會與氧結合形成氧化物若含

氯量高時亦可能產生氯化物絕大部份金屬氧化物或氯化物是以固體

形態分佈於爐底灰渣排氣處理設備排放之洗滌液或粉塵中也有少

量是以蒸汽形態散布於焚化排氣中廢棄物中所含之氯硫氮化物

在焚化過程中會與氫氧等元素反應生成氯化氫硫酸及硝酸等酸性

氣體其生成量與操作溫度垃圾組成及所採用之排氣控制設備有

關焚化系統中有機污染物常見的有苯甲苯四氯化碳氯仿三

氯化乙烯四氯乙烯及氯化苯等揮發性有機物與酚鄰本二甲酸的

衍生物等半揮發性有機物戴奧辛及夫喃系列化合物的排放更引起大

眾的爭議有關焚化過程中主要生成有害污染物之生成特性及其控制

方法之文獻可整理如下

31 焚化系統中重金屬污染物的生成特性及控制

垃圾焚化處理主要是藉由高溫氧化程序將廢棄物中有機物質（可

燃物）或其他有害物質轉化成二氧化碳水蒸汽與穩定惰性物質對

於不可燃物質如重金屬等則大多無法加以分解破壞隨燃燒環境不

同而進行各種相變化或物質轉移焚化系統中重金屬之主要來源為一

般都市廢棄物中所含重金屬物質或是少數事業製程廢棄物由於台灣

地區垃圾分類執行不力各式各樣之重金屬物種均可見於都市廢棄物

31

中更使重金屬的來源與濃度呈現多樣性與複雜性

都市廢棄物中有害重金屬物質大多來自於家庭日常用品所產生

之廢棄物加上台灣地區垃圾分類執行不力經常混入許多有害重金

屬物質如紙類製品電器材料塗料塑膠橡膠皮革電鍍製

品電池環境衛生用藥等等均為焚化系統中重金屬之可能來源

而主要排放之重金屬物種包括砷汞鎘鉛銅鋅鉻鋁鐵

等等表 3-1 列示出一般廢棄物中不同重金屬之主要來源（Stoeppler

1992陸1988江1997）

表 3-1 都市垃圾中常見之重金屬種類及其來源(陳1998)重金屬 主要來源

汞 電鍍製品電池皮革殺蟲劑電子器材

鉛 電池染料塗料玻璃製品纖維製品環境用藥塑橡膠製品

銅 電鍍製品紙類皮革纖維製品陶瓷電子材料

鋅 電鍍製品紙類電池染料塗料環境用藥塑橡膠製品電子

鉻 電鍍製品染料塗料纖維製品

鎘 電鍍製品紙類電池染料塗料玻璃纖維製品皮革類環境

用藥塑橡膠電子材料

鋁 電鍍製品紙類染料塗料皮革纖維製品飲料空罐

砷 電鍍製品顏料染料皮革玻璃陶瓷環境用藥電子器材

一般都市垃圾中重金屬含量或濃度由於分析上受到代表性樣品

採集與分析準確性不易控制等因素影響因此重金屬濃度變化範圍極

廣 (Clapp1988)且不同地區垃圾由於生活習慣品質與工業發展程

度不同垃圾中所含重金屬濃度亦有所差異Law and Gordon (1979)

實驗分析指出垃圾焚化過程中重金屬 CrMnPbSnAlFe 及

Zn 等主要源自於垃圾中不可燃物質若將垃圾中不可燃物予以事先

32

分離則可降低焚化過程中重金屬之排放濃度而可燃份中重金屬之

濃度範圍則分別為 Cd 2-22 ppmCu 80-900 ppmHg 066-19 ppm

Pb 110-1500 ppmCr 20-100 ppmKorzun and Heck (1990)亦研究發

現垃圾中鎘主要來自於可燃份如塑膠及顏料而鉛則主要來自於可

燃份與不可燃份如電池塑膠及顏料等其中可燃份之鉛約佔有

23鎘則佔有 36江 (1997) 指出國內桃園地區都市垃圾可燃份

中重金屬鉛的濃度為 1179 mgkg鎘為 022 mgkg鉻為 292

mgkg銅為 1244 mgkg鋅則為 5236 mgkg而且都市垃圾焚化灰

渣中重金屬主要來自垃圾中之不可燃物質另外亦根據重金屬於焚化

過程灰渣與排放廢氣之分佈情形推估台灣地區都市垃圾中重金屬鉛

之平均濃度為 8426 mgkg鎘為 1103 mgkg鉻為 604 mgkg銅

為 12195 mgkg鋅則為 12934 mgkg表 3-2 即說明國內外都市垃

圾中重金屬之可能濃度範圍比較國內外垃圾中重金屬濃度分佈可

知台灣地區垃圾中部份重金屬濃度有偏高趨勢有待加強垃圾分類

系統建立與垃圾減量管制以減少垃圾重金屬含量

33

表 3-2 各國都市垃圾中重金屬濃度比較各國都市垃圾中重金屬濃度(mgkg)重金屬

Taiwan [1][2] USA [3] Germany[

4]

Europe [5] Italy [6] Sweden

[7]

Cr 604 115-258 20-100 250 100-450 276-849 ---

Cu 12195 --- 80-900 200-600 450-2500 --- ---

Zn 12934 2652-2774 200-2500 1000-2000 900-3500 27-1703 3000

Pb 8426 641-1173 110-1500 430-1200 750-2500 405-629 1500

Cd 1103 113-150 2-22 3-15 10-40 ND-8 20

Hg --- 193-257 066-19 2-5 2-7 ND-8 5

As --- 013-015 --- 400 --- ND ---

[5][6] 江(1997)[2] 顧 (1995)[3] Law (1979)[4] Reimann (1989)[7]

Tamaddon (1993)陳(1998)

含有重金屬之垃圾經燃燒之後重金屬物質經由各種化學反應與

物理作用而以不同形態存在於焚化系統各處理單元中灰渣（底灰

飛灰反應灰）中重金屬的濃度通常數千倍於自然環境中重金屬背景

濃度值 (Vogg1987)因此焚化系統中各單元內重金屬之濃度分

佈狀況是大眾所關注的焦點而焚化灰渣的溶出特性以及適宜的處理

處置方法更是引起普遍重視與研究Siebert (1991)針對世界各地 50

多座都市垃圾焚化廠所排放污染物質濃度作一統計整理指出重金屬

之總平均排放濃度為 Cd(265E-05 lbton)Cr(104E-04 lbton)

Cu(177E-04 lbton) Pb(286E-04 lbton) Mg(278E-03 lbton)

Hg(274E-03 lbton)Zn(114E-03 lbton)而台灣地區都市垃圾焚化

飛灰中所含重金屬濃度變化範圍則為Pb(1096~17432 mgkg)

Cd(14~1468 mgkg)Cr(94~1785 mgkg)Cu(733~19349 mgkg)

Zn(3815~40711 mgkg)Hg(206~902 mgkg) （江1997）表 3-3

與表 3-4將國內外都市廢棄物焚化過程中所產生底灰與飛灰中重金屬

34

濃度整理比較由表中可看出台灣地區焚化飛灰與底灰中多數重金屬

（如鉛鎘鉻銅）之濃度均較歐美日等國家為高另外表 3-5

則是國內外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表

表 3-3 國內外都市垃圾焚化底灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣地區[1] 美國[2] 瑞典[3] 瑞士[4] 德國[5] 丹麥[6] 日本[7]

Pb 1926-11803

9

98-14000 1500-400

0

430-1230 1010 1300-5400 440-2000

Cd 2-500 03-71 50-60 19-6 38 14-40 17-600

Cr 356-1000 23-3200 --- --- 655 230-600 300-526

9

Cu 756-25600 190-8200 --- 630-1410 1520 900-4800 1130

Zn 800-100979 610-7800 6000-700

0

1800-550

0

4570 1800-6200 ---

Hg 009-16 002-78 100 004-032 07 lt001-3 055

As 019-1438 012-190 --- --- 33 19-80 016

Fe --- 4100-15000

0

--- 19000 --- 27000-15000

0

---

Al --- 22000-7300

0

--- --- --- 47000-72000 ---

[1]江(1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Brunner (1986)[5] Reimann

(1989)[6] Hjelmar (1996)[7] 廖 (1996) 陳(1998)

35

表 3-4 國內外都市垃圾焚化飛灰中重金屬濃度比較(mgkg)

重金屬 台灣[1] 美國[2] 瑞典[3] 法國[4] 瑞士[5] 英國[6] 德國

[7]

義大利[8] 丹麥[8] 日本[9]

Pb 1096-17432 5300-26000 6500-13000 940-20250 6200 4400-17188 4900 447-9704 7400-19000 2285-13000

Cd 14-1467 50-450 400 520-1190 210-310 239-750 300 21-4646 250-450 80-450

Cr 94-1785 140-1100 -- 260-350 -- -- 450 44-1328 140-530 213-400

Cu 733-19349 600-3200 -- 1450-2300 750-1800 -- 1050 296-1307 860-1400 662-900

Zn 3815-40711 9000-70000 2300-4220 23100-42200 15000-77000 -- 16600 2285-13500 19000-41000 33000

Hg 206-902 07-30 6-7 4-7 3-15 -- 8 -- 08-7 11

As 109-1745 37-320 -- -- -- 76-22 100 -- 49-320 42

Fe -- 12000-44000 -- -- 24000-38000 -- -- -- 18000-35000 --

Al -- 4900-9000 -- -- -- -- -- -- 49000-78000 --

[1] 江 (1997)[2] Wiles (1996)[3] Carlsson (1986)[4] Gounon (1986)[5] Brunner (1986)

[6] Wadge (1986)[7] Reimann (1989)[8] Hjelmar (1996)[9] 廖 (1996) 陳(1998)

36

表 3-5 國外垃圾焚化廠廢氣未處理前主要重金屬排放濃度調查表(mgNm3)廠名 Pb Cd Hg 稀釋氣體基準

1SYSAV 6~15 03~06 -- 10 CO2

2Linkoping 52 14 1 10 CO2

3Uppsala 60 24 06 10 CO2

4Avesta 100 40 1 10 CO2

5Bamberg 91 21 082 不明

6Commerce 50 27 045 7 O2

7Dayton 384 155 103 7 O2

8Gallatin 363 313 025 7 O2

9Marion 205 112 -- 7 O2

10Quebec 347 122 037 7 O2

11Munich 21 129 045 11 O2

12Tsushima 57 0186 -- 12 O2

資料來源Reimann (1989)Carlsson (1986)孫中興工程 41

311 焚化過程中重金屬化合物分佈特性

重金屬於焚化過程中由於受熱揮發形成金屬蒸氣或微粒會伴隨

焚化廢氣或附著於飛灰或底灰中而排放進入周圍環境中然而其傳輸

行為隨不同重金屬之物化特性及焚化系統中生成重金屬化合物形態

及性質而異圖 3-1 顯示重金屬及其化合物在燃燒系統中的行為與傳

輸機制 (Barton1990)主要包括 (1)部份重金屬物質在燃燒環境

中不發生任何化學反應未被揮發而成為底灰之一部份而部份揮發

性較高之重金屬可能發生化學反應生成沸點較高之重金屬物種（如金

屬氧化物）亦會成為底灰之一部份其中顆粒較小之微粒可能被燃

燒氣體吹離燃燒區(entrainmemt)成為飛灰被吹出的灰量與灰粒大

小形狀密度與操作條件有關(2)在焚化高溫環境中部份重金屬

與化合物揮發形成金屬蒸氣蒸氣擴散至廢氣中而被攜帶離開燃燒

37

區同時部份沸點較高之重金屬雖無法直接揮發但可能與其他物

質反應生成揮發性較高之金屬物種（如金屬氯化物）而形成蒸氣(3)

揮發之金屬蒸氣在煙道中因溫度降低而產生凝結現象蒸氣的凝結過

程包含均相凝核(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous

condensation) (Senior and Flagon1982)均相凝核為蒸氣本身凝結成

新的細小微粒這些細小微粒粒徑通常小於 1microm (Friedlander1976)

異相凝結則發生於其他飛灰微粒表面由於細小微粒具有較高之比表

面積使得異相凝結較易發生於粒徑較小之微粒上 (Linak1993)

因此焚化過程中重金屬之反應行為特性主要起始於焚化加熱作

用使重金屬物種揮發形成重金屬蒸氣或細小微粒再經由焚化系統

中之熱行為與氣體流動傳輸效應使重金屬產生灰粒之傳曳作用

(entrainment)重金屬之化學交互反應(chemical interaction)及揮發作

用(vaporization)重金屬蒸氣與微粒之冷凝(condensation)及凝聚作用

(coagulation)沈積作用(deposition)以及經由空氣污染防治設備捕集

去除粒狀物等反應途徑 (Linak1993)

圖 3-1 燃燒過程中重金屬之行為與傳輸機制（Barton1990）

重金屬化合物於焚化系統中之分佈特性與其本身之物化特性與

Burning Bed of

Sol id Waste

Individual Part ic le or

Droplet

Ash Part ic le

Reducing Environment

Burning Spray of Liquid Waste

Vaporizat ion

Vapor

Ash

Chlor ides Sulfides

Oxides e tcReaction Fly Ash

Heterogeneous

Condensat ion

Fume Nuclei

Homogenous Condensat ion

Fume

Entrainment

Residuals

38

焚化操作條件極為密切諸如重金屬物種之揮發度蒸氣壓沸點

熔點反應自由能表面張力等等在不同焚化條件與系統元素組成

下重金屬物種之生成及其高溫物化特性亦有明顯差異表 3-6 將文

獻中有關重金屬物種揮發特性等相關研究整理如下

重金屬及其反應生成物種之揮發特性可影響重金屬於焚化系統

中各單元之分佈情形整體而言具高揮發性之重金屬化合物主要分

佈於飛灰或煙道氣中而具高沸點之重金屬物種則主要分佈在燃燒室

底灰或較大顆粒飛灰中針對焚化系統中不同重金屬之分佈特性目

前國內外已有許多學者研究探討對重金屬於高溫焚化過程中之行為

分佈已有相當了解茲將重要相關研究之方向及結果列表如下（表

3-7）

此外許多學者研究指出重金屬濃度分佈與生成微粒粒徑具有某

種程度之相關性多數重金屬如鉛鎘鋅鉻砷銻鎳等隨

顆粒粒徑減小有增加其濃度分佈的特性尤其以具揮發性之重金屬更

加顯著而揮發性較低之重金屬化合物則大多分佈在大粒徑之飛灰或

底灰中文獻中探討顆粒粒徑與重金屬分佈情形之相關研究整理如下

表 3-8

39

表 3-6 文獻中有關重金屬化合物揮發性沸點等物化特性研究整理(陳1998)研究學者及年

代研究主題 主要結果

Davison (1974) 探討燃煤過程重金屬及其無機化合物與沸點之關係

沸點低於 1550物種As As2O3 As2S3 Cd CdO CdS CrCl3 PbCl2 PbO PbS

沸點高於 1550物種Cr Cr2O3 Cu CuO Pb

Gerstle (1982) 重金屬揮發性 高揮發性Hg As As2O3 Cd CdCl2 Zn ZnCl2

非揮發性Cr Cu Ni CdO Pb PbO中度揮發性PbCl2

Vogg (1986) 汞及其化合物之揮發速率與溫度關係

揮發溫度HgCl2ltHg(0)ltHg2Cl2ltHgS

Fernandez (1992)

探討重金屬之揮發性

非揮發性（高沸點）Al Ba Be Ca Co Fe K Mn Mg Si Ti

揮發性As Cd Cu Ga Pb Sb Zn Se 高揮發性Hg Cl Br（主要以氣態存在）

Eddings (1992) 研究鉛鉻銅不同氯化物及其熔點變化

熔點較低之物種較易揮發熔點 PbCl2(501)gtPbCl4(-15)CrCl2(824)

gtCrO2Cl2(-96)CuCl2(620)gtCuCl (430)

Ho (1993) 重金屬揮發特性與影響因子

重金屬揮發性與燃燒溫度過剩含氧量與燃燒時間有關其中燃燒溫度為重要因子

較低溫度(600)與富氧條件會增加重金屬揮發性

Sarofim (1994) 重金屬揮發特性 重金屬揮發性與蒸氣壓熔點有關外亦與其他礦物質(Si)之存在無機物質(Cl)之存在其他揮發性金屬(Na K)之存在重金屬焚化前初始形態有關

高揮發性Hg Ti中度揮發性Sb Se Pb Cd難揮發性Cr Be Ba As Ag金屬氯化物之揮發性較金屬氧化物高

Querol (1995) 影響重金屬揮發性之因子

重金屬揮發性與反應親和力濃度重金屬種類含硫成份物化特性燃燒溫度暴露時間灰渣產生形式有關

楊 (1996) 重金屬揮發性 燃燒溫度為影響金屬揮發度主要因子重金屬揮發速率CdgtPbgtCu

40

表 3-7 國內外有關焚化系統中重金屬分佈特性研究綜合比較(陳1998)研究學者及年

代研究主題 研究結果

Hiraoka (1980) 裂解焚化過程中重金屬分佈情形

鎘鉛揮發性高飛灰及煙道氣分佈比例較高

鎂銅鋅鉻殘留底灰比例較高

Brunner (1986) 垃圾焚化系統中重金屬於廢氣飛灰底灰之分佈比例

汞廢氣佔 72飛灰 4鎘廢氣佔 12飛灰 76底灰 12鉛廢氣佔 5飛灰 37底灰 58鋅廢氣佔 4飛灰 45底灰 51銅廢氣佔 1飛灰 10底灰 89

Reimann (1989) 探討都市垃圾焚化汞金屬排放特性

汞廢氣佔 779飛灰 47底灰 57

Korzun (1990) 都市垃圾焚化過程鉛鎘分佈特性

鎘廢氣佔 104飛灰 552底灰 344鉛廢氣佔 23飛灰 126底灰 851

Morselli (1993) 垃圾焚化中重金屬分佈特性

汞廢氣佔 959飛灰 2底灰 21鉛廢氣佔 36飛灰 413底灰 551鎘廢氣佔 208飛灰 484底灰 308鉻廢氣佔 04飛灰 264底灰 732鋅廢氣佔 38飛灰 509底灰 453

Sarofim (1994) 水泥窯處理垃圾衍生燃料中重金屬分佈特性

鉻飛灰 8底灰 92廢氣中分佈量極低鉛廢氣lt1飛灰 84底灰 15

Wey (1996) 實驗室流體化床探討不同操作條件對重金屬分佈之影響

流體化床砂床中分佈比例PbgtCrgtCd有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

41

表 3-8 重金屬分佈與顆粒粒徑之關係研究整理(陳1998)研究學者及年代

研究主題 研究結果

Davison (1974) 燃煤廠飛灰中重金屬濃度與顆粒大小之相關性

重金屬 Pb Tl Sb Cd Se As Zn Ni Cr 濃度分佈隨顆粒粒徑降低而增加

都市氣膠中揮發性重金屬之質量中數粒徑(MMD)較非揮發性重金屬為低

Markowski (1985)

燃煤鍋爐飛灰中顆粒粒徑與金屬濃度之關係

揮發性重金屬 As Sb Se Ga 在次微米微粒上之濃度有富集現象

Norton (1986) 燃煤廠及 RDF焚化廠重金屬濃度與灰渣粒徑之關係

As Cd Cu Ni Pb Zn 等重金屬濃度隨顆粒粒徑降低而有增加趨勢且增加 2 倍以上

Ontiveros (1989)

探討不同粒徑範圍之重金屬濃度分佈

K Na Cd 於飛灰（小粒徑）中分佈量較多 Ni Fe 於底灰中分佈量較多 Al Ba Cr Cu Pb 平均分佈於飛灰與底灰中 隨灰渣顆粒粒徑降低重金屬濃度增加

Kauppinen (1990)

燃煤產生飛灰質量與元素分佈情情

微粒質量與元素分佈皆成雙峰分佈(Bimodal)Pb Ca V Cu Sr Cd 在細粒飛灰中含量極高重金屬 Cd 分佈明顯趨向於粒徑較小顆粒

Querol (1995) 燃煤及廢棄物燃燒

As Be Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Sb Se Tl Zn 較易富集於細小顆粒且濃度可達 2-20倍

Al Ba Fe K Mg Mn 濃度分佈與顆粒粒徑大小較無相關性

Wey (1998) 重金屬濃度與粒徑分佈之關係

粗粒飛灰中鉛鉻鎘之分佈較無規律細粒飛灰中則鉛鎘濃度趨向分佈於小粒徑微粒

添加有機氯與無機氯均增加重金屬氯化物揮發量有降低重金屬粒徑分佈範圍之趨勢

42

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究(陳1998)研究學者及年代

探討因子 主要結果

Hiraoka (1980) 焚化溫度 燃燒溫度影響重金屬於底灰中之分佈比例

ZnCdPb 隨溫度增加減少底灰分佈量

Gerstle (1982) 焚化溫度 溫度增高排放廢氣中 As Cd Hg Zn Pb及其化合物含量增加

Brunner (1986) 廢棄物含氯濃度 排放廢氣中金屬氯化物 (CdCl2 HgCl2 ZnCl2)含增加

Lee (1988) 含氯濃度燃燒溫度過剩空氣量

含氯濃度增加鉻主要物種由 Cr2O3(s)轉化成 CrO2Cl2(g)

溫度增高Cr2O3 為主要物種揮發性增高

過剩空氣量對重金屬生成物種影響不大

Barton (1990) 燃燒溫度含氯濃度

重金屬有效蒸氣壓隨操作溫度升高而增高排放濃度亦增高

增加含氯濃度或重金屬形成較多氯化物時重金屬之有效蒸氣壓均增高

Thurnan (1992) 燃燒溫度含氯濃度重金屬初始濃度

溫度升高增加砷於飛灰中分佈量含氯量與金屬初始濃度對砷影響不大

43

表 3-9 國內外有關焚化操作條件與重金屬分佈特性之相關研究（續）研究學者及年代 探討因子 主要結果Morselli (1993) 焚化溫度

停留時間供給空氣量廢棄物含氯量

燃燒效率受焚化溫度停留時間供應空氣量影響

含氯量影響揮發性重金屬氯化物之形成與分佈

Hinshaw (1994) 含氯量 含氯量增加增加廢氣中砷鎘鈹之排放量鉛鉻則不明顯

鈹銅鋅揮發性隨含氯量增加而增加鉻於低含氯量時揮發性反而增高

Cowley (1994) 重金屬種類金屬進料率含氯濃度燃燒溫度

燃燒溫度增高次微米微粒含量增高

Ho (1994) 重金屬進料率含氯濃度廢棄物無機物組成焚化溫度供應空氣量空氣混合程度飛灰粒徑分佈

含氯量增高易形成金屬氯化物增加排放濃度

焚化溫度升高排放率亦升高

Verhulst (1996) 含硫量 硫含量增加易使重金屬形成穩定之硫化物形態

溫度高於 800以上含硫量影響較小

Wey (1996) 操作溫度有機氯化物無機氯化物

二次室溫度對重金屬分佈影響不大有機氯化物添加增加重金屬揮發性減少砂床中分佈比例

無機氯化物添加可增加鉻鎘於砂床中之分佈比例 10~15減少重金屬排放

王 (1996)林 (1996)

焚化溫度有機氯化物無機氯化物

鉛鎘鉻銅鋅隨焚化溫度增高減少於底灰中分佈比例

垃圾中 PVC 或有機氯化物含量增加重金屬氯化物生成潛勢增加減少底灰中分佈比例

高溫下(850)重金屬鉛鉻銅鋅砷於底灰中分佈比例隨無機氯化物含量增加而降低鎘較不受影響

低溫下(650)重金屬與無機氯化物中的氯反應生成金屬氯化物之可能性降低

44

312 焚化系統中重金屬之控制

目前一般廢棄物焚化處理廠中重金屬之控制通常採用傳統空氣

污染防治設備的方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚

化廠乾式處理流程包括靜電集塵器或袋濾集塵器與乾式洗煙塔或半

乾式洗煙塔之組合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙

塔與靜電集塵器之組合然而傳統之處理流程對重金屬之控制效果不

甚理想曾有學者（孫1993）提出加強傳統處理方法對廢氣中揮發

性重金屬汞物質去除效率的對策包括(1)乾式處理流程中於袋濾

式集塵器前噴入活性碳除可加強對汞金屬之吸附作用外亦可一併

去除微量有機物 PCDDPCDF表 3-10 為典型乾式廢氣理流程重金

屬排放濃度(2)於袋濾式集塵器前噴入 Na2S 試劑使其與汞金屬作

用生成 HgS 顆粒而被集塵系統去除惟此種方法須注意 Na2S 會與為

去除酸氣而於乾式噴霧塔所噴入之 Ca(OH)2作用形成 CaS消耗可運

用之 Na2S 量此外在儲存 Na2S 水溶液時會有產生 H2S 之虞必須小

心控制儲存液之 pH 值表 3-11 為採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例

(3)溼式處理流程中於洗煙塔之洗滌液中添加催化劑如 CuCl2促使

更多水溶性之 HgCl2生成再以螯合劑固定已吸收汞之循環液確保

吸收效果表 3-12 為典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度

45

表 3-10 典型乾式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm37 O2)

去除效率

()廠 名廢氣處理

流程

集塵器廢氣

溫度()Pb Cd Hg Pb Cd Hg

Dayton ESP 263 1109 409 1148 97 975

Mckay Bay ESP 291 1093 922

Reekskill ESP 237 1790

Pinellas ESP 284 153 773 847

Quebec ESP 222 1650 541 806

Tulsa ESP 190 412 418

Dayton DI+ESP 152 361 108 491 989 992 25

Dutchess DI+FF 221 389 272 1080

204 63 061 614 9998 9993

140 631 ND 159 9998 100 991

121 259 043 127 9999 9997 976Quebec DI+FF

110 394 044 398 9999 9997 890

STCrolx DI+FF 106 18 23 35

Wurzburg DI+FF 185 11 55

Millbury SD+ESP 118 330 215 954

Munich SD+ESP 149 260 25

Biddeford SD+ESP 137 159 ND ND 994 100 100

Commerce SD+FF 24 11 54 9997 997 800

Long Beach SD+FF 148 46 180 180

136Mid-Conncetict SD+FF

140ND 50 100 963

Marion SD+FF 133 19 26 239 999 997

Renobscot SD+FF 146 11 092

Quebec SD+FF 140 61 ND 193 9998 100 947

Stanislaus SD+FF 145 298 191 481

資料來源USEPA (1989)

46

表 3-11 採用 Na2S 噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

Na2S 噴入位置(kgt) 去除前 去除後

去除效率()

英屬哥倫比亞Baurnaby 廠

DI+FF

10~20(10 Na2S)

30(15 Na2S)

25~60(2~4 Na2S)

1203

1357

0661

0457

0632

0095

62

53

86

瑞典 Hogdaale 廠 DI+FF

1212121212181224

03440310020703660369010201580192

00370003005400300022001301420004

8999749294871098

註英屬哥倫比亞及瑞典空氣污染濃度之 O2 基準為 11 DI 乾式吸收劑噴入器FF 袋濾式集塵器 資料來源Nebel et al (1992)

表 3-12 典型濕式廢氣理流程重金屬排放濃度排放濃度

(microgNm311O2)

去除效率

()廠 名

集塵器進口

廢氣溫度

() Pb Cd Hg Pb Cd Hg

MAVLausan

neESP+ESS 900 40 120

900 40 10 10 20 97

600 30 30 25 40 85

1000 20 10 286 333 97Avesta ESP+WS

200 5 60 50 75 40

註1ESPElectrostatic Precipitator ESSElectro Static Scrubber WSWet Scrubber1資料來源Carlsson (1986)

47

除了傳統空氣污染物控制方式之外Uberoi (1991) 等人指出

在焚化高溫環境下控制重金屬之揮發相當困難利用固體吸收劑的添

加似乎是最經濟可行又有效的方式Ho (1991) 等人也指出重金屬

之排放控制可藉由兩種方式進行一是抑制重金屬化合物於燃燒過程

中之揮發作用如改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬之揮

發其中影響重金屬揮發之操作條件包括燃燒溫度燃燒室混合程

度燃燒室氧氣濃度與燃燒操作時間另一控制重金屬排放的方式是

使用固體吸收劑其吸附機制包括(1)在金屬蒸氣尚未形成金屬微粒

時藉由異相化學吸附反應或冷凝作用捕捉重金屬蒸氣(2)藉由吸收

劑與金屬微粒間之物理吸引力捕捉重金屬微粒而流體化床焚化爐因

可以提供固體吸收劑與重金屬化合物間最有效接觸與混合因此為最

適合此控制方式之反應器表 3-13 為採用活性碳噴入法除汞之實績

廠例

48

表 3-13 採用活性碳噴入法除汞之實績廠例Hg(mgNm3)

廠名空氣污染控制設備

噴入位置集塵器進口溫度() 去除前 去除後

去除效率()

瑞士Zurich 廠 SD+ESP SD 入口

140120120120115115110110

07840615028104570754043003570511

05590092002900370426005102040065

2985909244884387

丹麥Amager廠 SD+FF SD 出口

140140140140127127127

0204030302660917024202010209

0115004900340050004100240006

44848794808897

德國Kassel 廠 ESP+SD+FF SD 出口

137137137137137

11750440042402340389

07620229007500250068

3548828982

1瑞士丹麥及德國空氣污染物濃度之 O2 基準為 112ESP靜電集塵器SD半乾式洗煙法FF袋濾式集塵器3資料來源Nebel et al (1992)

49

32 焚化系統中酸性氣體的生成特性及控制

焚化系統中生成之主要酸性氣體包括氯化氫硫氧化物（硫酸）

氮氧化物（硝酸）酸性氣體的產生將對周圍環境造成腐蝕性傷害

如各種材質之腐蝕龜裂空氣品質的惡化能見度降低酸雨的生成

等等焚化過程中硫氧化物的生成通常來自燃料中的硫化物或廢棄物

中所含硫化物燃燒與氫氧發生反應而生成其產物有硫化氫硫酸

氣體等

台灣的都市廢棄物中含大量的塑膠類物質以及廚餘中大量的無

機鹽類其中 PVC 類塑膠以及無機鹽氯化物在適當的反應條件下會

產生 HCl 以及其他微量有機氯化物如氯苯（chlorobenzene）多氯聯

苯（PCB）等因此焚化後可能形成 HClchlororbenzene 等有害氣

體

焚化所產生的氮氧化物 NOx可以經由二條途徑生成（一）燃

燒反應所需空氣中的氮和氧在高溫狀態下反應而生成 NO通常燃燒

溫度愈高越容易發生這種情況所生成的 NOx稱為熱氮氧化物（二）

燃料中所含的各種氮的化合物燃燒時可能會被氧化生成 NO這種

情況所生成的 NOx 稱為燃料氮氧化物由於 NOx 通常不溶於水無

法直接被水吸收處理時通常會添加一些氧化劑使其易溶於水再

以鹼性物質去除NOx之控制方法除了半乾式噴霧塔之外就是使用

二段式燃燒排氣循環燃燒非計量燃燒水蒸氣或者水吹入以及

使用低 NOx燃燒器等

處理焚化廢氣中酸性氣體之方法可概分為濕式法（Wet

Scrubbing ）半乾式法（Semi-Dry Scrubbing）及乾式法（Dry Scrubbing）

50

等三大類型

濕式法的原理為吸收作用藉由氣相與液相之接觸使氣相中之

某種氣體物質因溶解而轉移至液相以達到分離目的所使用的鹼性

藥劑有 NaOH 溶液或 Ca(OH)2等必要時可在濕式洗滌塔中放置填充

材可提充廣大的接觸面積及較長的停留時間以增加去除效率

朱(1994)利用濕式洗滌塔探討除硫除氮吸收劑及添加物分

別為 NaOH 及 NaClO2操作因子包括 SO2濃度NOx濃度液氣

比NaClO2(SO2及 NOx)及 pH 值除氮效率主要受到液氣比及添

加劑之劑量等因子的影響除硫效率則受液氣比之影響較大下列

兩方程式使 NO 溶解性變大

OHClNOOHClONO

ClNOClONO

2322

22

2444

2

++rarr++

+rarr+minusminusminusminus

minusminus

由於 NO 之溶解度低提升去除效率的方法可分為（1）將

NO 氧化成 NO2--(即加氧化劑氣液相時皆可加例如KMnO4

NaClO2P4等無機過氧化物（2）利用金屬螯合劑和 NO 形成複合

物例如Fe2+EDTA(一般使用螯合劑時均為濕式法) (袁1993)

(Bedell)使用鐵錯合物所以使用錯合物與 NO 作用增加 NO 之

溶解度

( ) ( )( )

( ) ( ) )3(

)2(10

)1(10

223

2

7222

7252

262

2

productsNSEDTAFeSONOEDTAFe

KNOEDTAFeNOEDTAFe

KNOOHFeNOOHFe

ap

ep

+hArr+

=hArr+

=hArr+

+minus+

++

++

(1)(2)式有利於 NO 的溶解(3)式中又會把錯和溶解的 NO 分

解出來整體而言仍對去除 NO 有利發展技術須控制 Fe2＋之穩

定性及避免異常多和螯合物

半乾式法其原理是以鹼性吸收劑噴注於含酸性氣體的廢氣

51

中液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和反應而達到去

除酸性氣體之目的而液滴受高溫氣體之加熱而逐漸蒸發乾燥呈粉

狀顆粒物由後續之集塵設備去除

袁(1993)發現在鹼性吸收劑(CaCO3)中添加少量 KMnO4 或

NaClO2可有效提昇 SO2NO 之去除率但反而略微降低 HCl 之去

除效率 Ho et al(1992)在吸收劑中加入飛灰發現可增加除酸效

率因為飛灰中含有 SiO2Al2O3Fe2O3CaO 及 K2O 等火山灰成

份Paolo Davini(1996)指出火山灰成分中的 SiO2Al2O3Fe2O3

及 CaO 會與 Ca(OH)2 形成被認為可提高吸收劑利用率的反應性產

物此種反應稱為火山灰化反應（pozzolanic reactions）若以添加

物(界面活性劑及金屬螯合劑)來提昇噴霧乾燥塔之去除效率(袁

1993)結果顯示在 SO2單一氣體去除時陽離子性界面活性劑

金屬螯合劑及強氧化劑均可增加 SO2的去除效率在 NO 單一氣體

去除時添加金屬螯合劑會將 NO 去除但吸收劑乾燥後會將 NO

釋放出來所以 NO 去除效率會降低界面活性劑則為負面影響

在 HCl 單一氣體去除時界面活性劑金屬螯合劑對 HCl 的去除效

率的助益並不顯著

大部份有效的除硫方法都是基於化學反應因為硫會反應形成

可溶的硫酸鹽硫酸因此鹼性添加劑來防止腐蝕是需要的特

別是飛灰中的 Na2CO3因為飛灰與 Ca(OH)2會形成矽酸鈣(hydrated

calcium silicates)及鋁化鈣(calcium aluminates)

施(1993)以飛灰作為添加劑添加於氫氧化鈣泥漿中探討對二

氧化硫的去除效率的影響結果顯示飛灰加以研磨後因粒徑變

小可反應的表面積增加因而可提昇 SO2 去除效率濕度和鈣

52

硫莫耳比亦是影響二氧化硫去除效率的重要因素氫氧化鈣泥漿對

二氧化硫的去除效率會隨濕度和鈣硫莫耳比增加而增加但在相對

濕度 60 以上去除率增加不多

Juan Adanez 等人（1997）亦在吸收劑中加入 NaClKCl磺

酸鈣(Calcium Lignosulfonate(LGS))乙醇等添加劑來增 SO2的去除

率NaCl 可用來增加固膜的擴散性此外孔隙度及孔隙體積也扮

演一個重要的因素乙醇磺酸鈣皆可降低吸收劑的粒徑及減小孔

隙擴散阻力維持較高的比表面積及較長的反應時間以提昇 SO2

的去除效率

J Wang and T C Keener 則在吸收劑中加入吸濕性添加劑

NaHCO3NaClCaCl2及 Na(OH)2吸濕性添加劑影響除酸的機制

為降低吸收劑滴表面的水蒸氣分壓阻礙蒸發速率並維持微滴表面

的濕度

袁(1994)指出噴霧乾燥塔可串聯袋式集塵器同時去除 SO2 及

NOx噴霧乾燥塔下游之吸收劑在濾布表面上形成濾餅繼續去除殘

餘之氣體濾餅之去除效率隨當量比相對濕度過濾時間及入口

處酸性氣體濃度之增加呈增加趨勢

乾式洗滌法其原理係將鹼性固體粉末（鈣鈉基吸收劑）直接

藉壓縮究氣噴入煙管上某段反應器內與酸性廢氣充分接觸而達到

中和去除的目的

用乾式注射法為了能在低溫操作時去除最大量的 SO2因此需

要理想的吸附劑及操作條件如趨近絕熱飽和溫度當量比值單

一氣體或混合氣體相對濕度反應溫度與固定床高等

53

司洪濤等人(1996)指出當趨近絕熱飽和溫度愈低當量比值

愈高時由於噴嘴噴入較多的水量除了可形成較多的泥漿液滴提

供氣液接觸面積外當水份蒸發時亦增加廢氣中的濕度提高氣固

反應速率故所得去除效率愈高在 AT=10 及 SR=05~03 時

其 SO2 與 NO 之去除效率分別在 20 ~57 與 5 ~9 之間

司洪濤等人(1996)亦指出兩種氣體同時去除時由於 SO2 反

應性較強且對 Ca(OH)2表面及孔隙中的凝水份溶解度蝦高故反

應時傾向先和 SO2反應故在固定值時混合氣體中的 SO2可利用

的 Ca(OH)2較單一氣體時為多故 SO2之去除效率較 SO2單獨去除

時為高而 NO 則剛好相反又當 SO2與 NO 濃度比值漸增時SO2

的去除效率漸減而 NO 的去除效率則略有增加

然而司洪濤等人(1996)指出當量比值的增加雖然有助於酸性

氣體的去除但卻造成吸附劑的浪費廢棄物的增加及增加集塵設

備的除塵負擔

司洪濤等人(1996)亦指出於煙道氣下游噴入霧化水滴除了增

加相對濕度（亦即降低趨近絕熱飽和溫度）藉以提升氣固反應速率

之外尚可能與吸附劑發生碰撞而形成泥漿液滴一方面進行乾燥

程序另一方面與酸性氣體進行化學反應

EPRI-spon-sored Dry Sorbent Emission Control Program 指出

Ca(OH)2 與 SO2 在溫度低於 922 K 時快速的反應

Beittel R et al(1986)指出pressure-hydrated dolomite 與 SO2

反應的最佳溫度視窗分別在 1583 K~1367 K 與 922 K~700 K

G Centi et Al(1992)指出SO2的去除率在 250 ~350 間較

54

低但從經濟與動力學的觀點而言此區間卻較適合同時去除

SO2NOx

Centi et al(1992)JT Yeh et al(1985)JN Darguzas et al(1995)則

分別於各種爐床中（例如流體化床移動床）使用 CuO 及活性碳

作為吸附劑及觸媒

Shiqiu Gao et al(1996)指出轉換率會隨著砂床高度增加而增

加因為會增加吸附劑與氣體的接觸時間

司洪濤等人(1996)在自行設計之乾式煙道反應器（材質為

SS316L塔高 190 公分內徑 158 公分）中直接噴入乾燥粉狀

之氫氧化鈣吸附劑並在下游噴入霧化水滴此霧化水滴除了增加

廢氣濕度藉以提升氣固反應速率之外尚可能與吸附劑發生碰撞而

形成泥漿液滴所形成之泥漿一方面進行乾燥另一方面與酸性氣

體進行化學反應而酸性氣體則在上氣固及氣液化學反應過程中被

去除

Donald E Wolf and James P Seaba(1994)亦將乾式石灰定期地注

入於袋式集塵器上游的煙道氣中使石灰與 SO2 順著煙道氣的流動

而沈澱於濾袋上進而形成濾餅以繼續進行二次反應由於濾袋

表面積大使得氣體流速減少而增加了顆粒的停留時間進而提

高去除效率

Shiqiu Gao Nobuyoshi Nakagawa et al(1996)則利用氧化銅或

氧化鐵為催化劑WO3TiO2 為觸媒同時去除煙道氣中的 SO2 及

NOx由於只有細顆粒(催化劑觸媒)可連續地自爐床中揚起而粗

顆粒(石英砂)則可防止細顆粒凝聚且細顆粒較流體化氣體有數百

55

倍的停留時間因此當 CaS=3T=800~950 時轉化率非常高

酸性氣體控制上一般以鹼性物質去除傳統的煙道氣濕式洗

滌法除硫效果良好但缺點為 NO 的去除效果很差由於 NO 水

溶性甚低若要使用此法則須加以修正且氧化及螯合均有許多

的不穩定性造成氧化劑及螯合劑的浪費而且洗滌水大部份為酸

性必須再經處理半乾式噴霧乾燥系統採用濕式霧化進料霧

化液滴中的鹼性吸收劑與酸性氣體進行吸收與中和同時液滴也會

將煙道氣中的飛灰去液滴中的水分因受高溫氣體的加熱而逐漸蒸

發呈粒狀顆粒物同時因添加劑的添加造成微粒的表面不規則

增加了吸收劑微粒的表面積提供更多重金屬微粒附著另外飛

灰中的矽化物可提高泥漿的分散性並與吸收劑反應形成反應性的

產物更易與 SO2反應而提升除酸率氯化鈣的添加亦有助於酸性

氣體的去除半乾式系統具有較濕式簡單用水量少造價低而具

整合性的防治技術可同時處理各種氣體污染物又無二次污染的

問題故適合廣泛的研究推廣

33 焚化系統中有機污染物的生成特性及控制

燃燒不完全受到燃燒熱力學及動力學上的限制因此焚化過程

中會產生微量的有機物尤其是列入法規管制的高分子環狀芳香烴

化合物 PAHs PCDDsPCDFs 等（Menzie 1992蔣 1991）PAHs

及 Dioxin 等有機污染物多為脂溶性如果不加以分解破壞而任其溶

入人體內便會產生致癌性（Benestad 1990Charles 1992）所以

如何有效的來控制這些二次污染物便成為焚化爐設計上的重要因

子

56

前述污染物中粒狀物質是以巨觀體積的凝集態存在可用捕

集濾除的方式來去除例如洗滌塔袋濾式靜電式集塵等對

於 PCDDsPCDFs 而言袋濾式集塵器較靜電集塵器去除效果佳其

主要原因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去除廢氣中之

PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低速度愈慢

其效果愈佳表 3-14 為混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除

率調查表粒狀物以外之污染物則是以分子態存在可用冷凝

焚化觸媒氧化吸收吸附等方法來加以控制其中又以吸附為

最佳操作方法（Ruddy 1993）其中冷凝是針對濃度極高露點在常

溫以上或常溫附近之物質若濃度太低或露點太低皆不適用冷凝方

法且冷凝後恐易造成設備的腐蝕而焚化或觸媒氧化是對可以燃

燒之污染物將其破壞或氧化成惰性物質污染物濃度需達一定量以

上才符合經濟效益（吳水欽 1995）吸收是一種具選擇性的氣液相

物質輸送有濃縮的特性與功效但仍有許多限制如需平衡參數

填充床可能被阻塞需處理廢水對有機物（非極性物質）去除效

率不高等缺點所以吸附技術是控制有機物排放的最佳選擇

有關焚化產生污染物特性之研究方面蔣（1991）等人研究 PS

塑膠添加金屬氯鹽在不同的焚化溫度下所產生的 PAHs顯示 PS 塑

膠在氧氣不足的焚化條件下生成的 PAHs 會經生物體內代謝活化轉

變成更具致突變性產物魏（1994）等人以流體化床焚化爐處理有

機污泥並控制溫度及空氣量探討 PAHs 的生成實驗結果顯示於

550之缺氧焚化條件下可測得 PhAAnT 及 FluA而其他條件

下只發現 AnTPAHs 之濃度不論在 550 或 650 皆隨著空

氣量的減少而有增加現象尤其在 550 時較顯著

在 PAHs 的特性研究方面Charles（1992）等人研究指出焚

57

化產生的多環芳香族碳氫化合物對生物具有高致癌性和致突變性

且焚化爐所排放的有機污染物其致突變能力與 PAHs 的量有正相關

性（Benestad1990）在進料組成的影響方面若進料中有重金屬存

在時會催化或抑制 PAHs 的生成（Wey 19961997）而焚化中若

以柴油為輔助燃料時柴油即是生成 PAHs 的一大主因（Li 1994）

而重金屬對有機物 PAHs 形成的影響方面（魏 1995）指出飛灰

上金屬鉛鉻的存在提供了 PAHs 反應的活性位址鉻的存在更促成

了五六環結構之 PAHs 的生成飛灰上鋅鎘含量的增加提供更多

的吸附位址使氣相中低環的 PAHs 與飛灰碰撞時被強烈的吸附在粒

狀污染物上焚化過程中若有過剩的氧會促進 PCDDFs 的形成

（Dickson 1992）而金屬 FeSn 及氯化物的存在下會催化

PCDDsPCDFs 的形成（Halonen 1995）

58

表 3-14 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDsPCDFs 去除率調查表集塵器出口濃度(ngNm3)

廠名廢氣處理流

程

集塵器進口

溫() 進口 出口

去除效率

()

Dayton ESP 279 214 14500 --

North

AndoverESP 313 245 362 --

Peekskill ESP 215 11432 9570 154

Pinellas ESP 280 54 100 --

Quebec DI+FF 204 1638 733 996

Quebec DI+FF 140 1176 049 999

Quebec DI+FF 121 1007 ND 1000

Quebec DI+FF 110 456 243 995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643

Biddford SD+FF 137 903 438 995

Commerce SD+FF 132 545 473 959

Mid

ConnecticutSD+FF 133 1019 066 999

Quebec SD+FF 140 2311 126 999

資料來源Mcgrath et al (1992)王 (1997)

傳統上常用的吸收劑有活性碳矽膠活性氧化鋁碳分子篩

沸石等其中前三者屬非結晶性結構後兩者則屬結晶性結構而不

同的吸收劑具有不同的功用在工業上大量使用吸收劑來控制有機物

的排放及回收以活性碳及沸石在此介紹兩者吸收劑的吸附特性

(1)活性碳（Activated carbon）活性碳為一多孔性碳體之集合性名稱其製造可經由碳體之反

59

應性氣體處理或將含碳物質碳化（carbonization）然後以化學處

理之活化（activation）主要原料為煤和椰子殼其具有相當特殊的

孔洞結構比表面積可高達 1000 m2g 以上此乃因孔洞結構屬於微

孔性平均孔洞小於 20 macru且具非極性表面活性碳基本上可分為

粒狀活性碳（GAC）和粉狀活性碳（PAC）因考慮壓力損失等能量

消耗及製造技術之限制在空氣淨化上常用 GAC（蔡 1993）吸附

能力與活性碳的物性孔洞結構及表面化學等性質有關被吸附物

質分子量愈大愈易被吸附溫度對吸附有著密切的關係溫度愈高

愈不利於吸附（蔡 1993Suzuki 1990）且濕氣的存在會降低活性

碳對有機物的吸附能力碳表面所含的氧化物及灰分會增進水蒸氣

或其他極性物質的親和力降低有機物及其他非極性物質的吸附

（Tsai and Chang 1994Gong 1993）Richard（1984）以 Filtrasorb 400

活性碳吸附水中 11 種 PAHs結果分別以 Henryrsquos lawLangmuir

BETFreundlich 及 Redlich-Peterson 五種不同的吸附方程式來描述

結果顯示活性碳對 PAHs 的吸附效果良好此外活性碳對 PAHs

的吸附效果也比對其他疏水性有機物來得好

Afzal（1993）活性碳含金屬物質（NiCuZnCd）吸附有機

物蒸氣之熱力研究結果顯示活性碳的表面積會因金屬的加入而減

少但這些金屬顆粒卻提供了活性的吸附位址可有效的吸附極性物

質增加有機物蒸氣的吸附並非熵（entropy）的效應而是與焓

（enthalpy）有關且吸附時高焓值易形成化學性吸附Dimotakis

（1995）將 ACCs 經過氨氧化及氯化處理使其帶鹼性酸性及極性

提高其對 VOCs 的吸附並以丙醛丙酮甲苯作為實驗用之 VOCs

在 ACCs 的結構上 NOCl 元素與 ACCs 產生化學鍵結合其中氯

化及氧化的處理減少 ACCs 的表面積總孔洞體積及微孔體積而以

60

氨處理結果卻增加 ACCs 的孔隙度在吸附特性上ACCs 表面經氧

化（oxidized）處理後對 25~50 ppmv 的乙醛及丙酮的吸附能力提高了

500 及 350 在 1000~500 ppmv 下則提高了 130 及 75而對

苯而言經過以上的化學處理皆會增加其吸附能力以活性碳通入煙

道氣中來控制由焚化都市廢棄物所產生之 HgCl2在 150的操作溫

度氣相濃度 1 mgm3 下活性碳可吸附到大量的 HgCl2而含 Na2S

的活性碳有助於增加吸附 HgCl2 的含量（DKaratza 1996）

(2)沸石（Zeolites）沸石為孔骨架結構矽鋁酸鹽結晶體含有鹼金屬與鹼土金屬的

水合矽鋁化合物主要之結構是以矽四面體 SiO4所構成之三度空間

晶體在沸石結構中有些矽可被三價鋁同構置換（isomorphous

substation）於是整個結構由 SiO4和 AlO4以各種規則之排列方式

共有氧原子而結合在一起具有下列特徵1可承受較高溫度不會

改變結構2可吸附特定大小污染物3吸附量大4可進行選擇性

吸附5高溫低壓下仍具很強吸附能力6吸附能力不受水汽影響

當氣流中相對濕度大於 50 沸石受水汽的影響遠低於活性碳沸

石成分矽鋁比越大吸附量亦愈大BET 表面積較大之沸石其吸附

量亦愈大粉末狀沸石吸附能力大於顆粒狀沸石但壓損較大Y

式沸石對 VOCs 吸附能力較 A 式為大（鄭 19931995）

以 NaX Zeolit 進行苯甲苯三甲苯四甲苯NaP六甲苯

dimethylnaphthalene 及 AnT 之平衡等溫線和等壓線亨利常數吸

附熱和完整之等溫線也被廣泛研究高分子量有機物之吸附等溫線

近似 Langmiur 形式其飽和能力接近 1 moleculecage吸附熱的增

加與有機物含碳數成線性關係相同碳數的芳香化合物在等溫線或

吸附熱會出現些微不同（Douglas 1993）

61

331利用吸附技術控制廢氣排放之實例

日本應用噴注式吸附法控制煙道氣中 PCDDsPCDFs 的排放

將粉狀活性碳噴入煙道氣中再經由袋式集塵器收集操作溫度為

160~220 結果測得煙囟內 PCDDsPCDFs 的含量低於 01

ngm3N-TEQ去除效率達 98 以上若只採用袋式集塵器收集而

無活性碳則去除效只達 83 可見活性碳有助於有機物的去除

除有機物外對 Hg 蒸氣及酸氣亦有去除效果（TŁujima 1996）

在歐洲國家有實廠採用活性碳床控制焚化廢氣之排放其中

Hartenstein（1994）學者指出利用活性碳床（ACR）及選擇性還原

反應器（SCR）來控制煙道氣中污染物的排放在一實際有害廢棄

物焚化廠的洗滌塔後裝一活性碳床（操作溫度 120~150 ）及選擇

性還原反應器用 impinger 採集酸氣體及金屬揮發物XAD-2 樹脂

吸附高分子有機物VDI method 3482 取揮發性有機物再進一部

分析結果發現排放廢氣中有機物重金屬及酸性氣體皆有明顯減

少趨勢且許多歐洲國家已規定使用此控制技術來淨化廢氣的排放

瑞士及丹麥許多焚化廠於袋式集塵器前噴入活性碳吸收劑控制

污染物的排放結果顯示對污染物的去除效果良好其中對汞的去

除率約可達到 80 以上（孫 1993）

62

34 總結

根據以上的文獻得知焚化廢氣中所含有的污染物大致上可分

為粒狀污染物重金屬酸性氣體及有機性氣體等而這些污染物

控制除了從操作條件著手外還必須有設備上的配合各污染物的控

制設備分別為

粒狀污染物旋風集塵器袋濾式集塵器靜電式集塵文式洗滌塔

重金屬乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔袋濾式集塵器

活性碳噴入

酸性氣體乾式洗滌塔半乾式洗滌塔濕式洗滌塔

有機性氣體文式洗滌塔袋濾式集塵器靜電式集塵活性碳床

63

第四章 廢氣控制設備組合之評估

焚化處理已成為目前國內外廢棄物處理的主軸然而儘管焚化處

理具有無害化減量化資源化安定化等優點不僅能回收垃圾成

份中具有再生利用的物質且能將廢棄物體積減至約 110 的體積而

增加掩埋場的使用年限但卻仍有其缺點如二次污染物的產生這

些二次污染物包含粒狀物酸性氣體重金屬揮發有機氣體等若

未加以處理不但會造成空氣污染亦會對人體健康造成重大的傷

害而除了對燃燒條件可加以控制外另外更需要加裝空氣污染防治

設備來處理二次污染物

去除二次污染物的防治設備包括靜電集塵器袋濾式集塵器乾

式半乾式及濕式洗滌塔等防治設備而目前國內外最常使用的組合

為乾式(半乾式)洗滌塔+袋濾式集塵器及靜電集塵器+濕式洗滌塔此

外為了有效去除重金屬揮發物也會添加活性碳氯化鈣(CaCl2)及

Na2S 等化學藥劑來提高重金屬及有機物的去除效率

由國內外發展的趨勢來看為了減少廢水的排放及達到日益嚴格

的排放標準目前國內外的防治設備多為半乾式洗滌塔及袋濾式集塵

器的組合且處理設備已普遍應用於歐美及日本各國對空氣污染的

防治效能極佳

41 國內外焚化廠設備規模及處理概況

台灣地區早期規劃的焚化爐皆為機械式爐床且空氣污染控制設

備多為靜電集塵器+濕式洗滌塔此控制設備因在過去十餘年已廣泛

使用於日本及歐洲之中大型焚化廠且空氣污染防治性能優良技術

充份成熟因而基於技術成熟度及為確保有效可靠運轉因此多採用

64

靜電集塵器+濕式洗滌塔控制設備但因有洗煙廢水處理及廢氣再加

熱等缺點且可能造成戴奧辛再次生成因此近幾年來台灣地區新設

計之控制設備都已趨向半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此控制設備的

優點為操作維護較簡易不產生洗煙廢水空氣污染防治性能優良

等缺點則為產生較多之飛灰及反應物最近已廣泛被應用於日本及

歐洲焚化廠此處理流程對 1 microm 以下之細微粒狀污染物其收集效

果極佳至於重金屬及微量有機物化合物之去除也可達一定之去除效

果若再輔以活性碳噴入系統則對重金屬及有機物之去除效果更佳

台灣地區近年來也常在廢氣處理系統中加入活性碳噴入系統及選擇

性非觸媒還原法來增加有機物及 NOx的去除效率然而半乾式洗滌塔

其霧化條件的控制實屬不易常為人所垢病因此近年來亦有一些新

設廠改採乾式洗滌塔為其脫硫設備

目前台灣地區已完工運轉中的焚化廠計有台北市內湖廠木柵

廠北投廠台北縣新店廠樹林廠及台中市等六個廠此外另有

15 個廠正陸續興建完成中其處理垃圾量分別在 500~1500 噸不等

而所使用的控制設備則多為半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器表 4-1 即

為台灣地區目前已完工運轉之六個焚化廠六個廠的設計皆為機械爐

床式焚化爐且設計的熱值都在 1500 仟卡公斤左右但由於近年來

垃圾熱值明顯有提高的趨勢因此每日的進料量通常都低於原先的設

計量至於所使用的空氣污染控制設備以內湖及木柵廠而言為靜電

集塵器+濕式洗滌塔而北投廠及台中廠乃使用半乾式洗滌塔+袋濾式

集塵器新店廠及樹林廠則使用乾式洗滌塔+袋濾式集塵器可見國

內在控制設備上也漸漸趨向(半)乾式洗滌塔+袋濾式集塵器此外也

都陸續添加活性碳來增加有機物及重金屬汞的去除效率

65

表 4-1 台灣地區已完工運轉之焚化爐相關比較資料

廠名 爐型 設計的熱值(仟卡公斤) 規模(噸日) 產生之廢氣量(Nm3hunit) 控制設備組合台北市內湖廠

機械爐床水牆式焚化爐

1350 3(座)times300 70000 EP+WS

台北市木柵廠

機械連續式焚化爐

1600 4(座)times375 72000 EP+WS

台北市北投廠

4(座)times450 110000 SD+FF

臺中市 機械爐床水牆式焚化爐

1500 3(座)times300 56000 SD+FF+AC

台北縣新店廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 2(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

台北縣樹林廠

機械爐床水牆式焚化爐

1548 3(座)times450 90000 CYC+Dry+AC+FF

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器

Dry乾式洗滌塔

資料來源環保署全球資訊網1994 年環境工程會刊第五卷第四期 P49-58

66

國外將焚化爐應用於垃圾處理上行之以久其中美國歐洲等先

進國家焚化技術開發約始於 60 年代亞洲則以新加坡及日本發展最

早日本因掩埋土地不易尋求故垃圾處理以焚化為主焚化爐型式

早期以固定式及機械爐床式為主近年來則陸續發展流體化床焚化

爐表 4-2 即為日本兩座流體化床焚化爐之操作條件流體化床爐內

由於空氣帶動固體不停地翻滾或流動氣體與廢棄物接觸面積大

混合效果好熱傳效率佳溫度的分佈相當均勻因此燃燒效率相當

高而且可在爐內直接加入酸性氣體吸收劑增加酸性氣體的去除效

率唯一需注意的是廢棄物進入爐內之前需先經過破碎由於流體化

床具有上述之優點因此已成為近年來國外常用的新型焚化爐其中

日本在這一方面技術已發展相當成熟

67

表 4-2 國外流體化床焚化爐相關操作條件

廠名 爐型 操作條件 空氣污染控制設備 污染物排放量

日本 Chiba 流體化床焚化爐 處理容量 210 TD

爐中燃燒溫度 600~630

廢熱鍋爐溫度 520

冷卻塔溫度 300

靜電集塵器入口溫度220

洗煙塔

靜電集塵器

飛灰0005 gm3

SOX5 ppm

HCl16 ppm

NOX5 ppm

日本 Shiga 流體化床焚化爐 處理容量180 TD

(90 TDtimes2)

半乾式洗煙塔

靜電集塵器

粒狀物0029 gm3

SOX10 ppm

HCl79 ppm

NOX57 ppm

資料來源張1997

68

42 不同控制設備組合對重金屬及酸性氣體去除效率之影響

表 4-3 為不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較由表中可

得知不論使用何種控制設備組合(濕式洗滌塔半乾式洗滌塔+靜電集

塵器或靜電集塵器+濕式洗滌塔)對重金屬 Hg 都可達到一定的去除效

率(70 以上)濕式洗滌塔及靜電集塵器+濕式洗滌塔甚至可達到 90

以上的去除效率

對酸性氣體去除效率方面一般酸性氣體去除系統(乾式半乾式

及濕式洗滌塔)對 SOxHCl 及 HF 都可達一定的去除效果使符合法

規的要求唯獨對 NOx的去除效率相當低因而通常會使用選擇性非

觸媒還原法或選擇性觸媒還原法來增加 NOx的去除效率表 4-4 即為

不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較表中無論使用乾式或濕式

洗滌塔對 SOx的去除率都可達 80 以上而利用選擇性非觸媒還原

法或選擇性觸媒還原法對 NOx的去除率則可達 50 上下另外也有

實廠直接在流體化床中添加觸媒及吸附劑可同時對 SOx及 NOx達相

當高的去除效率此法在未來或許可具相當大的發展性

69

表 4-3 不同控制設備組合對重金屬去除效率之比較

廠名 控制設備 操作條件 進入控制設備前的重金屬濃度(mgNm3) 去除效率()

日本練馬 靜 電 集 塵 器 + 濕 式 洗 滌 塔

(CuCl2 及螫合劑添加)

Hg0221 90

瑞士 Base 濕式洗滌塔 Hg0234 92

瑞士 Zurich 半乾式洗滌塔+靜電集塵器 集塵器進口溫度 120 Hg0451 89

法國 Lyon-Sud 濕式洗滌塔 Hg0459 87

法國 Lyon-Noud 濕式洗滌塔 Hg0255 72

丹麥 Amager 半乾式洗滌塔+袋濾式集塵器 集塵器進口溫度 127 Hg0217 88

德國 Kassel 靜電集塵器+半乾式洗滌塔+袋

濾式集塵器

集塵器進口溫度 137 Hg0349 84

Avesta 濕式洗滌塔+靜電集塵器 Hg275 Cd2375

Pb675 (11 O2)

Hg80 Cd42

Pb284

資料來源孫1993

70

表 4-4 不同控制設備對酸性氣體去除效率之比較控制設備 操作條件 進入控制設備前的污染物濃度

(mgNm3)去除率() 設備費

SNCR(選擇性非觸媒還原法)

廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 850~1050

NOx150 ppm 25~35 (105 ppm) 設備成本 700~1000 萬元操作成本 130~220 萬元年

SCR(選擇性觸媒還原法) 廢氣量 80000 Nm3hr爐廢氣溫度 200~450

NOx150 ppm 60~75 (50 ppm) 設備成本 3000~5000 萬元操作成本 140~190 萬元年

噴霧乾燥法 吸附劑Ca(OH)2

添加劑NaOH700 mgL廢氣流速及入口溫度42 m3min150

SOx2500 ppm 86

半乾式洗滌法(噴霧乾燥脫硫)

入口氣體溫度 160Ca(OH)2 泥漿 15流量 6 mlmin忝加劑飛灰飛灰Ca(OH)2=31

SOx650~2150 ppm 73

乾式噴霧塔+ESP 吸收劑Ca(OH)2乙醇混合物碳酸氫鈉添加劑氨吸附劑注入溫度367~589 KCa(OH)2SO2=15~252NaHCO3(SO2+2NO)=05~25

SOx600~2000 ppmNOx240~600 ppm

SOx90 NOx72

powder-particle 流體化床反應溫度1023 KCaS=3平均粒徑5 microm固定床高03 m氣體流速1 msec

SOx500~1000 ppm SOx100

powder-particle 流體化床內添加觸媒(particle)TiO2WO3

及吸附劑(powder)CuOFeO反應溫度600 sorbentS=3固定床高03 m

SOx300~1000 ppmNOx500 ppm

SOx80 NOx95

濕式洗滌塔中黃磷 LG30~100 galminPNO06

SOx1500~2500 ppmNOx60~600 ppm

SOx95 NOx90

資料來源司等人1996Dennis Helfritch 等人1992Shiqiu Gao 等人1996J WANG 等人1996 Chang SG等人1992

71

43 不同控制設備組合對戴奧辛去除效率之影響

國內焚化爐在行政院環保署於民國八十六年八月六日發佈「廢

棄物焚化爐戴奧辛管制及排放標準」後也面臨戴奧辛排放管制要求

因此須運用各類可行的戴奧辛控制技術以期能減少焚化爐戴奧辛的

排放量降低其危害性根據國外文獻可知國外目前對於降低焚化

爐廢氣中戴奧辛的排放濃度控制技術主要有二次高溫燃燒抑制劑

的添加活性碳吸附急速冷卻系統化學氧化等均能有效控制戴奧

辛的排放量(Townsend1995李1996)

一般而言焚化所產生的戴奧辛主要來源有1垃圾成份2爐內燃

燒不完全形成3爐外低溫再合成(王1997)因此卻有效控制焚化

爐 PCDDsPCDFs 排放量的方法不外乎下面四項1力行垃圾分類

減少焚化含有戴奧辛的成份2避免燃燒不完全3防止爐外低溫合

成4利用後續污染控制設備來降低戴奧辛的排放量

垃圾成份原本就相當複雜尤其是普遍使用之除草劑殺蟲

劑農藥等有機溶劑皆含有 PCDDsPCDFs 有機物質因此在實行垃

圾分類上除力行回收有機溶劑外應屬減少戴奧辛的生成及去除戴奧

辛的排放兩方面著手較為實際在避免燃燒不完全方面垃圾成份中

所含之 CHONS 等元素在焚化過程中若未加以燃燒破壞

可能會產生一些易產生戴奧辛之前驅物不僅難以破壞已經形成之

72

PCDDsPCDFs 更有助於 PCDDsPCDFs 的生成故可從燃燒完全的

基本條件著手如燃燒溫度含氧量停留時間混合程度水汽含

量來加以控制爐外低溫再合成方面燃燒不完全之氯苯氯酚等前

驅物隨焚化廢氣排出燃燒室可能為廢氣中飛灰之碳元素所吸附並

在特定的溫度範圍內(250~400 尤其在 300 時最顯著)在飛灰

顆粒所構成之活性接觸上被金屬氯化物(CuCl2FeCl2)催化反應生

成 PCDDsPCDFs(王1997)其控制方法仍需從燃燒的基本條件來著

手若排放的焚化廢氣仍無法符合排放標準則必須從空氣污染防制設

備來尋求解決的辦法目前最常使用的控制設備組合包含乾式或半乾

式洗滌塔+靜電集塵器(或袋濾式集塵器)及靜電集塵器+濕式洗煙

塔另外亦可加上活性碳噴入法各控制設備組合各有其優缺點將

於下列敘述比較之曾有文獻(王1997)指出以 GCP(good combustion

practice)+半乾式洗煙塔+活性碳噴入法+袋濾式集塵器之組合較佳

且增加之初設費用亦不高歐洲已有成功的實例因此未來國內之

新舊廠可評估此組合之可行性以改善戴奧辛之排放量

近年來研究焚化爐排放戴奧辛的相關文獻大都將重點擺在煙道

排氣中戴奧辛的濃度少數研究甚至包含飛灰底灰中戴奧辛濃度的

相關資料最近有文獻針對實際運轉中之都市廢棄物焚化爐飛

73

灰底灰及煙道排氣中戴奧辛含量作統計表示在一般廢棄物焚化爐

排放戴奧辛的流佈上仍集中於飛灰與煙道氣之中而底灰內的戴奧

辛含量則相對顯得較不重要(鍾1997)不同地點不同性質的焚化爐

其污染程度往往亦有很大的差別甚至有高達百倍以上的差距造成

如此大的差異的原因主要是焚化爐的操作方式如操作溫度過剩空

氣量氣體停留時間垃圾組成等特別進料是否預先經過篩選對

於焚化爐排放戴奧辛的濃度有決定性的影響表 4-5 為國外學者所歸

納之排放出最少量戴奧辛的焚化爐操作條件

表 4-6 為國內實際運轉中之焚化爐所使用之相關空氣污染控制

設備及戴奧辛排放之相關資料由表中可看出 B 廠除酸設備在粒狀

物除塵設備之後氣流未經除酸過程使得 HCl 濃度較高導致灰份上

較多戴奧辛生成且靜電集塵器操作溫度通常落在戴奧辛生成溫度

250~400 之間另外靜電集塵器之高壓電可能使前驅物在 ESP 內

進行異相催化反應及 de novo 合成反應(黃1998)故導致 B 廠不僅

無法去除 PCDDsPCDFs相反有增加 PCDDsPCDFs 排放的趨勢

文獻中也指出 B 廠之 ESP 若換成 Baghouse 則可大量減少戴奧辛的排

放量E 廠之 PCDDsPCDFs 排放量為 DEF 三廠中最高可能因

素為 E 廠之靜電集塵器操作溫度落在戴奧辛生成溫度 250~400之

間F 廠為實際運轉之大型焚化爐燃燒效率較佳故排放量較低且

74

產生之戴奧辛多為毒性較低之 PCDDsPCDFs而 DE 廠為試燒之

小型焚化爐故產生之戴奧辛多為高毒性之 PCDDsPCDFs因此籌

建焚化廠時建議選擇燃燒效率較佳之大型焚化廠文獻中曾指出添加

PVC 會造成廢氣中 HCl 濃度增加又 HCl 會影響 CO 氧化成 CO2的

速率故當 PCDDsPCDFs 濃度增加時CO 濃度也較高(黃1998)

又指出焚化中含碳量含氯量重金屬(以 CuZn 最明顯)愈高戴

奧辛愈易形成而粒徑愈小的灰份 Dioxin 濃度愈高同時其灰份愈

不易被空氣污染控制設備去除故 Dioxin 排放量較高而氯鹽隨粒

徑增加有減少趨勢與 Dioxin 隨粒徑增加有減少趨勢相符

表 4-7 為國外幾個實際運轉中焚化廠 PCDDsPCDFs 去除效率之

調查資料由表中得知廢氣進入集塵設備內引發rdquo爐外低溫再合成rdquo

現象使得 PCDDsPCDFs 之去除效率降為負值而袋濾式集塵器較

靜電集塵器去除效果佳可能是因為濾袋表面的飛灰層能協助吸附去

除廢氣中之 PCDDsPCDFs在理論上廢氣通過濾袋之溫度愈低

速度愈慢其去除效果愈佳

75

表 4-5 國外焚化爐排放戴奧辛最少之操作條件(鍾1997)項目 運轉條件

燃燒區二次燃燒溫度氣體停留時間

煙道氣 CO 之濃度(乾基)燃燒區氧氣含量(乾基)

gt攝氏 1000超過 15 秒

目標值lt20 ppmv最高值 70 ppmv6 plusmn10 以上

後燃燒設備鍋爐

噴灑石灰用量

袋濾室出口溫度

經常清理SD15~2 倍劑量比乾石灰2~3 倍劑量比

135~165

表 4-6 國內實際運轉中之焚化爐戴奧辛排放之相關資料(凌1995李1996鍾1997黃1998)

廠名 焚化爐型式 控制設備 Dioxin 排放A 廠 大型焚化爐 Cyclone+乾

式+Baghouse56~66去

除率B 廠 大型焚化爐 ESP+濕式 402~558

增加率C 廠 大型焚化爐 半乾式

+Baghouse排放量BgtAgtC

D 廠 試燒小型焚化爐 -E 廠 試燒小型焚化爐 ESPF 廠 大型焚化爐 -

排放量EgtFgtD

76

表 4-7 混燒式都市垃圾焚化廠 PCDDPCDF 去除效率調查(王1997)集塵器進出口濃度

(ngNm3)廠名廢氣處理

流程集塵器進口溫度() 進口 出口

去除效率()

DaytonNorth Andover

PeekskillPinellas

ESP

279313215280

214245

1143254

14500362

9570100

--

154-

QuebecQuebecQuebecQuebec

DI+FF

204140121110

163811761007456

733049ND243

996999

1000995

Millbury SD+ESP 123 170 592 643Biddford

CommerceMid

ConnecticutQuebec

SD+FF

137132133

140

903545

1019

2311

438473066

126

995959999

999

77

44 空氣污染防治設備組合比較

表 4-8 為台灣地區目前已完工運轉或正陸續興建完工中之 21 座焚

化廠由表中可看出台灣地區早期裝置於焚化爐後之空氣污染防治設

備主要為靜電集塵器+濕式洗滌塔此設備組合的煙氣設計條件對重

金屬去除上並無特別要求對粉塵的去除效率上也要求不高(僅 30

左右)對酸性氣體的去除則可達到 80 以上(NOx 除外)隨法規的

要求愈來愈嚴格後來陸續興建的焚化爐多以半乾式洗滌塔搭配袋濾

式集塵器為主此設備組合預期對粉塵的去除效率可達 99 以上

對酸性氣體則可提高至 90 以上對重金屬的去除也都可達到法規

的要求唯對 NOx 去除效果可能不太理想因此通常會加上活性碳

及無觸媒脫硝設備來加增加有機物及 NOx 的去除效果而以設備費

用來看每個廠的煙氣處理費都約占全廠費用的 110為 2~4 億不

等表 4-9 則為國外 5 座 FKHTNER 德國總公司在世界各地最近剛完

工運轉之焚化廠煙氣處理設備相關資料表中可看出國外所採用的控

制設備組合都較國內嚴謹因而無論是去除酸性氣體或去除重金屬的

效果都較國內佳但國外這五座廠的煙氣設備費卻都占全廠費用約

14 左右高出國內約 2~3 倍的價格另外因國內垃圾分類尚不及國

外普及因而不易回收垃圾成份中可再生利用之物質故相較之下

國內在生廢氣中重金屬污染物的濃度皆較國外高

78

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 內湖 木柵 新店 樹林 台中市爐數及容量(td)

3times300 4times375 2times450 3times450 3times300

設計煙氣條件(inletoutlet)

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA NA NA NA NA NA NA NADust 70 70 70 50 10000 20 10000 20 8000 50HCl 2000 80pp

m1200 60 1300 80pp

m1300 80pp

m1200 60

SOx 350 300 350 50 500 80 500 80 350 50HF 30 5 30 5 50 3(total

F)50 3(tot

al F)30 5

NOx 200 200ppm

200 200 250ppm

250ppm

250ppm

250ppm

200 200

CO NA NA NA NA 150 150 150 150 NA NAHg NA NA NA 01 1 03 1 03 NA 01Cd NA NA NA 01 4 01 4 01 NA 01Pb NA NA NA 2 NA 1 NA 1 NA 15As NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NACr NA NA NA 05 NA 05 NA 05 NA NAZn NA NA NA 3 NA 1 NA 1 NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

EP+WS EP+WS CYC+Dry+AC+FF

CYC+Dry+AC+FF

SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

23 億 34 億 43 億 27 億

全廠費用 24 億 439 億 38 億 45 億 40 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢氣量 72000 Nm3hr操作溫度 220~250

廢 氣 量90000 Nm3hr

廢 氣 量90000Nm3hr

廢 氣 量56000Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔

AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧

SC煙氣洗滌塔(只噴水) Dry乾式洗滌塔 NAno data available

資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問

1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

79

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 嘉義 仁武 溪洲 崁頂 后里爐數及容量(td)

2times150 3times450 2times450 2times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 6000 20 8000 30 8000 30 5000 20 8000 30HCl 900p

pm20ppm

1300ppm

30ppm

1300ppm

30ppm

1200ppm

25ppm

1300ppm

30ppm

SOx 750 72 300ppm

35ppm

300ppm

35ppm

200ppm

30ppm

300ppm

35ppm

HF 25 07 NA NA NA NA NA 2 NA NANOx 150p

pm150ppm

120ppm

120ppm

120ppm

120ppm

NA 100ppm

120ppm

120ppm

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

NA 60ppm

80ppm 80ppm

Hg 07 006 NA 02 NA 02 NA 01 NA 02Cd 2 006 NA 01 NA 01 NA 01 NA 01Pb 30 06 NA 05 NA 05 NA 06 NA 05As 07 04 NA NA NA NA NA NA NA NACr 2 04 NA NA NA NA NA NA NA NAZn 75 11 NA NA NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

NA NA NA NA NA

煙氣處理設備

SD+AC+FF SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

04 億 218 億 24 億 20 億 24 億

全廠費用 16 億 4723 億 317 億 303 億 321 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量70000 Nm3hr

廢 氣 量115260 Nm3hr

廢 氣 量120000 Nm3hr

廢 氣 量119714 Nm3hr

廢氣量 120000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

80

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 基隆 宜蘭 台南 北投 八里爐數及容量(td)

2times300 2times300 2times450 4times450 3times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

11-O2mgNm3

6-O2mgNm3

10-O2mgNm3

Dioxin NA 011ngNm3

NA 011 ngNm3

NA NA NA 015ngNm3

NA NA

Dust 8000 20 8000 20 88000 20 8000 30 10000 10HCl 1200

ppm25ppm

1300ppm

25ppm

1467 18ppm

1200 25 1500ppm

50ppm

SOx 200ppm

30ppm

300ppm

30ppm

550 73 350 35 500 100

HF NA 2 NA 2 55 07 30 1 50 2NOx 105p

pm105ppm

105ppm

105ppm

145ppm

145ppm

200 NA 370 370

CO 80ppm

80ppm

80ppm

80ppm

58ppm

58ppm

NA NA 100 100

Hg NA 02 NA 02 15 007 1 0075 1 01Cd NA 01 NA 01 44 007 3 0075 4 005Pb NA 05 NA 05 NA 1 40 075 NA 03As NA NA NA NA NA 036 1 05 NA 01Cr NA NA NA NA NA 036 3 05 NA 02Zn NA NA NA NA NA 1 100 3 NA 07Organic(as C)

NA NA NA NA 20

煙氣處理設備

SNCR +SD+AC+FF

SNCR +SD+AC+FF

SD+AC+FF SD+FF CYC+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

15 億 15 億 16 億 55 億 28 億

全廠費用 2148 億 2088 億 28 億 658 億 53 億煙氣處理設備操作條件(Nm3hrunit)

廢 氣 量79200

廢氣量 79200 廢 氣 量90000

廢 氣 量110000Nm3hr

廢氣量 114000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧 SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問 1998 年工業污染防治 Vo17 No3 p46-65

81

表 4-8 國內 21 座焚化廠污染防治設備之相關資料(續)項目 廠名 新竹市 高雄中區 高雄南區 岡山 鹿草爐數及容量(td)

2times450 3times300 4times450 3times450 2times450

設計煙氣條件(inletoutlet)

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm3

10-O2mgNm31-TEQ

10-O2mgNm31-TEQ

Dioxin NA NA NA 011ngNm3

NA 011ngNm3

NA 01ngNm3

NA 011ngNm3

Dust 10000

10 10000 20ppm

9000 20 8000 20 20

HCl 1500ppm

50ppm

1500ppm

20ppm

1300ppm

20ppm 1300ppm

25ppm

1300ppm

25ppm

SOx 500 100 500ppm

25ppm

300ppm

25ppm 300ppm

30ppm

300ppm

30ppm

HF 50 2 NA NA NA NA NA 18(total F)

NA 18(total F)

NOx 370ppm

370ppm

370 105ppm

105ppm

105ppm 105ppm

105ppm

105ppm

105ppm

CO 100ppm

100ppm

100 60ppm

60ppm

60ppm 80ppm

80ppm

80ppm 80ppm

Hg 1 01 1 006 1 006 NA 02 NA 02Cd 4 005 4 006 30 006 NA 01 NA 01Pb NA 03 NA 06 40 06 NA 05 NA 05As NA 01 NA 04 NA NA NA NA NA NACr NA 02 NA 04 NA NA NA NA NA NAZn NA 07 NA 11 NA NA NA NA NA NAOrganic(as C)

20 NA NA NA NA

煙氣處理設備

CYC+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

SNCR+SD+AC+FF

煙氣處理設備費用

18 億 26 億 36 億 3 億 23 億

全廠費用 36 億 328 億 5696 億 43 億 34 億煙氣處理設備操作條件

廢 氣 量114000 Nm3hr

廢 氣 量80000 Nm3hr

廢氣量 122865 Nm3hr

廢 氣 量109000 Nm3hr

廢氣量 109000 Nm3hr

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 CYC旋風集塵器 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SNCR無觸媒脫硝(採氨水或尿素噴霧SC煙氣洗滌塔(只噴水) NAno data available資料來源惠能顧問公司詢問中興顧問公司詢問1998 年工業污染防治 Vo17No3p46-65

82

表 4-9 國外五座焚化廠污染防治設備之相關資料項目 廠名 AVE

TwenteNetherlands

TUAS Palma de MallorcaSpain

Friesenheimer Insel Mannhelm Waste to energy plant North Unit 4

North refuse incineration plantBerlin Ruhleben

操作條件 濕排氣量117000m3hr進料量18tonhr

濕排氣量1080000 m3hr進料量180tonhr

濕排氣量100000 m3hr進料量5625tonhr

濕排氣量155000 m3hr進料量25tonhr

濕排氣量73500 m3hr

排氣狀況 inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outlet inlet outletDioxin(mgm3) 4 01 - - - - 5 0 5 01Dust(mgm3) 4000 5 4000

-8000

30 4000

30 2500 5 1000-4000

10

HCl(mgm3) 1100 10 1300 100 1300

50 840 5 600-1500

10

SOx(mgm3) 400 40 200 100 600 300 600 5 100-800

50

HF(mgm3) 10 1 50 5 10 2 10 1 5-20 1NOx(mgm3) 300 70 500 500 - - 400 70 250-40

0100

CO(mgm3) 40 50 100 100 - - 40 50 50 50Hg(mgm3) 04 005 1 02 07 01 1 001 - 005Cd(mgm3) 1 005 4 1 2 01 05 001 - 005PbSnAsCu 20 1 20 10 10 1 30 01 - 05orag(asC) (mgm3)

40 50 - - - - 5 5 - -

煙氣處理設備 EPI+SD+EPII+WS+FF+SCR

EP+SD+AC+FF

SD+FF AC+WS+SCR+AC

SD+FF+AC+SCR

煙氣處理設備費用

80million 馬克 76million馬克

- 50million 馬克

-

全廠費用 300millio 馬克 1100million馬克

220million馬克

200million馬克

500million 馬克

EP靜電集塵器 WS濕式洗滌塔 SD半乾式洗滌塔 AC活性碳吸附 FF濾袋集塵器 SCR觸媒脫硝

資料提供惠能顧問公司提供

83

45 結論

綜觀上述之資料可知目前國內外焚化廠之污染防治設備大抵

是以靜電集塵器+濕式洗滌塔或乾式噴霧塔+袋濾式集塵器搭配使

用而這兩種組合之處理排放量也都能達到環保法規的要求且其成

本差異對總建廠成本而言幾可忽略然而前者所產生的廢水需備

有後續處理設備處理之甚且近年來有學者指出使用靜電集塵器和

戴奧辛的產生有密切的關連性故國內外新設的焚化廠有逐漸捨前者

而就後者的趨勢

84

第五章 焚化廢氣之模擬

在本計劃中除了以實驗室規模的流體化床焚化爐真實模擬都市

廢棄物焚化後所產生的污染物外也使用在化工製程方面常用的模擬

軟體--ASPEN PLUS 做為研究工具針對不同的焚化條件模擬其所

產生的污染物

此外為彌補 ASPEN PLUS 中無機資料庫之不足在重金屬生成

部份的模擬則加入熱力平衡模式的模擬結果以做為對照比較之用

51 模擬參數

在本研究中廢棄物的進料組成乃根據 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析而訂除此之外再加入目前法規對一般廢棄物焚化爐空氣

污染物所管制的重金屬物種 CdHgPb 等以及另一毒性重金屬物

質 Cr如表 5-1 所示而垃圾的進料量則以臺中市垃圾焚化廠的日處

理量 900 公噸為基準換算成每小時 37500 kg 的進料量在完成其

模擬後將過量空氣百分比熱損失率及廢棄物之熱值含硫量含

氯量五個操作變因歸納為二組一組為過量空氣百分比熱損失率及

廢棄物的熱值因為此三個變因影響所及是爐溫的變化故這組變因

主要是探討其對爐溫的影響而另一組為廢棄物之含硫量及含氯量

85

由於這兩個變因會影響焚化污染物的組成型態所以必須模擬在不同

的含硫(氯)量下所對應生成的污染物量表 5-2 為各參數之變動範圍

表 5-1 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成可燃分()水份() 灰分()

碳 氫 氧 氮 硫 有機氯506 1379 1899 282 1306 045 012 016

重金屬()鎘 汞 鉛 鉻

高位發熱量(KcalKg)

低位發熱量(KcalKg)

碳氮比

0012 000025 01 01 210672 165069 4174

表 5-2 參數之變動範圍參 數 範 圍過量空氣 () 20406080100熱損失率 () 0102030熱值(KcalKg)times10-3 1617181920212223242526含硫量 () 021015202530含氯量 () 021015202530

86

52 系統模擬

521 系統流程描述

首先選取適合處理固體及冶金的應用型式Solids with Metric

Units 及 Flowsheet Simulation(FlowSheet)的執行模式以便讓 ASPEN

PLUS 幫我們作適合的設定

接著便開始描繪整個系統流程圖

在此我們利用 RGIBBS model 來模擬一次燃燒室而 RGIBBS

model 是根據反應達平衡時 Gibbs free energy 為最小的原理設計而

成所以我們只須給進料物質組成及定義平衡產物即可然而對

ASPEN PLUS 而言都市廢棄物是一非傳統物質因此無法得知其物

質組成而其平衡反應計算也就無法進行故物質在進入 RGIBBS

model 之前必須先將其分解成元素狀態使 RGIBBS model 得知其組

成此步驟可藉由 RYIELD model 來達成但 RYIELD model 在執行

此步驟時可能造成熱量的消耗所以在 RYIELD 及 RGIBBS model

之間必須以一熱流(Q-DECOMP)連接之使物質在 RYIELD model 中

造成的熱量變化可以完整的傳送到 RGIBBS model 中整個模擬程序

如圖 5-1 所示

87

522 基本設定(Setup Specifications form)

完成流程圖的描繪之後則按照專家指引系統的導引依序輸入所

需的資料首先必須對流線型式(stream class)作定義由於我們在

圖 5-1 模擬流程圖

模擬過程中要對純物質傳統固體非傳統成份及粒子尺寸分佈

(Particle size distribution)等做考量所以須將 stream class 設為

MCINCPSD即每條流線包含 MIXED(含氣液相之純物質)CIPSD

(傳統固體)及 NCPSD(非傳統成份)等 substream以便對各種不同性質

的物質能做合理的描述計算及報告

523 成份屬性(Components Specifications form)

接著在 Components Specifications form 中我們必須選取在整個

模擬過程中所需使用的成份物質其中較特別的是 SO2 及 SO3 在

ASPEN PLUS 資料庫中的化學式分別為 O2S 及 O3S而一般物質在

ASPEN PLUS 被預設為 Conventional type 的成份型式然而對於 C

及固態金屬化合物則必須將之改為 Solid type因為 RGIBBS model

RYIELD

DECOMP

RGIBBS

BUR NERWAS T E INBUR NER OUTP UT

Q-DE COMP

AIR

88

無法執行同一成份之流體相與固體相間的相平衡故必須對同一成份

給予流體相及固體相不同的命名以便執行氣固平衡計算而為了易

於觀察計算結果對於重金屬化合物之氣液固相分別給予不同的

標記命名在此我們從 ASPEN PLUS 無機資料庫中選取可能生成的

重金屬(鎘汞鉛鉻)化合物和較穩定的氣體產物如表 5-3 所示

表 5-3 模擬過程中所需使用的成份物質鎘(Cd) 汞(Hg) 鉛(Pb) 鉻(Cr)

C(s)

H2ON2

O2

NO2

NOSO2SO3SH2

Cl2

COCO2

ASH(NC)WASTE(NC)

Cd(s)

Cd(g)

Cd(OH)2(s)

Cd(OH)2(g)

CdCl2(s)

CdCl2(g)

CdCO3(s)

CdCO3(g)

CdO(s)

CdO(g)

CdS(s)

CdS(g)

CdSO4(s)

CdSO4(g)

Hg(g)

Hg(l)

Hg2Cl2(s)

Hg2Cl2(g)

Hg2SO4(s)

Hg2SO4(g)

HgCl(g)

HgCl2(s)

HgCl2(g)

HgH(g)

HgO(s)

HgO(g)

HgS(s)

HgS(g)

HgSO4(s)

HgSO4(g)

Pb(s)

Pb(g)

Pb2(g)

Pb3O4(s)

Pb3O4(g)

PbCl(g)

PbCl2(s)

PbCl2(g)

PbCl4(g)

PbCO3(s)

PbCO3(g)

PbH(g)

PbO2(s)

PbO2(g)

PbS(s)

PbS(g)

PbSO4(s)

PbSO4(g)

Cr(s)

Cr(g)

Cr(CO)6(s)

Cr(CO)6(g)

Cr23C6(s)

Cr23C6(g)

Cr2N(s)

Cr2N(g)

Cr2O3(s)

Cr2O3(g)

Cr3C2(s)

Cr3C2(g)

Cr7C3(s)

Cr7C3(g)

CrCl2(s)

CrCl2(g)

CrCl3(s)

CrCl3(g)

CrCl4(g)

CrN(s)

CrN(g)

CrO(g)

CrO2(s)

CrO2(g)

CrO2Cl2(g)

CrO3(s)

CrO3(g)

CrS(s)

CrS(g)

CrS117(s)

CrS117(g)

至於廢棄物及 ASH 等非傳統成份則選擇 NC type因為這些

非傳統物質的資料並無法在資料庫中獲得所以必須利用非傳統物質

89

之物性模式加以描述以便進行平衡計算

524 非傳統物質(NC)的物性模式(Proper ties NC-Props)

由於非傳統物質是無法參與相或化學平衡的異相固體只有焓

(Enthalpy)和密度(Density)可供計算在此我們選擇常用於碳處理的

HCOALGEN model 作為非傳統物質的焓的計算模式包括燃燒熱

(Heat of Combustion)標準生成熱(Standard Heat of Formation)熱容

(Heat Capacity)及標準焓(Enthalpy Basis)等如表 5-4 所示其中在燃

燒熱部份由於我們已知廢棄物的燃燒熱故在其 Option Codes value

中選擇 6亦即要求自行輸入然後跳出專家指引系統到

ParametersrarrPure Component 中選取 HCOMB並輸入其高位發熱量

另 外 在 使 用 HCOALGEN model 時 必 須 輸 入 近 似 分 析

(PROXANAL)元素分析(ULTANAL)及硫份分析(SULFANAL)等物質

基本資料然而對都市廢棄物而言其重金屬含量是不可忽略的故

在 CAUSR1 中自行輸入重金屬之成份分析

在密度方面由於廢棄物的密度無資料可尋故選擇 DCOALIGT

model 作為密度的計算模式如圖 5-2 所示

525 進料值(Input-Data)的輸入

在流線 WASTE 中因為廢棄物是非傳統物質所以在 Substream

name 中須選取 NCPSD其餘尚需輸入三部份的資料Specification

90

表 5-4 HCOALGEN Option CodesOption Code

NumberOption Code

value(預設為 1)Calculation Method Parameter

NameComponent Attributes

1 Heat of Combustion1 Bole correlation BOIEC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

2 Dulong correlation DLNGC ULTANALSULFANALPROXANAL

3 Grummel and Davis correlation

GMLDC ULTANALSULFANALPROXANAL

4 Mott and Spooner correlation

MTSPC ULTANAL SULFANALPROXANAL

5 IGT correlation GIGTC ULTANALPROXANAL

6 User input value HCOMB ULTANALPROXANAL

2 Standard Heat of Formation1 Heat-of-combustion

based correlation__ ULTANAL

SULFANAL2 Direct correlation HFC ULTANAL

SULFANALPROXANAL

3 Heat Capacity1 Kirov correlation CP1C PROXANAL2 Cubic temperature

equationCP2C __

4 Enthalpy Basis1 Elements in their

standard states at 29815 K and 1 atm

__ __

2 Component at 29815 K

__ __

91

圖 5-2 廢棄物的物性模式

PSDComponent Attr其中 Specification 要指定其溫度壓力及進

料速率等而 PSD 則輸入其粒徑分佈Component Attr則輸入其成份

分析(含近似元素硫份及重金屬分析等)

而流線 AIR 則因為空氣是由傳統物質所構成故選取 MIXED

餘者只須溫度壓力進氣速率及成份組成比率

在操作單元 RYIELD model 部分在自由度為 2 的情況下只須

輸入壓力及溫度(或熱流)兩項另外還要告知其分解後的產率因

為先前所輸入者乃為廢棄物在乾基下的元素分析而在此的分解產率

92

須包括水份所以須將乾基值轉換成濕基值這步驟有兩個方法來進

行一是直接輸入其濕基產率另一是藉由一個 Fortran 副程式來進

行轉換的工作而我們則選擇前者

同理對 RGIBBS model 而言其自由度亦是 2但因已有

Q-DECOMP 這項熱流進入 RGIBBS model故在此溫度(熱流)項已確

定只剩壓力項待輸入此時已完成專家指引系統的所有程序

526 副加程式

在完成 RGIBBS model 的資料輸入時專家指引系統的所有程序

已告完成亦即代表整個系統在邏輯上已完成但諸如熱損失

ASH 成份分析等屬副加程式所以必須在其後自行加入

在熱損失方面副程式理當在 RGIBBS 處加入但對 RGIBBS 而

言在必須遵守能量守恆的前提下熱損失被視為是一條熱流與

Q-DECOMP 相對應此時在自由度為 2 的要求下則需輸入溫度項

然而爐溫正是所欲求的故此顯然不合理因此我們將熱量的損

失提前在 RYIELD 之後(即 RGIBBS 之前)以一個 Fortran 副加程式來

執行如圖 5-3 所示而在這之前須先對其中所使用的參數加以定

義如表 5-5 所示

至於 ASH 成份分析部份因為 ASH 的產生是在 RYIELD 處

93

圖 5-3 熱損失之副加程式

註其中 HHVDRY = 426462

表 5-5 程式中參數代表之定義Varname Vartype Stream Substream Comp Attribute Element

NDUTY HEAT-DUTY Q-DECOMP

ULT COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE ULTANAL

USER COMPATTR-VEC WASTE NCPSD WASTE CASUR1

WATER COMPATTR-VAR WASTE NCPSD WASTE PROXANAL 1

Varname Vartype Stream Substream Variable

INPUT STREAM-VAR WASTE NCPSD MASS-FLOW

MMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-FLOW

MCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-FLOW

MNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-FLOW

HMIX STREAM-VAR INBURNER MIXED MASS-ENTHALP

HCIPSD STREAM-VAR INBURNER CIPSD MASS-ENTHALP

HNCPSD STREAM-VAR INBURNER NCPSD MASS-ENTHALP

94

故只要點選此 model 並選擇 Component Attr就可輸入之此時模擬工

作便告完成

95

53 結果與討論

531 過量空氣

在確定廢棄物的進料量為 37500 kghr 之後其理論空氣量經計算

後可得 966078 kghr因此各不同過量空氣百分比所需的空氣量亦可

求出圖 5-4 所示為過量空氣對爐溫的影響為符合實際狀況故此

乃在熱損失率 20 的條件下所得由圖中可知爐溫隨過量空氣率的

增加而減少且其關係非常接近線性

圖 5-4 過量空氣對爐溫的影響

圖 5-5~5-8 則分別為不同過量空氣率對鎘汞鉛及鉻化合物生

成量的影響圖在圖 5-5 中隨著過量空氣的增加(爐溫漸減)CdO(s)

的生成量則逐漸增加相對的 Cd(g)CdO(g)則逐漸減少而且在過量

空氣率 80 以後 CdO(s)的曲線呈平緩Cd(g)CdO(g)的產量則趨近於

0其原因乃是 CdO(s)在約 900 以上會逐漸轉化為 CdO(g)且 Cd

10819439912196

91498088499501

7936899

600

700

800

900

1000

1100

1200

20 40 60 80 100

過量空氣率()

爐溫

()

96

的沸點約為 800 左右故在低溫時鎘化合物以 CdO(s)型態存在佔

絕大多數而文獻中亦指出在高溫下鎘主要以氧化鎘或元素鎘存

在而溫度低於 750 時有硫酸鎘生成另外過量空氣對汞化合

物的生成影響甚微而對鉛化合物而言在低溫時大多以 PbCl4(g)的

型態存在而後隨溫度增加逐漸被 PbCl2(g) 及 Pb(g)所取代至於鉻化

合物方面從圖 5-8 中可以清楚發現其生成物種似乎不隨過量空氣之

改變而有任何變化而主要生成物種為 CrO2(s)至於 CrO2Cl2(g)雖生

成量微少但隨著過量空氣的漸增其產量亦有漸增的趨勢

圖 5-9 則是過量空氣對酸性氣體生成量的影響由圖中可知在過

量空氣量愈高(溫度愈低)時NO2NOSO2及 HCl 的生成量皆有減

少的趨勢而 SO3反而增加此情況可能是當溫度愈高時SO3逐漸

轉化成 SO2 之故

圖 5-5 過量空氣率對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鎘化

合物

產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

97

圖 5-6 過量空氣率對汞化合物生成量的影響

圖 5-7 過量空氣率對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

20 40 60 80 100

過量空氣率()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉛化合物產量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

98

圖 5-8 過量空氣率對鉻化合物生成量的影響

圖 5-9 過量空氣率對酸性氣體生成量的影響

0

10

20

30

40

50

60

70

20 40 60 80 100

過量空氣率()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

0

20

40

60

80

100

20 40 60 80 100

過量空氣率()

酸性氣體產生量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

99

532 熱損失

圖 5-10 為熱損失率對爐溫的影響(本模擬是在過量空氣率 60 的

情況下進行)其結果顯示當熱損失為 20 時相對應的爐溫為 915

已達有機物被完全破壞的溫度且目前大型焚化廠之爐溫亦控制

在 800~950 間故熱損失 20 是合理值

圖 5-11~5-15 為不同熱損失率對鎘汞鉛鉻化合物及酸性氣

體生成量的影響由於熱損失率對系統而言只影響爐溫故生成物

中無論是酸性氣體或是重金屬化合物其分佈趨勢除了 NO 之外其

餘頗為類似就 NO 部份比較圖 5-95-15 可知在圖 5-9 過量空氣

率 20 及圖 5-15 熱損失率 0 時爐溫約為 1100 但圖 5-15 中

的 NO 顯然比圖 5-9 者大很多其原因是雖溫度相似但圖 5-15 是在

過量空氣率 60 的情形下故在高溫下所提供的空氣量比圖 5-9 的

20 大因此所形成的 Thermal-NOX 量會相對增加

100

圖 5-10 熱損失對爐溫的影響

圖 5-11 熱損失對鎘化合物生成量的影響

0

1

2

3

4

5

6

0 10 20 30熱損失()

鎘化合物產量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

8150367

9149808

1109647

1013112

700

800

900

1000

1100

1200

0 10 20 30

熱損失率()

爐溫

()

101

圖 5-12 熱損失對汞化合物生成量的影響

圖 5-13 熱損失對鉛化合物生成量的影響

0

002

004

006

008

01

0 10 20 30

熱損失()

汞化合物產量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

0

0 0 2

0 0 4

0 0 6

0 0 8

0 1

0 1 0 2 0 3 0

熱 損 失 ()

汞化合物產量(k

ghr

)

H GG

H GO G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30熱損失()

鉛化合物產量(kghr) PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

PBHG

102

圖 5-14 熱損失對鉻化合物生成量的影響

圖 5-15 熱損失對酸性氣體生成量的影響

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30

熱損失()

酸性氣體產量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30

熱損失()

鉻化合物產量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

103

533 廢棄物熱值

由於廢棄物熱值因地因時而異且變動範圍大同時也對爐溫有

某種程度上的影響故根據臺灣地區一般垃圾的熱值其約略範圍做模

擬(本模擬在過量空氣率 60 熱損失率 20 的前提下進行)由圖

5-16 中可知爐溫隨熱值增加呈線性增加而一般為使有機物達完全

之破壞通常將爐溫控制在 800~950 故若廢棄物熱值低於 1900

kcalkg 時可加入輔助燃料或降低過量空氣量以提高爐溫而若熱

值超過 2200 kcalkg 時(爐溫約大於 950 )為避免爐壁不堪負荷及

Thermal-NOx的生成可藉由提高過量空氣量來降低爐溫

圖 5-16 廢棄物熱值對爐溫之影響(含水率 50 )

600

800

1000

1200

1600 1800 2000 2200 2400 2600

垃圾高位發熱量 (kcalkg)

爐溫

()

104

534 含硫量

圖 5-17~5-20 為含硫量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

圖 5-17顯示含硫量增加時CdO(s)的生成量隨之減少但Cd(g)及CdO(g)

卻增加圖 5-18 中的汞化合物則無明顯的變化圖 5-19 則顯示含硫

量增加時PbCl4(g)隨之減少但 PbCl2(g)卻是增加圖 5-20 中鉻化合

物生成量無明顯的變化仍舊是 CrO2(s)佔大多數就以上的幾種變化

而言並不是因含硫量改變的關係因為當含硫量增加時爐溫卻隨

之增加從含硫量 02 時的 915 到含硫量 3 時的 949 對照

圖 5-5 和圖 5-7 中過量空氣率 60 的 915 到 40 的 991 這區

間無論是 Cd(g)CdO(s)CdO(g)PbCl4(g)或 PbCl2(g)其變化趨勢及變

化量皆極為相近原因是因為在爐溫 800 以下時硫含量增加易

使重金屬形成穩定之硫化物型態但一旦超過 800 則含硫量的影

響就微乎其微

圖 5-21 所示為含硫量對酸性氣體生成的影響其中 SO2(g)及 SO3(g)

的量隨含硫量增加而遞增但 SO3(g)的增加量較不明顯因為硫燃燒

後幾乎以 SO2(g)的型態存在而 NO(g)和 NO2(g)則隨含硫量增加而有增

加的趨勢其原因亦是因溫度上升所導致(與圖 5-15 比較之)

105

圖 5-17 含硫量對鎘化合物產量之影響

圖 5-18 含硫量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鎘化合物生成量(kghr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

106

圖 5-19 含硫量對鉛化合物產量之影響

圖 5-20 含硫量對鉻化合物產量之影響

05

10152025303540

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

107

圖 5-21 含硫量對酸性氣體產量之影響

0

500

1000

1500

2000

2500

0 05 1 15 2 25 3

含硫量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

108

535 含氯量

圖 5-22~5-25 為含氯量對鎘汞鉛及鉻化合物生成量的影響

其中含氯量對鎘及鉻化合物的生成無明顯的影響而對汞化合物而

言則只有在含氯量超過 25 時生成微量的 HgCl2(g)在鉛化合物

方面隨含氯量的增加PbCl4(g)呈急劇的增加相對的PbCl2(g)則急

速減少雖然系統溫度從含氯量 02 時的 913 降至 3 時的 909

PbCl4(g)可能因溫度下降而產量增加但比較圖 5-7 可知在 4

的溫度範圍內PbCl2(g)不致於如此急速下降所以以上的現象乃是因

含氯量增加之故而含氯量增加對鉛化合物生成的影響則有學者指

出鉛在無機氯存在之條件下生成物主要為 PbO(g)在高含氯量之條件

下會生成 PbCl2(g)或 PbCl4(g)然而在高溫下(850 )鉛的氯化物之

生成潛勢較氧化物為大所以氯含量增加時只有鉛的氯化物隨之改

變圖 5-26 為含氯量對酸性氣體生成的影響而 HCl(g)如預期般隨含

氯量的增加而增加其餘酸性氣體則如圖 5-15隨溫度變化而有不同

的改變

109

圖 5-22 含氯量對鎘化合物產量之影響

圖 5-23 含氯量對汞化合物產量之影響

0

05

1

15

2

25

3

35

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鎘化合物生成量

(kg

hr)

CDG

CDOS

CDOG

000100200300400500600700800901

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

汞化合物生成量

(kg

hr)

HGG

HGCLG

HGCL2G

HGOG

110

圖 5-24 含氯量對鉛化合物產量之影響

圖 5-25 含氯量對鉻化合物產量之影響

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3

含氯量()

鉛化合物生成量

(kg

hr)

PBG

PBCLG

PBCL2G

PBCL4G

0

10

20

30

40

50

60

70

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

鉻化合物生成量

(kg

hr)

CRO2S

CRO2G

CRO2CL2G

CRO3G

111

圖 5-26 含氯量對酸性氣體產量之影響

0

200

400

600

800

1000

1200

0 05 1 15 2 25 3含氯量()

酸性氣體生成量

(kg

hr)

NO2

NO

SO2

SO3

HCL

112

54 熱力平衡模式

焚化過程中重金屬相態及物種形成的預測大多使用熱力平衡分

析法來模擬之其中又以平衡常數法(equilibrium constant analysis)

與最小自由能法(minimization of free energy)的應用最為廣泛然而平

衡常數法因為具有組成之數值解析較為困難冷凝物種存在條件下運

算較為困難以及對非理想方程式條件下模式之標準化較困難等缺

點因此大多採用最小自由能法一般而言熱力平衡分析大多期望

利用簡單之方程式如溫度與壓力之特性而能有效描述熱力學狀況

其中自由能較容易利用溫度及壓力特性達到最小之目的所以文獻中

許多熱力平衡研究皆以最小自由能法(Lee 1988 Eddings 1992 Wu

1993 Lin 1996)

541 模擬程序

1 輸入反應物元素符號

2 輸入參與反應物種熱力資料臨時儲存檔案名稱

3 檢視所有可能反應物種(由輸入元素符號列示出所有相關物種)

4 選擇物種輸入方式(以元素或化合物兩種方式供選擇)

5 選擇模擬結果輸出表示方法(克莫耳或兩者皆具)

6 選擇輸入資料表示方法(克或莫耳)

113

7 輸入模擬條件(溫度壓力或其它)

8 依次個別輸入反應物濃度

9 輸入其他模擬條件與濃度(依此循環直至輸入所有所欲模擬條

件)

10 執行模擬程式

11 建立輸出檔案並列示出模擬結果

542 模擬條件

本研究模擬進料之組成與先前 ASPEN PLUS 所模擬者相似皆以

表 5-1 中 1996 年臺灣地區一般垃圾化學分析組成為對象其不同處

是在熱力平衡模式中操作條件除溫度分別控制在 700800900

外亦針對有機氯及無機氯對污染物的生成作探討並和往後的實驗

結果做比較以期了解熱力平衡模擬與實際實驗結果之差異表 5-6

為熱力平衡模擬輸入條件

114

表 5-6 熱力平衡模式模擬輸入之條件進料添加物(g)

添加 PVC 添加 NaCl

C 712125 712125

H 3165 3165

O 44280 44280

Cl 60 60

Na 0 3887

Cd 45 45

Pb 375 375

Hg 0094 0094

Cr 375 375

Temperature() 700800900 700800900

543 模擬結果討論

表 5-7 為鎘化合物在各操作條件下的模擬結果結果中顯示當

添加有機氯時其主要生成物種為 CdCl2(g)及微量的 Cd(g)且溫度上

升時CdCl2(g)的濃度僅略為下降至於在無機氯化物的添加下系

統中的氯原子因為和鈉原子的親和力較大因此大多生成氯化鈉

而金屬鎘則以Cd(g)及CdO(s)為主要生成物種而隨著爐溫的上升Cd(g)

的濃度隨之增加反之CdO(s)則有略為下降的趨勢

115

表 5-7 鎘化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1075E-03 1075E-03 1081E-03 1019E-06 1019E-06 1020E-06

CdCl2(g) 1342E-04 1337E-04 1192E-04 3284E-09 2842E-09 1038E-09

Cl(g) 4379E-08 1309E-07 3267E-07 4361E-11 1300E-10 3230E-10

Cl2(g) 4178E-08 2126E-08 1221E-08 4145E-14 2099E-14 1194E-14

HOCl(g) 1139E-08 1383E-08 1629E-08 1193E-11 1442E-11 1689E-11

Cd(g) 4109E-09 2987E-07 9243E-06 1013E-07 6427E-06 8231E-05

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

CdO(s) 0 0 0 9391E-05 8669E-05 7947E-05

116

表 5-8 汞化合物以熱力平衡模式之模擬結果

添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1129E-03 1129E-03 1128E-03 1021E-06 1021E-06 1020E-06

Cl(g) 4602E-08 1375E-07 3414E-07 4370E-11 1303E-10 3232E-10

Cl2(g) 4614E-08 2347E-08 1333E-08 4163E-14 2107E-14 7795E-15

NaCl(l) 0 0 0 1808E-03 1808E-03 1808E-03

Hg(g) 1692E-06 1712E-06 1714E-06 1711E-06 1712E-06 1714E-06

HgCl2(g) 2672E-08 1298E-09 1046E-10 8453E-15 8956E-16 9303E-17

HgO(g) 8792E-09 7084E-09 5850E-09 9817E-09 7786E-09 6416E-09

HgCl(g) 1162E-12 1010E-12 8873E-13 1037E-15 8956E-16 7906E-16

HgH(g) 8920E-22 2864E-20 5073E-19 8589E-22 2734E-20 4845E-19

117

表 5-9 鉛化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 6459E-04 6458E-04 6457E-04 0 0 0

PbCl4(g) 1156E-03 1156E-03 1156E-03 2441E-06 2441E-06 2441E-06

Cl(g) 2795E-08 8332E-08 2066E-07 0 0 0

Cl2(g) 1701E-08 8610E-09 4884E-09 0 0 0

HOCl(g) 7725E-09 9332E-09 1091E-08 0 0 0

NaCl(l) 0 0 0 1806E-03 1806E-03 1806E-03

PbO(red) 0 0 0 7359E-04 7117E-04 0

PbO(g) 0 0 0 1053E-06 2516E-05 3377E-04

PbO(l) 0 0 0 0 0 3974E-04

Pb(g) 0 0 0 3711E-10 3799E-08 1706E-06

HPb(g) 0 0 0 3366E-18 1456E-16 5735E-13

Pb2(g) 0 0 0 8906E-21 1415E-17 5183E-14

118

表 5-10 鉻化合物以熱力平衡模式之模擬結果添加有機氯(PVC) (wt ) 添加無機氯(NaCl) (wt )

700 800 900 700 800 900

HCl(g) 1128E-03 1128E-03 1128E-03 9662E-04 9621E-04 9620E-04

Cr2O3(s) 1002E-03 1002E-03 1002E-03 0 0 0

Cl(g) 4465E-08 1335E-07 3313E-07 3917E-08 1168E-07 2897E-07

Cl2(g) 4347E-08 2212E-08 1257E-08 3348E-08 1694E-08 9610E-09

HOCl(g) 1129E-08 1371E-08 1606E-08 1019E-08 1231E-08 1440E-08

CrO2Cl2(g) 5168E-10 3531E-10 2535E-10 0 0 0

CrO3(g) 6329E-14 1344E-12 1663E-11 0 0 0

CrCl3(g) 4803E-19 2838E-19 5550E-19 0 0 0

CrCl2(g) 8092E-20 2510E-19 1190E-18 0 0 0

CrCl4(g) 2953E-20 1393E-20 1565E-20 0 0 0

CrO2(g) 7883E-21 6513E-21 1688E-14 0 0 0

Na2CrO4(s) 0 0 0 2135E-03 2135E-03 2135E-03

NaCl(l) 0 0 0 2657E-04 2657E-04 2657E-04

119

表 5-8 為汞化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示無論添

加有機氯或無機氯焚化後主要的生成物種為 Hg(g)而且其濃度幾

乎不受溫度的影響進料改變的主要差別在於添加有機氯時有微量

的 HgCl2(g)生成但添加無機氯時雖然亦會生成但其濃度已降低

至幾可忽略

表 5-9 為鉛化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示在添加

有機氯的情況下高揮發性的 PbCl4(g)為主要生成物種且其濃度不

隨溫度的上升而改變當添加無機氯 NaCl 時大部份的氯原子和鈉

原子結合形成 NaCl而只有少部份與鉛形成 PbCl4(g)此外鉛亦和

氧結合成 PbO(red)PbO(g)甚至形成更微量的 Pb(g)HPb(g)及 Pb2(g)

表 5-10 為鉻化合物在各操作條件下的模擬結果結果顯示當添加

有機氯時主要生成物種為 Cr2O3(s)另外也有微量的金屬氯氧化物

CrO2Cl2(g)以及氯化物 CrCl2(g)CrCl3(g)CrCl4(g)的生成而當添加無

機氯化物 NaCl 時則無任何氯化鉻或氯氧化鉻的生成其主要生成

物種變成固態的 Na2CrO4(s)系統中之氯原子主要與鈉及氫反應生成

NaCl(l)與 HCl(g)此結果顯示氯原子與鉻在高溫下之反應親和力遠小

於鈉或氫原子此外無論是添加有機氯或是無機氯所生成的固相金

屬化合物之濃度皆不隨溫度升高而改變但氣相之生成物濃度則隨

之增加僅 CrO2Cl2(g)例外

120

第六章 實驗設備及方法

前一章中我們以套裝軟體模擬焚化後所產生的污染物質然而軟

體所模擬乃是在熱力平衡的理想狀態下物種的生成情形所以無法很

真實的描述出複雜且多元的焚化狀況因此我們以實驗廠規模(Pilot

Scale)的焚化爐來模擬都市廢棄物的焚化狀況期能得到更真實的模

擬數據以便往後的分析及比較之用

流體化床焚化爐具有高熱容高熱傳與質傳效率以及高混合的

優點爐體內溫度易於控制且分佈均勻溫度變化小適合作為研究

實驗之反應器因此本研究採用流體化床焚化爐作為一次燃燒室

61 實驗設備

611 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

本實驗所使用的焚化爐為一含空氣污染控制設備之實驗室規模

的氣泡式流體化床焚化爐如圖 6-1 所示包含下列幾個主體空氣

預熱室(長 50 cm)砂床主燃燒室(高 100 cm內徑 10 cm)以及二次燃

燒室(高 110 cm內徑 25 cm)附瓦斯燃燒機材質為 310 鋼管製造

並且配置七支熱電偶監測爐體及半乾式洗滌塔(塔高 150 cm內徑

125 cm)溫度變化情形整個實驗流程由人機介面控制系統(Program

Logical ControlPLC)將焚化溫度砂床壓力及半乾式洗滌塔的溫度

121

截取在電腦螢幕作成記錄而且可以藉由人機介面回饋控制一次及二

次燃燒室的溫度使整個焚化流程的溫度能控制在實驗所需的條件

下而人工模擬進料物質則由上方雙重控制閥入口處投入燃燒所需

空氣則由空氣壓縮機送入並利用浮子流量計控制氣體流量燃燒所

產生廢氣經由旋風集塵器收集飛灰後再經由溼式洗滌塔去除細小微

粒與氣狀污染物最後由曳引抽風機排入大氣中

122

圖 6-1 流體化床焚化爐及空氣污染控制設備

5

1

2

3

4

5

6

7

8

8

9

10

11

12

13

14

15

8

8

1 鼓風機 2 浮子流量計 3 空氣預熱室 4 一次燃

燒室 5 二次燃燒室 6 瓦斯燃燒機 7 耐熱保溫材料

8 熱電偶 9 半自動進料系統 10 半乾式除酸洗滌塔

11 空氣霧化噴嘴 12 旋風集塵器 13 濕式洗滌塔

14 誘引抽風機

123

612 煙道氣中氯化氫之採樣設備

實驗中為採集煙道氣中的氯化氫氣體以進行分析在此採用耐高

溫及抗磨損的 Stainless 採樣頭採樣過程中儘量縮短管路傳送距

離並使氣體溫度維持在 120 以上另外為防止排氣中之塵埃

混入在吸收瓶前的管路中裝有玻璃纖維採樣設備如圖 6-2 所示

圖 6-2 氯化氫採樣設備

613 煙道氣中二氧化硫氮氧化物及含氧量之採樣設備

至於煙道氣中的另一酸性氣體 SO2 的採樣則藉助美國

冷卻管

4

5

01N NaOH 吸收液 矽膠

冰浴

煙道氣1

2

3

6

1 採樣頭 2 濾紙 3 HCl 吸收瓶 4 浮子流量計 5 接真空幫浦 6 保溫加熱系統

124

BACHARACH 製造型號為 Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial

Date Cable 24-0616 的煙道分析儀除 SO2之外此分析儀尚可監測

NOxCO 及 O2如圖 6-3 所示

圖 6-3 煙道氣採樣設備

採樣頭

125

614 煙道氣中氣相重金屬之採樣設備

氣相重金屬的採樣設備包括採樣管熱過濾器及加熱設備真

空幫浦浮子流量計及衝擊瓶等如圖 6-4 所示其中第一衝擊瓶為

空管目的為收集冷凝液第二三瓶中裝填氧化劑(5 HNO310

H2O2)以捕集揮發性金屬最後一瓶則填充矽膠目的為吸收水

氣確保正確氣體流率的測定避免影響自動等速抽引裝置及對系統

造成傷害

圖 6-4 氣相重金屬採樣設備

126

615 煙道氣中有機污染物之採樣設備

設備包括 Stainless 採樣頭熱過濾器以 Teflon 或玻璃纖維作為濾

材採樣傳送路線溫度須維持在 120 以上而衝擊裝置中第一瓶

為空瓶第二瓶中加入 200 ml 去離子水第三四支則裝填 200~300

g 矽膠如固 6-5 所示

圖 6-5 有機污染物採樣設備

浮子流量計

真空幫浦

衝擊設備去離子水 矽膠

XAD-4 樹脂

冷凝吸附管

煙道氣

熱過濾器及

加熱設備

採樣頭

127

616 樣品分析儀器

樣品分析過程中所使用的儀器型式如下所示

(1) 氣相層析儀及火焰離子偵測器(GC-FID)層析管柱為 CP-SIL

8 CB CATNO8751 (30 mtimes025 mm ID025 microm Film)

(2) 火焰式原子吸收光譜儀(Atomic Absorption Spectrophotometer

in FlameAAS)Hitachi 公司 Model Z-8000 Polarized Zeemam

AAS

(3) 煙道氣體分析儀美國 BACHARACH 公司製造型號為

Instruction 24-9214 CA300 NSX Serial Date Cable 24-0616

(4) 微波消化器(Microorifice Digestion System)CEM 公司 Model

MDS-2000附鐵弗龍(PTEE)消化瓶 120 ml

(5) 分析天平Mettler 公司 model AT 261 Delta Range 螢幕顯示範

圍 001 mg 至 10 mg

(6) 自動乾燥箱(Auto Dry)Toyo Living 公司相對濕度維持在

40 以下

128

617 實驗藥品與材料

(1) 甲醇【CH3OH】分析試藥級

(2) 氫氧化鈉【NaOH】分析試藥級

(3) 硫氰化汞(Ⅱ)【Hg(SCN)2】試藥級

(4) 過氯酸【HClO4】試藥級70

(5) 硫酸鐵(Ⅲ)銨【NH4Fe(SO4)212H2O】試藥級

(6) 鉛標準液以 1000 ppm 鉛儲備液配製適當濃度

(7) 鎘標準液以 1000 ppm 鎘儲備液配製適當濃度

(8) 鉻標準液以 1000 ppm 鉻儲備液配製適當濃度

(9) 硝酸【HNO3】Pro Analysis 級試藥65

(10)鹽酸【HCl】Pro Analysis 級試藥65

(11)氫氟酸【HF】Pro Analysis 級試藥48

(12)硝酸鉛【Pb(NO3)2】

(13)硝酸鎘【Cd(NO3)24H2O】

(14)硝酸鉻【Cr(NO3)3H2O】

(15)微波消化酸液硝酸(HNO365 )

(16)濾紙Gelman Science 公司PN 66068直徑 47 mm孔徑

045 microm過濾用

(17)過氧化氫【H2O2】分析級30

129

(18)二氯甲烷【CH2Cl2】Pro Analysis 級試藥999

(19)XAD-4 樹脂50 microm750 m2gmesh20~50SIGMA Amberlite

XAD-4

(20)PAHs 標準品美國 supelco 公司之 UST BTEX Mix編號

4-8026

(21)木屑鋸木廠

(22)石英砂3 號石英砂粒徑大於 330 microm

(23)聚乙烯(PE)【(H2C=CH2)x】塑膠原料廠

(24)聚氯乙烯(PVC)【(H2C=CHCl)x】塑膠原料廠

130

62 進料組成之模擬

本研究中所使用的進料其組成乃是模擬 1996 年臺灣地區一般垃

圾化學分析(表 5-1 所示)而訂表中鎘汞及鉛乃是環保署所公告「廢

棄物焚化爐空氣污染物排放標準」中所列管的重金屬物質而鉻乃是

因為其毒性亦會對環境及人體造成傷害故將之列入研究的範圍內

其中鎘鉻鉛的含量乃是根據文獻中一般垃圾中重金屬含量平均而

得而模擬進料組成包括木屑PE 袋PE 粒子PVC 塑膠粒子(或

氯化鈉)硫粉及金屬水溶液等其中木屑代表垃圾中之紙類木材

枯枝落葉與廚餘等可燃性有機物(皆為木質素與纖維素之構造)塑膠

原料顆粒代表垃圾中之塑膠纖維布類與皮革等人工聚合性有機物

重金屬溶液中之水溶液係考量台灣地區垃圾中之高含水量而重金屬

皆以其硝酸鹽類溶於超純水之方式配製三種重金屬濃度略高於典型

一般廢棄物之含量主要是考量化學元素分析與金屬物種分析之偵測

極限限制以及降低質量平衡誤差實驗中所使用的 PVC 塑膠粒子

取自化工原料廠為粒徑約 3 mm 之顆粒木屑則取自鋸木廠而氯

化鈉之添加則是顧及廚餘中含有多量的氯化鈉成份為考慮無機氯對

污染物種生成的影響故在部份的試程中加入以替代 PVC 中的有

機氯每包進料所含成份之組成百分比如表 6-1 及 6-2 所示而實驗

中設計每分鐘進料 3 包故每分鐘之進料組成如表 6-3 及 6-4 所示

131

在此條件下經計算後得知其理論需氧量為 6961 lmin而理論需空

氣量為 33148 lmin

132

表 6-1 試程 1~3 及 7~9 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

PVC() 384 48 5680006 g 00023 00003 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3683 3459 495 2273 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09391 01345 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

表 6-2 試程 4~6 及 10~12 進料物種之成份分析H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

PE 袋() 857 143025 g 0214 0036

PE 粒() 857 143012 g 01028 00172

NaCl () 6100056 g 00034木屑() 469 61 467 0371322 g 062 0081 0617 00049硫粉() 9990003 g 0003硝酸鎘

000055g 000027硝酸鉛00042 g 00027硝酸鉻00089 g 00027

水 11 g 1

Total() 3688 3455 495 2275 018 011 013 001 01 01Total(g) 1 09368 01342 0617 00049 0003 00034 000027 00027 00027

133

表 6-3 試程 1~3 及 7~9 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28713 04035 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

表 6-4 試程 4~6 及 10~12 中每分鐘之進料組成表

H2O C H O N S Cl Cd Pb Cr

Total(g) 3 28104 04026 1851 00147 0009 00102 000081 00081 00081

134

63 實驗操作條件

本實驗為探討不同操作條件下對污染物種生成的影響故分別針

對以下幾個變因做討論

not 一次燃燒室爐溫焚化過程中一次燃燒室的爐溫會影響污染

物的排放量

shy 二次燃燒室爐溫焚化過程中二次燃燒室的爐溫會影響所生

成的污染物種

reg 含氯物種有機氯無機氯對焚化過程中污染物種的生成有不

同的影響

實驗的設計乃基於上述的三個變因在各試程中分別做不同程度

的改變以了解其對污染物生成之影響其中一次燃燒室的爐溫乃是

藉由進料本身的熱值及電加熱管所提供的熱量所造成因此欲改變

一次室的爐溫必須調整電加熱管的加熱時間但因為進料本身的熱

值種種環境因素的關係所以實驗過程中無法準確地將爐溫操作在

同一溫度下而二次室的爐溫則由煙道氣本身的熱量和瓦斯燃燒機

所提供的熱量所達成而因為本實驗所使用的瓦斯燃燒機在達到設定

溫度後會自動關閉此時溫度開始下降控制器則會輸出一個 reset

訊號給燃燒機但為了安全考量燃燒機會在收到訊號後約 40 秒再

重新啟動故在這 40 秒的期間內溫度會一直下降因此在本實

135

驗中以平均溫度來估算二次室的溫度至於本實驗之進料中的含氯物

種則選擇 PVC 粒子作為有機氯而 NaCl 作為無機氯其中 NaCl

是以水溶液的型式添加表 6-5 所示為各試程之操作條件表

表 6-5 各試程之操作條件表爐溫()

砂床上 砂床下 平均 出口 二次室進料組成

Run1

Run2

Run3

7222

8191

8524

755

853

8836

7386

836

868

137~148

184~190

213~224

-

-

-

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run4

Run5

Run6

768

837

939

894

978

1000

831

908

970

120~130

155~160

236~248

-

-

-

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

Run7

Run8

Run9

7258

725

728

681

698

706

703

712

717

-

-

-

711

802

936

如表 6-1 所示

(其中含氯物種為 PVC)

Run10

Run11

Run12

727

729

728

698

679

664

713

704

696

-

-

-

703

807

925

如表 6-2 所示

(其中含氯物種為 NaCl)

136

64 實驗流程

641 起爐升溫

本實驗採用如圖 6-1 所示的流體化床焚化爐為反應器而焚化過

程所需的空氣量在決定其過量空氣比為 16 後可以經由計算得知

實際需空氣量約為 53 lmin而爐體內壓力隨著越接近誘引抽風機

管路中負壓越大整個管路所呈現的負壓大約介於 2~20 cm-H2O 之

間

實驗進行前先開啟一次室的電加熱管使砂床中的介質預熱至

實驗所需的溫度由於溫度對污染物種的生成具有極大的影響所以

儘量使每個試程達相似的爐溫後再進行實驗的操作當溫度穩定

後即可打開洗滌塔的馬達並開始進料進料是由氣動閥控制的半

自動進料系統經爐體的上方投入頻率為每 20 秒一包

642 重金屬之採樣及分析

重金屬的採樣主要參考美國 EPA Method 5 (Environmental

Protection Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and

Analysis of Municipal Waste Combustion Washington DC

pp16-26(1987))重金屬採樣標準方法其設備如圖 6-4 所示

137

圖 6-6 重金屬分析流程圖

NO

以四位天平精秤樣品置入消化 Teflon 瓶

分別加入純酸消化試劑硝酸 4 毫升鹽酸 4 毫升氫氟酸 4 毫升

進行微波消化Program 1 7520minProgram 2 0 7minProgram 3 7520min

待溫度冷卻壓力降至大氣壓加入 15 毫升 15硼酸

趕酸微波功率Program 1 7510min

降溫降壓

取出消化液稀釋過濾

火焰式原子吸收光譜儀(FAA)分析重金屬濃度

計算重金屬回收率

回收率介於(100plusmn10~15)

YES

分析完成計算結果

（標準添加）加入已知濃度重金屬標準液

138

採樣後樣品放置於塑膠瓶中密封並冷藏在 4 以下於有效

期間內進行微波消化然後經過濾後於原子吸收光譜偵測其濃度圖

6-6 即為重金屬之分析流程圖

643 有機物之採樣及分析

有機物的採樣方法主要參考美國 EPA 半揮發性有機物採樣的標

準方法 (Modified Method 5 Train MM5)(Environmental Protection

Agency Municipal Waste Combustion Study Sample and Analysis of

Municipal Waste Combustion Washington DC pp16-26(1987))其設

備如圖 6-5 所示

開始進行採樣為了使實驗操作在一穩定狀態下實驗操作中以

Stainless 採樣頭做煙道的等速取樣（isokinetic sample）經填充玻璃

纖維之熱過濾器截留廢氣中的粒狀物然後通過一冷凝裝置將廢

氣溫度降低使有機物冷凝成液相殘餘在尾氣中之有機物則由

XAD-4 吸附管吸附經過貫穿試驗測試結果顯示每一吸附管裝填

約 6 g 之 XAD-4 為較佳的採樣吸附劑劑量

由 XAD-4 吸附管所採得之 PAHs 樣品先以保鮮膜將吸附管上下

封住立即送至索氏萃取設備進行索氏萃取的實驗經過十八小時的

139

萃取後將置於萃取瓶中之萃取液以玻璃磨砂蓋蓋上立即送至 K-D

減壓濃縮裝置進行濃縮將濃縮至 1 mL 之樣品濃縮液倒入 18 mL 之

棕色瓶中貼上此樣品之標籤標籤內容為試程數日期樣品名等

送至 4 冷藏並於 14 日內進行 GC 的定量

644 酸性氣體之採樣及分析

本實驗中煙道氣所含 SO2NOx 的量測是藉由煙道氣體採樣設備

做即時監測而另一酸性氣體 HCl 則採傳統分析法為之此方法是我

國環保署於民國八十四年一月十一日所公佈的標準方法--硫氰化汞比

色法其採樣設備如圖 6-2 所示

採樣完成後將吸收液移置樣品瓶以試劑水淋洗吸收瓶洗液

併入樣品瓶中並儘速送回實驗室經加入所需試劑後俟溫度降至

20 時在 5~30 分鐘內以波長調至 460 mm 的分光光度計測其吸收

度所測得的氯離子濃度經公式換算後得出氯化氫之濃度

140

第七章 結果與討論

71 焚化過程中產生之重金屬污染物

711 各重金屬在氣固相中的分佈

焚化過程中部份重金屬物質在燃燒環境中可能與氧反應形成高

沸點的金屬物種(如重金屬氧化物)而停留於底灰中或與其它物質反

應生成揮發性較高的金屬物種(如金屬氯化物)而隨煙道氣排出然

而這些高揮發性的金屬化合物在煙道中隨溫度降低而產生均相凝結

(homogeneous nucleation)及異相凝結(heterogeneous condensation)而附

著於焚化飛灰中因此停留在煙道氣中的氣相重金屬濃度會逐漸降

低而附著於飛灰上的重金屬則相對地增加

圖 7-1 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含有機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示吸收液所收集到的鉛化合物濃度很小鉛化合物幾乎都附著於飛

灰上或凝核成微粒而被濾紙所捕集

圖 7-1 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

0

1

2

3

4

5

6

7386 836 868

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

141

圖 7-2 代表重金屬鉛在只開一次室的情況下進料中含無機氯

時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形的影響圖中

顯示其分佈情形與圖 7-1 之情況類似

圖 7-2 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況 (未開二次室)

圖 7-3~7-4 分別代表重金屬鉛在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉛化合物在煙道氣中分佈情形

的影響由此二圖中可發現在煙道氣中所收集到的鉛化合物幾乎

皆附著於微粒上而被濾紙所捕集

圖 7-3 含有機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

0

5

10

15

20

25

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

2

4

6

8

10

12

711 802 936

溫度 ( )

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

142

圖 7-4 含無機氯時鉛化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

圖 7-5~7-6 分別代表重金屬鎘在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖中顯示進料中含有機氯時煙道氣中仍可以吸收液收

集到微量的鎘化合物但添加無機氯時所收集到的鎘化合物幾乎附

著在濾紙所捕集的微粒上

圖 7-5 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

25

703 807 925

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

0

05

1

15

2

25

7386 836 868

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

143

圖 7-6 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(未開二次室)

圖 7-7~7-8 分別代表重金屬鎘在開二次室的情況下進料中含有

機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鎘化合物在煙道氣中分佈情形

的影響圖中顯示當開啟二次室時無論進料中添加有機氯或是無機

氯煙道氣中的鎘化合物幾乎都與微粒一起被濾紙所捕集

圖 7-7 含有機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

05

101520253035

831 908 970溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

01234567

711 802 936溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

144

圖 7-8 含無機氯時鎘化合物在煙道氣中的分佈情況(開二次室)

而根據文獻中(Hiraoka 1980)(Brunner1986)(Morselli1993)指出

鉛鎘揮發性高因此大多數的鉛鎘及其化合物皆隨煙道氣排出

之後因凝結現象而形成微粒然而鉻是屬於非揮發性重金屬所以大

部份的鉻及其化合物皆留在砂床中而隨煙道氣排放出的比例也大為

降低

圖 7-9~7-10 分別代表重金屬鉻在只開一次室的情況下進料中含

有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中分佈情

形的影響圖 7-11~7-12 分別代表重金屬鉻在開二次室的情況下進

料中含有機氯及無機氯時不同溫度對所生成之鉻化合物在煙道氣中

分佈情形的影響由圖中可以發現鉻化合物在煙道氣中的總濃度較

鉛鎘化合物為低因而焚化產生的鉻化物停留在砂床的比例較鉛

鎘化合物高

0

0204

06

08

112

14

703 807 925溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

145

圖 7-9 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

圖 7-10 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(未開二次室)

0

05

1

15

2

7386 836 868

溫度()

濃度(mgNm3) 吸收液

濾紙總濃度

0

02

04

06

08

1

12

831 908 970溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

吸收液濾紙總濃度

146

圖 7-11 含有機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

圖 7-12 含無機氯時鉻化合物在煙道氣之氣固相中分佈情況(開二次室)

0

01

02

03

04

05

06

711 802 936溫度()

濃度

(mg

Nm

3) 吸收液濾紙總濃度

001020304050607

703 807 925溫度()

濃度(mgNm3)

吸收液濾紙總濃度

147

712 各操作條件下重金屬濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-13 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-13 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鉛化合物生成之影響圖由圖中可知當進料中添加無機氯

(NaCl)時會增加鉛化合物的排放量文獻中 (Wey 1996)(林

1996)(Chen 1997)曾指出一般而言當進料中含有機氯時其重金屬

在焚化過程中生成金屬氯化物的潛勢較氧化物大而且由於金屬氯

化物的揮發性大因此會減少重金屬在砂床中的分佈比例而當進料

中含無機氯時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其和重金屬的親

和力大故在焚化過程中氯原子和重金屬結合形成金屬氯化物的可

能性不大因此重金屬轉而與氧形成沸點較高的金屬氧化物而停

留於砂床中所以添加無機氯時煙道氣中的大部份重金屬的濃度都

0

5

10

15

20

25

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

148

有降低的趨勢然而Chen(1998)指出以上的論點適用於鉻銅鎘

等重金屬但對重金屬鉛而言它卻具有與上述相反的特性換言之

鉛在無機氯存在的環境下反而較有機氯時更容易揮發進入煙道氣中

圖 7-14 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-15 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

05

101520253035

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

0

05

1

15

2

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

有機氯

無機氯

149

圖 7-14 是在無二次室的情況下進料中分別含有機氯及無機氯

時對鎘化合物生成之影響圖圖 7-15 亦在無二次室的情況下進

料中分別含有機氯及無機氯時對鉻化合物生成之影響圖從圖 7-15

中可以發現無論是添加有機氯或是無機氯重金屬鉻的排放濃度受

溫度的影響不大此現象可由模擬研究中獲得證實Lee(1988)魏

(1996)Lin(1996)曾指出在焚化過程中鉻以 Cr2O3(s)及 CrO2Cl2(g)

為主要生成物種其中後者隨含氯量增加而增加若在低含氯量時

生成量與前者相較則顯得微不足道而 Cr2O3(s)在 600~1200 K 範圍內

是很穩定不會因溫度改變而轉化成其它化合物故在都市廢棄物焚

化過程中鉻主要以 Cr2O3(s)的型式存在

(B) 有二次燃燒室時

啟動二次室的主要目的乃在使不完全燃燒物達完全燃燒然而對

重金屬而言能夠隨煙道氣進入二次燃燒室的是經一次室所排放出的

重金屬蒸氣揮發性高的金屬化合物及少許被氣流所吹起其上附有少

量重金屬的底灰而這些重金屬及其化合物在二次室中經再次高溫燃

燒後可能轉化成另一型態的金屬化合物故對重金屬而言在二次

室中只是化合物轉化的一個過程

150

圖 7-16 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉛化合物生成之比較

圖 7-16 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉛化合物生成之比較圖對鉛化合物而言進料中含無機

氯時大多以氧化鉛的型式存在而氧化鉛受溫度的影響不大所以

圖中的曲線幾乎沒有太大的變化而在有機氯存在的環境下根據

ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果顯示在含氯量小於 1

時添加有機氯的主要產物為 PbCl2(g)及 PbCl4(g)含氯量大於 1 時

則以 PbCl4(g)為主而本實驗的進料組成乃模擬台灣地區都市廢棄物

之化學分析組成其含氯量為 013 低於 1 所以產物以 PbCl2(g)

及 PbCl4(g)為主而 PbCl4(g)隨溫度上升會逐漸轉化成 PbCl2(g)和 Pb(g)

02

46

810

12

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

151

圖 7-17 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鎘化合物生成之比較

圖 7-17 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鎘化合物生成之比較圖鎘及其化合物在二次室中的轉化

情形根據熱力平衡模式之模擬結果顯示在有機氯的添加下其生

成之主要物種為具高揮發性的 CdCl2(g)添加無機氯時爐溫在 900

以下時大多以 CdO(s)的型式在 900 以上則逐漸轉化成 CdO(g)及

Cd(g)

0

1

2

3

4

5

6

7

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯

無機氯

152

圖 7-18 在不同操作條件下有機氯及無機氯對鉻化合物生成之比較

圖 7-18 是在啟動二次燃燒室的情況下進料中分別含有機氯及無

機氯時對鉻化合物生成之比較圖鉻及其化合物在二次室時的情況

就如同之前所述以 Cr2O3(s)的型式佔大多數且受溫度的影響不大

故圖 7-18 中兩條曲線的變化情形甚微

001020304050607

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(mg

Nm

3)

有機氯

無機氯

153

72 焚化過程中產生之粒狀污染物

焚化過程中部份較輕或較小的灰渣微粒可能被氣流帶走而隨煙

道氣排出而這些微粒大多是未完全燃燒的碳粒因此通常會在主

燃燒室(一次室)後加裝二次室用以再次處理這些未完全燃燒物

圖 7-19 不同操作條件下粒狀污染物生成濃度之比較

圖 7-19 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成的粒狀污染物之濃度比較由本

圖可以發現經二次室處理後粒狀污染物的濃度大幅降低而在二

次室處理前添加無機氯會使粒狀物的濃度提高其原因可能是無機

氯中的鈉在焚化過程中解離成鈉離子而與其它物種結合成微粒並

隨煙道氣所排出因此增加粒狀物的排放濃度

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700 800 900 1000

溫度()

濃度(mgNm3)

有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

154

73 焚化過程中產生之酸性氣體

731 各操作條件下氯化氫濃度之比較

(A) 無二次燃燒室時

圖 7-20 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-20 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

氯化氫生成之比較由圖中可以發現進料中含有機氯(PVC)時所

產生的氯化氫濃度略大於含無機氯(NaCl)時的情況其原因乃是 PVC

本身可以提供氫的來源因此在高溫下氯離子可以迅速與氫離子結合

形成氯化氫而對 NaCl 而言一則本身無法提供氫的來源欲形成

氯化氫只得靠廢棄物中的含水量提供其氫離子二則由於 NaCl 本身

的晶格能及鍵能較高故其解離較慢待其解離完成可以提供其氫

源的水分子已有部份蒸發而被煙道氣帶走所以形成的氯化氫濃度會

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

155

有較少的趨勢

(B) 有二次燃燒室時

圖 7-21 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氯化氫生成之比較

圖 7-21 為開二次燃燒室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯

對氯化氫生成之比較在開啟二次室時氯化氫的濃度無明顯的變

化仍是有機氯時大於無機氯時的濃度因為氯化氫並不會隨溫度變

化而轉化成其它物質故其趨勢仍舊延續一次室時的情況

0

50

100

150

200

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

156

732 各操作條件下二氧化硫濃度之比較

無二次燃燒室時

圖 7-22 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對二氧化硫生成之比較

圖 7-22 為不開二次室時在不同操作溫度下有機氯及無機氯對

二氧化硫生成之比較由圖中可知進料中含無機氯時SO2的濃度

有隨溫度升高而下降的趨勢而在有機氯時SO2的濃度則無明顯的

變化另外從另一角度來看此處所生成的 SO2其濃度皆高於法規的

80 ppm因此必須經過酸性氣體控制設備的處理且至少需具備 75

的去除效果

050

100150200250300350

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

)

有機氯

無機氯

157

733 各操作條件下氮氧化物濃度之比較

圖 7-23 在不同操作溫度下有機氯及無機氯對氮氧化物生成之比較

圖 7-23 為在各個不同操作條件下(含有機氯含無機氯開一次

室開二次室)焚化過程中所生成 NOx 之濃度比較由圖中可發現

開二次室時所產生的 NOx 明顯高於只開一次室時此原因應該是由

Thermo-NOx與 Fuel-NOx所共同造成雖然二次室點燃後爐體內的平

均溫度未比只開一次室時高出很多但燃燒機的火焰部份會產生局部

高溫而導致 Thermo-NOx的生成此外在本實驗中是以瓦斯作為二

次室燃燒機的燃料而瓦斯中含有大量的氮化物(見表 7-1)因此在

燃燒過程中會有 Fuel-NOx生成

0

50

100

150

200

250

700 800 900 1000

溫度()

濃度

(ppm

) 有機氯開一次室

無機氯開一次室

有機氯開二次室

無機氯開二次室

158

表 7-1 常見燃料之成分分析表成分重量百分比() 天然氣 2 號燃料油 4 號燃料油 6 號燃料油

碳 712 873 865 873氫 230 126 117 105氧 -- 004 027 064氮 48 0006 024 028硫 10 022 135 084灰分 0 lt001 002 004

氫碳 (克分子比例) 388 172 160 144總熱值 9880 (kcalNm3) 10680 (kcalkg) 10620 (kcalkg) 10300 (kcalkg)淨熱值 9030 (kcalNm3) 9500 (kcalkg) 9530 (kcalkg) 9300 (kcalkg)API 度 -- 33 232 126

比重 (156 ) 0044 0860 0915 0982Saybolt 黏度 (秒) -- 33~38 45~125 900~9000

閃火點 () -- 38 55 65Perrys Chemical Engineering Handbook 6th Edition

159

74 焚化過程中產生之有機污染物

741 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-24 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

圖 7-24 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由圖中可知當進料中添加 PVC

而一次室爐溫在 738 時所產生的 PAHs 主要以 NaP (二環)及 AcPy

的型式存在但隨著爐溫的升高有機物則逐漸以三環的 FluPha

甚至 Ant 的型式出現其原因可能是因為氯的陰電性強易帶走直鏈

或支鏈有機物的氫離子使得這些有機物形成具有π鍵且不穩定的烯

類或炔類而在高溫的情況下這些有機物會重新鍵結形成較穩定的

0

5000

10000

15000

20000

25000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

738

836

868

160

環狀物然而當進料中添加有機氯( PVC )時由於 PVC 的燃燒過

程並非如其它物質可以迅速完成反應而必須歷經預熱及氣化的點

燃前階段(pre-ignition)而後才是進行真正的燃燒階段(burning)(張

1993)因此焚化過程中當有機物污染物產生時只有部份因 PVC

粒子受高溫而氣化的氯離子可以帶走有機物上的氫原子所以再經高

溫焚化後所能形成的環狀有機物以低環有機物佔大多數如圖 7-24

中 738 的情況但當焚化溫度升高時可以加速 PVC 的分解燃燒

過程同時也增加氯離子的氣化速率因此使大多數的氯離子能有更

多的機會帶走直鏈或支鏈有機物上氫離子因而形成更多的π鍵而

在焚化的高溫環境下這些π鍵更容易斷鍵而形成多環有機化合物

因此在圖 7-24 中可以看出836 及 868 時所產生的有機污染

物中以三環的 AcPyFlu 及 Ant 佔絕大多數

另外林(1998)曾指出PVC 在焚化過程中(約 600~700 )所生

成的十四種 PAHs 物種中以 NaP 及 AcPy 的濃度較高此與本實驗

結果相符合

圖 7-25 是在只開一次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改

變時對 BTEX 物種生成的影響圖中顯示物種大多隨溫度升高而有

降低的趨勢其中 Benzene 的濃度較其它物種為高

161

圖 7-25 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含有機氯)

742 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(只開一次

室)

圖 7-26 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

831

908

970

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 738

836

868

162

圖 7-26 是在只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改

變時對 PAHs 物種生成的影響由上圖可知進料中添加無機氯時

所生成的有機物種分佈較廣其中三環的有機物佔大多數這現象可

和前頁含 PVC 的情況做比較在含 PVC 的情形下由於 PVC 的燃

燒過程複雜導致氯離子無法有效帶走有機物上的氫離子而進料含

無機氯(NaCl)的情況而言在本實驗中NaCl 是以水溶液的型態加入

進料中因此當進料投入爐體後NaCl 可以因高溫而迅速斷鍵而

釋出氯離子所以氯離子可以有充份的機會帶走部份未被高溫所破壞

之直鏈或支鏈有機物上的氫原子而形成更多的π鍵之後在高溫的

焚化環境中容易產生三環四環甚至更多環數的有機污染物但總

體而言大部分有機物在高溫下還是會被破壞而形成 CO2及 H2O所

以隨著溫度的上升有機物的總量是有下降的趨勢至爐溫約 970

時這些三四環的有機物亦逐漸因高溫而斷鍵故所餘留者以 AcPy

佔多數

163

圖 7-27 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開一次室含無機氯)

圖 7-27 是只開一次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中仍以 Benzene 的生成濃度較其它

物種高而各物種的生成濃度則有隨溫度上升而降低的趨勢

743 有機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-28 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0300060009000

1200015000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3) 831

908

970

164

圖 7-28 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 PVC 的進料在加入二次燃燒室

後其所產生的有機物以 Pha 佔多數且當二次室爐溫改變時所生

成的有機物量並無明顯的變化因為大部份的有機物已因二次室的燃

燒而去除殆盡

而在二次室溫度 711 時未被去除之有機污染物的分佈介於

二三環之間然而隨著溫度的上升其有機物卻逐漸轉化成三環

四環甚至五環的有機污染物因此在二次室的燃燒環境下溫度提

高卻有促進環狀物合成的趨勢

圖 7-29 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

400

800

1200

1600

2000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1703 T2711 T1712 T2802 T1717 T2936

165

圖 7-29 是在開二次室的情況下而進料中含有機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響由圖中可以發現經二次室處理後煙

道氣中的 BTEX 仍以 Benzene 佔多數Toluene 居次其餘三物種之

濃度則偏低

166

744 無機氯在不同爐溫下對有機物排放濃度之影響(開二次室)

圖 7-30 不同操作溫度對 PAHs 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-30 是在開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 PAHs 物種生成的影響含 NaCl 的進料在經二次室的處理

後所排放的有機污染物已大為降低而部份未被去除的有機物中

則以 Chr 佔大多數但隨著溫度的增加其濃度亦有下降的趨勢

圖 7-31 為開二次室的情況下而進料中含無機氯當溫度改變

時對 BTEX 物種生成的影響圖中物種的生成趨勢與圖 7-29 頗為

類似

0500

100015002000250030003500400045005000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

167

圖 7-31 不同操作溫度對 BTEX 物種生成之影響(開二次室含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

745 有機物經一二次室處理後濃度之比較(進料含有機氯)

圖 7-32 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

NaP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1738 T2未開

T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

0

500

1000

1500

2000

2500

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(ug

Nm

3)

T1713 T2703 T1704 T2807 T1696 T2925

168

圖 7-32 是在比較當進料中含有機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 由圖中可發現含 PVC 的進料經二次室處理後大多數的

PAHs 因高溫的焚化環境而被破壞少數則在斷鍵後又轉化成其它物

種唯 Pha 的濃度在開二次室後仍無明顯的變化因此二次室對進料

中含有機氯的物質焚化後所產生的 PAHs(除 Pha 以外)皆有極大的

去除效果

圖 7-33 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含有機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-33 是在比較當進料中含有機氯時BTEX 經二次室處理前

後之濃度比較圖中顯示經二次燃燒室處理後的煙道氣其 BTEX 的

排放濃度皆能有效降低

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1738 T2未開T1703 T2711

T1712 T2802

T1717 T2936

169

746 有機物經一二次室處理後之濃度比較(進料含無機氯)

圖 7-34 PAHs 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

圖 7-34 是在比較當進料中含無機氯時PAHs 經二次室處理前

後之濃度比較其中在點燃二次燃燒室時其一次室的爐溫皆設定在

700 當進料中含 NaCl而只開一次室時PAHs 大多為三四環

的物質當二次室開啟後可以有效破壞大部份 PAHs 物種但同時

也有少部份物種在高溫環境下而合成產生四環的 B(a)A甚至四環

以上的物種其濃度亦有些微增加的趨勢

圖 7-35 是在比較當進料中含無機氯時BTEX 經二次室處理前

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000N

aP

AcP

y

AcP Fl

u

Pha

Ant

FluA Py

r

B(a

)A Chr

B(b

)FB

(k)F

B(a

)P

DbA

B(g

hi)P InP

PAHs

濃度

(ug

Nm

3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

170

後之濃度比較圖中二次室對 BTEX 的去除與圖 7-33 頗為類似大

部份皆能因高溫而降低其排放濃度

圖 7-35 BTEX 經二次室處理前後濃度之比較(進料含無機氯)註T1 表一次室爐溫T2 表二次室爐溫

0

4000

8000

12000

16000

Ben

zen

Tolu

ene

Ethy

lben

zene

p-m

-Xyl

ene

o-X

ylen

e

BTEX

conc

(u

gN

m3)

T1831 T2未開

T1713 T2703

T1704 T2807

T1696 T2925

171

747 添加重金屬對有機污染物生成的影響

文獻中(Soltys 1986)(Dunstan 1989)(李1992)曾指出焚化過程

所產生的 PAHs 會因飛灰上碳成分性質之不同而影響其排放濃度

另外(Haynes 1981)(Ndubizu 1982)亦指出重金屬的添加能有效的

抑制燃燒過程中碳煙的生成因此從上述的論點可以歸納得知重

金屬的添加會影響焚化過程中有機污染物的生成

(Wey et al 1998)更進一步研究指出鉛的存在降低了 PAHs 前驅

物 C6H6C2H2CH4的活化能使其進一步的與二三環的 PAHs 加

成聚合生成四五環的結構因此在實驗中二三環的 NaPAcPy

PhA 被轉化成四五環的 FluAPyrBaAChrBaP而鎘主要是

將氣相中的 NaP 及 AcPy 捕捉在飛灰上但是對於多環的 PAHs 卻沒

有明顯的趨勢而在其實驗中也發現飛灰中鉻含量越高PhA

FluAPyr 明顯的增加甚至五六環的 InP 及 B(ghi)P 也被檢測出

來這現象可能是由於鉻催化形成多環結構的能力大於鉛鋅使三

四環的 PAHs 能進一步的與前驅物質反應形成五六環的結構

由以上文獻的研究結果與圖 7-28 及圖 7-30 對照後可發現圖 7-28

中 PhAFluAPyr 及 B(a)A 的濃度明顯較其它物質高而圖 7-30 中

B(a)AChrB(a)P 的濃度似乎也比其它物質高由此可以推斷圖 7-28

中受重金屬鉻的影響較大而圖 7-30 則受鉛的影響較大然而在本

172

實驗中鉛鉻的添加皆佔總量的 01 在添加量相同的情況下

不可能產生如此的差異故應從重金屬的焚化過程來探討在圖 7-13

及圖 7-15 中當進料中含有機氯時鉛化合物的排放濃度明顯偏低

而若含無機氯時排放濃度則大為提高至於在鉻化合物的排放濃度

方面進料含有機氯時略高於含無機氯時的情況因此在進料含有

機氯時由於鉻的催化能力遠大於鉛所以會有圖 7-28 的情況發生

而進料含無機氯時雖然鉻的催化能力較鉛大但鉛化合物的濃度卻

遠大於鉻因此在圖 7-30 中鉛產生的催化效應會大於鉻

173

75 焚化過程所產生污染物之綜合探討

表 7-2 為本實驗之結果數據表由表中可以發現進料中含氯物種

的不同會影響重金屬污染物的排放濃度而重金屬的排放濃度誠如

上一節所討論會影響 PAHs 物種的生成因此含氯物種亦間接地

影響 PAHs 物種的生成此外含氯物種的不同也影響 HCl 及粒狀

物的排放濃度所以在本實驗中除 SO2及 NOx外其餘污染物的

生成皆受含氯物種不同的影響

在本實驗操作溫度範圍內(一次室738~970 二次室703~936

)的影響方面對重金屬化合物而言其排放濃度受一次室爐溫的

影響而二次室的溫度則會促使其生成物種間的轉化實驗結果可以

發現重金屬鉻在高溫下大部份形成 Cr2O3(s)因此溫度變化對其排

放濃度影響不大至於鎘化合物其排放濃度略有隨溫度上升而增加

的趨勢鉛化合物則在添加無機氯時排放濃度隨溫度上升而增加

當添加有機氯時溫度變化對其生成濃度影響不大而有機污染物及

粒狀物的排放濃度受溫度的影響很大當溫度愈高則其排放濃度愈

低尤其當啟動二次室時更能有效降低其濃度至於 HClSO2及

NOx則受溫度變化的影響較小

174

表 7-2 實驗結果數據表

試程含氯物種

一次室爐溫()

二次室爐溫()

Pb (mgNm3)

Cd (mgNm3)

Cr (mgNm3)

粒狀物(mgNm3)

SO2ppm

HClppm

NOxppm

NaP(mgNm3)

AcPy(mgNm3)

AcP(mgNm3)

Flu(mgNm3)

Pha(mgNm3)

Ant(mgNm3)

FluA(mgNm3)

Pyr(mgNm3)

B(a)A(mgNm3)

Chr(mgNm3)

B(b)FB(k)F(mgNm3)

B(a)P(mgNm3)

DbAB(ghi)P(mgNm3)

InP(mgNm3)

1 738 -- 49 077 132 202 173 135 155 ND ND 15285 ND ND 2590 ND 1226 ND 998 28 67 80 562 836 -- 371 205 155 105 151 174 66 ND ND 26172 ND ND ND ND 1453 1210 ND ND 50 ND 4073

PVC868 -- 162 063 154 453 197 197 116 ND 1158 ND 192 ND ND 240 1026 1786 ND ND 147 ND 547

4 831 -- 152 225 094 379 300 108 101 ND ND 304 1097 ND 536 194 287 197 ND 160 ND ND ND5 908 -- 20 201 112 530 150 147 72 ND ND 144 691 ND 435 150 344 140 89 39 26 153 ND6

NaCl970 -- 126 293 109 514 74 180 89 ND 846 97 94 81 12 25 22 187 92 18 50 25 ND

7 703 711 965 644 047 125 1 150 204 32 20 98 64 279 9 16 6 ND 6 11 28 9 ND8 712 802 11 635 051 101 0 189 218 53 29 50 58 461 38 148 47 16 8 ND 18 231 39

PVC717 936 096 062 042 472 3 178 101 7 16 295 36 546 21 184 106 153 13 6 5 11 3

10 713 703 093 043 051 380 0 110 188 ND 10 120 179 69 10 156 84 27 1627 7 3 255 511 704 807 109 042 054 374 0 145 204 ND ND 83 128 53 12 18 39 9 805 4 21 13 412

NaCl696 925 195 121 059 576 0 172 198 27 30 112 200 135 47 32 12 281 685 51 98 45 32

175

第八章 結論

本研究中蒐集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化

操作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與

控制效果及其影響因子等相關資料並配合文獻中有關焚化廢氣中污

染物特性之相關研究同時針對我國及各國的焚化爐排放法規標準

做一完整的研究與探討以俾獲得最佳焚化處理技術

此外為了解焚化過程中污染物種的生成特性及行為本研究以

臺灣地區都市廢棄物的平均組成為對象分別使用 ASPEN PLUS熱

力平衡模式來模擬各不同操作條件下污染物種的生成行為然而

軟體所模擬者乃是物種在熱力平衡時的狀況但卻因反應動力的限

制而未能真實模擬焚化過程中的部份燃燒及未完全燃燒的情形基

於此本研究乃以實驗及模擬結果相互比較以期更真實的模擬焚化

過程

實驗過程中幾個因素可能會造成實驗結果和實廠狀況有所差

異

1 在實廠中燃燒所需的熱量是由廢棄物本身的熱量所提供但

實驗過程中部份熱量卻是由電加熱管所致因此實廠中熱

量的傳播是靠對流及傳導但實驗中部份熱量卻是藉由熱幅射

來傳播所以實驗所得的數據會與實廠有所誤差

176

2 由於都市廢棄物組成的變異性大而實驗進料量少因此會有

誤差產生

3 焚化過程之複雜性及變異性極大所以實驗必須重覆多次方能

使數據具代表性及普遍性然而本研究因受限於經費和時間的

緊迫所以對不同操作條件無法做重覆多次的實驗

81 焚化過程中產生之重金屬污染物

由於台灣地區執行垃圾分類的成效不彰因此都市廢棄物中充斥

著各式各樣的重金屬物質也使得焚化後產生的重金屬污染物呈現多

樣性與複雜性在本研究中只針對環保署所公告「廢棄物焚化爐空

氣污染物排放標準」中所列管的重金屬鉛鎘汞及另一重金屬毒性

物質鉻作研究而在實驗部份基於安全上的考量故進料中不添加

汞所以汞化合物的生成僅做程式上的模擬與文獻的探討

811 鎘化合物

綜合 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果可知重金屬鎘在

進料含有機氯時經焚化過程後所生成的主要物種為 CdCl2(g)含無

機氯時則以 CdO(s)為主且生成物種會受溫度的影響但不受含硫

量的影響含有機氯的進料當溫度上升時Cd(g)的生成量有逐漸增

加的趨勢而添加無機氯時溫度上升則會導致 CdO(g)及 Cd(g)生成量

177

的增加CdO(s)卻逐漸減少

而文獻中指出金屬氯化物的揮化性高易隨煙道氣排出而金

屬氧化物的沸點較高易停留於砂床中因此添加有機氯時鎘化合

物的煙道氣排放濃度較添加無機氯時大另外從實驗中可發現無

論進料含有機氯或無機氯及是否開二次室從煙道氣中所採得的鎘化

合物大多數是附著於飛灰上以固相的型式出現而仍以氣相型態

存在者較為少量在開啟二次室的情況下總排放濃度最大約為 63

mgNm3

因此從以上的結果可以得知重金屬鎘經焚化後所產生的化合

物大部份的氧化物停留於砂床中部份隨煙道氣排放的高揮發性物

質則幾乎都因異相凝結或均相凝核而成為固相

812 鉛化合物

重金屬鉛的焚化模擬結果顯示當進料含有機氯時其生成物以

氯化物為主其中 PbCl4(g)佔大多數而隨著溫度上升則 PbCl2(g)及

Pb(g)的生成逐漸增加此外含氯量的增加會促使 PbCl4(g)的生成

而 PbCl2(g)則相對的減少直到鉛完全和氯反應才會停止 PbCl4(g)的

生成而當進料含 NaCl 時由於氯原子和鈉原子間的親和力遠較其

和重金屬間的親和力大因此絕大多數的氯原子皆和鈉原子反應生

178

成氯化鈉而鉛只能和氧形成金屬氧化物

從實驗及文獻中亦可發現雖然添加有機氯時可促使鉛形成高

揮發性的氯化物但煙道氣中所採集到的鉛化合物濃度卻比添加無機

氯所生成的氧化物濃度低另外無論是否開啟二次室大多數氣相

中的鉛化合物也是藉由異相凝結或均相凝核而形成固相物質

813 鉻化合物

在重金屬鉻的焚化模擬過程中可以發現 ASPEN PLUS 的模擬結

果顯示鉻在高溫的焚化環境下大多形成 CrO2(s)及微量的 CrO2(g)

CrO2Cl2(g)和 CrO3(g)等而熱力平衡模式的模擬結果則顯示當進料含

有機氯時Cr2O3(s)為主要生成物種至於氯化物及氯氧化物的濃度皆

為少量當進料含無機氯時生成物種則以 Na2CrO4(s)為主而所添

加的氯原子大多與鈉及氫反應生成 NaCl(l)及 HCl(g)或更微量的 Cl2(g)

此外重金屬鉻焚化後所形成的化合物的相關文獻中皆認為在有機

氯存在的環境下 Cr2O3(s)為優勢物種因此可以推斷雖然 ASPEN

PLUS 在化工製程的應用上有極佳的評價但可能是因為其無機資料

庫的相關資料有限因而導致模擬結果有所誤差至於熱力平衡模

式由於本實驗室從事多年的焚化相關實驗及研究故建立了較完善

的焚化物種資料庫因而在此以熱力平衡模式的結果來加以探討

179

在實驗結果方面當進料添加有機氯時煙道氣中所含鉻化合物

濃度較添加無機氯時為高可能是因為 Na2CrO4(s)大多留在砂床中

因此降低鉻化合物在煙道中的濃度另外也發現無論進料中添加有

機或是無機氯煙道氣中鉻化合物的濃度隨溫度的變化不大由此可

知Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)在實驗操作溫度範圍內為穩定物種至於鉻

化合物的分佈比例由實驗結果中可以發現鉻化合物在煙道氣中的

總濃度較鉛鎘為低因為大多數的 Cr2O3(s)及 Na2CrO4(s)皆停留在砂

床中所以氣相的分佈比例也就相對的減少而文獻中(Morselli

1993)(Sarofim 1994)亦證實鉻化合物留滯於底灰的比例大約有

70~90

814 汞化合物

由 ASPEN PLUS 及熱力平衡模式的模擬結果得知無論進料中添

加有機氯或是無機氯其生成的汞化合物中以 Hg(g)佔絕大多數

然而添加有機氯時所生成的氯化物雖量少但與添加無機氯所生成

的氯化物比較顯然大了許多因為添加無機氯氯與鈉的親和力遠

大於氯與汞因此氯化鈉成為此環境下的優勢物種而隨著溫度的

上升Hg(g)亦有些微增加的趨勢

從模擬結果中可以發現焚化所生成的汞化合物皆為氣相且其

180

為高揮發性不易因異相凝結或均相凝核而形成固相所以對煙道氣

中的汞化合物的控制較為困難

815 重金屬污染物的控制

綜合上述重金屬生成之特性可知除汞化合物外其餘三種重金

屬在焚化過程中隨煙道氣所排出之氣相化合物大多因溫度降低而

凝結成固相文獻中(Norton 1986)(Ontiveros 1989)(Wey 1998)曾指

出在煙道氣中揮發性較高的重金屬物質如AsCdCuNi

Pb 及 Zn 所形成的化合物在飛灰中的分佈是趨向於小粒徑的微粒

而沸點較高的鉻則平均分佈於飛灰中至於汞化合物由於其揮發

性較一般金屬高又不易凝結果於飛灰上所以大部份仍停留於氣相

中

因此欲降低焚化所排放的重金屬化合物的濃度除了積極地藉

由改善燃燒條件或使用化學添加劑來減少重金屬的揮發外亦可在金

屬蒸氣尚未形成金屬微粒時由吸附劑與金屬微粒間之物理吸引捕捉

重屬蒸氣或消極地利用有效地捕捉煙道氣中的飛灰來達成降低重

金屬濃度的目的然而改善燃燒條件或藉由吸附冷凝作用來捕捉重

金屬所牽涉的層面甚廣也較為複雜因此一般而言對重金屬的

控制較著重於控制其微粒的排放

181

而對吸附重金屬微粒的控制通常採用傳統空氣污染防治設備的

方式主要可分為乾式流程與溼式流程兩種典型焚化廠乾式流程包

括乾式洗煙塔或半乾式洗煙塔與靜電集塵器或袋濾式集塵器之組

合而溼式處理流程包括溼式洗煙塔或靜電溼式洗煙塔與靜電集塵器

之組合從表 3-103-113-123-13 和 4-6 中數個國外的焚化廠及

表 4-5 國內 21 座焚化爐實際操作處理經驗觀之無論使用乾式或溼

式處理流程其對鉛及鎘的去除皆能符合表 2-9 中國內環保法規對新

設焚化爐的要求但對汞化合物的控制卻不然表 3-10 中的前六個

國外廠其重金屬化合物的控制端賴靜電集塵器因而汞化合物的排放

濃度遠超過法規標準的 03 mgNm3然而當粒狀物控制系統搭配吸

附劑噴灑系統使用其中在乾式處理流程中混入活性碳或 Na2S而

在溼式處理流程中則加入如 CuCl2的催化劑時汞化合物的排放濃度

大部份都能符合法規的要求

此外在乾式處理流程中袋濾式集塵器對汞化合物的去除效率

較靜電式集塵器佳因為加入的活性碳或 Na2S 能夠被截留在濾布

上增加其與廢氣的接觸時間亦提高與汞化合物的反應性

182

82 焚化過程中產生之酸性氣體

821 氯化氫

由實驗結果得知當進料中含有機氯時其生成的氯化氫濃度略

大於進料含無機氯者且根據 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示氯化

氫的濃度受溫度的影響甚小但依上節的討論結果若進料含有機氯

時重金屬易和氯離子反應生成金屬氯化物因此重金屬的含量會影

響氯化氫的生成濃度

822 二氧化硫

焚化過程中二氧化硫的生成乃因為廢棄物中含硫物質所致從實

驗中可以發現當進料中含有機氯時二氧化硫的濃度雖然隨溫度下

降而有降低的趨勢但從 ASPEN PLUS 的模擬結果顯示二氧化硫

的濃度只受含硫量的影響而不受溫度過量空氣及含氯量等的影

響另外根據文獻(Verhulst 1996)(Chen 1997)(Chen 1998)中指出

在含硫系統中當焚化溫度約低於 700 時金屬硫酸鹽為主要物

種而當溫度高於 700 時含硫量的影響就逐漸減少因為此時

重金屬主要以氧化物的型式存在而在一般廢棄物的焚化過程中溫

度通常維持在 700 以上所以硫和金屬反應的可能性不大大部

份會與氧反應而生成二氧化硫因此重金屬的含量對二氧化硫生成的

183

影響不大

823 氮氧化物

焚化過程中所產生的氮氧化物一般可分為兩大類一是因所打入

空氣中的氮在高溫下與氧反應而產生的 Thermo-NOx通常在爐溫達

1000 以上才會大量產生另一為燃料中的氮因氧化所生成的

Fuel-NOx從本實驗結果得知當只開啟一次室時氮氧化物隨溫度

的變動不大其排放濃度約為 100 ppm但在開啟二次室時因局部

的高溫而導致 Thermo-NOx的產生同時因使用瓦斯作為輔助燃料

故 Fuel-NOx亦因此而產生

824 酸性氣體的控制

酸性氣體的控制通常使用鹼性吸附劑與其產生中和反應以達

到去除的目的在設備方面如第二章所述可分為乾式半乾式及溼

式洗滌塔等若單獨使用時溼式洗滌塔對二氧化硫的去除效率約可

達 90 以上而乾式及半乾式洗滌塔若搭配袋濾式集塵器使用亦

能達到 90 的去除效率另外從實驗結果及國內二十一座興建中

及運轉中焚化爐的相關資料中得知都市廢棄物焚化後未經控制前

所排放的二氧化硫濃度約介於 300~500 ppm 之間若其去除效率達

90 以上則其排放濃度可以符合國內法規標準的 80 ppm 以內

184

對氯化氫氣體的控制方面由於氯化氫易溶於水因此溼式洗滌

塔對其去除效果達 98 以上而乾式及半乾式洗滌塔若與袋濾式集

塵器搭配使用亦有 90 以上的去除效率同時由於袋濾式集塵

器的操作溫度約在 140~230 左右因此通常在煙道氣進入控制

器前會予以降溫處理若以煙氣洗滌塔(只噴水不含鹼性吸附劑)

作降溫處理則不僅能除去部份煙道氣中的粒狀物質亦能溶解其中

的氯化氫氣體同時也能降低後續之鹼性吸附劑的使用量

在氮氧化物方面從實驗中得知在開啟二次室的情況下氮氧化

物的排放濃度大約為 100 ppm若依實廠中二次室添加燃油的情形而

言由於燃油所含的氮成份為瓦斯的二十分之一以下(參見表 7-1)

因此所能生成的 Fuel-NOx 也極為有限而過去根據實廠的經驗氮

氧化物的排放濃度大多遠低於法規標準因此少有針對氮氧化物的控

制措施

而近年來由於民眾對生活環境品質的要求日益提升且法規標準

也日漸嚴苛所以部份新設的焚化廠在其廢氣控制系統中增加氮氧

化物的控制措施從表 4-5 中可知這些廠皆藉由選擇性無觸媒還原

法(SNCR)來控制氮氧化物的排放

185

83 焚化過程中產生之有機污染物

從實驗結果中可發現當只開一次室時隨爐溫的上升PAHs 量

有逐漸減少的趨勢而進料中含有機氯(PVC)時因 PVC 燃燒過程緩

慢所以雖然 PAHs 總量隨爐溫的上升而下降但所餘留者部份則轉

化成三環的 AcPyFlu 及 Ant

當啟動二次室時爐溫的上升對 PAHs 的去除效率影響較小

可能是因為大部份的 PAHs 在高溫下被破壞因而 PAHs 的總量無明

顯的變化而剩餘微量的 PAHs 其物種分佈主要受重金屬添加物的影

響在進料中含有機氯時因為鉛化合物的排放濃度偏低而鉻的催

化能力又遠大於鉛所以在此情況下PAHs 物種的生成受鉛化合物

的影響大多生成 PhAFluAPyr 及 B(a)A而當添加無機氯時

鉛化合物的排放濃度則大幅提高因而使 PAHs 物種受其影響而大多

轉化成 B(a)AChr 及 B(a)P

總體而言開啟二次室可以有效降低 PAHs 的排放濃度

186

84 污染防治設備組合之綜合評估

綜合以上各污染物在控制上的討論可知重金屬鉛鎘的控制藉

由一般的粒狀物控制設備(例如靜電式集塵器袋濾式集塵器)即

可獲致極佳的效果而汞的去除則必須搭配吸附劑噴灑系統(如活

性碳Na2S)或催化劑(如CuCl2)的使用方能達到有效的去除效果

而在酸性氣體的控制方面溼式乾式及半乾式洗滌塔對 HCl 及

SOx 的去除皆有卓越的效果但在使用(半)乾式處理流程時若能先

經滌氣塔去除部份的 HCl則可以減少後續鹼性吸附劑的使用量至

於 NOx的去除現今較為常用者為選擇性觸媒還原法(SCR)及選擇性

無觸媒還原法(SNCR)前者的去除率約 60~80 後者約 30~60

至於有機污染物的控制從實驗中可以發現當廢氣經過二次燃

燒室處理後有機污染物的濃度可大幅降低另外亦可藉由爐體的

操作使廢棄物能充份的燃燒減少不完全燃燒物的生成此外煙

道氣中加入活性碳不僅可以除去汞蒸氣亦可吸附微量的有機污染

物

然而控制設備的選擇不單是要求去除效率佳而必須同時考量其

設置成本及操作成本並在三者之間尋求一最佳之平衡但影響成本

估算的因素甚多除了廢氣處理量之外其它諸如匯率物價波動

等使得所需成本無法精確估算僅能就過去設廠的經驗作約略的估

187

算

就粒狀物控制設備而言最常被使用的是靜電式集塵器與袋濾式

集塵器二者的建造費用相近唯後者的操作費用較前者為高然而

近年來有學者指出靜電集塵器的操作溫度與 PCDDsPCDFs 從飛灰上

脫附的溫度相近易導致其脫附後有再合成現象(De Novo synthesis)

的產生因此靜電集塵器已逐漸不被新設的大型焚化廠所採用

而在酸性氣體洗滌塔部份如表 2-9 所示乾式半乾式及溼式

洗滌塔的建造費用比分別為 91015而操作維護費則是 81015由

此可知溼式洗滌塔的整體費用要比乾式及半乾式多另外NOx的去

除法中SCR 所需的設備成本大約是 SNCR 的 3~7 倍左右而操作

費用則相近

至於設備組合方面大約可分為乾式及溼式處理流程在乾式處

理流程中為了使鹼性吸附劑增加與廢氣的反應因此大多利用袋濾

式集塵器與(半)乾式洗滌塔搭配使用而溼式處理流程中因袋濾式

集塵器的耐溼性差故一般皆以靜電式集塵器和溼式洗滌塔為組合

但如前所述靜電式集塵器已逐漸被捨棄不用因此溼式處理流程

在新設焚化廠中已不復見在乾式處理流程中雖然乾式洗滌塔的建

造費用與操作維護費用比半乾式略低但其鹼性吸附劑的添加量卻比

半乾式多半乾式洗滌塔則往往因藥劑調配不當而造成噴嘴堵塞的

188

現象所以二者無論在成本或使用上各有其所長

85 總論

由本研究中可以了解焚化過程中所產生的污染物有各種重金

屬化合物粒狀污染物HClSO2NOx 及各種有機污染物等而

理想的控制設備組合是廢氣經能源回收後進入乾式或半乾式洗滌塔

中並噴入鹼性吸附劑及活性碳或 Na2S 以吸附酸性氣體微量的有

機化合物及汞蒸氣而後以袋濾式集塵器去除粒狀物及其上所附著的

重金屬化合物若需要進一步改善 NOx 的排放濃度可以考慮加裝

SCR 或 SNCR 的處理設備如此所排放的煙道氣中污染物濃度大致

可符合國內現有法規的標準且達低污染的焚化處理目標

189

86 對空污防治之重要成效

台灣地區由於人口逐漸增加及經濟活動的日益頻繁廢棄物的產

量也逐漸增加如此龐大的垃圾量使許多小型掩埋埸之容量快速飽

和而在都市快速發展土地取得困難的情況下新掩埋埸的設立更

顯不易因此具有減量化資源化安定化及無害化的焚化處理已成

為地狹人稠的台灣地區廢棄物之主要處理方式

然而焚化處理雖具有多項優點但焚化過程中卻也產生有害空

氣污染物質所以污染物的控制成為焚化處理中極為重要的課題

研究中搜集了國內外垃圾焚化廠設備規模焚化爐型體焚化操

作條件處理概況最新控制技術空氣污染防治設備操作特性與控

制效果及其影響因子等相關資料可供國內研究及焚化爐操作之參

考並模擬國內都市廢棄物之組成以實際實驗及電腦模擬徹底了解

焚化後污染物質的生成趨勢且在法規要求及成本的考量之下獲得

一本土化的焚化廢氣最佳化的控制技術以作為國內往後在焚化廠設

計及實際操作上參考之用

190

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王鯤生江康鈺葉宗智林仕敏都市垃圾焚化灰渣重金屬物種分析與溶出特性之研究第十一屆廢棄物處理技術研討會論文集68-76(1996)

王鯤生江康鈺林仕敏蔡啟昌有機氯及無機氯影響廢棄物焚化過程氯化氫形成潛勢之研究第十四屆空氣污染控制技術研討會論文集pp 808-815(1997)

王鯤生江康鈺儲雯娣林仕敏葉宗智焚化溫度與垃圾 PVC含量對焚化灰渣重金屬分佈之研究第十二屆空氣污染控制技術研討會論文集371-377(1996)

司洪濤鄭乙任李遠志垃圾焚化廠廢氣處理系統規劃設計與運轉之探討工業污染防治第十七卷第三期pp 46-65 (1998)

司洪濤鄭乙任袁中新乾式煙道噴注法處理燃燒廢氣中酸性氣體之研究第十三屆空氣污染控制技術研討會論文專輯 pp 461-466(1996)

朱信煙道氣中濕式除硫除氮整合系統之研究 (II)系統最適化計畫編號NSC 83-0410-E-006-075(1994)

江康鈺廢棄物含氯成分對焚化過程金屬物種形成及分佈特性影響之研究博士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1997)

余利智焚化過程中吸附劑對高溫廢氣中有機物及重金屬吸附之研究碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1997)

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吳彥杰垃圾焚化操作條件對排放廢氣濃度之影響碩士論文私立淡江大學水資源及環境工程研究所台北(1996)

李慧梅葉松源陳景清都市垃圾焚化爐飛灰中多環芳香族碳氫化合物吸附之研究第九屆空氣污染控制技術研討會論文集(1992)

林芳玲江康鈺王鯤生模擬都市垃圾焚化過程無機氯對重金屬分佈特性及物種形成之研究第十三屆空氣污染控制技術研討會論文集771-778(1996)

林傑張正平賴永峰含氯有機化合物焚化過程中衍生之不完全燃燒產物第十三屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 334-340(1998)

邱一晉廢印刷電路板焚化系統模擬碩士論文私立東海大學化學工程研究所台中(1997)

施信民添加飛灰對噴霧乾燥脫硫程序操作之影響 (I)計畫編號NSC 82-0410-E-002-333(1993)

凌永健侯建州台灣地區焚化廠飛灰中似戴奧辛化合物之含量及特性調查研究第十一屆廢棄物處理技術研討會論文集pp135~139(1995)

孫世勤都市垃圾焚化廠廢氣中重金屬物質之控制方式中興工程第四十一期 pp49-64(1993)

徐恆文朱信煙道氣除硫技術在台灣的發展工業污染防治第四卷第一期pp 67-79(1991)

袁中新以半乾式噴霧乾燥原理同時去除燃燒廢氣中二氧化硫 氮 氧 化 物 及 氯 化 氫 之 研 究 (III) 計 畫 編 號 NSC 82-0421-E-110-057-Z(1993)

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袁中新噴霧乾燥塔串聯袋式集塵器同時去除燃燒廢氣中二氧 化 硫 及 氮 氧 化 物 之 研 究 (I) 計 畫 編 號 NSC 83-0421-E-110-006Z(1994)

袁中新廖國進蔡聖叢強氧化劑添加物對於改善噴霧乾燥塔去除酸性氣體效率之影響第十屆空氣污染控制技術研討會論文專輯pp 27-32(1993)

郝吉明馬廣大空氣污染控制工程科技圖書股份有限公司台北(1993)

張一岑有害廢棄物焚化技術聯經出事業公司台北(1991)

張乃斌垃圾焚化廠系統工程規劃與設計新雅出版社高雄市(1997)

張宗良高分子聚合物的焚化動力研究碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1993)

清除處理技術員訓練班事業廢棄物貯存清除技術07環保署環境保護人員訓練所(1998)

許整備黃宏維張旭彰吳志祥木柵垃圾焚化爐空氣污染防治措施環境工程會刊第五卷第四期pp 49-58(1994)

陳志成焚化過程中重金屬之控制研究博士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1998)

陸杰人環工科學概論新學識文教出版中心台北 (1988)

章裕民焚化處理技術文京圖書有限公司台北(1993)

黃志峰活性碳碳黑袋式集塵技術與應用實例介紹工業污染防治第十五卷第二期pp 88-100(1996)

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黃彩斐張木彬賴宏德台灣垃圾焚化灰份中戴奧辛含量之初步研究第十三屆廢棄物處理技術研討會論文集pp403~410(1998)

黃彩斐焚化過程中溫度與氣流組成對戴奧辛生成之影響初探碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1998)

楊萬發陳清南潘家豪潘燕昇燃燒可燃性物質鉛鉻銅重金屬行為特性之研究第十一屆廢棄物處理技術研討會論文集117-126(1996)

廖錦聰張蕙蘭徐文慶黃契儒垃圾焚化底灰的資源化利用一般廢棄物焚化灰渣資源化技術與實務研討會論文集 131-146 (1996)

趙嘉雍焚化過程中重金屬對 PAH 生成的影響碩士論文國立中興大學環境工程研究所台中(1996)

劉邦宏都市鄉鎮垃圾與一般事業廢棄物焚化處理之規劃設計小型一般廢棄物焚化爐規劃設計及操作管理研討會論文集125-134(1995)

蔣 本 基 塑 膠 焚 化 過 程 中 PAHs 的 生 成 與 控 制 NSC 80-0421-E-002-13-Z(1991)

蔡文田張慶源活性碳及其在空氣污染防製之應用環境工程會刊第三卷第二期 pp65~84(1993)

鄭福田事業廢氣處理技術研究（Ⅰ）以沸石吸附處理揮發 性 有 機 物 之 研 究 NSC84-2211-E-002-009 pp Ⅲ-341~344(1995)

鄭福田張章堂林宏端沸石吸附揮發性有機物之研究第十屆空氣污染控制技術研討會論文集 pp45-51(1993)

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環保署中華民國臺灣地區環境保護統計年報pp 152-153行政院環境保護署(1997)

環保署全球資訊網

謝長良黃志峰袋式集塵技術與小型焚化爐氣處理應用實例介紹工業污染防治第十七卷第一期pp 19-30(1998)

鍾昀泰一般廢棄物焚化灰分中戴奧辛含量及相關物化因子之初步研究碩士論文國立中央大學環境工程研究所中壢(1997)

鍾昀泰張木彬黃彩斐台灣地區一般廢棄物焚化灰份中戴奧辛含量調查研究第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp1-8(1997)

魏玉麟流動床爐處理工業有機污泥之 PAHs 排放探討第十 一 屆 空 氣 污 染 控 制 技 術 研 討 會 論 文 專 輯 NSC 82-0410-E-029-004(1994)

魏銘彥方天志趙嘉雍焚化過程中有機氯及無機氯對氯化氫一氧化碳及有機物生成的影響中國環境工程學刊6(4)pp 341-347(1996)

魏銘彥陳志成事業廢棄物的焚化處理化工技術Vol 39 No 6 pp 185-193(1996)

魏銘彥趙嘉雍余利智焚化過程中重金屬對 PAHs 生成的影響第十二屆空氣污染控制技術研討會論文集pp 547-553(1995)

魏銘琪蘇政隆陳志成魏銘彥焚化操作條件對重金屬鉛化合物生成及其在灰渣中穩定度的探討第十二屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 9-15(1997)

顧順榮鍾盷泰張木彬台灣地區都市垃圾焚化灰分中重金屬濃度及 TCLP 榮出之評估第十屆廢棄物處理技術研討會論文集pp 271-279 (1995)

205

206

附錄一

八十八年度空污費科技研發計畫(期中報告)審查意見表

評審意見 答覆1期中報告完成了電腦程式模擬實驗設備及實驗條件的規劃充分達成進度

1謝謝委員指教

2相關文獻的蒐集完整敘述頗有條理

2謝謝委員指教

3研究方法使用電腦模擬及模型實廠實驗驗證並將評估最佳化操作條件及有害空氣污染物的最佳控制條件符合原先規劃的內容

3謝謝委員指教

4 期中報告第四章評估廢氣控制設備之組合建議尚需一併考量其他廢氣成分(如戴奧辛)的控制方具有完整性及實質效益

4會遵照委員指示在期末報告第四章中加入戴奧辛控制資料

5 報告書撰寫文字流暢條理分明 5謝謝委員指教6 本報告文獻回顧內容翔實完整值 得肯定

6謝謝委員指教

7 模式模擬之基本假設條件為何此模式支出處為何均請於期中報告中加以說明

7會於期末報告中加以說明

8 實驗工作應即刻準備進行並於報告中說明重要操作條件

8會於期末報告中加以說明

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

207

附錄二

八十八年度空污費科技研發計畫(期末報告)審查意見表

申請人魏銘彥

服務機關國立中興大學環境工程學系

計畫名稱一般垃圾焚化產生有害空氣污染物處理技術

評審意見

1未試垃圾焚化產生

有害空氣污染物之

有效控制方案實

驗室之模擬處理結

果至實用尚有一段

距離

2建議將模式模擬結

果與實廠採樣結果

加以比較以確認

模式之正確性

答覆

1本研究主要規劃收集國內外各種空氣污染

控制技術相關文獻實驗部份只針對污染物

排放濃度來探討若欲進一步探討有害空氣

污染物之有效控制方案則需針對實廠控制

設備來作理論及實驗上資料之收集與研

究以求實驗上之有效控制方案而文獻上

針對有效控制方案資料收集的結論已於期

末報告中第 83 頁中說明

2本實驗主要的目的是收集國內外各種空氣

污染控制技術之相關資料並藉由實驗室規

模之焚化爐模擬實際垃圾焚化廢氣有關實

廠採分析並不在本研究範圍之內且國內有

關實廠採樣結果的數據並不多(包含有機

物重金屬及酸性氣體等)而於有限的焚

化廢氣排放資料中並無法提供詳細的操作

條件(包括焚化爐熱損失確實進料組成

確實操作溫度及溫度分佈等)故無法與本

研究的模擬結果進行比較請諒察

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