填埋场开采及矿化垃圾资源化利用现状

项显超， 蔡嘉瑞， 甄宗傲， 李晓东

摘要】 垃圾填埋场开采和可回收土地资源的资源化利用、矿化垃圾的无害化、资源化，具有显著的经济社会效益。归纳了国内外垃圾填埋场管理过程中面对的痛点问题，并着重分析了典型填埋场治理工程案例，明确了原料回收潜力评估、经济效益评估和生命周期评价等开采前预调研工作的重要性；基于矿化垃圾综合资源化利用的思路，重点阐述了当前垃圾填埋场矿化垃圾物理特性、重金属含量、热值和营养元素等物化特性。总结了目前较为成熟的资源化利用方案，包括腐殖土再利用技术及可燃组分热处理技术，为大型垃圾填埋场的施工开采和资源化利用提供了思路。

【关键词】 矿化垃圾；垃圾填埋场开采；资源化利用；热处理；理化特性

0 引言

生活垃圾处理方式主要有填埋、焚烧和堆肥等。我国生活垃圾填埋始于20 世纪80 年代末，近几十年一直作为我国处理生活垃圾的主要方式。无害化垃圾填埋场数量和处理能力变化如图1 所示［1］，在减少原生垃圾填埋政策和焚烧技术快速应用的冲击下，近几年城市垃圾填埋场数量和处理能力出现负增长趋势。

图1 全国城市无害化卫生填埋场数量及无害化年处理量
Figure 1 Urban non-hazardous sanitary landfill numbers and non-hazardous annual disposal capacity in the country

虽然垃圾焚烧发电由于占地面积小、减量化能力出众和产能产热而占据主导地位，但是市场对垃圾填埋场仍有需求。填埋场的相关标准如表1所示，我国垃圾填埋场建设已形成标准体系，用以指导新建垃圾填埋场的运行和管理，但目前仍面临着老旧填埋场库容饱和、污染严重等问题，亟需解决。

表1 生活垃圾填埋场相关政策标准
Table 1 Relevant policies and standards on domestic waste landfill sites

据统计，2005 年前投入运行的老旧垃圾填埋场基本已经停止作业，待修复的填埋场土地近7 900 hm2，至少2.0×108 t 以上的矿化垃圾需要处置［2］。同时，我国正在经历速度最快和规模最大的城镇化进程，这使得原城区边缘的老旧垃圾填埋场已经处于城市建设区甚至是核心区以内。在新的城市空间布局下，老旧填埋场严重影响着城市空气［3-5］和地下水质量［6-8］，侵占了大量土地资源，存在着垃圾堆体滑坡［9］以及自燃扩散到居民区的安全隐患［10-11］，严重影响着城市的环境和发展。

《“十四五”城镇生活垃圾分类和处理设施发展规划》明确指出存量填埋设施成为生态环境新的风险点，大部分填埋垃圾未经过无害化处理，对周围环境可能造成严重的二次污染，部分老旧填埋设施容库饱和，填埋周期已经结束，改造成本大、难度高［12］。对老旧垃圾填埋场开展生态整治，使其转变为可利用的土地资源，同时进行垃圾填埋场矿化垃圾的资源化利用，合理选择原位治理或异位治理，是当务之需。填埋场封场数年后，易降解物质基本完全降解，渗滤液和气体产生量很少或没有，有机质含量下降到10% 以下，所形成的垃圾被称为矿化垃圾［13］，其外观性状类似腐殖土，由矿物质、有机物、水分和气体构成的三相体系结构中具有丰富微生物群落，具有较高的资源化利用价值。本研究对大型垃圾填埋场开采案例进行分析归纳，对填埋场开采前针对原料回收潜力、经济效益与环境评价进行的预测与评估手段进行总结，并且结合矿化垃圾的理化特性分析总结归纳矿化垃圾资源化利用的手段，为垃圾填埋场开采、治理的设计与施工提供有益参考。

1 垃圾填埋场开采案例和开采前预测评估

1.1 大型垃圾填埋场开采案例

垃圾填埋场开采的驱动因素包括回收再利用材料、土壤复垦、重新利用现有的垃圾填埋基础设施、减轻环境污染、清除妨碍城市发展的堆积物和恢复填埋容量等。GB/T 25179—2010 提供了低度利用（草地、农地、森林）、中度利用（公园）和高度利用（一般仓储或工业厂房）的判定要求和环境标准［14］。从施工目的、组分信息、实际效益等方面入手，表2 归纳了国内外对大型垃圾填埋场施工的实际案例。针对大型老旧垃圾填埋场治理问题，主要开展了矿化垃圾焚烧发电、修复环境建造园林、资源化回收利用等方面的研究。开采产生的经济效益则主要包括矿化垃圾资源回收、土地资源利用与环境改善导致的周边土地升值。现如今，国内外老旧垃圾填埋场封场数量已经达到一定规模，但大多未开展垃圾填埋场的整改，可能是因为缺乏对整个开采流程的预测分析。

表2 老旧垃圾填埋场施工实际案例
Table 2 Practical examples of construction on old landfills

1.2 填埋场开采前预测评估

垃圾填埋场开采（Landfill Mining，LFM）在1953 年首次提出并付诸实践［26］。为了进一步加强矿化垃圾开采效益，增强型垃圾填埋场开采（Enhanced Landfill Mining，ELFM）的概念被提出，目前被定义为“利用创新的转化技术，依照严格的社会和生态标准，对填埋的垃圾废弃物进行安全的调节、挖掘和综合化利用，转化为材料（Waste to Material， WtM） 或 能 源（Waste to Energy，WtE）”［27］，着力强调了开采与环境治理的并行协同性。图2 中展示了ELFM 原位异位结合的开采流程，该项目将原位卫生填埋与异位填埋场开采相结合，以期最大限度地回收资源。针对矿化垃圾，根据回收技术可细致分流为两大类：一类是可直接回收利用的材料，它们将被进行异位处理并回收：另一类是等待技术转型后进一步转化利用的材料，这些材料分类后储存在原地，并将垃圾填埋场转变为临时储存场所。推动该流程，必须确保临时储存场结构的安全性并防止环境问题产生。

图2 ELFM 原位异位结合的垃圾填埋场资源利用流程示意
Figure 2 ELFM landfill resource utilization process schematic combined in situ and ex situ

在集中统一的数据库中建立准确的、具有空间分辨率的矿化垃圾数据管理系统和环境系统，有助于ELFM 项目的执行［28］。本节将针对垃圾填埋场开展数据管理系统涉及的数据信息包括原料潜力、经济效益和生命周期评价等内容展开阐述。

1.2.1 原料回收潜力

在老旧填埋场开采前，提前分析矿化垃圾的预期原料回收潜力和技术可操作性有利于后续开采。开采得到的不同的矿化垃圾组分具有相应的理化特性和利用价值，组分一般分为腐殖土、可燃组分和惰性组分等。玻璃、陶瓷、砖石、金属等纳入惰性组分的范畴，纸张、纺织物、塑料、橡胶和木材等纳入可燃组分的范畴。由于矿化垃圾填埋龄较长，易分解的垃圾在微生物作用下快速分解，未腐化的厨余垃圾存量较少。相反，具有较高热值的塑料和具有丰富营养物质的腐殖土由于应用前景较广，得到较多的关注和研究。除了挖掘部分垃圾填埋场矿化垃圾送检分析，以预测整体可回收资源的价值，还可以通过垃圾填埋场历史记录数据（垃圾种类占比）结合沉积垃圾降解程度等计算矿化垃圾剩余价值。Wolfsberger 等［29］将数学模型计算得到的模拟原料与矿化垃圾实验研究结果对比，得到的实际原料 潜 力（Raw Material Potential，RMP） 与 理 论RMP 偏差很小，说明理论值具有很大代表性，可以用于估算垃圾填埋场矿化垃圾回收潜力。Wanka等［30］利用湿式机械处理技术进一步分选精细矿化垃圾，分出3 种组分，即适合作衍生燃料的轻质组分、适合作为道路建筑材料或土方工程领域的细料组分、适合用于土方工程领域的粗粒组分，保证了资源回收的可操作性。

1.2.2 经济效益评估

垃圾填埋场开采要考虑经济效益问题，根据不同垃圾填埋场实际状况采取不同的开采施工策略［31-32］。通过开采，能获得资源回收再利用、原填埋土地增值、避免封场后管理监测费用等经济收益。与此同时，劳动力租赁、开采设备租赁和维护修理、填埋场环境修复和回收资源分类输运处理等成本都需要预先考虑，以保证施工开采顺利进行。在开采过程中，搬运设备租赁和挖掘、废弃物处理和物料运输是最大的成本部分，为了经济收益最大化，需要进行高热值燃料焚烧发电、修复土地以及复垦和回收腐殖土材料等项目［18］。Hermann 等［33］在经济效益评估过程中，首先初步评估得到垃圾填埋场开采项目可行性，然后使用更细致的成本-效用分析（Cost-utility Analysis）和层次分析法（Analytical Hierarchy Process）进行深层次比较。Sabour 等［34］基于成本效益分析和蒙特卡洛模拟法计算伊朗德黑兰市垃圾填埋场的经济不确定性，每天3 班（持续工作4 a）、2 班（持续工作6 a）和1 班（持续工作12 a）的盈利能力净现值（Net Present Value of Profitability，NPV）分别为3.7、3.4、2.65 亿美元。Kieckhäfer 等［35］利用了基于物质流的评估方法，将垃圾开采工艺根据处理工作量清晰地分成6 种处理流程，得出“简单的处理流程相比最大化资源利用具有更高的经济收益”的结论。

1.2.3 生命周期评价

垃圾填埋场开采应立足于环境综合治理目标，考虑减缓气候变化、污染土壤治理、地表水渗滤液治理、危险废物回收、减少甲烷等温室气体排放等一系列因素。为了全面评估矿化垃圾从填埋场开采、运输、分选到最终利用整个过程中产生的环境负荷，进行矿化垃圾的生命周期评价（Life Cycle Assessment，LCA）至关重要。在分选阶段，相较于集中垃圾分选厂，原位分选减少了垃圾在运输过程中的能源消耗和潜在的污染风险，环境负荷更低［36］。Frändegård 等［37］结合了LCA 和蒙特卡洛模拟原理，提出针对填埋场的环境评价方法，模型结果复杂且拥有超过330 个输入参数，有望通过纳入更多真实案例的数据进一步确定参数之间的依赖关系。从危害生态环境优先级考虑，目前应该优先处理填埋气处理系统较差或没有的垃圾填埋场，勘探工作应针对含有高比例厌氧可降解有机物的垃圾矿床，用LCA 总结其对全球变暖的净贡献值［38］。

2 矿化垃圾理化特性

2.1 物理性状

矿化垃圾的物理性状会由于垃圾填埋场的地理位置、矿化垃圾填埋龄、周边城市、气候条件等不同呈现不同特点。赵由才等［39］对上海市老港生活垃圾填埋场13 a 和9 a 填埋龄的矿化垃圾进行物理形貌描述：两组矿化垃圾挖出时均无异味，垃圾性质接近，除大块无机物和难降解有机物外，其余均为腐殖土，状似黑色土壤。李雄等［40］发现垃圾细料随着填埋龄增长，粒径＜50 mm 的含量明显增加；填埋龄超过8 a，粒径＜50 mm 的含量趋于稳定不变。杨玉江等［41］也开展了上海老港生活垃圾填埋场1991—2004 年的开挖筛分：渣土、塑料和砖石是矿化垃圾的主要成分，平均质量占比分别为50.22%、25.51% 和10.94%，占总质量的86.67%。李敏［42］对广东深圳的西海提、西田垃圾填埋场的矿化垃圾进行分析发现：灰土、塑料和纺织物是矿化垃圾的主要成分，在西海提矿化垃圾中灰土、塑料和纺织物共占比90.08%，在西田矿化垃圾中灰土、塑料和纺织物共占比77.84%。从现有研究来看，填埋垃圾经过常年分解后，除去少量稳定的无机组分和难降解的有机物外，易降解物质完全或几乎完全降解，不再产生渗滤液、填埋气或具有强烈刺鼻气味，整体较为稳定，填埋场表面沉降非常小。

2.2 重金属含量

矿化垃圾含有镉、汞、砷、铅、铬、铜、镍和锌等重金属元素。重金属元素会随渗滤液侵入周围土壤，相比于自然水体，渗滤液腐殖质对Cu和Hg 等重金属的络合能力显著［43］。随着填埋龄增长，矿化垃圾中重金属的迁移会带来严重的环境风险。即使开挖利用，填埋垃圾氧化还原体系也会产生剧烈变化，导致重金属迁移入周边环境，以生物作为载体通过食物链进入人体，危害人类健康。近5 年不同垃圾填埋场腐殖土重金属含量统计如表3 所示。

表3 近5 年不同垃圾填埋场腐殖土重金属含量统计
Table 3 Statistics of heavy metal content of humus in different landfills in the past five years

近5 年不同垃圾填埋场腐殖土中重金属元素含量的分析表明（表3），由于填埋物料的差异，各填埋场的重金属元素累积值不尽相同，不同填埋物也会导致区域性重金属浓度差异。重金属元素会严重影响植物生长，抑制许多参与碳、氮、磷和硫转化的土壤酶活性［50-51］；与植物中的活性位点和官能团结合使许多酶和蛋白质失活，干扰细胞代谢和发育［52-53］。依照GB 15618—2018 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（表4）［54］，测定镉、汞、砷、铅、铬、铜、镍和锌等重金属元素的质量占比，当污染物低于风险筛选值，污染风险低；高于风险筛选值，可能存在土壤污染风险，应加强环境监测和协同监测降低至环境安全范围内且合规后用作肥料或土壤，否则需要净化淋洗［55］处理后才可投入使用。

表4 农用地土壤污染风险筛选值
Table 4 Screening value of soil pollution risk of agricultural land

2.3 热值

矿化垃圾可燃组分主要由塑料、橡胶、木竹和纺织物等组成。垃圾在降解过程中，随着填埋时间增加，由于厌氧反应产生甲烷导致矿化垃圾损失部分热值［49］，如表5所示。崔文静［56］测试计算出上海三林垃圾堆场矿化垃圾中塑料、橡胶、草木、织物的热值分别为8 335、18 315、7 637、7 478 kJ/kg。谷学峰等［57］对辽宁大连毛茔子垃圾填埋场可燃组分利用灼烧法进行分析，结果为可燃组分湿基低位热值为8 568～12 847 kJ/kg，比可焚烧发电的新鲜垃圾高出71%～160%。矿化垃圾中的可燃组分热值较高，经过分拣作为重复再利用能源具有很大的价值。但可燃组分表面含有不易清洗的沙土及其他杂质，进入焚烧炉后容易影响运行工况，进而影响CO、二英等污染物排放控制，最主要可燃成分是废塑料，其比例大约为10%～20%［58-59］。填埋废塑料具有不同于普通废塑料的理化特性，具体表现为挥发分含量相对较低，而灰分和固定碳含量相对较高，C 元素含量低于普通废塑料，N、O、Si、Al 元素含量高于普通废塑料，而S、Cl 含量差异并不显著［60］。

表5 不同垃圾填埋场矿化垃圾的热值随填埋龄变化
Table 5 Changes on calorific value of mineralized waste with landfill age in different landfills

2.4 腐殖土的营养元素特征

腐殖土由垃圾中植物以及各类有机垃圾经过长期发酵腐烂后形成。腐殖土有机质质量分数占比大，TN 和TP 的质量分数能够达到肥沃土壤数值标准。N 元素能够显著影响植株的株高、叶片数、叶绿素含量和根长等植物性状；P 元素是DNA、RNA 和ATP 等生物分子的重要组成部分，能促进根毛生长发育，以无机磷酸盐形式促进其他营养元素的吸收和利用；K 元素能促进植物根系生长，提高抗逆性，促进果实生长发育［66］。小粒径腐殖土比表面积较大，为N、P 等营养元素提供更多的吸附位点，保证营养元素不流失［67］。表6中列出了近5 年不同垃圾填埋场矿化垃圾营养元素含量，与全国第2 次土壤普查养分分级标准［68］（表7）相比可以看出，大部分腐殖土可以达到四级土壤标准，具备一定的肥力，经过净化处理后可用作土壤来培育植物。

表6 不同垃圾填埋场矿化垃圾营养元素特征统计
Table 6 Nutrient elements characteristics statistics of mineralized wastes from different landfills

表7 全国第2 次土壤普查养分分级标准
Table 7 Nutrient grading standards for the second national soil census

3 矿化垃圾资源化利用

目前，矿化垃圾资源化利用方式有很多种，如图3 所示。为使大型填埋场矿化垃圾开采项目更具经济可行性，矿化垃圾分选和资源化利用需要合理设计工艺流程，以提高运行效率、分选效率、筛分效率和最终产品获得率，并利用先进的热处理技术、营养肥料覆盖层制作和废弃物衍生燃料制作等进行深度资源化利用，提高产品附加值。

图3 矿化垃圾资源化利用流程示意
Figure 3 Mineralized waste resource utilization process schematic

3.1 用作营养土和肥料

处于多年厌氧条件下的矿化垃圾持续发酵，除玻璃、塑料、橡胶等无机物质或者难降解的有机物外，大部分有机质降解为一种类似腐殖质的土壤状物质，是老旧垃圾填埋场存量物质中占比最大的部分，含有一定的N、P 和K 等植物生长必备的营养元素。矿化垃圾虽然有丰富的植物营养元素，但不能直接作为农田作物的种植土，因为重金属会被生物所富集，通过食物链在人体内积累［69］，需要通过筛分等方法选择重金属含量低的腐殖土［70］。目前常加入粉煤灰［71］或污泥［72］对腐殖土进行改性处理。为确定对植物生长有利的掺混比例，植物生物量、叶绿素含量、营养元素吸收能力和重金属积累浓度常作为判断因素［73］。Zhou 等［74］利用腐殖土培育凤仙花，发现根、茎、叶和花朵数量4 个方面生长态势都优于其他实验组。然而，凤仙花中有机质不易分解，培育起初对土壤微生物量碳、脲酶活性和碱性磷酸酶增加效果不明显，随着时间延长至有机质分解后，3 种指标才有显著变化［75］。

3.2 用作填埋场覆盖层

矿化垃圾中腐殖土具有较高的比表面积，随着填埋时间积累，表面附着了种类繁多［76］、稳定且代谢能力强的微生物菌落，对污染物能起到分解、净化的作用，并能减少甲烷排放［77-78］。甲烷氧化菌在减少甲烷排放中起到重要作用，通过一系列酶促反应将CH4 氧化为CO2 和H2O［79］，代谢产物流程为：

矿化垃圾对CH4有较强的减排能力，是纯砂性土层的329.8 倍［80］。作为填埋场覆盖材料时，氧化能力大小表现为：矿化垃圾＞老覆盖土＞垃圾堆肥和畜禽粪便堆肥＞新覆盖土［81］。生物炭在温室气体减排、土壤修复和改性方面有很大潜力［82-83］，既能通过提供适宜生长环境来增加甲烷氧化菌数量，又能通过表面官能团的改变［84］引起表面负电荷和吸附电位增多，提高甲烷吸附能力［85］。多数垃圾填埋场覆盖层采用土壤，耗费土地资源，日处理量千吨的填埋场，购入的覆盖材料成本要近千元［86］。在垃圾填埋场就地取材，将腐殖土循环利用，既能实现资源有效利用，又降低了填埋场的运营成本。

3.3 用于渗滤液处理

垃圾填埋场渗滤液具有成分复杂、色黑伴有臭味、COD 和氨氮浓度高等特点，其COD 和NH3-N 去除效果受到水力负荷、布水时间和通风条件以及温度等因素影响［87-88］。矿化垃圾结构松散、有较好的水渗透性能、耐冲击负荷能力强，且附着了长期驯化的微生物群落。微生物群落中的厚壁菌门、互养菌门、拟杆菌门能降解蛋白质、脂类和纤维素等生物大分子［89］，适合作为渗滤液处理反应填料。但其难以处理老龄渗滤液，因为微生物活性被渗滤液中紫外光区高负荷的类富里酸影响［90］。矿化垃圾对渗滤液的生物去除能力随稳定化时间的增加而增加［91］。Zhao 等［92］用400 kg矿化垃圾组成的生物滤池处理15 t 的渗滤液，初始COD 和BOD 浓 度 分 别 为300～7 000 mg/L 和540～1 500 mg/L，出 水 后COD 浓 度＜300 mg/L、BOD 浓度＜150 mg/L，NH3-N 去除率达到99.5%，总氮去除率达到20%～30%。Xie 等［93］利用10 a 填埋龄矿化垃圾进行渗滤液处理实验，矿化垃圾对COD、BOD、NH4+-N、TN、TP 的去除率分别达到（59.0±4.3）%、（91.0±1.5）%、（66.0±6.6）%、（60.0±3.8）%、（95.0±4.3）%。

3.4 热转化技术

目前我国热转化技术主要用于原生垃圾的处理，由于矿化垃圾的开采没有相应标准指导，且填埋龄长的矿化垃圾整体焚烧经济效益不佳，故我国针对矿化垃圾的热转化技术研究较少。矿化垃圾相比于原生垃圾，在热转化方面具有很高的利用价值，其具有含水量低、热值较高等优势。目前主要可用于矿化垃圾处理的热转化技术为直接焚烧技术、热解技术和水泥窑协同处置技术。这3 种热转化技术多年应用于原生垃圾处置，对矿化垃圾的热处理具有指导意义。

3.4.1 直接焚烧技术

我国的垃圾焚烧技术发展较早，现如今技术基本成熟，具有一定代表性的垃圾焚烧炉有炉排型焚烧炉、流化床焚烧炉、回转窑焚烧炉。焚烧原料一般采用矿化垃圾筛上物，含水率较低，热值高于原生垃圾［94］。焚烧过程中，矿化垃圾组分信息、一二次风比例、炉内温度分布都会影响矿化垃圾焚烧炉运行环境［95］。矿化垃圾除直接焚烧外，也可以掺混焚烧或制RDF 燃料成型后焚烧。矿化垃圾与生活垃圾协同焚烧时，较高的升温速率和氧气浓度能有效促进半纤维素和木质素的分解［96］，矿化垃圾的加入抑制了CO2、CH4和HCl 的生成，但是会促进NO 和CO 生成［97］。矿化垃圾也可以在分选、破碎、干燥、压缩成型后制成RDF 燃料［98］，实现高热值、易于运输、易于储存等效果。Cai 等［99］通过焚烧流化床炉研究了由矿化垃圾制成的RDF，发现烟气中二英的浓度随着RDF 掺混比例的增加而降低、NOx 排放量逐渐降低、SO2以30%为峰值先升高后降低。

3.4.2 热解技术

近年来，垃圾热解技术受关注度逐渐提高。与直接焚烧相比，热解技术可用于回收特定化工产品，例如高质量的热解气、热解油和热解炭。热解油和热解气在精炼后可以作为燃料，热解炭由于具有一定的吸附作用，可以用作吸附剂和土壤修复剂。矿化垃圾中塑料组分由于热值较高得到很高的重视和研究，与废弃润滑油共热解可以制备液体燃料［60］。但塑料中混有的土壤（SiO2、Al2O3 和NOx）和沙子（SiO2）等小颗粒物质，常规的清洗技术难以达到彻底去除，阻碍了塑料废弃物的热解回收［62］。部分学者开展了热解过程中矿化垃圾中腐蚀性元素和重金属元素最终去向的研究。在矿化垃圾与城市污泥协同热解的过程中，超过90% 的重金属分布在热解炭中，只有实现从交换态和还原态［100-101］向氧化态［102］和残留态［103］转化，才能降低浸出浓度并确保生态安全性。矿化垃圾中Cl 和S 元素也容易在热解过程中以HCl和H2S 的形式存在于热解气中，进而在高温下腐蚀设备管路［104］。林均衡等［105］对矿化垃圾和常规垃圾衍生燃料的研究发现，矿化垃圾在慢速热解情况下表现出较低的HCl 和H2S 析出比率，腐蚀性元素Cl 和S 不易进入气相，有利于固相赋存。为了优化矿化垃圾热解工艺，还需要在高性能催化剂、炉结焦、矿物垃圾清洗、腐蚀性气体释放和能量消耗等方面开展大量研究。

3.4.3 水泥窑协同处置技术

在水泥窑协同处置系统中，矿化垃圾中可燃组分例如塑料、纺织物、橡胶、木材等可以作为燃料，腐殖土与黏土、污泥的化学成分相近，可以作为水泥窑替代原料。水泥窑协同处置技术处置矿化垃圾时，需要对生料比严格调控，处置后的熟料强度才能满足要求［106］。研究表明，水泥窑协同处置之所以用于处理矿化垃圾，首先在于稳定的高温焚烧条件以及焚烧停留时间长［107］，保证二英等污染物彻底分解；并且烧成系统和废气处理系统具备吸附、沉降和固封的特性［108］；同时天然的碱性环境对降低污染物排放浓度起到积极作用。白秀佳等［109］设置温度梯度对矿化垃圾中腐殖土进行水泥窑热脱附预处理，结果表明600 ℃和800 ℃重金属脱附效果较好，400 ℃重金属易出现富集现象。Chen 等［110］进行模拟水泥窑协同处理的研究，结果表明通过生料入口加入矿化垃圾可燃组分会增加二英的产生，需要更加有效地控制排放技术。