郑昕，贾里，王彦霖，张靖超，陈世虎，乔晓磊，樊保国
太原理工大学电气与动力工程学院，山西 太原 030024
郑昕, 贾里, 王彦霖, 等. 污泥与煤泥混烧对重金属固留特性的影响[J]. 化工进展, 2023, 42(6): 3233-3241.
DOI：
10.16085/j.issn.1000-6613.2022-1489
针对污泥与煤泥混烧时重金属（Pb、As、Cu、Cr、Cd）的迁移特性以及在混烧条件下矿物质对重金属固留效果的影响，利用电热管式炉并结合电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）、X射线衍射（XRD）等表征分析手段，研究不同燃烧条件下污泥与煤泥单独燃烧及多比例混烧过程。结果表明：污泥单独燃烧时，As的挥发率随温度升高而上升，Pb、Cu、Cd、Cr的挥发率在700℃时达到顶峰，在700~900℃时随着温度升高而下降。对于煤泥，Pb、Cr的挥发率随温度升高逐渐上升，Cu的挥发率随温度升高呈现先下降后上升的趋势，700℃时达到最低点，Cd的挥发率则相反。对于污泥-煤泥耦合燃烧过程，污泥-煤泥在5∶5掺混比条件下重金属固留率相比于2∶8及8∶2掺混比条件有所提升，5∶5掺混比条件下900℃燃烧温度时污泥-煤泥中矿物质交互作用对Pb、As、Cu、Cr和Cd实际残留率相比理论值分别提高了148.9%、5.8%、28.6%、112%和75.7%。混烧过程中重金属的固留主要受到矿物组分之间所发生的交互作用的影响。其中，对于单组分燃烧条件，SiO
2
、Al
2
O
3
、Fe
2
O
3
易与重金属反应生成难挥发化合物并在灰渣中赋存；而混烧过程可以促进硅铝酸盐及含铁化合物的分解，进而在大量生成SiO2等化合物的基础上，促进重金属残留率的提升。
随着我国城市化进程的加速以及污水处理技术的进步，污水中副产物污泥产量剧增。截至2019年底，全国城市污水处理厂处理能力1.77×10
8
m
3
/d，累计处理污水量532×10
8
m
3
，城市污泥产量近8000万吨。污泥中富集了污水中30%~50%的污染物，里面含有病原菌、寄生虫（卵）、有毒有机物、重金属，甚至一些抗生素成分也包含在内，同时含有大量的氮、磷、钾等营养物质以及微量元素等成分。据统计，我国一半以上污泥使用了简单填埋的处理措施，这一处置方式不但没有合理利用污泥的价值，反而占用了大量土地以及容易导致土壤污染等二次污染风险。同时，随着我国工业化进程的加速以及原煤入洗率提高导致煤泥的产量不断增加。目前，我国原煤产量已达45亿吨，入选总量超过36亿吨，煤泥产量将超过3亿吨，山西煤炭产量达10亿吨左右，煤泥产量超过8000万吨/年。巨量的污泥与煤泥导致了一系列环境问题。城市污泥协同低热值煤泥高效低成本清洁燃烧是变废为宝的重要技术路线，焚烧技术具有可彻底消灭其中的细菌及病原体、减容效果明显以及可回收热值等效果，被国内外广泛应用。煤泥具有高固定碳含量、高灰分、热值高的特点，但是煤泥中较低的挥发分使得煤泥不易于着火。污泥中挥发分含量高，易于着火，但是较低的固定碳含量使得其燃烧稳定性较差，污泥-煤泥混然能够促进煤泥着火，稳定污泥燃烧，污泥与煤泥混燃有显著的协同作用，这种相互作用改善了煤泥与污泥的点火性能和燃烧性能，实现污泥与煤泥稳定耦合燃烧，从而达到两者综合利用的最优目的。由于污泥与煤泥中含有较多重金属，燃烧过程中重金属排放容易引起环境污染，为实现污泥清洁燃烧，需要研究重金属的迁移转化规律，以减少重金属对环境产生的影响
。
目前对污泥燃烧过程中重金属转化与迁移已有部分研究，有学者研究发现燃烧温度对重金属迁移规律影响显著。在400~700℃时Pb和Cd的挥发率呈先下降后上升的趋势，其中Cd的挥发率在500℃时最低，为58.36%，在700℃时达到最高，为97.08%，而Pb的挥发率在500~600℃时提升明显；Zn的挥发率随温度升高呈先上升后下降的趋势，900℃时挥发率达到顶峰；As的挥发率随温度升高略有增加；而Mn和Cr的挥发率随温度变化较小。另外，污泥中重金属赋存形态与矿物质形态和含量关联密切，燃烧过程中矿物质交互作用也强烈影响着重金属的迁移特性。刘敬勇等通过模拟发现，污泥燃烧过程中掺入TiO
2
、SiO
2
和Al
2
O
3
会抑制Cd的挥发，Yao等和Scotto等通过对污泥添加高岭土进行试验，发现高岭土是一种控制Pb和Cd排放的合适的吸附剂，高岭土的加入对微量金属的挥发起到了抑制作用。Uberoi等发现在800℃温度下，飞灰颗粒物对重金属的固化方式存在物理吸附与化学吸附两种方式，Cd在高温下会与飞灰颗粒物间形成复杂的Cd-Al硅酸盐。夏志鹏研究发现，在700~1100℃，添加Ca(OH)
2
会增加Zn在灰渣中的含量，但是随着添加量的增加，灰渣中的Zn呈现先上升后下降的趋势，添加量为3%时灰渣中的Zn含量最大。Folgueras等研究发现，污泥中Pb可以与SiO
2
和Al
2
O
3
反应，形成难挥发化合物，如PbO·SiO
2
和PbO·Al
2
O
3
。Mn可与Fe、Al、Si的氧化物反应形成MnO·Fe
2
O
3
、MnO·Al
2
O
3
以及MnO·SiO
2
，对Mn的固留起到促进作用。煤泥与污泥组分差异巨大，其矿物质含量丰富，交互作用将更加明显，然而目前对污泥与煤泥的矿物质交互及混烧重金属迁移转化的研究仍然相对较少。针对高重金属含量高灰分的污泥和高固定碳的煤泥共同燃烧，基于矿物成分衍化及其对重金属形态迁移影响的研究很有必要
。
本文利用电热管式炉进行污泥与煤泥混烧试验，开展对污泥与煤泥混烧过程中重金属迁移的原理性探索。通过对升温过程中重金属迁移机理的研究，探究交互作用对重金属固留特性的影响，为循环流化床锅炉中污泥与煤泥混烧时矿物质交互作用对重金属残留率及赋存形态变化的影响规律提供理论依据，揭示污泥与煤泥混烧过程重金属迁移对环境产生的影响。
试验用污泥取自太原某污水处理厂，煤泥取自太原某洗煤厂。试验前，污泥与煤泥放入鼓风干燥箱中，在110℃条件下干燥24h，随后研磨筛分，取粒径小于150μm样品放入样品袋中备用。污泥与煤泥样品的工业分析与元素分析结果如表1所示，样品中重金属含量及灰分组成如表2和表3所示。
污泥与煤泥混烧试验在电热管式炉内进行，系统主要由配气装置、管式炉加热装置以及尾气处理装置组成。其中，炉膛尺寸为
Φ
50mm×300mm，采用
Φ
47mm×550mm的石英管作为焚烧室，由温度控制仪控制炉内升温过程。尾气处理装置主要由NaOH与HN
O
3
溶液组成，用于降低试验过程污染物排放对周围环境的危害。
准确称取(5.000±0.1)g样品置于石英管中密封，向石英管通入流量为1L/min的空气，然后将石英管放入预热到试验温度的管式炉中，并开始计时，燃烧产生的烟气经尾气处理装置过滤后通过橡胶软管排向室外；经过设定反应时间40min后，将石英管取出并继续通气，待石英管冷却至室温后取出样品，将样品研磨后收集并进行下一步分析。试验燃烧温度为500℃、700℃和900℃，混烧时间为40min。
试验样品与混烧后的底渣中矿物质采用X射线衍射仪（XRD）测定，仪器扫描速率选择10°/min，衍射角2
θ
（扫描范围）选择5°~85°。
样品与底渣中重金属采用硝酸溶液、氢氟酸溶液、盐酸溶液进行消解，然后利用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）进行定量分析。
重金属残留率定义如式(1)所示。
式中，
C
i
为底渣中重金属含量，mg/kg；
MS
i
为原样品中重金属含量，mg/kg；
Y
为燃烧后底渣质量与原样品质量的比值，重金属挥发率+重金属在灰渣中残留率=100%
。
对污泥、煤泥在不同温度下单独燃烧后灰渣使用XRD进行分析，分析结果如
图1
、
图2
所示。污泥中Si、Al元素主要以SiO
2
、Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
以及K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}的形态存在，Fe主要以Fe
3
(PO
4
)
2
的形态存在。随着燃烧温度的升高，污泥中一部分K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}及Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
分解，生成物主要为SiO
2
与Al
2
O
3
，导致污泥中SiO
2
与Al
2
O
3
含量增加。燃烧温度上升，Pb
2
OSO
4
的峰出现，伴随一部分PbO与S结合生成Pb
2
OSO
4
，900℃时Pb
4
O(PO
4
)
2
的峰出现，说明PbO与P结合生成Pb
4
O(PO
4
)
2
。此外，随着温度上升，污泥底渣中出现了Cr
2
SiO
4
、CdO·Al
2
O
3
·3SiO
2
的峰。可见污泥燃烧过程中Si、Al、Ca会与Pb、Cr、Cd等重金属发生反应，对重金属的挥发造成影响。
Q—石英，SiO
2
；D—磷酸亚铁，Fe
3
(PO
4
)
2
；N—偏磷酸铁，Fe(PO
3
)
3
；H—氧化铁，Fe
2
O
3
；M—白云母，K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}；I—黄铅矿，Pb
2
OSO
4
；K—高岭土，Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
；G—LiNiFe
2
O
4
；Y—硅酸铬，Cr
2
SiO
4
；P—磷酸氧铅，Pb
4
O(PO
4
)
2
；V—CdO·Al
2
O
3
·3SiO
2
Q—石英，SiO
2
；D—磷酸亚铁，Fe
3
(PO
4
)
2
；K—高岭土，Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
；G—LiNiFe
2
O
4
；C-硅锰酸钙，CaMnSi；H—氧化铁，Fe
2
O
3
；A—砷酸铁，FeAsO
4
；D—硅碳氮，SiCN；R—SiAs
2
煤泥与污泥成分差别较大，煤泥中Si、Al成分较多，以SiO
2
及Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
的形态为主，Ca主要以CaMnSi的形态存在，Fe主要以Fe
2
O
3
及LiNiFe
2
O
4
的形态存在，500℃之后，LiNiFe
2
O
4
分解，Fe
3
(PO
4
)
2
开始生成，并且Fe
2
O
3
的峰升高。高岭土的峰从500℃开始消失，说明随着温度升高，Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
大量分解，生成SiO
2
与Al
2
O
3
。燃烧温度升高之后FeAsO
4
的峰消失，SiAs
2
的峰出现，说明燃烧会促进FeAsO
4
分解，同时生成的As会与SiO
2
结合生成SiAs
2
，从而导致As在煤泥中的固留。CaCl
2
与CaMnSi的峰在500℃后消失。由此可见，煤泥燃烧过程中除Si、Al、Ca外，Fe也会与重金属发生反应生成难挥发重金属化合物，使重金属固留在底渣中
。
不同燃烧温度下污泥与煤泥灰烬残渣中5种重金属（Pb、As、Cu、Cr、Cd）含量及残留率如
图3
~
图7
所示。由
图3
可知，煤泥中Pb的挥发率随温度升高而上升，在700~900℃时挥发最剧烈，主要归因于煤泥中含有大量的CaCl
2
，在燃烧时与Pb发生反应，如
式(2)
所示，生成易挥发的PbCl
2
(g)。而污泥中Pb的挥发率在500~700℃时下降，700~900℃时上升。燃烧过程中污泥中的Pb会与S结合生成Pb
2
OSO
4
，导致Pb的挥发率降低。在高温段，Pb化合物的化学活性升高，使得部分Pb与Cl结合，挥发率升高；与此同时，一部分Pb还会与P结合生成Pb
4
O(PO
4
)
2
，导致污泥中部分Pb残留在底渣中
。
污泥中As在500~700℃时挥发率随温度上升不明显，700~900℃时挥发率明显升高；煤泥中As挥发率与污泥类似。污泥与煤泥中As化合物在低温段形态较为稳定，可能是由于污泥与煤泥中较高的挥发分所致，灰分可以与As反应从而被固定，随着温度上升，As在高温段挥发率升高。污泥中As主要以As
4
S
4
的形态存在，As
4
S
4
会在高温下通过
式(3)
与O
2
反应生成As
4
O
6
(g)导致部分As的挥发。煤泥中FeAsO
4
分解后的As与SiO
2
结合生成SiAs
2
，煤泥较高的SiO
2
的含量促使As在低温段的固留，900℃条件下XRD中SiAs
2
的峰消失，SiAs
2
在高温段分解，As的挥发率升高
。
污泥中Cu的挥发率呈现先上升后下降趋势，而煤泥中Cu的挥发率与污泥相反。Cu的挥发易受Fe
2
O
3
的影响，污泥中Fe
2
O
3
含量在500~700℃时下降，在700~900℃时升高，而煤泥中Fe
2
O
3
含量的变化趋势与污泥相反。污泥与煤泥燃烧过程中Cu可与Fe
2
O
3
反应生成CuO·Fe
2
O
3
，导致Cu固留在灰渣中
。
污泥与煤泥中Cr在500~700℃下挥发明显，随着温度升高，Cr化合物分解，导致Cr的挥发。在700~900℃时污泥中Cr的残留率略微上升，这主要是由于Cr与污泥中SiO
2
发生反应，生成难挥发的Cr
2
SiO
4
，导致Cr的固留
。
污泥中Cd的挥发率随温度升高呈先上升后下降趋势，煤泥中Cd的挥发率随温度升高而变化明显。在500~700℃时Cd化合物分解生成CdOH
2
(g)，一部分Cd会与Cl结合生成CdCl
2
(g)促进Cd的挥发。而在700~900℃时，污泥与煤泥中CdCl
2
会与样品中的硅铝物质通过
式(4)
发生反应，生成难挥发的CdO·Al
2
O
3
·3SiO
2
，使得Cd的挥发率降低
。
与单独燃烧相比，污泥、煤泥混烧过程更加复杂。将污泥与煤泥按照2∶8、5∶5、8∶2的比例在不同燃烧温度（500~900℃）下混烧，分析混烧后灰渣中五种重金属含量，计算每种重金属的残留率并与重金属残留的理论值进行对比。
图8
~
图10
为不同比例混烧灰渣中物相组成
。
Q—石英，SiO
2
；K—高岭土，Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
；G—LiNiFe
2
O
4
；H—氧化铁，Fe
2
O
3
；U—斜硅铜矿，Cu
5
Si
4
O
12
(OH)
2
；O—砷化铁，FeAs
3
O
9
；L—氧化铅，Pb
5
O
8
；Z—硅酸锌，ZnSiO
3
；M—白云母，K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}
Q—石英，SiO
2
；H—氧化铁，Fe
2
O
3
；M—白云母，K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}
Q—石英，SiO
2
；H—氧化铁，Fe
2
O
3
；M—白云母，K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}；B—蓝晶石，Al
2
SiO
5
在
污泥、煤泥单独燃烧相比，5∶5混烧条件下，随着燃烧温度的升高，灰渣中Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
的峰消失，K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}含量大量降低，同时SiO
2
、Al
2
O
3
的含量升高，因为污泥与煤泥混烧发生的交互作用会促进硅铝酸盐分解成SiO
2
、Al
2
O
3
等物质；同时，混烧灰渣Cu
5
Si
4
O
12
(OH)
2
的峰升高，表明样品中大量生成的SiO
2
会与Cu结合，生成难挥发化合物，使得Cu固留在灰渣中。此外，与单独燃烧相比，混烧灰渣中Fe(PO
3
)
3
与Fe
3
(PO
4
)
2
的峰消失，Fe
2
O
3
的峰升高明显，这表明，污泥与煤泥混烧矿物质交互作用会促使铁基化合物分解，生成Fe
2
O
3
。
在污泥与煤泥2∶8及8∶2掺混比条件下，灰渣中K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}含量较污泥、煤泥单独燃烧时的含量降低，Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
的峰消失，同时SiO
2
的峰升高明显；随着污泥掺混比的增加，灰渣中Fe
2
O
3
含量有明显的升高；在8∶2混合条件下还出现了Al
2
SiO
5
的峰，说明污泥与煤泥在不同掺混比例下燃烧均对硅铝物质及铁基化合物的分解作用促进明显。
如
图11
所示，在污泥、煤泥掺混比为2∶8条件下，中低温段灰渣中Pb实际残留率相比于理论残留率提升明显，500℃与700℃时Pb实际残留率较理论残留率分别提升11.78%、12.98%，900℃条件下实际残留率比理论残留率降低6%。5∶5条件下样品中Pb的残留率与理论值相比均有明显提升。在500℃时，实际残留率比理论值提高了7.3%，700℃时提升31.3%，在900℃时提升明显，实际残留率比理论残留率提高73.5%。在8∶2条件下500℃与700℃时Pb的实际残留率与理论残留率相比分别降低20.1%、22.2%，而在900℃条件下，实际残留率提升最为明显，提升了404.6%。表明与污泥、煤泥单独燃烧相比，混烧会对Pb的固留效果产生影响，其中5∶5条件下混烧对Pb的固留促进效果最为理想
。
图11
Pb在底渣中的理论残留率与
实际残留率变化
与污泥、煤泥单独燃烧相比，随着燃烧温度升高，混烧灰渣中硅铝物质含量降低，Pb
5
O
8
的峰消失，这表明，污泥与煤泥混烧过程会促进硅铝物质与样品中其他物质发生反应。硅铝物质会通过
式(5)
与Pb发生反应，促进Pb的固留，并且燃烧温度越高促进固留的效果越明显。在2∶8掺混比例条件下，低温段煤泥中大量的硅铝物质与Pb发生反应使Pb的残留率提高，随着燃烧温度的升高，污泥与煤泥中氯化物开始分解，与Pb反应生成PbCl
2
(g)，煤泥中较高的Cl含量使得高温段样品中Pb的挥发率提升。随着污泥掺混比的提高，样品中硅铝物质与氯化物的含量减少，硅铝物质含量降低，使得低温段Pb的残留率下降，氯化物含量的减少降低了Pb与Cl结合的比例，使Pb的实际残留率明显提高
。
如
图12
所示，2∶8掺混比时，500℃与700℃条件下As的实际残留率较理论残留率分别降低了12.2%、17.4%，在900℃条件下提升了15.9%。在5∶5条件下，As的残留率相较于2∶8掺混比条件下有所降低，500℃时实际残留率比理论值降低19.8%，在700℃时实际残留率比理论值降低20.7%，在900℃时实际残留率与理论残留率相比提升了5.8%，而在8∶2掺混比条件下实际残留率均小于理论残留率，表明污泥掺混比的增加会抑制As的固留效果
。
图12
As在底渣中的理论残留率与
实际残留率变化
As是一种亲S元素
，硫化物结合态的As易随着温度升高而挥发。污泥掺混比的增加及煤泥高S的特性也使得样品中硫化物结合态As的比例增加，使得As的挥发率随着污泥的增加而升高。钙基物质易在高温下分解，而CaO易与As化合物反应
，CaO与As化合物通过
式(6)
发生反应，生成难挥发的Ca
3
(AsO
4
)
2
，促进在高温段As的固留。另外，高温段会导致污泥与煤泥中的Fe(PO
3
)
3
和Fe
3
(PO
4
)
2
分解，使得样品中生成大量Fe
2
O
3
，样品中一部分As化合物会通过
式(7)
与Fe
2
O
3
发生反应生成FeAs
3
O
9
，使得As在灰渣中固留
。
如
图13
所示，在2∶8掺混比条件下，500℃及700℃时Cu的实际残留率相比理论残留率分别降低了9%、34.3%，900℃条件下实际残留率提升了25.6%。5∶5掺烧比例时，不同燃烧温度条件下Cu的实际残留率与理论残留率相比均有所提升，在500℃条件下，实际残留率比理论残留率提升了16.6%，700℃条件下提升了12.2%，在900℃燃烧条件下，Cu的实际残留率提升最明显，提升了28.6%。在8∶2掺混比条件下，500℃时实际残留率比理论残留率降低34.3%，其余温度下实际残留率均高于理论残留率。这表明，与污泥、煤泥单独燃烧相比，污泥与煤泥5∶5掺混条件对Cu在灰渣中的固留促进作用比较理想
。
图13
Cu在底渣中的理论残留率与
实际残留率变化
在
燃烧过程中Cu易与Cl结合生成CuCl与CuCl
2
，2∶8掺混比条件下煤泥中大量的Cl使得Cu在500℃及700℃时实际残留率降低，而在900℃时样品中Fe(PO
3
)
3
与Fe
3
(PO
4
)
2
分解大量生成的Fe
2
O
3
与Cu结合生成难挥发的CuO·Fe
2
O
3
，促进Cu的固留。在5∶5掺混条件下，燃烧过程中有Cu
5
Si
4
O
12
(OH)
2
生成，与此同时样品中K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}与Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
含量降低，这表明，在混燃过程中，随着燃烧温度升高，污泥中的K{Al
2
[AlSi
3
O
10
](OH)
2
}与Al
2
Si
2
O
5
(OH)
4
等硅铝物质大量分解，并生成SiO
2
存在于样品中，样品中的Cu会与SiO
2
发生反应生成Cu
5
Si
4
O
12
(OH)
2
，使得Cu在灰渣中固留，SiO
2
与Fe
2
O
3
共同作用使Cu在灰渣中大量固留，使得该掺混比条件下实际残留率提升。在8∶2掺混比条件下，随着煤泥掺混比的降低，在低温段SiO
2
对Cu的固留减弱，Cl对Cu的结合占主导作用，使实际残留率降低，而在高温段，污泥较高的Fe
2
O
3
含量促进Cu的固留，使得700℃及900℃时Cu的实际残留率高于理论残留率
。
如
图14
所示，在2∶8与5∶5掺混比条件下，Cr的实际残留率相比于理论残留率均有所提高。2∶8掺混比条件下，各燃烧温度中实际残留率相比理论残留率分别提高了4.0%、785.1%、575.2%，5∶5掺混比条件下实际残留率分别提高13.2%、614.7%、112.3%。在8∶2掺混比条件下，500℃时实际残留率比理论残留率降低21.6%，而700℃及900℃时分别提高654.8%、515.1%。这表明，污泥与煤泥混烧在高温条件下可以明显促进Cr的固留
。
图14
Cr在底渣中的理论残留率
与实际残留率变化
污
泥中含有较多的Cr，主要以Cr
2
(SO
4
)
3
的形态存在，燃烧过程中Cr主要以CrOOH及有机Cr的形式挥发
，而煤泥的特点是含有较多的硅铝物质以及氯化物。在500℃条件下，污泥与煤泥中的硅铝酸盐开始分解，生成SiO
2
，同时污泥中的Cr
2
(SO
4
)
3
与SiO
2
反应生成CrSi
2
促使Cr固留。在700℃条件下，随着污泥掺烧比例的增加使得样品中Fe
2
O
3
的含量升高，燃烧生成的大量Fe
2
O
3
与Cr化合物通过
式(8)
发生反应，生成稳定的FeCrO
4
，促进Cr在灰渣中的固留。900℃条件下，污泥与煤泥中的Cr化合物与Cl大量结合，Cr与Cl反应生成易挥发的CrCl
3
促进Cr的挥发。在8∶2条件下，污泥中较少的硅铝酸盐含量使得低温段SiO
2
对Cr的固留作用不明显，该温度下Cr主要与Cl结合使得Cr的实际残留率降低
。
如
图15
所示，2∶8掺混比条件下Cd的实际残留率在500℃和700℃与理论残留率相近，而在900℃条件下实际残留率降低明显，降低了66.2%。5∶5掺混比条件下，500℃时实际残留率比理论残留率降低了10.2%，700℃实际残留率降低了13.5%，900℃条件下实际残留率提升明显，提升了75.8%。在8∶2掺混比条件下，只有700℃时实际残留率相比理论残留率有所提高，提高了72.5%，而在500℃与900℃时，实际残留率分别降低了52.5%、63.6%。这表明，污泥与煤泥混烧在高温段对Cd的挥发影响明显
。
C
d的挥发容易受到Cl的影响。在2∶8掺混比条件下，煤泥低Cd含量特性使得低温段Cd与其他物质较少发生反应，故实际残留率与理论残留率相近，而在高温段，随着氯化物大量分解，煤泥中较高的Cl含量使Cd与Cl大量结合生成CdCl
2
，导致该条件下实际残留率的降低。随着污泥掺混比的增加，样品中Cd的含量也随之升高，在高温段，煤泥中大量的硅铝物质会与Cd通过
式(9)
发生反应，生成难挥发的CdO·Al
2
O
3
·SiO
2
等物质，从而促进Cd的固留，温度越高，促进效果越明显。在8∶2掺混比条件下，Cd含量升高及SiO
2
含量大幅降低，导致高温段中Cd与Cl结合增加，促进了Cd的挥发
。
图15
Cd在底渣中的理论残留率
与实际残留率变化
（1）污泥与煤泥单独燃烧过程中，Si、Al、Fe、Ca等物质易与重金属发生反应，导致重金属在灰渣中的固留，而Cl元素易与Pb、Cr、Cd发生反应生成易挥发的氯化物，促使重金属的挥发
。
（2）在不同燃烧温度条件下，污泥与煤泥中Pb的迁移特征类似，而其他四种重金属As、Cu、Cr、Cd的迁移规律有着较大的区别，这主要与污泥和煤泥中Si、Al、Fe等化合物的含量差别较大有关
。
（3）污泥与煤泥混烧过程中，污泥与煤泥发生交互作用，掺混比的改变会对重金属迁移产生较大影响，污泥-煤泥掺混比为2∶8时在900℃燃烧条件下交互作用促进As、Cu、Cr的固留，实际残留率分别提升了15.9%、25.6%、575%，而对Pb、Cd的固留效果减弱。随着污泥掺混比的增加，Pb、Cu、Cr的残留率随之升高，As的残留率下降，而900℃燃烧条件下Cd的实际残留率随着污泥掺混比增加呈现先上升，在5∶5掺混比条件下达到顶峰，随后下降的趋势
。
（4）煤泥中含有大量的硅铝酸盐，污泥、煤泥混烧促进了煤泥中硅铝酸盐的分解，新生成的SiO
2
与Al
2
O
3
有助于Pb、Cu、Cd的固留，污泥中较高的Fe含量有助于As、Cr、Cu固留效果的提高。同时煤泥中较高的Cl含量容易导致Pb、Cu、Cr、Cd的挥发，较高的S含量会使得As的挥发性提升。综合分析发现5∶5掺混比条件对重金属的固留效果最为理想
。
第一作者：郑昕
，硕士研究生，研究方向为能源动力。
通信作者：樊保国
，博士，教授，从事燃煤污染物控制、污泥资源化利用等研究。
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