曾小強 陳曉平 梁 財 卜昌盛 吳 瑋 吳守城

(東南大學(xué)能源熱轉(zhuǎn)換及其過程測控教育部重點實驗室, 南京 210096)(東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院, 南京 210096)

溫度對污泥流化床焚燒飛灰重金屬遷移的影響

曾小強 陳曉平 梁 財 卜昌盛 吳 瑋 吳守城

(東南大學(xué)能源熱轉(zhuǎn)換及其過程測控教育部重點實驗室, 南京 210096)(東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院, 南京 210096)

通過在城市污泥流化床焚燒爐爐膛出口及對流受熱面處進行高溫飛灰在線取樣,以及對布袋除塵器飛灰在水平管式爐上進行不同溫度下的煅燒試驗,研究溫度對焚燒飛灰中Cr,Mn,Ni,Cu,Zn,As,Cd和Pb 8種重金屬遷移富集特性的影響.試驗結(jié)果表明,飛灰的主要化學(xué)成分為SiO2,Fe2O3,CaO,Al2O3和P2O5.在流化床焚燒溫度范圍內(nèi),Mn,Cu,Cr,Ni和Zn沒有經(jīng)歷揮發(fā)-冷凝,主要通過夾帶富集于飛灰顆粒，它們在尾部煙道不同溫度區(qū)域飛灰顆粒上的富集程度相當;在爐膛內(nèi)揮發(fā)的Cd,As及其化合物在500～700 ℃和500～800 ℃之間大量富集于飛灰顆粒.Pb在焚燒爐內(nèi)因生成氧化鉛和鉛酸鹽等比較穩(wěn)定的化合物而少量揮發(fā).Zn的化合物與飛灰基體中的化合物發(fā)生反應(yīng),生成硅酸鋅和鋁酸鋅等穩(wěn)定的化合物,在一定程度上阻止Zn的揮發(fā).

污泥焚燒;飛灰;重金屬;遷移富集

隨著城市化進程的加快和生活水平的提高,城市工業(yè)廢水與生活污水的排放量日益增多,截至2010年,我國城鎮(zhèn)生活污水排放量達379.8億t[1].污水處理廠在凈化污水時,經(jīng)過沉淀分離、濃縮、消化等污水處置工藝產(chǎn)生了大量污泥,約占污水量的0.3%～0.5%(以含水量為97%計).如進行深度處理,污泥量還可能會增加0.5～1.0倍[2].

污泥處理的總目標是確保污泥中的有害物質(zhì)不會對人類和環(huán)境造成危害,最終實現(xiàn)減量化、穩(wěn)定化、無害化和資源化處理.焚燒與其他處理方法相比,能更好地達到污泥處理減量化、資源化和無害化的目標,且具有占地面積小、處理時間短、減量化顯著、無害化徹底、回收熱能等優(yōu)點[3].

污泥經(jīng)焚燒處理后,污泥中的有毒有機物全部燃盡，病原體被殺死,但焚燒前后重金屬的總量保持不變,大部分富集于飛灰、底渣,只有小部分隨煙氣排放到大氣中.焚燒飛灰中重金屬污染物具有生物累加性和不可降解性,需要作為危險廢棄物處理.目前,主要研究在爐膛內(nèi)焚燒溫度、氧化還原氣氛、氯及硫?qū)χ亟饘龠w移的影響[4],尾部煙道則集中于對低溫飛灰的研究[5-6],而對高溫下飛灰中重金屬富集特性的研究鮮有報道.

本文通過對城市污泥流化床焚燒飛灰進行高溫在線等溫、等速取樣,并在管式爐上對布袋除塵器飛灰進行不同溫度下的煅燒試驗,掌握不同溫度下飛灰中Cr,Mn,Ni,Cu,Zn,As,Cd和Pb的遷移富集特性,為選擇污泥焚燒飛灰的處置方案提供數(shù)據(jù)支撐和理論支持.

1 試驗裝置及方法

1.1 試驗裝置

飛灰取樣采用自主研制的高溫等溫、等速取樣系統(tǒng),根據(jù)污泥流化床焚燒爐焚燒溫度(850 ℃左右)、尾部煙道受熱面布置(確保取樣槍能伸入煙道)及現(xiàn)場的實際情況選擇如圖1所示的5個取樣點.取樣點煙氣溫度及取樣工況如表1所示.

圖1 尾部煙道飛灰取樣點布置示意圖

表1 各取樣點取樣工況

水平管式爐試驗系統(tǒng)由加熱器、熱電偶、剛玉坩堝、流量計、壓縮氣瓶、溫度控制器等組成.管式爐爐膛為長1 100 mm的剛玉管,內(nèi)徑80 mm,溫度調(diào)節(jié)范圍為20～1 200 ℃.熱電偶溫度測點位于管式爐恒溫段中部偏下,不與爐壁接觸,以保證準確測定爐內(nèi)氣氛溫度.水平管式爐試驗系統(tǒng)如圖2所示.

圖2 水平管式爐試驗系統(tǒng)簡圖

1.2 試驗方法

在國內(nèi)某熱電廠7#污泥流化床焚燒爐上進行飛灰取樣,該焚燒爐為純燒污泥,污泥處理量為120 t/d.典型工況下,入爐污泥含水率在30%～37%范圍內(nèi),爐膛溫度穩(wěn)定在850 ℃左右.通過更換取樣頭以改變?nèi)訕屓肟诮孛娣e(或調(diào)節(jié)玻璃轉(zhuǎn)子流量計)以使得取樣槍入口煙氣流速與當?shù)責煔饬魉俦３忠恢?實現(xiàn)等速取樣.用K型熱電偶測得各取樣點當?shù)責煔鉁囟群?設(shè)定取樣裝置加熱終溫，并與當?shù)責煔鉁囟缺３忠恢?，通過溫度控制系統(tǒng)使其波動維持在±3 ℃范圍內(nèi),實現(xiàn)等溫取樣,避免重金屬冷凝.

煅燒飛灰取自國內(nèi)某污水處理廠污泥流化床焚燒爐布袋除塵器飛灰,該焚燒爐為純燒污泥,污泥處理量為150 t/d,爐膛溫度為870 ℃,入爐污泥含水率為10%左右.飛灰樣品經(jīng)混勻處理后,在105 ℃下干燥2 h,達到恒重.飛灰煅燒試驗在水平管式爐上進行,試驗過程中保持空氣量為1.2 L/min,每次煅燒飛灰量為4.0～6.0 g,使飛灰樣品均勻地平鋪于剛玉坩堝中,以保證飛灰完全充分地煅燒.

1.3 樣品檢測

利用APL-9800XP+型X射線熒光光譜儀分析干燥、磨細后飛灰樣品中的化學(xué)成分.將飛灰樣品研磨至粒度小于100目,采用HCl-HF-HClO4法進行消解后,用電感耦合等離子體質(zhì)譜法檢測樣品中Cr,Mn,Ni,Cu,Zn,As,Cd和Pb重金屬元素.

2 試驗結(jié)果與分析討論

2.1 高溫在線飛灰試驗結(jié)果及分析

2.1.1 飛灰、底渣及入爐污泥灰中主要化學(xué)成分

入爐污泥樣工業(yè)分析結(jié)果如表2所示.由表可見,入爐污泥中灰分含量較高,約占50%左右.

表2 同步入爐污泥樣工業(yè)分析 %

飛灰、底渣及入爐污泥灰在取樣點1中各氧化物的質(zhì)量分數(shù)如表3所示.由表可知,飛灰、底渣及入爐污泥灰中主要化學(xué)成分為SiO2,Fe2O3,CaO,Al2O3和P2O5,約占總量的90%.重金屬主要以氣溶膠小顆粒和富集于飛灰顆粒表面的形式存在于飛灰中.當煙氣快速冷卻或者某種不揮發(fā)化合物快速生成時,重金屬蒸氣就會過飽和,此時,氣溶膠主要以濃縮方式生存;而當蒸氣壓力較低且存在可以濃縮的界面時,氣溶膠則主要通過吸附濃縮.另外,當煙氣溫度冷卻速率超過600 K/s時,重金屬會發(fā)生均質(zhì)成核和不均質(zhì)吸附[5].飛灰中的主要元素為不同形態(tài)重金屬的吸附提供載體,而飛灰中主要成分為Si,Al和Ca等氧化物,可推測“SiO2-CaO-Al2O3-金屬氧化物”體系構(gòu)成了重金屬吸附的載體,也為不同形態(tài)重金屬的吸附提供了活性空間[7].

表3 樣品中化學(xué)成分(干燥基下含量) %

2.1.2 尾部煙道不同溫度飛灰重金屬的遷移特性

為了定量表示重金屬元素在不同溫度下飛灰中的遷移富集特性,采用Meij[8]公式分析飛灰中重金屬的相對富集系數(shù)E,即

(1)

式中,Cin,Cic,Aad,c分別表示飛灰中i元素的含量、入爐污泥中i元素的含量以及入爐污泥中的空干基灰分.E=1表示重金屬在固相產(chǎn)物中既不富集也不耗盡;E>1表示重金屬在固相產(chǎn)物中呈富集趨勢;E<1表示重金屬在固相產(chǎn)物中呈耗盡趨勢.

圖3為由式(1)得出的取樣點1～取樣點5飛灰中Cr,Mn,Ni,Cu,Zn,As,Cd和Pb的相對富集系數(shù).由圖可見,取樣點1～取樣點5飛灰中Cr,Mn,Cu和Zn的相對富集系數(shù)均大于1,說明Cr,Mn,Zn,Cu在焚燒過程中沒有經(jīng)歷揮發(fā)-冷凝,而是主要通過夾帶富集于飛灰顆粒.這與Marani等[9]研究得出的Cr,Mn,Zn,Cu為難揮發(fā)重金屬的結(jié)論相一致.As和Cd在取樣點1飛灰中的相對富集系數(shù)都小于1,在取樣點2～取樣點5飛灰中都大于1,表明As和Cd在爐膛內(nèi)揮發(fā),部分As和Cd及其化合物在取樣點1處的煙氣中為氣相,當煙氣溫度低于As和Cd及其化合物的冷凝露點時,As和Cd及其化合物將發(fā)生同類核化和異相吸附富集于飛灰顆粒.Gerstle等[10]研究表明,As,Cd在焚燒爐內(nèi)經(jīng)歷揮發(fā)-冷凝過程.

(a) Cr,Mn,Ni,Cu

(b) Zn,Pb,As,Cd

Zn化合物與飛灰基體中的化合物發(fā)生化學(xué)反應(yīng),生成穩(wěn)定的化合物,造成微粒間的微孔被阻塞,形成擴散阻力,在一定程度上阻止Zn蒸氣擴散至煙氣[11].所以取樣點1～取樣點5飛灰中,Zn的相對富集系數(shù)差別較小.Ni和Pb的相對富集系數(shù)都大于1,但從取樣點1至取樣點2 Ni和Pb的相對富集系數(shù)均有明顯的升高,而取樣點2至取樣點5卻幾乎保持不變.在爐膛高溫區(qū)域,Ni與污泥中釋放出的活性元素氯發(fā)生反應(yīng)，生成NiCl2(g),而NiCl2(g)在尾部煙道低溫區(qū)域冷凝富集于飛灰顆粒[12].Pb除了形成易揮發(fā)的PbCl2(g)外,還形成氧化鉛和鉛酸鹽等比較穩(wěn)定的化合物，從而阻止鉛的揮發(fā)[13].

Cd,As為易揮發(fā)性重金屬,在爐膛內(nèi)揮發(fā)的Cd,As及其化合物蒸氣分別在503和475 ℃左右時幾乎全部富集于飛灰顆粒;Cr,Mn,Cu,Zn在爐膛內(nèi)沒有揮發(fā),主要通過夾帶富集于飛灰顆粒,它們在尾部煙道不同溫度區(qū)域飛灰顆粒上的富集程度相當.

2.2 布袋除塵器飛灰煅燒試驗結(jié)果及分析

為了定量表示重金屬元素在不同煅燒溫度下飛灰中的揮發(fā)遷移特性,采用Nowak等[14]公式計算飛灰中重金屬揮發(fā)率,即

(2)

式中,Ci,C0,i分別表示i元素煅燒后、煅燒前飛灰中的含量,mg/kg;Mi,M0分別表示煅燒后、煅燒前飛灰質(zhì)量,kg.

2.2.1 煅燒時間的確定

煅燒溫度越高,飛灰中重金屬達到最大揮發(fā)量所需煅燒時間越短[6].為了確定不同煅燒溫度下的飛灰煅燒時間,將飛灰樣品在最低煅燒溫度(400 ℃)煅燒20,40,60,120,180,240,300,360 min,得出飛灰重金屬在400 ℃下達到最大揮發(fā)率所需的時間.

采用式(2)計算飛灰中Mn,Ni,Cu,As,Cd,Pb,Cr和Zn在各煅燒時間下的揮發(fā)率,結(jié)果如圖4所示.由圖可得到煅燒溫度為400 ℃時,飛灰中重金屬達到最大揮發(fā)量所需的煅燒時間,如表4所示.

由圖4可見，Mn,Ni,Cu和Cr的揮發(fā)率均小于4%,說明在煅燒溫度為400 ℃時基本不揮發(fā)[9,13].

(a) Mn,Cu,Cd,Zn

(b) Cr,Ni,As,Pb

表4 飛灰重金屬達到最大揮發(fā)量的煅燒時間

雖然Mn,Ni,Cu,As,Cd,Pb,Cr和Zn達到最大揮發(fā)率所需煅燒時間存在差異,但Mn,Ni 2種重金屬在60與120 min的揮發(fā)率相差不到0.5%,As在300 min下最大揮發(fā)率與40 min相差不到1 %,這可能是由試驗或檢測誤差所引起的.綜合考慮飛灰中Mn,Ni,Cu,As,Cd,Pb,Cr和Zn 8種重金屬達到最大揮發(fā)率的煅燒時間及可操作性,取煅燒時間為100 min.

2.2.2 煅燒溫度對飛灰中重金屬揮發(fā)率的影響

飛灰重金屬的揮發(fā)可分以下3個主要步驟[15]:

① 飛灰中氯化物與氣氛中水蒸氣或氧氣等物質(zhì)發(fā)生反應(yīng)(如CaCl2+H2O→CaO+2HCl或CaCl2+1/2O2→CaO+Cl2)生成HCl或Cl2;

② 中間產(chǎn)物HCl或Cl2與重金屬化合物(如金屬氧化物)發(fā)生反應(yīng),形成易揮發(fā)的金屬氯化物;

③ 形成的金屬氯化物一部分被吸附在飛灰基體并與基體中物質(zhì)發(fā)生化學(xué)反應(yīng)(如ZnCl2+SiO2+H2O→ZnSiO3+2HCl).重金屬化合物也可能與飛灰基體中物質(zhì)直接發(fā)生化學(xué)反應(yīng)生成穩(wěn)定的硅酸鹽和鋁酸鹽(如ZnO+SiO2→ZnSiO3和ZnO+Al2O3→ZnAl2O4),在一定程度上減少重金屬的揮發(fā).

煅燒溫度為400,500,600,700,750,800,850 及900 ℃時,采用式(2)計算各煅燒溫度下飛灰中Mn,Cu,Cr, Ni,Cd,Zn,As和Pb的揮發(fā)率,結(jié)果見圖5.由圖5可知,飛灰中Mn,Cu,Cr,Ni,Cd,Zn,As和Pb的揮發(fā)率隨煅燒溫度的升高而增加.這是因為溫度越高,越有利于形成金屬氯化物及其在顆粒內(nèi)蒸發(fā)和擴散.Mn,Cu,Cr和Ni在900 ℃的揮發(fā)率均小于9%,說明它們在400～900 ℃范圍內(nèi)不易揮發(fā),為難揮發(fā)重金屬[9].

(a) Mn,Cu,Cd,Zn

(b) Cr,Ni,As,Pb

Zn的揮發(fā)率隨煅燒溫度的增加緩慢升高且最大揮發(fā)率為21%,這是因為:① 飛灰中的氧化鋅與飛灰基體中的二氧化硅和三氧化二鋁直接發(fā)生化學(xué)反應(yīng)生成穩(wěn)定的硅酸鋅和鋁酸鋅[15];② 當溫度高于800 ℃時,飛灰中可揮發(fā)的氯已全部揮發(fā),氣氛中沒有可參加化學(xué)反應(yīng)的氯,而溫度在700～800 ℃之間氣氛中可參加反應(yīng)的氯決定了Zn的揮發(fā)率[5].

2.2.3 不同煅燒溫度下飛灰重金屬的相對富集系數(shù)

采用式(1)計算不同煅燒溫度下飛灰中Mn,Cu,Cr,Ni,Cd,Zn,As和Pb的相對富集系數(shù)E,結(jié)果見圖6.由圖可知,Mn,Cu,Cr,Ni和Zn的相對富集系數(shù)在1.0～1.5之間,說明400～900 ℃范圍內(nèi)基本不揮發(fā);Cd,As和Pb的相對富集系數(shù)分別在700～600 ℃，800～700 ℃和850～800 ℃從小于1增加到大于1,且Cd和As的相對富集系數(shù)分別在700～500 ℃和800～600 ℃范圍內(nèi)顯著增加,說明煅燒后它們大量揮發(fā),而Pb的相對富集系數(shù)變化較小,說明只有少量的Pb揮發(fā).

(a) Mn,Cu,Cd,Zn

(b) Cr,Ni,As,Pb

Cd在400～500 ℃和800～900 ℃緩慢揮發(fā),500～800 ℃揮發(fā)較快,相對富集系數(shù)從大于1變?yōu)樾∮?,可見試驗中Cd主要以CdCl2(g)的形式揮發(fā),而固態(tài)硫酸鹽抑制Cd的揮發(fā)[12].400～850 ℃范圍內(nèi),在低溫飛灰中Zn可能主要以氣態(tài)ZnCl2(g)的形式揮發(fā),而高溫下因生成硅鋅礦和尖晶石等穩(wěn)定物質(zhì)而阻止了鋅的進一步揮發(fā)[11].

Cr在800～900 ℃揮發(fā)較快,重金屬Cr在飛灰中主要以CrO,CrO2Cl2,CrO3,Cr2O3的形態(tài)存在,因Cr及其化合物的沸點都較高,揮發(fā)量較低.Ni主要因形成微量的NiCl2,Ni(OH)2(g)而揮發(fā)[13].因為氯化砷、硫化砷的熔沸點均比較低,所以400～900 ℃范圍內(nèi)As可能以多種化合物的形式揮發(fā)[16].飛灰中Pb在400～700 ℃范圍內(nèi)飛灰中Pb主要以PbCl4(g)和少量PbCl2(g)形式揮發(fā),700～850 ℃飛灰中Pb主要以PbCl2(g)和少量PbCl(g)形式揮發(fā)[14].

煅燒試驗表明,在煅燒溫度400～900 ℃范圍內(nèi),Mn,Cu,Cr,Ni微量揮發(fā),為難揮發(fā)性重金屬;Cd,As為易揮發(fā)性重金屬,其揮發(fā)率在500 ℃開始迅速增加,均在500～800 ℃之間快速揮發(fā).

飛灰中Cd和As在爐膛出口高溫區(qū)域(約820 ℃以上)的含量相對較低,在此溫度區(qū)間采取適當?shù)姆椒ǚ蛛x污泥流化床焚燒飛灰,可在一定程度上降低對飛灰中Cd和As的處理成本.

3 結(jié)論

1) 爐膛內(nèi)揮發(fā)的Cd,As及其化合物蒸氣分別在503和475 ℃左右時幾乎全部富集于飛灰顆粒;Mn,Cu,Cr,Zn沒有經(jīng)歷揮發(fā)-冷凝,主要通過夾帶富集于飛灰顆粒，它們在尾部煙道不同溫度區(qū)域飛灰顆粒上的富集程度相當.

2) 在煅燒溫度400～900 ℃范圍內(nèi),Mn,Cu,Cr,Ni和Zn 微量揮發(fā),為難揮發(fā)性重金屬;Cd和As均在500 ℃開始大量揮發(fā),在500～700 ℃和500～850 ℃之間快速揮發(fā),為易揮發(fā)性重金屬.

3) 污泥焚燒過程中,Zn的化合物與飛灰基體中的化合物發(fā)生反應(yīng)生成硅酸鋅和鋁酸鋅等穩(wěn)定的化合物,在一定程度上阻止Zn的揮發(fā).Pb在焚燒爐內(nèi)形成的化合物主要是氧化鉛和鉛酸鹽等比較穩(wěn)定的物質(zhì),而易揮發(fā)的PbCl2(g)比較少,從而導(dǎo)致Pb在污泥焚燒過程中揮發(fā)量很小.

4) 飛灰中Cd和As在爐膛出口高溫區(qū)域(約820 ℃以上)的含量相對較低,在此溫度區(qū)間采取適當?shù)姆椒ǚ蛛x污泥流化床焚燒飛灰,可在一定程度上降低對飛灰中Cd和As的處理成本.

References)

[1]魏礫宏,張娜,李潤東,等.污泥與煤混燒NO排放特性研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2013,33(5):1396-1400. Wei Lihong, Zhang Na, Li Rundong, et al. NO mission characteristic during co-combustion of municipal sewage sludge and coal[J].ActaScientiaeCircumstantiae, 2013, 33(5): 1396-1400. (in Chinese)

[2]尹軍,譚學(xué)軍.污水污泥處理處置與資源化利用[M].北京:化學(xué)工業(yè)出版社,2005:1-3.

[3]Chen T, Yan B. Fixation and partitioning of heavy metals in slag after incineration of sewage sludge[J].WasteManagement, 2012, 32(5): 957-964.

[4]Ginsberg T, Liebig D, Modigell M, et al. Multizonal thermochemical modelling of heavy metal transfer in incineration plants[J].ProcessSafetyandEnvironmentalProtection, 2012, 90(1): 38-44.

[5]Koukouzas N, Ketikidis C, Itskos G. Heavy metal characterization of CFB-derived coal fly ash[J].FuelProcessingTechnology, 2011, 92(3): 441-446.

[6]Li L M, Yu C J, Bai J S, et al. Heavy metal characterization of circulating fluidized bed derived biomass ash[J].JournalofHazardousMaterials, 2012, 233-234: 41-47.

[7]胡艷軍,孫鐵.不同粒徑垃圾焚燒飛灰中重金屬富集特性表征[J].環(huán)境化學(xué),2012,31(11):1717-1723. Hu Yanjun, Sun Tie. Heavy metal enrichment in municipal solid waste incineration fly ash with various size ranges[J].EnvironmentalChemistry, 2012, 31(11): 1717-1723. (in Chinese)

[8]Meij R. Trace element behavior in coal-fired power plants[J].FuelProcessingTechnology,1994, 39(1): 199-217.

[9]Marani D, Braguglia C M, Mininni G, et al. Behaviour of Cd, Cr, Mn, Ni, Pb, and Zn in sewage sludge incineration by fluidised bed furnace[J].WasteManagement, 2003, 23(2): 117-124.

[10]Gerstle R W, Albrinck D N. Atmospheric emissions of metals from sewage sludge incineration[J].JournaloftheAirPollutionControlAssociation, 1982, 32(11): 1119-1123.

[11]Wu B, Jaanu K K, Shadman F. Multi-functional sorbents for the removal of sulfur and metallic contaminants from high-temperature gases[J].EnvironmentalScience&Technology,1995, 29(6): 1660-1665.

[12]S?rum L, Frandsen F J, Hustad J E. On the fate of heavy metals in municipal solid waste combustion part Ⅰ: devolatilisation of heavy metals on the grate[J].Fuel, 2003, 82(18): 2273-2283.

[13]Fraissler G, J?ller M, Mattenberger H, et al. Thermodynamic equilibrium calculations concerning the removal of heavy metals from sewage sludge ash by chlorination[J].ChemicalEngineeringandProcessing:ProcessIntensification, 2009, 48(1): 152-164.

[14]Nowak B, Pessl A, Aschenbrenner P, et al. Heavy metal removal from municipal solid waste fly ash by chlorination and thermal treatment[J].JournalofHazardousMaterials, 2010, 179(1/2/3): 323-331.

[15]Nowak B, Perutka L,Aschenbrenner P, et al. Limitations for heavy metal release during thermo-chemical treatment of sewage sludge ash[J].WasteManagement, 2011, 31(6): 1285-1291.

Effect of temperature on migration of heavy metals in fly ash in a fluidized bed incinerator for sewage sludge

Zeng Xiaoqiang Chen Xiaoping Liang Cai Bu Changsheng Wu Wei Wu Shoucheng

(Key Laboratory of Energy Thermal Conversion and Control of Ministry of Education, Southeast University, Nanjing 210096, China) (School of Energy and Environment, Southeast University, Nanjing 210096, China)

In order to examine the effect of temperature on migration and enrichment characteristics of heavy metals, including Cr, Mn, Ni, Cu, Zn, As, Cd, Pb, high-temperature fly ash sampling was carried out at the outlet of incinerator and convection heating surface of a fluidized bed incinerator for municipal sewage sludge. And the calcination of the bag filter ash was conducted in a horizontal tube furnace at different temperatures. Experimental results show that the main components of fly ash are SiO2, Fe2O3, CaO, Al2O3and P2O5. In the temperature range of the fluidized bed incinerator, Mn, Cu, Cr, Ni and Zn do not experience the process of volatilization and condensation, and enrichments of these five heavy metals are approximately the same at different temperature ranges. Volatilized Cd, As and their compounds in the furnace are enriched in fly ash particles in 500 to 700 ℃ and 500 to 800 ℃. A small part of Pb volatilize in the incinerator since Pb mainly form stable substances such as lead oxide and plumbite. During the incineration of municipal sewage sludge, Zinc compounds react with compounds in the matrix of fly ash and form stable compounds such as zinc silicate and zinc aluminate, which prevent the volatilization of Zn to a certain degree.

sewage sludge incineration; fly ash; heavy metals; migration and enrichment

2014-08-26. 作者簡介: 曾小強(1988—),男,碩士生;梁財(聯(lián)系人),男,博士,副教授,博士生導(dǎo)師,liangc@seu.edu.cn.

曾小強,陳曉平,梁財,等.溫度對污泥流化床焚燒飛灰重金屬遷移的影響[J].東南大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版,2015,45(1):97-102.

10.3969/j.issn.1001-0505.2015.01.018

TK124

A

1001-0505(2015)01-0097-06