張帥毅,黃亞繼,王昕曄,嚴(yán)玉朋,劉長奇,陳　波

(東南大學(xué) 能源熱轉(zhuǎn)換及其過程測控教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210096)

?

模擬垃圾焚燒過程中氯對鉛動態(tài)揮發(fā)特性的影響

張帥毅,黃亞繼,王昕曄,嚴(yán)玉朋,劉長奇,陳波

(東南大學(xué) 能源熱轉(zhuǎn)換及其過程測控教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210096)

摘要:使用管式爐模擬爐排爐內(nèi)垃圾焚燒過程,收集連續(xù)變化時段內(nèi)的飛灰并對其進(jìn)行分析,研究垃圾中有機(jī)氯(PVC)和無機(jī)氯(NaCl)對鉛(Pb)動態(tài)揮發(fā)特性的影響.在從室溫(25 ℃)至900 ℃的焚燒過程中,PVC對Pb揮發(fā)的促進(jìn)作用略強(qiáng)于NaCl,但是兩者發(fā)生作用的溫區(qū)完全不同.PVC的作用溫度低于500 ℃,而NaCl的作用溫度為800～900 ℃.進(jìn)一步的機(jī)理研究表明：PVC通過間接氯化促進(jìn)Pb揮發(fā),NaCl則通過直接氯化促進(jìn)Pb揮發(fā).PVC在200～300 ℃開始釋放HCl,通過HCl將高熔點(diǎn)的PbO氯化為低熔點(diǎn)的PbCl2,從而導(dǎo)致Pb揮發(fā)溫度提前到500～600 ℃.NaCl在焚燒過程中不釋放含氯氣體,而是在800～900 ℃下直接與SiO2、Al2O3和PbO反應(yīng)生成PbCl2,從而促進(jìn)Pb的揮發(fā).

關(guān)鍵詞：管式爐；有機(jī)氯(PVC)；氯化鈉(NaCl)；鉛(Pb)；揮發(fā)

隨著社會經(jīng)濟(jì)的發(fā)展,城市生活垃圾產(chǎn)量迅速增加.目前,城市人均年生活垃圾產(chǎn)量約為450～500kg,并且以每年8%～9%的速度增長[1-2].特別是大型城市,由于人口的聚集,每天都要產(chǎn)生大量的垃圾.日積月累,城市周圍的垃圾填埋場大多已接近飽和,僅依靠垃圾填埋法處理生活垃圾已經(jīng)不可行.焚燒法是一種具有減量化、無害化、資源化等優(yōu)點(diǎn)的垃圾處理技術(shù),然而,在垃圾焚燒過程中產(chǎn)生二次污染會對人體造成巨大危害,如重金屬具有致癌威脅,如鉛(Pb)會導(dǎo)致腎功能損害和貧血[3-4].垃圾焚燒過程中重金屬的排放控制研究已成為熱點(diǎn)[5-8].

生活垃圾中的Pb主要來源于報(bào)紙、塑料、織物、膠、庭院雜物等[5].孫路石等[9]研究了重金屬的釋放特性,指出影響重金屬釋放的主要因素有溫度、水分、氯和硫等.Morf等[10]研究指出，垃圾中的水分、硫與重金屬遷移沒有顯著影響,而氯、溫度與重金屬遷移有顯著影響.Zhang等[11]研究指出,隨著溫度的升高,重金屬Pb和Cd(鎘)都更易向飛灰中轉(zhuǎn)移.劉敬勇等[12-14]研究了氯對重金屬揮發(fā)的影響,發(fā)現(xiàn)垃圾焚燒過程中氯能夠促進(jìn)重金屬向飛灰或煙氣中轉(zhuǎn)移,使飛灰中重金屬含量增加,并指出Pb受氯的影響比較顯著.祝建中等[15]研究了有機(jī)氯和無機(jī)氯對重金屬揮發(fā)的影響,研究指出氯對不同重金屬的影響效果不同,對Pb而言,揮發(fā)率會隨著氯含量的增加而顯著增加；而且有機(jī)氯(polyvinylchloride,PVC)對Pb揮發(fā)的促進(jìn)作用強(qiáng)于NaCl.Yoo等[16]使用HSC模擬了重金屬Pb與電爐粉塵中的氯化物(NaCl和KCl)的反應(yīng),結(jié)果顯示,氯化物會使Pb轉(zhuǎn)化為PbCl2的形式并揮發(fā).Wang等[17]深入分析了有機(jī)氯對重金屬揮發(fā)的熱化學(xué)機(jī)理,指出有機(jī)氯PVC會在焚燒過程中生成氣體與Pb發(fā)生作用,將Pb氯化從而促進(jìn)Pb的揮發(fā).

前人的研究表明,氯元素和溫度是眾多焚燒參數(shù)中對Pb揮發(fā)影響最為顯著的2個因素.雖然已有很多關(guān)于這2個影響因素的研究,但是主要針對Pb揮發(fā)總量,而關(guān)于氯對焚燒過程中Pb動態(tài)揮發(fā)影響及其機(jī)理的探索較少.本文通過管式爐程序升溫模擬爐排爐內(nèi)垃圾焚燒過程,通過收集連續(xù)變化時段內(nèi)的飛灰,分析有機(jī)氯和無機(jī)氯對Pb動態(tài)揮發(fā)特性的影響.同時進(jìn)行PVC和NaCl的氯釋放特性研究以及PVC對Pb的低溫氯化研究,深入分析有機(jī)氯和無機(jī)氯對Pb動態(tài)揮發(fā)影響的機(jī)理.

1實(shí)驗(yàn)部分

1.1實(shí)驗(yàn)樣品的制備

模擬垃圾組分如表1所示.本實(shí)驗(yàn)使用20～40目粒狀炭(w(灰分)≤2.0%、w(氯化物)≤0.05%、w(硫化物)≤0.1%、w(Pb)≤0.005%、w(Zn)≤0.05%),該炭粒的灰分、重金屬、氯和硫的質(zhì)量分?jǐn)?shù)都非常小,可以模擬實(shí)際垃圾中可燃組分的同時而不引入其他干擾.使用SiO2和Al2O3模擬實(shí)際垃圾中的不可燃組分.各組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)依據(jù)中國城市生活垃圾的組分特點(diǎn)選取[18-19],如表1所示.樣品中Pb的添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.15%,添加形式為PbO[20].城市生活垃圾中的氯元素含量為0.65～2.24%[19,21],本實(shí)驗(yàn)氯元素的添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0、1%、3%,此范圍涵蓋了實(shí)際垃圾中氯元素含量的情況.氯元素的添加形式分別為PVC和NaCl,其中PVC實(shí)驗(yàn)測量含氯元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)為55.02%,NaCl實(shí)驗(yàn)測量含氯質(zhì)量分?jǐn)?shù)為60.68%.

表1模擬城市生活垃圾樣品的組分

Tab.1Compositionofsimulatedmuniciplesolidwaste(MSW)sample

組分名稱wB/%m/gSiO22203.0000Al2O3101.5000炭7010.5000PbO-0.0242

1-12 V直流電機(jī)；2-微型隔膜5組；3-轉(zhuǎn)子流量計(jì)；4-保溫層； 5-實(shí)驗(yàn)樣品；6-陶瓷方舟；7-PID溫控器；8-錐形法蘭； 9-濾膜夾緊裝置；10-玻璃纖維濾膜；11-5%HNO3溶液圖1　模擬城市生活垃圾焚燒裝置示意圖Fig.1　Schematic diagram of laboratory scale simulated MSW incinerator

1.2實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示,主要分為供氣、焚燒、飛灰收集和尾氣吸收4個部分.供氣部分采用醫(yī)療微型小氣泵,由5組微型隔膜和1只12V直流電機(jī)組成,氣量由轉(zhuǎn)子流量計(jì)來控制.焚燒系統(tǒng)為程序升溫水平管式爐,爐管尺寸為Φ 60mm×1200mm,升溫速率由PID溫控器進(jìn)行控制.爐管尾部的錐形出口有利于飛灰導(dǎo)出,提高飛灰收集率.飛灰由1對玻璃圓環(huán)加緊的玻璃纖維濾膜收集.尾氣中的Pb由2個裝有5%HNO3的洗氣瓶吸收.

1.3實(shí)驗(yàn)步驟及分析方法

空氣流量保持在3L/min,升溫程序?yàn)橄纫?0 ℃/min由室溫(25 ℃)升至900 ℃,然后保持60min.300 ℃開始收集飛灰,每隔100 ℃(10min)收集一個樣品.溫度達(dá)到900 ℃后,每隔15min收集一個樣品.一組飛灰采樣裝置使用中,有另一組飛灰采樣裝置備用.更換采樣裝置時停止供氣并控制更換時間小于5s,以此降低由更換采樣裝置帶來的飛灰損失.用5%HNO3溶液清洗采樣裝置內(nèi)壁,收集清洗液.濃縮后的清洗液和玻璃纖維濾膜置于同一聚四氟乙烯燒杯內(nèi)消解,此外也對底渣進(jìn)行采樣消解,消解酸液為HNO3/HCl/HF/HClO4混合酸.消解后溶液過濾定容,使用原子吸收分光光度計(jì)(atomicabsorptionspectrophotometer,AAS)檢測溶液中Pb密度，并根據(jù)密度計(jì)算溶液中Pb的質(zhì)量.

通過對比PbO添加量和飛灰、底渣總收集量發(fā)現(xiàn),Pb的質(zhì)量不平衡.通過清洗爐管發(fā)現(xiàn)部分Pb吸附在爐管內(nèi)壁和出口法蘭上,約占Pb添加量的10.5%～28.9%.為了方便數(shù)據(jù)分析,本文對Pb在不同揮發(fā)階段的分布采用歸一化折算處理：

式中：η為某時間段實(shí)際揮發(fā)份額,q為某時間段收集量,Q1為實(shí)際揮發(fā)總量,Q2為收集總量,Q為添加量.

為保證實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性,在研究初期,對焚燒底渣中Pb分布的均勻性以及實(shí)驗(yàn)的可重復(fù)性進(jìn)行專門研究.對焚燒后底渣取樣分析時,取3份進(jìn)行消解,分別測量其Pb密度.結(jié)果顯示：3份樣品中Pb密度，測量值相對偏差最大為7.1%,表明底渣中Pb均勻性良好,取樣分析所得數(shù)據(jù)可靠.對于配方相同的模擬垃圾,焚燒后分別取樣測量并計(jì)算底渣中Pb殘余量.結(jié)果顯示：底渣中Pb殘余量測量值相對偏差最大為5.2%,表明實(shí)驗(yàn)可重復(fù)性良好.

2結(jié)果與討論

2.1氯化物對鉛動態(tài)揮發(fā)的影響

在進(jìn)行Pb動態(tài)揮發(fā)特性討論之前,先考察PVC和NaCl對焚燒過程中Pb揮發(fā)總量的影響(見圖2).對焚燒后底渣取樣分析可獲知底渣中Pb殘余量,焚燒前Pb添加量減去焚燒后底渣中Pb殘余量可知Pb的揮發(fā)總量,揮發(fā)總量與添加量之比為總揮發(fā)率(w).由圖2可以看出,當(dāng)無氯化物添加時,77.0%的Pb存在于底渣中,只有23.0%的Pb揮發(fā)至煙氣中.向垃圾中添加1%和3%的氯后,底渣中的Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著減少,且隨著氯添加量的增加Pb揮發(fā)率也增加.加入1%和3%PVC氯源時,Pb揮發(fā)率分別升高到85.6%和96.3%；當(dāng)加入1%和3%NaCl氯源時,Pb揮發(fā)率分別升高到76.3%和91.6%.當(dāng)氯添加量相同時,PVC對Pb的揮發(fā)促進(jìn)效果比NaCl好.陳勇等[20]由實(shí)驗(yàn)得到,無氯化物添加時Pb的揮發(fā)率為21.76%,添加2%的NaCl氯源和2%PVC氯源后Pb的揮發(fā)率分別為90.90%和93.42%.其揮發(fā)率比本文略低,主要原因是本文研究溫度比其略高.祝建中等[15]由實(shí)驗(yàn)得到,當(dāng)添加5%氯量時,Pb的揮發(fā)率在25%左右.與本研究相比,其所使用垃圾為有機(jī)垃圾,本身含有較高的氯.此外,其研究溫度只有600 ℃.這表明溫度對Pb揮發(fā)有顯著的影響.Yoo等[16]研究指出,Na比其他金屬離子對Cl具有更強(qiáng)的親和力,會在反應(yīng)時結(jié)合Cl而使其不易釋放.因此,同等氯量的NaCl和PVC,NaCl對Pb的揮發(fā)促進(jìn)效果比PVC差.

圖2　氯對Pb總揮發(fā)率的影響Fig.2　Effect of chloride content on total Pb volatilization rate

圖3　氯對Pb在各收集時段內(nèi)揮發(fā)份額的影響Fig.3　Effects of chloride contents on Pb volatilization rate during each collection period

對實(shí)驗(yàn)過程中各收集時段的飛灰進(jìn)行Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)分析,結(jié)果如圖3所示.無添加時,在800 ℃以下的升溫過程中玻璃纖維濾膜未收集到超出儀器檢測限的Pb；在800～900 ℃焚燒時段內(nèi),濾膜收集到了一定量的Pb,該溫度段與PbO熔點(diǎn)(888 ℃)一致.由此推測,PbO在其熔點(diǎn)附近開始揮發(fā).加入NaCl后Pb揮發(fā)溫度段保持不變,而加入PVC后Pb的揮發(fā)溫度段降低至500～600 ℃,該溫度段與PbCl2的熔點(diǎn)(501 ℃)相吻合.由此推測,添加PVC時,500 ℃以前可能已有部分或全部PbO轉(zhuǎn)化成了PbCl2；添加NaCl時,氯化作用發(fā)生在800 ℃以后,兩者對Pb揮發(fā)影響機(jī)理不同.同種氯化物含量不同時對Pb揮發(fā)的影響如圖3所示.圖中，t為反應(yīng)時間，θ為反應(yīng)溫度.圖3(a)為加入PVC氯源,當(dāng)氯添加量由1%增加至3%時,Pb揮發(fā)份額也隨之增加,增加量主要出現(xiàn)在500～900 ℃內(nèi).圖3(b)為加入NaCl氯源,當(dāng)氯添加量由1%增加至3%時,Pb揮發(fā)份額也隨之增加,而增加量主要出現(xiàn)在900 ℃維持的后45min.這表明PVC對Pb的氯化溫度小于NaCl對Pb的氯化,進(jìn)一步體現(xiàn)出焚燒過程中PVC對PbCl2氯化的溫度低于NaCl氯化的溫度.

圖4　氯對Pb動態(tài)揮發(fā)的影響Fig. 4　Effects of chloride contents on Pb dynamic volatilization

焚燒過程中動態(tài)累積揮發(fā)率如圖4所示,隨著溫度的升高,Pb揮發(fā)率升高.同等氯添加量時,PVC對Pb的促進(jìn)效果比強(qiáng)于NaCl,Pb揮發(fā)率隨氯添加量增加而增加.最大揮發(fā)份額都出現(xiàn)在900 ℃維持的前15min,900 ℃維持45min后,Pb揮發(fā)基本結(jié)束.在添加氯化物后,最終仍有部分Pb存在于底渣中.陳勇等[20]通過XRD分析發(fā)現(xiàn),PbO會與垃圾中的SiO2發(fā)生反應(yīng)生成難揮發(fā)性化合物Pb4SiO6,從而使部分Pb滯留在底渣中.Pb與模擬灰分(SiO2和Al2O3)反應(yīng)生成了不易揮發(fā)的硅酸鹽、鋁酸鹽或硅鋁酸鹽,因此Pb不會完全揮發(fā)[22].

圖5　不同溫度下底渣的X射線衍射(XRD)圖Fig.5　X-ray diffraction patterns of bottom ashes under differont temperatures

2.2PVC對鉛的低溫氯化分析

上述動態(tài)揮發(fā)研究結(jié)果表明,加入PVC后Pb揮發(fā)開始溫度降低至PbCl2的熔點(diǎn)(501 ℃)附近.由此可以推測,在500 ℃以前可能已有部分或全部PbO轉(zhuǎn)化成了PbCl2,因此有必要進(jìn)一步研究PVC對Pb的低溫氯化.將PbO與PVC均勻混合并置于管式爐內(nèi),氯與鉛的摩爾比取20,與動態(tài)揮發(fā)試驗(yàn)中比例相近,其他實(shí)驗(yàn)工況與動態(tài)揮發(fā)實(shí)驗(yàn)一致.到指定溫度(300 ℃、400 ℃、500 ℃)迅速取出固體產(chǎn)物,冷卻后粉末化并進(jìn)行X射線衍射(XRD)分析.固體產(chǎn)物粉末的衍射圖譜如圖5所示，其中，γ為衍射角度，I為衍射強(qiáng)度.

在300 ℃時,固體產(chǎn)物中只有PbO，并無PbCl2,說明在300 ℃以內(nèi)Pb仍以PbO的形式存在,未被PVC氯化.在400 ℃時,固體產(chǎn)物中含有PbO和PbCl2.這表明在300～400 ℃內(nèi)PVC開始氯化PbO生成了PbCl2.在500 ℃時,底渣中PbO已全部轉(zhuǎn)化為PbCl2.由此可以看出,雖然PVC對Pb揮發(fā)的促進(jìn)作用表現(xiàn)在500～600 ℃,但是PVC對Pb的影響在300～400 ℃內(nèi)已經(jīng)產(chǎn)生,即在低溫下將PbO氯化為PbCl2.

2.3氯釋放實(shí)驗(yàn)

氯化物對Pb動態(tài)揮發(fā)影響實(shí)驗(yàn)表明,PVC將Pb揮發(fā)溫度從PbO熔點(diǎn)(800～900 ℃)降至PbCl2熔點(diǎn)(500～600 ℃),而NaCl的作用溫度在800～900 ℃.這表明,PVC和NaCl在不同的溫度階段與Pb發(fā)生作用,兩者促進(jìn)Pb揮發(fā)的機(jī)理不同.胡建杭等[23]研究指出,氯化物能夠顯著促進(jìn)Pb的揮發(fā),主要是由于氯化物會與Pb反應(yīng)生成Pb的氯化物,而Pb氯化物的熔點(diǎn)低于其單質(zhì)或氧化物的熔點(diǎn),更易揮發(fā).Pb的氯化分為直接氯化和間接氯化：直接氯化是指氯化物和Pb直接進(jìn)行反應(yīng)生成Pb的氯化物；間接氯化是指氯化物在加熱過程中先釋放Cl2或HCl,然后Cl2或HCl與PbO反應(yīng)生成Pb的氯化物[17].

為了研究PVC和NaCl促進(jìn)Pb揮發(fā)的影響機(jī)理,需要確定兩者對PbO的氯化方式和氯化溫度區(qū)間.為此,進(jìn)行PVC和NaCl的氯釋放特性實(shí)驗(yàn),其中NaCl的氯釋放指NaCl與SiO2和Al2O3的反應(yīng),樣品比例如表2所示.實(shí)驗(yàn)中PVC和NaCl樣品含氯總量相等.實(shí)驗(yàn)裝置與圖1所示裝置相同,洗氣瓶中改為100ml0.5mol/L的NaOH吸收液,過量的NaOH可以保證吸收液處于堿性環(huán)境,有效地吸收釋放出的氯.實(shí)驗(yàn)過程中通過更換洗氣瓶來收集不同時段釋放的氯,采樣點(diǎn)與動態(tài)揮發(fā)實(shí)驗(yàn)保持一致.在電位滴定儀上使用稀硝酸將吸收液滴定至pH值為3左右,然后使用硝酸銀滴定氯離子.

表2　氯釋放樣品組分

圖6　不同時段收集到的氯釋放率Fig.6　Chlorine release rate during different collection periods

PVC和NaCl在焚燒升溫過程中的氯釋放率如圖6所示.某時間段收集的氯質(zhì)量與收集總質(zhì)量之地為該時間段的氯釋放率(G).PVC在200～300 ℃開始釋放出氯,主要釋放階段在300～700 ℃,最大釋放量出現(xiàn)在400～500 ℃,700 ℃之后氯釋放基本結(jié)束,馮麗等[24-25]得到類似的結(jié)果.NaCl在整個焚燒過程中沒有氯釋放,而文獻(xiàn)[24]在900 ℃以上檢測到了少量的氯.這表明PVC在低溫下非常容易釋放出大量HCl,可以與PbO發(fā)生間接氯化；NaCl在室溫至900 ℃的焚燒溫度區(qū)間內(nèi)不與SiO2和Al2O3反應(yīng)釋放含氯氣體,因此與PbO發(fā)生直接氯化.

2.4機(jī)理推測

PVC在焚燒過程中在200～300 ℃開始釋放HCl氣體,在300～400 ℃，HCl開始氯化PbO生成PbCl2,PbCl2在其熔點(diǎn)(501 ℃)附近開始揮發(fā),從而促進(jìn)Pb的揮發(fā).NaCl焚燒過程中不釋放含氯氣體,而是在800～900 ℃下結(jié)合SiO2和Al2O3直接氯化PbO,從而促進(jìn)Pb的揮發(fā).

3結(jié)論

(1)在室溫(25 ℃)至900 ℃的焚燒過程中,氯化物能顯著促進(jìn)Pb揮發(fā),且Pb揮發(fā)率隨著氯含量的增加而增加.當(dāng)氯添加量相同時,PVC對Pb揮發(fā)的促進(jìn)作用比NaCl略強(qiáng).

(2)PVC在焚燒過程中在200～300 ℃開始釋放含氯氣體,含氯氣體從300～400 ℃開始氯化PbO生成PbCl2.PbCl2在其熔點(diǎn)附近開始揮發(fā),從而促進(jìn)Pb的揮發(fā).

(3)NaCl焚燒過程中不釋放含氯氣體,而是以SiO2和Al2O3為介質(zhì),在700～800 ℃下直接氯化PbO,從而促進(jìn)Pb的揮發(fā).

參考文獻(xiàn)(References):

[1] 張英民,尚曉博,李開明,等.城市生活垃圾處理技術(shù)現(xiàn)狀與管理對策 [J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2011, 20(2):389-396．

ZHANGYing-min,SHANGXiao-bo,LIKai-ming,etal.TechnologiesstatusandmanagementstrategiesofmunicipalsolidwastedisposalinChina[J].EcologyandEnvironmentalSciences, 2011, 20(2):389-396．

[2] 中國統(tǒng)計(jì)年鑒-2014.中國統(tǒng)計(jì)出版社,2014.

[3] 廖志恒,任明忠,孫家仁,等. 垃圾焚燒廠排放重金屬Pb的吸入性健康風(fēng)險(xiǎn)評估[J].中國科學(xué)院大學(xué)學(xué)報(bào),2014, 31(3): 410-417．

LIAOZhi-heng,RENMing-zhong,SUNJia-ren,etal.HealthriskassessmentofPbemissionsfromMSWincinerationplants[J].JournalofUniversityofChineseAcademyofSciences, 2014, 31(3): 410-417．

[4]JARUPL.Hazardsofheavymetalcontamination[J].Britishmedicalbulletin, 2003, 68(1): 167-182．

[5] 李建新,嚴(yán)建華,池涌,等.垃圾焚燒過程中重金屬遷移特性及控制[J].電站系統(tǒng)工程,2004, 20(1):9-12．

LIJian-xin,YANJian-hua,CHIYong,etal.TransfercharacteristicandcontrolofheavymetalsinMSWincineration[J].PowerSystemEngineering, 2004, 20(1): 9-12．

[6] 黃亞繼,嚴(yán)玉朋,王昕曄,等.焚燒過程中鉛在PM_(10)中的分布特性及以高嶺土為吸附劑爐內(nèi)捕集鉛的研究 [J].中國電機(jī)工程學(xué)報(bào),2014, 34(14):2221-2227．

HUANGYa-ji,YANYu-peng,WANGXin-ye,etal.DistributionofleadinPM10andin-furnacecaptureofleadbykaolinite[J].ProceedingsoftheCSEE, 2014, 34(14): 2221-2227．

[7]RIOS,VERWILGHENC,RAMAROSONJ,etal.Heavymetalvaporizationandabatementduringthermaltreatmentofmodifiedwastes[J].JournalofHazardousMaterials, 2007, 148(3):521-528．

[8] 王昕曄,黃亞繼,仲兆平,等.爐內(nèi)添加劑對垃圾焚燒過程中重金屬捕集影響的試驗(yàn)研究[J].中國電機(jī)工程學(xué)報(bào),2012, 32(32):15-21．

WANGXin-ye,HUANGYa-ji,ZHONGZhao-ping,etal.Experimentalstudyonthecaptureofheavymetalsbyin-furnaceadditivesduringMSWincineration[J].ProceedingsoftheCSEE, 2012, 32(32):15-21．

[9] 孫路石,陸繼東,李敏,等.垃圾焚燒中Cd、Pb、Zn揮發(fā)行為的研究[J].中國電機(jī)工程學(xué)報(bào),2004, 24(8): 157-161．

SUNLu-shi,LUJi-dong,LIMin,etal.VolatizitionofCd,PbandZnduringincinerationofMSW[J].ProceedingsoftheCSEE, 2004, 24(8):157-161．[10]MORFLS,BRUNNERPH,SPAUNS.Effectofoperatingconditionsandinputvariationsonthepartitioningofmetalsinamunicipalsolidwasteincinerator[J].WasteManagementandResearch, 2000,18(1):4-15．

[11]ZHANGY,LIQ,MENGA,etal.EffectsofsulfurcompoundsonCdpartitioninginasimulatedmunicipalsolidwasteincinerator[J].ChineseJournalofChemicalEngineering, 2007, 15(6): 889-894．

[12] 劉敬勇,孫水裕.焚燒飛灰高溫過程中重金屬的揮發(fā)及其氯轉(zhuǎn)化特征[J].環(huán)境科學(xué),2012, 33(9): 3279-3287．

LIUJing-yong,SUNShui-yu.Chlorinationtransformationandvolatilizationofheavymetalsinflyashfromtheincinerationduringthedisposalprocesswithhighertemperature[J].EnvironmentalScience, 2012, 33(9): 3279-3287．

[13] 胡小英,田書磊,閆大海,等.氯化劑對垃圾焚燒飛灰中重金屬揮發(fā)特性的影響[J].中國環(huán)境科學(xué),2008, 28(7): 614-619．

HUXiao-ying,TIANShu-lei,YanDa-hai,etal.Theeffectofchlorinationagentsonthevolatilizationofheavymetalsinflyashfrommunicipalsolidwasteincinerator[J].ChinaEnvironmentalScience, 2008, 28(7):614-619．[14]WANGKS,CHIANGKY,LINSM,etal.Effectsofchloridesonemissionsoftoxiccompoundsinwasteincineration:Studyonpartitioningcharacteristicsofheavymetal[J].Chemosphere, 1999, 38(8):1833-1849．

[15] 祝建中,胡志華.垃圾焚燒過程中影響重金屬分布因素的研究[J].環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 2005, 5(12): 48-51．

ZHUJian-zhong,HUZhi-hua,Astudyonfactorsinfluencingdistributionofheavymetalsinwasteincineration[J].TechniquesandEquipmentforEnvironmentalPollutionControl, 2005, 5(12): 48-51．[16]YOOJM,KIMBS,LEEJC,etal.Kineticsofthevolatilizationremovalofleadinelectricarcfurnacedust[J].MaterialsTransactions, 2005, 46(2): 323-328．

[17]WANGSJ,ZHANGH,SHAOLM,etal.Thermochemicalreactionmechanismofleadoxidewithpoly(vinylchloride)inwastethermaltreatment[J].Chemosphere, 2014, 117: 353-359．

[18]WEIY,SHIMAOKAT,SAFFARZADEHA,etal.Mineralogicalcharacterizationofmunicipalsolidwasteincinerationbottomashwithanemphasisonheavymetal-bearingphases[J].JournalofHazardousMaterials, 2011, 187(1): 534-543．

[19]YANGS,SAFFARZADEHA,SHIMAOKAT,etal.ExistenceofClinmunicipalsolidwasteincinerationbottomashanddechlorinationeffectofthermaltreatment[J].JournalofHazardousMaterials, 2014, 267: 214-220．

[20]陳勇,張衍國,李清海,等.垃圾焚燒中氯化物對重金屬Pb遷移轉(zhuǎn)化特性的影響[J].燃料化學(xué)學(xué)報(bào),2008, 36(3): 354-359．

CHENYong,ZHANGYan-guo,LIQing-hai,etal.EffectsofchloridesonPbpartitioningandspeciationinasimulatedMSWincinerator[J].JournalofFuelChemistryandTechnology, 2008, 36(3): 354-359．[21] 金保升,董長青,仲兆平,等.流化床摻燒生活垃圾及尾氣凈化實(shí)驗(yàn)研究[J].污染防治技術(shù),2002, 15(1): 1-6．

JINBao-sheng,DONGChang-qing,ZHONGZhao-ping,etal.Experimentalstudyontheco-firingofmuniciplerefuseinafluidizedbed[J].PollutionControlTechnology, 2002, 15(1): 1-6．

[22]WANGX,HUANGY,PANZ,etal.TheoreticalinvestigationofleadvaporadsorptiononkaolinitesurfaceswithDFTcalculations[J].Journalofhazardousmaterials, 2015, 295: 43-54．[23] 胡建杭,王華,吳楨芬,等.垃圾焚燒過程重金屬的氯化轉(zhuǎn)化與揮發(fā)[J].材料與冶金學(xué)報(bào),2008, 7(1): 69-74．

HUJian-hang,WANGHua,WUZhen-fen,etal.Chlorinationtransformationandvolatilizationofheavymetalsinincinerationofmunicipalsolidwaste[J].JournalofMaterialsandMetallurgy, 2008, 7(1): 69-74．

[24] 馮麗,蔣旭光,李春雨,等.模擬垃圾焚燒中HCl實(shí)時釋放特性試驗(yàn)研究[J].中國電機(jī)工程學(xué)報(bào),2010(23): 45-50．

FENGLi,JIANGXu-guang,LIChun-yu,etal.ExperimentalstudyonHClreal-timeemissioncharacteristicsinSimulatedMunicipalSolidWasteincineration[J].ProceedingsoftheCSEE,2010 (23): 45-50．

[25] 馬師白,殷劍君,魯軍,等.PVC的熱解脫氯動力學(xué)分析[J].環(huán)境化學(xué),2001, 20(2): 172-178．MAShi-bai,YINJian-jun,LUJun,etal.StudyonthetreatmentandrecoveryasresourceofPVCwaste[J].EnvironmentalChemistry,2001, 20(2): 172-178．

DOI:10.3785/j.issn.1008-973X.2016.03.012

收稿日期：2015-03-09.

基金項(xiàng)目：國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51476031)；高等學(xué)校博士學(xué)科點(diǎn)專項(xiàng)科研基金資助項(xiàng)目(20130092110007).

作者簡介：張帥毅(1991-)，男，碩士生，從事固體廢棄物資源化利用研究.ORCIO:0000-0002-1326-3735.E-mail：shuaiyi_zhang@163.com 通信聯(lián)系人：黃亞繼，男，教授，博導(dǎo).ORCID:0000-0002-0176-4358.E-mail：heyyj@seu.edu.cn

中圖分類號：X 705

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號：1008-973X(2016)03-06-0485

Effectofchloridesonplumbumdynamicvolatilizationduringsimulatedmunicipalsolidwasteincineration

ZHANGShuai-yi,HUANGYa-ji,WANGXin-ye,YANYu-peng,LIUChang-qi,CHENBo

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

Abstract:The incineration process in grate furnace was simulated by the waste combustion in a tube furnace. The effect of organic chlorine (PVC) and inorganic chlorine (NaCl) on the dynamic volatilization characteristic of Pb were investigated according to the continuous collection of fly ash during incineration from room temperature (25 ℃) to 900 ℃. The organic chlorine had more significant impact on Pb volatilization than inorganic chlorine. But the temperature zones where they worked were totally different. The effective temperature of PVC was under 500 ℃, but the effective temperature of NaCl was between 800 ℃ and 900 ℃. The further mechanism study indicates that PVC promotes Pb volatilization by indirect chlorination, while NaCl promotes Pb volatilization by direct chlorination. PVC begins to release HCl at the temperature of 200 ℃ to 300 ℃ and transfer chlorinate PbO to PbCl2 during the incineration process, leading to the volatilization temperature of Pb at 500 ℃ to 600 ℃. During the incineration process, NaCl does not release chloride gas, but chlorinate PbO at the temperatnre of 800 ℃ to 900 ℃ with the combination of SiO2 and Al2O3 to promote the volatilization of Pb.

Key words:tube furnace; polyvinyl chloride (PVC); sodium chloride (NaCl); plumbum (Pb); volatilization