葛金林,肖海平*,閆大海
生物質(zhì)與生活垃圾共氣化過(guò)程重金屬的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律
葛金林1,肖海平1*,閆大海2
(1.華北電力大學(xué)能源動(dòng)力與機(jī)械工程學(xué)院,北京市昌平區(qū) 102206;2.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院固體廢物污染控制技術(shù)研究所,北京市 朝陽(yáng)區(qū) 100012)
為了研究流化床生物質(zhì)氣化協(xié)同處置生活垃圾衍生燃料過(guò)程中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律,在湖北某循環(huán)流化床氣化爐耦合燃煤發(fā)電廠進(jìn)行摻燒試驗(yàn)。研究表明重金屬主要賦存于飛灰和爐渣中??瞻坠r下86.2%的Cr賦存于飛灰中,13.3%于爐渣中;75.5%的Pb在飛灰中,23.8%在爐渣中;79.5%的As遷移至飛灰中,11.7%在爐渣中。RDF工況下75.8%的Cr遷移至飛灰,20.7%遷移至爐渣;44.6%的Pb存在于飛灰中,52%存在于爐渣。協(xié)同處置后,重金屬在飛灰和爐渣中的分配比例明顯發(fā)生了變化,飛灰中重金屬含量減少12.5%~31.3%,爐渣中重金屬增加7.33%~20.1%,氣化氣的引入改變了爐內(nèi)重金屬的分配情況。協(xié)同處置可以有效處理生活垃圾,對(duì)固廢中的熱量進(jìn)行資源化利用,且出爐物料中重金屬含量均低于我國(guó)現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)限值。
氣化爐;生活垃圾衍生燃料;重金屬;遷移 規(guī)律
隨著社會(huì)與工業(yè)的極速發(fā)展,能源的消耗越來(lái)越多,固廢資源的資源化利用是發(fā)展趨勢(shì)[1],世界范圍內(nèi)固體廢棄物的增長(zhǎng)速度在8%以上,中國(guó)固體廢棄物的增長(zhǎng)率也日益增長(zhǎng),現(xiàn)已高于10%,每年有不低于1.5億t的固體廢物[2]。固體廢物不但會(huì)危害人體健康,對(duì)社會(huì)穩(wěn)定和環(huán)境安全也造成了極大的威脅[3]。
生活垃圾衍生燃料(refuse derived fuel,RDF)起源于美國(guó)材料與試驗(yàn)協(xié)會(huì)(ASTM),并在發(fā)達(dá)國(guó)家得到了應(yīng)用和推廣[4]。生活垃圾衍生燃料是將生活垃圾經(jīng)過(guò)分選、除鐵、除鋁、干燥、高壓成型等流程制得的一種燃料[5],垃圾衍生燃料技術(shù)是指將生活垃圾制成RDF的技術(shù)。垃圾衍生燃料技術(shù)可以有效地將城市生活垃圾減量化、無(wú)害化、資源化,因此受到廣泛的關(guān)注[6]。如何對(duì)RDF進(jìn)行有效科學(xué)的處置成了需要解決的問(wèn)題。
對(duì)RDF進(jìn)行處置,主要通過(guò)物理手段或焚燒和熱解氣化等化學(xué)作用以縮小其體積,加速其自然凈化的過(guò)程[7-9]。在土地資源較為緊張的情況下,熱解氣化技術(shù)是目前較為清潔有效處理大規(guī)模固體廢物的方法[10-11]。目前,我國(guó)進(jìn)行研究及實(shí)際運(yùn)行的處置固體廢物的工業(yè)鍋爐主要為循環(huán)流化床煤粉爐[12-14]。循環(huán)流化床運(yùn)行過(guò)程中具有良好的燃料適應(yīng)能力,對(duì)于高灰分、高水分和低揮發(fā)分的燃料都具有較好的燃燒特性[9-10],而氣化爐氣化強(qiáng)度高,對(duì)不同燃料的適應(yīng)性強(qiáng),其熱值可以在一定范圍內(nèi)自主調(diào)節(jié)。由于固體廢物中各成分不穩(wěn)定,在氣化爐中可以保證其中有害物質(zhì)的充分熱解,因此選用流化床氣化爐作為無(wú)害化的固體廢物處置方法具有實(shí)際意義[15-16]。
本文對(duì)摻燒RDF下循環(huán)流化床氣化爐進(jìn)出物料進(jìn)行采樣和分析,探究多種重金屬在氣化過(guò)程中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律。
本試驗(yàn)在湖北荊門(mén)某流化床氣化爐進(jìn)行,首先利用循環(huán)流化床氣化爐對(duì)RDF進(jìn)行氣化,再將RDF氣化燃?xì)鈱?dǎo)入煤粉鍋爐與煤粉混燒進(jìn)行發(fā)電。發(fā)電工藝流程如圖1所示。
現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)分為2天進(jìn)行。第1天為空白工況測(cè)試,對(duì)鍋爐僅適用常規(guī)燃料,氣化爐關(guān)閉;第2天為100%RDF氣化耦合測(cè)試工況,即開(kāi)啟氣化爐,將氣化爐燃料從100%的稻殼變?yōu)?00%RDF燃料試驗(yàn)期間,電廠保證試驗(yàn)發(fā)電機(jī)組在低負(fù)荷(300MW)下運(yùn)行。
圖1 生物質(zhì)發(fā)電工藝流程
對(duì)試驗(yàn)期間的固液氣進(jìn)行取樣,所取樣品均進(jìn)行重金屬含量的測(cè)量。圖2為取樣點(diǎn)分布情況。
本文采用電熱板消解法-電感耦合等離子體質(zhì)譜法(ICP-MS)對(duì)固體樣品進(jìn)行重金屬測(cè)量,實(shí)驗(yàn)過(guò)程中稱(chēng)取0.1~0.2g樣品,加入1mL鹽酸(優(yōu)級(jí)純1.19g/mL)、1mL雙氧水(30%)以及4mL硝酸(優(yōu)級(jí)純1.42g/mL),消解后冷卻至室溫,慢慢打開(kāi)消解罐的蓋子,將消解罐置于趕酸儀上,于 150℃加熱趕酸,將溶液轉(zhuǎn)移至50mL容量瓶中,過(guò)濾后,最后定容至50mL。根據(jù)《空氣和廢氣顆粒物中金屬元素的測(cè)定電感耦合等離子發(fā)射光譜法》(HJ 777—2015)測(cè)量重金屬。
采用硫酸硝酸法對(duì)重金屬浸出濃度進(jìn)行測(cè)量,將質(zhì)量比為2:1的濃硫酸和濃硝酸混合液加入到試劑水中,使pH值為3.20±0.05。稱(chēng)取150~200g樣品,置于2L提取瓶中,根據(jù)樣品的含水率,按液固比為10:1(L/kg)計(jì)算出所需浸提劑的體積,加入浸提劑。根據(jù)《危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)浸出毒性鑒別》(GB 5085.3—2007)測(cè)定浸出濃度。
表1為入爐物料基本特性參數(shù)。由表1可看出,從工業(yè)分析來(lái)看,相較于常規(guī)煤粉燃料,RDF燃料具有高揮發(fā)分的特點(diǎn),使其進(jìn)入鍋爐燃燒后利于著火,而高灰分和低含碳量又導(dǎo)致了RDF發(fā)熱量較低。RDF燃料與原料煤特性參數(shù)差別大,主要原因是兩者內(nèi)部分子結(jié)構(gòu)不同,RDF內(nèi)部分子結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單,而原料煤內(nèi)部成分復(fù)雜。
圖3為RDF燃料及煤粉中重金屬含量對(duì)比。由圖3可以看出,RDF中的重金屬質(zhì)量比普遍高于煤粉,Pb、Cr、Mn、Cu質(zhì)量比分別為煤粉中的75.7、10.9、3、14.1倍。RDF燃料來(lái)源于生活垃圾,而生活垃圾中存在許多金屬物質(zhì),如電池、金屬線路板、燈管以及墨盒等,因此極大地增加了RDF中重金屬元素的含量。
圖3 RDF燃料及煤粉中重金屬含量對(duì)比
為了研究不同物性重金屬在爐內(nèi)的遷移規(guī)律,挑選Cr、As和Pb 3種重金屬作為研究對(duì)象。3種重金屬均屬于有害重金屬,但揮發(fā)性不同,As屬于半揮發(fā)性重金屬,其沸點(diǎn)為613℃,常見(jiàn)氧化物As2O3沸點(diǎn)為465℃;Pb相對(duì)As難揮發(fā),屬于半揮發(fā)性重金屬,其沸點(diǎn)為1525℃,常見(jiàn)氧化物PbO的沸點(diǎn)為1535℃;Cr為難揮發(fā)性重金屬,介于半揮發(fā)性重金屬和不揮發(fā)性重金屬之間,其沸點(diǎn)為2672℃,其常見(jiàn)氧化物的沸點(diǎn)為 3500~4000℃[17-20]。
圖4為煤在爐內(nèi)燃燒時(shí)煤粉顆粒的燃燒過(guò)程,隨著揮發(fā)分的析出,煤中焦炭燃燒,一部分揮發(fā)性重金屬氣化后從焦炭顆粒中釋放,不同重金屬的化學(xué)性質(zhì)及在煤中存在形式不同,導(dǎo)致它們?cè)谌紵械男袨橐灿兴煌?。在循環(huán)流化床爐內(nèi)燃燒過(guò)程中,主要燃燒區(qū)域?yàn)橄∠鄥^(qū)和密相區(qū)。RDF中的揮發(fā)分高,混合燃料入爐后迅速燃燒,在密相區(qū)的燃燒份額低。試驗(yàn)過(guò)程中密相區(qū)溫度約為850℃,RDF及煤中的混合物先在800~900℃的還原性氣氛下燃燒,進(jìn)入過(guò)渡區(qū),溫度降低至750℃,重金屬主要與燃燒生成的硫化物反應(yīng)。揮發(fā)性較強(qiáng)的重金屬元素和重金屬硫化物在燃燒過(guò)程中形成的金屬蒸汽主要通過(guò)成核、凝并方式以非均質(zhì)凝結(jié)富集于亞微米顆粒上,大部分遷移至飛灰中;而難揮發(fā)性重金屬和不揮發(fā)性重金屬則主要富集于顆粒物形成爐渣。不同工況下鍋爐爐渣中重金屬含量檢測(cè)結(jié)果如表2所示。
圖4 爐內(nèi)煤顆粒的燃燒過(guò)程
由表2可見(jiàn),協(xié)同處置后爐渣中有害重金屬元素As的質(zhì)量比從16.1mg/kg降低至14.9mg/kg,下降了8%;Cr從65.0mg/kg下降至46.1mg/kg,下降了29.2%;Pb從48.3mg/ kg下降到32.5mg/kg,下降了32.7%,大部分重金屬的含量均有所下降。氣化爐爐渣中Cr含量遠(yuǎn)高于鍋爐爐渣,分別為空白工況和RDF工況下鍋爐爐渣中Cr含量的9.5和13.4倍。雖然RDF中重金屬含量較高,但是經(jīng)過(guò)氣化爐氣化過(guò)程,RDF中的有害重金屬主要?dú)埩粼跉饣癄t爐渣及飛灰中,而合成氣作為燃料進(jìn)入爐內(nèi)與煤粉共同燃燒,因此降低了單位質(zhì)量燃料中重金屬的含量。
氣化爐及鍋爐飛灰中重金屬含量對(duì)比如表3所示。由表3可看出,在投加RDF后,Pb含量小幅增加,為空白工況下的1.06倍,其余重金屬均無(wú)明顯增加。在氣化爐飛灰中,Cr和Pb這2種重金屬相比鍋爐處于較高水平。結(jié)合爐渣中的數(shù)據(jù),添加RDF后,雖然大部分重金屬富集在氣化爐的飛灰和爐渣中,但少量重金屬Pb還是進(jìn)入鍋爐中。
痕量元素的質(zhì)量分布是指該重金屬元素遷移到某燃燒副產(chǎn)物中的質(zhì)量與遷移過(guò)程中重金屬總量的比值。根據(jù)重金屬在產(chǎn)物中的含量和產(chǎn)物的產(chǎn)出速率可計(jì)算出實(shí)驗(yàn)過(guò)程中不同痕量元素的賦存情況,從而得到其質(zhì)量分配率,計(jì)算公式為
式中:K為重金屬的質(zhì)量分配率;N為重金屬在產(chǎn)物中的質(zhì)量比;V為對(duì)應(yīng)產(chǎn)物的出料速率,物料投加及產(chǎn)出速率如表4所示。
100%RDF氣化耦合工況試驗(yàn)過(guò)程中,重金屬通過(guò)RDF進(jìn)入氣化爐,通過(guò)氣化爐渣、旋風(fēng)除塵灰和氣化氣排出氣化爐。結(jié)合重金屬在氣化爐渣和旋風(fēng)除塵灰中的含量數(shù)據(jù),得到重金屬在氣化爐渣和旋風(fēng)除塵灰中的分配率,通過(guò)差減法得出在氣化氣中的分配率,如表5所示。
表5 氣化爐中重金屬分配率
4種重金屬中,RDF燃料中的揮發(fā)性重金屬Hg有94.1%都隨氣化氣進(jìn)入了鍋爐,半揮發(fā)性重金屬Pb和As分別有63.9%和60.4%進(jìn)入了鍋爐,揮發(fā)性相對(duì)較低的重金屬Cr有21.6%進(jìn)入了鍋爐,雖然氣化爐內(nèi)重金屬有一部分賦存于氣化爐飛灰及爐渣中,但是大部分重金屬仍進(jìn)入鍋爐,即RDF中大部分揮發(fā)性重金屬都被引入了鍋爐燃燒系統(tǒng)。
結(jié)合重金屬在煙氣、石膏、爐渣和粉煤灰中的含量數(shù)據(jù),以及各種物料的投加及產(chǎn)出速率,得到重金屬在排出鍋爐物質(zhì)中的分配率,如表6所示。
由表6可以看出,空白工況和RDF工況下重金屬的分配情況發(fā)生了明顯的變化。Hg在不同工況下基本存在于石膏中,RDF工況下?tīng)t渣中的Hg分配率從0%增加至1.3%,As、Cr和Pb在不同工況下的煙氣中均未檢出。固體出爐物料中,As在石膏中的分配率從9.2%增加至13.2%,在粉煤灰和爐渣中的含量均有少量的下降;Cr在粉煤灰中的分配率下降了12.3%,在爐渣和石膏中分別增加了4.1%和8.2%;RDF工況下Pb在粉煤灰中增加了17.1%,而在爐渣中下降了18.1%。
為了驗(yàn)證試驗(yàn)過(guò)程中數(shù)據(jù)的可靠性,對(duì)鍋爐重金屬分配率進(jìn)行計(jì)算,計(jì)算公式為
式中:Mc為輸入鍋爐重金屬的總量;Mf表示飛灰中重金屬的總量;Mb表示底渣中重金屬的總量;Ma表示煙氣中重金屬的總量;Mg表示石膏中重金屬的總量。
定義
為重金屬的質(zhì)量平衡率,用來(lái)驗(yàn)證燃煤電廠現(xiàn)場(chǎng)測(cè)試數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性和可靠性,對(duì)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中入爐物料和出爐物料中的9種不同重金屬進(jìn)行質(zhì)量平衡分析。
本次實(shí)驗(yàn)過(guò)程中,系統(tǒng)的重金屬元素質(zhì)量平衡率在79%~121%,由于痕量元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)通常很低,并且取樣過(guò)程中機(jī)組負(fù)荷存在波動(dòng)以及不可避免的人為誤差等因素,痕量元素的質(zhì)量平衡率在70%~130%一般都是可以接受的[21-22]。本次取樣實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)準(zhǔn)確可靠,為下文的分析和討論提供了基礎(chǔ)。
由于在協(xié)同處置的過(guò)程中,Cr、As和Pb的含量較高,對(duì)這3種有害重金屬分別進(jìn)行分析,以了解在空白工況和RDF投加工況下3種重金屬在鍋爐燃燒系統(tǒng)和脫硫系統(tǒng)中的分配富集規(guī)律。
Cr在不同產(chǎn)物中的分配情況如圖5所示,由圖5可以看出,空白工況下Cr主要賦存于飛灰中,占比為86.2%,部分存在于爐渣中,占13.3%;而添加RDF后,飛灰中Cr占比為75.8%,爐渣中為20.7%。經(jīng)過(guò)除塵后,少量分布于脫硫石膏和煙氣中,較為明顯的是,RDF工況下石膏中Cr的分配率是空白工況下的6倍。
在燃燒過(guò)程中,鉻的硫化物會(huì)分解,被還原成二級(jí)的氧化物,70.2%~99.6%以殘?jiān)鼞B(tài)存在于飛灰和底灰中。氣化爐內(nèi)燃燒時(shí),RDF中的揮發(fā)分高,混合燃料入爐后迅速燃燒,在密相區(qū)的燃燒份額低。試驗(yàn)過(guò)程中密相區(qū)溫度約為820℃,由于Cr及其主要化合物熔點(diǎn)較高,在密相區(qū)主要是CrCl3中分解出成單質(zhì)變成氣相;進(jìn)入過(guò)渡區(qū),溫度降低至760℃,Cr與燃燒生成的硫化合物反應(yīng),主要以固態(tài)的Cr2(SO4)3形式穩(wěn)定存在[23];當(dāng)溫度高于800℃時(shí),全部轉(zhuǎn)變成固態(tài)的Cr2O3[24-25]。進(jìn)入稀相區(qū)后溫度為825℃,此過(guò)程中Cr從固態(tài)的Cr2(SO4)3可能轉(zhuǎn)變?yōu)镃r的氧化物,如Cr2O3和MgCr2O4。Cr的氧化物化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定,熔沸點(diǎn)低,因此Cr主要遷移至飛灰和底渣中。
圖6為Pb在不同產(chǎn)物中的分配情況??瞻坠r和RDF工況下Pb的分布有所不同,空白工況下,飛灰中的Pb占75.5%左右,而爐渣中的Pb占23.8%。添加氣化氣作為燃料后,鍋爐燃燒過(guò)程中Pb的分配發(fā)生了改變,飛灰中的Pb占44.6%,而爐渣中的Pb占52%,因此RDF工況下飛灰中Pb含量減少,爐渣中Pb含量增多,同時(shí)石膏中的Pb含量也有所增加。
由于Pb在煤粉中主要以硫化物的形式存 在[26],Pb在825℃的氧化性氣氛下,氧元素和氯元素共同對(duì)鉛的氧化反應(yīng)起作用,主要產(chǎn)生的化合物為PbCl4,同時(shí)會(huì)有少量的PbO生成[27]。PbO和PbCl2等氧化性較高的鉛化合物會(huì)在細(xì)顆粒中富集。在添加了氣化氣后,由于氣化氣中的重金屬為氣態(tài)和顆粒態(tài)形式,入爐燃燒后直接形成金屬蒸汽而富集于亞微米細(xì)顆粒物上,從而使飛灰中Pb含量明顯上升,而爐渣中Pb含量相應(yīng)下降。
圖6 Pb在不同產(chǎn)物中的分配情況
砷在飛灰中主要是以Ca3(AsO4)2、砷的氧化物和硫化物的形式存在[28]。砷的化合物也很可能被固定在鋁硅酸鹽晶格與氧化鐵晶格中,從而表現(xiàn)為殘?jiān)鼞B(tài)。
圖7為As在不同產(chǎn)物中的分配情況。由圖7可以看出,空白工況下燃燒過(guò)程中大部分As都遷移至飛灰中,占比為79.5%,少量進(jìn)入爐渣、石膏和煙氣中;而在協(xié)同工況下As有65.2%存在于飛灰中,17.3%存在于爐渣中,18.4%存在于脫硫石膏中。As在煤粉和RDF中主要以硫化物的形式存在,在密相區(qū)燃燒時(shí),其硫化態(tài)向單質(zhì)態(tài)轉(zhuǎn)化[29],As2S3分解成As2和As4,而單質(zhì)態(tài)的As更容易汽化釋放;從稀相區(qū)向過(guò)渡區(qū)的過(guò)程中,溫度降低,單質(zhì)As轉(zhuǎn)化為氧化態(tài)的As2O3和As4O[30]。
為了對(duì)RDF共氣化后氣化爐產(chǎn)生的飛灰及爐渣,以及鍋爐產(chǎn)生的飛灰、爐渣、脫硫石膏和煙氣進(jìn)行環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估,對(duì)試驗(yàn)產(chǎn)生固體廢物進(jìn)行浸出實(shí)驗(yàn),結(jié)果見(jiàn)表7。
由表7可以看出,試驗(yàn)期間氣化爐和鍋爐產(chǎn)生的飛灰、爐渣和脫硫石膏中4種重金屬的浸出質(zhì)量濃度均低于《危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)浸出毒性鑒別》(GB 5085.3—2007)中的標(biāo)準(zhǔn)限值。鍋爐產(chǎn)生的固體廢物中進(jìn)出濃度遠(yuǎn)低于標(biāo)準(zhǔn)限值。值得注意的是,氣化爐產(chǎn)生的飛灰和爐渣中重金屬浸出質(zhì)量濃度較高,Pb在爐渣和飛灰中浸出質(zhì)量濃度分別為455、898mg/L,分別為限值的9.1%和18.0%,而Cr的浸出質(zhì)量濃度更高,分別為9 040、9 550mg/L,分別為限值的60.3%和63.7%。煙氣中重金屬的質(zhì)量濃度及排放標(biāo)準(zhǔn)如表8所示。
表8 鍋爐煙氣重金屬污染物濃度
注:“—”為標(biāo)準(zhǔn)中未規(guī)定限值。
由表8可以看出,As和Cr在國(guó)標(biāo)中未規(guī)定限值,且2種重金屬在煙氣中含量均低于檢出限。Hg和Pb在煙氣中的質(zhì)量濃度也遠(yuǎn)低于各標(biāo)準(zhǔn)中的限值。
因此生物質(zhì)與RDF共氣化過(guò)程中產(chǎn)生的固體和氣體廢物中重金屬質(zhì)量濃度滿足排放標(biāo)準(zhǔn),不具有環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。
1)氣化爐耦合鍋爐混合發(fā)電過(guò)程中,對(duì)氣化爐入爐燃料從100%的稻殼變?yōu)?00%RDF燃料后,氣化爐及鍋爐的飛灰、爐渣及其他副產(chǎn)物中部分重金屬含量有少量增加,其余重金屬含量普遍下降6%~32.7%,協(xié)同處置后,所有有害重金屬含量均低于國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)線。
2)協(xié)同處置下,Cr主要存在于飛灰和爐渣中,煙氣和石膏中重金屬較少,引入氣化氣后,脫硫石膏中Cr含量為空白工況下的6倍,協(xié)同處置會(huì)導(dǎo)致脫硫副產(chǎn)物中Cr分配情況的變化。
3)協(xié)同處置下,Pb在飛灰和爐渣中的分配有較大的變化,空白工況下Pb有75%在飛灰中,23%在爐渣中,RDF工況下44%的Pb在飛灰中,52%在爐渣中,氣化氣進(jìn)入爐內(nèi)燃燒后改變了Pb的分配情況。
4)協(xié)同處置下,As主要存在于飛灰中,爐內(nèi)燃燒過(guò)程中主要以氧化物As2O3和As4O的形式存在,氣化氣的引入增加了As在石膏和爐渣中的賦存,降低了在飛灰中的賦存。
[1] 黃?。腆w廢物污染現(xiàn)狀及治理分析[J].城市地理,2017(10):204-204.
Huang J.Solid waste pollution status and treatment analysis[J].Urban Geography,2017(10):204-204.
[2] 張繼月.中國(guó)固體廢物分類(lèi)管理研究[D].北京:北京化工大學(xué),2009.
Zhang J Y.Research on solid waste classification management in China[D].Beijing:Beijing University of Chemical Technology,2009.
[3] 王文安,楊萍,林桂英.城市固體廢物處理現(xiàn)狀與發(fā)展策略[J].河北建筑工程學(xué)院學(xué)報(bào),2004,22(4):83-87.
Wang W A,Yang P,Lin G Y.Current status and development strategy of municipal solid waste treatment[J].Journal of Hebei University of Architecture,2004,22(4):83-87.
[4] 張煥芬,喜文華.日本垃圾衍生燃料(RDF)的研究開(kāi)發(fā)[J].甘肅科學(xué)學(xué)報(bào),1999,11(3):66-72.
Zhang H F,Xi W H.The exploration and development of refuse derived fuels in Japan[J].Journal of Gansu Sciences,1999,11(3):66-72.
[5] Alias A B,Rashid Z A,Rahman N A,et al.Thermal behaviour study of senakin coal and refuse derived fuel (RDF) blends during pyrolysis using thermo gravimetric analysis[J].International Journal of Environment and Waste Management,2012,10(4):354-364.
[6] Dace E,Blumberga D.An assessment of the potential of refuse-derived fuel in Latvia[J].Management of Environmental Quality,2012,23(5):38-42.
[7] 靳松.芻議固體廢物處理技術(shù)的發(fā)展現(xiàn)狀及趨勢(shì)[J].化工管理,2014(18):72.
Jin S.The development status and trend of solid waste treatment technology[J].Chemical Management,2014,18:72.
[8] 胡躍平,湯穎,范銘芳,等.中國(guó)的固體廢物處理與資源化利用[J].能源與節(jié)能,2014(8):103-105.
Hu Y P,Tang Y,F(xiàn)an M F,et al.Solid waste treatment and resource utilization in China[J].Energy and Energy Saving,2014(8):103-105.
[9] 房德職,李克勛.國(guó)內(nèi)外生活垃圾焚燒發(fā)電技術(shù)進(jìn)展[J].發(fā)電技術(shù),2019,40(4):367-376.
Fang D Z,Li K X.An overview of power generation from municipal solid waste incineration plants at home and abroad[J].Power Generation Technology,2019,40(4):367-376.
[10] 孫公博.我國(guó)的固體廢物處理處置現(xiàn)狀與發(fā)展[C]//中國(guó)環(huán)境科學(xué)學(xué)會(huì)年會(huì),深圳,2015:4140-4141.
Sun G B.Current situation and development of solid waste treatment and disposal in China[C]//2015 Annual Conference of the Chinese Society of Environmental Sciences,Shenzhen,2015:4140-4141.
[11] Tong L Z,Tang Y,Wang F,et al.Investigation of controlling factors on toxic metal leaching behavior in municipal solid wastes incineration fly ash [J].Environmental Science and Pollution Research International,2019,26(28):29316-29326.
[12] Duan L,Cui J,Jiang Y,et al.Partitioning behavior of arsenic in circulating fluidized bed boilers co-firing petroleum coke and coal[J].Fuel Processing Technology,2017,166:107-114.
[13] 初雷哲,張衍?chē)?guó),嚴(yán)矯平.多流程循環(huán)流化床生物質(zhì)鍋爐在園區(qū)集中供熱中的應(yīng)用[J].華電技術(shù),2020,42(5):79-82.
Chu L Z,Zhang Y G,Yan J P.Application of a multi-pass circulating fluidized bed biomass boiler in a central heating project[J].Huadian Technology,2020,42(5):79-82.
[14] 李德波,孫超凡,馮永新,等.300MW循環(huán)流化床氣固流動(dòng)及燃燒過(guò)程數(shù)值模擬研究及工程應(yīng)用[J].廣東電力,2018,31(7):56-65.
Li D B,Sun C F,F(xiàn)eng Y X.Numerical simulation research on gas-solid flow and combustion process of 300MW circulated fluidized bed and related engineering applications[J]. Guangdong Electric Power,2018,31(7):56-65.
[15] Dong H,Jiang X,Lü G,et al.Co-combustion of tannery sludge in a commercial circulating fluidized bed boiler[J].Waste Management,2015,46:227-233.
[16] Yi H H,Hao J M,Duan L,et al.Fine particle and trace element emissions from an anthracite coal-fired power plant equipped with a bag-house in China[J].Fuel,2008,87:10-11.
[17] 王麗.超低排放機(jī)組中汞、砷和硒等重金屬的遷移特性研究[D].杭州:浙江大學(xué),2018.
Wang L.Study on the migration characteristics of heavy metals such as mercury,arsenic and selenium in ultra-low emission units[D].Hangzhou:Zhejiang University,2018.
[18] 華偉,孫和泰,祁建民,等.燃煤電廠超低排放機(jī)組重金屬鉛、砷排放特性[J].熱力發(fā)電,2019,48(10):65-70.
Hua W,Sun H T,Qi J M,et al.Characteristics of heavy metal lead and arsenic emissions from ultra-low emission units of coal-fired power plants[J].Thermal Power Generation,2019,48(10):65-70.
[19] Robert R F,Marta R K.Combustion and leaching behavior of elements in the USGS coal standard CLB-1[M].USA:Bibliogov Press,1991.
[20] Guo X,Zheng C G,Cheng D.Characterization of arsenic emissions from a coal-fired power plant [J].Environmental Science,2006,27(4):631-634.
[21] Wang S X,Zhang L,Li G H,et al.Mercury emission and speciation of coal-fired power plants in China [J].Atmospheric Chemistry & Physics,2010,10(3):1183-1192.
[22] Quick W J,Irons R.Trace element partitioning during the firing of washed and untreated power station coals [J].Fuel,2002,81(5):665-672.
[23] 馮榮.燃煤典型痕量元素化學(xué)熱力學(xué)與動(dòng)力學(xué)計(jì)算的研究與比較[D].武漢:華中科技大學(xué),2004.
Feng R.Research and comparison of chemical thermodynamics and kinetic calculation of typical trace elements in coal[D].Wuhan:Huazhong University of Science and Technology,2004.
[24] Kashireninov O E,F(xiàn)ontijn A.Modeling of chromium combustion in incineration:thermochemistry of Cr-C-H-Cl combustion in air and selection of key reactions[J].1998,113(4):498-506.
[25] Goodarzi F,Huggins F E.Speciation of chromium in feed coals and ash byproducts from Canadian power plants burning subbituminous and bituminous coals [J].Energy & Fuels,2005,19(3):905-915.
[26] Shah P,Strezov V,Nelson P F.X-Ray absorption near edge structure spectrometry study of nickel and lead speciation in coals and coal combustion products [J].Energy & fuels,2009,23(2):1518-1525.
[27] 徐杰英.煤燃燒過(guò)程中痕量元素鉛的反應(yīng)機(jī)理研究[D].武漢:華中科技大學(xué),2004.
Xu J Y.Study on the reaction mechanism of trace element lead during coal combustion[D].Wuhan:Huazhong University of Science and Technology,2004.
[28] Shah P,Strezov V,Stevanov C,et al.Speciation of arsenic and selenium in coal combustion products [J].Energy & Fuels,2007,21(2):506-512.
[29] Shah P,Strezov V,Prince K,et al.Speciation of As,Cr,Se and Hg under coal fired power station conditions [J].Fuel,2008,87(10/11):1859-1869.
[30] Zhou C C,Zhang N N,Peng C B,et al.Arsenic in coal:modes of occurrence,distribution in different fractions,and partitioning behavior during coal separation:a case study[J].Energy & Fuels,2016,30(4):3233-3240.
Migration and Transformation of Heavy Metals in the Co-gasification of Biomass and Municipal Waste
GE Jinlin1, XIAO Haiping1*, YAN Dahai2
(1.School of Energy, Power and Mechanical Engineering, North China Electric Power University, Changping District, Beijing 102206, China; 2. Research Institute of Solid Waste Management, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Chaoyang District, Beijing 100012, China)
In order to study the migration and transformation rules of heavy metals in the process of gasification coupling with domestic waste-derived fuel in gasification of circulating fluidized bed coal-fired power plants, a mixed combustion test was conducted in a circulating fluidized bed gasifier in Hubei province. Studies have shown that heavy metals are mainly found in fly ash and slag. Under blank conditions, 86.2% of Cr was stored in fly ash, 13.3% in slag; 75.5% of Pb in fly ash, 23.8% in slag; 79.5% of As migrates to fly ash, 11.7% in slag. Under cooperative conditions, 75.8% of Cr migrated to fly ash, 20.7% to slag; 44.6% of Pb was in fly ash, and 52% was in slag. After co-processing, the distribution ratio of heavy metals in fly ash and slag has obviously changed. The heavy metal content in fly ash had decreased by 12.5%–31.3%, and the heavy metal in slag had increased by 7.33%–20.1%. The introduction of gasification gas changed the distribution of heavy metals in the furnace. Co-processing can effectively dispose of domestic waste, utilize the heat in solid waste for resource utilization, and the content of heavy metals in the discharged materials is lower than the current standard.
gasifier; refuse derived fuel; heavy metals; migration law
10.12096/j.2096-4528.pgt.20060
TK 16
國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2017YFC0703206)。
Project Supported by National Key Research and Development Program of China(2017YFC0703206).
2020-08-06。
(責(zé)任編輯 辛培裕)