李鵬程 ，張 成 ，趙 彥 ，余圣輝 ，方慶艷 ，陳 剛

（華中科技大學(xué) 煤燃燒國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 湖北 武漢 430074）

隨著中國社會經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展生活水平不斷提高，有機(jī)固廢的產(chǎn)量在不斷增加，典型的有機(jī)固廢包括有機(jī)危廢、城市生活垃圾和農(nóng)林固廢等，具有高水分、高揮發(fā)分、低固定碳等特點(diǎn)。經(jīng)統(tǒng)計(jì)2019年中國大、中城市有機(jī)危廢（包括醫(yī)療廢物）產(chǎn)生量為4583.2萬噸，城市生活垃圾產(chǎn)生量為23560.2萬噸，農(nóng)林固廢產(chǎn)生量為47億噸[1-3]。有機(jī)固廢中含有大量的重金屬，研究表明，中國城市生活垃圾中砷（As）、鉛（Pb）的含量分別為21和109 mg/kg[4]。As、Pb具有高毒、易揮發(fā)和生物富集特性，危害人類的生命健康[5]。焚燒作為有機(jī)固廢的主要處理方式會釋放大量As、Pb，有機(jī)固廢氣化技術(shù)有效地控制了煙氣中重金屬的含量，在污染物控制、能量利用等方面具有一定的優(yōu)勢[6-8]，同時(shí)相對于燃燒利用，氣化能夠降低40%-75% As、Pb的排放[9-12]，是有機(jī)固廢清潔利用的有效方式。

近年來，大量學(xué)者研究了有機(jī)固廢熱處置過程重金屬的釋放特性，Miller等[13]對農(nóng)業(yè)廢棄物、造紙污泥和塑料垃圾等不同種類的廢棄物按不同比例進(jìn)行了混燒實(shí)驗(yàn)，研究了重金屬的揮發(fā)特性影響，實(shí)驗(yàn)不同組分廢棄物燃燒時(shí)重金屬遷移行為有顯著區(qū)別。Pedersen等[14]在工業(yè)焚燒爐中研究不同垃圾組分對重金屬的揮發(fā)特性影響。董雋等[15]研究發(fā)現(xiàn)，溫度及氧化還原氣氛條件對重金屬在生活垃圾熱處置過程中的揮發(fā)特性有重要影響。溫度升高使重金屬向飛灰的遷移得到加強(qiáng)。還原性氣氛(熱解、氣化工況)有利于Cd、Pb及Zn的揮發(fā)，Zhou等[16]利用熱重分析儀研究了不同溫度下煤矸石燃燒過程中As的揮發(fā)特性，研究結(jié)果表明，在所研究的溫度范圍內(nèi)(500-1200 ℃) As的揮發(fā)比例隨溫度的升高不斷增加。張偉等[17]發(fā)現(xiàn)，在450-700 ℃條件下，污泥氣化殘?jiān)蠧r、Ni、Cu、Zn、As、Pb的殘留率均隨溫度升高呈緩慢降低的趨勢，在700-850 ℃，上述重金屬的殘留率下降較快。Lane等[18]在城市固體廢物焚燒研究中發(fā)現(xiàn)在高溫還原條件下，除As外，其余元素均大量釋放到氣相中(>70%)，在較低的反應(yīng)溫度(~750 ℃)下，氣體氣氛對Cd、Pb揮發(fā)率的影響最大。Ngo等[19]在稻草氣化微量金屬遷移轉(zhuǎn)化研究中發(fā)現(xiàn)，Cr、Cd、Pb等微量金屬在氣相內(nèi)的含量隨著過量空氣系數(shù)的增加而增加，特別是合成氣的百分比增加，焦油含量降低，這是因?yàn)闅饣^程中的放熱反應(yīng)可以促進(jìn)微量元素金屬發(fā)生反應(yīng)，形成高揮發(fā)性的金屬氯化物和硫化物。

高溫?zé)崽幹眠^程中，痕量重金屬的物理化學(xué)形態(tài)無法檢測，所以無法通過試驗(yàn)確定重金屬的形態(tài)分布。因此，較多研究選擇使用基于最小Gibbs自由能的熱力學(xué)研究考察熱處置過程中重金屬高溫形態(tài)分布及其影響因素。Zhang等[20]對大型垃圾焚燒爐中金屬的遷移情況進(jìn)行了實(shí)驗(yàn)研究，并同基于最小自由能計(jì)算的模擬結(jié)果進(jìn)行了比較。Abanades等[21]研究了城市生活垃圾的重金屬形態(tài)熱力學(xué)分析，對金屬在焚燒過程的形態(tài)及

相態(tài)進(jìn)行了平衡分析，并與實(shí)驗(yàn)結(jié)果和XRD分析進(jìn)行了比較。Durlak等[22]利用ChemSage軟件對城市生活垃圾進(jìn)行熱平衡分析，其研究結(jié)果表明，在950 ℃的焚燒溫度下，減少廢棄物中的水分含量會顯著導(dǎo)致飛灰中重金屬Pb的揮發(fā)，與此同時(shí)，減少廢棄物中的Na含量將會導(dǎo)致飛灰中Pb的顯著增加，其他重金屬也有著相似的特性，但影響較小。劉忠等[23]利用HSC Chemistry熱力學(xué)軟件，研究了燃煤煙氣中 As、Se、Pb 三種重金屬與飛灰中主要礦物質(zhì)CaO、Al2O3、Fe2O3、MgO的反應(yīng)。Zha等[24]通過焚燒實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，鈣基添加劑對重金屬的揮發(fā)和遷移轉(zhuǎn)化有很大的影響; Wang等[25]也發(fā)現(xiàn)，Ca、Fe、Al等無機(jī)礦物對As有潛在的保留能力。

可以看出，已有較多學(xué)者在焚燒實(shí)驗(yàn)中As、Pb的釋放特性以及熱力學(xué)模擬垃圾焚燒過程As、Pb遷移轉(zhuǎn)化及形態(tài)變化行為方面做了大量研究；然而，對于不同溫度有機(jī)固廢氣化過程As、Pb的釋放特性以及熱力學(xué)模擬氣化條件下礦物元素對As、Pb遷移規(guī)律和形態(tài)變化研究還較少。本研究在固定床反應(yīng)器上，探究800-1100 ℃有機(jī)固廢氣化過程中As、Pb的釋放特性及灰的組成成分，并基于Gibbs 自由能最小熱力學(xué)平衡法，考察燃燒、氣化過程中As、Pb的平衡分布形態(tài)以及有機(jī)固廢中CaO、SiO2、Al2O3對氣化過程中重金屬 As、Pb的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的影響，通過實(shí)驗(yàn)和模擬揭示了As、Pb和礦物質(zhì)反應(yīng)機(jī)理，氣化過程使用溫室氣體CO2同時(shí)實(shí)現(xiàn)能源的循環(huán)利用，同時(shí)為有機(jī)固廢氣化煙氣中As、Pb的減排提供了支持。

1 實(shí)驗(yàn)和計(jì)算方法

1.1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)所用有機(jī)固廢原料主要組分為電子廢棄物塑料外殼(SL)、草木等農(nóng)林廢棄物(NL)、廢棄紙張(ZZ)、廚余垃圾(CY)以及某危廢處理廠皮革精餾殘?jiān)?WF)，為了保證廚余垃圾的可重復(fù)，選取常見六種蔬菜干燥后按等質(zhì)量混合后制備廚余垃圾樣品。為了確保樣品的均質(zhì)化，將所有樣品破碎、篩分至60-80目[26]。原料的工業(yè)分析、元素分析見表1。

表1 原料的工業(yè)分析和元素分析Table 1 Industry and element analysis of raw materials

原料中部分元素結(jié)果見表2。結(jié)果表明，有機(jī)固廢中普遍含有毒性重金屬As、Pb等。

表2 原料中元素含量的ICP-MS分析Table 2 ICP-MS analysis of element content in raw materials

1.1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

固定床反應(yīng)器實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)如圖1所示。實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)主要由供氣系統(tǒng)、管式爐反應(yīng)系統(tǒng)、溫度控制系統(tǒng)三部分組成，供氣系統(tǒng)由氣體瓶和質(zhì)量流量計(jì)組成，可模擬不同反應(yīng)氣氛；管式爐反應(yīng)系統(tǒng)采用SK3-6-17型管式電阻爐作為反應(yīng)裝置，其中，剛玉管內(nèi)徑為50 mm，長1000 mm，中心恒溫區(qū)長度約為300 mm；溫度控制系統(tǒng)由配套的程序溫度控制儀和熱電偶組成，熱電偶測溫為0-1600 ℃，精度為±1 ℃。

圖1 固定床反應(yīng)器實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)示意圖Figure 1 Fixed-bed reactor experimental system

1.1.3 燃燒/氣化實(shí)驗(yàn)及樣品分析

制備燃燒灰時(shí)采用21%O2/79%N2氣氛，設(shè)定氣體流量為3 L/min，每次取4 g原料，打開管塞，將原料置于剛玉管管口，迅速推入剛玉管中部，經(jīng)815 ℃恒溫反應(yīng)30 min后可制備得到燃燒灰樣品。制備氣化灰時(shí)采用純CO2氣氛，實(shí)驗(yàn)開始前，通入CO2氣體30 min以排盡反應(yīng)器中的空氣。開啟溫度控制器，設(shè)定溫度，開始升溫，達(dá)到設(shè)定溫度時(shí)保持30 min，設(shè)定CO2氣體流量為3 L/min，每次取4 g原料，打開管塞，將原料置于剛玉管管口，迅速推入剛玉管中部，堵上管塞，開始計(jì)時(shí)，恒溫反應(yīng)30 min制得氣化灰。待反應(yīng)結(jié)束取出樣品冷卻至室溫進(jìn)行收集分析，每組實(shí)驗(yàn)重復(fù)三次。收集灰樣并進(jìn)行稱量，可計(jì)算得到灰產(chǎn)率，灰樣經(jīng)XRF和ICP-MS測試礦物質(zhì)成分和灰中主要元素含量，經(jīng)公式(1)計(jì)算燃燒和氣化過程中的重金屬釋放率。

式中，R表示重金屬釋放率，Ad為灰產(chǎn)率，wash為灰中重金屬含量，w0為原料中重金屬含量。

燃燒灰和氣化灰樣品采用X射線熒光光譜儀（XRF，Model FP-6500，Jasco，Japan）分析其化學(xué)組成。依次取100 mg灰樣，經(jīng)2 mL HCl（電子級）和6 mL HNO3（電子級）混合液消解，消解液經(jīng)定容、過濾、稀釋，最后由電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-MS，Prodigy Plus，Leeman Labs，USA)測試。

1.2 計(jì)算部分

1.2.1 計(jì)算原理

HSC Chemistry[27]熱力學(xué)軟件是根據(jù)焓、熵、比熱和吉布斯自由能最小的原理進(jìn)行熱化學(xué)模擬的一款軟件，它擁有較為成熟的綜合熱力學(xué)數(shù)據(jù)庫以及針對不同應(yīng)用設(shè)計(jì)的 22 個(gè)計(jì)算模塊，本研究應(yīng)用HSC Chemistry熱力學(xué)軟件中的平衡組成模塊（equilibrium composition），基于吉布斯自由能最小化原則（即在滿足物料平衡的條件下使恒溫、恒壓系統(tǒng)的吉布斯自由能最小，從而獲得體系的平衡相組成），以有機(jī)固廢原料作為研究對象，模擬分析了燃燒、氣化過程中As、Pb的平衡分布形態(tài)以及CaO、SiO2、Al2O3對As、Pb在有機(jī)固廢氣化過程中平衡分布形態(tài)的影響。

1.2.2 計(jì)算條件

計(jì)算的初始條件設(shè)為: 溫度 100-1500 ℃，溫度間隔100 ℃，壓力選定一個(gè)標(biāo)準(zhǔn)大氣壓，燃燒氣氛由79%的N2和21%的O2組成，過量空氣系數(shù)為1.2；氣化氣氛為過量空氣系數(shù)為0的CO2氣氛。選取的機(jī)固廢原料為As、Pb含量較高的WF，將C、H、O、N、S、Cl作為有機(jī)固廢的有機(jī)組分，Ca、Si、Al含量來自WF氣化灰，以4 g有機(jī)固廢作為計(jì)算基準(zhǔn)，輸入的初始條件見表3。

表3 輸入有機(jī)固廢的初始條件Table 3 Initial conditions of input organic solid waste

2 結(jié)果與討論

2.1 有機(jī)固廢燃燒/氣化過程中As、Pb的釋放特性

在固定床反應(yīng)器系統(tǒng)開展了不同溫度和氣氛條件下的實(shí)驗(yàn)，由公式（1）計(jì)算得出的五種有機(jī)固廢在燃燒（Comb）/氣化（Gasi）條件下灰產(chǎn)率及As、Pb的釋放率結(jié)果見圖2。

圖2 不同溫度下有機(jī)固廢燃燒/氣化過程灰產(chǎn)率與As、Pb釋放率的變化Figure 2 Curves of ash yield and As, Pb release rate of organic solid waste combustion/gasification process at different temperatures

由圖2可以看出，有機(jī)固廢燃燒和氣化過程中SL的灰產(chǎn)率最低，這與其灰分和礦物質(zhì)含量低而揮發(fā)分含量高有關(guān)，WF的灰產(chǎn)率最高，這與其灰分高和礦物質(zhì)含量高有關(guān)，且NL、CY和WF在1100 ℃氣化過程灰產(chǎn)率最低，ZZ和SL在燃燒過程中灰產(chǎn)率最低，由于氣氛變化，NL、WF、CY的燃燒灰產(chǎn)率介于氣化灰產(chǎn)率之間，而SL和ZZ的燃燒灰產(chǎn)率均低于氣化灰產(chǎn)率；氣化過程中，NL和CY的灰產(chǎn)率在800-900 ℃減少較快，而在900-1100 ℃只有小幅減少，是由于其有機(jī)組分在800–900℃大量揮發(fā)，SL的灰產(chǎn)率在800-1100 ℃變化不大，其有機(jī)組分在800 ℃以下已大量揮發(fā)，ZZ的灰產(chǎn)率在800-1100 ℃由20.64%逐漸減少至17.85%，說明溫度變化對其灰產(chǎn)率影響是恒定的，其中，WF的灰產(chǎn)率隨溫度升高變化較大，這可能與其組分復(fù)雜有關(guān)，且其灰產(chǎn)率在800-1100 ℃由41.59%大量減少至15.24%；因此，在氣化過程中，五種有機(jī)固廢的灰產(chǎn)率隨著溫度升高而逐漸降低。

從圖2中看出，SL、WF、CY氣化過程As的釋放率高于Pb，這與As、Pb的沸點(diǎn)密切相關(guān)，As、Pb的沸點(diǎn)分別為614、1749 ℃，可見As、Pb的釋放率與其沸點(diǎn)成反比。這與Cahill等[28]得出的金屬的熔沸點(diǎn)是決定重金屬焚燒過程中遷移特性的重要因素的結(jié)論是一致的。而NL、ZZ氣化過程在氣化過程中Pb的釋放率略高于As，這與SL等的釋放率情況不太相同，這可能與固廢性質(zhì)不同有關(guān)。有機(jī)固廢燃燒過程中As的釋放率為76.62%-91.42%，Pb的釋放率為71.46%-85.32%，氣化過程中As的釋放率為35.65%-62.32%，Pb的釋放率為29.50%-65.69%；對于As的釋放率，NL、ZZ、WF在800-1100 ℃均勻增大，說明溫度變化對As的釋放率影響是恒定的，而WF和CY在800-1000 ℃時(shí)逐漸增大，1000-1100 ℃時(shí)變化較小，說明在高溫條件下，溫度變化對As的釋放率影響不大；對于Pb的釋放率，NL和CY在900-1100 ℃下明顯增加，說明溫度變化對Pb的釋放率影響較大，SL和ZZ在800–1100℃逐漸增加，而WF在800-900 ℃和1000-1100 ℃釋放率有小幅減少，這是由于其灰產(chǎn)率較高，氣化底灰中礦物組分含量豐富并與Pb發(fā)生反應(yīng)，這與Gullett等[29]在燃煤過程中控制As、Pb排放的研究結(jié)果相同，他們分別向燃煤中添加幾種礦物質(zhì)后，發(fā)現(xiàn)燃煤As、Pb的釋放率均明顯降低。

可以看出，氣化過程中As、Pb的釋放率比燃燒過程要低，這說明有機(jī)固廢氣化相比燃燒更有利于控制As、Pb的釋放，且800-1100 ℃氣化過程中五種有機(jī)固廢As、Pb的釋放率總體隨著溫度升高而增加，這與Belevi等[30]得出的結(jié)論一致，這說明低溫氣化有利于控制As、Pb的釋放。

2.2 有機(jī)固廢燃燒/氣化過程灰成分分析

有機(jī)固廢815 ℃燃燒灰的主要成分由XRF測試，結(jié)果見圖3。結(jié)果表明，SL灰中的主要成分為CaO、TiO2和Al2O3；NL灰中主要含有CaO、SiO2和Al2O3；ZZ的灰中91.45%的是CaO，其余化合物較少，且灰產(chǎn)率較高，因此，有利于控制煙氣As的釋放；CY灰中含有大量K2O、P2O5、Cl2O，燃燒或氣化含有CY的固廢會增加煙氣中Cl的釋放量，對As、Pb的釋放有促進(jìn)作用；WF的灰中含有Al2O3、CaO和SiO2，其灰產(chǎn)率和As、Pb含量均最高。

圖3 不同溫度下有機(jī)固廢燃燒/氣化過程灰成分分析Figure 3 Results of ash composition analysis of organic solid waste combustion/gasification process at different temperatures

由圖3可以看出，SL灰中的主要成分為CaO、TiO2、Al2O3和SiO2，隨著溫度升高，Al2O3含量逐漸減少，CaO含量逐漸增多；NL灰中主要含有CaO、SiO2和Al2O3，同時(shí)含有少量K2O和P2O5，隨著溫度升高，SiO2和CaO含量逐漸增加而Al2O3含量逐漸減少；ZZ灰中含有大量CaO，其余化合物較少，隨著溫度升高，CaO含量微量增加；CY灰中含有大量K2O、P2O5、CaO、Cl和S，同時(shí)含有少量SiO2和Al2O3，隨著溫度升高，Cl和S含量逐漸減少，K2O、CaO含量逐漸增加；WF灰中含有大量Al2O3、S、CaO和SiO2，還有少量的Cl，隨著溫度升高，可以看出CaO、SiO2含量微量增加，Al2O3、Cl和S的含量減少。

SL、NL、WF氣化灰中SiO2含量相比燃燒灰有所升高，而ZZ、CY則有所降低；NL、ZZ、CY氣化灰中CaO含量相比燃燒灰有所降低，而SL、WF則有所升高；SL、NL、ZZ、WF氣化灰中Al2O3含量相比燃燒灰有所升高，而CY則有所降低。

綜上，五種有機(jī)固廢燃燒、氣化灰中都含有大量的CaO、SiO2和Al2O3，并且隨著溫度升高，CaO、SiO2含量會有所升高，而Al2O3含量降低，結(jié)合圖2可以看出，CaO、SiO2和Al2O3含量的變化對氣化過程As、Pb釋放率有著一定的影響，因此，下一節(jié)將通過HSC模擬軟件繼續(xù)探究CaO、SiO2、Al2O3對有機(jī)固廢氣化過程As、Pb釋放的影響。

2.3 As、Pb的熱力學(xué)平衡分析

圖4和圖5為100-1500 ℃有機(jī)固廢燃燒和氣化過程As、Pb的形態(tài)分布的變化。

圖4 燃燒/氣化過程As的形態(tài)分布Figure 4 Morphology distribution of As during combustion/gasification process

圖5 燃燒/氣化過程Pb的形態(tài)分布Figure 5 Morphology distribution of Pb during combustion/gasification process

從圖4中可以看出，在600 ℃以下時(shí)，As在燃燒過程中主要以As2O5形式存在，溫度繼續(xù)升高時(shí)，會轉(zhuǎn)化為As2O3，在溫度達(dá)到1100 ℃以上時(shí)，AsO含量逐漸升高，最終會以少量的AsS、AsCl3和大量的AsO形式存在；而氣化過程在600 ℃以下時(shí)生成大量的As2O3， 在600-900 ℃時(shí)，會有大量的AsO(g)和少量的As(g)，隨著溫度繼續(xù)升高，As(g)會繼續(xù)增加。

由圖5可知，在900℃以下時(shí)，Pb在燃燒過程中主要以Pb2O3形式存在，同時(shí)生成少量的PbSO4，隨著溫度繼續(xù)升高，Pb2O3逐漸轉(zhuǎn)化為PbO。氣化過程中，100-300 ℃時(shí)，會有大量的PbCO3轉(zhuǎn)化為Pb，在溫度高于700 ℃時(shí)，固態(tài)Pb揮發(fā)，最終以大量的氣態(tài)Pb形式存在。

結(jié)合圖2可以看出，燃燒過程在高溫條件（900 ℃以上）下會生成大量的AsO、As2O3和PbO，然而AsO并不穩(wěn)定，因此，As2O3和PbO為燃燒工況下的主要產(chǎn)物，而氣化過程會生成大量的AsO、As和Pb，同理As和Pb為氣化工況下的主要產(chǎn)物，這與煤燃燒過程相似，Wang等[5]研究表明，在煤粉燃燒過程中，大多數(shù)As和Pb轉(zhuǎn)化為蒸氣形態(tài)，釋放到煙氣中的As以As2O3(g)為主，Pb以PbO(g)為主，而單質(zhì)的沸點(diǎn)要高于氧化物的沸點(diǎn)，因此，氣化過程As、Pb的釋放率比燃燒過程要低。

將初始含量的CaO、SiO2、Al2O3加入(As/Pb)+有機(jī)固廢系統(tǒng)進(jìn)行計(jì)算，研究CaO、SiO2、Al2O3對As、Pb形態(tài)分布的影響，計(jì)算結(jié)果見圖6–8。

圖6 氣化過程CaO對As、Pb形態(tài)分布的影響Figure 6 Effect of CaO on As and Pb distribution in gasification process

CaO對As、Pb形態(tài)分布的影響見圖6。由圖6可知，當(dāng)溫度低于600 ℃時(shí)，大部分As以Ca3(AsO4)2形式存在，同時(shí)生成少量Ca(AsO2)2， 這與Folgueras等[31]研究結(jié)果相同，研究表明，CaO和CaCO3可以與As的氧化物反應(yīng)生成Ca3(AsO4)2。600-1300 ℃時(shí)，會有約20%的氣態(tài)AsS生成，在溫度繼續(xù)升高至1300 ℃以上時(shí)，Ca3(AsO4)2逐漸消失，同時(shí)會有大量的氣態(tài)As生成；在溫度低于900 ℃時(shí)，接近66%的Pb以Ca2PbO4形式存在，在溫度高于900 ℃時(shí)，Ca2PbO4逐漸減少，而氣態(tài)Pb含量逐漸增加，最終以氣態(tài)Pb、PbS和PbCl存在。

SiO2對As、Pb形態(tài)分布影響如圖7所示。由圖7可知，As的形態(tài)分布未發(fā)生變化，說明SiO2對As的形態(tài)分布沒有影響，當(dāng)溫度低于500 ℃時(shí)，As基本是以固態(tài)As2O3和AsS存在，溫度繼續(xù)升高時(shí)，以氣態(tài)AsO、AsS和As形式存在；在溫度低于1100 ℃時(shí)，生成接近80%的PbSiO3，當(dāng)溫度繼續(xù)升高時(shí)，PbSiO3逐漸分解，并以氣態(tài)Pb形式釋放。

圖7 氣化過程SiO2對As、Pb形態(tài)分布的影響Figure 7 Effect of SiO2 on As and Pb distribution in gasification process

Al2O3對As、Pb形態(tài)分布的影響見圖8所示，當(dāng)溫度低于1200 ℃時(shí)有接近80%的AlAsO4生成，同時(shí)伴有少量AsS和AsCl3生成，這與Contreras等[32]的研究結(jié)果相同，研究表明，Al2O3對As的吸附為化學(xué)吸附，在1000 ℃高溫下會生成AlAsO4。當(dāng)溫度高于1200 ℃時(shí)，AlAsO4大量減少，直至1400 ℃完全消失，大部分As以氣態(tài)As和AsO存在；Pb的形態(tài)分布基本沒有發(fā)生變化，說明Al2O3對Pb的形態(tài)分布沒有影響，當(dāng)溫度在100-300 ℃時(shí)，固態(tài)PbCO3逐漸轉(zhuǎn)化為固態(tài)Pb，待溫度升至300-600 ℃時(shí)，約有90%固態(tài)Pb生成，600-800 ℃時(shí)，固態(tài)Pb轉(zhuǎn)化為氣態(tài)Pb，當(dāng)溫度在800 ℃以上，絕大部分Pb以氣態(tài)Pb、PbS和PbCl存在，這與王昕曄[33]的研究結(jié)果相同。

圖8 氣化過程Al2O3對As、Pb形態(tài)分布的影響Figure 8 Effect of Al2O3 on As and Pb distribution in gasification process

結(jié)合圖3可以看出，CaO和Al2O3對As的控制效果較好，CaO和SiO2對Pb的控制效果也較好。因此，為降低As、Pb在大氣中的排放，在有機(jī)固廢氣化過程中可以適當(dāng)增加Ca、Si、Al含量，同時(shí)要減小含S和Cl的固廢的比例，避免生成大量的氯化物和硫化物。

3 結(jié) 論

本研究對比分析了有機(jī)固廢燃燒和氣化過程As、Pb的釋放特性以及灰的組成成分，模擬分析了CaO、SiO2、Al2O3對As、Pb在有機(jī)固廢氣化過程中平衡分布形態(tài)的影響。主要結(jié)論如下：

五種有機(jī)固廢的灰產(chǎn)率隨著溫度升高而逐漸降低；SL、WF、CY氣化過程As的釋放率高于Pb；有機(jī)固廢燃燒過程中As的釋放率為76.62%-91.42%，Pb的釋放率為71.46%-85.32%，氣化過程中As的釋放率為35.65%-62.32%，Pb的釋放率為29.50%-65.69%；氣化過程中As、Pb的釋放率比燃燒過程要低；800-1100 ℃氣化過程中五種有機(jī)固廢As、Pb的釋放率總體隨著溫度升高而增加。

SL、NL、WF氣化灰中SiO2含量相比燃燒灰有所升高，而ZZ、CY則有所降低；NL、ZZ、CY氣化灰中CaO含量相比燃燒灰有所降低，而SL、WF則有所升高；SL、NL、ZZ、WF氣化灰中Al2O3含量相比燃燒灰有所升高，而CY則有所降低。

HSC模擬計(jì)算結(jié)果表明，氣化過程在高溫下主要生成氣態(tài)As和Pb，而燃燒過程則會生成大量的As2O3和PbO，As和Pb單質(zhì)的沸點(diǎn)相比氧化物更高，因此，氣化過程的As、Pb的釋放率比燃燒過程要低；在900 ℃以下CaO、SiO2、Al2O3會與As、Pb反應(yīng)生成Ca3(AsO4)2、Ca2PbO4、PbSiO3和AlAsO4，隨著溫度升高會逐漸分解，As、Pb的釋放率逐漸升高，因此，氣化溫度應(yīng)越低越好，并考慮適當(dāng)增加有機(jī)固廢中Ca、Si、Al含量，減少S、Cl含量來降低As、Pb在大氣中的排放。