城市污泥焚燒過程中重金屬形態(tài)與分布的熱力學平衡分析

劉敬勇，孫水裕

(廣東工業(yè)大學 環(huán)境科學與工程學院，廣州 510006)

城市污泥焚燒過程中重金屬形態(tài)與分布的熱力學平衡分析

劉敬勇，孫水裕

(廣東工業(yè)大學 環(huán)境科學與工程學院，廣州 510006)

采用化學熱力學平衡分析方法，應用污泥實測數(shù)據預測4種不同來源的污泥焚燒過程中重金屬Pb、Ni、Mn、Cr、Zn和Cu的遷移和轉化規(guī)律。結果表明：重金屬Ni、Mn和Zn在低溫條件下受礦物質Al2O3、CaO、SiO2和 Fe2O3的影響較大，易形成穩(wěn)定的固體而存在于爐渣中；Cr易形成氧化物而基本不受礦物質的影響，Pb的形態(tài)轉化受多種因素的制約且易于揮發(fā)；隨著焚燒溫度的升高，重金屬Pb、Cu和Zn從對應的金屬固態(tài)鹽類或氧化物逐漸轉化為氣態(tài)的金屬氯化物、氧化物，再到氣態(tài)單質進入灰飛或大氣中；Mn、Ni和Cr易形成不易揮發(fā)的穩(wěn)定固體而存在爐渣中；焚燒體系中S能與 Ni、Cu和Pb結合形成硫酸鹽，而對Mn、Cr和Zn的形態(tài)轉化影響較??；焚燒體系中Cl對Pb的揮發(fā)影響最大，其次為Cu和Zn，影響較小或者不受影響的金屬是Ni、Cr和Mn。

污水；污泥；焚燒；重金屬；形態(tài)；熱力學

Abstract:The chemical thermodynamic equilibrium calculations were performed to reveal the migration and transformation of the heavy metals, such as Pb, Ni, Mn, Cr, Zn and Cu, during incineration of four sewage sludges. The actual sewage sludge compositions and combustion conditions were utilized in all simulations. The results show that the heavy metals Ni, Mn and Zn are affected greatly by the minerals, such as Al2O3, CaO, SiO2, Fe2O3, and form some stable solids easily which exist in the residual slag at low temperature. Under the same condition, Cr is easy to form its oxides and does not affected by the minerals, but Pb is transformed to other volatile forms easily and affected by many other factors. With increasing temperature, the heavy metals Pb, Cu and Zn transfer from their solid salts, oxides to gas metal chlorides，oxides，and finally to gas elements, which enter into the fly ash or the atmosphere. The elements Mn, Ni and Cr are easy to form some stable, high melting point and non-volatile oxides existing in their residual slags. During the incineration, the element S reacts with Ni, Cu and Pb, and forms sulfates, while the transformation of Mn, Cr and Zn affected by sulfur is less. When there is Cl in the incineration system only, the effect of Cl on the volatilization of Pb is the greatest, followed by the volatilizations of Cu and Zn, Ni, Cr and Mn has less effect or no effect.

Key words:sewage; sludge; incineration; heavy metal; speciation; thermodynamic analysis

隨著我國工業(yè)化水平和人民生活水平的提高, 各種污泥的排放量也日益增多，而傳統(tǒng)的填埋法由于占地面積較大，在發(fā)達國家已經很少使用，取而代之的是焚燒法[1]。污泥的焚燒處理可以在占用最少土地資源的情況下最大限度地實現(xiàn)廢棄物的減量化、無害化和資源化，而且其產生的熱能可以回收利用。污泥中除了包含大量的病原物，鹽類以及多氯聯(lián)苯、二噁英等難以降解的有毒有害物質外，還含有大量的Cu、Zn、Cr和 Pb等重金屬[2]。這些重金屬元素在焚燒中的轉化對煙氣、飛灰和底渣有直接影響，處置不好將造成二次污染[3]。

由于污泥焚燒是一個包含熱解、揮發(fā)份燃燒和焦炭燃盡等十分復雜的過程[4]，到目前為止，人們對不同來源污泥焚燒過程中重金屬導致的污染物的生成、轉化和防治的認識還不夠，大部分研究集中在對飛灰及底渣等重金屬的最終濃度上，而對不同來源城市污泥焚燒過程中整個溫度范圍的重金屬分布研究較少。熱力學方法作為研究在一定的宏觀條件下整個體系所發(fā)生的反應的方向和限度，在煤、生活垃圾、生物質焚燒體系平衡中微量元素的遷移和轉化使用較多[5?7]。該方法可以分析在燃燒體系溫度和壓力下微量元素熱力學上的化學組成及其形態(tài)，并且通過計算能夠深入了解污泥焚燒過程中各種影響因素對重金屬行為的影響。目前，應用最廣的平衡方法是最小 Gibbs自由能方法。試驗發(fā)現(xiàn)，污泥焚燒飛灰和底渣中重金屬濃度均超出我國土地環(huán)保質量標準要求的最高范圍。因此，污泥焚燒飛灰和底渣產生較高毒性的危險廢物，為了減少重金屬對環(huán)境的危害，本文作者采用熱力學平衡方法對不同來源城市污泥焚燒中重金屬元素的遷移和轉化過程進行分析，為如何減少焚燒中的重金屬污染提供參考。

1 污泥焚燒體系熱力學平衡分析原理與方法

1.1 熱力學平衡原理

污泥在焚燒裝置中的熱解、氣化、燃燒過程屬于多相多組分體系的化學反應過程。在一定的溫度、壓力和原始反應物(指進入燃燒裝置中的空氣、污泥及輔助燃料等)條件下，將整個裝置看作封閉的理想反應體系，分析在此條件下整個污泥焚燒體系達到熱力學平衡狀態(tài)時各物質的組成、濃度及聚集狀態(tài)。

1.2 熱力學平衡分析方法

在化學熱力學中處理復雜體系的化學平衡較常用的是平衡常數(shù)法和最小Gibbs自由能法。本文作者采用的化學熱力學計算軟件(FACT)利用 FLEMMING[8]的MINGSYS計算程序，即是基于Gibbs最小自由能法：在等溫等壓條件下以體系的Gibbs自由能最小作為平衡判據，利用Lagrange待定系數(shù)法求解此時各組分的組成和濃度[9]。應用于污泥焚燒體系平衡計算程序的基本原理見圖1[8]。在一定溫度壓力下，空氣污泥等原始反應物質加入污泥焚燒裝置中進行各種復雜的化學反應，當體系達到化學平衡時，整個體系的Gibbs自由能為最小。計算此平衡條件下污泥焚燒體系內各種氣態(tài)物質和固態(tài)物質的組成和濃度。

圖1 應用于污泥焚燒裝置的MINGSYS平衡計算原理示意圖[8]Fig.1 Schematic diagram of equilibrium system by MINGSYS in sewage sludge incinerator (Me denotes metal)[8]

2 實驗

2.1 樣品采集與污泥組成分析

實驗中所用的污泥取自廣州 4個大型污水處理廠，分別命名為S1、S2、S3和S4，其具體情況見表1。其中，3個城市污水處理廠采用傳統(tǒng)的活性生物污泥處理工藝，規(guī)模較大(占廣州總污水處理量的60%以上)，在廣州市污水處理中具有一定的代表性。樣品于2008年按照季度同期在4個污水處理廠的終端傳送帶上采集，每種污泥采4批，每批采集時間是2 h，每隔0.5h采集1個樣品，然后進行混合。污泥用鋁箔包封，避光運回實驗室等量混勻，然后將混勻后的污泥樣品置于陰涼、通風處晾干，平鋪于硬質白紙板上，用玻璃棒等壓散，用瑪瑙研缽研磨至樣品全部通過孔徑為150 μm的尼龍篩，混勻后裝瓶備用。污泥的元素分析及其工業(yè)分析見表2。

2.2 污泥理化性質和金屬元素含量測定

采用《土壤農業(yè)化學分析方法》[10]及城市污水處理廠污泥檢驗方法(CJ/T221—2005)[11]上的常規(guī)分析方法測定樣品的含水率、pH值、有機質、TN、TP和主量元素Si、Al、Ca、K、Mg和Fe的含量。

污泥中重金屬總量采用微波消解(CEM-MARS)-原子吸收法進行測定，具體步驟如下：分別準確稱取0.2 g上述制備好的干污泥樣(每個樣品置4個平行樣)置于FR21型全聚四氟乙烯密封增壓微波消解罐中，加入5 mL HNO3和1 mL HF，旋緊消化罐蓋，將溶樣晃動幾次，靜置過夜。在120 ℃下消解5 min，在150 ℃下消解10 min，在180 ℃下消解5 min后取出冷卻約30 min，然后水浴(100 ℃)除酸約20 min，用2%HNO3(體積分數(shù))介質洗滌溶樣杯3次，合并于50 mL容量瓶中備測，并以相同條件做空白試驗。分析所用試劑均為優(yōu)級純，所用的水均為超純水，分析過程用國家標準土壤參比物質(GSS—1)進行質量控制，其結果符合質控要求。

2.3 熱力學平衡計算過程

影響自由能的因素有物質的化學組成和結構，物質的凝聚狀態(tài)(氣、液、固)，物質的數(shù)量，壓力、溫度。在計算過程中，使用真實污泥組成數(shù)據，燃燒溫度為400～1 800 K，壓力為1.013×105Pa，過量空氣系數(shù) λ=1.2。每一個計算體系中包括一個痕量元素(見表3)和污泥的主要成分(C、H、N、O、S和Cl，見表2)及主要礦物組分(SiO2、Al2O3、CaO、MgO、K2O和Fe2O3，見表3)。為了考察Cl對重金屬揮發(fā)的影響，本研究計算了只有Cl元素和污泥主成分(C、H、N和O)(未考慮礦物組分)情況下6種重金屬的熱力學平衡。

3 熱力學平衡計算結果與分析

3.1 污泥燃燒中重金屬的形態(tài)分布

圖2所示為4種不同污泥(S1、S2、S3、S4)在焚燒過程中Pb在400～1 800 K的熱力學平衡計算結果，給出污泥焚燒過程中 Pb元素隨系統(tǒng)溫度和污泥種類不同的平衡分布規(guī)律。由圖2可看出，不同來源的4種污泥焚燒過程中 Pb的形態(tài)主要以 PbCl2(s)(PbO)·(Al2O3)6(s)、PbSO4(s)、PbCl4(g)、PbCl2(g)、PbCl(g)、PbO(g)、Pb(g)存在。在系統(tǒng)溫度為400～500 K范圍，Pb主要以 PbCl2(s)為主，隨著溫度的升高，PbCl2(s)逐漸轉化為(PbO)·(Al2O3)6(s) 熔融物；當溫度達到1 000 K時，Pb主要以PbCl2(g)氣體形式存在；在1 200 K左右，PbCl2(g)開始分解成為PbO(g)和一小部分PbCl(g)。

表1 污水處理廠基本情況Table 1 Description of waste water treatment plants(WWTP)

表2 污泥樣品的工業(yè)分析和元素分析Table 2 Proximate and ultimate analysis of different sludges

表3 污泥中重金屬及礦物質含量Table 3 Contents of heavy metals and minerals in different sludges

圖2 4種污泥焚燒過程中Pb的熱力學平衡分布Fig.2 Equilibrium distribution of Pb during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

S1和S3污泥在焚燒溫度為600～1 000 K范圍時，Pb主要以PbSO4(s) 存在，而S2和S4焚燒過程中未發(fā)現(xiàn) PbSO4(s)的生成，在此溫度范圍主要以(PbO)·(Al2O3)6(s)和PbCl2(g)存在，可能與污泥中S和Cl的摩爾比有關。 由圖2還可以看出，當溫度低于1 300 K時，污泥在焚燒過程中Pb主要以PbCl2(g)和PbCl4(g)揮發(fā)為主；當溫度高于1 400 K時，Pb主要以PbO(g)揮發(fā)為主，可以看出Cl對Pb的揮發(fā)起重要作用，而 S和 Al2O3在某種程度上可以擬制 Pb的揮發(fā)。

圖3表示4種不同污泥(S1，S2，S3，S4)焚燒過程中Zn在400～1 800 K的熱力學平衡計算結果。由圖3可看出，4種不同來源污泥焚燒過程中，Zn的形態(tài)主要以 ZnAl2O4(s)、Zn2SiO4(s)、Ca2ZnSi2O7(s)、ZnCl2(g)、Zn(g)存在。在系統(tǒng)溫度為400～1 100 K范圍，Zn主要與Al的氧化物結合形成ZnAl2O4(s)；當溫度升高到 1 200 K，ZnAl2O4(s)逐漸減小轉化為Zn2SiO4(s)和ZnCl2(g)；當溫度超過1 300 K時，Zn主要與Ca和Si的氧化物結合形成穩(wěn)定的Ca2ZnSi2O7(s)；當溫度超過1 500 K時，Zn就開始變?yōu)閆n(g)。

由于4種污泥樣品中CaO、SiO2及Cl含量不同，污泥S2、S3、S4焚燒過程中有ZnCl2(g)的生成，而在污泥 S1中未發(fā)現(xiàn)有 ZnCl2(g)。由此可以看出，污泥S3焚燒過程中生成 ZnCl2(g)的比例最大，可能與 S3污泥中Cl含量最大有關。整體來看，Zn在1 100～1 600 K范圍主要以ZnCl2(g)形式揮發(fā)，高于1 600 K時主要以Zn(g)形式揮發(fā)，低溫范圍Zn比較穩(wěn)定，這可能由于當污泥被加熱時，ZnO會與飛灰中的主要成分SiO2和 Al2O3發(fā)生如下反應：ZnO+SiO4=Zn2SiO4，ZnO+Al2O3=ZnAl2O4，分別生成穩(wěn)定的硅鋅礦(Zn2SiO4)和尖晶石(ZnAl2O4)，從而抑制了Zn的蒸發(fā)，這與JUNG等[12]研究垃圾焚燒過程中有關Zn的結論一致。

圖3 4種污泥焚燒過程中Zn的熱力學平衡分布Fig.3 Equilibrium distribution of Zn during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

圖4所示為4種不同污泥(S1、S2、S3、S4)焚燒過程中Ni在400～1 800 K的熱力學平衡計算結果。由圖4可看出，4種不同來源污泥焚燒過程中Ni的形態(tài)主要以(NiO)·(Fe2O3)(s)、(NiO) · (Fe2O3)(s)、NiSO4(s)、NiSO4·(H2O)(s)和 Ni(OH)2(g)存在。當系統(tǒng)溫度為400～900 K 時，Ni主要和 Fe2O3結合形成晶體(NiO)·(Fe2O3)(s)；當溫度為900～1 600 K時，Ni由晶體 (NiO)·(Fe2O3)(s)轉 化 為 高 熔 點 的 熔 融 物(NiO)·(Fe2O3)(s2)；當溫度為 1 400 K 時，開始有Ni(OH)2(g)的生成；當溫度高于1 700 K時，Ni(OH)2(g)占主導地位。污泥S1焚燒過程中Ni的轉化在400～1 000 K范圍內，有別于其它3種污泥，焚燒過程中生成NiSO4·(H2O)(s)及NiSO4，這可能與其含S最高有關。結合4種污泥來看，Ni在污泥焚燒過程中不易揮發(fā)，這可能與 Ni及其化合物本身難揮發(fā)有關，這也印證WANG等[13]的研究結論，但是當溫度高于1 400 K時，會有Ni(OH)2(g)生成，因此控制Ni(OH)2(g)的生成是防止重金屬Ni污染的主要途徑。

圖5所示為4種不同污泥(S1、S2、S3、S4)焚燒過程中Mn在400～1 800 K的熱力學平衡計算結果。由圖5可看出，4種不同來源的污泥焚燒過程中，Mn的形態(tài)主要以MnO2(s)、Mn2O3(s)、Mn2Al4Si5O18(s)、Mn3Al2Si3O12(s)存在，當焚燒溫度為400～700 K時，Mn主要以MnO2(s)形式存在；當溫度達到600 K時，MnO2(s)逐漸轉化為Mn2O3(s)；在溫度超過750 K時，Mn主要與Al2O3及SiO2結合形成Mn2Al4Si5O18(s)，當溫度升高到 1 100 K時，Mn2Al4Si5O18(s)開始向Mn3Al2Si3O12(s)轉化；在溫度高于1 200 K時，Mn全部轉化為 Mn3Al2Si3O12(s)。在焚燒過程中，污泥 S4未發(fā)現(xiàn)有 Mn2O3(s)生成，由 MnO2(s)直接轉化為Mn2Al4Si5O18(s)，可能與其污泥中Mn、Al2O3及SiO2含量有關。從整體來看，在污泥焚燒過程中，Mn在400～1 800 K范圍內不易揮發(fā)，都以鋁硅酸鹽形式存在于焚燒爐渣中。

圖4 4種污泥焚燒過程中Ni的熱力學平衡分布Fig.4 Equilibrium distribution of Ni during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

圖5 4種污泥焚燒過程中Mn的熱力學平衡分布Fig.5 Equilibrium distribution of Mn during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

圖6所示為4種不同污泥(S1、S2、S3、S4)焚燒過程中Cr在400～1 800 K范圍的熱力學平衡分布。由圖6可看出，4種不同來源污泥焚燒過程中，Cr的形態(tài)主要以(MgO)·(Cr2O3)(s)、Cr2O3(s)、CrO3(g)、CrO2(g)、CrO2Cl2(g)存在。在燃燒初期(溫度為400～500 K)，Cr較易形成Cr2O3(s)；當溫度高于500 K時，Cr較易與MgO結合形成(MgO)·(Cr2O3)(s)穩(wěn)定化合物；在溫度高于1 500 K時，也有部分CrO3(g)(污泥S1、S2、S3)及CrO2(g)(污泥S3)生成，其中污泥S3在500～800 K時還有 CrO2Cl2(g)生成，CrO2Cl2(g)的生成可能與 S3污泥中Cl含量最高有關。整體來看，污泥焚燒過程中，Cr在 500～1 700 K 范圍不易揮發(fā)，主要以(MgO)(Cr2O3)(s)形式存在于焚燒爐渣中；只有溫度高于1 500 K時，才有小部分Cr的氧化物氣體逸出。

圖7所示為4種不同污泥(S1、S2、S3、S4)焚燒過程中Cu在400～1 800 K范圍的熱力學平衡計算結果。由圖7可看出，4種不同來源污泥在焚燒過程中，Cu 的 形 態(tài) 主 要 以 CuO(s)、Cu3SO4·(OH)4(s)、CuO·(Fe2O3)(s)、CuCl(g)、(CuCl)3(g)、Cu (g)存在。在燃燒初期，當溫度為400～500 K時，對于S1和S3污泥，部分Cu以Cu3SO4(OH)4(s)形式存在；當溫度高于500 K時，Cu主要以CuO(s)存在；當溫度達到700 K時，CuO(s)開始與 Fe2O3結合形成穩(wěn)定的CuO·(Fe2O3)(s) 化合物；當溫度達到 1 100 K時，CuO·(Fe2O3)(s)開始向CuCl(g)及 (CuCl)3(g)轉化，其中CuCl(g)占主導；當溫度高于1 500 K時，小部分CuCl(g)轉化為Cu (g)，Cl對Cu熱力學平衡作用方程主要如下：6CuCl2(s)2(CuCl)3(g)+3Cl2；(CuCl)3(g)3CuCl(g)。整體來看，污泥焚燒過程中Cu在溫度高于1 100 K時才開始以氯化物形式揮發(fā)。

圖6 4種污泥焚燒過程中Cr的熱力學平衡分布Fig.6 Equilibrium distribution of Cr during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

通過向污泥中添加不同比例的物質(石灰、石灰石、高嶺土、鐵鹽等)，對含有各種添加劑的污泥進行焚燒，能在不同程度上抑制重金屬的排放。UBEROI等[14]通過比較硅石、礬土、高嶺土、鐵礬石、石灰石在熱重量反應器中對Pb 和Cd 的捕獲效率后，指出其去除機理不在于物理吸附，而在于化學吸附或反應吸附。CHEN等[15]比較幾種不同的吸附劑如高嶺土、礬土、氧化鋁對重金屬Pb、Cr、Cu的吸附情況，發(fā)現(xiàn)吸附劑在不同環(huán)境下的吸附效果是不同的，在各個運行溫度下，3種吸附劑對重金屬的吸附順序由大至小依次為Pb、Cu、Cr；并且發(fā)現(xiàn)，當垃圾內無機氯存在時，使吸附劑的吸附性能提高，而有機氯的存在使吸附能力下降。對比圖2～7可以發(fā)現(xiàn)，污泥中SiO2、Al2O3、Fe2O3、MgO和S等可以與重金屬形成穩(wěn)定的化合物如PbSO4(s)、 (PbO)·(Al2O3)6(s)、ZnAl2O4(s)、Zn2SiO4(s)、Ca2ZnSi2O7(s)、(NiO)·(Fe2O3)(s)、(NiO)·(Fe2O3)(s2)、NiSO4(s)、Mn2Al4Si5O18(s)、Mn3Al2Si3O12(s)、(MgO)·(Cr2O3)(s)、Cu3SO4(OH)4(s)、(CuO)·(Fe2O3)(s)，這些物質具有高熔點高穩(wěn)定性，在很大程度上擬制了這些重金屬的揮發(fā)，進而防止其進入大氣環(huán)境中，這與李潤東[16]的研究結果比較吻合。

圖7 4種污泥焚燒過程中Cu的熱力學平衡分布Fig.7 Equilibrium distribution of Cu during incineration of four kinds of sludge: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

3.2 Cl對重金屬形態(tài)分布的影響

已有研究表明[17?18]：固體廢棄物中金屬及其化合物在高溫條件下會與氯化物反應：M+Cl2→MCl2；M+HCl→MCl2+H2；MO+HCl→MCl2+H2O。CHEN等[19]通過試驗研究發(fā)現(xiàn)，污泥焚燒過程中加入一定的無機氯，這些無機氯可能會與重金屬發(fā)生下列化學反應：

圖8 Cl對污泥焚燒過程中重金屬形態(tài)分布的影響Fig.8 Effects of Cl on balance distribution of heavy metals speciation during incineration

這樣生成產物的熔沸點普遍比較低，容易揮發(fā)，也容易發(fā)生冷凝并富集在飛灰表面上。本文作者也模擬了只有 Cl元素、未考慮污泥中礦物質成分(SiO2、Al2O3、CaO、MgO、K2O、Fe2O3，見表 3)情況下重金屬形態(tài)的分布情況(見圖8)。由圖8可以看出，即使只有Cl元素存在情況下，重金屬Cr和Mn在400～1 800 K范圍都沒有氯化物生成，表明污泥在氧化氛圍(過量空氣系數(shù)λ=1.2)焚燒過程中，Cr和Mn易于形成重金屬的氧化物，這與考慮污泥中礦物質成分模擬結果相同(見圖5和6)，說明污泥焚燒過程中，Cl化物對Cr和Mn分布影響不大，這與祝建中和胡志華[20]利用管式爐的研究結果相吻合，也說明了親氧元素Cr不受Cl的影響。對于Pb來講，在焚燒過程中產生了PbCl2(s)、PbCl4(S)和PbCl2(g) 3種氯化物，由于PbCl2(s)熔沸點較低，在焚燒溫度較低(600 K)情況下，PbCl2(s)就會轉化為PbCl2(g)，因此，焚燒過程中Cl對Pb的形態(tài)轉化作用過程可用以下反應方程式來表示：400～600 K，PbC12(s)+2ClPbCl4(g)；600～1 200 K，PbCl4(g)PbCl2(g)+2Cl(g)。說明污泥焚燒過程中，Pb易于形成 PbCl2(g)而排放進入大氣或者灰飛中，這與WEY等[21]研究結果一致。對于重金屬Zn和Cu，焚燒過程中有兩種重金屬的氯化物生成，其中 ZnCl2(s)在較低溫度(600 K)就可以生成，但 ZnCl2(s)占總 Zn的含量較少(＜15%，摩爾分數(shù))，Cl對Zn形態(tài)轉化熱力學反應方程主要有ZnCl2(S)ZnCl2(g)，ZnCl2(g)Zn(g)+2Cl；CuCl(g)在較高溫度(約1 100 K)下開始生成，在1 700 K時Zn的含量達到最高(約50%，摩爾分數(shù))，這可能與Cu和Zn是親硫性有關。

張衍國等[22]研究表明，親硫元素在飛灰中的富集程度隨元素沸點的升高而逐漸減小，具有明顯的負相關關系。即3種親硫元素Cu、Pb、Cd，它們的沸點由大到小的順序依次為 Cu、Pb、Cd，它們在飛灰中的富集程度由大到小的順序依次為 Cu、Pb、Cd，因此，它們在灰渣中的殘留率由大到小的順序依次為Cu、Pb、Cd。綜合圖 8也可以得出相似的結論，Cl對Pb的揮發(fā)影響較大，其次為Cu和Zn，影響較小或者不受影響的金屬是Ni、Cr和Mn，這也與文獻[23]報道的結果一致。在焚燒過程中，重金屬同氯結合生成易揮發(fā)的重金屬氯化物，這會導致大量的重金屬無法殘留在焚燒的底渣中，而是進入煙氣并隨煙氣一同排入大氣環(huán)境中，從而造成對環(huán)境、人畜健康的巨大危害。因此，研究焚燒過程中氯化物對重金屬污染物排放的影響，對于危險廢棄物的焚燒處理以及重金屬污染物排放的有效控制有著重要意義。

4 結論

1) 在低溫條件下，不同來源污泥焚燒過程中重金屬Ni、Mn、Zn受礦物質Al2O3、CaO、SiO2、Fe2O3影響較大，易形成穩(wěn)定高熔點固體而存在于爐渣中，Cr易形成氧化物而基本不受礦物質的影響，而Pb的形態(tài)轉化受多種元素的制約并易于揮發(fā)。

2) 重金屬Pb、Cu、Zn隨著焚燒溫度的升高從對應金屬的固體鹽類、氧化物逐漸轉化為金屬氣態(tài)氯化物、氧化物、金屬氣態(tài)單質，隨后進入大氣或灰飛中，Mn、Ni、Cr易形成穩(wěn)定固體不易揮發(fā)而存在爐渣中。

3) 在考慮礦物質條件下， S能與Ni、Cu、Pb結合形成硫酸鹽，而對Mn、Cr、Zn的形態(tài)轉化影響較?。环贌w系中Cl對Pb的揮發(fā)影響最大，其次為Cu和Zn，影響較小或者不受影響的金屬是Ni、Cr和Mn。

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(編輯 李艷紅)

Thermodynamic equilibrium analysis of heavy metals speciation transformation and distribution during sewage sludge incineration

LIU Jing-yong, SUN Shui-yu
(Faculty of Environmental Science and Engineering, Guangdong University of Technology, Guangzhou 510006, China)

X705

A

1004-0609(2010)08-1645-11

廣東省教育部產學研合作專項基金資助項目(2008B090500253)

2009-09-11；

2010-02-01

孫水裕，教授，博士；電話：020-39322293；E-mail：sysun@gdut.edu.cn