污泥煤泥協(xié)同燃燒動力學(xué)及污染物排放特性

徐向鵬 鐘文琪 陳 曦 周冠文 徐 越

(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, 南京 210096)

煤泥是煤炭洗選殘留的固體廢棄物,隨著我國煤炭開采量和原煤入選率逐年增高,煤泥產(chǎn)量也逐漸增大(如2019年煤炭產(chǎn)量38.5億t,共產(chǎn)生2.8億t煤泥[1]).與此同時,我國城市化建設(shè)的加速導(dǎo)致城市污泥含量增長迅速[2],按王其[3]估計,2020年我國市政污泥處理量有可能達(dá)到6 000～9 000萬t.污泥和煤泥的不恰當(dāng)處理會造成環(huán)境的二次污染、資源的浪費(fèi)和對人體健康的損害[4-6].因此,污泥煤泥的無害化、資源化處置是國家能源與環(huán)境領(lǐng)域的重大要求.

污泥揮發(fā)分含量高,煤泥固定碳含量高,協(xié)同燃燒[7-8]能有效利用污泥揮發(fā)分含量高的特點(diǎn)降低混合燃料的著火點(diǎn),同時依靠煤泥含碳量高的特點(diǎn)維持混合燃料的穩(wěn)定燃燒.然而,由于污泥中S、N和Cl含量相對較高,燃燒過程中會產(chǎn)生大量污染物,如SO2、NOx和HCl.煤泥是通過洗滌原煤產(chǎn)生的,導(dǎo)致S、N等元素的富集,燃燒時也會釋放大量污染物;且污泥和煤泥的灰分含量高,協(xié)同燃燒時灰分成分是否對燃燒特性和污染物排放產(chǎn)生影響尚不清楚.因此,掌握污泥和煤泥協(xié)同燃燒特性及污染物排放規(guī)律是發(fā)展污泥煤泥協(xié)同燃燒技術(shù)的基礎(chǔ).

近年來,已有許多學(xué)者對污泥或煤泥的協(xié)同燃燒動力學(xué)和污染物排放進(jìn)行了研究.張文元等[9]利用熱重-質(zhì)譜聯(lián)用儀研究了城市污泥摻混陽泉煤燃燒過程的動力學(xué)特性及污染物排放特征,實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,隨著污泥摻燒量增加,混合物的著火點(diǎn)降低,綜合燃燒特性指數(shù)有所下降,當(dāng)城市污泥摻混質(zhì)量分?jǐn)?shù)不大于20%時,燃燒過程SO2和NOx的排放特性與陽泉煤單獨(dú)燃燒時相似.Yang等[10]研究了污泥與生物質(zhì)協(xié)同燃燒時NO的排放模型,研究表明,隨著污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加NOx排放峰值降低,污泥含水率(質(zhì)量分?jǐn)?shù))60%時NOx排放最少.Yang等[11]對污泥和煤矸石的單獨(dú)燃燒和協(xié)同燃燒過程中SO2和NO的排放進(jìn)行了研究,結(jié)果表明,污泥和煤矸石的協(xié)同燃燒有助于燃料的脫硫和脫硝.阮敏等[12]對市政污泥與褐煤的協(xié)同燃燒動力學(xué)進(jìn)行了研究,實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,市政污泥與褐煤的燃燒存在正協(xié)同關(guān)系.

現(xiàn)有的研究主要針對污泥或煤泥與高熱值煤和生物質(zhì)的混合燃燒,對污泥、煤泥這2種低熱值燃料協(xié)同燃燒的研究還較少,污泥和煤泥協(xié)同燃燒的動力學(xué)及污染物排放特性仍不明確.為此,本文針對這些問題開展污泥煤泥協(xié)同燃燒實(shí)驗(yàn)研究.首先通過熱重實(shí)驗(yàn)研究污泥煤泥協(xié)同燃燒的動力學(xué)特性,并建立靜態(tài)管式爐協(xié)同燃燒實(shí)驗(yàn)系統(tǒng),研究了污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)、溫度和含水率對污泥煤泥協(xié)同燃燒的污染物(SO2、NO和HCl)排放影響規(guī)律,以期為污泥煤泥的高效清潔利用提供有益參考.

1 實(shí)驗(yàn)裝置及方法

本實(shí)驗(yàn)所用污泥來自江蘇省南京市某污水處理廠,煤泥來自內(nèi)蒙古自治區(qū)呼和浩特市某洗煤廠.污泥和煤泥工業(yè)分析、元素分析以及灰分分析結(jié)果如表1、表2所示.實(shí)驗(yàn)前將原料置于105 ℃干燥箱24 h,研磨篩分至80～160目,按照設(shè)定比例稱重混合,充分?jǐn)嚢韬蠓獯鎮(zhèn)溆?

表1 污泥煤泥的工業(yè)分析及元素分析

表2 污泥煤泥的灰成分分析 %

1.1 熱重分析實(shí)驗(yàn)裝置及方法

本文采用法國SETARAM公司生產(chǎn)的同步熱分析儀Setsys evlution 16研究污泥煤泥協(xié)同燃燒時的動力學(xué)特性.實(shí)驗(yàn)氣氛為空氣,溫度范圍為室溫到1 000 ℃,空氣流量為80 mL/min,使用高純氮?dú)庾鳛楸Ｗo(hù)氣.該實(shí)驗(yàn)中污泥的質(zhì)量分?jǐn)?shù)wSS(即污泥占總?cè)剂细稍锘馁|(zhì)量分?jǐn)?shù))分別為0、25%、50%、75%和100%,每次實(shí)驗(yàn)取樣品10 mg,升溫速率分別為10、20和30 ℃/min.

采用著火點(diǎn)、燃盡溫度以及最大失重速率點(diǎn)等參數(shù)來表征樣品的燃燒特性.著火點(diǎn)越低,表明樣品的著火性能越好;燃盡溫度越小,表明燃盡性能越好.按照熱重曲線法確定著火溫度和燃盡溫度[13-14].將失重速率最大時的溫度稱為最大失重速率點(diǎn).此外,引入S作為評價燃燒特性的參數(shù),計算公式如下：

(1)

式中,Dmax表示最大失重速率,%/min;Dmean表示平均失重速率,%/min;Ts表示著火點(diǎn)溫度,K;Tf表示燃盡溫度,K.

本文采用Flynn-Wall-Ozawa(FWO)方法計算活化能,計算公式[15]如下：

(2)

式中,β為升溫速率,℃/min;A為指前因子,min-1;R=8.314 J/(mol·℃)為通用氣體常數(shù);G(α)為反應(yīng)模型的積分形式;α為轉(zhuǎn)化率,%;T為熱力學(xué)溫度,K;E為表觀活化能,kJ/mol.

由于活化能會隨轉(zhuǎn)化率出現(xiàn)波動,本文使用Cumming[16]提出的質(zhì)量平均表觀活化能計算總體的活化能Et,即

Et=E1m1+E2m2+…+Enmn

(3)

式中,E1～En表示各區(qū)間的表觀活化能;m1～mn為各區(qū)間質(zhì)量損失份額.

1.2 靜態(tài)管式爐協(xié)同燃燒實(shí)驗(yàn)裝置及方法

1.2.1 測量SO2及NO的實(shí)驗(yàn)裝置及方法

測量SO2和NO的實(shí)驗(yàn)裝置主要由配氣系統(tǒng)、加熱爐體、煙氣處理分析系統(tǒng)構(gòu)成.如圖1所示,其中加熱爐體為立式管式爐反應(yīng)器,型號為SL-GL1200,空氣從底部進(jìn)入,上方流出,兩端用法蘭密封.煙氣處理分析系統(tǒng)由過濾器和煙氣分析儀構(gòu)成,煙氣分析儀為德國MRU公司生產(chǎn)的NOVA PLUS.

圖1 靜態(tài)管式爐協(xié)同燃燒實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)流程如下：首先將立式管式爐加熱到指定溫度,通入空氣吹掃5 min;之后調(diào)節(jié)空氣流量至2.6 L/min,稱取2 g污泥煤泥混合燃料放入吊籃 (控制燃料含水率時,稱量2 g干基混合燃料,之后加入超純水充分?jǐn)嚢?含水率為水的質(zhì)量占燃料總質(zhì)量的百分?jǐn)?shù)),放置在管式爐加熱恒溫區(qū),恒溫燃燒30 min.實(shí)驗(yàn)產(chǎn)生的煙氣經(jīng)干燥器過濾進(jìn)入煙氣分析儀,采樣間隔5 s.

為得到燃燒全過程的氣體污染物總排放量,采用如下公式[17]：

(4)

式中,Xi為含有i元素氣體的排放量,g;Mi為含有i元素的氣體摩爾質(zhì)量,g/mol;Ci為含有i元素的氣體質(zhì)量濃度,mg/m3;V為載氣量,L/min.

1.2.2 測量HCl的實(shí)驗(yàn)裝置及方法

測量HCl的氣體處理與分析系統(tǒng)與測量SO2和NO時有所差別,由吸收液和離子色譜儀構(gòu)成.煙氣中HCl先由吸收液吸收,后經(jīng)離子色譜儀測量得到.離子色譜儀為賽默飛公司生產(chǎn)的戴安ICS2100.

實(shí)驗(yàn)前將管式爐加熱至指定溫度,后通入空氣吹掃5 min,接著調(diào)節(jié)空氣流量至1 L/min,稱取1 g污泥與煤泥的混合物,均布于吊籃(控制燃料含水率時,稱量1 g干基混合燃料,加入超純水充分?jǐn)嚢?,置于管式爐的恒溫加熱段,恒溫燃燒30 min.實(shí)驗(yàn)產(chǎn)生的煙氣通入2只裝有濃度0.1 mol/L的NaOH溶液串聯(lián)吸收瓶,每只吸收瓶內(nèi)溶液為50 mL,反應(yīng)結(jié)束后將吸收瓶溶液定容到100 mL,過濾后采用離子色譜儀測量吸收液中氯離子含量.

2 結(jié)果和討論

2.1 熱重分析

2.1.1 污泥煤泥混合物燃燒特征參數(shù)

以升溫速率10 ℃/min的數(shù)據(jù)為例來研究不同污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)混合燃料的燃燒特性.

圖2(a)為不同污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的混合燃料質(zhì)量與溫度(TG)曲線.由圖可知,污泥燃燒的起始失重溫度比其他樣品低,因?yàn)槲勰嗟膿]發(fā)分多,易揮發(fā)燃燒,而煤泥的固定碳含量較多,化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定.隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加,TG曲線向低溫區(qū)偏移,說明污泥能有效降低燃燒溫度.圖2(b)為不同污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的混合燃料質(zhì)量微分(DTG)曲線.混合燃料的DTG曲線峰與污泥煤泥單獨(dú)燃燒峰的區(qū)間保持一致,表明污泥煤泥協(xié)同燃燒時保持了各自的燃燒特性[18].同時,混合燃料的高溫峰較煤泥單獨(dú)燃燒峰偏左下,說明污泥煤泥混合燃燒時發(fā)生協(xié)同作用,最大失重速率溫度降低,反應(yīng)速率加快,可能與燃料中金屬化合物的催化有關(guān)[19-20].

表3為污泥煤泥燃燒過程中的特征溫度和參數(shù).由表3可以發(fā)現(xiàn),隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大,混合燃料的著火點(diǎn)降低,因?yàn)槲勰嗪写罅炕钚暂^高的揮發(fā)分,能有效提高燃料的著火性能.隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)增大,混合燃料的燃盡溫度升高,平均失重速率減小,燃燒特性參數(shù)S減小,因?yàn)槲勰嗪写罅炕曳?后期殘留物的燃燒和分解緩慢[14],而煤泥固定碳含量高,能釋放大量熱量,降低燃盡溫度.當(dāng)污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)wSS為25%時,混合燃料的燃燒特性參數(shù)S最大,達(dá)到2.56×10-8%2/(min2·K3),表明污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)25%為污泥煤泥協(xié)同燃燒的最佳比例.

(a) TG

(b) DTG

表3 污泥煤泥協(xié)同燃燒的特征溫度和參數(shù)

2.1.2 污泥煤泥混合物燃燒動力學(xué)參數(shù)

表4顯示了通過FWO方法獲得的Arrihenius活化能.選擇轉(zhuǎn)化率0.2～0.8作為計算區(qū)間,相關(guān)性系數(shù)均大于0.9,結(jié)果可信.從表4中發(fā)現(xiàn),同種物質(zhì)在不同轉(zhuǎn)化率下活化能有差異,為減小誤差,

表4 污泥煤泥協(xié)同燃燒的活化能 kJ/mol

首先使用線性最小二乘法擬合不同變化規(guī)律轉(zhuǎn)化率區(qū)間的活化能,接著將質(zhì)量平均活化能作為整個燃燒區(qū)間的表觀活化能.活化能是反應(yīng)物從穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化為活躍態(tài)所吸收的能量,從本質(zhì)上描述了燃料的著火性能[18].由表4可知,煤泥單獨(dú)燃燒時活化能最大,達(dá)到112.6 kJ/mol.隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加,混合燃料的活化能降低,進(jìn)一步證明污泥有助于提高燃料的著火性能.

2.2 污染物排放特性

2.2.1 污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)對污染物排放的影響

圖3(a)展示了800 ℃時SO2排放質(zhì)量濃度隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化的曲線.污泥和煤泥的硫分組成相似,主要由有機(jī)硫、硫化物(黃鐵礦FeS2為主)以及硫酸鹽(不能再被氧化,常表現(xiàn)為灰分)組成[9,11,21].從圖3(a)發(fā)現(xiàn),SO2呈現(xiàn)雙峰排放特性,這是不同硫的析出時間不同所導(dǎo)致.大多數(shù)有機(jī)硫主要參與第1個峰的反應(yīng);硫化物以及部分活化能較高的有機(jī)硫(如噻吩硫)反應(yīng)慢,參與第2個峰的反應(yīng).從圖3(a)還觀察到,污泥第2個峰比煤泥提前了約700 s,這是因?yàn)槲勰嗟闹瘘c(diǎn)低,提前燃燒為硫化物的氧化提供了熱量.圖3(b)展示了不同溫度下SO2的排放量隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化.從圖中看到,在不同溫度下,SO2排放隨污泥的質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加先增大后減小,污泥煤泥協(xié)同燃燒時的SO2排放量大于污泥煤泥單獨(dú)燃燒時的SO2排放量,原因可能是污泥煤泥灰分中的堿金屬對硫有固定作用[22-23],協(xié)同燃燒時局部溫度升高抑制了固硫反應(yīng)的進(jìn)行.

(a) SO2動態(tài)析出曲線

(b) SO2排放量

圖4(a)展示了800 ℃時NO排放質(zhì)量濃度隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化的曲線.NOx可分為燃料型、快速型以及熱力型,本實(shí)驗(yàn)條件的溫度全部低于1 300 ℃,可假設(shè)未產(chǎn)生熱力型NOx.從圖中發(fā)現(xiàn),污泥單獨(dú)燃燒時的峰值遠(yuǎn)大于煤泥,隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大,峰值逐漸增大,且峰出現(xiàn)的時間提前.圖4(b)展示了不同溫度下NO排放量隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化.從圖中觀察到,800和850 ℃時,隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加,NO的排放量整體趨勢為先增大后減小.這是因?yàn)槲勰鄵]發(fā)分的快速揮發(fā)燃燒形成還原氣氛,抑制了NO的形成,這種作用隨溫度的升高而減弱,所以900 ℃時隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大,NO排放增大.煤泥中固定碳對NO有還原作用,發(fā)生如下所示的還原反應(yīng)[23-24]：

2NO+2C→2CO+N2

(5)

NO+CO→CO2+0.5N2

(6)

同時煤泥中N元素含量少,因此800和850 ℃時,隨污泥的加入,NO的排放出現(xiàn)劇增.

(a) NO動態(tài)析出曲線

(b) NO排放量

圖5展示了800 ℃時HCl排放量隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化的規(guī)律.從圖中發(fā)現(xiàn),隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加,HCl的排放量一直升高,從wSS=0時的0.64 mg上升到wSS=100%時的1.05 mg,增加了64%,這是因?yàn)槲勰嘀泻懈郈l元素.為控制HCl的排放,污泥煤泥協(xié)同燃燒時應(yīng)當(dāng)降低污泥的質(zhì)量分?jǐn)?shù).

綜上,協(xié)同燃燒時,wSS=25%的混合燃料NO

圖5 HCl排放隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化圖

排放相對較少,HCl排放最少,而且燃燒特性最佳.因此,接下來重點(diǎn)針對wSS=25%的混合燃料污染物排放特性開展實(shí)驗(yàn).

2.2.2 溫度對污染物排放的影響

圖6(a)給出wSS=25%的混合燃料SO2排放質(zhì)量濃度隨溫度變化的曲線.隨著溫度的升高,SO2第2個峰出現(xiàn)的時間提前,這說明溫度越高,硫化物及部分高活化能有機(jī)硫參與反應(yīng)的時間越早,峰值變大說明溫度的升高加快了SO2生成速率.圖6(b)展示了wSS分別為25%、50%、75%時的混合燃料SO2排放量隨溫度的變化圖.從圖中可以觀察到,SO2的排放隨溫度的升高均增加,這是因?yàn)椴煌牧蚍譄岱€(wěn)定性不同,隨著溫度升高,部分穩(wěn)定的含硫物質(zhì)進(jìn)一步向SO2轉(zhuǎn)化[25].從圖中還可以發(fā)現(xiàn),隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大,燃料受溫度影響變大,這是因?yàn)橥荣|(zhì)量的污泥煤泥,污泥的含硫量更高,更多以灰分(如CaSO4、FeSO4)形式存在的硫在高溫下分解[11,26].

(a) SO2動態(tài)析出曲線

(b) SO2排放量

圖7(a)展示了wSS=25%的混合燃料NO排放質(zhì)量濃度隨溫度變化的曲線.從圖7(a)發(fā)現(xiàn),NO峰集中在前200 s,這是因?yàn)榇蟛糠諲O的排放來源于揮發(fā)分含N物質(zhì)的轉(zhuǎn)化,燃料的脫揮發(fā)分過程包括一次脫揮發(fā)分過程(焦油以及輕質(zhì)氣體等)和二次脫揮發(fā)分過程(焦的分解和焦油的重整等)[27],揮發(fā)分N的析出主要發(fā)生在第1次脫揮發(fā)分過程,所以NO排放也集中在前200 s;后期揮發(fā)分N主要來源于固定碳的分解,由于固定碳穩(wěn)定性較好,因此NO排放緩慢.圖7(b)展示了wSS=25%,50%,75%的混合燃料NO排放量隨溫度的變化圖.從圖中發(fā)現(xiàn),混合燃料的NO排放隨溫度的升高整體呈下降趨勢,但在900～950 ℃區(qū)間內(nèi),wSS=25%燃料的NO排放下降趨勢減緩,wSS=75%的燃料NO排放上升.這是因?yàn)槊耗嘀泄潭ㄌ紝O有還原作用,發(fā)生式(5)和(6)所示的還原反應(yīng),此外灰分中K、Ca元素對NO的催化還原效果顯著[28].而在950 ℃時,一方面C和CO被大量消耗,抑制了NO的還原;另一方面,此時反應(yīng)受擴(kuò)散控制,燃料中N元素含量越多越容易產(chǎn)生快速型NO,導(dǎo)致NO的排放量升高,Wang等[23]的實(shí)驗(yàn)證明焦炭的最佳脫硝溫度為800～875 ℃.

圖8展示了wSS=25%的混合燃料HCl排放量隨溫度的變化.從圖中發(fā)現(xiàn),隨溫度升高,HCl排放顯著增加.HCl排放量從800 ℃時的0.73 mg上升到950 ℃時的0.99 mg,增加了35.6%.當(dāng)溫度比較低時,HCl的釋放主要來自含氯有機(jī)物的燃燒;溫度繼續(xù)升高,無機(jī)氯開始反應(yīng)[29],HCl的排放量增大,并且一些易揮發(fā)的氯化物(如KCl等)會蒸發(fā)同時以氣相的形式進(jìn)入煙氣.溫度能顯著影響燃料中Cl向HCl的轉(zhuǎn)化,為降低HCl的排放,應(yīng)當(dāng)將燃燒控制在較低溫度.

(a) NO動態(tài)析出曲線

(b) NO排放量

圖8 HCl排放隨溫度變化圖

綜上,溫度是影響污染物排放的重要因素.隨著溫度的升高,SO2和HCl排放量升高,NO排放量先降低后升高.本文實(shí)驗(yàn)條件下,800 ℃是污泥煤泥協(xié)同燃燒的最佳溫度.

2.2.3 含水率對污染物排放的影響

圖9(a)展示了wSS=25%的混合燃料在800 ℃下SO2排放質(zhì)量濃度隨含水率變化曲線.從圖中發(fā)現(xiàn),SO2排放的峰值隨含水率的增加而減小,因?yàn)樗值脑龆鄬?dǎo)致溫度降低,SO2的析出減慢.圖9(b)展示了不同溫度下,wSS=25%的混合燃料SO2排放量隨含水率的變化.從圖中觀察到,隨著水分的增加,SO2的排放均降低,可能原因是S元素主要以H2S的形式釋放[17],如下式所示：

(a) SO2動態(tài)析出曲線

(b) SO2排放量

H2S+1.5O2→H2O+SO2

(7)

由式(7)可知,H2S繼續(xù)與氧氣發(fā)生反應(yīng)生成SO2和H2O.據(jù)勒夏特列原理,水分的增多會阻礙H2S的繼續(xù)氧化[23];水分的增多會促進(jìn)與SO2反應(yīng)生成H2SO3之后與灰分中的堿金屬反應(yīng),生成難以分解的硫酸鹽.

圖10(a)展示了wSS=25%的混合燃料在800 ℃下NO的排放質(zhì)量濃度隨含水率變化的曲線.從圖中發(fā)現(xiàn),當(dāng)含水率較小時,NO的峰值較大;隨含水率的增大,峰值減小.這是因?yàn)樗终舭l(fā)吸熱,降低了NO的排放速度.圖10(b)展示了不同溫度下wSS=25%的NO排放量隨含水率的變化.從圖中發(fā)現(xiàn),不同溫度下NO排放量隨含水率增大均減小.一方面,含水率的增大降低了溫度,抑制了NO的生成;另一方面,水會參與如下反應(yīng)[30],生成CO和H2等有助于NO還原的物質(zhì)：

C+H2O→CO+H2

(8)

圖11展示了800 ℃時wSS=25%的混合燃料HCl的排放量隨含水率的變化.當(dāng)含水率從0增加到20%時,HCl的排放量從0.73 mg增加到0.83 mg,含水率增加對HCl析出有促進(jìn)作用,因?yàn)樗畷cSO2一起將氯鹽(如KCl等)硫酸化,發(fā)生如下反應(yīng)[31],同時釋放出HCl：

(a) NO動態(tài)析出曲線

(b) NO排放量

圖11 HCl排放隨含水率的變化

研究表明,隨著含水率增加,SO2和NO排放量降低,HCl排放量增加.綜合考慮,污泥煤泥協(xié)同燃燒時,在保證燃燒效率和HCl排放條件下,可適當(dāng)增加混合燃料的含水率.

3 結(jié)論

1) 混合燃料的著火性能隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加而升高,活化能E降低,wSS=25%的混合燃料燃燒特性參數(shù)S最大,因此污泥煤泥協(xié)同燃燒的最佳比例wSS=25%.

2) 污泥煤泥協(xié)同燃燒時,污染物排放沒有優(yōu)于污泥煤泥單獨(dú)燃燒.隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加,SO2排放量先增大后降低.800 ℃時隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大,NO排放先降低后上升,850和900 ℃時,NO排放隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大先增大后降低.隨污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大,HCl排放量增大.

3) 污泥煤泥協(xié)同燃燒時,隨著溫度的升高,SO2和HCl排放量上升,NO排放量整體呈下降趨勢,wSS=75%燃料在900～950 ℃時NO的排放量上升,污泥煤泥協(xié)同燃燒的最佳溫度為800 ℃.

4) 污泥煤泥協(xié)同燃燒時,隨著含水率增大,SO2和NO的排放量降低,HCl排放量上升,在控制HCl排放時可適當(dāng)增大混合燃料的含水率.