English

• 

  焚烧法处理固体废弃物具有无害化程度高、减容效果显著及热能回收利用等优点，近年来已成为许多国家处理城市生活垃圾(municipal solid waste, MSW) 的主要方式之一。然而，焚烧易造成二次污染，尤其是二恶英等有毒污染物的排放，已成为制约其进一步发展的首要瓶颈^[1]。此外，由于生活垃圾含氯量高，为了避免过热器高温腐蚀，系统的蒸汽参数往往偏低，使得焚烧发电效率普遍不高^[2]。相比于传统焚烧，垃圾热解、气化技术在二恶英和氮、硫氧化物的排放更具优势^[3]，其过程产生的气化气可以在使用之前将污染物去除，而不像焚烧只能通过尾气净化装置对污染物进行后续处理。而且，垃圾焚烧一般只能用以发电或供热，而热解气化合成气还可以用来生产燃料(如乙醇)、化肥、替代天然气，或是通过更为高效的能量转化装置，如燃气轮机、内燃机等，转化为电能或热能^{[4, 5]}。因此，生活垃圾热解气化作为一种有效的替代传统直接焚烧的热处置新技术，其发展具有显著意义。

  然而，由于垃圾中含有各类金属成分，其中，所含的重金属(heavy metals, HM) 在热处置中不能被破坏，而是通过发生形态变化及转移分布在烟气、飞灰和底渣中，最后几乎以相同的数量排入环境，通过大气、饮水、食物等渠道为人体摄取而造成危害^[6]。近年来，世界各国对垃圾焚烧过程中重金属的排放特性展开了广泛研究。结果表明，重金属在焚烧炉中的分布行为除了与单个金属的特性有关外，在实际运行中还与垃圾组成(氯、硫、水、碱金属等)^[7-9]、重金属浓度、焚烧温度、气氛条件以及污染控制设备运行状况等多种因素有关^[10-12]。但重金属在热解、气化过程中的迁移转化规律尚不明确，且现阶段的研究结果还存在相悖之处。吴桢芬等^[13]在管式炉中考察了气氛(空气、氮气) 对生活垃圾灰渣重金属挥发特性的影响，结果表明，还原性气氛促进了Cr、Cd、Pb及Zn的挥发，抑制了Ni和Cu的挥发。Wu等^[14]对比了模拟生活垃圾流化床气化及焚烧过程后得出了相反的结论，指出气化工况下飞灰中Cd、Pb及Cr的含量只有焚烧的3.3%-10%，还原性气氛会抑制重金属的挥发。可以预测，由于炉内复杂氧化/还原气氛及运行温度等参数的差异，将导致重金属在热解气化过程中的迁移分布规律明显区别于焚烧过程。因此，有必要系统地对垃圾热处置过程中重金属的迁移、转变和分布机理展开深入对比研究，为进一步控制垃圾热处置过程中重金属的排放、发展热解气化技术提供理论依据。

  研究在流化床实验装置上进行了模拟城市生活垃圾热解、气化、焚烧实验，研究了不同气氛及温度条件对Cd、Pb、Zn及Cu四种重金属挥发释放行为的影响。采用热力学平衡原理对反应过程进行模拟计算，分析及预测重金属的迁移转化路径及产物。考察重金属在底渣、旋风分离器飞灰、滤筒飞灰及烟气中的分布及富集的变化规律，揭示重金属在不同热处置过程中的分布规律及排放控制策略。

  1   实验部分

  1.1   样品的制备

  由于原生垃圾成分复杂，为了保证反应过程中物料的均匀性，采用模拟生活垃圾作为原料进行实验。模拟垃圾根据中国生活垃圾的典型成分及比例配制而成^[15]，其组分及特性见表 1。使用大米、白菜、纸板、聚乙烯(PE)、聚氯乙烯(PVC)、木屑、棉布及橡胶模拟原生垃圾中典型可燃组分如厨余、纸张、塑料、木头、织物等。将不同物料均破碎至2 mm并混合均匀。实验中采用石英砂作为流化床反应床料，因此，垃圾中的不可燃组分(主要为砂土、陶瓷等) 不单独添加。

  表 1  模拟生活垃圾组分及特性 Table 1.  Components and characteristics of simulated-MSW

  表选项

  导出Excel

  下载全尺寸表图像

  Component	Rice	Cabbage		Cardboard			PE	PVC	Wood	Fabric	Tire
  Content war /%	29	29		13			17	3	5	2	2
  Ultimate analysis wad/%							Proximate analysis wad/%			Calorific value Q/(MJ·kg-1)
  C	H	O	N	S	Cl		V	M	A
  48.4	6.3	29.2	0.8	0.3	1.6		73.8	9.2	4.2	22.5

  表 1  模拟生活垃圾组分及特性
  Table 1.  Components and characteristics of simulated-MSW

  由于模拟生活垃圾中重金属含量甚微，额外添加重金属以更好获得实验规律。所添加的重金属为各重金属氯化物(CdCl₂、PbCl₂、ZnCl₂及CuCl₂)。将模拟生活垃圾在配制的重金属溶液中浸泡12 h，使金属元素在物料中均匀分布，然后在85 ℃烘箱中干燥24 h。干燥后的样品测定工业分析、元素分析(见表 1)，并进行消解处理，测定重金属浓度。制得样品的重金属添加量分别为：575.7(Cd)、864.8(Pb)、3 926(Zn) 及2 301(Cu)(mg/kg)。

  1.2   实验装置及条件

  图 1为流化床实验装置示意图。实验系统主要包括供气系统、给料系统、温控系统、流化床反应器主体及烟气处理系统。炉膛由耐高温陶瓷套管组成，内径60 mm，壁厚10 mm，高度1 100 mm。反应器采用三段电加热丝(3 kW) 供热，电子温控仪通过三根分别布置在炉膛上、中、下段的热电偶来调节和控制各工况所需温度条件。供气由反应器底部通入炉膛，通风量在所有实验工况下保持一致(2.0 m³/h)。实验时使用粒径为0.28-0.45 mm的石英砂作为床料，静止状态下床料高度约75 mm。实验开始，将床料送入炉膛，通入所需流化气体，当反应器加热至设定温度后，将样品由连续式螺旋给料机从炉膛下半段给入。烟气离开炉膛后经过旋风分离器处理，采样后由引风机排入后续烟气处理系统。

  图 1  实验装置示意图 Figure 1.  Fluidized bed reactor

  图选项

  下载全尺寸图像

  下载幻灯片

  实验研究气氛及温度对生活垃圾热处置过程中重金属迁移分布特性的影响。为研究氧化还原条件的影响，通过调整给料速率(5.8-16.9 g/min)，将过量空气系数控制为0、0.4及1.2以分别满足热解、气化、焚烧工况。热解采用氮气作为流化气体，气化及焚烧则采用空气为流化气体。温度为550-850 ℃。

  1.3   分析及测试方法

  烟气采样方法参照USEPA Method 5及USEPA Method 29^{[16, 17]}进行，其装置示意图见图 2。

  图 2  烟气重金属采样装置示意图 Figure 2.  Sampling device of heavy metal in flue gas

  图选项

  下载全尺寸图像

  下载幻灯片

  采用真空泵将烟气以等速采样的方式抽出，首先经过玻璃纤维滤筒去除细飞灰。该滤筒对粒径3 μm以上颗粒的捕捉效率为99.99%。为了防止烟气冷凝，在滤筒外缠绕加热带以维持采样温度为200 ℃。烟气重金属采样由三个置于冰水浴中的吸收瓶组成，其中，前两个为5% HNO₃+10% H₂O₂的混合液，用于吸收烟气中的重金属；吸收瓶3中为无水硅胶，吸收烟气中的水分。气体流量由转子流量计控制，体积由燃气表监测，并在采样链末端由气袋收集不凝结气体。气体组成通过气相色谱仪(micro GC-490 analyzer, Agilent) 测定，并由氮气平衡计算烟气总体积。

  每次实验完成后，分别收集底渣、旋风分离器飞灰、滤筒飞灰及烟气，并检测其中的重金属含量。每个实验工况重复三次，并取平均值作为最终结果。固体样品重金属含量检测参照USEPA Method 29^[17]标准进行：称取一定量研磨过的固体样品放入聚四氟乙烯消解罐中，加入HNO₃：HCl：HF为3：1：1的混合消解液，微波消解并定容至100 mL。消解液及烟气吸收液中的重金属元素浓度使用电感耦合等离子体质谱仪(Xeries II; Thermo Fisher Scientific Inc.) 测定。重金属在底渣、飞灰及烟气等不同组分中的分布(w) 采用归一化表示：

  式中，i分别代表底渣、旋风分离器飞灰、滤筒飞灰及烟气。

  1.4   热力学平衡模拟

  为了更深入地了解重金属的迁移转化行为，采用热力学平衡计算软件Fact Sage进行模拟计算，分析各实验工况条件下重金属的化学组成、浓度及形态。模拟计算基于体系Gibbs自由能最小的平衡判据，其基本原理见图 3。计算过程使用与实验相同的工况数据。输入模拟生活垃圾主成分、供气、重金属元素等原始反应物质，在一定的温度压力条件下，计算当整个体系达到化学平衡时，体系内各种气相产物及固相产物的组成及其存在状态。反应温度设定为300-1 000 ℃，步长50 ℃，压力为1.013× 10⁵ Pa。

  图 3  模拟生活垃圾热处置系统的热力学平衡模拟计算原理图 Figure 3.  Thermodynamic equilibrium calculation system in simulated-MSW incinerator

  图选项

  下载全尺寸图像

  下载幻灯片

  2   结果与讨论

  2.1   温度对重金属迁移分布的影响

  图 4为不同温度下模拟生活垃圾热解、气化、焚烧过程的重金属迁移率变化规律。迁移率(η) 定义为：

  图 4  温度及氧化还原气氛对重金属迁移分布特性的影响 Figure 4.  Effect of temperature and redox atmosphere on the transfer of heavy metals

  图选项

  下载全尺寸图像

  下载幻灯片

  由图 4可以看出，温度对重金属的迁移分布有显著的促进作用。随着温度的升高，目标重金属Cd、Pb、Zn及Cu的迁移率均提高。Cd在目标重金属中的挥发性最强。550 ℃下Cd在底渣中的分布为20%-30%，随着温度的升高，大部分Cd以飞灰或气相的形式离开炉膛，其挥发与迁移主要受温度影响。Pb在实验温度范围内也有较强的迁移率，且随温度的影响很大。当温度从550 ℃升高至850 ℃时，Pb在热解、气化、焚烧工况下的迁移率分别提高了28%、51%及68%，850 ℃时Pb的迁移率超过95%。Barton等^[18]的研究指出，温度变化对金属蒸发压力有明显的影响。温度的升高能够提高金属及其化合物的蒸发压力，从而促进重金属更易向气相物质转化。同时，扩散作用的加强也是重金属挥发增加的原因^{[19, 20]}。随着温度的升高，原料的反应程度加深，更多重金属从反应物颗粒内部迁移到表面，扩散阻力减弱，挥发过程相应加强。

  温度升高对不同重金属的迁移率影响不同。Cd、Pb的迁移率受温度影响较大；而Zn、Cu的迁移率受温度的影响相对较小。850 ℃时，仍有33%-61%的Zn残留于底渣。Cu的迁移率随着不同氧化还原气氛条件有很大的变化，但随实验温度变化较小，在实验温度范围内其迁移率提升约22%。造成温度对不同重金属挥发率差异的主要原因是由于Cd、Pb元素及其化合物的熔沸点相对较低，随着温度的升高易向气相状态转移。Cu及其化合物的熔沸点较高，高温下更易以固相形式聚集。Zn及化合物的熔沸点与Cd相当，但其在实验条件下的迁移率却明显低于Cd、Pb。Yu等^[20]通过XRD研究指出，Zn易与SiO₂床料或其他重金属形成稳定的金属基化合物，如Zn₂SiO₄、ZnAl₂O₄等，明显抑制了其挥发迁移。

  2.2   气氛对重金属迁移分布的影响

  氧化还原气氛对模拟生活垃圾的重金属迁移有明显影响。由图 4还可知，还原性气氛(热解、气化工况) 有利于Cd、Pb及Zn的挥发；而氧化性气氛(焚烧工况) 则促进了Cu的迁移。与焚烧工况相比，热解条件下Cd、Pb及Zn的迁移率在实验温度范围内分别提高了3%-11%、0-17%及17%-28%。反之，Cu在焚烧工况下的迁移率明显高于还原性条件，850 ℃时其迁移率为87%，约为热解工况下的3倍。

  为了深入探究重金属的化学组成及形态变化规律，进行了热力学平衡模拟，具体见图 5。

  图 5  重金属在不同温度及氧化还原条件下的热力学平衡模拟 Figure 5.  Thermodynamic equilibrium simulation of heavy metals under different temperature and redox atmosphere

  图选项

  下载全尺寸图像

  下载幻灯片

  由图 5可知，金属在氧化和还原气氛下的转化途径有很大的差异。在还原性气氛下，金属主要以元素态单质或硫化物的形式存在。低温下金属硫化物为主要存在形式，其熔沸点较高，使金属多以固态聚集于底渣。随着温度的升高，Cd、Pb及Zn逐渐向元素态转化，其单质熔沸点较低，易以气态形式挥发。高温下Cu继续以Cu₂S的形式存在，并仍以固态形式存在于炉内。反之，氧化物及氯化物为氧化性条件下金属的主要存在形态。当温度高于650 ℃时，气相(CuCl)₃及CuCl的含量逐渐升高，明显促进了Cu在氧化性条件下的挥发。同时发现，氧化性气氛下金属与惰性物质反应生成了(CdO)(SiO₂)、PbZnSiO₄及Zn₂SiO₄等稳定化合物。研究表明^{[9, 20]}，氧浓度的增加会促进金属基反应(3) 的加强，从而抑制Cd、Pb及Zn在氧化性气氛下向气相迁移。

  对比模拟与实验结果发现，两者吻合较好，热力学平衡模拟较好地反映了重金属在实验过程中的迁移转化规律。模拟结果显示，Cd、Pb、Zn及Cu在热解工况中分别在350、550、650及850 ℃时开始挥发，实验结果证明了上述四种重金属的挥发性为：Cd＞Pb＞Zn＞Cu。金属基反应推迟了氧化性下Cd及Zn的起始挥发温度，使其在氧化性下的迁移率低于还原性条件。尤其对于Zn，氧化气氛下Zn在实验温度范围内的迁移率仅为26%-38%，证明了Zn与惰性物质反应生成高熔沸点稳定氧化物的可能性。对比Pb在氧化还原气氛下的模拟结果发现，当温度高于650 ℃时，Pb均主要以气相形式存在，其迁移率受气氛影响不大。然而实验结果表明，氧化性气氛抑制了Pb的挥发。推测其主要原因可能是由于流化床中炉内剧烈的物料与床料的碰撞结合，促使Pb在氧化性条件下的金属基反应加强，提高了Pb向气相产物转化的起始温度。

  2.3   重金属在不同组分中的分布及富集规律

  重金属在不同组分间的归一化分布见图 6。

  图 6  重金属在不同组分中的分布 Figure 6.  Distribution of metals in different fractions 0, 0.4, 1.2 represents equivalence ratio of pyrolysis, gasification, incineration, respectively

  图选项

  下载全尺寸图像

  下载幻灯片

  由图 6可知，在考察温度范围内均未检测到重金属在烟气中的分布。随着温度的升高，大部分重金属主要富集在旋风分离器中。旋风分离器在实验中的工作温度为350-600 ℃，大部分以气相形式挥发的重金属易在该温度段降温冷凝并附着在飞灰表面。随着过量空气系数的增加，Cu在旋风分离器中的分布显著增加。但其在滤筒飞灰中的分布随温度及过量空气系数在1%-5%波动，并未呈现明显规律，表明Cu在滤筒中的迁移多为气流夹带作用。Zhang等^[21]对上海两座大型炉排炉垃圾焚烧厂进行了为期两年的研究发现，Cd、Pb、Zn及Cu的迁移率分别为47%-73%、21%-54%、6%-26%及0-20%。然而实验获得的迁移率明显高于其观测结果。可以推测，焚烧炉型对于重金属的迁移有显著影响。由于流化床所需气流速率较大，将会导致夹带作用增强，一部分重金属不经过蒸发冷凝过程，直接以固相形式被烟气携带出炉膛，富集与飞灰中。

  与焚烧相比，垃圾的热解、气化技术仍处于其发展的初期阶段。因此，为了探究不同垃圾热处置过程中重金属的排放控制策略，进一步考察重金属的相对富集系数，具体见图 7。重金属相对富集系数(Ef) 定义如下：

  图 7  重金属在不同组分中的相对富集程度 Figure 7.  Enrichment of heavy metals in different fractions

  图选项

  下载全尺寸图像

  下载幻灯片

  Ef反映了重金属在不同工况、不同组分中相对于850 ℃焚烧底渣重金属浓度的富集程度，系数大于1表明该组分中的重金属相对富集。选用850 ℃下的焚烧工况作为基准，是因为该温度为现有垃圾焚烧过程的普遍运行温度，具有广泛的参考价值。

  由图 7可知，与焚烧相比，热解气化工况下Cd、Pb主要富集于飞灰，其相对富集系数在1.6-44.7，且随着温度升高富集程度有增加趋势。尤其是对于滤筒飞灰，还原性条件下Cd、Pb在滤筒飞灰中的分布可达到焚烧工况的10倍，高温下其含量甚至高于旋风分离器飞灰。由此可见，Cd、Pb在还原性条件下易生成强挥发性物质，随烟气经过旋风分离器后仍然保持气相状态或形成金属气溶胶悬浮在烟气中。因此，对于热解、气化过程而言，为了降低合成气后续利用过程中重金属的环境排放，有效的烟气净化措施十分必要。反之，Zn在还原性条件下的相对富集系数均小于1，表明其主要富集于焚烧底渣中。此外，还原性条件下Cu在底渣中的富集程度高于氧化性气氛。在进行底渣处理或再利用时，应当关注Zn、Cu等重金属问题，防止其含量超过规范允许限值。

  2.4   重金属质量平衡分析

  分析重金属反应前后的质量平衡。实验条件下重金属的回收率为：Cd 29.0%-73.6%、Pb 24.8%-58.8%、Zn 43.1%-71.4%、Cu 48.0%-84.7%。该数值与文献值相当^{[10, 22]}，实验结果可靠。重金属质量平衡不封闭的主要原因为：流化床实验系统较为复杂，部分重金属可能吸附在焚烧炉内壁、旋风分离器或管道中，未能完全回收；Cd、Pb及Zn的回收率低于Cu，说明挥发性强的重金属易以气相形式挥发，未能完全收集，或是计算中可能低估了气化合成气及滤筒飞灰的产量；氧化性工况(焚烧) 下重金属的回收率低于还原性工况(热解、气化)，推测金属基反应生成的复杂化合物部分与床料结合，在底渣筛分过程中损失从而带来实验误差。

  3   结论

  实验考察了重金属Cd、Pb、Zn及Cu在模拟生活垃圾热解、气化、焚烧过程中的迁移转化规律。实验研究及热力学平衡模拟结果表明，温度及氧化还原气氛条件对重金属在热处置过程中的挥发特性有重要影响。温度升高使重金属向飞灰的迁移得到加强。还原性气氛(热解、气化工况) 有利于Cd、Pb及Zn的挥发，而氧化性气氛(焚烧工况) 促进了Cu的迁移。同时，分析了重金属在实验产物不同组分中的分布，表明挥发性较强的重金属易通过直接挥发或者形成熔沸点较低的重金属化合物进入烟气，并随着烟气的冷却同类核化或异相吸附富集于飞灰。挥发性较弱的重金属则主要以固相颗粒的形式由气流夹带出炉膛，且流化床高气速特性使夹带作用得到增强。进一步提出垃圾热解、气化过程中重金属的排放控制策略。Cd和Pb在还原性条件下易在滤筒飞灰富集，因此，在合成气利用之前应采取高效的烟气净化措施防止气相重金属排放。Cu在还原性气氛中挥发性较弱，应采取适当处理或回收措施控制其在底渣中的含量。

• 1. [1]

     张立静, 余渡江, 黄群星, 池涌. 我国城市固体废弃物气化熔融的特性[J]. 燃烧科学与技术, 2013,19,(5): 418-424. ZHANG Li-jing, YU Du-jiang, HUANG Qun-xing, CHI Yong. Gasification and melting characteristics of MSW in China[J]. J Combust Sci Technol, 2013, 19(5):  418-424.

  2. [2]

     CHENG H, ZHANG Y, MENG A, LI Q. Municipal solid waste fueled power generation in China: A case study of waste-to-energy in Changchun city[J]. Environ Sci Technol, 2007, 41(21):  7509-7515. doi: 10.1021/es071416g

  3. [3]

     PORTEOUS A. Energy from waste incineration-a state of the art emissions review with an emphasis on public acceptability[J]. Appl Energy, 2001, 70(2):  157-167. doi: 10.1016/S0306-2619(01)00021-6

  4. [4]

     陈翀.生活垃圾固定床热解气化特性的实验研究及其过程模拟[D].杭州:浙江大学, 2011. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10335-1012488736.htmCHEN Chong. Experimental study and process simulation on MSW pyrolysis and gasification in fixed bed[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2011. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10335-1012488736.htm

  5. [5]

     ARENA U. Process and technological aspects of municipal solid waste gasification. A review[J]. Waste Manage, 2012, 23(4):  625-639.

  6. [6]

     张若冰, 池涌, 陆胜勇, 徐旭, 何杰, 严建华, 岑可法. 垃圾焚烧过程中重金属分布特性的研究[J]. 工程热物理学报, 2003,24,(1): 149-152. ZHANG Ruo-bing, CHI Yong, LU Sheng-yong, XU Xu, HE Jie, YAN Jian-hua, CEN Ke-fa. Study on distribution characteristics of heavy metals from municipal solid waste incineration[J]. J Eng Thermophys, 2003, 24(1):  149-152.

  7. [7]

     王昕晔, 黄亚继, 仲兆平, 牛淼淼, 孙宇, 张强. 炉内添加剂对垃圾焚烧过程中重金属捕集影响的试验研究[J]. 中国电机工程学报, 2012,32,(32): 15-21. WANG Xin-ye, HUANG Ya-ji, ZHONG zhao-ping, NIU Miao-miao, SUN Yu, ZHANG Qiang. Experimental study on the capture of heavy metals by in-furnace additives during MSW incineration[J]. Proc CSEE, 2012, 32(32):  15-21.

  8. [8]

     李建新, 严建华, 池涌, 倪明江, 岑可法. 异重流化床垃圾与煤混烧重金属的排放特性[J]. 中国电机工程学报, 2004,23,(12): 179-183. LI Jian-xin, YAN Jian-hua, CHI Yong, NI Ming-jiang, CEN Ke-fa. Heavy metals emission from a fluidized-bed MSW incinerator[J]. Proc CSEE, 2004, 23(12):  179-183.

  9. [9]

     VERHULST D, BUEKENS A, SPENCER P J, ERIKSSON G. Thermodynamic behavior of metal chlorides and sulfates under the conditions of incineration furnaces[J]. Environ Sci Technol, 1995, 30(1):  50-56.

  10. [10]

      BELEVI H, LANGMEIER M. Factors determining the element behavior in municipal solid waste incinerators. 2. Laboratory experiments[J]. Environ Sci Technol, 2000, 34(12):  2507-2512. doi: 10.1021/es991079e

  11. [11]

      陈勇, 张衍国, 李清海, 禚玉群, 陈昌和. 垃圾焚烧中氯化物对重金属Cd迁移转化特性的影响[J]. 环境科学, 2008,29,(5): 1446-1451. CHEN Yong, ZHANG Yan-guo, LI Qing-hai, ZHUO Yu-qun, CHEN Chang-he. Effects of chlorides on Cd partitioning and speciation in a simulated MSW incinerator[J]. Environ Sci, 2008, 29(5):  1446-1451.

  12. [12]

      HUANG Q, CAI X, ALHADJ MALLAH M M, CHI Y, YAN J. Effect of HCl/SO₂/NH₃/O₂ and mineral sorbents on the partitioning behaviour of heavy metals during the thermal treatment of solid wastes[J]. Environ Technol, 2014, :  1-7.

  13. [13]

      吴桢芬, 苏有勇, 王华, 胡建杭, 赵逸群. 气氛对垃圾焚烧中重金属迁移特性的影响[J]. 环境工程学报, 2011,5,(7): 1623-1626. WU Zhen-fen, SU You-yong, WANG Hua, HU Jian-hang, ZHAO Yi-qun. Effect of atmospheres on transfer characteristic of heavy metals during municipal solid waste incineration process[J]. Chin J Environ Eng, 2011, 5(7):  1623-1626.

  14. [14]

      WU M H, LIN C L, ZENG W Y. Effect of waste incineration and gasification processes on heavy metal distribution[J]. Fuel Process Technol, 2014, 125:  67-72. doi: 10.1016/j.fuproc.2014.03.027

  15. [15]

      DOND J, CHI Y, ZOU D, FU C, HUANG Q, NI M. Comparison of municipal solid waste treatment technologies from a life cycle perspective in China[J]. Waste Manag Res, 2014, 32(1):  13-23. doi: 10.1177/0734242X13507311

  16. [16]

      United States Environmental Protection Agency, Method 5-Determination of Particulate Matter Emissions from Stationary Sources[S]. Washington, DC: Office of Air Quality Planning and Standards, 1996.

  17. [17]

      United States Environmental Protection Agency, Method 29-Determination of Metals Emissions from Stationary Sources[S]. Washington, DC: Office of Air Quality Planning and Standards, 1996.

  18. [18]

      BARTON R G, CLARK W, SEEKER W. Fate of metals in waste combustion systems[J]. Combust Sci Technol, 1990, 74(1/6):  327-342.

  19. [19]

      黄亚继, 金保升, 仲兆平, 肖睿, 周宏仓. 煤气化过程中痕量元素迁移规律与气化温度的关系[J]. 中国电机工程学报, 2006,26,(4): 10-15. HUANG Ya-ji, JIN Bao-sheng, ZHONG Zhao-ping, XIAO Rui, ZHOU Hong-cang. The relationship between occurrence of trace elements and gasification temperature[J]. Proc CSEE, 2006, 26(4):  10-15.

  20. [20]

      YU J, SUN L, XIANG J, SONG H, SHENG S, QIU J. Vaporization of heavy metals during thermal treatment of model solid waste in a fluidized bed incinerator[J]. Chemosphere, 2012, 86(11):  1122-1126. doi: 10.1016/j.chemosphere.2011.12.010

  21. [21]

      ZHANG H, HE P J, SHAO L M. Fate of heavy metals during municipal solid waste incineration in Shanghai[J]. J Hazard Mater, 2008, 156(1):  365-373.

  22. [22]

      LU S, DU Y, ZHONG D, ZHAO B, LI X, XU M, LI Z, LUO Y, YAN J, WU L. Comparison of trace element emissions from thermal treatments of heavy metal hyperaccumulators[J]. Environ Sci Technol, 2012, 46(9):  5025-5031. doi: 10.1021/es202616v

• 

  图 1  实验装置示意图

  Figure 1  Fluidized bed reactor

  1: screw feeder; 2: furnace; 3: thermocouples; 4: controller; 5: cyclone; 6: induced draft fan

  下载: 全尺寸图片 幻灯片
  

  图 2  烟气重金属采样装置示意图

  Figure 2  Sampling device of heavy metal in flue gas

  1: glass fiber filter and heating tape; 2: 5%HNO₃+10%H₂O₂ absorption solution; 3: silica gel; 4: rotor flow meter; 5: vacuum pump; 6: accumulative flow meter

  下载: 全尺寸图片 幻灯片
  

  图 3  模拟生活垃圾热处置系统的热力学平衡模拟计算原理图

  Figure 3  Thermodynamic equilibrium calculation system in simulated-MSW incinerator

  下载: 全尺寸图片 幻灯片
  

  图 4  温度及氧化还原气氛对重金属迁移分布特性的影响

  Figure 4  Effect of temperature and redox atmosphere on the transfer of heavy metals

  ER: equivalence ratio; ER=0(□), 0.4(●), 1.2(▲) represents pyrolysis, gasification, incineration, respectively; error bar represents the standard error (n=3)

  下载: 全尺寸图片 幻灯片
  

  图 5  重金属在不同温度及氧化还原条件下的热力学平衡模拟

  Figure 5  Thermodynamic equilibrium simulation of heavy metals under different temperature and redox atmosphere

  ER: equivalence ratio; ER=0 and 1.2 represents pyrolysis and incineration, respectively

  下载: 全尺寸图片 幻灯片
  

  图 6  重金属在不同组分中的分布

  Figure 6  Distribution of metals in different fractions 0, 0.4, 1.2 represents equivalence ratio of pyrolysis, gasification, incineration, respectively

  (a): 550 ℃; (b): 650 ℃; (c): 750 ℃; (d): 850 ℃ : filter fly ash; : cyclone fly ash; : bottom ash

  下载: 全尺寸图片 幻灯片
  

  图 7  重金属在不同组分中的相对富集程度

  Figure 7  Enrichment of heavy metals in different fractions

  : bottom ash; : cyclone fly ash; : filter fly ash

  下载: 全尺寸图片 幻灯片

  表 1  模拟生活垃圾组分及特性

  Table 1.  Components and characteristics of simulated-MSW

  Component	Rice	Cabbage		Cardboard			PE	PVC	Wood	Fabric	Tire
  Content war /%	29	29		13			17	3	5	2	2
  Ultimate analysis wad/%							Proximate analysis wad/%			Calorific value Q/(MJ·kg-1)
  C	H	O	N	S	Cl		V	M	A
  48.4	6.3	29.2	0.8	0.3	1.6		73.8	9.2	4.2	22.5

  下载: 导出CSV
•