煙氣循環(huán)式燃煤耦合污泥焚燒系統(tǒng)中污泥燃燒及重金屬遷移特性

史明哲，雷 凱，張 睿

(南京理工大學(xué) 能源與動力工程學(xué)院，江蘇 南京 210094)

0 引 言

污泥是廢水處理的副產(chǎn)品，含有病原體、重金屬等多種有害物質(zhì)[1]，主要通過填埋、堆肥和焚燒等方式處理，其中，焚燒法因具有減量化、無害化、資源化等優(yōu)勢而逐漸成為污泥的主要處理方法[2-4]。目前，我國已建成污水處理廠5 000座，污泥(含水量80%)年產(chǎn)量超過6 000萬t，且每年保持5%～10%的速度增長[5]，而采用焚燒處理的污泥不及總量的10%，遠低于歐美等發(fā)達國家，焚燒處理能力嚴重不足。同時我國存在大量燃煤電廠，這些電廠機齡新、環(huán)保設(shè)施齊全，但受節(jié)能減排措施的限制，常年無法滿負荷運行。針對上述情況，國家能源局提出了燃煤耦合污泥焚燒發(fā)電的新思路，嘗試利用現(xiàn)有燃煤機組和環(huán)保設(shè)備，協(xié)同處理污泥，降低污泥焚燒設(shè)施成本，降低存量煤電煤耗。

燃煤耦合污泥焚燒系統(tǒng)的關(guān)鍵在于污泥燃燒特性及重金屬遷移特性。MAGDZIARZ等[6]研究了3種不同來源污泥的燃燒和熱解特性，發(fā)現(xiàn)提高O2體積分數(shù)對污泥燃燒有促進作用。王梓桓[7]采用熱重分析儀研究了不同氣氛下污泥的富氧燃燒特性，發(fā)現(xiàn)采用CO2代替N2不利于污泥揮發(fā)分的析出，而對焦炭燃燒有促進作用，同時發(fā)現(xiàn)污泥在O2/CO2氣氛中燃燒時，O2體積分數(shù)越高，燃燒性能越好。KIJO等[8]研究了顆粒狀污泥的燃燒特性，發(fā)現(xiàn)污泥中較高的揮發(fā)物質(zhì)量分數(shù)將導(dǎo)致著火更快，同時污泥的低發(fā)熱量導(dǎo)致燃燒溫度較低。胡艷軍等[9]研究了不同反應(yīng)條件下的污泥熱解特性，發(fā)現(xiàn)提高升溫速率和降低N2吹掃速率可以提高污泥熱解轉(zhuǎn)化效率以及揮發(fā)分最大質(zhì)量變化速率。CAI等[10]和ZHANG等[11-12]認為高體積分數(shù)的水蒸氣可以導(dǎo)致較短的點火延遲時間和較高的焦炭燃燒溫度。前人研究主要集中在不同影響因素對干燥污泥燃燒特性的影響，而鮮見污泥含水率對其燃燒特性的影響。對于污泥的重金屬遷移特性，目前研究主要集中在污泥成分影響和燃燒溫度影響2方面。張巖等[13]研究了800 ℃下不同含水率污泥燃燒的重金屬排放特性，認為增加水分能促進ZnCl2轉(zhuǎn)化為沸點更高的ZnO，從而降低煙氣中Zn質(zhì)量分數(shù)，而水分變化對Cu、Cr等影響較小。WANG等[14-15]研究了溫度對Cd、Cr、Ni、Pb和Zn殘留率的影響，發(fā)現(xiàn)較高溫度能促進重金屬揮發(fā)，從而降低重金屬殘留率，其中對Zn和Ni的影響最為明顯。于奔[16]研究了聚合氯化鋁和生石灰對污泥燃燒底渣中重金屬殘留量的影響，發(fā)現(xiàn)添加劑能夠抑制As和Cd的揮發(fā)并促進Cr、Ni和Cu的揮發(fā)。然而鮮見燃燒氣氛對于污泥燃燒重金屬遷移特性研究。

基于煙氣循環(huán)式燃煤耦合污泥焚燒技術(shù)方案，研究污泥含水率和燃燒氣氛對污泥在回轉(zhuǎn)窯中的燃燒特性及重金屬遷移特性的影響。采用熱重分析儀(TGA)研究了4種不同含水率的污泥燃燒性能并進行了反應(yīng)動力學(xué)分析；采用管式爐和X射線熒光光譜儀研究了爐溫，O2、CO2和H2O體積分數(shù)對于Mn、Zn、Cu、Cr、Ni和Pb六種重金屬在污泥燃燒底渣中殘留率的影響，旨在為該技術(shù)方案的實際工業(yè)應(yīng)用提供理論參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 技術(shù)方案

筆者提出了一種煙氣循環(huán)式燃煤耦合污泥焚燒技術(shù)方案，如圖1所示。該方案中，在原煤粉爐旁新建一回轉(zhuǎn)窯焚燒爐，干化后的污泥在回轉(zhuǎn)窯中單獨焚燒，焚燒煙氣通入煤粉爐。同時采用空氣和煙氣引射器從煤粉爐中抽取一定量高溫?zé)煔?約1 000 ℃)并與預(yù)熱空氣(約300 ℃)混合后送入回轉(zhuǎn)窯內(nèi)以提高爐膛溫度，穩(wěn)定污泥焚燒。煤粉爐內(nèi)受熱面產(chǎn)生蒸氣用于發(fā)電，排煙通入煙氣凈化設(shè)備，達標后排入大氣。

相較于煤粉爐直接摻燒污泥的技術(shù)方案，該方案具有以下優(yōu)勢：① 降低了入爐污泥含水率限制，對干化設(shè)備要求不高；② 對煤粉爐影響較小，污泥焚燒規(guī)模不受煤粉爐摻混比例限制；③ 污泥焚燒底灰可單獨處理，不會對煤灰利用產(chǎn)生影響。然而，在該技術(shù)方案中污泥將在高溫?zé)煔馀c熱空氣的混合氣氛中燃燒，由于高溫?zé)煔獾闹饕煞譃镹2、O2、CO2和H2O，當(dāng)混合氣中煙氣比例較大時，污泥燃燒氣氛中CO2和H2O體積分數(shù)較高。此外，在我國碳達峰、碳中和背景下，對焚燒發(fā)電系統(tǒng)碳排放提出了更高的要求，為了有效實現(xiàn)CO2的捕集與利用，可采用純氧代替預(yù)熱空氣，實現(xiàn)污泥的富氧燃燒，可使污泥焚燒氣氛中氧體積分數(shù)發(fā)生較大變化。污泥含水率和燃燒氣氛的變化均有可能對污泥燃燒特性及重金屬遷移特性產(chǎn)生影響，直接影響系統(tǒng)運行效率和焚燒底渣中重金屬殘留量，因此研究確定最優(yōu)焚燒工況，保證較低的污泥熱灼減率，同時煙氣中重金屬盡可能少。

圖1 煙氣循環(huán)式燃煤耦合污泥焚燒技術(shù)方案Fig.1 Combustion unit of the coal power plant coupled with sludge incineration system based on circulating flue gas

1.2 樣品制備

污泥來自南京市仙林污水處理廠，初始含水率為77.10%，工業(yè)分析和元素分析見表1。將初始污泥在干燥箱中以105 ℃分別干燥10、20和30 min，制備含水率分別為48.60%、34.30%和4.70%的污泥。

表1 污泥樣品的工業(yè)分析和元素分析

1.3 試驗和分析方法

1.3.1燃燒特性試驗

采用TGA(STA449F3，NETSCH，Germany)非等溫法研究污泥的燃燒特性。試驗氣氛為空氣，流量為100 mL/min；樣品質(zhì)量為(50±0.5) mg；升溫速率為10 ℃/min。通過數(shù)據(jù)處理得到樣品質(zhì)量隨溫度變化的曲線(TG)并微分得到質(zhì)量變化率曲線(DTG)。通過試驗得到的DTG曲線分別計算出著火指數(shù)(Di)以及綜合燃燒特性指數(shù)(Dc)[17]：

Di=DT,m/(TiTp)，

(1)

(2)

其中，DT,m為最大燃燒速率，%/min；Ti為著火溫度，℃；Tp為最大燃燒速率對應(yīng)的溫度，℃；DTG為平均燃燒速率，%/min；Tb為燃盡溫度，℃。Ti、Tp和Tb可從TG/DTG曲線中獲得[18]。

此外，研究了污泥燃燒的反應(yīng)動力學(xué)，通過Coats-Redfern法求取污泥燃燒動力學(xué)方程中活化能、指前因子和反應(yīng)機理函數(shù)[17,19]：

ln[g(α)/T2]=ln(AR/βEa)-Ea/RT，

(3)

其中，g(α)為反應(yīng)機理函數(shù)；T為絕對溫度，K；A為指前因子，s-1；R為理想氣體常數(shù)，J/(mol·K)；β為加熱速率，K/min；Ea為活化能，kJ/mol。對于本研究，污泥在空氣氛圍中燃燒，g(α)可對應(yīng)為[-ln(1-α)]m，其中α為轉(zhuǎn)化率，m為積分經(jīng)驗常數(shù)，m值分別為1、2、3、4[19]，對ln[g(α)/T2]和1/T進行直線擬合，得到直線擬合的相關(guān)系數(shù)(R2)最大時的m值，作為積分經(jīng)驗常數(shù)，并根據(jù)斜率和截距求得Ea和A。

1.3.2重金屬遷移特性試驗

采用管式爐研究不同爐溫和燃燒氣氛對污泥重金屬遷移特性的影響規(guī)律，試驗系統(tǒng)如圖2所示。試驗前稱量20 g污泥樣品(含水率4.7%)放置載舟中備用，將管式爐以20 ℃/min升溫速率升至設(shè)定溫度。通入混合助燃氣體待溫度恒定后，將載舟推入恒溫區(qū)。10 min后關(guān)閉熱源待冷卻至室溫取出灰渣，使用X熒光光譜分析儀(Thermo Fisher-XRF)檢

圖2 管式爐試驗系統(tǒng)示意Fig.2 Tube furnace experiment system

測灰渣中的重金屬質(zhì)量分數(shù)，為減少試驗誤差，焚燒和重金屬檢測均重復(fù)至少2次。

研究爐溫影響時，試驗氣氛為20%O2/80% N2，溫度分別設(shè)定為700、800、900和1 000 ℃，；研究燃燒氣氛的影響時，爐溫設(shè)定為800 ℃，試驗氣氛體積分數(shù)比例設(shè)定為：10∶90(O2/N2)、20∶80(O2/N2)、30∶70(O2/N2)、20∶70∶10(O2/N2/CO2)、20∶60∶20(O2/N2/CO2)、20∶50∶30(O2/N2/CO2)、20∶70∶10(O2/N2/H2O)、20∶60∶20(O2/N2/H2O)、20∶50∶30(O2/N2/H2O)。通過重金屬殘留率表示灰渣中重金屬占污泥中重金屬總量的比例X：

(4)

式中，i為不同金屬類型；Ci為污泥灰渣中重金屬質(zhì)量分數(shù)，mg/kg；Y為污泥干燥基中灰分，%；MS,i為污泥中重金屬質(zhì)量分數(shù)，mg/kg。

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥含水率對燃燒特性的影響

2.1.1TG和DTG曲線

4種不同含水率的污泥樣品TG和DTG曲線如圖3所示。可知污泥燃燒過程主要分為3個階段。第1階段為水分蒸發(fā)過程(25～220 ℃)，質(zhì)量損失明顯，最大質(zhì)量變化速率出現(xiàn)在110～165 ℃，且隨含水率的增加而增大。第2階段為揮發(fā)分析出及燃燒過程(220～350 ℃)，最大質(zhì)量變化速率出現(xiàn)在255 ℃附近，除含水率4.7%污泥外，該階段最大質(zhì)量變化速率明顯小于第1階段。第3階段為半焦燃燒過程(350～550 ℃)，最大質(zhì)量變化速率出現(xiàn)在400 ℃附近，由于污泥中固定碳較低，半焦燃燒的最大質(zhì)量變化速率小于揮發(fā)分燃燒的最大質(zhì)量變化速率。燃燒完成后(>500 ℃)，TG曲線緩慢下降，可能由于污泥灰渣中無機鹽類物質(zhì)在高溫下分解。

圖3 不同含水率污泥燃燒的TG-DTG曲線Fig.3 TG and DTG profiles of combustion for sludge

隨含水率增加TG曲線終值越來越小，主要是因為含水率越高，灰分占比越低。此外，污泥含水率越高，揮發(fā)分和半焦的最大質(zhì)量變化速率越小，原因之一是含水率高的污泥揮發(fā)分以及固定碳相對較低；另外還因為含水率較高的污泥在水分蒸發(fā)過程中需吸收更多熱量，導(dǎo)致污泥溫度降低，從而揮發(fā)分析出速率下降。

2.1.2燃燒性能

由熱重結(jié)果得到不同含水率的污泥燃燒性能參數(shù)見表2，結(jié)合式(1)和式(2)計算得到著火指數(shù)和綜合燃燒特性指數(shù)，結(jié)果如圖4所示。

表2 不同含水率污泥的燃燒性能參數(shù)

由表2可知，4種污泥樣品的著火溫度為225～240 ℃,且隨著含水率的減少而降低，原因是含水率較低的污泥水分蒸發(fā)需要吸收更少的熱量，使得污泥升溫速率較高，從而著火速度更快。此外水蒸氣的比熱容遠大于N2或O2，較低的含水率造成熱重分析儀中氣體溫度提高，從而著火溫度降低[20-21]。從圖4(a)中也可以發(fā)現(xiàn)，當(dāng)含水率從77.1%減少至4.7%時，著火指數(shù)由5.98×10-6(min·℃2)-1提高至4.21×10-5(min·℃2)-1，著火性能顯著提高。從表2中還可以發(fā)現(xiàn)，隨著污泥含水率降低，燃盡溫度提高，這是由于水分質(zhì)量分數(shù)較低的污泥可燃物質(zhì)量分數(shù)較高，尤其是固定碳，從而導(dǎo)致含水率更低的污泥燃盡更慢。從圖4(b)中也可以發(fā)現(xiàn)，隨著污泥含水率從77.1%減少至4.7%，污泥綜合燃燒特性指數(shù)從2.25×10-9(min2·℃3)-1提高至6.93×10-8(min2·℃3)-1，綜合燃燒特性指數(shù)隨含水率的減少而提高，這是由于較低的含水率能夠使污泥著火更容易，揮發(fā)分提前析出，燃燒提前，提高了可燃物的比例。

圖4 含水率對污泥燃燒參數(shù)的影響 Fig.4 Variation of combustion indices of sludge with different moisture contents

2.1.3反應(yīng)動力學(xué)分析

污泥的燃燒主要分為2個反應(yīng)過程：揮發(fā)分燃燒和焦炭燃燒，為準確進行反應(yīng)動力學(xué)分析，燃燒過程中，需要采用不同的燃燒機理模型進行描述，即采用不同的機理函數(shù)g(α)進行求解，需對燃燒過程分段。將污泥燃燒過程分為4個階段，分別為揮發(fā)分燃燒前半峰、揮發(fā)分燃燒后半峰、半焦燃燒前半峰、半焦燃燒后半峰。分別對不同燃燒階段內(nèi)ln[g(α)/T2] 和1/T進行直線擬合，根據(jù)擬合結(jié)果得到直線方程，求得反應(yīng)的活化能和指前因子。含水率4.7%的污泥揮發(fā)分燃燒前半峰的直線擬合結(jié)果如圖5所示，由擬合結(jié)果求出活化能為133.32 kJ/mol，指前因子為9.36×1011s-1。

圖5 含水率4.7%的污泥揮發(fā)分燃燒前半峰的活化能 擬合結(jié)果Fig.5 Linear fitting on release and combustion kinetics of volatile matters for sludge at pre-peak stage

采用相同方法計算得到不同含水率的污泥在不同燃燒階段時反應(yīng)動力學(xué)參數(shù)見表3。對不同階段擬合后發(fā)現(xiàn)，可采用Avrami-Erofeev模型[19]對揮發(fā)分和半焦燃燒過程進行擬合(g(α)中m=3或4)。當(dāng)污泥中含水率從77.1%減少至4.7%時，揮發(fā)分燃燒的平均活化能從159.99 kJ/mol降低到121.78 kJ/mol，半焦燃燒過程的平均活化能從81.84 kJ/mol降低到55.65 kJ/mol。隨著污泥含水率的減少，污泥燃燒過程的平均活化能降低，這是由于水分越低的污泥，蒸發(fā)需要吸收的熱量越少，導(dǎo)致燃燒時表面溫度相對較高，平均活化能更低。

2.2 爐溫及燃燒氣氛對污泥中重金屬遷移特性的影響

污泥(含水率4.7%)及污泥灰渣(800 ℃、20%O2/80% N2)中重金屬質(zhì)量分數(shù)如圖6所示。可知6種重金屬元素質(zhì)量分數(shù)排列均為：Mn>Zn>Cu>Cr>Ni>Pb。6種金屬中Mn(>4 600 mg/kg)和Zn(>2 350 mg/kg)的質(zhì)量分數(shù)遠高于其他重金屬，Cu質(zhì)量分數(shù)也較高(>330 mg/kg)，而Ni、Pb和Cr的質(zhì)量分數(shù)很低(<200 mg/kg)。燃燒后灰渣中重金屬質(zhì)量分數(shù)略高于污泥，主要有2方面原因：① 污泥中的可燃物通過燃燒由固相變?yōu)闅庀噙M入煙氣，然而難以揮發(fā)的重金屬則大多殘留在污泥灰渣中，導(dǎo)致污泥失重率遠高于重金屬揮發(fā)率；② 污泥灰分高達52%，燃燒過程中，大量重金屬通過吸附、沉淀或化學(xué)反應(yīng)被灰分捕獲從而殘留在灰渣中。

2.2.1爐溫的影響

爐溫變化對不同揮發(fā)性重金屬產(chǎn)生不同影響。重金屬揮發(fā)性較強時，較低的爐溫使其全部揮發(fā)進入氣相，繼續(xù)提高溫度，其殘留率無明顯變化。揮發(fā)性為中等強度時，重金屬及其化合物的蒸發(fā)壓力隨溫度升高而升高，有利于向氣相轉(zhuǎn)化，同時重金屬從污泥內(nèi)部擴散遷移到表面的速度加快，導(dǎo)致殘留率降低。而重金屬揮發(fā)性較弱時，其元素態(tài)和化合態(tài)沸點較高，溫度升高不會對相態(tài)產(chǎn)生較大影響，導(dǎo)致其殘留率受溫度影響較小[22]。

表3 不同含水率污泥的燃燒反應(yīng)動力學(xué)參數(shù)

圖6 污泥和灰渣中重金屬質(zhì)量分數(shù)比較Fig.6 Comparison of heavy metal content of sludge and ash

爐溫對污泥在相同氣氛(20%O2/80%N2)下燃燒后灰渣中重金屬殘留率的影響如圖7所示。6種重金屬中，Pb和Zn的揮發(fā)性為中等強度，而Mn、Ni、Cu及Cr的揮發(fā)性較弱。從圖7中發(fā)現(xiàn)隨溫度升高，6種重金屬殘留率均有不同程度降低，說明溫度升高促進了重金屬揮發(fā)。爐溫由700 ℃上升至1 000 ℃時，Pb殘留率受溫度影響最大，由89%下降到14%，這是由于其較易揮發(fā)，溫度升高有利于轉(zhuǎn)化為氣相；而同樣為中等揮發(fā)性重金屬Zn的殘留率只降低了10%左右，原因可能是在較高溫度下，Zn與Cr反應(yīng)生成穩(wěn)定的化合物ZnCr2O4，從而減少了Zn揮發(fā)；Cu、Ni殘留率也下降較多，分別由82%降至50%和90%降至69%；而Mn和Cr的殘留率受溫度影響較小，殘留率略下降但分別保持在60%和90%左右，主要是由于其難以揮發(fā)的同時形成了穩(wěn)定的化合物從而更多殘留在灰渣中。

圖7 爐溫對重金屬殘留率的影響Fig.7 Effects of furnace temperature on the residual rate of heavy metals

2.2.2O2體積分數(shù)的影響

O2體積分數(shù)對污泥中重金屬殘留率的影響如圖8所示。O2體積分數(shù)升高主要帶來2方面的影響：① 較高的O2體積分數(shù)可以促進污泥燃燒，提高燃燒溫度，有利于重金屬蒸發(fā)，從而降低殘留率；② 較高的O2體積分數(shù)可以促進重金屬單質(zhì)或化合物與O2的反應(yīng)，形成穩(wěn)定的金屬氧化物，從而提高重金屬的殘留率。因此，O2體積分數(shù)的升高對于重金屬在灰渣中的殘留既可能起促進作用也可能起抑制作用[23]，不同種類重金屬殘留率呈現(xiàn)出不同變化規(guī)律。

圖8 O2體積分數(shù)對重金屬殘留率的影響Fig.8 Effects of O2 volume fraction on the residual rate of heavy metals

由圖8可知，對于Mn和Ni，當(dāng)O2體積分數(shù)從10%上升到20%時，重金屬元素與O2反應(yīng)的影響占主導(dǎo)地位，有利于重金屬殘留在灰渣中，而O2體積分數(shù)從20%上升到30%時，燃燒溫度提高的影響占主導(dǎo)地位，有利于重金屬揮發(fā)，因此Mn和Ni在灰渣中的殘留率先升高后降低。對于Pb、Cu和Cr，當(dāng)O2體積分數(shù)從10%上升到30%時，重金屬元素與O2反應(yīng)的影響占主導(dǎo)地位，殘留率逐漸升高。而對于Zn，O2體積分數(shù)從10%上升到30%過程中，燃燒溫度提高的影響占主導(dǎo)地位，有利于Zn揮發(fā)進入氣相，導(dǎo)致殘留率逐漸降低。

2.2.3CO2體積分數(shù)的影響

CO2體積分數(shù)對污泥重金屬殘留率的影響如圖9所示。可知隨著CO2體積分數(shù)的升高，重金屬殘留率均有所增加，這說明CO2對于燃燒過程中重金屬的揮發(fā)具有抑制作用，導(dǎo)致重金屬較多殘留在灰渣中。近年已有一些學(xué)者開展了富氧燃料條件下重金屬遷移特性的研究，均發(fā)現(xiàn)CO2代替N2會增加重金屬的殘留率[23-25]，這是由于CO2的理化性質(zhì)與N2有很大差異。一方面，CO2的比熱容遠大于N2，CO2體積分數(shù)的升高會導(dǎo)致爐內(nèi)氣體溫度較低；另一方面，CO2密度大于N2，導(dǎo)致O2在CO2中的擴散更加困難，從而降低了燃燒速率。這2種因素均使污泥燃燒溫度降低，導(dǎo)致重金屬蒸氣壓力下降，抑制重金屬揮發(fā)。此外，基于QUANN等[26]提出的還原機理，污泥燃燒時會發(fā)生式(5)的反應(yīng)，其中M代表重金屬元素。高體積分數(shù)的CO2會使反應(yīng)向左側(cè)移動，形成穩(wěn)定的金屬氧化物，從而增加重金屬的殘留率。最后，高體積分數(shù)的CO2會降低燃燒過程中污泥的孔隙率，增大氣態(tài)重金屬的擴散阻力，抑制重金屬的揮發(fā)[23]:

(5)

圖9 CO2體積分數(shù)對重金屬殘留率的影響Fig.9 Effects of CO2 volume fraction on the residual rate of heavy metals

2.2.4H2O體積分數(shù)的影響

H2O體積分數(shù)對污泥重金屬殘留率的影響如圖10所示。由圖10可知當(dāng)用10%、20%和30%的H2O代替N2時，所有重金屬的殘留率均有下降，且隨H2O體積分數(shù)升高而逐漸降低，這表明H2O有利于污泥燃燒過程中重金屬揮發(fā)進入氣相。

圖10 H2O體積分數(shù)對重金屬殘留率的影響Fig.10 Effects of H2O volume fraction on the residual rate of heavy metals

與CO2類似，H2O的比熱容大于N2，導(dǎo)致燃燒溫度降低，重金屬殘留率增加。然而，H2O的化學(xué)性質(zhì)比N2和CO2更活躍。在800 ℃時，存在C-H2O反應(yīng)(式(6))，該反應(yīng)可以促進半焦燃燒，提高燃燒溫度，較高的溫度有利于重金屬蒸發(fā)[27-28]。此外，該反應(yīng)中提高H2O體積分數(shù)可以促進半焦破碎，從而產(chǎn)生較大孔隙，降低蒸氣的擴散阻力，這也有利于氣態(tài)重金屬的揮發(fā)，降低重金屬殘留率:

(6)

3 結(jié) 論

1)隨著污泥含水率的升高，揮發(fā)分和固定碳質(zhì)量分數(shù)降低，污泥需要吸收大量熱量用于水分蒸發(fā)，從而導(dǎo)致著火和綜合燃燒特性指數(shù)下降，揮發(fā)分和半焦燃燒的平均活化能上升。

2)爐溫升高能夠有效增加重金屬的蒸發(fā)壓力，從而促進揮發(fā)，導(dǎo)致重金屬殘留率均有所降低。其中Pb、Cu和Ni的殘留率隨爐溫升高下降明顯，而Zn、Mn和Cr的殘留率隨爐溫升高下降較少。

3)O2體積分數(shù)的升高對6種重金屬產(chǎn)生不同影響。隨著O2體積分數(shù)的升高，Zn殘留率逐漸下降，Mn和Ni的殘留率先升高后降低，Pb、Cu和Cr的殘留率逐漸升高；隨著CO2體積分數(shù)的升高，燃燒溫度和孔隙率降低，6種重金屬殘留率均增加；隨著H2O體積分數(shù)的升高，半焦燃燒溫度和孔隙率上升，6種重金屬殘留率均降低。