市政污泥摻燒技術與工藝

張銓平,金升益

(張家港沙洲電力有限公司,江蘇 蘇州 215624)

污泥是城市污水或工業廢水處理的附屬產物[1]。隨著工業的持續發展和城市化進程的推進,人民生活水平提高,污水與污泥的產量與日俱增。有報道顯示,2020年,我國含水率80%的污泥產量就已超過6 500萬t,且預計五年內污泥年產量將突破9 000萬t。同時隨著人們環保意識的增強,對于污泥處理的要求也越來越高,如何有效處理污泥成為一個值得探究的領域。2021年國家發展改革委、住房城鄉建設部印發《“十四五”城鎮污水處理及資源化利用發展規劃》,對于污泥處理提出了更高要求——城市和縣城污泥無害化、資源化利用水平需進一步提升,城市污泥無害化處置率需達到90%以上。

污泥的處理應該秉持“四化”的原則,即“減量化、穩定化、無害化、資源化”。無害化處理是基本要求,減量化處理是基礎,穩定化處理是核心,資源化利用是終極目標。而傳統的處理方式如填埋、堆肥、自然干化等,對于環境的污染依舊存在,土地占用率高且效率較低。焚燒因其體積減容率大、能量回收快等優點,是污泥處理的重要策略之一,尤其污泥摻燒技術在環保、經濟效益等方面有著獨特的優勢[2]。

1 市政污泥燃燒特性及摻燒可行性

市政污泥是市政污水、廢水處理的產物,是一種成分極其復雜的非均質體,其中包含泥土、沙子、纖維等固體顆粒、動植物殘體等有機殘片、各種膠體等,還有部分金屬元素以及微生物、病菌、蟲卵。污泥本身含水率高,但是其狀態介于液體與固體之間,呈膠狀液態,且難以通過沉降的方法去分離污泥中的固液組分。污泥另一個特性就是有機物的含量高,這也是其容易腐爛發臭的原因。常見污泥來源廣泛,根據不同方式分類如表1所示。

表1 常見污泥分類[3]

市政污泥中含有氮、磷等大量營養物質,但是也含有大量病原體、細菌等[3],處理不當會對環境造成二次污染,而這些有害物質大部分以有機物的形式存在于污泥中。焚燒的方法能夠殺死病原體,使得這些有機物碳化,并利用有機物的燃燒熱值,變廢為寶。產生的熱量可以用于發電和供熱,在短時間內回收能源[4-6]。此外,焚燒的處理方法能夠實現污泥減量化最大,處理后的污泥體積最小,最終需要處置的物質很少。而且相較于其他處理方法,污泥焚燒的處理速度最快,這也避免了需要長期儲存和運輸的問題,節約了成本,燒出來的灰可以用作化學品制備原料,實現資源化利用。因此污泥焚燒是一種符合“四化”原則的污泥處理技術,其處理方式包括單獨焚燒和摻燒。在國外,焚燒法已經成為污泥處理的主流方法,尤其在日本,焚燒處理的比例超過了50%[7]。

城市污水處理廠的污泥中只經過初步處理,仍然有著較高的含水率。如表2所示,污泥燃燒的熱值隨含水率的升高而降低,水分過高時不僅不能良好利用其熱值,反而會造成熱量的損失。一般來說,焚燒的污泥含水率至少要為50%以下。因此將污泥用于摻燒之前的干化處理至關重要。另外,干化后不同的污泥的組成成分仍然有較大區別,一般來說揮發分Vad占40%左右,灰分Aad約占30%～40%,固定碳FCad約占20%。

表2 不同含水率下污泥熱值

目前已經有很多學者對污泥燃燒特性進行了探究,通過熱重分析儀去分析污泥在不同氣氛、不同升溫速率下的燃燒特性以及不同比例污泥混燒的燃燒特性,分析燃燒機理與動力學特性。污泥燃燒過程與煤的燃燒過程類似,主要分為4個階段,包括自由水和結合水析出、揮發分析出和燃燒、揮發分和固定碳燃盡、殘留物燃燒和分解階段。但與煤燃燒不同的地方在于,煤粉的燃燒過程中起主要作用的是固定碳的燃燒,而污泥在燃燒過程中揮發分析出和燃燒才是控制整個燃燒過程的關鍵[7]。對于不同來源不同成分的污泥,不同階段的溫度范圍也有差異。圖1為某市政污泥不同升溫速率下的熱重曲線,整體來說,污泥的燃燒呈雙峰特點,污泥的燃燒主要發生在揮發分析出和燃燒階段。

圖1 某市政污泥不同升溫速率下的熱重曲線[8]

在盧洪波等人[8]的研究中,隨著升溫速率的增加,污泥的著火溫度、燃盡溫度和峰值溫度逐漸增大,最大失重速率、平均燃燒速率、可燃性指數、穩燃性指數和綜合燃燒性指數均呈現升高趨勢。但是劉靜勇等人[9]的研究表明,隨著升溫速率增加,污泥的燃盡指數會有所下降。總體上說,提高升溫速率和氧氣濃度都可以改善污泥的綜合燃燒性能。此外隨著污泥的粒徑增大,污泥比表面積減小,著火溫度、燃盡溫度隨之增高。

由于污泥中主要可燃成分為揮發分,其著火點和燃盡溫度都遠低于煤,所以其著火和燃盡性能均優于煤,因此在煤中摻燒污泥有助于改善燃料的著火和燃盡性能[10-11]。不同反應氣氛條件下,污泥摻燒后燃料的燃燒特性存在一定區別。隨著反應氣氛中O2濃度的提高,燃燒反應活化能降低,揮發分析出提前,使燃燒更加劇烈,燃盡性能也得到提高。污泥摻雜比例在10%以下,對可燃性指數、穩燃性指數和綜合燃燒特性指數的影響不大。摻雜比例繼續提高的情況下,各個燃燒性能參數均大幅下降,影響燃燒[12]。還有研究表明污泥與生物質[13]及劣質煤[14]摻燒在低摻比時表現出了相互促進的效果。

在早期,污泥焚燒只為處理污泥,后來人們發現可以對污泥中含有的熱值加以利用,在摻燒過程中還能獲得發電收益,同時各地政策也對污泥處理有所補貼(如上海的補貼達到了約300元/t),能夠進一步降低污泥處理的成本。隨著技術進步,污泥焚燒技術從多段豎爐發展到流化床技術,污泥摻燒越發容易實現。較高含水率的濕污泥可以利用循環流化床鍋爐進行燃燒,但是需要注意防止排放物造成二次污染;干化后的污泥可以直接與原煤以一定比例混合送入鍋爐燃燒,同時借助電廠現有環保處理設備能夠讓排放的氣體達到國家標準,這種技術在一些電廠中已經得到應用。因此,污泥摻燒從技術、經濟到環境保護上都具有較好的可行性。

2 污泥摻燒技術

污泥摻燒發電作為污泥焚燒的一種利用方式,具有容量大、適應性強、系統效率高等獨特優勢。它可以利用機組原有的燃燒、煙氣凈化、發電等設備,大大降低了污泥焚燒處置的成本,近年來發展迅速[15]。根據摻燒的形式可以分為直接摻燒和干化摻燒技術,其中根據干化的方式又可以分為煙氣直接干化摻燒與蒸汽間接干化摻燒。

2.1 污泥直接摻燒技術

污泥中水分形式復雜,有自由水、間隙水、表面結合水和分子結合水四種,其區別在于水分與固體污泥顆粒的結合能大小的不同,且結合能越大,水分蒸發所需能量越高。一般來說,自由水的結合能最小,其次是間隙水,這兩種水分通過機械脫水就能脫除。表面結合水物理吸附在污泥顆粒表面,分子結合水通常是胞內水分,存在于有機質細胞內,結合強度最高。這兩種水分通過機械方式很難脫除。

污水廠產出的污泥一般為經過機械脫水的方式處理,但是由于污泥中水分存在形式復雜,機械脫水效果有限,污泥中的水分仍然保持在60%～80%的范圍之間。在與燃煤機組耦合時,污泥直接摻燒是將這種濕污泥直接通過輸送設備送入鍋爐設備中進行摻燒,輸送方式有泵式與帶式兩種。

在泵式輸送直接摻燒路線中,濕污泥由罐車輸送到電廠的污泥倉。污泥通過污泥倉底部的卸料車落入底部預壓螺旋輸送機。污泥通過預壓螺旋輸送機送到污泥泵。由污泥泵增壓后,通過管道送至循環流化床鍋爐燃燒或送至煤輸送帶上方的出料口,使污泥鋪在原煤層上(煤粉鍋爐)。

帶式輸送直接摻燒則是濕污泥自行卸入濕污泥儲存倉,污泥倉底部的液壓推桿將污泥推至排泥螺桿處,然后通過A/B帶式輸送機送至電廠煤輸送帶的A側或B側(可切換運行)。污泥通過污泥分配裝置與煤混合均勻。為防止異味擴散,污泥輸送帶均加裝密封蓋。兩者相比,泵送直混工藝是完全封閉的管道輸送,異味回收效果更好。

污泥直接摻燒通常適用于對燃料相對不敏感的流化床鍋爐,其優勢在于技術工藝簡單直接,投資成本較低,且操作維護需求小,同時由于污泥沒有干燥,產生的惡臭氣體較少。但是濕污泥含水量高、體積大、熱值低、燃燒組織困難,摻合量十分有限。對于煤粉鍋爐來說,由于污泥混合不均等因素,很容易造成原煤倉和給煤機堵塞,或者制粉系統產量不足等問題。

2.2 污泥干化摻燒技術

機械脫水后的污泥直接摻燒局限性很大,摻燒量小且會對鍋爐設備產生較大的負面影響,例如降低爐膛的理論燃燒溫度、增大煙氣含量等。為了保證設備的安全運行,污泥摻燒前可先對污泥進行脫水干化,進一步降低污泥含水量,再送入設備中進行摻燒。一方面通過干化實現污泥的減量,提高污泥的熱值,另一方面也降低了污泥儲存與運輸的難度。因此干化摻燒的工藝在我國燃煤電廠耦合污泥摻燒時得到了較為廣泛的應用。

污泥干化摻燒的關鍵技術就是污泥干化技術,按照熱介質與污泥的接觸方式,主要分為直接干化、間接干化和直接-間接聯合干化三種方式[16-18]。其中直接-間接聯合干化技術發源于日本和德國,存在安全性低、經濟性差和設備占地大等問題,在我國實際應用較少,在此不作詳細介紹。此外還有一些新型干化技術如EcoDry工藝[19]與太陽能干化工藝[20]等,由于發展還不成熟暫不做相關評價。表3給出了常見的傳統干化工藝及其優缺點,并在下文進行詳細介紹。

表3 干化工藝對比

2.2.1 污泥直接干化技術

直接干化工藝的熱介質與污泥直接接觸進行換熱,常用的熱介質為熱煙氣、熱空氣或熱灰等,傳熱效率和蒸發速度高,其代表技術有轉鼓干化技術、流化床干化技術、帶式干化技術等,相關干燥設備包括轉鼓干燥機、噴霧干燥機、帶式干燥機、滾筒干燥機、旋風閃蒸污泥干燥機等[6]。圖2為轉鼓式污泥直接干化系統與設備。

圖2 轉鼓式污泥直接干化系統與設備

轉鼓式干化機在干燥過程中,轉鼓內通入加熱介質,通過轉鼓的轉動,物料緩慢地向出料口方向移動,在移動過程中,物料與加熱介質直接接觸,去除物料中的水分,達到所要求的含水率。污泥與加熱介質在干燥機中直接接觸,以接觸傳熱的方式進行干燥,主要應用于液態物料、帶狀物料、膏狀及黏稠狀物料的干燥。

煙氣直接干化污泥是利用鍋爐尾部的煙氣作為熱源,使污泥干燥。污水處理廠的濕污泥由自卸車運至發電廠的濕污泥儲存倉,再由濕污泥螺桿泵送至干燥機入口進行干燥。干燥后的污泥通過氣流輸送到旋風分離器進行氣固分離。干污泥落入干污泥倉,然后與原煤混合送入煤輸送帶,在爐膛內燃燒。部分干燥污泥通過干燥機底部的螺旋輸送機直接送到煤輸送帶。烘干機所需的干燥介質由空氣預熱器前的高溫煙氣(約380 ℃)和靜電除塵器出口的低溫煙氣(約120 ℃)組成。干燥尾氣經旋風分離器除塵后,由負壓風機送至鍋爐爐膛上部進行燃燒或尾污處理系統。

直接干化技術的優點是污泥與熱介質直接接觸,輸送效率和蒸發速率高,干燥過程短,設備結構緊湊,初始投資低。缺點是采用高溫煙道氣或熱空氣作為加熱熱源,有效能量損失大;干燥尾氣流量大,尾氣凈化和余熱回收難度高;干燥系統的抑燃防爆要求比較嚴格。如果與燃料混合的污泥比例過高,所需要的煙氣量就大,可能會影響鍋爐的熱力系統,導致汽溫不足。因此,該工藝的選擇需要結合機組的熱工計算綜合考慮。

2.2.2 污泥間接干化技術

間接干化工藝中熱介質不與污泥直接接觸,而是通過加熱器壁對器壁另一側的濕污泥進行干化。常用的熱介質有蒸汽、導熱油等,從污泥中蒸發出來的水進入冷凝器冷凝,全部或部分熱介質可以返回原系統循環利用,但傳熱效率和蒸發速度相對低,其代表技術有圓盤干化技術、槳葉式干化技術等,主要設備有中空槳葉干燥機、薄層干燥機、圓盤干燥機等。

槳葉干化技術較為傳統,可以將污泥含水率從80%降到40%左右,槳葉干燥機設備制作簡單,曾經應用廣泛。在槳葉干化技術上繼續發展出圓盤式污泥干化技術,該技術優勢在于處理量大,裝置自動化程度高,但同時成本也較高。薄層式污泥干化技術通過將污泥制成“煎餅”一樣的薄層,以此增加污泥中水分蒸發的表面積,實現污泥快速干化的目的,該技術能夠將污泥含水率脫除至30%以下且耗能低。但是由于設備結構復雜,檢修難度較高,市場占有率不高[21]。圖3為薄層污泥間接干化系統與設備。

圖3 薄層污泥間接干化系統與設備[21]

蒸汽間接干化污泥采用機組汽輪機抽汽作為熱源。在污泥干燥設備中,熱介質與污泥間接接觸,進行熱交換。蒸汽熱量釋放到凝結水后,返回到機組的蒸汽-水系統。污泥干燥并冷卻后進入干污泥倉,送入煤輸送帶與原煤混合,再送入粉碎機。污泥干燥過程中產生的廢氣被旋風分離器去除大部分固體顆粒,然后進入冷凝器與冷卻水進行熱交換。非冷凝廢氣由負壓風機送鍋爐焚燒,冷凝廢水送廢水處理系統處理達標后排放。

間接干化技術采用低壓蒸汽等低等級熱源,有效能量損失小,系統熱效率高。干燥尾氣處理能力小,干燥蒸汽容易凝結,可有效避免污泥的塑性階段,操作溫度低,污泥中可燃成分損失少,系統安全性好,自動化程度高。間接干燥污泥耦合發電工藝對鍋爐運行影響不大,尤其是污泥與燃燒混合比例較大時,但該工藝屬于壁對壁換熱,傳熱系數低于直接接觸換熱,干燥速率低,單位干燥面積處理量小。該設備體積大,初始投資高,結構復雜,活動部件多,對耐腐蝕、耐磨性要求高。

2.3 污泥摻燒技術對比

對比污泥直接摻燒、煙氣直接干化摻燒與蒸汽間接干化摻燒三種摻燒技術,能夠發現其各具特色,對其優劣并不能一概而論。對于不同的污泥處理量、摻燒要求、機組實際運行情況以及與污泥摻燒量的匹配性,都有其技術可行性與適用范圍,對于具體情況需要具體分析。

從技術角度來說,污泥直接摻燒最為簡單直接,投資少,建設快,運行成本低。但是直接摻燒容易出現摻混不均導致制粉系統堵塞或者干燥出力不足的問題。而干化摻燒方式都需要與發電機組進行耦合,利用煙氣或者蒸汽對濕污泥進行干化處理,系統較為復雜,同時對原有系統會造成影響。特別是煙氣直接干化抽取的煙氣量直接影響到機組的正常運行。同時煙氣的選擇也有所講究,采用未經過除塵的煙氣溫度高但是含塵量大,經過除塵的煙氣溫度降低,達到同樣干化效果所需煙氣量增加。蒸汽間接干化相對來說對鍋爐的影響較小,但是過程中產生的凝結廢水處理難度較大,系統也最為復雜,同時污泥的除臭問題也需要考慮。

從摻燒量來說,污泥直接摻燒處理量最小,煙氣直接干化污泥摻燒居中,蒸汽間接干化污泥摻燒處理量最大。有數據統計,污泥直接摻燒單臺機組污泥處理量為100 t/d,年處理量3.5萬t以內,煙氣直接干化污泥摻燒約是其1.5～2.5倍,而蒸汽間接干化污泥摻燒更是能夠達到其3～6倍甚至更多。

從經濟性上說,污泥直接摻燒成本最低,以100 t/d污泥處理量為例,系統投資約1 000萬元且運行成本很低。煙氣直接干化污泥摻燒以150 t/d污泥處理量為例,系統投資約2 000～4 500萬元,運行成本在120～150元/t。而蒸汽間接干化污泥摻燒投資最高,系統投資高達18 000萬元,運行成本約200～250元/t。因此,在實際選擇技術應用時需要多方面考量。

3 污泥摻燒的影響

3.1 對鍋爐的影響

作為燃料來說,污泥的含水率高、揮發分高、熱值低,干污泥灰分高,在污泥與進入鍋爐的燃料混合時,污泥的這些特點會導致混合燃料的含水率和灰分增加,燃料的熱值與燃料品質降低。理論上分析不難得知,燃料熱值下降的結果是會導致爐膛內的輻射吸熱降低,爐膛出口煙氣溫度升高,煙氣流量增大,導致廢氣的熱損失增加。另外煙氣體積的增大,爐膛內輻射吸熱降低,使半輻射式過熱器與對流過熱器吸熱增加,出口的蒸汽溫度會有所升高。因此在運行過程中需要通過增加減溫水量來保證對流過熱器出口的蒸汽溫度,以免對后續系統產生不利影響。

也有學者通過實驗與計算對此進行了驗證。結果表明在不同機組負荷下,摻燒污泥對機組運行參數的影響規律基本一致。機組摻燒污泥后,入爐燃料水分增加且熱值降低,燃料干燥所需熱風溫度有所提升而磨機出口溫度則有所降低,煙氣H2O質量分數、濕煙氣量及引風機壓升均呈增加趨勢。由于污泥含氮量大于煙煤,機組摻燒污泥后,NOx質量濃度有所增加[22]。

摻燒污泥后,鍋爐濕煙氣量及排煙溫度增加會導致排煙熱損失明顯增加,同時爐膛溫度下降引起燃料燃盡率下降造成固體未完全燃燒熱損失明顯增加,而其他幾項熱損失變化較小。熱損失的增加造成鍋爐效率的降低,且污泥摻燒比例越高,鍋爐效率下降越明顯。根據相關實驗結果,通常認為當干化污泥摻雜比例小于10%時,鍋爐熱效率變化不大。

污泥的摻燒也不全是負面影響。有摻混試驗表明[23],摻混干化污泥后鍋爐灰中的含碳量降低。一方面污泥的揮發分高,而揮發分燃點低,在燃燒的初期迅速燃燒并提供熱量,促進了固定碳的燃燒。另一方面也在一定程度上使著火時間提前,煤粉在爐內充分燃燒的時間延長,因此提高了煤粉的燃盡率。

此外,還需要注意摻燒污泥后對于設備運行有所影響。對于磨煤系統,污泥的摻混引入了更多水分,導致燃料粘度增加,易成團使得系統發生堵塞。對于除塵系統,摻燒污泥后煙氣含量增加,受熱面的磨損和管道內的積灰情況加重,除塵機、引風機等容量需有所提高。另外,在鍋爐低負荷運行時,需要防止爐膛燃燒溫度過低導致熄火。另外,污泥中氯、硫及堿金屬含量高,因此污泥的灰分熔點遠低于原煤,混合燃料的灰分熔點溫度隨著摻雜污泥比例的增加而逐漸降低,摻燒比例過大會使鍋爐受熱面極易磨損與腐蝕。因此,還應定期檢測混合燃料灰熔點,并根據實際情況調整鍋爐吹灰方式和頻率。

3.2 對污染物的影響

煤炭的性質決定了燃煤鍋爐運行時的污染物,主要是煙氣中所含的粉塵(包括飛灰和炭黑)、硫和氮的氧化物,還有一些重金屬物質。和煤相比,污泥元素構成上氮、硫含量比較高,且含有煤所沒有的磷、氯等元素,因此摻燒污泥后,對污染物的影響主要在于NOx與SOx的增減,同時也會引入新的污染物[24]。另外污泥中固定碳較少,而灰分和揮發分含量高,這也會對NOx與SOx生成有所影響。

3.2.1 NOx與SOx排放

污泥中N元素的含量在5%～10%左右,多以有機胺的形式存在。與煤燃燒生成NOx的機理類似,含氮化合物在燃燒過程中發生分解,最終產生NOx。污泥的含氮量明顯高于煤炭,因此排放物中的NOx含量有所上升,但摻雜比例不高的情況下上升程度較低。與污泥混合后,鍋爐NOx排放總質量濃度反而降低。原因可能有兩個方面,一是摻燒污泥后爐內的燃燒溫度降低,使得熱力型NOx生成減少;二是污泥揮發分在一定條件下發生熱解,中間產物中含有HCN,會還原部分的NOx[25]。

污泥中S元素的存在形式有無機硫和有機硫兩種,燃燒后基本上會轉化為SO2。一般來說煤的含硫量是高于污泥的含硫量的,尤其在摻燒污泥比例不高時對排放物中的SO2濃度影響不大。而污泥中的高灰分中含有的氧化物會與SO2反應生成硫酸鹽,高水分也會一定程度吸收SO2,因此SO2排放會有所減少。

3.2.2 二口惡英排放

二口惡英通常是指一組多氯芳烴化合物的統稱,它們具有相似結構和理化特性,如熱穩定性,且具有極強的生物毒性,被視為“世界上最危險的化學物質之一”。污泥在脫水過程中通常會加入一些氯化調理劑促使污泥微粒凝聚成大的顆粒絮體,同時使水從污泥顆粒中分離出來,從而提高污泥的脫水性能。因此污泥中會存在大量氯鹽、氯離子以及有機氯化物。這些氯基物質在一定的高溫條件下就會反應生成二口惡英。

研究表明二口惡英的生成與燃燒的溫度有較大關系[26]。溫度在550 ℃～700 ℃之間,二口惡英迅速生成,溫度如果繼續升高到850 ℃以上,二口惡英的生成速度就會趕不上分解速度。在實際運行過程中,可以將污泥在20～40 mm的范圍內作為燃料送入爐膛,該范圍內溫度遠高于850 ℃,只要能夠停留一定時間,就基本可以避免二口惡英的生成。此外除塵器的選擇也會影響二口惡英的排放,有研究表明布袋除塵器對二口惡英的去除效率高達64.3%,可以進一步減少二口惡英的排放[26]。

3.2.3 重金屬排放

污泥,尤其是工業廢水處理后的污泥,會含有較多的有害重金屬,包括Hg、Cu、Zn、Cd、Ni、Cr、Pb、Mn等。大量研究表明,在摻燒過程中這些重金屬元素的遷移與轉化會發生一些變化。污泥中的氯化物會促進如Cu、Zn、Cd等重金屬元素的揮發;而污泥的高水分增加煙氣濕度,能夠促進重金屬的氯化物轉化為氧化物,減少排放。另外,燃燒溫度也會促進重金屬揮發,溫度越高大部分重金屬元素的殘留率越低。在鄭成強等人[27]的研究中,摻燒污泥后元素含量出現較大差異,除了Sb以外重金屬含量均有所增加,Hg主要以氣態形式存在于煙氣中,Cr、Ni、Mn、Cu、Co、Be、Ba元素在飛灰和底渣中均有富集;Pb、Zn、Sb主要富集在粉煤灰中。另外,在摻燒實驗中發現,摻燒比例提升到10%,污染物的質量濃度會提高100倍,但是仍然達到了相關國家標準。由于污泥來源廣泛,定期對污泥、煤粉灰、煙氣中的重金屬元素進行監測是必要的。

4 結語

污泥摻燒是實現污泥“四化”處理的有效途徑,污泥直接摻燒、污泥直接干化摻燒、污泥間接干化摻燒等工藝各具特點,在滿足實際情況下選擇適當的摻燒技術有利于實現環保與經濟效益的最大化。污泥摻燒會對原有機組設備與工況運行產生一定的影響。通常摻燒比例在10%以下影響較小,且能夠滿足污染物排放要求。現有污泥摻燒技術目前存在的主要問題為摻燒比例低,如何在保證鍋爐效率不受影響的前提下提高摻燒比例是未來研究的重要方向。