许桂英,胡团桥,魏和涛,欧江波,郭晓龙,阳开东,方百增

Fenton/CaO调理污泥与生物质成型燃料燃烧污染物排放

许桂英1*,胡团桥1,魏和涛1,欧江波1,郭晓龙1,阳开东1,方百增2

(1.重庆理工大学化学化工学院,重庆 400054；2.英属哥伦比亚大学化学与生物工程学院,温哥华 加拿大 BC V6T 1Z3)

针对Fenton/CaO调理后的市政污泥与稻壳混合成型燃料燃烧后烟气中SO2和NO排放进行研究,分析了掺混比、温度和Fenton/CaO剂量对于SO2和NO排放的影响规律.结果表明,污泥混合燃料中稻壳添加量增多,燃烧排放的SO2和NO量逐渐下降,燃料硫转化率先降后升,燃料氮转化率上升;随着炉内温度的升高,污泥混合成型燃料燃烧排放的SO2和NO量也将有所增加,燃料氮硫转化率也保持上升的趋势.经过Fenton/CaO调理后的混合成型燃料燃烧SO2产生量与未经调理污泥燃烧SO2排放量相比,低了近3.5倍,而NO生成量相对下降了1.3倍左右.经分析, 调理污泥SS2与50%的稻壳在800℃温度下混合燃烧污染物排放性能最佳.

污泥；生物质；Fenton/CaO；排放特性；SO2；NO

近年来污水处理厂处理后留下的污泥总量一直在稳步增加,对环境污染严重.由于世界各国对环境保护的重视,制定出有效回收利用污泥中的潜在能量的策略就很有必要[1-2].污泥主要处理方法为堆肥、填埋和干化焚烧[3-4].堆肥和填埋是早期常用的方法,然而,由于其使用可能对环境和人类健康造成急性和慢性毒性伤害,已有相关规定限制直接使用[5].干化焚烧能对污泥中水分和有毒有机质以及一切病原体进行破坏,且能够对污泥中的高热值进行回收,做到无害化、资源化[6].在我国政府颁布的有关文件中,污泥焚烧被列为最佳处置方法之一,但由于污泥含水和黏度较高,灰分含量高,单独燃烧时会出现挥发分析出不易、燃烧不充分等问题[7].通过脱水降低污泥高含水量有利于降低污泥处理成本及其后续处理.Guo等[3,8]将生物炭与过硫酸盐联合应用于污泥脱水,污泥脱水时添加生物炭/生物质可以形成骨架颗粒,有利于污泥结合水的释放,提高污泥的脱水效果.此外,生物质具有高挥发分、低灰分和高热值特点.目前有一部分学者[9-12]尝试将市政污泥与生物质共同燃烧以获得更好的污泥焚烧效果.中国每年生产数亿吨稻草废弃物[13],其处理已成为一个亟待解决的问题.Xie等[13]研究发现在污泥燃烧中添加稻草可以有效提高燃烧效率,存在着明显的协同作用.污泥与生物质混合燃烧有利于降低混燃的着火点、提升燃烧的稳定性,使污泥的燃烧更容易与稳定[11].混合成型技术可以在一定条件下,将污泥与某种生物质混合后经过压缩得到一种新的成型燃料,这种燃料不仅体积小,密度大,而且它的强度和抗水性都得到了增强,且成本低,易于储存,运输方便.这种污泥与生物质混合成型燃烧技术是较为理想的污泥处置方法,适合广泛运用[14].

污泥中硫和氮含量相对较高,在污泥焚烧中,主要以SO2和NO形式排放,释放出的气体要比煤粉燃烧还高出几倍[15].Liu等[16]发现Fenton试剂与CaO的联合使用不仅能提高污泥的干燥速率和性能,而且有效地降低了污泥热干燥过程中含硫、含氮气体的排放.一方面,它们促进了硫在干污泥中以更稳定物种(如硫酸盐、磺酸/砜)形态保留.另一方面,Fenton过氧化和CaO预处理促进了蛋白质和无机氮的氧化和分解.Chen等[17]采用管式炉燃烧污泥发现900℃添加CaO可以有效地把SO2转化成CaSO4,且能抑制NO排放.Zhao等[18]研究了Na、Ca、Fe对燃烧过程中NO排放的影响.发现在Na、Ca和Fe的催化环境下,高温时抑制NO的排放,低温时促进NO的排放.因此,可以推断 Fenton/CaO调理后的市政污泥,在一定程度上影响热化学转化过程的SO2和NO气体排放.

目前鲜见关于Fenton/CaO调理后市政污泥与废弃生物质混合成型燃料燃烧的研究.生物质中,稻壳(RH)因其热值高、供应丰富,是一种农业废弃物,需要资源化处理[13].因此,本文使用Fenton/ CaO调理市政污泥,并将调理后污泥与废弃生物质稻壳混合成型进行燃烧污染物排放研究,为Fenton/CaO调理污泥与生物质混合成型燃料燃烧技术的应用及燃烧工况的优化提供理论参考和基础数据.

1 材料与方法

1.1 材料

表1 试样的调理与制备

注:DS 污泥干基.

表2 试样稻壳与各调理污泥的元素与工业分析

注:ad为样本水分;ad为灰分;ad代表挥发分;FCad代表固定碳;ad为空气干燥基.

本实验采用的市政污泥(SS)选取自重庆市巴南区污水处理厂,污泥整体颜色呈深褐色,黏稠,并伴有强烈的臭味.经计算其湿基含水率约为83.5%.生物质以常见的稻壳(RH)为代表,所用的稻壳取自附近农村.将污泥压成饼并在透风处晾干后,研碎过100目筛,后于105℃下干燥24h,最后将其储存在干燥箱中,具体的制备细节和存储方法见表1.原污泥命名为SS0,而Fenton/CaO投加量(Fe2+/H2O2/Ca2+=30/ 30/70mg/g污泥干基, Fe2+/H2O2/Ca2+=50/30/100mg/g污泥干基和Fe2+/H2O2/Ca2+=70/30/120mg/g污泥干基)的深度脱水污泥分别命名为SS1,SS2,SS3,污泥的初始pH值用硫酸调节[19].稻壳和调理后试样的元素分析和工业分析见表2.一般生物燃料的热值为14～17MJ/kg,污泥干基热值在5MJ/kg左右.由表2知,本文污泥试样的低位热值在6～10MJ/kg.

1.2 试验设备及方法

将装有1g左右调配的试样的模具放在万能试验机上,设定压制棒以5mm/min速度下降,当压制棒受力达到30MPa压力时,终止下行;以2mm/min速度将制成的燃料推出模具,得到圆柱型燃料,直径10mm左右.实验重复3次.

本实验用的实验装置如图1.装置主要是管式炉、温度控制器、计算机、烟气分析仪等.空气经过质量流量计计量送入管式炉,燃料燃烧后烟气经过过滤装置后进入烟气分析仪,燃气分析仪在线记录其浓度值.电阻管式炉型号为SRJK-2-13,额定功率2kW,可控温范围为0～1300℃.石英炉管的尺寸为600mm/35mm.气体污染物在线检测为MRU GmbH公司生产的Vario Plus烟气分析仪,可测定SO2和NO的实时浓度.灰分含量采用XRF(BeijingAnke Huisheng Technology Co. LTD)测量.

图1 实验装置

1.空气气瓶;2.质量流量计;3.法兰;4.管式炉;5.温度控制器;6.刚玉瓷舟; 7.烟枪;8.过滤器;9.烟气分析仪;10.数据处理系统

实验条件:在温度800℃,不同RH比例(0%、25%、50%、75%、100%)与调理污泥SS2混合燃烧,以研究不同RH掺混比的影响;在燃烧温度800, 900,1000℃下,分别对50%比例的RH与SS2混合燃烧,研究温度对混合样燃烧的影响;同时在800℃,研究不同Fenton/CaO调理剂用量(Fe2+/H2O2/Ca2+三者剂量之和分别为0,130,180, 220mg/g)的调理污泥SS0,SS1,SS2,SS3与50%RH掺混燃烧的效果.燃料重量为1g,燃烧气氛为空气,流动速度800mL/min.

1.3 试验数据处理

根据烟气分析仪记录的数据,可用式1、2计算出SO2和NO产生量[20]:

式中:N为单位质量样品产生的NO,mg/g;S为单位质量样品产生的SO2,mg/g;0为试验初始时间,s;为试验进行中某时刻,s;N()为时刻烟气中NO对应的实际浓度,mg/Nm3;S()为时刻烟气中SO2对应的实际浓度,mg/Nm3;()为时刻烟气流量,Nm3/s;0为初始样品质量,g.

然后用式3、4计算SO2和NO的转化率[20]:

式中:N为NO转化率,%;S为SO2转化率,%;N为生成NO的质量,mg/g;S为生成的SO2质量, mg/g;为试样质量,kg;N为试样含氮量,%;S为试样含硫量,%.

2 结果与分析

2.1 掺混比对排放的影响

从图2a中可以看出,不同掺混比下的SO2排放就存在一个峰,且峰值出现在燃烧开始后不久,峰后SO2释放趋于平缓.在混合成型燃料燃烧时,所有的可燃硫都将转化成SO2排出,或以硫酸盐碱金属及碱土金属的形式存在于飞灰和灰渣中[20].而大部分SO2排放存在于挥发分与固定碳燃烧2个阶段,一部分生成的SO2来自于有机硫,一部分来自无机硫酸盐分解产生[21].单峰分布,可能是因为混合成型燃料突然经受高温,挥发分燃烧与固定碳燃烧出现部分重叠.随着混合燃料中RH混合比例的增加,SO2排放曲线的峰高降低,表明混合燃烧有助于降低SO2的排放,由表2知,这是因为污泥SS2中的灰分含量高,挥发分较低,导致焚烧变缓.其中50%RH掺混比的SO2峰峰值最低.从图2b中可见,随着RH比的增加,NO排放峰值也有些微的下降,这是由于污泥SS2中的氮含量大于稻壳中的氮含量,因此随着燃料中稻壳比例上升,稻壳与污泥混合成型燃料的氮含量降低.

图2c、d为Fenton/CaO调理后市政污泥与稻壳混合成型燃料在不同RH混合比例下燃烧的SO2、NO产生量及燃料氮硫转化率.由图2c可见,混合成型燃料燃烧后,SO2的排放量可从2.81mg/g下降到1.35mg/g,由图2c中还可看出,混合成型燃烧,燃料硫到SO2转化率从45.08%下降到7.47%, SO2产生量与转化率最小值都在混合比例50%附近.这可能是因为RH的含硫量低于SS2, SS2的比例越高,总体的含硫量增加.图2d中NO的排放量从1.05mg/g下降到0.89mg/g.一方面,由于稻壳的氮含量相对较低,稻壳含量的增加,使得燃料整体氮含量下降,另一方面,混合燃料燃烧产生的氮氧化物前驱体与氧气的反应在一定程度上受到了抑制,导致生成的NO较少[22].此外,对于燃料氮的转化率,随着成型燃料中生物质含量增加,燃料氮的转化率从1.41%上升到4.50%.综合考虑,选50%RH掺混比最佳.

图2 不同RH掺混比下污泥混合样燃烧的SO2和NOx排放曲线,产生量及燃料硫氮转化率

Fenton/CaO调理剂用量为180mg/g(SS2),温度800℃

2.2 温度对排放的影响

因炉内的燃烧温度直接对燃料的污染物排放有影响,研究了在不同温度下Fenton/CaO调理后市政污泥与稻壳混合成型燃料燃烧的SO2排放特性,如图3a所示.在燃烧过程中,沸点较低的有机硫(硫醚、硫醇)率先分解,排放出部分挥发硫[23].其中噻吩类硫化学性质稳定,只在温度³950℃时才分解[24].当炉温增大时,混合成型燃料会在极短时间内燃尽,如图3a,1000℃时,SO2的排放时间低于900和800 ℃.

在所有温度下,SO2排放也就存在一个峰,说明污泥混合燃料燃烧排放的SO2主要是来自氧化有机硫,在氧化性环境中,有机硫会直接转化为SO2,在还原性环境中,有机硫转化为H2S、CS2和COS,再氧化为SO2.相关反应式如下[25]:

CHOS+O2→CO2+/2H2O+SO2(5)

2H2S+3O2→2SO2+2H2O(6)

2CS2+5O2→4SO2+2CO(7)

2COS+3O2→2CO2+2SO2(8)

随着温度的升高,SO2的最大排放浓度值从77mg/Nm3(800℃)逐渐增加至280mg/Nm3(1000℃) (图3a);NO最大排放浓度从111mg/Nm3逐渐增加至140mg/Nm3(图3b).这是因为温度上升,燃料将会得到更充分的燃烧.相反,SO2的最大排放浓度值出现时间总体来说相差不大,可能是因为混合成型燃料本身的性质.

图3 不同温度下污泥混合样燃烧的的SO2和NOx排放曲线,产生量与燃料硫氮转化率

Fenton/CaO调理剂用量为180mg/g(SS2),掺混比为50%

由图3c发现,当燃烧温度升高时,SO2产生量增多,且从1.65mg/g增加到4.35mg/g,增加了2.64倍; 硫转化率增大,从7.47%增加到24.04%,这是因为温度升高,混合成型燃料会得到充分的燃烧.因此,发现燃烧炉温度升高不利于SO2减排.Shao等[22]研究了温度影响污泥燃烧排放SO2的规律,发现SO2的平均产量随着温度的升高而上升.随着燃烧温度的上升,污泥中的硫转变成SO2的过程更为彻底.此外,从排放总量和氮转化率来看,当燃烧温度升高时,NO产生量从0.93mg/g增加到1.02mg/g(图3d);燃料氮的转化率从1.97%增加至2.17%.之前的研究也表明, 800℃的低温,能有效减少干燥污泥燃烧排放的NO2产量.

2.3 Fenton/CaO调理剂用量对排放的影响

从图4可以发现,对比SS0,调理后污泥与稻壳的混合成型燃料排放峰的峰值较低,其中SS0的峰值最大为243mg/Nm3,SS2的峰值最小为86mg/Nm3.说明污泥经Fenton/CaO联合处理后,其中的硫元素会转化为更具有热稳定性的形态存在,其中SS2效果最好.由图4b可知,Fenton/CaO调理剂不仅改善了污泥的干燥性能,还使得污泥的NO峰值区域变窄,这是由于调理剂引入了Fe2+和CaO,可能对NO减排存在一定协同作用.研究表明,虽然CaO没有固定氮的能力,但是其在气态含氮化合物的转化中起重要作用,CaO不仅能促进HCN和NH3转化为NO,还能促进NO向N2转化,此外CaO对HCN转化为其他含氮气体也有明显的影响[27]. Fenton/CaO调理后污泥形成多孔结构,这样的结构也有利于剩余的燃料氮释放,在Liu等[28-29]的Fenton/CaO调理后污泥的热解和气化相关研究中,同样发现经过Fenton/CaO调理后的污泥,残留的含Fe、Ca添加剂会对热解过程有影响,会使污泥中的N和NO前驱物转化为N2,同时硫的固定率达到97%.经过Fenton/CaO处理后的市政污泥不仅降低气体污染物的排放还能提高气化的效率,且其气化灰具有脱硫效果.铁/钙基联合调理剂能有效捕获释放的硫和氮,实现高效固硫固氮.

图4 不同调理剂用量下污泥混合样燃烧的的SO2和NOx排放曲线,产生量与转化率

温度800℃,50%RH掺混比

由图4c、d可知,不同Fenton/CaO剂量下试样的SO2的生成量大小为:SS0>SS1>SS2>SS3,其中SS0与RH混合成型燃料的SO2产生量最大,为2.19mg/g;SS3与RH混合成型燃料的SO2产生量最小,为1.08mg/g,与未经调理污泥燃烧SO2排放量相比,低了近3.5倍.而随着Fenton/CaO联合调理剂剂量的逐渐增加,SO2的转化率随之降低,降低了近8倍.

曾佳俊[23]发现调节剂CaO可促进硫生成热稳定的硫化物和硫酸盐,从而降低含硫气体的最终产量.CaO提高了污泥中灰分与较稳定有机物含量,芳香烃的开环增加,而原污泥基质主要通过环化反应阻止硫的释放[30].在CaO中另加一些其它添加剂后,会有效提高CaO的固硫效果,这也许是由于异种离子的掺杂,会造成更多的晶格缺陷出现,将使Ca2+更好的扩散.离子扩散在CaO固硫过程中影响是非常大的[31].CaO与SO2在氧化气氛中主要发生以下反应[32]:

CaO +SO2+1/2O2→CaSO4(9)

CaO +SO2→CaSO3(10)

CaSO3+1/2O2→CaSO4(11)

SO2+1/2O2→SO3(12)

CaO +SO3→CaSO4(13)

CaO,CaCO3会与燃烧过程生成的 H2S发生以下反应:

CaO +H2S→CaS +H2O(14)

CaCO3+H2S →CaS +H2O+CO2(15)

而上述产物与O2将会发生以下反应:

CaS +3/2O2→CaO +SO2(16)

CaS +2O2→CaSO4(17)

经过调理之后的4种污泥与稻壳混合物成型燃料,在800℃下燃烧时,NO总生成量顺序为:SS0> SS1>SS2>SS3(图4d),其中SS0的NO总产生量最大为1.17mg/g,SS3的NO总产生量最小为0.92mg/g,相比未经调理的污泥NO排放量降低了1.3倍左右.因为调理污泥中残留铁盐在燃烧过程中转化生成活性铁离子,与NH3反应造成NO前驱体减少[33].Lin等[34]研究发现造纸污泥与油棕固体废弃物共烧可减少SO2和NO排放,在最佳配比范围为10%～30%时, SO2和NO排放量分别为2.21和6.63mg/g左右,而在本文中最佳SO2和NO排放量分别可达1.08和0.90mg/g.

2.4 灰渣组成与形态分析

由图5可知,灰渣都主要由SiO2、CaSO4、Fe2O3、CaO、Ca2SiO4、Al2Si2O5(OH)4等组成.还发现随着Fenton/CaO用量的增加,Fe2O3峰强度增强,这可能因为Fenton/CaO中含有FeSO4.7H2O,Ca2SiO4峰强度也增强,因为CaO能与SiO2发生结渣反应.

图6为300放大倍率SEM下燃烧灰渣微观形态,从图6a4可以看出RH的灰渣有空隙结构,与图6a1纯污泥SS2的灰渣样品相比,其颗粒状物质细小.由图6a1中还可以观察到,纯污泥SS2灰渣表面颗粒相对光滑,无明显孔隙.而图6a2、c3、a3中可以观察到RH含量越高,熔融颗粒越多,颗粒越大,但孔隙结构不明显.

图5 不同Fenton/CaO用量调理后的市政污泥与稻壳混合试样燃烧后灰渣的XRD图

1-SiO2; 2-CaSO4; 3-Fe2O3; 4-CaO; 5-Ca2SiO4; 6-Al2Si2O5(OH)4

图6c3、b1、b2中,可以发现与800℃相比,900℃时灰渣表面的疏松状增多.图6b2中,1000℃时灰渣表面的疏松状减少,但可能因为部分灰渣表面发生熔融,其疏松状物质增大.

图6c可以发现,Fenton/CaO调理剂用量对灰渣形态影响较小,4种灰渣表面都较致密且粗糙,无熔融现象,但从图6c中可发现,随着Fenton/CaO调理剂用量的增多,其灰渣表面的疏松状物质减少且变细.

表3为使用XRF测量的在800℃下燃烧时,RH,SS0以及与SS2混合物燃烧的灰含量及组成.RH的取灰率为13.06%, SS0燃烧和SS2与RH混合物燃烧的取灰率分别是48.0%和27.8%,说明稻壳的掺烧有助于降低污泥的高灰分.

图6 灰渣SEM

a为不同掺混比,b为不同温度,c为不同调理剂剂量;其中c3为a/b/c下共用

表3 灰分含量 (%)

3 结论

3.1 污泥和生物质共燃存在协同作用,有利于抑制SO2和NO排放.当污泥混合燃料中的RH添加量变多时,燃料进行燃烧排放的SO2和NO产生量逐渐下降,氮转化率逐渐上升,硫转化率在50%掺混比时最低.

3.2 随着炉内温度的升高,污泥混合成型燃料燃烧排放的SO2和NO量也将有所增加,转化率也在保持上升的趋势.

3.3 使用Fenton/CaO调理污泥与生物质成型燃料燃烧,有利于显著降低SO2排放.不同Fenton/CaO剂量下试样的SO2生成量:SS0>SS1>SS2>SS3,NO的生成顺序为:SS0>SS1>SS2>SS3.

3.4 灰渣的XRD图分析发现, Fenton/CaO 调理剂用量增大会使CaO与SiO2发生结渣反应,增强Ca2SiO4的峰强度.灰渣SEM图可以观察到RH含量越高,熔融颗粒越多,颗粒越大,但孔隙结构不明显;在1000℃温度下,部分灰渣的表面发生了熔融;Fenton/CaO调理剂用量增大会使灰渣表面的疏松状物质减少且变细,稻壳掺杂会降低污泥燃烧灰分量.

[1] Guo J, Jia X, Gao Q. Insight into the improvement of dewatering performance of waste activated sludge and the corresponding mechanism by biochar-activated persulfate oxidation [J].Science of the Total Environment, 2020,744:140912.

[2] Rulkens W. Sewage sludge as a biomass resource for the production of energy: Overview and assessment of the various options [J].Energy & Fuels, 2008,22(1):9-15.

[3] Guo J, Zhou Y. Transformation of heavy metals and dewaterability of waste activated sludge during the conditioning by Fe2+-activated peroxymonosulfate oxidation combined with rice straw biochar as skeleton builder [J].Chemosphere, 2020,238:124628.

[4] Chen H, Yan S H, Ye Z, et al. Utilization of urban sewage sludge: Chinese perspectives [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2012,19(5):1454-1463.

[5] Manara P, Zabaniotou A. Towards sewage sludge based biofuels via thermochemical conversion – A review [J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2012,16(5):2566-2582.

[6] Vassilev S V, Baxter D, Andersen L K, et al. An overview of the organic and inorganic phase composition of biomass [J]. Fuels, 2012, 94:1-33.

[7] Syed-Hassan S, Wang Y, Hu S, et al. Thermochemical processing of sewage sludge to energy and fuel: Fundamentals, challenges and considerations [J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2017,80:888-913.

[8] Guo J, Gao Q, Jiang S. Insight into dewatering behavior and heavy metals transformation during waste activated sludge treatment by thermally-activated sodium persulfate oxidation combined with a skeleton builder—wheat straw biochar [J].Chemosphere, 2020,252:156542.

[9] Liu C, Liu J Y, Sun G, et al. Thermogravimetric analysis of (co-)combustion of oily sludge and litchi peels: combustion characterization, interactions and kinetics [J]. Thermochimica Acta, 2018,667:207-218.

[10] Liu J, Huang L, Buyukada M, et al. Response surface optimization, modeling and uncertainty analysis of mass loss response of co- combustion of sewage sludge and water hyacinth [J]. Applied Thermal Engineering , 2017,125:328-335.

[11] Xie W, Wen S, Liu J, et al. Comparative thermogravimetric analyses of co-combustion of textile dyeing sludge and sugarcane bagasse in carbon dioxide/oxygen and nitrogen/oxygen atmospheres: Thermal conversion characteristics, kinetics, and thermodynamics [J]. Bioresource Technology, 2018,255:88-95.

[12] Chen, J, Xie C, Liu J, et al. Co-combustion of sewage sludge and coffee grounds under increased O2/CO2atmospheres: Thermodynamic characteristics, kinetics and artificial neural network modeling [J]. Bioresource Technology, 2018,250:230-238.

[13] Xie Z, Ma X. The thermal behaviour of the co-combustion between paper sludge and rice straw [J]. Bioresource Technology, 2013,146: 611-618.

[14] Jiang L, Liang J, Yuan X, et al. Co-pelletization of sewage sludge and biomass: The density and hardness of pellet [J]. Bioresource Technology, 2014,166:435-443.

[15] Li P S, Hu Y, Yu W, et al. Investigation of sulfur forms and transformation during the co-combustion of sewage sludge and coal using X-ray photoelectron spectroscopy [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,167(1-3):1126-1132.

[16] Liu H, Liu P, Hu H, et al. Combined effects of Fenton peroxidation and CaO conditioning on sewage sludge thermal drying [J]. Chemosphere, 2014,117:559-566.

[17] Chen J, Sun Y, Shao N, et al. Environmental mitigation of sludge combustion via two opposite modifying strategies: Kinetics and stabilization effect [J]. Fuel, 2018,227:346-354.

[18] Zhao Z, Li W, Qiu J, et al. Effect of Na, Ca and Fe on the evolution of nitrogen species during pyrolysis and combustion of model chars [J]. Fuel, 2003,82(15):1839-1844.

[19] 徐启智,梁嘉林,张斯玮,等.调理剂Fenton/CaO对深度脱水市政污泥燃烧特性的影响[J]. 环境科学学报, 2018,38(7):2711-2720.Xu Q Z, Liang J L, Zhang S W, et al. Effect of conditioner Fenton/ CaO on combustion characteristics of deep dewatered municipal sludge [J]. Journal of Environmental Science, 2018,38(7):2711-2720.

[20] 李运泉.生物质成型燃料燃烧特性及烟气排放规律研究[D]. 广州:华南理工大学, 2015.Li Y Q. Study on Combustion Characteristics and smoke emission of biomass briquette fuel [D]. Guangzhou: South China University of technology, 2015.

[21] Rhen C, Oehman M, Gref R, et al. Effect of raw material composition in woody biomass pellets on combustion characteristics [J]. Biomass and Bioenergy, 2007,31(1):66-72.

[22] Shao L M, Fan S S, Zhang H, et al. SO2and NOemissions from sludge combustion in a CO2/O2atmosphere [J]. Fuel, 2013,109: 178-183.

[23] 曾佳俊.FeCl3/CaO调理后市政污泥焚烧特性及排放特性研究[D]. 广州:广东工业大学, 2015.Zeng J J. Study on incineration characteristics and emission characteristics of municipal sludge after FeCl3/CaO conditioning [D]. Guangdong University of technology, 2015.

[24] 王凤莹.玉米秸秆与油泥混合制备成型燃料的试验研究[D]. 大庆:黑龙江八一农垦大学, 2016. Wang F Y. Experimental study on the preparation of briquette fuel by mixing corn straw and sludge [D]. Daqing: Heilongjiang Bayi Agricultural University, 2016.

[25] Domínguez A, Menéndez J A, Inguanzo M, et al. Investigations into the characteristics of oils produced from microwave pyrolysis of sewage sludge [J]. Fuel Processing Technology, 2005,86(9):1007-1020.

[26] Hao Z, Yang B, Jahng D. Combustion characteristics of biodried sewage sludge [J]. Waste Management, 2018,72:296-305.

[27] Zhang H, Gong Z, Liu L, et al. Study on the migration characteristics of sulfur and nitrogen during combustion of oil sludge with CaO additive [J]. Energy & Fuels, 2020,166:55-66.

[28] Liu H, Yi L, Hu H, et al. Emission control of NOprecursors during sewage sludge pyrolysis using an integrated pretreatment of Fenton peroxidation and CaO conditioning [J]. Fuel, 2017,195:208-216.

[29] Liu H, Yi L, Zhang Q, et al. Co-production of clean syngas and ash adsorbent during sewage sludge gasification: Synergistic effect of Fenton peroxidation and CaO conditioning [J]. Applied Energy, 2016, 179:1062-1068.

[30] Liu H, Zhang Q, Hu H, et al. Dual role of conditioner CaO in product distributions and sulfur transformation during sewage sludge pyrolysis [J]. Fuel, 2014,134:514-520.

[31] 陈列绒,武光辉.钙基固硫剂固硫反应机理的研究进展 [J]. 陕西煤炭, 2008,(5):41-43.Chen L R, Wu G H. Research progress of sulfur fixation reaction mechanism of calcium based sulfur fixation agent [J]. Shaanxi coal, 2008,(5):41-43.

[32] Diaz-Ramirez M, Frandsen F J, Glarborg P, et al. Partitioning of K, Cl, S and P during combustion of poplar and brassica energy crops [J]. Fuel, 2014,134(15):209-219.

[33] Li P S, Hu Y, Yu W, et al. Investigation of sulfur forms and transformation during the co-combustion of sewage sludge and coal using X-ray photoelectron spectroscopy [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,167(1-3):1126-1132.

[34] Lin Y, Ma X, Ning X, et al. TGA-FTIR analysis of co-combustion characteristics of paper sludge and oil-palm solid wastes [J]. Energy Conversion & Management, 2015,89:727-734.

Study on gas pollutants emission characteristics of Fenton/CaO conditioned municipal sludge and biomass mixed fuels combustion.

XU Gui-ying1*, HU Tuan-qiao1, WEI He-tao1, OU Jiang-bo1, GUO Xiao-long1, YANG Kai-dong1, FANG Bai-zeng2

(1.School of Chemistry and Chemical Engineering, Chongqing University of Technology, Chongqing 400054, China；2.Department of Chemical and Biological Engineering, University of British Columbia, Vancourver BC V6T 1Z3, Canada)., 2021,41(5)：2108～2116

The SO2and NOemission characteristics during combustion of municipal sludge conditioned with Fenton/CaO and rice husk (RH) blended briquette fuels were studied. The effects of the mixing ratio, temperature and Fenton/CaO dosage on SO2and NOemission characteristics were analyzed. The results showed that with the increase of RH addition in the sludge mixed fuel, the emission of SO2and NOgradually decreased, fuel-S conversion rate first decreased and then increased, and fuel-N conversion rate increased continuously. When the temperature gradually increased, the total emissions of SO2and NOin the combustion process increased correspondingly. Compared with the SO2emissions from the unconditioned sludge combustion, the SO2generated by the Fenton/CaO conditioned mixed molding fuel combustion was nearly 3.5 times lower; while the NOgeneration was reduced by 1.3 times. The results showed that the mixed combustion of SS2 and 50% RH had the best emission performance at a combustion temperature of 800℃.

sludge；biomass；Fenton/CaO；emission characteristics；SO2；NO

X511,TK6

A

1000-6923(2021)05-2108-09

许桂英(1978-),女,吉林省吉林市人,副教授,博士,主要从事废弃物的资源化及生物质能利用研究.发表论文30余篇.

2020-09-25

国家自然科学基金资助项目(21406063)

* 责任作者, 副教授, xgy092500@126.com