原文發表于《科技導報》2025年第11 期 《 市政污泥與餐廚垃圾厭氧沼渣協同熱解炭化技術研究與示范 》

市政污泥和餐廚垃圾是城市代謝產生的2種典型有機固廢，它們的低碳資源循環再利用是“無廢城市”建設的重要一環。目前，在全國將污泥和餐廚垃圾厭氧沼渣協同資源化處置的案例較少，且其共熱解制備的生物炭的理化性質及重金屬的穩定固化效果尚不明晰。《科技導報》邀請中國科學院城市環境研究所汪印團隊撰文，從多源固廢協同資源化再利用降低投資和運行成本的角度，闡述了對市政污泥和餐廚垃圾厭氧沼渣進行的共熱解實驗研究，并對實驗結果進行了分析，為協同轉化的中試示范運行工藝以及生物炭產品的應用提供了理論依據和數據支撐。

2021年5月發布的第七次全國人口普查結果顯示，全國居住在城鎮的人口突破9.0億，城鎮化率達到63.89%，這意味著城市生活垃圾、餐廚/廚余垃圾、污水及污泥的產生量也在顯著增加。傳統的污泥處理處置方法包括衛生填埋、土地利用、好氧堆肥、干化焚燒、厭氧消化等。然而，近年來在土地資源日益緊張、環境壓力不斷增加的背景下，填埋作為污泥“過渡性”的處置方式逐漸被其他處置方式所取代。

目前，在發達地區已出現新型的污泥資源化工藝，例如：建材利用、熱解炭化和水熱處理等。其中熱解炭化技術，作為歐盟和日本等發達國家和地區主流的污泥處置技術之一，近幾年在中國也逐漸得到重視和應用。污泥熱解炭化不僅具有與焚燒相當的減量化能力，而且產生的固體產物生物炭能保留原污泥中氮磷鉀營養物質、固持部分碳元素、完全消除抗生素并穩定固化重金屬。

污泥熱解炭化雖然能夠獲得具有上述廣泛用途的生物炭，但是由于污泥本身的有機質含量降低，導致污泥生物炭中的碳含量較低。此外，熱解炭化需要較高的反應溫度，有一定的能源消耗。

基于上述污泥與其他有機廢棄物共熱解的優勢以及與餐廚厭氧沼渣協同資源化研究的不足，我們建立了一套日處理能力干基20 t的脫水污泥與沼渣協同熱解炭化示范裝置，希望為污泥與餐廚厭氧沼渣的協同資源化的技術推廣與應用提供寶貴的理論支撐和示范經驗。

01

材料及方法

1.1 實驗材料

市政污泥（含水率78.18%）采自廈門市某污水處理廠，實驗所用沼渣（含水率78.83%）來自廈門市某餐廚垃圾厭氧產沼氣工程，實驗所用試劑均為分析純，由國藥集團化學試劑公司提供。所有實驗均使用超純水。

1.2 熱解實驗裝置和方法

熱解實驗裝置如圖1所示，裝置由高純氬氣（Ar，純度>99.999%）供給系統、熱解反應系統和產物收集系統組成。產物收集系統由焦油收集裝置及氣體定量裝置組成。焦油經深度冷卻和丙酮吸收2種方式共同收集，而氣體采用排水法進行收集并定量。

圖1 熱解實驗裝置示意

1.3 分析方法

采用元素分析儀（Vario MAX，德國）測定樣品中C、H、N、S的含量。確保使用高純度去離子水并在恒定溫度（通常25℃）下操作）。采用FTIR（Frontier，美國）識別和顯示污泥和生物炭表面官能團的特征，其波數范圍為400~4000 cm?1。

通過歐洲共同體標準物質局提出的BCR形態順序提取方法對浸出試驗前后的樣品進行分析，通過3步連續萃取程序將重金屬分成4種形態。重金屬的形態分析依據BCR連續提取程序進行，通過一系列提取步驟（圖2），可分離出4種不同形態的重金屬：弱酸可提取態（F1）、可還原態（F2）、可氧化態（F3）和殘渣態（F4）。

圖2 BCR分級提取步驟

1.4 示范工程

在基礎研究的基礎上，本團隊設計并在深圳市某城市固廢處置中心廠內建立了一套日處理能力干基20 t（相當于80% 濕基100 t）的脫水污泥、沼渣協同熱解炭化示范裝置，其核心工藝流程如圖3所示。

圖3 日處理污泥/沼渣能力干基20 t（相當于80% 濕基100 t）的示范裝置核心工藝流程

該示范工程累計運行時長為109 d，包括污泥單獨熱解88 d、沼渣單獨熱解9 d以及沼渣混合污泥共同熱解12 d，中試示范裝置及運行現場（圖4）。

圖4 中試示范裝置及運行現場

02

結果與討論

為了探明污泥和沼渣協同共熱解的最優配比，并明晰生物炭相關性質及其中重金屬的存在形態，首先在實驗室開展了脫水污泥和餐廚垃圾厭氧沼渣共熱解的基礎研究。該基礎研究結果為協同轉化的中試示范運行工藝以及生物炭產品的應用提供了理論依據和數據支撐。具體結果分析如下。

2.1 脫水污泥和餐廚垃圾厭氧沼渣共熱解的產物分布

脫水污泥和餐廚垃圾厭氧沼渣共熱解的產物分布見圖5。可以看出，隨著沼渣向污泥中添加比例的增加，熱解生成的焦油和熱解氣產率均有所降低，而生物炭產率則逐漸升高。由表1所示的物料性質分析結果可以看出，沼渣的灰分含量高于污泥的灰分含量，這是導致隨沼渣添加比例增加而使共熱解生物炭產率升高的直接原因。

圖5 脫水污泥和餐廚垃圾厭氧沼渣共熱解的產物分布

表1 污泥、沼渣及生物炭的物化性質

2.2 共熱解生物炭特性分析

實驗所用污泥、沼渣、單獨及混合熱解所制的生物炭的基本性質見表1。污泥和沼渣共熱解后，所得生物炭的pH值較原污泥均有顯著提高，這可能是由于沼渣中含有大量CaCO3在熱解過程中部分轉變為CaO而呈現堿性所致。元素分析顯示，生物炭中C、N和S元素的質量分數均比原污泥中的低。研究發現沼渣與脫水污泥相比，含有大量的含氮化合物，經熱解后生物炭中的氮元素顯著降低，可見沼渣中的含氮化合物在熱解過程中發生裂解反應轉移到焦油和熱解氣中。原污泥和沼渣經熱解后，固體產物生物炭中鉀和磷的含量均有顯著增加，共熱解后的鉀和磷主要富集在生物炭中，可見共熱解生物炭可以有效地保留營養元素鉀和磷，為生物炭作為植物生長肥料提供了有利條件。

為了探明添加餐廚沼渣熱解炭化后生物炭表面官能團的變化，明晰沼渣對生物炭表面性質的影響，對生物炭進行了紅外譜圖分析（圖6）。可知3200~3400 cm?1處的吸收峰為羥基和羧基的O—H伸縮振動峰。與污泥相比，生物炭中的O—H伸縮振動峰有明顯減弱，這是因為污泥熱解過程中發生脫水反應，羥基和羧基逐漸減少所致。然而不同沼渣添加量對其生物炭的紅外譜圖的影響并不明顯。

圖6 污泥和沼渣共熱解所得生物炭的紅外譜圖

2.3 脫水污泥和沼渣共熱解所得生物炭中重金屬的總量及形態分析

重金屬總量及形態分布在固廢處置及固廢基生物炭的資源化利用過程中一直備受關注。表2所示為污泥、沼渣及生物炭所含的重金屬總量情況。污泥生物炭及共熱解生物炭中重金屬含量較原污泥均有一定程度的富集。重金屬的毒性和生物可利用性主要與其形態有關。通常，重金屬根據其生物有效性可分為3類：生物有效性、潛在生物有效性和無生物有效性的重金屬。

表2 污泥、沼渣及生物炭中重金屬總量分析

從圖7可以看出，污泥中6種重金屬中Zn存在于可交換態和酸溶態（F1）的濃度百分比是最高的。Ni和Cd具有生物有效性形態的重金屬（F1+F2）的百分比仍然很高，而Cu和Cr存在于生物有效性形態的重金屬（F1+F2）的百分比是最低的，主要以可氧化態（F3）和殘渣態（F4）形態存在，相對較為穩定。分析結果表明，將原污泥直接釋放到環境中會帶來較高的潛在生態風險。

圖7 污泥和沼渣不同比例共熱解生物炭中重金屬的形態分布

對于Cr，當污泥和沼渣為1∶1共熱解的時候其固化效果最為顯著。而對于Ni而言，雖然F4態有所降低，但是比較穩定的F3+F4態的總占比基本僅略微降低。在混合比為1∶1與1∶3的情況下，生物炭中不同重金屬的F3+F4所占比例均高達80%以上（圖8）。因此，在后續的中試驗證中，將采用污泥與沼渣1∶1共熱解的策略。

圖8 污泥和沼渣不同比例共熱解生物炭中重金屬的殘渣態和氧化態所占比例

在重金屬固化機理方面，添加沼渣對Zn和Cd的固化效果非常明顯，污泥與其比例在1∶3時，即可大幅提升F4態的占比。此外，添加沼渣共熱解，Cu、Cr、Ni等其他重金屬也得到更有效的固化，可能是因為沼渣中的鈣和磷可與重金屬形成更穩定的化學結構。從圖8污泥和沼渣不同比例共熱解生物炭中重金屬的殘渣態和氧化態所占比例可知，共熱解所得生物炭中重金屬的殘渣態和氧化態比例均高達80%以上。結果表明，熱解炭化技術可實現污泥和餐廚沼渣的協同高值轉化，促進污泥中營養元素的富集以及重金屬的有效固化，制備得到具有高附加值的生物炭產品。

2.4 示范工程原料使用分析

使用的原料為固廢處置中心內脫水餐廚厭氧沼渣和污泥，其工業分析和元素分析及熱值如表3所示，混合原樣為污泥和沼渣按質量比1∶1混合樣品。

表3 污泥和沼渣及其混合樣品工業分析和元素分析結果

2.5 中試示范處理量、產量及熱解溫度間的關系

圖9（a）~（c）所示分別為污泥單獨熱解88 d、沼渣單獨熱解9 d以及沼渣混合污泥共同熱解12 d的日處理量、生物炭產量及平均熱解溫度關系圖。總體來看，在平均熱解溫度400~500℃，單獨污泥或沼渣以及污泥與沼渣混合熱解后的生物炭得率基本在25%~30%。

圖9 污泥和沼渣熱解炭化示范運行數據

從表4所示的污泥生物炭和沼渣生物炭及其混合樣品生物炭分析結果可以看出，生物炭中的揮發分只有13%~15%，高位熱值在4500~5500 kJ·kg?1，說明污泥/沼渣生物炭可以作為低熱值燃料使用。開發的臥式螺旋輸送熱解炭化爐設計有高溫熱解可燃氣的回用功能，熱解過程產生的熱解可燃氣直接返回到爐膛進行燃燒功能。該設計策略可以大大降低熱解所需的外部能源。

另外，生物炭中的固定碳含量<10%，這種碳非常穩定，將其施入土壤中后可以長期穩定存在而不被分解釋放CO2，與污泥焚燒相比，具有很好的固碳減排作用。

表4 污泥生物炭和沼渣生物炭及其混合樣品的工業分析和元素分析結果

2.6 中試示范生物炭產物重金屬含量及形態分析

重金屬總量及形態分布在固廢處置及固廢基生物炭的資源化利用過程中一直備受關注。表5所示為中試示范中污泥、沼渣及生物炭產物等所含的各重金屬總量情況。污泥生物炭及共熱解生物炭中重金屬含量較原污泥均有一定程度的富集。參照《污泥生物炭園林綠化應用指南》（T/CIET 963—2025），重金屬含量均低于限值，具有園林綠化應用潛質。

表5 中試示范中污泥、沼渣及生物炭產物中重金屬含量

采用BCR分析方法對污泥、沼渣、熱解產物生物炭中重金屬存在的4種形態（F1、F2、F3 和 F4）進行測定，并將百分比示于圖10。可以看出，熱解后重金屬得到了顯著穩定固化，與實驗室研究結果趨勢一致。圖10還顯示出污泥和沼渣協同熱解對重金屬的穩定固化效果更顯著，雖然機理尚在解析過程中，但說明除了單獨熱解外、污泥和沼渣協同熱解對重金屬的穩定固化更有效。

圖10 污泥、沼渣及其熱解生物炭中重金屬存在形態占比

2.7 熱解炭化煙氣檢測

本示范裝置對熱解氣燃燒后的尾氣處理只采取了水洗噴淋降溫和布袋除塵，出布袋后的煙氣并入所在工廠原有系統的煙氣處理系統進行脫硫脫硝、除臭等處理。因此，煙氣采樣口設在送往現有的煙氣凈化系統前端，檢測項目包括顆粒物、二氧化硫、氮氧化物和硫化氫，檢測結果如表6所示。

表6 污泥熱解炭化煙氣檢測結果

我們的研究從多源固廢協同資源化再利用降低投資和運行成本、減輕環境負荷的角度，提出了城市污泥與餐廚垃圾共熱解實現協同高值轉化的技術路線和研究思路，并從實驗室基礎研究到中試示范設計運行，系統驗證了我們所研究技術的可行性和產業化應用潛力。基于基礎研究獲得的污泥與沼渣的優化配比以及熱解溫度，我們的團隊通過自主設計的日處理量為干基20 t·d?1的臥式旋轉外熱式熱解設備，實現了污泥與沼渣共熱解協同高值轉化的長期穩定運行。因此，污泥與餐廚沼渣協同熱解具有很好的工程化應用前景，可為市政污泥與餐廚垃圾厭氧沼渣的協同低碳資源循環再利用提供新的技術方案，支撐美麗中國生態文明和“無廢城市”的降碳減污協同增效建設。

03

結論

我們從基礎研究到中試示范系統地探究了市政污泥和餐廚垃圾厭氧沼渣共熱解的協同資源化技術。通過實驗室研究，探討了沼渣向污泥中添加的不同比例對生物炭的得率、理化性質以及其中重金屬的存在形態。研究發現隨著沼渣添加量的增加，生物炭得率增加。進一步地，我們通過自主研發建立了一套日處理能力干基20 t的脫水污泥與沼渣協同熱解炭化示范裝置，并根據基礎實驗優化的工藝進行了長達109 d的連續穩定運行。我們的研究結果可為市政污泥與餐廚垃圾厭氧沼渣的協同低碳資源循環再利用提供新的技術方案和理論依據。

本文作者：汪印、李智偉、李杰、劉學蛟、王興棟、代敏、陳坤鎮、邱勝

作者簡介：汪印，中國科學院城市環境研究所，區域與城市生態安全全國重點實驗室，先進環境裝備和污染防治技術全國重點實驗室，中國科學院城市固體廢棄物資源化技術工程實驗室，研究員，研究方向為固廢低碳資源轉化技術與裝備研發；李智偉（共同第一作者），中國科學院城市環境研究所，區域與城市生態安全全國重點實驗室，先進環境裝備和污染防治技術全國重點實驗室，中國科學院城市固體廢棄物資源化技術工程實驗室，助理研究員，研究方向為固廢資源化利用技術。

文章來 源 ： 汪印, 李智偉, 李杰, 等. 市政污泥與餐廚垃圾厭氧沼渣協同熱解炭化技術研究與示范[J]. 科技導報, 2025, 43(11): 74?86 .

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