污泥与餐厨沼渣共热解，探索“无废城市”新方案

原文发表于《科技导报》2025年第11 期 《 市政污泥与餐厨垃圾厌氧沼渣协同热解炭化技术研究与示范 》

市政污泥和餐厨垃圾是城市代谢产生的2种典型有机固废，它们的低碳资源循环再利用是“无废城市”建设的重要一环。目前，在全国将污泥和餐厨垃圾厌氧沼渣协同资源化处置的案例较少，且其共热解制备的生物炭的理化性质及重金属的稳定固化效果尚不明晰。《科技导报》邀请中国科学院城市环境研究所汪印团队撰文，从多源固废协同资源化再利用降低投资和运行成本的角度，阐述了对市政污泥和餐厨垃圾厌氧沼渣进行的共热解实验研究，并对实验结果进行了分析，为协同转化的中试示范运行工艺以及生物炭产品的应用提供了理论依据和数据支撑。

2021年5月发布的第七次全国人口普查结果显示，全国居住在城镇的人口突破9.0亿，城镇化率达到63.89%，这意味着城市生活垃圾、餐厨/厨余垃圾、污水及污泥的产生量也在显著增加。传统的污泥处理处置方法包括卫生填埋、土地利用、好氧堆肥、干化焚烧、厌氧消化等。然而，近年来在土地资源日益紧张、环境压力不断增加的背景下，填埋作为污泥“过渡性”的处置方式逐渐被其他处置方式所取代。

目前，在发达地区已出现新型的污泥资源化工艺，例如：建材利用、热解炭化和水热处理等。其中热解炭化技术，作为欧盟和日本等发达国家和地区主流的污泥处置技术之一，近几年在中国也逐渐得到重视和应用。污泥热解炭化不仅具有与焚烧相当的减量化能力，而且产生的固体产物生物炭能保留原污泥中氮磷钾营养物质、固持部分碳元素、完全消除抗生素并稳定固化重金属。

污泥热解炭化虽然能够获得具有上述广泛用途的生物炭，但是由于污泥本身的有机质含量降低，导致污泥生物炭中的碳含量较低。此外，热解炭化需要较高的反应温度，有一定的能源消耗。

基于上述污泥与其他有机废弃物共热解的优势以及与餐厨厌氧沼渣协同资源化研究的不足，我们建立了一套日处理能力干基20 t的脱水污泥与沼渣协同热解炭化示范装置，希望为污泥与餐厨厌氧沼渣的协同资源化的技术推广与应用提供宝贵的理论支撑和示范经验。

01

材料及方法

1.1 实验材料

市政污泥（含水率78.18%）采自厦门市某污水处理厂，实验所用沼渣（含水率78.83%）来自厦门市某餐厨垃圾厌氧产沼气工程，实验所用试剂均为分析纯，由国药集团化学试剂公司提供。所有实验均使用超纯水。

1.2 热解实验装置和方法

热解实验装置如图1所示，装置由高纯氩气（Ar，纯度>99.999%）供给系统、热解反应系统和产物收集系统组成。产物收集系统由焦油收集装置及气体定量装置组成。焦油经深度冷却和丙酮吸收2种方式共同收集，而气体采用排水法进行收集并定量。

图1 热解实验装置示意

1.3 分析方法

采用元素分析仪（Vario MAX，德国）测定样品中C、H、N、S的含量。确保使用高纯度去离子水并在恒定温度（通常25℃）下操作）。采用FTIR（Frontier，美国）识别和显示污泥和生物炭表面官能团的特征，其波数范围为400~4000 cm−1。

通过欧洲共同体标准物质局提出的BCR形态顺序提取方法对浸出试验前后的样品进行分析，通过3步连续萃取程序将重金属分成4种形态。重金属的形态分析依据BCR连续提取程序进行，通过一系列提取步骤（图2），可分离出4种不同形态的重金属：弱酸可提取态（F1）、可还原态（F2）、可氧化态（F3）和残渣态（F4）。

图2 BCR分级提取步骤

1.4 示范工程

在基础研究的基础上，本团队设计并在深圳市某城市固废处置中心厂内建立了一套日处理能力干基20 t（相当于80% 湿基100 t）的脱水污泥、沼渣协同热解炭化示范装置，其核心工艺流程如图3所示。

图3 日处理污泥/沼渣能力干基20 t（相当于80% 湿基100 t）的示范装置核心工艺流程

该示范工程累计运行时长为109 d，包括污泥单独热解88 d、沼渣单独热解9 d以及沼渣混合污泥共同热解12 d，中试示范装置及运行现场（图4）。

图4 中试示范装置及运行现场

02

结果与讨论

为了探明污泥和沼渣协同共热解的最优配比，并明晰生物炭相关性质及其中重金属的存在形态，首先在实验室开展了脱水污泥和餐厨垃圾厌氧沼渣共热解的基础研究。该基础研究结果为协同转化的中试示范运行工艺以及生物炭产品的应用提供了理论依据和数据支撑。具体结果分析如下。

2.1 脱水污泥和餐厨垃圾厌氧沼渣共热解的产物分布

脱水污泥和餐厨垃圾厌氧沼渣共热解的产物分布见图5。可以看出，随着沼渣向污泥中添加比例的增加，热解生成的焦油和热解气产率均有所降低，而生物炭产率则逐渐升高。由表1所示的物料性质分析结果可以看出，沼渣的灰分含量高于污泥的灰分含量，这是导致随沼渣添加比例增加而使共热解生物炭产率升高的直接原因。

图5 脱水污泥和餐厨垃圾厌氧沼渣共热解的产物分布

表1 污泥、沼渣及生物炭的物化性质

2.2 共热解生物炭特性分析

实验所用污泥、沼渣、单独及混合热解所制的生物炭的基本性质见表1。污泥和沼渣共热解后，所得生物炭的pH值较原污泥均有显著提高，这可能是由于沼渣中含有大量CaCO3在热解过程中部分转变为CaO而呈现碱性所致。元素分析显示，生物炭中C、N和S元素的质量分数均比原污泥中的低。研究发现沼渣与脱水污泥相比，含有大量的含氮化合物，经热解后生物炭中的氮元素显著降低，可见沼渣中的含氮化合物在热解过程中发生裂解反应转移到焦油和热解气中。原污泥和沼渣经热解后，固体产物生物炭中钾和磷的含量均有显著增加，共热解后的钾和磷主要富集在生物炭中，可见共热解生物炭可以有效地保留营养元素钾和磷，为生物炭作为植物生长肥料提供了有利条件。

为了探明添加餐厨沼渣热解炭化后生物炭表面官能团的变化，明晰沼渣对生物炭表面性质的影响，对生物炭进行了红外谱图分析（图6）。可知3200~3400 cm−1处的吸收峰为羟基和羧基的O—H伸缩振动峰。与污泥相比，生物炭中的O—H伸缩振动峰有明显减弱，这是因为污泥热解过程中发生脱水反应，羟基和羧基逐渐减少所致。然而不同沼渣添加量对其生物炭的红外谱图的影响并不明显。

图6 污泥和沼渣共热解所得生物炭的红外谱图

2.3 脱水污泥和沼渣共热解所得生物炭中重金属的总量及形态分析

重金属总量及形态分布在固废处置及固废基生物炭的资源化利用过程中一直备受关注。表2所示为污泥、沼渣及生物炭所含的重金属总量情况。污泥生物炭及共热解生物炭中重金属含量较原污泥均有一定程度的富集。重金属的毒性和生物可利用性主要与其形态有关。通常，重金属根据其生物有效性可分为3类：生物有效性、潜在生物有效性和无生物有效性的重金属。

表2 污泥、沼渣及生物炭中重金属总量分析

从图7可以看出，污泥中6种重金属中Zn存在于可交换态和酸溶态（F1）的浓度百分比是最高的。Ni和Cd具有生物有效性形态的重金属（F1+F2）的百分比仍然很高，而Cu和Cr存在于生物有效性形态的重金属（F1+F2）的百分比是最低的，主要以可氧化态（F3）和残渣态（F4）形态存在，相对较为稳定。分析结果表明，将原污泥直接释放到环境中会带来较高的潜在生态风险。

图7 污泥和沼渣不同比例共热解生物炭中重金属的形态分布

对于Cr，当污泥和沼渣为1∶1共热解的时候其固化效果最为显著。而对于Ni而言，虽然F4态有所降低，但是比较稳定的F3+F4态的总占比基本仅略微降低。在混合比为1∶1与1∶3的情况下，生物炭中不同重金属的F3+F4所占比例均高达80%以上（图8）。因此，在后续的中试验证中，将采用污泥与沼渣1∶1共热解的策略。

图8 污泥和沼渣不同比例共热解生物炭中重金属的残渣态和氧化态所占比例

在重金属固化机理方面，添加沼渣对Zn和Cd的固化效果非常明显，污泥与其比例在1∶3时，即可大幅提升F4态的占比。此外，添加沼渣共热解，Cu、Cr、Ni等其他重金属也得到更有效的固化，可能是因为沼渣中的钙和磷可与重金属形成更稳定的化学结构。从图8污泥和沼渣不同比例共热解生物炭中重金属的残渣态和氧化态所占比例可知，共热解所得生物炭中重金属的残渣态和氧化态比例均高达80%以上。结果表明，热解炭化技术可实现污泥和餐厨沼渣的协同高值转化，促进污泥中营养元素的富集以及重金属的有效固化，制备得到具有高附加值的生物炭产品。

2.4 示范工程原料使用分析

使用的原料为固废处置中心内脱水餐厨厌氧沼渣和污泥，其工业分析和元素分析及热值如表3所示，混合原样为污泥和沼渣按质量比1∶1混合样品。

表3 污泥和沼渣及其混合样品工业分析和元素分析结果

2.5 中试示范处理量、产量及热解温度间的关系

图9（a）~（c）所示分别为污泥单独热解88 d、沼渣单独热解9 d以及沼渣混合污泥共同热解12 d的日处理量、生物炭产量及平均热解温度关系图。总体来看，在平均热解温度400~500℃，单独污泥或沼渣以及污泥与沼渣混合热解后的生物炭得率基本在25%~30%。

图9 污泥和沼渣热解炭化示范运行数据

从表4所示的污泥生物炭和沼渣生物炭及其混合样品生物炭分析结果可以看出，生物炭中的挥发分只有13%~15%，高位热值在4500~5500 kJ·kg−1，说明污泥/沼渣生物炭可以作为低热值燃料使用。开发的卧式螺旋输送热解炭化炉设计有高温热解可燃气的回用功能，热解过程产生的热解可燃气直接返回到炉膛进行燃烧功能。该设计策略可以大大降低热解所需的外部能源。

另外，生物炭中的固定碳含量<10%，这种碳非常稳定，将其施入土壤中后可以长期稳定存在而不被分解释放CO2，与污泥焚烧相比，具有很好的固碳减排作用。

表4 污泥生物炭和沼渣生物炭及其混合样品的工业分析和元素分析结果

2.6 中试示范生物炭产物重金属含量及形态分析

重金属总量及形态分布在固废处置及固废基生物炭的资源化利用过程中一直备受关注。表5所示为中试示范中污泥、沼渣及生物炭产物等所含的各重金属总量情况。污泥生物炭及共热解生物炭中重金属含量较原污泥均有一定程度的富集。参照《污泥生物炭园林绿化应用指南》（T/CIET 963—2025），重金属含量均低于限值，具有园林绿化应用潜质。

表5 中试示范中污泥、沼渣及生物炭产物中重金属含量

采用BCR分析方法对污泥、沼渣、热解产物生物炭中重金属存在的4种形态（F1、F2、F3 和 F4）进行测定，并将百分比示于图10。可以看出，热解后重金属得到了显著稳定固化，与实验室研究结果趋势一致。图10还显示出污泥和沼渣协同热解对重金属的稳定固化效果更显著，虽然机理尚在解析过程中，但说明除了单独热解外、污泥和沼渣协同热解对重金属的稳定固化更有效。

图10 污泥、沼渣及其热解生物炭中重金属存在形态占比

2.7 热解炭化烟气检测

本示范装置对热解气燃烧后的尾气处理只采取了水洗喷淋降温和布袋除尘，出布袋后的烟气并入所在工厂原有系统的烟气处理系统进行脱硫脱硝、除臭等处理。因此，烟气采样口设在送往现有的烟气净化系统前端，检测项目包括颗粒物、二氧化硫、氮氧化物和硫化氢，检测结果如表6所示。

表6 污泥热解炭化烟气检测结果

我们的研究从多源固废协同资源化再利用降低投资和运行成本、减轻环境负荷的角度，提出了城市污泥与餐厨垃圾共热解实现协同高值转化的技术路线和研究思路，并从实验室基础研究到中试示范设计运行，系统验证了我们所研究技术的可行性和产业化应用潜力。基于基础研究获得的污泥与沼渣的优化配比以及热解温度，我们的团队通过自主设计的日处理量为干基20 t·d−1的卧式旋转外热式热解设备，实现了污泥与沼渣共热解协同高值转化的长期稳定运行。因此，污泥与餐厨沼渣协同热解具有很好的工程化应用前景，可为市政污泥与餐厨垃圾厌氧沼渣的协同低碳资源循环再利用提供新的技术方案，支撑美丽中国生态文明和“无废城市”的降碳减污协同增效建设。

03

结论

我们从基础研究到中试示范系统地探究了市政污泥和餐厨垃圾厌氧沼渣共热解的协同资源化技术。通过实验室研究，探讨了沼渣向污泥中添加的不同比例对生物炭的得率、理化性质以及其中重金属的存在形态。研究发现随着沼渣添加量的增加，生物炭得率增加。进一步地，我们通过自主研发建立了一套日处理能力干基20 t的脱水污泥与沼渣协同热解炭化示范装置，并根据基础实验优化的工艺进行了长达109 d的连续稳定运行。我们的研究结果可为市政污泥与餐厨垃圾厌氧沼渣的协同低碳资源循环再利用提供新的技术方案和理论依据。

本文作者：汪印、李智伟、李杰、刘学蛟、王兴栋、代敏、陈坤镇、邱胜

作者简介：汪印，中国科学院城市环境研究所，区域与城市生态安全全国重点实验室，先进环境装备和污染防治技术全国重点实验室，中国科学院城市固体废弃物资源化技术工程实验室，研究员，研究方向为固废低碳资源转化技术与装备研发；李智伟（共同第一作者），中国科学院城市环境研究所，区域与城市生态安全全国重点实验室，先进环境装备和污染防治技术全国重点实验室，中国科学院城市固体废弃物资源化技术工程实验室，助理研究员，研究方向为固废资源化利用技术。

文章来 源 ： 汪印, 李智伟, 李杰, 等. 市政污泥与餐厨垃圾厌氧沼渣协同热解炭化技术研究与示范[J]. 科技导报, 2025, 43(11): 74−86 .

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