熱解條件對(duì)污泥中重金屬形態(tài)分布的影響綜述

李昊宇,李金靈,李彥,拓震宇,雋均科,魚(yú)濤,楊博,屈撐囤

(1.西安石油大學(xué) 化學(xué)化工學(xué)院,陜西 西安 710065;2.陜西省油氣田環(huán)境污染控制技術(shù)與儲(chǔ)層保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,陜西 西安 710065;3.西安航天動(dòng)力研究所,陜西 西安 710100)

污泥來(lái)源廣泛，是城市和工業(yè)日常生活與生產(chǎn)中常見(jiàn)的副產(chǎn)物，且其產(chǎn)量隨著社會(huì)的發(fā)展而逐年增加。污泥的主要成分是水和泥，并含有重金屬、硫化物、苯系物、酚類(lèi)等有毒有害物質(zhì)，其中重金屬非常難以被生物降解，會(huì)隨著土壤、水體遷移，更會(huì)在食物鏈中被放大，在生物體中大量累積，對(duì)生態(tài)環(huán)境造成嚴(yán)重危害。

熱解可將污泥中大部分重金屬富集在固相產(chǎn)物中，并可使重金屬向更穩(wěn)定的狀態(tài)轉(zhuǎn)化[1-4]，可一定程度上限制其在環(huán)境中的遷移。然而，實(shí)際上重金屬的富集情況以及形態(tài)分布受多種熱解條件制約，最終呈現(xiàn)出的固化效果也不盡相同。因此，本文基于污泥熱解的相關(guān)研究，歸納總結(jié)重金屬形態(tài)分布與熱解條件的關(guān)聯(lián)關(guān)系，對(duì)重金屬污染控制、實(shí)現(xiàn)污泥資源化利用具有重大意義。

1 污泥熱解技術(shù)

目前業(yè)界已有多種方法來(lái)處置污泥，如生物處理、化學(xué)清潔、熱解和超聲等，這使得由于污泥所造成的環(huán)境問(wèn)題得到一定的解決[5]。其中熱解處理工藝見(jiàn)圖1。

圖1 污泥熱解工藝及熱解產(chǎn)物回收流程圖[6]Fig.1 Sludge pyrolysis process and pyrolysis product recovery flow chart[6]

即在污泥處于隔絕空氣的特殊條件下，對(duì)污泥進(jìn)行加熱，迫使污泥內(nèi)物質(zhì)進(jìn)行復(fù)雜化學(xué)反應(yīng)(水合和裂化反應(yīng)為主)，最終將其轉(zhuǎn)化為氣、液、固三種狀態(tài)的物質(zhì)，然后進(jìn)行分離的一種技術(shù)[7]。此外，熱解后的殘?jiān)€可利用于制備吸附材料、路基材料，甚至直接回用到熱解過(guò)程中充當(dāng)催化劑和輔助燃料。

2 重金屬的檢測(cè)和處理方法

2.1 重金屬檢測(cè)方法

一些相關(guān)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)以及標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中重金屬的定量檢測(cè)歸納見(jiàn)表1。Cd、Cr、Pb、Hg、As等對(duì)環(huán)境有較大風(fēng)險(xiǎn)的重金屬元素推薦采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜(ICP-AES)檢測(cè)，具備可同時(shí)覆蓋多種元素的測(cè)定、檢出限較好，快速高效且準(zhǔn)確等優(yōu)勢(shì)，是實(shí)驗(yàn)室常用的理想方法。而在野外或者現(xiàn)場(chǎng)作業(yè)時(shí)，利用便攜式的X熒光光譜(XRF)分析儀，能簡(jiǎn)便迅速的對(duì)重金屬含量進(jìn)行檢測(cè)。對(duì)污泥中重金屬含量的準(zhǔn)確檢出，可方便后續(xù)進(jìn)一步對(duì)其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的研判。

表1 污泥重金屬的檢測(cè)方法Table 1 Detection method of heavy metals in sludge

2.2 重金屬處理方法

2.2.1 植物修復(fù)法 植物修復(fù)法采用優(yōu)選出的超富集植物，利用其對(duì)特定重金屬超強(qiáng)的耐性和富集能力，通過(guò)批量種植在受污染土壤或水體里，使其大量富集有害重金屬，而達(dá)到降低環(huán)境中重金屬水平的目的，具備安全、經(jīng)濟(jì)以及環(huán)境友好等優(yōu)越性。

修復(fù)植物對(duì)重金屬的富集大多具有選擇性，對(duì)不同種類(lèi)重金屬的富集情況具有很大的差異，一些超富集植物對(duì)重金屬的富集特點(diǎn)見(jiàn)表2。

表2 修復(fù)植物重金屬富集特點(diǎn)Table 2 Enrichment characteristics of heavy metals in hyperaccumulator

單獨(dú)通過(guò)植物修復(fù)，因其扎根在淺層土壤，修復(fù)范圍有限，而通過(guò)采用一種AMF(叢枝菌根真菌)與修復(fù)植物聯(lián)用，可使其修復(fù)范圍擴(kuò)大，能進(jìn)一步對(duì)深層土壤進(jìn)行修復(fù)[12]，近年來(lái)，隨著超富集植物的不斷發(fā)現(xiàn)，這種微生物-植物聯(lián)用的技術(shù)也越來(lái)越凸顯出其獨(dú)特的優(yōu)勢(shì)，前景廣闊。

經(jīng)過(guò)利用過(guò)后的超富集植物，重金屬等有害物質(zhì)被富集在植物體內(nèi)，對(duì)此類(lèi)植物后續(xù)處置不當(dāng)仍然會(huì)對(duì)生態(tài)環(huán)境等造成嚴(yán)重危害，對(duì)此，多采用焚燒法、熱解法、熱液改質(zhì)法進(jìn)行后續(xù)處置。

2.2.2 吸附法 吸附法應(yīng)用廣泛，一直是業(yè)界研究的熱點(diǎn)，其處理重金屬具有經(jīng)濟(jì)、高效、環(huán)保的特點(diǎn)。Jiang等[13]通過(guò)施加生物炭，使土壤中不穩(wěn)定態(tài)重金屬(Cu、Pb和Cd)的含量分別降低了19.7%，18.8%， 5.6%。伍德佑等[14]制備了多種廢舊磷酸鐵鋰的氧壓浸出渣，并利用其吸附重金屬，吸附效果較好。布林朝克等[15]制備的磁性氧化石墨烯材料用于去除水中的Cu(Ⅱ)和Co(Ⅱ)，去除率分別為92.77%和88.74%，吸附分別于7 min和5 min達(dá)到平衡，是一種快速高效的吸附材料。

對(duì)一些吸附性能一般的吸附材料，改性可使其達(dá)到利用要求，陳顥明等[16]用磷溶菌(PSB)對(duì)稻殼(RB)和污泥(SB)生物炭進(jìn)行不同時(shí)間的改性，PSB顯著改善了二者對(duì)Pb和Cd的吸附作用；劉蕾等[17]比較經(jīng)過(guò)羥基磷灰石和磷酸二氫鉀改性過(guò)后的生物炭發(fā)現(xiàn)，生物炭改性后對(duì)Pb的吸附能力顯著提高，改性具有明顯的效果。

此外，還可利用生物進(jìn)行吸附，如一些細(xì)菌、藻類(lèi)、微生物可以通過(guò)細(xì)胞壁及細(xì)胞壁上的官能團(tuán)吸附固定、細(xì)胞內(nèi)新陳代謝進(jìn)行轉(zhuǎn)換等途徑完成對(duì)重金屬的吸附[18]。肖敏等[19]采用礦物-腐殖酸-微生物體系進(jìn)行吸附實(shí)驗(yàn)，結(jié)果表明，體系對(duì)Cu的吸附，屬土著微生物革蘭氏陽(yáng)性枯草芽孢桿菌和革蘭氏陰性惡臭假單胞菌兩種吸附效果最佳，強(qiáng)于其余材料及其耦合，可能是由于耦合利用存在吸附能力的拮抗導(dǎo)致。

2.2.3 化學(xué)法 傳統(tǒng)處理重金屬污染一般采用化學(xué)的手段。最常見(jiàn)的有電解法、化學(xué)沉淀法、化學(xué)萃取法和化學(xué)淋洗法等。馬強(qiáng)等[20]選用稻草秸稈厭氧發(fā)酵、稻草秸稈好氧發(fā)酵、氯化鉀和醋酸對(duì)受重金屬污染大田進(jìn)行化學(xué)淋洗120 d，相較于原始土壤，只有氯化鉀對(duì)土壤重金屬污染(Cd、Pb、Cu和Zn)有一定效果，去除率分別為19.20%，6.84%，7.56%，15.94%。但將傳統(tǒng)化學(xué)法與其他方法聯(lián)用或是一種更有效的途徑[21]，鄧敏等[22]采用化學(xué)-微生物聯(lián)用處理重金屬污染土壤，對(duì)Cd、Pb的去除率可達(dá)94.8%，93.9%。同樣，李曉暉等[23]采用嗜酸氧化亞鐵硫桿菌為優(yōu)勢(shì)菌種的菌液、檸檬酸和乙酸混合液、膨潤(rùn)土聚沉劑聯(lián)用的方式處理沼渣中的重金屬的含量發(fā)現(xiàn)，沼渣中Cu和Zn的浸出率分別為89.7%和91.9%。

2.2.4 固化法 固化法是利用水泥、塑料、水玻璃和瀝青等[24]材料將危廢中的重金屬固化，也可通過(guò)施加固化劑，阻斷重金屬的遷移，來(lái)防止其浸出。董穎博等[25]采用固化劑處理污染土壤，氧化鈣對(duì)V固化率最高可達(dá)97.44%，玉米芯對(duì)Cr的固化率最高可達(dá)87.82%，同時(shí)使用兩種固化劑(用量為6%、復(fù)配比例為3∶3)，對(duì)V和Cr的同步固化率可達(dá)87.81%和60.72%。未來(lái)對(duì)于重金屬的處置逐漸傾向于添加穩(wěn)定化藥劑，使其轉(zhuǎn)化為較為穩(wěn)定的狀態(tài)，但仍存在二次污染，不易資源化利用等隱患。

3 重金屬形態(tài)分類(lèi)

僅用重金屬含量來(lái)衡量其在環(huán)境中的危害具有很大的局限性，無(wú)法說(shuō)明其在環(huán)境中的遷移性，研究發(fā)現(xiàn)重金屬的遷移性常與其形態(tài)分布相關(guān)[26]。

目前應(yīng)用廣泛的重金屬形態(tài)逐級(jí)提取法主要有Tessier法和BCR法，均是基于操作意義的重金屬分類(lèi)方法。Tessier提出的逐級(jí)提取法具有開(kāi)創(chuàng)性，但存在一些明顯的缺點(diǎn)，如缺乏統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn)方法用于分析、結(jié)果可比性較差、無(wú)相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)用于數(shù)據(jù)核對(duì)等；而B(niǎo)CR法也存在實(shí)驗(yàn)結(jié)果重復(fù)性較差的問(wèn)題[27]，在此基礎(chǔ)上，RAURET提出了改進(jìn)的BCR逐級(jí)提取法，并研制相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)以便對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行驗(yàn)證和比對(duì)，已被許多學(xué)者應(yīng)用于土壤和污泥重金屬遷移的研究[28]，其對(duì)重金屬形態(tài)的分類(lèi)見(jiàn)表3。

表3 BCR提取法中重金屬的分類(lèi)Table 3 Classification of heavy metals in modified BCR sequential extraction procedure

4 熱解條件對(duì)重金屬形態(tài)分布的影響

4.1 熱解溫度

在一定范圍內(nèi)，提高熱解溫度，能使重金屬穩(wěn)定性增強(qiáng)。一開(kāi)始一些弱酸提取態(tài)金屬脫水固結(jié)轉(zhuǎn)化為可氧化態(tài)伴隨有機(jī)質(zhì)裂解縮合溢出，一些轉(zhuǎn)化為殘?jiān)鼞B(tài)殘留在產(chǎn)物中[29]，隨著溫度的進(jìn)一步提高，這部分殘?jiān)鼞B(tài)金屬反而轉(zhuǎn)化為較不穩(wěn)定的可還原態(tài)或直接由于晶格破碎溢出，而熔沸點(diǎn)較高的金屬雖然不參與揮發(fā)，但會(huì)以飛灰基體或附著在飛灰表面溢出，而一些沸點(diǎn)較低的金屬則直接吸附在飛灰顆粒上揮發(fā)[30]。唐昊淵[31]對(duì)某油田的含油污泥在500 ℃溫度下進(jìn)行熱解，分析其熱解飛灰中的重金屬含量發(fā)現(xiàn)除Cd外，Cr、Cu、Ni、Pb、Hg等重金屬都遠(yuǎn)低于相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)，這可能是由于在當(dāng)前溫度并未達(dá)到此幾類(lèi)金屬及其化合物的熔沸點(diǎn)，導(dǎo)致其大量富集在固相殘?jiān)校秋w灰中。

李智偉等[32]對(duì)脫水污泥進(jìn)行熱解，Cr、Pb、Zn等重金屬元素在400～600 ℃時(shí)會(huì)發(fā)生富集，Cd在400 ℃時(shí)富集最明顯，隨著溫度的逐漸升高，在到達(dá)500 ℃時(shí)富集程度急劇降低，溫度高于600 ℃，Cd完全揮發(fā)，此時(shí)富集程度達(dá)到最低，這與茆青等[33]的研究呈現(xiàn)一致性，溫度不同，各重金屬的富集情況存在較大差異。盧歡亮等[7]在對(duì)污泥進(jìn)行熱解處理過(guò)程中發(fā)現(xiàn)，Pb、Zn、Cu、Fe和Mn等重金屬在300～400 ℃間，生物利用性顯著降低，可能與熱解過(guò)程中，酰胺類(lèi)官能團(tuán)與重金屬絡(luò)合所導(dǎo)致。李志建等[34]利用熱解制備污泥生物炭，低于500 ℃下，Pb、Cd、Cr的富集隨溫度的升高而逐步增加，500～900 ℃ 則逐步降低，但總體上經(jīng)過(guò)熱解，重金屬由不穩(wěn)定態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化的比重增加，但污泥生物炭在經(jīng)過(guò)熱解后偏向于堿性，也會(huì)使其中可還原態(tài)金屬發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化[35]。郭子逸等[27]微波熱解處理后的城市污水處理廠(chǎng)污泥，所測(cè)重金屬中殘?jiān)鼞B(tài)比例大幅增加，重金屬穩(wěn)定性普遍得到增強(qiáng)，熱解溫度繼續(xù)提高使得可氧化態(tài)的Cr與Pb大幅下降，500 ℃以上時(shí)，可氧化態(tài)的Cu受溫度影響細(xì)微，但可氧化態(tài)的Ni存在起伏，酸可交換態(tài)的Ni則趨于零，最終在800 ℃ 時(shí)固定效果最佳，且重金屬具有相對(duì)最優(yōu)的穩(wěn)定性。熱解溫度一旦超過(guò)重金屬及其化合物的熔沸點(diǎn)，便不利于固定[36]，這說(shuō)明熱解溫度雖能影響重金屬穩(wěn)定化和固化，但與重金屬性質(zhì)的關(guān)聯(lián)關(guān)系不容忽視。

4.2 熱解時(shí)間

熱解時(shí)間是影響熱解過(guò)程的重要因素，一般是指到達(dá)指定溫度后的保持時(shí)間，熱解時(shí)間不足或過(guò)長(zhǎng)，會(huì)造成熱解不充分和能源的浪費(fèi)。黃蓉等[37]的研究表明熱解時(shí)間較短的情況下，污泥炭中Pb和Ni的穩(wěn)定態(tài)濃度較高，總濃度較少，但總體上影響不明顯，許思涵等[38]在700 ℃下，逐步將熱解時(shí)間從1 h提升到4 h，除Pb外，污泥炭中Cu、Zn、Cr、Mn和Ni元素的含量逐漸增加，達(dá)到很好的富集效果。刁韓杰等[39]發(fā)現(xiàn)在700 ℃下，1～4 h內(nèi)，各重金屬的有效態(tài)比例顯著下降，鈍化效果明顯。

熱解時(shí)間主要為熱解產(chǎn)物提供二次反應(yīng)時(shí)間，促使一些有效態(tài)金屬向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)變，穩(wěn)定性增強(qiáng)。熱解時(shí)間對(duì)產(chǎn)物中重金屬富集情況的影響，仍取決于重金屬本身性質(zhì)[40]，即便是在適宜的溫度下，延長(zhǎng)熱解時(shí)間，也可能會(huì)使重金屬氣化溢出，不利于固定。

4.3 升溫速率

在熱解工藝中，按照升溫速率的快慢，可分為慢速升溫、快速升溫、閃速升溫，目前已探明其對(duì)產(chǎn)物的三相收率會(huì)產(chǎn)生影響[41]。黃蓉等[37]的研究表明，升溫速率對(duì)殘?jiān)蟹欠€(wěn)定態(tài)重金屬的影響幾乎不存在，但會(huì)影響穩(wěn)定態(tài)重金屬的濃度。一些學(xué)者[42-44]通過(guò)在低溫下采用快速升溫或閃速升溫的辦法熱解修復(fù)植物，并測(cè)定其中重金屬含量發(fā)現(xiàn)，在低溫下采用較快的加熱速率熱解，生物油的產(chǎn)率高，且其中幾乎不含重金屬，但其僅說(shuō)明了重金屬是否存在的問(wèn)題，對(duì)產(chǎn)物中重金屬的富集以及穩(wěn)定性的分析尚缺乏。

4.4 添加劑

添加催化劑是化學(xué)化工實(shí)驗(yàn)生產(chǎn)過(guò)程中，常見(jiàn)的提高反應(yīng)效率的辦法。在污泥熱解過(guò)程中，添加催化劑不僅可以加快反應(yīng)速率，還能更好的得到所需目標(biāo)產(chǎn)物。鐘慧瓊等[45]分別添加有機(jī)氯和無(wú)機(jī)氯兩種催化物質(zhì)參與熱解，結(jié)果表明二者均加快了反應(yīng)，促進(jìn)重金屬的揮發(fā)。黃蓉等[37]施加碳酸鈣參與污泥熱解，重金屬總濃度較低且以穩(wěn)定態(tài)形式存在，相較于原始污泥，風(fēng)險(xiǎn)性降低，效果良好。

單獨(dú)熱解制得的污泥炭，其孔隙結(jié)構(gòu)和比表面積也與活性炭具備不小的差距，常用一些生物質(zhì)與污泥共熱解，不僅能催化強(qiáng)化污泥的熱解，還能有效固定重金屬，降低環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)性。Huang等[46]加入稻草和鋸末與污泥共熱解，產(chǎn)物中重金屬總量，特別是Cu、Zn、Ni含量有所降低，但根據(jù)生物炭的毒性浸出過(guò)程，重金屬在生物炭中的遷移性并沒(méi)有降低；張進(jìn)等[47]控制不同比例(0,25%,50%)的稻殼與污泥熱解，在添加比例為25%時(shí)，污泥碳中Cu、Zn、Mn和Ni等重金屬的穩(wěn)定性普遍得到強(qiáng)化，添加比例為50%時(shí)，固化效果最優(yōu)。一方面添加劑的引入，可為許多游離的提取態(tài)重金屬提供了附著位點(diǎn)，方便其向穩(wěn)定的殘?jiān)Ц駪B(tài)轉(zhuǎn)化，能有效降低其環(huán)境遷移性，另一方面外源引入的添加劑會(huì)稀釋產(chǎn)物中重金屬的濃度，或給后續(xù)分析造成影響。

4.5 原料性質(zhì)

Ozkan A[48]發(fā)現(xiàn)熱值和揮發(fā)分對(duì)熱解效果影響較大，較高熱值的物質(zhì)所得產(chǎn)物中重金屬富集量較大，可能與一些物質(zhì)富含油脂，使?fàn)t溫較設(shè)定溫度高，熱解相對(duì)充分所致。但Lievens C[42]的研究卻發(fā)現(xiàn)一些含油量高的物質(zhì)，熱解后其產(chǎn)物中重金屬富集卻較少，這可能是反應(yīng)溫度過(guò)高，導(dǎo)致重金屬揮發(fā)所致。

于曉慶等[49]分別將生污泥和消化污泥經(jīng)同等條件熱解，發(fā)現(xiàn)生污泥熱解炭中處于穩(wěn)態(tài)的重金屬Cd、Cr、Cu含量均高于消化污泥熱解炭中的含量，穩(wěn)態(tài)Zn卻相反，消化污泥中的Zn含量低于生污泥中的，但Pb形態(tài)并未出現(xiàn)明顯差異，他認(rèn)為差異與兩種污泥中揮發(fā)性有機(jī)物和灰分含量有關(guān)。謝勝禹等[36]分別將酸性、堿性和二者混合重金屬污泥進(jìn)行水熱聯(lián)合熱解處理，酸性污泥的固相熱解產(chǎn)物中重金屬的穩(wěn)定性得到增強(qiáng)，Ni和Zn的殘?jiān)鼞B(tài)增加量最為顯著；堿性污泥的固相熱解產(chǎn)物中重金屬的穩(wěn)定性并未有顯著變化，只有Cr和Cu的殘?jiān)鼞B(tài)比例有所增加，而其他重金屬的殘?jiān)鼞B(tài)比例有所下降。酸堿混合污泥的固相熱解產(chǎn)物中重金屬得到固定，其生物有效性降低。酸性污泥和堿性污泥產(chǎn)物中重金屬的富存情況存在顯著差異，與兩者性質(zhì)不同密切相關(guān)，酸性污泥變化較明顯，是由于其本身pH低，揮發(fā)分較多，所含重金屬較活潑，易于形成更穩(wěn)定的結(jié)構(gòu)和一些絡(luò)合鹽而使殘?jiān)鼞B(tài)增加，堿性污泥在經(jīng)處理前后重金屬穩(wěn)定性變化不明顯，主要是由于其本身pH和灰分較高，揮發(fā)分較少，使得內(nèi)部氧化物和有機(jī)物的負(fù)電荷得到增強(qiáng)，重金屬離子易于絡(luò)合和沉淀，在原樣中就以較為穩(wěn)定的狀態(tài)存在而導(dǎo)致變化不明顯。

5 總結(jié)與展望

(1)熱解溫度的提高能使重金屬由不穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定態(tài)，穩(wěn)定性增強(qiáng)，并能獲得較好的固定效果，但隨著溫度繼續(xù)升高，重金屬的穩(wěn)定性和固化效果會(huì)根據(jù)自身性質(zhì)出現(xiàn)差異，而過(guò)高的熱解溫度甚至?xí)玫较喾吹慕Y(jié)果。

(2)熱解時(shí)間主要為熱解二次反應(yīng)提供時(shí)間，能獲得一定的穩(wěn)定性，但需配合較為合適的熱解溫度，以免造成重金屬的外泄。

(3)升溫速率僅對(duì)穩(wěn)定態(tài)重金屬產(chǎn)生一些細(xì)微的影響，尚缺乏更細(xì)致的研究。

(4)摻入無(wú)機(jī)氯和有機(jī)氯均能大大加快反應(yīng)，促進(jìn)重金屬的揮發(fā)，而添加碳酸鈣能增加重金屬的穩(wěn)定性。將污泥與一些生物質(zhì)材料進(jìn)行共熱解，重金屬穩(wěn)定性能得到強(qiáng)化，降低了其環(huán)境遷移性，但須注意由于引入添加劑對(duì)富集重金屬濃度的稀釋。此外，在施用添加劑時(shí)，加量和種類(lèi)也是一個(gè)至關(guān)重要的因素，如何采取針對(duì)性的應(yīng)對(duì)方式仍需要進(jìn)一步探索。

(5)污泥的酸堿性能直接影響其重金屬的狀態(tài)分布，并且其中所含的油類(lèi)和揮發(fā)分物質(zhì)，也會(huì)致使一些低熔沸點(diǎn)重金屬溢出，在熱解處理前應(yīng)探明相關(guān)性質(zhì)，做一定的預(yù)處理，再擬定熱解處置方案，達(dá)到資源化利用的目的。

(6)目前對(duì)污泥熱解中重金屬的富集和形態(tài)分布的研究，多為單一工況的影響，還缺乏各工況聯(lián)合的研究。今后對(duì)污泥的處置也可多考慮其他處理技術(shù)與熱解的耦合使用，獲得較為全面的處置效果。