城市污泥焚烧过程中重金属形态与分布的热力学平衡分析

刘敬勇，孙水裕

(广东工业大学 环境科学与工程学院，广州 510006)

城市污泥焚烧过程中重金属形态与分布的热力学平衡分析

刘敬勇，孙水裕

(广东工业大学 环境科学与工程学院，广州 510006)

采用化学热力学平衡分析方法，应用污泥实测数据预测4种不同来源的污泥焚烧过程中重金属Pb、Ni、Mn、Cr、Zn和Cu的迁移和转化规律。结果表明：重金属Ni、Mn和Zn在低温条件下受矿物质Al2O3、CaO、SiO2和 Fe2O3的影响较大，易形成稳定的固体而存在于炉渣中；Cr易形成氧化物而基本不受矿物质的影响，Pb的形态转化受多种因素的制约且易于挥发；随着焚烧温度的升高，重金属Pb、Cu和Zn从对应的金属固态盐类或氧化物逐渐转化为气态的金属氯化物、氧化物，再到气态单质进入灰飞或大气中；Mn、Ni和Cr易形成不易挥发的稳定固体而存在炉渣中；焚烧体系中S能与 Ni、Cu和Pb结合形成硫酸盐，而对Mn、Cr和Zn的形态转化影响较小；焚烧体系中Cl对Pb的挥发影响最大，其次为Cu和Zn，影响较小或者不受影响的金属是Ni、Cr和Mn。

污水；污泥；焚烧；重金属；形态；热力学

Abstract:The chemical thermodynamic equilibrium calculations were performed to reveal the migration and transformation of the heavy metals, such as Pb, Ni, Mn, Cr, Zn and Cu, during incineration of four sewage sludges. The actual sewage sludge compositions and combustion conditions were utilized in all simulations. The results show that the heavy metals Ni, Mn and Zn are affected greatly by the minerals, such as Al2O3, CaO, SiO2, Fe2O3, and form some stable solids easily which exist in the residual slag at low temperature. Under the same condition, Cr is easy to form its oxides and does not affected by the minerals, but Pb is transformed to other volatile forms easily and affected by many other factors. With increasing temperature, the heavy metals Pb, Cu and Zn transfer from their solid salts, oxides to gas metal chlorides，oxides，and finally to gas elements, which enter into the fly ash or the atmosphere. The elements Mn, Ni and Cr are easy to form some stable, high melting point and non-volatile oxides existing in their residual slags. During the incineration, the element S reacts with Ni, Cu and Pb, and forms sulfates, while the transformation of Mn, Cr and Zn affected by sulfur is less. When there is Cl in the incineration system only, the effect of Cl on the volatilization of Pb is the greatest, followed by the volatilizations of Cu and Zn, Ni, Cr and Mn has less effect or no effect.

Key words:sewage; sludge; incineration; heavy metal; speciation; thermodynamic analysis

随着我国工业化水平和人民生活水平的提高, 各种污泥的排放量也日益增多，而传统的填埋法由于占地面积较大，在发达国家已经很少使用，取而代之的是焚烧法[1]。污泥的焚烧处理可以在占用最少土地资源的情况下最大限度地实现废弃物的减量化、无害化和资源化，而且其产生的热能可以回收利用。污泥中除了包含大量的病原物，盐类以及多氯联苯、二噁英等难以降解的有毒有害物质外，还含有大量的Cu、Zn、Cr和 Pb等重金属[2]。这些重金属元素在焚烧中的转化对烟气、飞灰和底渣有直接影响，处置不好将造成二次污染[3]。

由于污泥焚烧是一个包含热解、挥发份燃烧和焦炭燃尽等十分复杂的过程[4]，到目前为止，人们对不同来源污泥焚烧过程中重金属导致的污染物的生成、转化和防治的认识还不够，大部分研究集中在对飞灰及底渣等重金属的最终浓度上，而对不同来源城市污泥焚烧过程中整个温度范围的重金属分布研究较少。热力学方法作为研究在一定的宏观条件下整个体系所发生的反应的方向和限度，在煤、生活垃圾、生物质焚烧体系平衡中微量元素的迁移和转化使用较多[5−7]。该方法可以分析在燃烧体系温度和压力下微量元素热力学上的化学组成及其形态，并且通过计算能够深入了解污泥焚烧过程中各种影响因素对重金属行为的影响。目前，应用最广的平衡方法是最小 Gibbs自由能方法。试验发现，污泥焚烧飞灰和底渣中重金属浓度均超出我国土地环保质量标准要求的最高范围。因此，污泥焚烧飞灰和底渣产生较高毒性的危险废物，为了减少重金属对环境的危害，本文作者采用热力学平衡方法对不同来源城市污泥焚烧中重金属元素的迁移和转化过程进行分析，为如何减少焚烧中的重金属污染提供参考。

1 污泥焚烧体系热力学平衡分析原理与方法

1.1 热力学平衡原理

污泥在焚烧装置中的热解、气化、燃烧过程属于多相多组分体系的化学反应过程。在一定的温度、压力和原始反应物(指进入燃烧装置中的空气、污泥及辅助燃料等)条件下，将整个装置看作封闭的理想反应体系，分析在此条件下整个污泥焚烧体系达到热力学平衡状态时各物质的组成、浓度及聚集状态。

1.2 热力学平衡分析方法

在化学热力学中处理复杂体系的化学平衡较常用的是平衡常数法和最小Gibbs自由能法。本文作者采用的化学热力学计算软件(FACT)利用 FLEMMING[8]的MINGSYS计算程序，即是基于Gibbs最小自由能法：在等温等压条件下以体系的Gibbs自由能最小作为平衡判据，利用Lagrange待定系数法求解此时各组分的组成和浓度[9]。应用于污泥焚烧体系平衡计算程序的基本原理见图1[8]。在一定温度压力下，空气污泥等原始反应物质加入污泥焚烧装置中进行各种复杂的化学反应，当体系达到化学平衡时，整个体系的Gibbs自由能为最小。计算此平衡条件下污泥焚烧体系内各种气态物质和固态物质的组成和浓度。

图1 应用于污泥焚烧装置的MINGSYS平衡计算原理示意图[8]Fig.1 Schematic diagram of equilibrium system by MINGSYS in sewage sludge incinerator (Me denotes metal)[8]

2 实验

2.1 样品采集与污泥组成分析

实验中所用的污泥取自广州 4个大型污水处理厂，分别命名为S1、S2、S3和S4，其具体情况见表1。其中，3个城市污水处理厂采用传统的活性生物污泥处理工艺，规模较大(占广州总污水处理量的60%以上)，在广州市污水处理中具有一定的代表性。样品于2008年按照季度同期在4个污水处理厂的终端传送带上采集，每种污泥采4批，每批采集时间是2 h，每隔0.5h采集1个样品，然后进行混合。污泥用铝箔包封，避光运回实验室等量混匀，然后将混匀后的污泥样品置于阴凉、通风处晾干，平铺于硬质白纸板上，用玻璃棒等压散，用玛瑙研钵研磨至样品全部通过孔径为150 μm的尼龙筛，混匀后装瓶备用。污泥的元素分析及其工业分析见表2。

2.2 污泥理化性质和金属元素含量测定

采用《土壤农业化学分析方法》[10]及城市污水处理厂污泥检验方法(CJ/T221—2005)[11]上的常规分析方法测定样品的含水率、pH值、有机质、TN、TP和主量元素Si、Al、Ca、K、Mg和Fe的含量。

污泥中重金属总量采用微波消解(CEM-MARS)-原子吸收法进行测定，具体步骤如下：分别准确称取0.2 g上述制备好的干污泥样(每个样品置4个平行样)置于FR21型全聚四氟乙烯密封增压微波消解罐中，加入5 mL HNO3和1 mL HF，旋紧消化罐盖，将溶样晃动几次，静置过夜。在120 ℃下消解5 min，在150 ℃下消解10 min，在180 ℃下消解5 min后取出冷却约30 min，然后水浴(100 ℃)除酸约20 min，用2%HNO3(体积分数)介质洗涤溶样杯3次，合并于50 mL容量瓶中备测，并以相同条件做空白试验。分析所用试剂均为优级纯，所用的水均为超纯水，分析过程用国家标准土壤参比物质(GSS—1)进行质量控制，其结果符合质控要求。

2.3 热力学平衡计算过程

影响自由能的因素有物质的化学组成和结构，物质的凝聚状态(气、液、固)，物质的数量，压力、温度。在计算过程中，使用真实污泥组成数据，燃烧温度为400～1 800 K，压力为1.013×105Pa，过量空气系数 λ=1.2。每一个计算体系中包括一个痕量元素(见表3)和污泥的主要成分(C、H、N、O、S和Cl，见表2)及主要矿物组分(SiO2、Al2O3、CaO、MgO、K2O和Fe2O3，见表3)。为了考察Cl对重金属挥发的影响，本研究计算了只有Cl元素和污泥主成分(C、H、N和O)(未考虑矿物组分)情况下6种重金属的热力学平衡。

3 热力学平衡计算结果与分析

3.1 污泥燃烧中重金属的形态分布

图2所示为4种不同污泥(S1、S2、S3、S4)在焚烧过程中Pb在400～1 800 K的热力学平衡计算结果，给出污泥焚烧过程中 Pb元素随系统温度和污泥种类不同的平衡分布规律。由图2可看出，不同来源的4种污泥焚烧过程中 Pb的形态主要以 PbCl2(s)(PbO)·(Al2O3)6(s)、PbSO4(s)、PbCl4(g)、PbCl2(g)、PbCl(g)、PbO(g)、Pb(g)存在。在系统温度为400～500 K范围，Pb主要以 PbCl2(s)为主，随着温度的升高，PbCl2(s)逐渐转化为(PbO)·(Al2O3)6(s) 熔融物；当温度达到1 000 K时，Pb主要以PbCl2(g)气体形式存在；在1 200 K左右，PbCl2(g)开始分解成为PbO(g)和一小部分PbCl(g)。

表1 污水处理厂基本情况Table 1 Description of waste water treatment plants(WWTP)

表2 污泥样品的工业分析和元素分析Table 2 Proximate and ultimate analysis of different sludges

表3 污泥中重金属及矿物质含量Table 3 Contents of heavy metals and minerals in different sludges

图2 4种污泥焚烧过程中Pb的热力学平衡分布Fig.2 Equilibrium distribution of Pb during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

S1和S3污泥在焚烧温度为600～1 000 K范围时，Pb主要以PbSO4(s) 存在，而S2和S4焚烧过程中未发现 PbSO4(s)的生成，在此温度范围主要以(PbO)·(Al2O3)6(s)和PbCl2(g)存在，可能与污泥中S和Cl的摩尔比有关。 由图2还可以看出，当温度低于1 300 K时，污泥在焚烧过程中Pb主要以PbCl2(g)和PbCl4(g)挥发为主；当温度高于1 400 K时，Pb主要以PbO(g)挥发为主，可以看出Cl对Pb的挥发起重要作用，而 S和 Al2O3在某种程度上可以拟制 Pb的挥发。

图3表示4种不同污泥(S1，S2，S3，S4)焚烧过程中Zn在400～1 800 K的热力学平衡计算结果。由图3可看出，4种不同来源污泥焚烧过程中，Zn的形态主要以 ZnAl2O4(s)、Zn2SiO4(s)、Ca2ZnSi2O7(s)、ZnCl2(g)、Zn(g)存在。在系统温度为400～1 100 K范围，Zn主要与Al的氧化物结合形成ZnAl2O4(s)；当温度升高到 1 200 K，ZnAl2O4(s)逐渐减小转化为Zn2SiO4(s)和ZnCl2(g)；当温度超过1 300 K时，Zn主要与Ca和Si的氧化物结合形成稳定的Ca2ZnSi2O7(s)；当温度超过1 500 K时，Zn就开始变为Zn(g)。

由于4种污泥样品中CaO、SiO2及Cl含量不同，污泥S2、S3、S4焚烧过程中有ZnCl2(g)的生成，而在污泥 S1中未发现有 ZnCl2(g)。由此可以看出，污泥S3焚烧过程中生成 ZnCl2(g)的比例最大，可能与 S3污泥中Cl含量最大有关。整体来看，Zn在1 100～1 600 K范围主要以ZnCl2(g)形式挥发，高于1 600 K时主要以Zn(g)形式挥发，低温范围Zn比较稳定，这可能由于当污泥被加热时，ZnO会与飞灰中的主要成分SiO2和 Al2O3发生如下反应：ZnO+SiO4=Zn2SiO4，ZnO+Al2O3=ZnAl2O4，分别生成稳定的硅锌矿(Zn2SiO4)和尖晶石(ZnAl2O4)，从而抑制了Zn的蒸发，这与JUNG等[12]研究垃圾焚烧过程中有关Zn的结论一致。

图3 4种污泥焚烧过程中Zn的热力学平衡分布Fig.3 Equilibrium distribution of Zn during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

图4所示为4种不同污泥(S1、S2、S3、S4)焚烧过程中Ni在400～1 800 K的热力学平衡计算结果。由图4可看出，4种不同来源污泥焚烧过程中Ni的形态主要以(NiO)·(Fe2O3)(s)、(NiO) · (Fe2O3)(s)、NiSO4(s)、NiSO4·(H2O)(s)和 Ni(OH)2(g)存在。当系统温度为400～900 K 时，Ni主要和 Fe2O3结合形成晶体(NiO)·(Fe2O3)(s)；当温度为900～1 600 K时，Ni由晶体 (NiO)·(Fe2O3)(s)转 化 为 高 熔 点 的 熔 融 物(NiO)·(Fe2O3)(s2)；当温度为 1 400 K 时，开始有Ni(OH)2(g)的生成；当温度高于1 700 K时，Ni(OH)2(g)占主导地位。污泥S1焚烧过程中Ni的转化在400～1 000 K范围内，有别于其它3种污泥，焚烧过程中生成NiSO4·(H2O)(s)及NiSO4，这可能与其含S最高有关。结合4种污泥来看，Ni在污泥焚烧过程中不易挥发，这可能与 Ni及其化合物本身难挥发有关，这也印证WANG等[13]的研究结论，但是当温度高于1 400 K时，会有Ni(OH)2(g)生成，因此控制Ni(OH)2(g)的生成是防止重金属Ni污染的主要途径。

图5所示为4种不同污泥(S1、S2、S3、S4)焚烧过程中Mn在400～1 800 K的热力学平衡计算结果。由图5可看出，4种不同来源的污泥焚烧过程中，Mn的形态主要以MnO2(s)、Mn2O3(s)、Mn2Al4Si5O18(s)、Mn3Al2Si3O12(s)存在，当焚烧温度为400～700 K时，Mn主要以MnO2(s)形式存在；当温度达到600 K时，MnO2(s)逐渐转化为Mn2O3(s)；在温度超过750 K时，Mn主要与Al2O3及SiO2结合形成Mn2Al4Si5O18(s)，当温度升高到 1 100 K时，Mn2Al4Si5O18(s)开始向Mn3Al2Si3O12(s)转化；在温度高于1 200 K时，Mn全部转化为 Mn3Al2Si3O12(s)。在焚烧过程中，污泥 S4未发现有 Mn2O3(s)生成，由 MnO2(s)直接转化为Mn2Al4Si5O18(s)，可能与其污泥中Mn、Al2O3及SiO2含量有关。从整体来看，在污泥焚烧过程中，Mn在400～1 800 K范围内不易挥发，都以铝硅酸盐形式存在于焚烧炉渣中。

图4 4种污泥焚烧过程中Ni的热力学平衡分布Fig.4 Equilibrium distribution of Ni during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

图5 4种污泥焚烧过程中Mn的热力学平衡分布Fig.5 Equilibrium distribution of Mn during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

图6所示为4种不同污泥(S1、S2、S3、S4)焚烧过程中Cr在400～1 800 K范围的热力学平衡分布。由图6可看出，4种不同来源污泥焚烧过程中，Cr的形态主要以(MgO)·(Cr2O3)(s)、Cr2O3(s)、CrO3(g)、CrO2(g)、CrO2Cl2(g)存在。在燃烧初期(温度为400～500 K)，Cr较易形成Cr2O3(s)；当温度高于500 K时，Cr较易与MgO结合形成(MgO)·(Cr2O3)(s)稳定化合物；在温度高于1 500 K时，也有部分CrO3(g)(污泥S1、S2、S3)及CrO2(g)(污泥S3)生成，其中污泥S3在500～800 K时还有 CrO2Cl2(g)生成，CrO2Cl2(g)的生成可能与 S3污泥中Cl含量最高有关。整体来看，污泥焚烧过程中，Cr在 500～1 700 K 范围不易挥发，主要以(MgO)(Cr2O3)(s)形式存在于焚烧炉渣中；只有温度高于1 500 K时，才有小部分Cr的氧化物气体逸出。

图7所示为4种不同污泥(S1、S2、S3、S4)焚烧过程中Cu在400～1 800 K范围的热力学平衡计算结果。由图7可看出，4种不同来源污泥在焚烧过程中，Cu 的 形 态 主 要 以 CuO(s)、Cu3SO4·(OH)4(s)、CuO·(Fe2O3)(s)、CuCl(g)、(CuCl)3(g)、Cu (g)存在。在燃烧初期，当温度为400～500 K时，对于S1和S3污泥，部分Cu以Cu3SO4(OH)4(s)形式存在；当温度高于500 K时，Cu主要以CuO(s)存在；当温度达到700 K时，CuO(s)开始与 Fe2O3结合形成稳定的CuO·(Fe2O3)(s) 化合物；当温度达到 1 100 K时，CuO·(Fe2O3)(s)开始向CuCl(g)及 (CuCl)3(g)转化，其中CuCl(g)占主导；当温度高于1 500 K时，小部分CuCl(g)转化为Cu (g)，Cl对Cu热力学平衡作用方程主要如下：6CuCl2(s)2(CuCl)3(g)+3Cl2；(CuCl)3(g)3CuCl(g)。整体来看，污泥焚烧过程中Cu在温度高于1 100 K时才开始以氯化物形式挥发。

图6 4种污泥焚烧过程中Cr的热力学平衡分布Fig.6 Equilibrium distribution of Cr during incineration of four sludges: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

通过向污泥中添加不同比例的物质(石灰、石灰石、高岭土、铁盐等)，对含有各种添加剂的污泥进行焚烧，能在不同程度上抑制重金属的排放。UBEROI等[14]通过比较硅石、矾土、高岭土、铁矾石、石灰石在热重量反应器中对Pb 和Cd 的捕获效率后，指出其去除机理不在于物理吸附，而在于化学吸附或反应吸附。CHEN等[15]比较几种不同的吸附剂如高岭土、矾土、氧化铝对重金属Pb、Cr、Cu的吸附情况，发现吸附剂在不同环境下的吸附效果是不同的，在各个运行温度下，3种吸附剂对重金属的吸附顺序由大至小依次为Pb、Cu、Cr；并且发现，当垃圾内无机氯存在时，使吸附剂的吸附性能提高，而有机氯的存在使吸附能力下降。对比图2～7可以发现，污泥中SiO2、Al2O3、Fe2O3、MgO和S等可以与重金属形成稳定的化合物如PbSO4(s)、 (PbO)·(Al2O3)6(s)、ZnAl2O4(s)、Zn2SiO4(s)、Ca2ZnSi2O7(s)、(NiO)·(Fe2O3)(s)、(NiO)·(Fe2O3)(s2)、NiSO4(s)、Mn2Al4Si5O18(s)、Mn3Al2Si3O12(s)、(MgO)·(Cr2O3)(s)、Cu3SO4(OH)4(s)、(CuO)·(Fe2O3)(s)，这些物质具有高熔点高稳定性，在很大程度上拟制了这些重金属的挥发，进而防止其进入大气环境中，这与李润东[16]的研究结果比较吻合。

图7 4种污泥焚烧过程中Cu的热力学平衡分布Fig.7 Equilibrium distribution of Cu during incineration of four kinds of sludge: (a) S1; (b) S2; (c) S3; (d) S4

3.2 Cl对重金属形态分布的影响

已有研究表明[17−18]：固体废弃物中金属及其化合物在高温条件下会与氯化物反应：M+Cl2→MCl2；M+HCl→MCl2+H2；MO+HCl→MCl2+H2O。CHEN等[19]通过试验研究发现，污泥焚烧过程中加入一定的无机氯，这些无机氯可能会与重金属发生下列化学反应：

图8 Cl对污泥焚烧过程中重金属形态分布的影响Fig.8 Effects of Cl on balance distribution of heavy metals speciation during incineration

这样生成产物的熔沸点普遍比较低，容易挥发，也容易发生冷凝并富集在飞灰表面上。本文作者也模拟了只有 Cl元素、未考虑污泥中矿物质成分(SiO2、Al2O3、CaO、MgO、K2O、Fe2O3，见表 3)情况下重金属形态的分布情况(见图8)。由图8可以看出，即使只有Cl元素存在情况下，重金属Cr和Mn在400～1 800 K范围都没有氯化物生成，表明污泥在氧化氛围(过量空气系数λ=1.2)焚烧过程中，Cr和Mn易于形成重金属的氧化物，这与考虑污泥中矿物质成分模拟结果相同(见图5和6)，说明污泥焚烧过程中，Cl化物对Cr和Mn分布影响不大，这与祝建中和胡志华[20]利用管式炉的研究结果相吻合，也说明了亲氧元素Cr不受Cl的影响。对于Pb来讲，在焚烧过程中产生了PbCl2(s)、PbCl4(S)和PbCl2(g) 3种氯化物，由于PbCl2(s)熔沸点较低，在焚烧温度较低(600 K)情况下，PbCl2(s)就会转化为PbCl2(g)，因此，焚烧过程中Cl对Pb的形态转化作用过程可用以下反应方程式来表示：400～600 K，PbC12(s)+2ClPbCl4(g)；600～1 200 K，PbCl4(g)PbCl2(g)+2Cl(g)。说明污泥焚烧过程中，Pb易于形成 PbCl2(g)而排放进入大气或者灰飞中，这与WEY等[21]研究结果一致。对于重金属Zn和Cu，焚烧过程中有两种重金属的氯化物生成，其中 ZnCl2(s)在较低温度(600 K)就可以生成，但 ZnCl2(s)占总 Zn的含量较少(＜15%，摩尔分数)，Cl对Zn形态转化热力学反应方程主要有ZnCl2(S)ZnCl2(g)，ZnCl2(g)Zn(g)+2Cl；CuCl(g)在较高温度(约1 100 K)下开始生成，在1 700 K时Zn的含量达到最高(约50%，摩尔分数)，这可能与Cu和Zn是亲硫性有关。

张衍国等[22]研究表明，亲硫元素在飞灰中的富集程度随元素沸点的升高而逐渐减小，具有明显的负相关关系。即3种亲硫元素Cu、Pb、Cd，它们的沸点由大到小的顺序依次为 Cu、Pb、Cd，它们在飞灰中的富集程度由大到小的顺序依次为 Cu、Pb、Cd，因此，它们在灰渣中的残留率由大到小的顺序依次为Cu、Pb、Cd。综合图 8也可以得出相似的结论，Cl对Pb的挥发影响较大，其次为Cu和Zn，影响较小或者不受影响的金属是Ni、Cr和Mn，这也与文献[23]报道的结果一致。在焚烧过程中，重金属同氯结合生成易挥发的重金属氯化物，这会导致大量的重金属无法残留在焚烧的底渣中，而是进入烟气并随烟气一同排入大气环境中，从而造成对环境、人畜健康的巨大危害。因此，研究焚烧过程中氯化物对重金属污染物排放的影响，对于危险废弃物的焚烧处理以及重金属污染物排放的有效控制有着重要意义。

4 结论

1) 在低温条件下，不同来源污泥焚烧过程中重金属Ni、Mn、Zn受矿物质Al2O3、CaO、SiO2、Fe2O3影响较大，易形成稳定高熔点固体而存在于炉渣中，Cr易形成氧化物而基本不受矿物质的影响，而Pb的形态转化受多种元素的制约并易于挥发。

2) 重金属Pb、Cu、Zn随着焚烧温度的升高从对应金属的固体盐类、氧化物逐渐转化为金属气态氯化物、氧化物、金属气态单质，随后进入大气或灰飞中，Mn、Ni、Cr易形成稳定固体不易挥发而存在炉渣中。

3) 在考虑矿物质条件下， S能与Ni、Cu、Pb结合形成硫酸盐，而对Mn、Cr、Zn的形态转化影响较小；焚烧体系中Cl对Pb的挥发影响最大，其次为Cu和Zn，影响较小或者不受影响的金属是Ni、Cr和Mn。

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(编辑 李艳红)

Thermodynamic equilibrium analysis of heavy metals speciation transformation and distribution during sewage sludge incineration

LIU Jing-yong, SUN Shui-yu
(Faculty of Environmental Science and Engineering, Guangdong University of Technology, Guangzhou 510006, China)

X705

A

1004-0609(2010)08-1645-11

广东省教育部产学研合作专项基金资助项目(2008B090500253)

2009-09-11；

2010-02-01

孙水裕，教授，博士；电话：020-39322293；E-mail：sysun@gdut.edu.cn