城市污泥焚烧技术研究进展

李 赟

(西安陕鼓动力股份有限公司，陕西 西安 710075)

2021年，全国含水率80%的城市污泥产生量超6 000万吨，预计2025年将突破9 000万吨.污泥作为城市污水常规处理的副产物，成分复杂，大多由多种微生物形成的菌胶团与其吸附的有机物和无机物组成，含有难降解的有机物、重金属、无机盐及少量病源微生物和寄生虫等.污泥随意排放或填埋处理会使其中的有害物质经雨水渗漏进入土壤或地下水，对人类健康及生态发展带来巨大危害.城市污泥的无害化处理处置已经成为影响生态环境安全的突出问题[1].我国高度关注污泥处置问题，《“十四五”城镇污水处理及资源化利用发展规划》明确要求：到2025年城市污泥无害化处置率达到90%以上，相较于2020年提高15个百分点，2035年全面实现污泥无害化处置.利用焚烧炉可将可将污泥中有机物质焚烧产生热能，去除污泥中的水分和有机杂质，杀灭病原体，最大限度达到污泥减量化、无害化及资源化处置的目的，因此焚烧已成为我国污泥处理处置的重要技术路线[2].我国《污泥处理处置及污染防治技术政策》也明确鼓励污泥焚烧工艺，积极促进污泥焚烧项目的规划与建设.

焚烧可以高效地实现污泥的减量化及毒性处理，短时间内可将污泥减量90%以上.然而，污泥焚烧污染物产生量大，尽管通过多种技术或辅助设备可以控制污染物的排放，但这增大了污泥处置难度及成本投入[3].高含水率的污泥直接焚烧会消耗大量的辅助燃料，尾气含有大量水蒸气，需要配套大型烟气处理设备[4].因此焚烧处理污染物控制及成本降低都需要进一步深入探究.随着我国对污泥处置“资源化”的日益重视，焚烧处置面临更高的要求和挑战.研究者在焚烧方法、设备、工艺等方面不断优化，出现了不同改进技术和系统方案[5，6]，有广泛前景的协同焚烧技术也得到长足发展，污泥焚烧处理后灰渣也进行了再利用研究.

为此，本文针对污泥焚烧技术最新研究进展进行了分析总结，深入阐述了污泥单独焚烧、协同焚烧的特征及优化方法，并提出了未来发展趋势和研究方向.这些信息对实现优化污泥焚烧处置具有重要的指导价值.

1 单独焚烧

1.1 污泥单独焚烧

1.1.1 高含水污泥直接焚烧技术

单独焚烧作为一项相对成熟的技术，是许多经济发达城市进行汚泥处理的优选路线.它可在最大程度实现污泥减量化的同时有效控制各类污染物排放.污泥焚烧处理技术通常是利用焚烧炉将脱水污泥加温干燥后，进行高温氧化，使污泥中的有机物分解，最终获得少量灰渣的过程.污泥经过浓缩、机械脱水等步骤后水分含量仍高达80%～85%，这种湿污泥的直接燃烧需要借助辅助燃料(如煤、重油、柴油等)来提供热源，因此会消耗大量能量.污泥高的湿度也使焚烧后产生大量尾气，需要增加庞大尾气处理设备.这些情况都使直接焚烧的处理难度及投入成本大大提高.

1.1.2 高含水污泥干化-焚烧技术

为避免直接焚烧的高能量消耗，利用热干化技术首先将污泥水分含量降至10%～30%[7]，随后对干污泥进行焚烧成为合适的方式.基于接触方式可将热干化技术分为直接接触式、间接接触式、直接-间接联合传热式.将干化技术与焚烧系统联用使污泥运输、储存和处理更加灵活，焚烧后烟气也可返回干燥系统，充分利用污泥自身热值，实现汚泥处理的能量自给，是一种高效处理技术.然而，目前干化-焚烧技术的显著劣势在于干化阶段需要在高温(175 ℃～230 ℃)和高压(1 000 kPa～2000 kPa)下进行[8]，需要巨大的能量消耗.因此，如何降低干燥能耗并提高干燥效率是污泥干化-焚烧技术的重要研究方向.

我国干化-焚烧处理技术已较为成熟，在上海、成都等地都有许多示范项目，2004年建成投运的上海市石洞口污泥处理工程是国内第一座污泥干化-焚烧工程，采用流化床干化焚烧工艺，处理能力为213 t/d；上海市竹园污泥处理工程采用干化-焚烧处理污泥(处理能力为700 t/d)，产生的高温烟气经余热利用和净化处理后满足欧盟2000标准，可以达标排放.成都市第一城市污泥处理厂采用薄层干化机+鼓泡焚烧炉处理技术，系统总处理能力为400 t/d.北京顺义区污泥处理工程处理能力为400 t/d，采用“热干化+焚烧”工艺[9]，如图1所示，烟气净化系统采用“选择性非催化还原+半干脱酸塔+活性炭吸附+袋式除尘器+湿法脱酸塔+湿式静电除尘器+防白烟”工艺，运行数据表明烟气满足排放要求，无臭气排出.杭州市污泥焚烧项目中采用鼓泡流化床干燥器和循环流化床焚烧炉结合，处理能力达到100 t/d湿污泥[10]，表现出高的燃烧效率.

图1 顺义区污泥处理工程干化焚烧系统流程[9]

国外污泥焚烧处理发展时间久，技术更为成熟，有记录的第一台污泥焚烧炉于1934年在美国密西根安装.1962年，德国率先建设并开始运行欧洲第一座污泥焚烧厂.日本由于高的污泥减量化需求焚烧技术普及程度高，拥有一套成熟的污泥焚烧厂设计、建设、运行及商业化标准模式，焚烧处理已经占其污泥处理总量的60%以上.法国威立雅水务集团是全球著名的污泥处理公司，其焚烧技术主体工艺采用鼓泡式流化床焚烧炉，负责运行着全球最大污泥焚烧处理厂(T·PARK)，处理规模达到2 000 t/d，实现了将焚烧过程产生的热能转换为蒸汽，并通过涡轮机最终转为电力为该厂日常运行提供电力，剩余电力并入公共电网供给周围4 000户居民.位于荷兰的Slibver-werking Noord Brabant污泥焚烧处理厂，处理规模约为300 t/d(干污泥)，处理后尾气经在线监测后排放，处理废水可达到下水道排放标准，系统设施完善，能达到清洁处理的目的.

总体来说，焚烧技术是欧盟、日本等国家和地区污泥处理的主流技术之一.经过长期的发展，焚烧工艺、炉型及后续烟气处理等技术都已标准化，突出的特点是其处理后清洁化、资源化程度更高.而我国污泥焚烧处理起步晚，主要采用流化床为主，需要进一步向技术多样化及清洁化的方向努力.

1.1.3 单独焚烧污染物排放

污泥焚烧产生的酸性气体、重金属二噁英等会对环境造成污染，必须加强对废气排放的管理.不同焚烧炉内污泥焚烧后污染气体排放情况及与国标(城镇污水处理厂污泥处置单独焚烧用泥质规范GBT24602-2009)的比较如图2所示.显然，大部分研究的污染气体(SO2、NOx、HCl)排放量都无法直接达标，尤其是SO2的排放量最高超过限值的582%.总体上看，水平管式炉中进行污泥焚烧，SO2和HCl的排放较高，而NOx的排放较低.污染气体中的硫化物及氮化物可通过脱硫及脱硝处理.在燃烧中添加石灰石或生石灰被证明有助于降低燃烧温度且能够有效降低烟气中二氧化硫及二氧化氮的排放.

图2 污泥在不同焚烧炉内焚烧后污染气体排放情况

污水处理后约有一半的重金属会转移至污泥中，其中包括：Cu、Pb、Cd、Zn、Hg、Cr、Ni和As等，重金属挥发取决于金属与其它元素或化合物的复杂化学反应.这受到许多因素的影响，例如燃烧温度、停留时间和原料的化学成分等.一般来说，经过焚烧处理后耐高温的 Cr、Ni、Mn 和 Cu等更多地固定在灰渣颗粒中，而As、Hg、Cd 和 Pb 等沸点较低的重金属更多地分布在烟气和飞灰中被带入后续处理系统.常用的处理方式是采用飞灰再燃降低重金属含量，无机吸附、化学制剂等方式也被采用.例如添加高岭土可以将燃煤后Cd的保留率从40.2%提高到74.2%[11].

二噁英是污泥中苯类物质在一定温度及燃烧效率条件下形成的多氯联苯类物质的统称，具体种类超70种.研究人员发现发现含N化合物、硫化合物的添加对污泥中PCDD/Fs有一定抑制作用，例如氨在加热过程中释放NHi和CN等自由基，这些自由基可以通过取代官能团与边缘的碳原子发生反应取代Cl-或H形成含氮有机氯化物，从而抑制PCDD/Fs的形成.然而这种方法可能会导致更多含氯及含氮污染气体的产生.也有研究发现尿素的添加在抑制二噁英的同时并无含氮气体排放的明显增加.近年来，对单独焚烧的研究着重于提高能源利用率、废气治理及灰渣的再利用等.

1.2 单独焚烧优化

1.2.1 干化/预处理优化技术

污泥干化/预处理的目的是将污泥缩小体积、降低水分、提高热值[18].合适的干化工艺需要考虑到稳定性(黏着、结块)系统能耗、干化效率、与后续燃烧设备的匹配等[19].生物干燥是较为绿色的干燥方法[20]，它利用污泥中好氧微生物对有机物进行降解产生的代谢热除去水分.图3显示污泥生物干燥过程和效果，可以看出90%的水分去除发生在第二和第三阶段如图3(a)所示，20天的生物干燥可将污泥水分含量从62.3%降低到39.2%，挥发性固体含量从79.5%降低到73.1%如图3(b)所示，干燥后的污泥为多孔分层结构如图3(c)[21]所示.生物干燥时污泥中粘性成分的分解会形成污泥颗粒中的不规则孔道，这些孔隙有利于后续焚烧过程中空气的传递[22，23].因此，生物干燥不但可以有效降低污泥水分含量，而且能够改善污泥热值及燃烧特性，在改变其化学成分及有机物含量方面表现出良好的效果[24，25].然而，这些干化工艺尚且停留在实验研究或示范阶段，尚未工业化应用.

图3 污泥生物干燥过程和效果[21]

1.2.2 系统优化

Eom等[26]提出了干燥系统的一种优化方案，将初级冷冲洗干燥系统和填充有加热材料的二级微波干燥系统耦合.通过系统运行，最终干污泥平均含水率降低到15.8%，能耗为711.6 kcal/kg.该系统的优点是能够实现低能耗的高效污泥干燥，并且可以根据不同污泥特点设置运行参数.如图4显示了污泥焚烧装置流程示意图.可以看出，常规污泥焚烧系统主要包括给料机、送风机、空气预热器、鼓泡流化床燃烧室、烟气预热器、冷却器、袋式过滤器、洗涤塔、送风机、烟囱.Murakami等[27]提出一种新型污泥焚烧示范系统如图4(b)所示，该系统的焚烧炉耦合了鼓泡流化床和涡轮增压器，增压器由烟气驱动，在有效利用烟气的同时能够节省辅助燃料.与常规污泥燃烧系统相比，该示范系统只排放不到一半的CO和NOx.当处理量低于100 t/d时，系统能节省50%的辅助设备电能消耗.

图4 污泥焚烧系统流程示意图[27]

1.2.3 污染物控制技术

对污泥焚烧后污染气体的控制主要有两种途径.第一种是烟气处理技术，去除烟气中已形成的污染物，包括应用广泛的选择性催化还原和选择性非催化还原技术，NOx去除率可达90%[28].第二种是通过燃烧室内抑制污染气体形成，通过改进燃烧技术从根本上控制污染物的生成量.例如，烟气再循环技术，通过在空气预热器前抽取一部分低温烟气直接送入炉内，与一次风或二次风混合后送入燃烧室内可以降低NOx排放量.分级燃烧技术被证明通过初级过量空气比的控制，可以将污泥燃烧中NOx排放降低50%～80%[29].低氧稀释燃烧技术也是污染气体控制的有效方法[30]，但在实际燃烧炉中的运行发现燃烧器配置和运行条件显著影响着燃烧的稳定，立式燃烧器可能更适合污泥的焚烧[31，32].虽然从根本上抑制烟气的形成更利于工艺简化及符合清洁化的处置需求，但这些方法都被发现对燃烧产生一定的干扰(如影响燃烧效率).因此还需在控制污染气体的同时降低对燃烧的不利影响.

研究证明挥发性金属可以被无机吸附剂有效捕获，因而气相重金属的原位固定是减少金属排放的有前途的技术之一.通过添加多种FeCl3/CaO调理剂，底灰中Pb、Zn和Cu的浓度降低，Cu和Cr的挥发性得到改善[33].另外，氯的存在会影响重金属的挥发性，氯化物在高温下与CaO 反应生成 CaCl2，生成其它低熔点氯化物，减少重金属的挥发.CaCO3的比表面积和孔隙率对重金属的捕获有积极作用，Ca2+是重金属吸附的活性位点.

对于二噁英排放的研究，研究人员发现二噁英形成主要发生在焚烧炉的后燃烧区.因此，后燃烧区的快速冷却对减少二噁英的形成十分关键.Fangmark等[34]研究表明燃烧后区温度和停留时间是影响氯化芳烃化合物含量的最重要参数.此外，一些辅助方法也可以有效控制二噁英的排放.例如，飞灰分离、添加抑制剂或袋式过滤器等.袋式过滤器对烟气中二噁英的去除效率高达90%[35]，但是这些辅助设备的添加不利于工业成本的控制.基于清洁生产的要求，需在燃烧过程中减少或抑制二噁英排放.这主要通过控制燃烧温度高于900 ℃，烟气在炉膛及二次燃烧室内的停留时间大于2 s，燃烧室内氧气浓度大于6%，这些操作需要更高性能的燃烧炉及更多热量的供给.

1.2.4 焚烧灰资源化

目前污泥焚烧灰渣的普遍处理方式是堆肥和填埋，但随着污泥处理量的增加灰渣数量也更加可观，将其制成建筑材料再利用可有效避免大量土地的占用，并使污泥焚烧处理更加彻底体现资源化.污泥焚烧后的化学成分主要为SiO2，这与黏土化学成分类似，使污泥焚烧灰渣制造建材变得可能.然而，灰渣成分可能会随着污泥的来源发生显著变化，包括其中的硅含量.基于建筑材料环保性的要求，污泥焚烧中的重金属需要特别考虑.日本在灰渣制砖领域走在世界前列，在需添加剂的情况下可利用15 t灰渣制得5 500块砖，经检测砖块中无重金属渗出，制得的砖块已用于基础公共设施建设[36].焚烧灰渣也可制成陶粒[37]，但污泥焚烧灰渣中硅含量较低，制作陶粒时需要添加一定量的添加剂.有效的做法是将干化污泥与污泥焚烧灰渣混合，通过物料配比可以制取不同应用需求的陶粒产品.

污泥焚烧灰渣中的磷回收近年也被广泛关注[38].磷是化工产品的重要原料及农业生产的基础性化肥，但其不可再生性致使全球面临磷资源枯竭的危机.污泥灰渣中磷是以与铝、铁、钙或铝硅酸盐结构相结合的磷酸盐形态存在.通常采用化学溶剂处理，获得富磷提取液，但这种方法同时提取出了其中的重金属，需要进一步使用离子交换、添加化学试剂或通过调整pH值进行额外分离.

2 协同焚烧

2.1 污泥协同焚烧

污泥高的含水量及灰分含量使其单独焚烧发热量低，燃烧不完全[39]，高的污染物排放也使其面临挑战.而将其与其它物质协同焚烧可提高燃料的综合性质，共同处理弃置物，并利用现有燃烧炉不用新建设施，是一种兼具节能性和经济性的处置方式.一些污泥协同焚烧实例如表1所示.可以看出，污泥掺混到燃煤锅炉、水泥窑、砖窑具有良好的发展前景.污泥掺烧比例在很大程度上取决于污泥和掺烧物的特性及热值，污泥的比例一般不宜高于10%.过多的污泥掺入会降低燃烧的稳定性，污泥带来的灰分含量、重金属元素会增加燃烧炉的腐蚀风险，污泥中的碱金属也会带来一定程度上的结渣问题，然而掺烧比例过低难以满足污泥处置需求，因此合理控制污泥的掺混比例至关重要.

表1 污泥协同焚烧实例

整体上，煤燃烧技术较为成熟可靠[49]，污泥与煤协同焚烧得到了广泛研究和应用.煤的高热值可有效提高混合燃料的燃烧性能，煤也可以增强高温区的活性，改善结渣特性[50]，污泥可以提高点火性能.Fu等[51]发现30%以下的污泥比例与煤协同焚烧时具有较高的热值(8 083 kJ/kg～16 124 kJ/kg).然而，污泥与煤混合后烟气排放特性变得复杂，污泥中有机硫与无机硫分解受温度、停留时间等因素影响，协同焚烧后SO2排放降低，而污泥中的氮以氨的化合物形式存在，协同焚烧后NOx增加.

污泥和城市生活垃圾都具有高水分、高灰分、低热值的共同特点，可以构建一体化的处理处置工艺.城市垃圾焚烧炉由于环保的要求大都配备完善的污染物处理装置，也有利于污泥的清洁处置.欧洲、日本等地普遍使用10%左右的污泥与城市生活垃圾在流化床焚烧炉中进行协同焚烧.在我国自主研发的825 t/d垃圾焚烧发电炉排炉中污泥与垃圾协同焚烧流程[52]如图5所示.污泥经过输送、干化、造粒等环节，利用螺旋输送机、斗式提升机和刮板式输送机将污泥颗粒输送至垃圾焚烧炉进料斗入口处，实现与垃圾的均匀混合燃烧.学者设计出的每天处理1 200 t城市固体垃圾和300 t污泥的协同焚烧系统[53]，表现出良好的焚烧性能和经济收益.浙江长兴电厂燃煤耦合污泥发电工程是国家级燃煤耦合生物质发电技改试点工程，使用蒸汽干化污泥后耦合发电，并利用超低排放装置进行气体净化，达到源头削减和全过程控制，污泥处理能力达到200 t/d.嘉兴热电协同污泥处置工程[54]，最大污泥处理能力约为1 500 t/d，项目整体新增年发电量约3亿kw·h，节约标煤约10万t/y.烟台污泥干化协同生活垃圾焚烧厂的污泥掺烧比可达到11%，运行稳定，其它同类型项目掺烧比一般只能达到7%.

图5 污泥在垃圾焚烧炉内协同焚烧工艺流程[52]

此外，污泥中生物质含量高，其灰分与水泥生料成分相似，适合用作水泥生料替代原料在水泥窑中焚烧[55].污水处理厂常采用石灰干燥进行预处理污泥，而石灰中的钙是生产水泥的潜在原料，这也为污泥在水泥窑内协同处理提供了可行性[56].水泥窑中的焚烧温度较高，普遍在1 350 ℃～1 650 ℃之间，有利于污泥中有机物的彻底分解，且这个温度可将二噁英完全分解.水泥工业的余热还能用于污泥的干化，提高系统的能量利用率[57].

总体而言，利用烧煤发电厂、垃圾焚烧炉或水泥窑等协同焚烧处置污泥，不仅能够解决污泥含水量高无法维持自燃的问题，还可降低或有效处理燃烧产生的污染排放.污泥与煤(煤渣、煤泥及煤粉)及生物质焚烧协同污染气体排放情况的对比如图6所示.显然，污泥与煤粉协同焚烧污染气体(SO2、NOx、HCl)排放量较低，特别是在13%～14%的污泥含量时.而与煤泥协同焚烧时上述污染气体排放量较高.但是与生物质(稻壳、花生壳及松木屑)协同焚烧时，20%的污泥比例导致较低的SO2排放，较高的NOx排放.总体上，燃煤炉成熟的设备及烟气处理工艺有助于实现协同焚烧时污染气体排放达标.然而，污泥的添加可能会影响原焚烧炉的燃烧状况，所以污泥在协同焚烧过程中的燃烧行为需要进一步分析研究.此外，污泥中的有害物质也可能影响原焚烧设备的烟气排放，尚需深入研究其排放特性，建立相应的烟气处理设施，保证烟气的达标排放.

图6 污泥与煤及生物质协同焚烧污染气体排放情况

2.2 协同焚烧优化

协同焚烧重要的优化方向是寻找更优的混合原料及比例，从现有研究来看，对污泥协同燃烧的最佳配比还没有共识.仅就燃烧效率来看，麦秸-污泥的协同燃烧中，50%的污泥添加对燃烧效率表现出最强的协同效果[59].10%污泥在和油页岩的协同燃烧中起到促进作用[60].然而，除了燃烧效率以外，最佳混合比例还需综合考虑腐蚀结渣、气体排放等因素.Lee等[61]对中试规模污泥-煤混合物的共燃特性研究表明，当污泥含量高于20%时，烟气排放难以满足要求.同时考虑燃烧特性和经济影响，污泥与城市生活垃圾的协同焚烧中，10% 的污泥(含水率为 40%～56%)添加比例是最佳的.综合比较燃烧和排放特性，80%生物质与20%污泥的混合燃料可以促进燃烧，减少排放[62].在污泥协同焚烧的大多研究中，研究者在30%以内污泥添加量条件下发现一些积极的结果，这是由于协同焚烧主要选择热值高或更为清洁的原料来弥补污泥热值低、有害物质多的缺点.在污泥添加量超过50% 时，燃烧系统的效率、烟气处理都遇到挑战.但就目前污泥处置的大量需求及长远前景而言，在协同焚烧中增加污泥的掺混比例是未来重要的发展趋势.

此外，当混合燃料中污泥掺烧比过高时，出现的炉膛结焦和锅炉积灰现象需要技术优化.污水厂处理流程中常用的深度脱水调理剂中Ca、Fe含量较高，不利于结焦控制.从协同焚烧角度考虑，亟需开发新型脱水调理剂，要求药剂既能增强脱水效果，又能保持较高的灰熔点.目前研究认为Al、Si元素有利于提高灰熔点.Sofia等[63]发现污泥与生物质废物在循环流化床焚烧炉中协同焚烧后气体中存在的碱金属氯化物具有腐蚀性.现有技术选择经过硝化和反硝化去除磷后的消化污泥进行协同焚烧，这不仅能够降低磷酸盐的生成，而且大量碱金属氧化物与污泥中硫及硅酸铝反应，进而降低对反应器的腐蚀[64].多种耐氢氟酸防腐涂料、无机防腐涂料及烟气防腐涂料等也被研究可解决腐蚀问题.现有的协同焚烧项目长期运行表现出炉内衬耐火材料损害现象，大多选择对耐火材料重新喷涂.如图7所示，白龙港污水处理厂污泥处理处置二期工程利用喷浆机对炉内耐火材料进行重新喷涂，随后检验表明新的喷涂耐火层符合设计要求[65].然而，重新喷涂工艺参数要求高，不同部位需要不同性质的喷涂料和浇注料，因此需要重点开发经济有效的技术，降低协同焚烧阶段对耐火材料的损害.

图7 焚烧炉内耐火材料喷涂[65]

3 发展趋势

生态文明建设对污泥处置的清洁化及资源化要求提高，研究者在减少污染物体排放，改善焚烧技术方面已经做了大量的工作，取得了显著进步，具体表现在：(1)干燥技术.生物干燥、添加调理剂等处理方法可以在改善污泥脱水性能的同时避免二次污染；(2)焚烧系统.预处理、化学循环等优化能够从根本上提高焚烧效率并降低污染物排放；系统优化有效降低了投资成本；(3)协同处理.与现有炉体及烟气处理设备共用提高经济性；通过优化燃料特性，改善能耗及污染物排放；焚烧灰实现资源化利用.

为实现更为清洁更加可持续的污泥处置技术大规模推广应用，未来污泥焚烧技术的研究方向需要集中于：

(1)生物干化技术表现出清洁与高效性，但尚需工业化检验，而现有调理剂含有的Ca、Fe等元素危害反应器的安全高效运行，需要研发新一代调理剂.

(2)基于可持续发展的要求，需深入研究污泥焚烧过程反应机理，从预处理、参数调整等源头上控制污染物的生成.

(3)协同焚烧不能对原有设备性能与排放造成明显的不利影响.污泥掺烧比例的提高是后续工作的必然趋势，但其带来的气体排放增加、设备与技术兼容性问题需要继续关注.

(4)焚烧灰渣的资源利用更符合污泥处理稳定化、减量化、无害化、资源化的发展方向，但现阶段还需提高灰渣制品的安全性，关注重金属的浸出毒性问题.

4 结 语

我国城市化的快速发展导致大量的城市污泥产生，亟需发展高效、低成本、环境友好的污泥处理处置技术.焚烧处置具有减量程度高、占地面积小、处理快速等优势，符合我国污泥处置需求及导向，对其深入研究具有重要的现实意义.基于目前污泥处理处置政策的要求，焚烧后二次污染的控制是需要持续关注的研究方向.协同焚烧及灰分的再次利用可改善焚烧技术的可行性和经济性，成为关注的热点.