一种用于制园林花卉基质的市政污泥碳化工艺的制作方法

1.本发明属于污泥处理技术领域，具体涉及一种用于制园林花卉基质的市政污泥碳化工艺。


背景技术：

2.随着城镇化进程的推进，城镇污水处理量逐年递增。污泥是污水处理的直接产物，是集聚污水中污染物的转移载体。污泥的产量随着污水处理量也在快速猛增。巨量的污泥，如处置不当，将给环境带来重大污染和灾难。城镇污水处理是保护生态环境的重要举措，也是cod减排的重要途径。然而，大量减排的cod虽然没有直接进入自然水体环境，但却转移至城市污泥，成为污泥的有机质组成部分，而有机物中的含碳量大约在58％左右。由于城镇污水处理厂污泥产量巨大，有必要解决污泥的最终处置化问题。
3.在污泥最终处置方面，水泥窑协同处置、建材利用、堆肥土地利用和焚烧灰渣填埋是国内外的技术主流和方向。城镇污水厂市政污泥是污水处理过程中产生的沉淀物质，既含有大量的微生物、有机质及丰富的营养物质，相对于工业污泥而言含重金属少，适合用来制备生物炭。生物炭是指动植物遗体、动物粪便和污泥等，在缺氧条件下，经高温热解后得到的高炭产物。生物炭具有疏松多孔、比表面积大、含氧基团多、阳离子交换量大等优点。其中，市政污泥基生物炭的原料价格低廉且易于收集，同时又能减少污泥污染等问题，实现污泥资源化利用达到以废治废的效果，因而具有更加广阔的应用前景。因此，优化市政污泥炭化工艺，使其既可以满足林业花卉种植对肥料的需求，又可以解决市政生活污泥对环境的污染问题，降低废弃物处理成本，变废为宝。


技术实现要素：

4.为了克服上述现有技术的不足，本发明的目的是提供一种用于制园林花卉基质的市政污泥碳化工艺，根据不同碳化参数下碳化污泥的特性差异对产品进行分层分级，使市政污泥在制备园林花卉基质过程中得到针对性利用，降低生产成本，提高其利用价值。
5.为实现上述目的，本发明是通过以下技术方案来实现的：
6.本发明提供了一种市政污泥碳化工艺，具体为：将市政污泥经粉碎、干燥除水、预加热、转窑连续碳化炉碳化和碳化污泥冷却炉冷却至室温后制成炭化污泥，碳化的温度为400℃～700℃，时间为0.5-1.5h，所述制得的炭化污泥用于制备园林花卉基质。
7.作为本发明的一个优选实施方式，所述连续碳化炉碳化的温度为600℃～700℃，时间为1h，所述制得的炭化污泥用于制备适用于园林花卉种子育苗的园林花卉基质。
8.作为本发明的另一个优选实施方式，所述连续碳化炉碳化的温度为400℃～600℃，时间为1h，所述制得的炭化污泥用于制备适用于种植已有一定长势和株高的园林花卉的园林花卉基质。
9.600℃～700℃时碳化1h，可直接进行适合于园林花卉的种子育苗；而400℃～600℃碳化1h，污泥碳化并不完全、不充分，有机物的降解仍然需要后续在土壤中进行进一步的
熟化分解，才能促进植物生长，可适用于种植已有一定长势和株高的园林花卉。
10.优选地，所述连续碳化炉碳化的温度为700℃，时间为1h，所述制得的炭化污泥用于制备适用于园林花卉种子育苗的园林花卉基质。结合碳化温度和时间的强弱因素，以种子发芽指数达到70％以上的评价指标，最佳碳化温度和时间分别是700℃和1h。而且此时的电力成本为86.3元/吨，处于可接受的范围。
11.优选地，所述连续碳化炉碳化的温度为400℃，时间为1h，所述制得的炭化污泥用于制备适用于种植已有一定长势和株高的园林花卉的园林花卉基质。温度达到400℃以上1h，碳化污泥才完全无臭味，可直接进行适合于园林花卉的种子育苗。而且其电力成本相对最低，为60.5元/吨，是可接受的成本范围。
12.优选地，所述预加热为以20℃/min的升温速率升温至400-700℃的碳化温度。
13.优选地，在粉碎、干燥除水、预加热、转窑连续碳化炉碳化、碳化污泥冷却炉冷却环节，还配套烟气处理系统，以实现环保生产和达标排放。
14.本发明根据不同碳化参数下碳化污泥的特性差异对产品进行分层分级，使市政污泥在制备园林花卉基质过程中得到针对性利用，提高其利用价值。同时，综合考虑电力成本以及安全生产等问题，既能做到尽可能实现能量回收再利用，从而降低生产成本，又能实现碳化的分层分级，最终形成多元化的污泥园林基质产品。
15.优选地，所述市政污泥为脱水干化污泥，含水率为30-40％，经粉碎后，污泥颗粒粒径小于2mm。
16.进一步地，所述脱水干化污泥的重金属含量均低于《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准限值。
17.优选地，所述干燥除水为将市政污泥干燥至含水率低于10％。
18.与现有技术相比，本发明的有益效果是：
19.本发明公开了一种市政污泥碳化工艺，通过将市政污泥经粉碎、干燥除水、预加热、转窑连续碳化炉碳化和污泥冷却炉冷却至室温后制成碳化污泥，所述制得的炭化污泥用于制备园林花卉基质，其中炭化完全的污泥可直接进行适合于园林花卉的种子育苗；而污泥碳化不完全、不充分污泥需要后续在土壤中进行进一步的熟化分解，才能促进植物生长，可适用于种植已有一定长势和株高的园林花卉。本发明通过碳化工艺参数的有效调控，既可生产有针对性需求的污泥园林花卉基质产品，又可降低碳化电耗成本，并实现产品的分层分级，最终形成多元化的污泥园林基质产品，从而解决市政生活污泥对环境的污染问题，降低废弃物处理成本，变废为宝。
附图说明
20.图1为碳固定升温曲线；
21.图2为湿污泥碳化质量损失占比；
22.图3为脱水污泥和不同参数条件下碳化污泥的热重分析曲线；
23.图4为碳化温度和时间对污泥ph的影响；
24.图5为碳化温度和时间对污泥电导率的影响；
25.图6为碳化温度和时间对污泥有机质的影响；
26.图7为水溶性有机质占比随碳化温度和时间的变化情况；
27.图8为污泥中水溶性镉与总镉随碳化温度和时间的变化关系；
28.图9为污泥中水溶性铜与总铜随碳化温度和时间的变化关系；
29.图10为污泥中水溶性锌与总锌随碳化温度和时间的变化关系；
30.图11为污泥中水溶性铅与总铅随碳化温度和时间的变化关系；
31.图12为污泥中水溶性镍与总镍随碳化温度和时间的变化关系；
32.图13为污泥中水溶性铬与总铬随碳化温度和时间的变化关系；
33.图14为污泥中水溶性汞与总汞随碳化温度和时间的变化关系；
34.图15为污泥中水溶性砷与总砷随碳化温度和时间的变化关系；
35.图16为碳化温度和时间对污泥总氮的影响；
36.图17为碳化温度和时间对污泥总磷的影响；
37.图18为碳化温度和时间对污泥总钾的影响；
38.图19为污泥碳化温度和时间对种子发芽指数的影响；
39.图20为wtoc对种子发芽指数的影响；
40.图21为ec对种子发芽指数的影响；
41.图22为水溶性重金属总量对种子发芽指数的影响；
42.图23为优选的碳固定工艺流程图。
具体实施方式
43.下面对本发明的具体实施方式作进一步说明。在此需要说明的是，对于这些实施方式的说明用于帮助理解本发明，但并不构成对本发明的限定。此外，下面所描述的本发明各个实施方式中所涉及的技术特征只要彼此之间未构成冲突就可以相互组合。
44.下述实施例中的实验方法，如无特殊说明，均为常规方法，下述实施例中所用的试验材料，如无特殊说明，均为可通过常规的商业途径购买得到。
45.实施例1用于制园林花卉基质的市政污泥碳化工艺研究
46.1.1、试验材料与方法
47.(1)试验材料
48.市政干化污泥样品为取自广州市中心城区污水处理厂的脱水干化污泥(因此也称脱水干化污泥、湿污泥)，呈无规则粒状，棕褐色，直径约1～2cm，其基本性质见表1。
49.表1脱水干污泥样品的基本性质
[0050][0051]
1.2试验方法
[0052]
(1)初步碳固定方法
[0053]
将含水率为36.42％的市政干化污泥和置于105℃下烘干3h的市政烘干污泥，使用球磨机粉碎至粒径为2mm，然后分别准确称取约200g样品，采用铝箔纸包装卷紧压实，置于304不锈钢盒中盖密实。然后，置于程控高温炉中烧至600℃，恒定温度保温3h，升温曲线如图1所示。待冷却后再称重，并按照下列公式计算损失率：
[0054][0055]
(2)碳固定参数确定方法
[0056]
称取约10-30mg市政干化污泥(粒径为2mm，含水率36.42％)，置于热重分析仪(dz-tga101，南京大展检测仪器有限公司)的样品盒中，升温至900℃，升温速率为20℃/min，分析样品重量失重与时间的变化关系。当样品重量不再随时间变化，此时的温度为碳化最佳温度，对应的时间则为最优碳化时间。
[0057]
(3)最佳温度与时间参数的确定方法
[0058]
碳固定工艺主要受制于工业化生产能耗成本，而能耗成本直接取决于碳固定的温度和时间。温度越高、时间越长，碳固定工艺过程的处理成本越高。因此，必须寻找最佳的温度和时间，确保污泥碳固定处理的产品能够满足污泥制园林基质产品国家质量标准，即是实现生产的成本最优化控制。
[0059]
对碳固定的温度和时间进行优化组合设计。称取1kg左右的粉碎烘干污泥(粉碎粒径为2mm)，采用锡纸包裹严密，放于铁盒中压实，以减少空气进入污泥中，防止燃烧氧化生成二氧化碳。然后，将装满污泥的铁盒置于已达到预设温度的马弗炉中，进行一定时间的碳固定处理，即形成温度与时间组合参数调控。考虑到时间成本和连续生产的需要，碳固定的时间因素设定为0.5h、1.0h、1.5h，温度因素设定300℃、400℃、500℃、600℃和700℃，形成15个组合试验样品，见表2。
[0060]
表2污泥碳固定参数优化组合
[0061][0062][0063]
(4)碳固定产品的性能测定指标
[0064]
将污泥碳固定前后的产品进行检测，检测指标包括含水率、ph、ec、碳固定的损失率、有机质、溶解性toc、重金属、总氮、总磷、总钾和种子发芽指数等指标。
[0065]
1.3、分析方法
[0066]
(1)含水率
[0067]
取一定量(1～3g)的市政干化污泥，在105℃烘干至恒重(约3小时)，测定烘干前后的污泥重量，并通过以下的公式计算湿污泥含水率：
[0068][0069]
(2)ph
[0070]
称取10g通过1mm筛孔的市政干化污泥和碳化污泥分别样品分别放置于25ml烧杯中，加蒸馏水10ml混匀，静置30min，用校正过的ph计测定悬液的ph值。测定时将玻璃电极球
部(或底部)浸入悬液泥层中，并将甘汞电极侧孔上的塞子拨去，甘汞电极浸在悬液上部清液中，测读ph值。
[0071]
(3)电导率ec
[0072]
称取10g通过1mm筛孔的市政干化污泥和碳化污泥分别样品放置于25ml烧杯中，加蒸馏水10ml混匀，静置30min，采用哈希hach电导率仪直接测量读数，获取ec值。
[0073]
(4)损失率
[0074]
称取约200g污水处理厂含水率为36.42％的市政干化污泥和置于105℃下烘干3h的市政污泥，置于600℃温度碳化3小时，得到碳化产品重量，损失率计算公式如下：
[0075]
loss＝(m
0-m1)/m0×
100；
[0076]
loss为损失率，％；
[0077]
m0为碳化前污泥重量，g；
[0078]
m1为碳化后污泥重量，g；
[0079]
(5)有机质
[0080]
参照hj76-2015有机质测定标准，称取市政干化污泥和碳化污泥样品0.5～1g，分别放置于瓷坩埚中，在105℃下烘干1小时，称恒重。然后将坩埚盖好，放入马弗炉中，待温度升到600℃后，灼烧3小时，取出后先在空气中冷却5min，再移入干燥器中冷却至室温，称重。每个处理2次重复。
[0081]
w＝(m
0-m1)/m
×
100；
[0082]
w为干基有机质含量，％；
[0083]
m0为坩埚和烘干样品重量，g；
[0084]
m1为坩埚和烘干样品灼烧后的重量，g；
[0085]
m为烘干样品的重量，g。
[0086]
(6)溶解性toc
[0087]
溶解性toc采用toc-5000分析仪测定，由上海元析仪器有限公司提供。
[0088]
定量称取市政干化污泥和碳化污泥样品10.0000g，置于150ml三角瓶中，加入80ml去离子水，在室温下连续振荡5h，再采用0.45μm滤膜过滤，获得滤液。将滤液直接在toc-5000分析仪测定。分析时，采用npoc模式直接分析法。首先，采用邻苯二甲酸氢钾分析纯配制0mg/l、2mg/l、5mg/l、10mg/l、20mg/l、40mg/l、50mg/l和100mg/l的溶液，测定其toc含量并绘制成toc标准曲线；其次测定用于稀释滤液的稀释水中的toc含量，最后对滤液进行分析检测。每个样品重复检测3次，稀释倍数为20～50倍。将得到的溶解性toc结果根据下式计算样品中溶解性toc含量。
[0089]
c＝g
×
v/m；
[0090]
wtoc＝c
×
1.742；
[0091]
式中c为样品中有机碳浓度(mg/g)；g为土壤中水溶性有机物的原始含量(mg/l)；m为样品重量(g)；v为水相体积(l)；wtoc为水溶性有机质；1.742为有机碳转换为有机质的转换系数。
[0092]
(7)水溶性重金属
[0093]
准确称取0.5000g市政干化污泥样品和碳化污泥样品至三角瓶中，加入50ml去离子水，移入恒温水浴振荡器中振荡反应3h(200r/min、25℃
±
1℃)后取出，用0.45μm膜过滤，
将滤液储存在100ml的塑料瓶中，于4℃保存，待测。在icp-ms仪(thermo fisher icaprq01304)测定总锌、总镉、总锌、总铅、总铬、总镍、总砷、总铜。在原子荧光光谱仪(北京北分瑞利公司19200034)测定总汞。
[0094]
(8)重金属总量
[0095]
准确称取0.3000g市政干化污泥样品和碳化污泥样品于聚四氟乙烯消解罐内，加入1ml浓hcl(含量99.99％，分析纯)、4ml浓hf(含量99.99％，分析纯)和5ml浓hno3(含量99.99％，分析纯)，放置20min使样品中的有机物充分氧化后盖上内盖并压紧，拧紧外盖放入转盘上。采用梯度温度程序，在120℃下消解5min，在180℃下消解30min，再在120℃下消解5min，待消解程序结束后，取出并冷却至室温，在4000r/min条件下离心30min后再用定量滤纸过滤残渣，滤液移至容量瓶中用hno3溶液(2％)定容至50ml，待测。在icp-ms仪(thermo fisher icaprq01304)测定总锌、总镉、总锌、总铅、总铬、总镍、总砷、总铜。在原子荧光光谱仪(北京北分瑞利公司19200034)测定总汞。
[0096]
(9)总氮
[0097]
总氮采用过硫酸钾消解-紫外光分光光度法测定。准确称取0.01g市政干化污泥样品和碳化污泥样品于250ml具塞三角瓶中，加入100ml无氨水、50ml碱性过硫酸钾溶液混匀，塞紧磨口塞，用布及绳等扎紧瓶塞，以防弹出。将三角瓶置于医用手提蒸汽灭菌器中，加热，使压力表指针到1.1kg/cm2～1.4kg/cm2，此时温度达120℃～124℃，保持此温度1h后，停止加热。待压力表指针降至零后，开阀放气，移去外盖，取出三角瓶并冷至室温。将消解样品过滤并移入250ml容量瓶中，并用无氨水充分淋洗三角瓶和漏斗，一并移入容量瓶中，加浓盐酸(含量99.99％，分析纯)10ml，用无氨水稀释定容，混匀静置。
[0098]
在紫外分光光度计上，以无氨水做参比，用10mm石英比色皿分别在波长为220nm与275nm处测定空白试液、校准曲线和样品试液的吸光度，并按下式分别求出试液的校正吸光度as和零浓度的校正吸光度ab及其差值ar，按校准系列ar值与相应的no-n浓度绘制校准曲线。在校准曲线上查得试液中相应的总氮浓度。
[0099]
as＝as220-2as275；
[0100]
ab＝ab220-2ab275；
[0101]
ar＝as-ab。
[0102]
式中：as220——试液在220nm波长的吸光度；
[0103]
as275——试液在275nm波长的吸光度；
[0104]
ab220——零浓度空白试液在220nm波长的吸光度；
[0105]
ab275——零浓度空白试液在275nm波长的吸光度。
[0106]
样品中总氮含量，数值以毫克每千克(mg/kg)表示，按下列公式计算：
[0107][0108]
式中：
[0109]
ω——总氮含量，单位为mg/kg；
[0110]
c——在校准曲线上查得总氮的含量的数值，单位为毫克每升(mg/l)；
[0111]
v——试液定容的体积的数值，单位为毫升(m l)；
[0112]
m——称取试样的质量的数值，单位为克(g)；
[0113]
f——试样的含水率的数值，以小数表示。
[0114]
(10)总磷
[0115]
土壤总磷测定采用naoh熔融-比色法测定。准确称取市政干化污泥样品和碳化污泥样品0.25g，精确到0.0001g，小心放入镍(或银)坩埚底部，切勿粘在壁上，加入无水乙醇3～4滴，润湿样品，在样品上平铺2g氢氧化钠，将坩埚(处理大批样品时，暂放入大干燥器中以防吸潮)放入高温电炉，升温，当温度升至400℃左右时，切断电源，暂停15min。然后继续升温至720℃，并保持15min，取出冷却，加入约80℃的水10ml和用水多次洗坩埚，洗涤液也一并移入50ml容量瓶，冷却，定容，用无磷定量滤纸过滤或离心澄清，同时做空白试验。
[0116]
准确吸取待测样品溶液5ml于50ml容量瓶中，用水稀释至总体积约3/5处，加入二硝基酚指示剂2～3滴，并用100g
·
l-1碳酸钠溶液或50ml
·
l-1硫酸溶液调节溶液至刚呈微黄色，准确加入5ml钼锑抗显色剂，摇匀，加水定容，在室温15℃以上条件下，放置30min。显色的样品溶液在分光光度计上，用700nm、1cm光径比色皿，以空白试验为参比液调节仪器零点，进行比色测定，读取吸光度，从校准曲线上查得相应的含磷量。
[0117]
(11)总钾
[0118]
市政干化污泥样品和碳化污泥样品的全钾测定参照gb 9836-88。将通过1mm孔径筛的样品在牛皮纸上铺成薄层，划分成许多小方格，用小勺在每个方格中取出约等量的土样，置于玛瑙研钵中，研磨致使全部通过0.149mm孔径筛，混合均匀，盛入磨口瓶中备用。
[0119]
称取通过0.149mm孔径筛的样品0.2g，精确到0.0001g，盛入银坩埚中，加5滴无水乙醇使土壤润湿。加2g氢氧化钠使之平铺于土壤表面，暂时放入干燥器中，以防吸湿。待一批样品加完氢氧化钠后，将坩埚放入高温炉中，使炉温升至400℃，关闭电源15min，以防坩埚内容物溢出。再继续升温至720℃，保持15min，关闭高温炉，打开炉门，待炉温降至400℃以下后，取出坩埚，稍冷观察熔块，应成淡蓝色或蓝绿色(若显棕黑色，表示分解不完全，应再熔一次)。加入温度约80℃的去离子水约10ml，放置冷却，使融块分散成为固体悬浊液。然后，将悬浊液用去离子水转入100ml容量瓶中，用6mol/l盐酸溶液20ml分两次洗涤坩埚。再用去离子水洗涤坩埚数次，洗涤液全部转入容量瓶，冷却，再用去离子水定容至100ml，混匀。放置澄清，此为土壤熔融液。最后，按照gb 9836-88测定土壤熔融液中的全钾。
[0120]
(12)种子发芽指数
[0121]
称取100g碳化污泥样品放置于500ml的烧杯中，然后分别添加300ml去离子水，即物料:水＝1g:3ml。然后放置于振荡器上，以160转/分的速度振荡1小时，过滤获得过滤液。
[0122]
吸取5ml滤液于铺有滤纸的培养皿中，滤纸上放置20粒水白菜种子，在25℃下避光培养48h，测定种子的根长，上述试验设置3组重复，同时用去离子水做空白对照，并按照下列公式计算种子发芽指数：
[0123][0124]
式中：f为种子发芽指数，％；
[0125]
a1为污泥滤液培养种子的发芽率，％；
[0126]
a2为污泥滤液培养种子的根长，mm；
[0127]
b1为去离子水种子的发芽率，％；
[0128]
b2为去离子种子的根长，mm。
[0129]
(13)碳化过程的能耗计算
[0130]
污泥碳化过程的热量需求包括两部分，一部分是水分蒸发的热量需求，另一部分是碳化升温的热量需求，计算公式如下：
[0131]
q＝0.75
×
cm(t1-t0)+0.75
×q×m×
(w+9wh)；
[0132]
式中，q为污泥碳化过程需求的总热值，kj/kg；
[0133]
c为污泥比热，3.78kj/kg℃；
[0134]
m为市政干化污泥的质量，kg；
[0135]
t1为最终温度，℃；
[0136]
t0为初始温度，℃；
[0137]
q为100℃时的汽化潜热，2260kj/kg；
[0138]
wh为污泥干固体中氢元素含量，取2％；
[0139]
w为污泥含水率，％。
[0140]
0.75为碳化设备热量利用效率取值。
[0141]
2、结果与分析
[0142]
(1)碳固定过程的质量损失
[0143]
在无氧条件下，污泥经600℃碳化3小时，其质量损失见图2。从图2可知，湿污泥直接进行碳化处理，其质量损失率为63.80％，即100吨污水处理厂干化污泥经过碳化处理后，能够生产出36.2吨的碳化污泥。这部分损失既包括了有机物又包括了水分，而有机物中，除碳以外元素外，所挥发的固体成分中还包括了有机物分解产生的nh3、h2s、so2、no2和no等小分子结构物质，并产生一定浓度的难闻气味。因此，污泥碳化过程中，需要配套烟气净化处理装置。
[0144]
(2)碳固定污泥的热重分析
[0145]
热重分析是检验污泥碳化程度的重要指标，污泥中的有机物将随着温度的不断上升而挥发损失，表现为重量下降。当有机物完全挥发散发时，物料将处于恒重状态，此时只有无机物的重量。污泥失重越多，表明其所含的有机物也越多，碳化的进程就越不充分、不完全。
[0146]
图3是脱水污泥和不同参数条件下碳化污泥的热重分析曲线。从图可知，市政脱水污泥和碳化污泥升温达到600℃时，失重基本保持稳定，不再随着温度的升高而下降，表明污泥有机质在600℃时基本已散失殆尽。为此，选定600℃为碳化温度点，分析不同参数条件下碳化污泥的失重情况。
[0147]
在图3中，市政脱水污泥的温度升至600℃时，失重率达到64.28％。而所有参数条件下的碳化污泥的失重率均低于该值，表明污泥在碳化过程中已出现了部分有机物质损失。当碳化时间为0.5h，碳化温度由300℃升到400℃、500℃、600℃和700℃时，碳化污泥的失重率由57.87％下降至49.21％、33.69％、33.68％和26.73％，其中500℃以上时，碳化污泥的失重率已经较少，表明500℃以上的碳化程度较为充分，而且温度越高，碳化程度越充分。当碳化时间延长至1.0h时，碳化污泥的失重率由44.42％下降至40.16％、39.01％、33.45％和25.00％；而碳化时间进一步延长至1.5h时，碳化污泥的失重率由47.47％下降至40.01％、24.77％、23.98％和23.06％，表明碳化过程的时间越长，碳化污泥的失重率进一步变少，即污泥的碳化程度越充分。因此，为获得碳化程度更充分的碳化污泥，需要更长的
碳化时间和更高的碳化温度。
[0148]
(3)碳化温度和时间对污泥特性变化的影响
[0149]
污泥碳化过程是改变污泥成分与结构的过程，表现为碳化污泥的各个物理化学指标的性质变化。为此，讨论了碳化温度和时间对污泥特性的影响。
[0150]
1)ph
[0151]
ph的变化过程可以反映出污泥碳化过程的物质变化。图4是碳化温度和时间对污泥ph的影响。从图可知，碳化温度从300℃增加至500℃的过程中，碳化污泥ph呈下降趋势，表明这个阶段污泥中的有机物在不断分解酸化，形成小分子的酸性物质如羧酸类物质。温度继续升到600℃和700℃，碳化污泥的ph出现小幅回升，此时污泥中的酸化有机物质开始进一步被碳化，酸性特性逐步消失，直到有物质完全被碳化，回归中性状态。温度达到600℃和700℃时，污泥碳化程度相对较高，有机质碳化较为充分。与市政干化污泥ph＝7.25相比，碳化污泥因高温而使污泥有机质中的酸性基团释放进并进一步被碳化，其ph值最终表现为先降低再回升呈现中性的变化规律特点。
[0152]
从碳化时间来看，污泥碳化0.5h需要达到600℃以上，才能将已酸化的小分子有机物进一步碳化，完成ph的提升。污泥碳化1.0h和1.5h需要达到500℃以上，ph即可出现小幅回升，而碳化1.5h对污泥ph提升更为明显，表明时间越短、温度越低，碳化进程越不充分、不彻底；时间越长、温度越高，碳化进程较充分和彻底。污泥碳化温度600℃、时间0.5h和温度500℃、时间1.5h均是污泥有机物质分解酸化过程结束的拐点。拐点之后，这些酸化的小分子有机物质将被进一步碳化而生成碳单质。
[0153]
2)电导率ec
[0154]
电导率(electrical conductivity)是溶解性盐含量的直观反映。图5是碳化温度和时间对污泥电导率的影响。从图可知，碳化温度从300℃增至700℃，当碳化1.0h时，电导率从1577us/cm降到192.3us/cm，降幅为87.8％，表明温度越高，溶解性盐含量越低，这是盐离子包括重金属离子在高温下固化而转化为难溶性或沉淀物作用的结果。从碳化时间上看，600℃时，碳化0.5h，电导率为679us/cm，而碳化1.5h，电导率则降为489us/cm。碳化时间越长，电导率也越低。从碳化温度和时间的变化规律得知，温度越高、时间越长，越有利于盐离子包括金属离子向残渣态和不溶态转化，从而降低污泥重金属离子的生物毒性，提高生物有效性，进而有利于植物生长需求。
[0155]
3)有机质
[0156]
利用灼烧称重法获得的有机质，代表的是污泥挥发性物质的总和。污泥碳化过程所挥发的固体成分为有机物分解产生小分子结构物质，以难闻气味形式散发出来，从而导致污泥重量的减轻。图6是碳化温度和时间对污泥有机质含量的影响。从图可知，污泥碳化过程中的有机质损失量随着温度的升高而增大。市政干化污泥的有机质为56.8％，在利用300℃、400℃、500℃、600℃和700℃分别碳化0.5h后，污泥有机质分别变为56.3％、51.1％、41.2％、32.8％和33.2％，质量损失分别为0.47％、6.69％、15.60％、24.04％和23.56％；而碳化时间延长至1.5h时，污泥有机质分别变为49.7％、42.9％、26.8％、25.8％和24.3％，质量损失分别为7.07％、13.92％、30.04％、31.06％和32.55％，表明碳化温度越高，时间越长，污泥有机质含量越低，损失的有机质数量越大。当温度达到500℃以上时碳化1.5h，有机质损失量逐步减少，碳化过程趋于稳定，而500℃以下是有机质损失的主要温度区间。表明
温度越高，有机质中的长碳链才会断裂，形成小分子物质。温度较低时，污泥中的小分子容易受热散失。因此，市政污泥中有机物质是以小分子碳链为主要组成部分。在300℃～500℃时，大部分的小分子物质被散失或被进一步分解而散失。
[0157]
从图6和图7可知，水溶性有机质与有机质表现相同的变化规律。利用300℃、400℃、500℃、600℃和700℃分别碳化0.5h时，污泥中水溶性有机质分别变为33.6mg/g、25.2mg/g、12.0mg/g、1.48mg/g和3.45mg/g；而碳化时间延长至1.5h时，水溶性有机质分别变为25.7mg/g、14.2mg/g、0.27mg/g、0.26mg/g和nd(未检出)，表明碳化温度越高，时间越长，水溶性有机质含量越低。从碳化时间上看，碳化0.5h时，即使达到700℃时，水溶性有机质依然占有机质的1.81％，表明碳化过程不充分、不完全。而500℃以上碳化1.0h和1.5h时，水溶性有机质占有机质的比例不到0.2％。可以认为，碳化温度500℃和碳化时间1.0h是使有机质稳定相对较为充分和完全的临界参数。
[0158]
5)重金属
[0159]
包括水溶性重金属。
[0160]
污泥重金属含量高低是决定污泥产品能否达标的重要环境指标。根据《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准，对碳化污泥中8种重金属指标进行含量检测分析，结果如下：
[0161]
①
镉
[0162]
污水处理厂干化污泥的镉含量为1.0275mg/kg，远低于《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准限值(中性和碱性土壤《20mg/kg)，满足产品质量标准。在污泥进行碳化过程中，有机物的不断散失，使得非挥发性的重金属将产生一定的浓缩效应，总量势必有所提升。同时，碳化过程使污泥结构产生变化，水溶性重金属含量也将发生变化。图8是污泥中水溶性镉与总镉随碳化温度和时间的变化关系。从图可知，当碳化时间为0.5h，随着碳化温度的增加，污泥中的总cd含量也随之增加。300℃、400℃、500℃、600℃、700℃时，总cd含量分别为1.0625mg/kg、2.9804mg/kg、4.7358mg/kg、4.9678mg/kg、5.3301mg/kg，较未碳化污泥分别增加4.16％、192.2％、364.3％、387.0％和422.6％，表明碳化过程对污泥重金属镉的浓缩效应是非常显著的，而且随着温度的增加，浓缩效应越明显。而水溶性镉含量随着碳化温度的升高而下降，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别为0.0316mg/kg、0.0094mg/kg、0.0018mg/kg、0.0039mg/kg和0.0055mg/kg，占总量的2.97％、0.32％、0.038％、0.078％和0.104％。cd的水溶性占总量不到3％，表明cd难于从碳化污泥中溶出，而且碳化温度越高，cd越难于溶出，这是高温改变污泥结构，对cd进行吸附和固化的结果。因此，碳化温度越高，越有利于重金属的固定化，而减少对植物的生物毒性。
[0163]
当碳化时间分别延长至1.0h和1.5h时，重金属cd总量随着时间的延长而增加。在1.5h时，300℃、400℃、500℃、600℃、700℃的碳化温度使cd总量分别达到3.3357mg/kg、4.7099mg/kg、8.5971mg/kg、8.1435mg/kg、9.2672mg/kg，较0.5h碳化的cd总量进一步显著提升，表明碳化时间越长，污泥的碳化程度越彻底、越充分，重金属浓缩效果越明显。尽管如此，碳化污泥中的cd含量依然远低于国家产品质量标准限值。
[0164]
当碳化时间延长时，水溶性镉含量依然随着碳化温度的升高而下降。在碳化1.5h时，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别占总量的0.34％、0.13％、0.028％、0.073％和0.0138％。cd的水溶性含量进一步降低，占总量已不到0.5％，表明cd已更难于从碳化污泥
中溶出。碳化温度越高，cd越难于溶出。因而，碳化时间越长，越有利于重金属cd的固定化。
[0165]
从cd的变化规律来看，污泥碳化时间越长、温度越高，其总量浓度越大，浓缩效果越显著，在1.5h和700℃条件下，可达9倍以上的浓缩比例，但其含量依然远低于国家产品质量标准。而水溶性cd却随着温度的增加、时间的延长而呈现下降趋势。碳化时间越长、温度越高，水溶性cd含量越低，越有利于cd的固定化。在1.5h碳化时，其含量占总量不到0.5％，几乎完全固定化，从而有利于减少植物吸收。
[0166]
②
铜
[0167]
污水处理厂干化污泥的铜含量为74.43mg/kg，已经远低于《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准限值(中性和碱性土壤《1500mg/kg)，满足产品质量标准。与镉一样，在污泥进行碳化过程中，cu也将产生一定的浓缩效应，总量随着碳化程度的推进而提升。同时，碳化过程使污泥结构产生变化，水溶性重金属含量也将发生变化。图9是污泥中水溶性cu与总cu随碳化温度和时间的变化关系。从图可知，当碳化时间为0.5h，随着碳化温度的增加，污泥中的总cu含量也随之增加。300℃、400℃、500℃、600℃、700℃时，总cu含量分别为74.99mg/kg、103.38mg/kg、122.57mg/kg、122.19mg/kg、165.36mg/kg，较未碳化污泥分别增加0.74％、38.90％、64.68％、64.17％、122.18％，表明碳化过程对污泥重金属铜的浓缩效应是非常显著的，而且随着温度的增加，浓缩效应越明显。而水溶性铜含量随着碳化温度的升高而下降，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别占总量的21.21％、1.84％、0.04％、0.09％和0.29％。当温度超过400℃时，水溶性cu占总量已不到2％，表明高温有利于cu向难溶态转化，而且碳化温度越高，cu越难于溶出，这是高温改变污泥结构，对cu进行吸附和固化作用的结果。因此，碳化温度越高，越有利于重金属的固定化，从而减少对植物的生物毒性。
[0168]
当碳化时间分别延长至1.0h和1.5h时，重金属cu总量随着时间的延长而增加。在1.5h时，300℃、400℃、500℃、600℃、700℃的碳化温度使cu总量分别达到108.43mg/kg、125.21mg/kg、147.48mg/kg、207.29mg/kg、218.63mg/kg，较0.5h碳化的cu总量进一步显著提升，表明碳化时间越长，污泥的碳化程度越彻底、越充分，cu的浓缩效果越明显。尽管最高浓缩2.93倍，但碳化污泥中的cu总量依然远低于国家产品质量标准限值。
[0169]
当碳化时间延长时，水溶性铜含量依然随着碳化温度的升高而下降。在碳化1.5h时，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别占总量的1.32％、0.58％、0.02％、0.09％、0.03％。cu的水溶性含量进一步降低，已占总量不到0.5％，表明cu几乎不能从碳化污泥中溶出。而且碳化温度越高，cu越难于溶出。因而，碳化时间越长，温度越高，越有利于重金属cu的固定化。
[0170]
从cu的变化规律来看，污泥碳化时间越长、温度越高，其总量浓度越大，浓缩效果越显著，在1.5h和700℃条件下，可达2.93倍以上的浓缩比例，但其含量依然远低于国家产品质量标准。而水溶性cu却随着温度的增加、时间的延长而呈现下降趋势。碳化时间越长、温度越高，水溶性cu含量越低，越有利于cu的固定化。在1.5h碳化时，其最大含量占总量已不到1.50％，几乎完全固定化，从而有利于减少植物吸收。
[0171]
③
锌
[0172]
污水处理厂干化污泥的zn含量为374.7mg/kg，已经远低于《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准限值(中性和碱性土壤《4000mg/kg)，满足产品
质量标准。与镉和铜相同，在污泥进行碳化过程中，zn也将产生一定的浓缩效应，总量随着碳化程度的推进而提升。同时，碳化过程使污泥结构产生变化，水溶性zn含量也将发生变化。图10是污泥中水溶性zn与总zn随碳化温度和时间的变化关系。从图可知，当碳化时间为0.5h，随着碳化温度的增加，污泥中的总zn含量也随之增加。300℃、400℃、500℃、600℃、700℃时，总zn含量分别为392.05mg/kg、430.90mg/kg、574.15mg/kg、693.40mg/kg、656.32mg/kg，较未碳化污泥分别增加4.63％、15.00％、53.23％、85.06％、75.16％，表明碳化过程对污泥重金属zn的浓缩效应也是非常显著的，而且随着温度的增加，浓缩效应越明显。
[0173]
当碳化时间为0.5h，温度由300℃增至700℃时，水溶性zn含量随着碳化温度的升高而下降，其含量分别占总量的2.82％、1.26％、0.06％、0.06％和0.29％。水溶性zn占总量已不到3％，表明高温有利于zn向难溶态转化，而且碳化温度越高，zn越难于溶出，这是高温改变污泥结构，对zn进行吸附和固化作用的结果。因此，碳化温度越高，越有利于重金属的固定化，从而减少对植物的生物毒性。
[0174]
当碳化时间分别延长至1.0h和1.5h时，重金属zn总量随着时间的延长而增加。在1.5h时，300℃、400℃、500℃、600℃、700℃的碳化温度使zn总量分别达到416.59mg/kg、569.81mg/kg、713.87mg/kg、1087.32mg/kg、1155.67mg/kg，较0.5h碳化的zn总量进一步显著提升，表明碳化时间越长，污泥的碳化程度越彻底、越充分，zn的浓缩效果越明显。碳化后最高浓缩达3.08倍，为1155.67mg/kg，但碳化污泥中的zn总量依然远低于国家产品质量标准限值。
[0175]
当碳化时间延长时，水溶性zn含量依然随着碳化温度的升高而下降。在碳化1.5h时，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别占总量的1.32％、0.49％、0.31％、0.05％、0.03％。zn的水溶性含量进一步降低，已占总量不到2％，表明zn几乎不能从碳化污泥中溶出。而且碳化温度越高，zn越难于溶出。因而，碳化时间越长，温度越高，越有利于重金属zn的固定化。
[0176]
从zn的变化规律来看，污泥碳化时间越长、温度越高，其总量浓度越大，浓缩效果越显著，在1.5h和700℃条件下，可达3.08倍以上的浓缩比例，但其含量依然远低于国家产品质量标准。而水溶性zn却随着温度的增加、时间的延长而呈现下降趋势。碳化时间越长、温度越高，水溶性zn含量越低，越有利于zn的固定化。在1.5h碳化时，其最大含量占总量已不到0.03％，几乎完全固定化，变成不溶态，进而有利于减少植物吸收。
[0177]
④
铅
[0178]
污水处理厂干化污泥的pb含量为34.51mg/kg，已经远低于《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准限值(中性和碱性土壤《1000mg/kg)，满足产品质量标准。与镉、铜、锌相同，在污泥进行碳化过程中，pb也将产生明显的浓缩效应，总量随着碳化程度的推进而提升。同时，碳化过程使污泥结构产生变化，水溶性pb含量也将发生变化。图11是污泥中水溶性pb与总pb随碳化温度和时间的变化关系。从图可知，当碳化时间为0.5h，随着碳化温度的增加，污泥中的总pb含量也随之增加。300℃、400℃、500℃、600℃、700℃时，总pb含量分别为31.81mg/kg、44.26mg/kg、50.61mg/kg、56.38mg/kg、58.64mg/kg，较未碳化污泥分别增加-7.81％、28.27％、46.66％、63.40％和69.94％(300℃时pb没有产生富集浓缩现象)，表明碳化过程对污泥重金属pb的浓缩效应也是非常显著的，而且随着温
度的增加，浓缩效应越明显。
[0179]
当碳化时间为0.5h，温度由300℃增至700℃时，水溶性pb含量随着碳化温度的升高而下降，其含量分别占总量的0.55％、0.20％、0.009％、0.039％和0.16％。水溶性pb占总量已不到1％，表明高温有利于pb向难溶态转化，而且碳化温度越高，pb越难于溶出，这是高温改变污泥结构，对pb进行吸附和固化作用的结果。因此，碳化温度越高，越有利于重金属的固定化，从而减少对植物的生物毒性。
[0180]
当碳化时间分别延长至1.0h和1.5h时，重金属pb总量随着时间的延长而增加。在1.5h时，300℃、400℃、500℃、600℃、700℃的碳化温度使pb总量分别达到37.19mg/kg、43.02mg/kg、41.32mg/kg、55.64mg/kg、70.53mg/kg，较0.5h碳化的pb总量进一步显著提升，表明碳化时间越长，污泥的碳化程度越彻底、越充分，pb的浓缩效果越明显。碳化后最高浓缩达2.04倍，为70.53mg/kg，但碳化污泥中的pb总量依然远低于国家产品质量标准限值。
[0181]
当碳化时间延长时，水溶性pb含量依然随着碳化温度的升高而下降。在碳化1.5h时，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别占总量的0.36％、0.20％、0.024％、0.02％和0.016％。pb的水溶性含量进一步降低，已占总量不到1％，表明pb几乎不能从碳化污泥中溶出。而且碳化温度越高，pb越难于溶出。因而，碳化时间越长，温度越高，越有利于重金属pb的固定化。
[0182]
从pb的变化规律来看，污泥碳化时间越长、温度越高，其总量浓度越大，浓缩效果越显著，在1.5h和700℃条件下，可达2.04倍以上的浓缩比例，但其含量依然远低于国家产品质量标准。而水溶性pb却随着温度的增加、时间的延长而呈现下降趋势。碳化时间越长、温度越高，水溶性pb含量越低，越有利于pb的固定化。在1.5h碳化时，其最大含量占总量已不到0.02％，几乎完全固定化，变成不溶态，进而有利于减少植物吸收。
[0183]
⑤
镍
[0184]
污水处理厂干化污泥的ni含量为39.81mg/kg，已经远低于《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准限值(中性和碱性土壤《200mg/kg)，满足产品质量标准。与镉、铜、锌和铅相同，在污泥进行碳化过程中，ni也将产生明显的浓缩效应，总量随着碳化程度的推进而提升。同时，碳化过程使污泥结构产生变化，水溶性ni含量也将发生变化。图12是污泥中水溶性ni与总ni随碳化温度和时间的变化关系。从图可知，当碳化时间为0.5h，随着碳化温度的增加，污泥中的总ni含量也随之增加。300℃、400℃、500℃、600℃、700℃时，总ni含量分别为37.29mg/kg、36.97mg/kg、58.57mg/kg、61.16mg/kg、62.89mg/kg，较未碳化污泥分别增加-6.33％、-7.12％、47.14％、53.64％和57.98％。300℃和400℃时，ni并没有产生富集浓缩现象，但是温度进一步升高，碳化过程对污泥重金属ni的浓缩效应也是非常显著的，而且随着温度的增加，浓缩效应越明显。
[0185]
当碳化时间为0.5h，温度由300℃增至700℃时，水溶性ni含量随着碳化温度的升高而下降，其含量分别占总量的41.83％、16.68％、0.0089％、0.0489％和0.9339％。300℃和400℃时，ni的水溶性含量占总量的比例较高，而当温度升至500℃以上，ni的固化效果体现相当明显了，占总量已不到0.1％。因而，更高的温度有利于ni向难溶态转化，而且碳化温度越高，ni越难于溶出，这是高温改变污泥结构，对ni进行吸附和固化作用的结果。因此，碳化温度越高，越有利于重金属的固定化，从而减少对植物的生物毒性。
[0186]
当碳化时间分别延长至1.0h和1.5h时，重金属ni总量随着时间的延长而增加。在
1.5h时，300℃、400℃、500℃、600℃、700℃的碳化温度使ni总量分别达到37.13mg/kg、58.05mg/kg、69.46mg/kg、118.53mg/kg和120.36mg/kg，较0.5h碳化的ni总量进一步显著提升，表明碳化时间越长，污泥的碳化程度越彻底、越充分，ni的浓缩效果越明显。碳化后最高浓缩达3.02倍，为120.36mg/kg，但碳化污泥中的ni总量依然远低于国家产品质量标准限值。
[0187]
当碳化时间延长时，水溶性ni含量依然随着碳化温度的升高而下降。在碳化1.5h时，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别占总量的16.18％、5.18％、0.03％、0.16％和0.057％。尽管碳化时间延长，300℃和400℃的温度不足以使ni几乎全部成为不溶态，而只有当温度升到500℃以上时，ni的水溶性含量才显著下降，占总量不到0.2％，此时ni几乎不能从碳化污泥中溶出。而且碳化温度越高，ni越难于溶出。因而，碳化时间越长，温度越高，越有利于重金属ni的固定化。
[0188]
从ni的变化规律来看，污泥碳化时间越长、温度越高，其总量浓度越大，浓缩效果越显著，在1.5h和700℃条件下，可达3.02倍以上的浓缩比例，但其含量依然远低于国家产品质量标准。而水溶性ni却随着温度的增加、时间的延长而呈现下降趋势。碳化时间越长、温度越高，水溶性ni含量越低，越有利于ni的固定化。在1.5h碳化时，其最大含量占总量已不到0.2％，几乎完全固定化，变成不溶态，有利于减少植物吸收。
[0189]
⑥
铬
[0190]
污水处理厂干化污泥的cr含量为132.99mg/kg，已经远低于《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准限值(中性和碱性土壤《1000mg/kg)，满足产品质量标准。与镉、铜、锌、铅、镍相同，在污泥进行碳化过程中，cr也将产生明显的浓缩效应，总量随着碳化程度的推进而提升。同时，碳化过程使污泥结构产生变化，水溶性cr含量也将发生变化。图13是污泥中水溶性cr与总cr随碳化温度和时间的变化关系。从图可知，当碳化时间为0.5h，随着碳化温度的增加，污泥中的总cr含量也随之增加。300℃、400℃、500℃、600℃、700℃时，总cr含量分别为126.24mg/kg、160.55mg/kg、189.52mg/kg、207.26mg/kg、207.09mg/kg，较未碳化污泥分别增加-5.08％、20.73％、42.51％、55.85％和55.72％(300℃时cr没有产生富集浓缩现象)，表明碳化过程对污泥重金属cr的浓缩效应也是显著的，而且随着温度增加，浓缩效应越明显。
[0191]
当碳化时间为0.5h，温度由300℃增至700℃时，水溶性cr含量随着碳化温度的升高而下降，其含量分别占总量的1.69％、0.71％、0.096％、0.019％和0.16％。水溶性cr占总量已不到2％，表明高温有利于cr向难溶态转化，而且碳化温度越高，cr越难于溶出，这是高温改变污泥结构，对cr进行吸附和固化作用的结果。因此，碳化温度越高，越有利于重金属的固定化，从而减少对植物的生物毒性。
[0192]
当碳化时间分别延长至1.0h和1.5h时，cr总量随着时间的延长而增加。在1.5h时，300℃、400℃、500℃、600℃、700℃的碳化温度使cr总量分别达到137.49mg/kg、166.25mg/kg、283.70mg/kg、325.61mg/kg、334.35mg/kg，较0.5h碳化的cr总量进一步显著提升，表明碳化时间越长，污泥的碳化程度越彻底、越充分，cr的浓缩效果越明显。碳化后最高浓缩达2.51倍，为334.35mg/kg，但碳化污泥中的cr总量依然远低于国家产品质量标准限值。
[0193]
当碳化时间延长时，水溶性cr含量依然随着碳化温度的升高而下降。在碳化1.5h时，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别占总量的0.98％、0.40％、0.01％、0.035％和
0.045％。cr的水溶性含量进一步降低，已占总量不到1％，表明cr几乎不能从碳化污泥中溶出。而且碳化温度越高，cr越难于溶出。因而，碳化时间越长，温度越高，越有利于重金属cr的固定化。
[0194]
从cr的变化规律来看，污泥碳化时间越长、温度越高，其总量浓度越大，浓缩效果越显著，在1.5h和700℃条件下，可达2.51倍以上的浓缩比例，但其含量依然远低于国家产品质量标准。而水溶性cr却随着温度的增加、时间的延长而呈现下降趋势。碳化时间越长、温度越高，水溶性cr含量越低，越有利于cr的固定化。在1.5h碳化时，其最大含量占总量已不到1％，几乎完全固定化，变成不溶态，进而有利于减少植物吸收。
[0195]
⑦
汞
[0196]
汞金属具有挥发性，容易形成气态物质，沸点356.6℃。为研究汞的形态变化，此次污泥消解条件为180℃下消解30min，120℃下消解10min，以减少汞的挥发。污水处理厂干化污泥的hg含量为2.17mg/kg，已经远低于《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准限值(中性和碱性土壤《15mg/kg)，满足产品质量标准。与镉、铜、锌、铅、镍、铬相同，在污泥进行碳化过程中，hg也将产生明显的浓缩效应，总量随着碳化程度的推进而提升。同时，碳化过程使污泥结构产生变化，水溶性hg含量也将发生变化。图14是污泥中水溶性hg与总hg随碳化温度和时间的变化关系。从图可知，当碳化时间为0.5h，随着碳化温度的增加，污泥中的总hg含量也随之增加。300℃、400℃、500℃、600℃、700℃时，总hg含量分别为0.69mg/kg、1.45mg/kg、2.31mg/kg、3.25mg/kg和3.33mg/kg，较未碳化污泥分别增加-68.05％、-33.37％、6.67％、50.04％和53.66％(300℃和400℃时hg没有产生富集浓缩现象)，表明碳化过程对污泥重金属hg的浓缩效应也是显著的，而且随着温度增加，浓缩效应越明显。
[0197]
当碳化时间为0.5h，温度由300℃增至700℃时，水溶性hg含量随着碳化温度的升高而下降，其含量分别占总量的22.23％、7.96％、1.96％、2.07％、2.06％。当温度升为300℃和400℃时，水溶性hg占总量的比例依然较高，但升至500℃以上时，其占意量为2％左右，表明高温有利于hg向难溶态转化，而且碳化温度越高，hg越难于溶出，这是高温改变污泥结构，对hg进行吸附和固化作用的结果。因此，碳化温度越高，越有利于重金属的固定化，从而减少对植物的生物毒性。
[0198]
当碳化时间分别延长至1.0h和1.5h时，hg总量随着时间的延长而增加。在1.5h时，300℃、400℃、500℃、600℃和700℃的碳化温度使hg总量分别达到2.01mg/kg、2.05mg/kg、3.13mg/kg、4.14mg/kg和4.36mg/kg，较0.5h碳化的hg总量进一步显著提升，表明碳化时间越长，污泥的碳化程度越彻底、越充分，hg的浓缩效果越明显。碳化后最高浓缩达2.01倍，为4.36mg/kg，但碳化污泥中的hg总量依然远低于国家产品质量标准限值。
[0199]
当碳化时间延长时，水溶性hg含量依然随着碳化温度的升高而下降。在碳化1.5h时，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别占总量的21.92％、8.25％、1.49％、1.47％和1.42％，在500℃以上时，hg的水溶性含量降低十分显著，已占总量不到2％，此时hg几乎不能从碳化污泥中溶出。而且碳化温度越高，hg越难于溶出。因而，碳化时间越长，温度越高，越有利于重金属hg的固定化。
[0200]
从hg的变化规律来看，污泥碳化时间越长、温度越高，其总量浓度越大，浓缩效果越显著，在1.5h和700℃条件下，可达2.01倍以上的浓缩比例，但其含量依然远低于国家产
品质量标准。而水溶性hg却随着温度的增加、时间的延长而呈现下降趋势。碳化时间越长、温度越高，水溶性hg含量越低，越有利于hg的固定化。在1.5h碳化、500℃以上时，其最大含量占总量已不到2％，几乎完全固定化，变成不溶态，进而有利于减少植物吸收。
[0201]
⑧
砷
[0202]
砷是非重属有毒有害物质，属于污泥成分的严控类别，也是国家标准的限制指标。污水处理厂干化污泥的as含量为15.65mg/kg，已经远低于《城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质》(gbt23486-2009)标准限值(中性和碱性土壤《75mg/kg)，满足产品质量标准。与镉、铜、锌、铅、镍、汞相同，在污泥进行碳化过程中，as也将产生明显的浓缩效应，总量随着碳化程度的推进而提升。同时，碳化过程使污泥结构产生变化，水溶性as含量也将发生变化。图15是污泥中水溶性as与总as随碳化温度和时间的变化关系。从图可知，当碳化时间为0.5h，随着碳化温度的增加，污泥中的总as含量也随之增加。300℃、400℃、500℃、600℃、700℃时，总as含量分别为16.13mg/kg、16.03mg/kg、19.26mg/kg、21.50mg/kg、25.73mg/kg，较未碳化污泥分别增加3.08％、2.47％、23.12％、37.42％和64.45％，表明碳化过程对污泥重金属as的浓缩效应也是显著的，而且随着温度增加，浓缩效应越明显。
[0203]
当碳化时间为0.5h，温度由300℃增至700℃时，水溶性as含量随着碳化温度的升高而下降，其含量分别占总量的13.25％、9.19％、10.62％、7.45％、3.83％，表明高温有利于as向难溶态转化，而且碳化温度越高，as越难于溶出，这是高温改变污泥结构，对as进行吸附和固化作用的结果。因此，碳化温度越高，越有利于重金属的固定化，从而减少对植物的生物毒性。
[0204]
当碳化时间分别延长至1.0h和1.5h时，as总量随着时间的延长而增加。在1.5h时，300℃、400℃、500℃、600℃、700℃的碳化温度使as总量分别达到15.21mg/kg、21.26mg/kg、24.13mg/kg、40.88mg/kg、40.56mg/kg，较0.5h碳化的as总量进一步显著提升，表明碳化时间越长，污泥的碳化程度越彻底、越充分，as的浓缩效果越明显。碳化后最高浓缩达2.61倍，为40.88mg/kg，但碳化污泥中的as总量依然远低于国家产品质量标准限值。
[0205]
当碳化时间延长时，水溶性as含量依然随着碳化温度的升高而下降。在碳化1.5h时，当温度由300℃增至700℃时，其含量分别占总量的9.87％、8.83％、4.84％、5.74％和9.75％。500℃是as形成不溶态的最佳温度。总体上来看，碳化时间越长，温度越高，越有利于重金属as的固定化。
[0206]
从as的变化规律来看，污泥碳化时间越长、温度越高，其总量浓度越大，浓缩效果越显著，在1.5h和700℃条件下，可达2.61倍以上的浓缩比例，但其含量依然远低于国家产品质量标准。而水溶性as却随着温度的增加、时间的延长而呈现下降趋势。碳化时间越长、温度越高，水溶性as含量越低，越有利于as的固定化。
[0207]
6)植物营养元素
[0208]
①
总氮
[0209]
氮是污泥中的重要组植物营养元素。图16反映了碳化温度和时间对污泥总氮含量的影响。从图可知，随着碳化温度的升高，污泥中总氮含量逐渐下降。300℃时碳化0.5h，总氮含量为5.57％。当温度升至700℃时，总氮含量下降至2.19％，降幅为60.1％，表明碳化过程对氮素损失影响是较大的。污泥中的氮是由有机氮和无机氮组成，而无机氮中，氨氮占绝对优势含量，达80％～90％以上。当污泥受热时，污泥的氨氮直接散失，使污泥总氮含量迅
速下降。另一方面，污泥中的有机质在高温碳化过程进行碳断裂而分解，有机分子中的酰胺基官能团受热分解产生氨气，也使污泥总氮含量减少。而且，温度越高，长碳链分子才能断裂，释放的氨气也就越多，总氮含量减少越明显。
[0210]
从碳化时间上看，碳化时间越长，氮素损失也越明显，氮含量越低。500℃碳化0.5h、1.0h和1.5h时，污泥总氮含量分别为4.41％、3.42％和1.87％，这也是高能量断裂酰胺基团释放氨气的结果。然而，碳化1.5h在500℃温度以上时，污泥中的氮含量基本处于一个稳定的水平状态，即使温度达到600℃和700℃时，总氮含量维持在1.54％～1.62％，表明500℃的碳化温度和1.5h的碳化时间是氮素释放基本完成即有机氮分解基本完成的临界参数值。
[0211]
②
总磷
[0212]
磷也是污泥中重要的植物营养元素。图17反映了碳化温度和时间对污泥总磷含量的影响。从图可知，污泥中的总磷随着碳化温度的增加而提高，300℃时碳化0.5h，污泥中的总磷含量为0.25％。温度升高至700℃时，磷含量增至0.47％，增幅达46.8％，这是污泥中有机质损失、氮损失等综合因素导致磷浓缩的结果。而且，在同一温度时，碳化时间越长，磷浓缩的含量就越高。500℃时，碳化0.5h、1.0h和1.5h的磷含量分别为0.29％、0.32％和0.42％。可以得知，受到温度和时长的影响，能量输入越多，损失的物质也越多，磷浓缩效果也越明显。
[0213]
③
总钾
[0214]
污泥中第三种植物营养元素就是钾。图18反映了碳化温度和时间对污泥总钾的影响。从图可知，总钾与总磷有着相似的变化特点。随着碳化温度的增加，污泥中的总钾含量也在增加，300℃时碳化0.5h，污泥中的总钾含量为0.89％。温度升高至700℃时，磷含量增至1.38％，增幅达57.3％。另外，当温度相同时，延长碳化时间，钾含量就越高。500℃时，碳化0.5h、1.0h和1.5h的钾含量分别为0.95％、0.99％和1.03％。结果表明，温度越高、时间越长，污泥中总钾含量也越高，这是因为能量输入越多，损失的物质包括有机质和氮素等相对较多，钾的浓缩效果越明显。
[0215]
7)种子发芽指数
[0216]
种子发芽指数是评价污泥腐熟度的重要评价指标，是溶解性盐、水溶性重金属、水溶有机物类等有毒有害物质对种子发芽抑制程度的直接的、重要的反映指标。图19是种子发芽指数随着污泥碳化温度和时间的变化规律。从图可知，种子发芽指数均随着温度的增高而显著提升。在300℃时，碳化0.5h、1.0h、1.5h时长的碳化污泥种子发芽指数分别为0.00％、0.88％和1.76％，表明种子基本不发芽，碳化污泥极不充分和不完全，这是溶解性的有毒有害物质大量释放，强烈抑制种子萌芽的结果。尽管延长碳化时间至1.5h，种子发芽指数也接近0.00％。因此，300℃的温度在短时间内不足以将污泥碳化，也可以说是短时间内污泥尚未真正进入碳化阶段。当温度升至400℃时，种子发芽指数有所提升，碳化1.5h时仅为5.28％，表明开始出现碳化进程。随着温度进一步提升至600℃和700℃，种子发芽指数出现显著增加，碳化1.5h时分别已达到了127.34％和164.31％，表明碳化程度已相当充分，有毒有害物质得到充分固化，溶解性的挥发性有机物也被释放，从而改善种子的萌芽环境。
[0217]
从碳化时间来看，时间越长，种子发芽指数越高，表明碳化程度越充分。以温度500℃为例，碳化0.5h、1.0h和1.5h的种子发芽指数分别为2.05％、10.27％和41.81％，呈现增
长态势。即使是300℃和400℃时碳化不充分情况下，这种增长态势依然明显，而在高温的600℃和700℃时，碳化时间越长，这种增长态势表现显著。
[0218]
然而，根据城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质(gbt23486-2009)标准，若将碳化污泥直接用于培育植物种子，只有在600℃时碳化1.5h、700℃时碳化1.0h和1.5h的3个碳化污泥样品的种子发芽指数达到70％以上，满足产品质量标淮。因此，这3组碳化参数能使污泥达到较高程度熟化程度，碳化较为充分。
[0219]
(4)有毒有害物质对种子发芽指数的影响
[0220]
种子发芽程度是受水溶液中的有毒有害物质如溶解性有机碳、溶解性盐和溶解性重金属含量的影响。当有毒有害物质含量超过一定程度，种子发芽将受到抑制。当有毒有害物质含量降低，适合于种子发芽，则种子发芽指数明显提升。为此，本研究分析溶解性有机碳、溶解性盐和溶解性重金属含量对种子发芽指数的影响。
[0221]
1)wtoc对种子发芽指数的影响
[0222]
图20反映了水溶性总有机碳(water-soluble organic matter,wtoc)对种子发芽指数的影响。从图可知，当种子发芽指数低于10％时，wtoc含量均在10mg/g以上，表明此浓度以上的wtoc对种子发芽是有强烈的抑制作用。当浓度达到25mg/g以上时，种子出现了不发芽现象，毒害作用十分明显。当种子发芽指数达到25％～50％时，wtoc对应的含量在1～10mg/g，此时表现为wtoc对种子发芽仍具有一定的抑制作用。当种子发芽指数达到70％以上时，wtoc的含量应在1mg/g以下。而当wtoc的含量低于0.3mg/g时，种子发芽指数达到127％以上，wtoc反而促进了种子发芽，为种子提供了适量的营养物质。通过logistic模型分析，水溶性总有机碳与种子发芽指数的拟合相关系数达到了0.89401。因此，种子发芽程度受到wtoc含量的强烈影响。
[0223]
2)ec对种子发芽指数的影响
[0224]
图21反映了电导率对种子发芽指数的影响。从图可知，当种子发芽指数低于10％时，碳化污泥的电导率均高于750us/cm，表明此时的盐含量已经对种子发芽产生抑制作用。电导率高于1500us/cm时，种子不发芽。根据城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质(gbt23486-2009)产品质量要求，电导率ec应低于1000us/cm。电导率超这一限值，已经对种子发芽产生较强的抑制作用。当种子发芽指数在10％～50％时，对应的电导率为450～750us/cm，此时仍对种子发芽产生一定的抑制作用。只有当电导率低于450us/cm以下时，种子发芽指数才显著提升。众所周知，自来水的电导率为120～200us/cm。这意味着，种子发芽需要在相当于自来水的盐含量下实现较好的发芽。通过logistic模型分析，电导率与种子发芽指数的拟合相关系数达到了0.89338，表明种子发芽程度受到电导率即盐含量的强烈影响。
[0225]
3)水溶性重金属总量对种子发芽指数的影响
[0226]
图22反映了8种水溶性重金属总量对种子发芽指数的影响。从图可知，当种子发芽指数低于10％时，碳化污泥的水溶性重金属总量大于8mg/l，表明此时水溶性重金属总量已经对种子发芽产生抑制作用。当种子发芽指数超过70％时，对应的水溶性重金属总量低于5.00mg/l，表明此时的水溶性重金属总量不再对种子发芽指数产生的抑制作用。这意味着，污泥的碳化进程越充分、水溶性重金属总量越低，越有利于种子发芽。通过logistic模型分析，水溶性重金属总量与种子发芽指数的拟合相关系数达到了0.69079，表明种子发芽程度
受到水溶性重金属总量的较大影响。
[0227]
从3类物质对种子发芽指数的影响程度来看，水溶性总有机碳、电导率和水溶性重金属总量与种子发芽指数的拟合相关系数达分别为0.89401、0.89338和0.69079，表明影响种子发芽的因素顺序是水溶性总有机碳》电导率》水溶性重金属总量。
[0228]
(5)碳固定工艺参数的分析确定
[0229]
种子发芽指数评价污泥熟化程度的重要指示指标，利用正交极差分析法，以种子发芽指数为评价指标，进行碳化温度与时间的强弱分析。从表3可知，温度因素产生的种子发芽指数极差为305.73，而时间因素产生的种子发芽指数极差值为267.38，表明温度因素的影响强度稍高于时间因素，也就是说，温度是污泥碳化的决定性因素，延长时间有利于碳化进程，但如果温度不够，时间延长，碳化程度是不达到种子发芽的熟化要求。从极差分析表得知，以种子发芽指数为评价指标，最佳的碳化温度和时间分别是600℃和1.5h。当然，最终的碳化温度和时间需要结合能耗成本评估进行确认。
[0230]
表3碳固定参数的正交极差法分析
[0231][0232][0233]
(6)污泥碳化的能耗评估与产品用途去向
[0234]
污泥碳化过程的热量需求包括两部分，一部分是水分蒸发的热量需求，另一部分是碳化升温的热量需求。以碳化1000kg污泥(含水率为36.2％)为计算依据，根据热力学原理，当温度由20℃升至300℃、400℃、500℃、600℃和700℃时，碳化1h时实际生产需要提供
的能量分别为171.2万kj、199.6万kj、227.9万kj、256.3万kj和284.6万kj。碳化污泥的热量应进行余热回收，以国内固体散料热能回收率70％计算，最终污泥碳化过程实际需求的能量分别为51.4万kj、59.9万kj、68.3万kj、76.9万kj和85.4万kj，其对应的电耗成本分别为51.9元/吨、60.5元/吨、69.1元/吨、77.7元/吨和86.3元/吨，详见表4。
[0235]
表4 7个碳化污泥样品化的能耗与成本分析
[0236][0237][0238]
注：实际需要能量包括水分蒸发和碳化过程需要的全部热量以及假定设备转化效率75％。
[0239]
从表4可知，以种子发芽指数达到70％以上的碳化程度评价指标，则碳化1吨污水处理厂的干化污泥(含水率36.2％)需要的直接电力成本为86.3元以上。而且可知，碳化温度达到700℃、处理1h较碳化温度达到600℃、处理1.5h的生产成本低30.3元/吨。因此，可以考虑选取高温度、短时间的碳化处理方式，以达到处理成本最优化。在此基础上，结合碳化
温度和时间的强弱因素，以种子发芽指数达到70％以上的评价指标，最佳碳化温度和时间分别是700℃和1h。
[0240]
当然，此种条件是将污泥碳化过程推向种子发芽指数达标即熟化度较高的程度。在实际工作中，将污泥制园林基质产品时，并不需要使碳化程度这么高，而是需保持污泥碳化到无臭味，来提升用户使用体验即可。本研究表明，只有温度达到400℃以上1h，碳化污泥才完全无臭味。从产品去向上看，市政污泥在300℃进行碳化时，碳化污泥具有一定的臭味，并不适合直接使用。在600℃和700℃时碳化1h，即可直接进行适合于园林花卉的种子育苗。而在400℃、500℃和600℃碳化1h，污泥碳化并不完全、不充分，有机物的降解仍然需要后续在土壤中进行进一步的熟化分解，才能促进植物生长。因此，这段温度-时间参数形成的污泥碳化产品是可适用于种植已有一定长势和株高的园林花卉。这样一来，通过碳化工艺参数的有效调控，既可生产有针对性需求的污泥制园林花卉基质产品，又可降低碳化电耗成本，并实现产品的分层分级，最终形成多元化的污泥制园林基质产品。
[0241]
(7)污泥碳化产业化应用工艺与推荐运行参数
[0242]
1)推荐的产业化应用工艺
[0243]
污泥碳化产业化应用的关键核心在于电力能耗成本较高，难于实现推广应用，但只要做到能量回收，将其生产成本大大缩减。目前关于散体粉料热能回收效率已经可做到80％以上，这样电力成本的实际支出将节省80％以上。而在散体粉料热能回收效率70％和设备转化效率75％的情况下，400℃碳化污泥1小时的电力成本为60.5元/吨，是可接受的成本范围，即使采700℃碳化污泥1小时的电力成本依然可接受，为86.3元/吨(见表4)。因此，做好能量回收十分重要，是项目推广应用的重要环节。
[0244]
经过市场调查，有一些企业(如上海夏勒工业设备有限公司)对散体粉料热能回收形成较好的既成套术设备。根据市政污水处理厂污泥的小颗粒特点，可视为粉体散料结构体。为此，本发明的碳固定工艺流程可设为污泥干燥除水、污泥预加热、连续碳化炉和碳化污泥冷却炉，做到尽可能实现能量回收再利用，从而降低生产成本。
[0245]
推荐的污泥碳化工艺流程(见图23)：将污水处理厂污泥(含水率30～40％，0.1～2cm颗粒状)采用球磨机进行粉碎至粒径2mm以下，然后进入粉体流干燥器，去除水分，确保污泥的含水率低于10％；再进入粉体流加热器，对烘干后的污泥以20℃/min的升温速率进行预热升温至100℃；然后，将达到高温的污泥送入连续碳化炉，在碳化炉中以20℃/min的升温速率升至碳化温度400℃-700℃，在温度下停留时间1小时，完成污泥碳化；最后，高温碳化污泥在高温粉体流冷却器中以20℃/min的速率冷却至常温，实现能量回收。在能量回收过程中，导热油是传热介质。在干燥、预加热和冷却环节将会产生烟气，需要配套烟气处理系统，实现环保生产和达标排放。
[0246]
2)推荐碳固定工艺运行参数
[0247]
经过研究与分析，本发明形成关键性的碳固定工艺运行参数，并针对产品的分层分级，形成不同的碳化参数，见表5。
[0248]
表5推荐的污泥碳固定运行参数
[0249][0250]
综上所述，实施例1通过对适用于制园林花卉基质的市政污泥碳化工艺进行研究，得出以下结论：
[0251]
(1)在无氧条件下，经600℃碳化3小时，湿污泥的质量损失率为63.80％，这部分损失既包括了有机物又包括了水分。有机物所挥发的固体成分中包括了小分子结构物质，并产生一定浓度的难闻气味。污泥碳化过程中，需要配套烟气净化处理装置。
[0252]
(2)市政干化污泥升温达到600℃时，失重基本保持稳定，失重率达到64.28％，不再随着温度的升高而下降，污泥有机质基本已散失殆尽。所有参数条件下的碳化污泥的失重率均低于该值，污泥在碳化过程中已出现了部分有机物质损失。温度越高，碳化程度越充分。当碳化时间延长，碳化污泥的失重率进一步变少，污泥的碳化程度越充分。为获得碳化程度更充分的碳化污泥，需要更长的碳化时间和更高的碳化温度。
[0253]
(3)碳化温度和时间对污泥特性产生较大的影响，表现为：
[0254]
首先，随着温度升高和时间延长，ph表现先下降后回升至中性，碳化温度600℃、时间0.5h和温度500℃、时间1.5h是污泥有机物质分解酸化过程结束的拐点。
[0255]
其次，温度越高、时间越长，电导率越低，越有利于盐离子包括金属离子向残渣态和不溶态转化；
[0256]
其三，温度越高、时间越长，污泥有机质含量越低，损失的有机质数量越大，温度达到500℃以上时碳化1.5h，有机质损失量逐步减少，碳化过程趋于稳定，500℃以下是有机质损失的主要温度区间。300℃～500℃时，大部分的小分子物质被散失或被进一步分解而散失。
[0257]
其四，温度越高、时间越长，水溶性有机质含量越低。碳化温度500℃和碳化时间1.0h是使有机质稳定相对较为充分和完全的临界参数。
[0258]
其五，随着碳化温度的升高，污泥中总氮含量逐渐下降。碳化过程对氮素损失影响是较大，碳化时间越长，氮素损失也越明显，氮含量越低。500℃的碳化温度和1.5h的碳化时间是氮素释放基本完成即有机氮分解基本完成的临界参数值。
[0259]
其六，污泥中的总磷和总钾随着碳化温度的增加而提高，同一温度时，碳化时间越长，磷和钾浓缩后的含量就越高。
[0260]
其七，种子发芽指数均随着碳化温度的增高、碳化时间的延长显著提升。根据城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质(gbt23486-2009)标准，600℃时碳化1.5h、700℃时碳化1.0h和1.5h的3个碳化污泥样品的种子发芽指数达到70％以上，满足产品质量标淮。
[0261]
(4)种子发芽程度是受水溶液中的有毒有害物质溶解性有机碳、溶解性盐和溶解性重金属含量的影响。通过logistic模型分析，水溶性总有机碳与种子发芽指数的拟合相关系数达到了0.89401；电导率与种子发芽指数的拟合相关系数达到了0.89338。水溶性重
金属总量与种子发芽指数的拟合相关系数达到了0.69079。影响种子发芽的因素顺序是水溶性总有机碳》电导率》水溶性重金属总量。
[0262]
(5)利用正交极差分析法，以种子发芽指数为评价指标，温度的影响强度弱高于时间因素，温度是污泥碳化的决定性因素，延长时间有利于碳化进程。最佳的碳化温度和时间分别是600℃和1.5h。
[0263]
(6)以种子发芽指数达到70％以上的碳化程度评价指标，则碳化1吨污水处理厂的干化污泥(含水率36.2％)需要的直接电力成本为86.3元以上。碳化温度达到700℃、处理1h较碳化温度达到600℃、处理1.5h的生产电力成本低30.3元/吨。高温度、短时间的碳化处理方式有利于成本最优化。结合碳化温度和时间的强弱因素，以种子发芽指数达到70％以上的评价指标，最佳碳化温度和时间分别是700℃和1h。
[0264]
(7)市政污泥在300℃进行碳化时，碳化污泥具有一定的臭味，并不适合直接使用。600℃和700℃时碳化1h，可直接进行适合于园林花卉的种子育苗。400℃、500℃和600℃碳化1h，污泥碳化并不完全、不充分，有机物的降解仍然需要后续在土壤中进行进一步的熟化分解，才能促进植物生长。
[0265]
(8)碳固定工艺流程可设为污泥干燥除水、污泥预加热、连续碳化炉和碳化污泥冷却炉，做到尽可能实现能量回收再利用，降低生产成本。在干燥、预加热、碳化、冷却环节，需要配套烟气处理系统，实现环保生产和达标排放。
[0266]
(9)不同的碳化参数形成碳化污泥的特性差异较大，需要对产品分层分级，一级产品适合于园林花卉的种子育苗，推荐的碳化参数为700℃、1h；二级产品适用于种植已有一定长势和株高的园林花卉，推荐的碳化参数为400℃、1h。
[0267]
以上对本发明的实施方式作了详细说明，但本发明不限于所描述的实施方式。对于本领域的技术人员而言，在不脱离本发明原理和精神的情况下，对这些实施方式进行多种变化、修改、替换和变型，仍落入本发明的保护范围内。