污泥摻燒耦合發電探討

周彥 唐麗莎 汪鵬歸 王晶 呂新樂

【摘 要】隨著社會城鎮化進程的加快和人口的快速增長，全國各個城市的污泥存量和增量急劇增加，城市居民的生存環境承受的環保壓力與日俱增，城鎮污泥務必得到合適的處置。污泥處置的基本原則是穩定化、減量化、無害化及資源化。其中，無害化處理為基本要求，減量化處理為基礎，穩定化處理為核心，資源化利用為終極目標?；痣姍C組污泥摻燒耦合發電作為一種有效的污泥處理手段，具有處理能力強、適應性好的優點而受到了社會的普遍關注。文章闡述了污泥用于火力發電的環保性和經濟性，重點分析了圓盤式蒸汽污泥半干化工藝、熱泵低溫干化工藝、煙氣干化工藝及污泥常溫低速空氣干化工藝的優點和缺點，解析了污泥摻燒耦合發電對鍋爐運行和污染物排放量的影響，并提出在污泥摻燒產業發展過程中要加強防臭除臭技術研發的建議。

【關鍵詞】污泥;干化;摻燒;鍋爐

【中圖分類號】X703;TM621【文獻標識碼】A 【文章編號】1674-0688（2022）02-0111-03

通常，污水處理廠處理1萬t生活污水可產生含水率為80%的污泥5～8 t，2014—2020年中國污泥產生量維持在7 000萬t以上;2020年中國污泥脫水處理量為3 648.8萬t，干污泥產生量達到1 459.5萬t[1]。根據《“十三五”全國城鎮污水處理及再生利用設施建設規劃》的要求，截至2020年市級及以上地區的污泥無害化處理率必須達到90%，其他城市為75%，縣級地區爭取達到60%，重點城鎮5年內需提高5%。中國污泥處置行業數據顯示，目前我國污泥處理方式主要有填埋、堆肥、自然干化、焚燒，在這4種處理方法中，填埋占比為66%，焚燒僅為6%左右。污泥填埋會對土壤和地下水源形成污染，而隨著國家環保政策力度的加強，污泥填埋比例會逐步下降。

1 污泥摻燒可行性

污泥摻燒處理方式在環保、熱量和經濟收益方面均有一定的優勢。污泥焚燒是降解有機物，實現污泥穩定化、減量化的一種有效方法，它能破壞污泥中含有的有機質，殺死病原體，并最大限度地降低污泥體積和質量，對環境友好。各類污泥的干基熱值均大于6 000 kJ/kg，干污泥具有很好的可焚燒性，能夠獲得大量熱量滿足燃燒要求。各地針對污泥處置費的補貼標準有所不同，各個城市的污泥焚燒成本也有所差別，上海需要160元，江蘇需要200元[2];此外，若考慮污泥折摻燒所獲的電價補償，還會產生一部分額外的收益。

城鎮污泥通常分為濕污泥和干污泥，處理污泥時務必根據污泥的不同特性選擇對應的處理方式。對于循環流化床鍋爐和爐排爐，濕污泥可以直接摻入爐膛燃燒。污泥的成分復雜、含水量高，流化床焚燒技術能高效處理污泥，目前在我國的應用范圍較廣。對于煤粉爐，濕污泥進入爐膛需要通過噴槍霧化后再噴入，要將含水量為80%的污泥混合大量的水稀釋成泥漿，這就需要向爐內噴入大量的水，對鍋爐燃燒和受熱面換熱的影響很大。污泥干化后摻燒是目前普遍采用的處理方法，是將濕污泥先放入干燥車間進行干化，然后與原煤以一定比例摻混后送入鍋爐燃燒，此工藝已在不少電廠中得到應用[3]。

2 污泥干化工藝

污泥干化是將污泥通過加熱蒸發其中水分達到降低污泥含水率的過程。污泥中水分的去除需要經過蒸發和擴散過程。污泥干化可分為熱對流式（直接傳熱式）、熱傳導式（間接傳熱式）、直接-間接聯合加熱式3種類型。

2.1 污泥干化分級

濕區：含水率為60%以上，污泥能自由流動，基本無臭味;黏滯區：含水率為40%～60%，具有黏性，不能自由流動，臭味較大。黏滯區干化機傳熱系數降低會導致感化效率急劇下降，污泥黏性產生的黏滯力還會約束干化裝置的轉動，從而增大能耗和設備故障率;粒狀區：污泥呈粒狀，容易和其他物質摻混。

2.2 煤粉爐摻燒污泥干化要求

污泥的揮發分很高，生活污泥的干燥無灰基揮發分一般在85%以上，在干燥環境下容易自燃，因此干污泥的水分不能過低，同時要考慮干化污泥的成粒特性，污泥水分也不宜過高。脫水污泥通常要先采取焚燒處理以降低含水率和提高污泥熱值。干化后污泥的體積會大幅縮小，形狀趨于顆粒狀，這種形態對下一步的摻燒工序更為有利。根據相關研究和工程應用情況總結得出，煤粉爐摻燒的干污泥水分一般控制在30%左右為宜。

2.3 污泥干化方式

污泥干化是實現污泥無害化、減量化、資源化處理的重要步驟，但污泥干化會消耗大量的能源，在污泥處理過程中是耗能最大的環節。因此，不同的污泥干化方式的選擇將直接影響污泥的處置成本[4]。

2.3.1 圓盤式蒸汽污泥半干化工藝

圓盤式污泥干化流程：來料濕污泥通過螺桿輸送泵打至圓盤干燥機的進料口;低壓蒸汽從圓盤干燥機的蒸汽入口進入，與污泥通過圓盤組間接傳輸熱量進行換熱;污泥從干燥機外殼和圓盤之間流通，接收來自蒸汽傳遞的熱能蒸發濕污泥中的水分;從濕污泥蒸發的水蒸氣集聚在設備頂部后通過引風機從設備蒸汽出口排出，以此維持干燥機的微負壓狀態;尾氣通過旋風除塵器去除粉塵后，進入間接式水冷換熱器冷凝，冷凝后的污水排入污水管網。廢氣經過除臭處理后，半干污泥通過螺旋輸送機落料至皮帶輸送機，經過煤粉廊道運至電站鍋爐進行摻燒。圓盤式干燥器污泥半干化工藝流程如圖1所示。濕污泥半干化運行成本來自蒸汽、工業水、自來水、電費，不同地區的運行成本稍有區別，大約200元/t，成本遠低于全干化處置成本。半干化后的污泥低位發熱量通常為4 180～5 016 kJ，能夠作為火力發電機組的輔助燃料[5]。

2.3.2 熱泵低溫干化工藝

傳統污泥對流干燥工藝效率偏低，能耗較高。熱泵低溫干化以太陽能、低品位能為熱源，節能效果顯著，低溫狀態能有效避免有害氣體釋放和有機物大量揮發，從而不需要復雜的尾氣處理系統，技術處理溫度低，降低了污泥干化的點火能量，整個處理過程安全、爆炸風險率低。

熱泵低溫干化系統由熱泵系統和干燥系統構成。熱泵系統中，制冷工質在蒸發器內吸收污泥干化過程中排出廢氣的熱量后由液體轉化為蒸汽，在壓縮機中加壓后進入冷凝器，制冷工作冷凝液化后釋放出熱量可以加熱蒸發器中已經降溫去濕的低溫干空氣，當低溫干空氣達到工藝要求的溫度后，進入干燥室，制冷工質液化后通過膨脹閥返回蒸發器[6]。

熱泵低溫干化運行成本來自電能消耗，單位能耗除濕量能達到2～3 kg/kW·h，節能效果顯著。但是，熱泵在實際運行時蒸發溫度與冷凝溫度會發生同步變化進而導致干燥效率下降。低溫污泥干化工藝流程如圖2所示。

2.3.3 煙氣干化工藝

常見的煙氣干化流程如下：濕污泥運至污泥接收倉通過污泥泵打入轉子干化器，鍋爐空預器前煙道通過干燥風機引入轉子干化器直接與熱煙氣進行接觸換熱，在干化器內實現加熱和干化落入干污泥儲存艙，換熱后的煙氣一路經過旋風除塵器、布袋除塵器經引風機進入噴淋塔處理后從煙筒排放，或再次進入鍋爐進行一次換熱循環。若利用火力發電廠煙氣余熱進行污泥干化，可減少對大氣的污染，并使熱能利用率提高5%～10%[7]。

現有燃煤機組中，煙氣部分余熱通?？梢杂糜诩訜峄責嵯到y的凝結水，煙氣余熱污泥干化還可結合該系統進行系統設置。該系統工作介質采用軟化水，閉式循環?？疹A器出口和除塵器入口布置煙氣換熱器，軟化水在煙氣換熱器中與煙氣換熱后經閉式水泵進入帶式污泥干化器后與干化器中的循環空氣進行換熱，冷卻后的軟化水再次進入煙氣換熱器。煙氣余熱與凝結水耦合發電時機組發電標煤耗可以降低約1.5 g/kW·h，但污泥干化運行期間，余熱利用方式的改變，會導致發電標煤耗略有增加。

2.3.4 常溫干化工藝

污泥干化中能耗占整個系統運行能耗的80%以上，常溫干化能大幅降低能耗和減少尾氣排放，對設備整體要求低，運行管理也較為簡單。污泥常溫低速空氣干化技術是根據空氣動力學原理，通過空氣和污泥之間的水分濕度和溫度的不平衡，利用干熱空氣帶走污泥中的水分達到污泥干化。整個處理過程不需要添加化學藥劑，不使用外部熱源。濕污泥在攪拌混合器中攪拌均勻后送入機械壓濾裝置。污泥餅送入破碎機中進行破碎形成污泥粉末后通過撒粉機平鋪在帶網眼的隔板堆疊成多層。鼓風機引入常溫空氣在堆疊干化室中對污泥粉進行風干后送入翻拋干化室進行翻拋風干，完成此工序后從干化槽中通過刮板刮出，再通過引風機引入濕空氣在干化空氣凈化裝置中進行凈化處理。污泥常溫低速空氣干化工藝運行成本中，能耗成本為40 kW·h/t，人工成本為50～60元/t[8]。

3 污泥摻燒的影響

3.1 對鍋爐的影響

污泥摻燒比例增加后，燃煤熱值會降低，收到基碳含量減少，灰分增大。整體來看，當摻燒比例比超過10%時，污泥摻混對燃煤元素成分的影響不大，燃煤中混入污泥生成低熔點物質從而降低了燃料的灰熔點。若考慮需要抽煙氣進行污泥干化，在滿足鍋爐輸入熱量要求時，需要投入更多燃煤。污泥摻混量在10%以內時，鍋爐實際濕煙氣量變化比例在2%以內，飛灰質量分數增大0.3%級別。煙氣理論燃燒溫度與燃料熱值、空氣溫度、過量空氣系數、燃燒產物特性等相關。在給定空氣量、給煤量，充分考慮機械不完全燃燒損失的情況下，由于污泥摻混爐內水分增加，水蒸氣在爐膛中吸熱，爐膛燃燒所達到的最高溫度相比峰值降低7 K左右，省煤器出口煙氣溫度和排煙溫度因鍋爐爐內對流輻射換熱變化而逐漸增高，基本不會對燃燒造成影響。鍋爐效率針對排煙溫度和氧量進行工況測試，摻混比例為6%相比摻混比例為3%時，鍋爐效率降低0.11%級別，相比不摻混污泥效率分別降低0.35%和0.24%級別。從總體來看，污泥摻混對過濾效率影響較小，固體不完全燃燒損失和灰渣炸物理熱損失都較小[9]。

3.2 對污染物排放的影響

分析污染物的排放情況，要以污泥的成分分析為基礎，其中NOx、SO2可以根據混合燃料的元素成分進行分析，粉塵、二噁英、重金屬等要結合污泥的特性進行分析。

污泥成分中既有有機硫也有無機硫，SO2的形成與燃燒溫度、含硫量、過量空氣系數、污泥含水率等均有關系。污泥含水率會減少鍋爐煙氣中SO2的排放。污泥摻燒過程中NOx的生成機理與燃煤相同，污泥中N的含量通常在7%左右，并且是以氨的化合物形式構成，所以污泥摻燒中的NOx排放量會略有增大。當控制污泥摻混比例在5%以內時，NOx的濃度增加值通常不高于30 mg/Nm3。污泥中含有一定的重金屬，經過焚燒后，有害金屬汞、鉛、鎘等主要富集在底渣和飛灰中。這些金屬化合物混入煙氣會沉積在煙道管壁內表面影響換熱，并且會加速設備腐蝕，但其濃度通常低于國家標準限制。二噁英通常指具有相似結構和理化特性的一組多氯取代的平面芳烴類化合物，屬氯代含氧三環芳烴類化合物，具有熱穩定性。由于爐膛溫度高于850 ℃，能夠有效分解生成的二噁英，但是沿著鍋爐煙氣流程至省煤器后煙溫小于400 ℃，因此對二噁英的生成不能保證，可能會有部分二噁英生成。此外，污泥干化和儲運過程中會產生臭味和大量粉塵。污泥卸料裝置、儲存倉、上料電都是污泥臭氣主要散發點，這幾處可通過氣體收集整體除臭和通風設備改善[10]。

4 結論和建議

從國家及地方的政策引導來看，火力發電污泥摻燒存在著較大的市場前景，不僅對污泥減量化能做出貢獻，也能實現一定的污泥資源化。電廠污泥摻燒耦合發電需要先對原始濕污泥進行必要的干化處理，本文介紹了幾種干化工藝，具體方式需要結合電廠的實際條件確定，例如綜合考慮固定投資、運行成本、環境影響等。目前，市場上已經投運的污泥摻燒項目中，對污泥的臭味沒有充分考慮，若要加碼推進污泥摻燒，需要對除臭問題予以重點關注。

參 考 文 獻

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[5]周欣，王琦，劉淑玲，等.圓盤式蒸汽半干化污泥系統技術探討[J].環境衛生工程，2013（5）：19-21.

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