燃煤耦合垃圾焚燒技術中試試驗

張 睿,曹 竣,雷 領,曹宇飛

(1.淄博晨越寶山環?？萍加邢薰?山東 淄博 255100;2.南京理工大學 能源與動力工程學院,江蘇 南京 210094)

0 引 言

隨著城市化和工業化的高速發展,城市生活垃圾產量逐年增加[1],預計到2050年,全球垃圾產量將達到約350億t[2],垃圾焚燒仍有很大的發展空間。但傳統垃圾焚燒發電廠存在熱效率低、環保成本高、投資大等問題[3-5],大幅限制其發展。與此同時,全世界范圍內存在大量燃煤電廠,受減碳政策影響,這些燃煤機組長期無法滿負荷運行[6],面臨淘汰。針對垃圾焚燒需求增加和燃煤機組負荷空置這一矛盾現象,一些學者提出了燃煤耦合垃圾焚燒發電的技術路線,通過利用現有煤電機組協同處理垃圾,降低垃圾焚燒成本,提高垃圾焚燒規模,降低存量煤電煤耗,降低燃煤電廠碳排放[7-8]。

燃煤耦合垃圾焚燒發電技術可分為3類:直接耦合、間接耦合和平行耦合。直接耦合是將垃圾與煤直接摻混燃燒[9-12],其優點在于垃圾轉化率較高、耦合方式簡單及可能存在煤與垃圾間的正向協同效應[13];其缺點在于垃圾焚燒產生有害物質腐蝕鍋爐受熱面,飛灰和底渣PCDD/Fs毒性上升,導致危廢處理成本增加[11-12]。間接耦合是將垃圾在單獨的焚燒爐內焚燒,再將焚燒煙氣送入燃煤鍋爐內。其優點在于燃料適應性好、對飛灰和底渣影響較小[14]。平行耦合是將垃圾在單獨焚燒爐焚燒生產蒸汽,并將蒸汽送入原燃煤機組蒸汽循環中發電。優點在于垃圾替煤率較高、對燃煤鍋爐無影響,缺點在于垃圾焚燒爐仍需配置余熱鍋爐和煙氣凈化設備,投資較高,且熱效率低于其他2種耦合方式[15]。相比直接耦合和平行耦合,間接耦合優勢和市場吸引力更明顯。張勇等[16]搭建了30 t/d 燃煤鍋爐耦合垃圾發電中試試驗系統,將垃圾處理與燃煤電站相耦合,充分利用燃煤電站充足的熱量和能源,增加垃圾處理效果,實現垃圾高效減量處置。劉賀等[17]研究了在空氣氣氛下神華煤摻燒幾種典型固廢的結渣特性,研究發現少量摻燒固廢后,煤灰仍能保持疏松多孔的特性,鍋爐可平穩運行。史兵權等[18]采用數值模擬方法,對220 t/h四角切圓煤粉鍋爐進行煙氣側燃煤耦合垃圾模擬研究,結果表明耦合垃圾后會對爐膛內部溫度分布產生影響,爐膛出口截面處的溫度會隨垃圾替煤率的增加而升高。

但垃圾焚燒會產生大量二噁英類物質(PCDD/Fs)[19]。研究表明,PCDD/Fs是一種具有極強致癌性的化合物,對人類發育系統和免疫系統的損害極大,嚴重威脅人體健康[20]。此外,由于PCDD/Fs化學性質穩定,分解溫度較高,在自然條件下難以降解,會長期存在于環境中,對大氣、水體和土壤造成污染[21]。目前,為控制PCDD/Fs排放,主要采用入爐前控制、燃燒過程控制和燃燒后控制。在入爐前控制階段,可采用干燥、水熱碳化、低溫熱解等方法對垃圾進行預處理,或添加煤等物質來增加垃圾熱值。對于含水率高的城市生活垃圾可進行干燥,加速其碳化,提高熱值和燃燒效率,也可降低處理成本[22],還可在焚燒過程中噴入抑制劑[23-27]。MA等[28]發現S/CaO混合抑制劑的添加可分解PCDD/Fs或其前驅物,并減弱PCDD/Fs形成中的氯化過程,對六氯代和七氯代PCDD/Fs的抑制作用最為顯著。CHEN等[29]使用硫脲作為PCDD/Fs的抑制劑,并詳細研究抑制機理,發現在燃燒后區域,硫脲中的S元素和N元素抑制金屬催化劑,因此對從頭合成的抑制作用大于氯酚合成的抑制作用;燃燒后控制則主要采用活性炭噴射結合布袋除塵的組合脫除煙氣中的PCDD/Fs[30-31]。目前,垃圾焚燒發電廠通常采用煙氣急冷與活性炭噴射相結合的方法控制PCDD/Fs,即先將垃圾焚燒煙氣進行快速冷卻,跨過PCDD/Fs的de nova再合成溫度區間[32],然后向煙氣中噴入活性炭吸附殘余的PCDD/Fs。但該方法需消耗大量的冷卻水和價格昂貴的活性炭,還會產生大量的危廢活性炭,成本較高[33]。因此,尋找一種低成本、高效率的方法控制PCDD/Fs的排放是燃煤耦合垃圾焚燒發電技術的關鍵研究點。

垃圾與其他原料摻混焚燒是近年來提出的一種減排PCDD/Fs的方法。當混合不同類型的原料時,混合物中熱值和元素組成均會發生變化[34],通過調整合適的混合比例,可減少PCDD/Fs生成量。CONESA等[35-36]研究發現,使用高硫(S)含量的生活污泥作為抑制劑,可使PCDD/Fs排放量大幅下降,這主要是由于污泥中S元素或堿性物質含量較高,可與Cl元素反應生成硫酸鹽、堿金屬氯化物等化合物,降低了Cl參與二噁英合成的可能性,從而顯著抑制PCDD/Fs生成。而與市政污泥相比,赤泥作為電解鋁的產物,主要由CaO和SiO2組成[37]。此外,還含有Fe2O3和Al2O3,及少量MgO、Na2O和TiO2。因此將赤泥與垃圾摻混焚燒,可能更好抑制PCDD/Fs生成。

筆者將針對燃煤耦合垃圾焚燒發電技術開展中試研究,分析耦合垃圾焚燒對燃煤鍋爐運行特性及污染物排放特性的影響,探討摻混赤泥后抑制PCDD/Fs生成效果。研究成果將為燃煤耦合垃圾焚燒發電技術的深度開發和工程示范提供理論指導。

1 試 驗

1.1 試驗系統

在一臺100 kW燃煤耦合垃圾焚燒中試試驗臺上開展,系統如圖1所示。垃圾通過螺旋給料機送入電加熱回轉窯焚燒爐。當爐膛溫度超過設定溫度(700 ℃)后,電加熱模塊停止加熱。垃圾焚燒煙氣通過燃燒器區上部通入煤粉爐內。煤粉爐采用旋流燃燒器,一次風攜帶煤粉吹入煤粉爐內,二次風通過燃燒器也送入煤粉爐內。煤粉爐尾部設有空氣預熱器,用于加熱二次風。煤粉爐爐膛各處和風煙管路上設有熱電偶,以檢測系統內各處溫度。煙氣取樣點設置于回轉窯和煤粉爐煙氣出口處。SO2和NOx采用煙氣分析儀測取(350,Testo,Germany),PCDD/Fs由第三方檢測機構采用國標測取,并轉換為體積分數11% O2標準下的數值。

圖1 中試臺示意

1.2 試驗樣品

試驗采用河北某地煙煤,垃圾根據典型城市生活垃圾成分配制,按照廚余∶木質∶塑料∶紙張=5∶2∶2∶1。赤泥購自河南恒源新材料有限公司。試驗前將煤炭破碎篩分至0.1～0.2 mm。煤、垃圾和赤泥的工業、元素和熱值分析結果見表1。

表1 煤、垃圾和赤泥的工業、元素和熱值分析

1.3 試驗工況

試驗共有3個工況,煤粉爐過量空氣系數為1.4,回轉窯過量空氣系數為1.5。垃圾替煤率以熱值計,由于替煤率較高時,會對煤粉燃燒產生一定影響,使整個系統發電效率較差,同時NO排放增多。替煤率較低時,對垃圾處理規模較小,難以實現垃圾規?；幚韀18,38],因此在試驗中垃圾替煤率設為10%。選用赤泥作為二噁英抑制劑,由于生活垃圾中含有纖維素成分的木屑、報紙等物質會對垃圾中的塑料成分燃燒起促進作用[39-40],進而可能促進二噁英生成。綜合考慮赤泥的熱值后,選擇生活垃圾中直接按質量20%摻混赤泥。試驗工況見表2。

表2 試驗工況

2 結果與討論

2.1 燃燒特性

對中試試驗系統不同溫度檢測點處的溫度進行實時監控,典型溫度曲線如圖2所示。試驗持續約12 h?？芍紵覅^溫度(101)最高,在全煤粉工況下可達1 433.18 ℃,回轉窯在投入垃圾焚燒后溫度升至約800 ℃,預熱空氣溫度(110)超過200 ℃,最高可達289.65 ℃。由圖2還可知在耦合10%的垃圾后,煤粉爐燃燒室和爐膛下區域溫度(102)略下降,經過短時間工況穩定后,燃燒室區域爐膛中心溫度平均值下降26.59 ℃,爐膛下區域中心的平均溫度下降16.04 ℃,這是由于煤粉主要燃燒區域是燃燒室和爐膛下區域,當爐膛熱負荷降低,煤粉通入量減小,放熱量減少,溫度降低,同時垃圾焚燒煙氣溫度低于煤粉燃燒煙氣溫度,煙氣混合后會降低煤粉燃燒煙氣溫度,因此爐膛測量溫度略下降。爐膛上區域(103、104、106測溫點)溫度略上升,平均溫度升高33.33 ℃?？傮w來看,在耦合垃圾焚燒后,整個煤粉爐爐膛溫度分布更加均勻。

圖2 試驗系統監測點溫度變化

2.2 SO2和NOx污染物排放特性

不同工況下回轉窯和煤粉爐煙氣中SO2濃度如圖3所示。在全煤粉工況時煤粉爐排煙中SO2質量濃度達1 066 mg/m3,垃圾替代10%的煤粉后,SO2在煤粉爐排煙中濃度降至931 mg/m3。而回轉窯尾部煙氣中SO2質量濃度為131 mg/m3,遠小于煤粉爐煙道中SO2濃度,這是由于垃圾S元素含量小于煙煤中。垃圾焚燒煙氣通入煤粉爐中會對耦合垃圾工況下煤粉爐內的SO2有一定稀釋作用,導致煤粉爐出口煙氣中SO2濃度降低。但從圖3中還可以看出,垃圾中摻混赤泥后,回轉窯尾部煙氣中SO2質量濃度升高至667 mg/m3,摻混后的垃圾焚燒煙氣通入煤粉爐中使煤粉爐尾部煙氣降至796 mg/m3,說明摻混赤泥會促進垃圾焚燒階段SO2生成,但焚燒煙氣中的某些成分會抑制煤粉燃燒SO2的生成。

圖3 不同工況下煙氣中SO2質量濃度

圖4為不同工況下煙氣出口處NOx質量濃度,可知在全煤工況下煤粉爐出口處的NOx質量濃度為137 mg/m3,耦合10%的垃圾后,NOx在煤粉爐出口煙氣中的質量濃度降至106 mg/m3,而此時回轉窯出口煙氣中NOx質量濃度為208 mg/m3,高于全煤工況中煤粉爐中NOx濃度,這是由于垃圾中N含量較高,燃料型NOx的生成量增加。但垃圾焚燒煙氣通入煤粉爐后反而降低了煤粉爐中的NOx質量濃度,說明垃圾焚燒煙氣中某些成分也會降低煤粉燃燒過程中NOx生成。在摻混20%赤泥后,垃圾焚燒煙氣中NOx質量濃度升至309 mg/m3,同時煤粉爐煙氣中NOx質量濃度升至130 mg/m3。

圖4 不同工況下煙氣中NOx質量濃度

2.3 二噁英排放特性

不同工況下回轉窯和煤粉爐排煙中PCDD/Fs當量濃度如圖5所示。在全煤工況下,煤粉爐尾部的煙氣中PCDD/Fs質量濃度為0.1 ng/m3,耦合摻燒10%垃圾后,回轉窯尾部煙氣質量濃度為3.88 ng/m3,但經煤粉爐高溫熱分解,PCDD/Fs質量濃度降至0.17 ng/m3,分解率為95.62%。但此時煤粉爐煙氣中PCDD/Fs質量濃度仍超過GB 18485—2014《生活垃圾焚燒污染控制標準》中規定的PCDD/Fs濃度排放限值0.1 ng/m3。

圖5 不同工況下煙氣中二噁英的毒性當量濃度

為進一步降低煙氣中PCDD/Fs濃度,在垃圾中摻混質量分數20%赤泥。摻混后,回轉窯排煙中PCDD/Fs質量濃度降至1.24 ng/m3,下降68.04%,而煤粉爐煙氣中PCDD/Fs質量濃度降至0.003 4 ng/m3,相比不摻混赤泥工況下降98%。摻混赤泥后煤粉爐排煙中PCDD/Fs質量濃度遠低于0.1 ng/m3,還符合DB31/1291—2021《燃煤耦合污泥電廠大氣污染物排放標準》中規定的0.02 ng/m3的排放限值。

3 結 論

1)煤粉爐在耦合10%的垃圾后,爐膛溫度分布更均勻,燃燒室和爐膛下區域溫度下降約30 ℃,而爐膛上區域溫度升高約35 ℃。

2)耦合垃圾焚燒對煤粉爐中的SO2和NOx生成存在部分抑制作用,但機理尚不明確。

3)耦合垃圾后,煤粉爐高溫可有效熱分解垃圾焚燒產生的PCDD/Fs,但煤粉爐煙氣中PCDD/Fs排放濃度仍未達到國家標準;采用在垃圾中摻燒20%赤泥的方法,可顯著降低垃圾焚燒產生的PCDD/Fs,摻燒后煤粉爐煙氣中PCDD/Fs排放濃度降至0.003 4 ng/m3,滿足現有燃煤耦合污泥焚燒的排放標準。