黃 鵬, 余司頎, 趙曉丹, 周 振

(1.華能(蘇州工業(yè)園區(qū))發(fā)電有限責(zé)任公司, 江蘇 太倉 215424; 2.上海電力大學(xué), 上海 200090)

隨著我國經(jīng)濟的快速發(fā)展和城市化進程的加快,城鎮(zhèn)污水廠不斷擴建,污水處理量和處理率大幅提高,污泥的產(chǎn)生量將持續(xù)增長。據(jù)相關(guān)數(shù)據(jù)顯示,2018年我國城鎮(zhèn)濕污泥產(chǎn)生量達(dá)4 646萬t,到2020年我國城鎮(zhèn)濕污泥產(chǎn)生量預(yù)計超過6 000萬t[1],因此污泥的處置問題日益突出。長期以來,衛(wèi)生填埋是我國主要的污泥處置方式,但因填埋場地和環(huán)境污染等問題,這種處置方式所占比重逐年減少。根據(jù)我國相關(guān)政策要求,污泥的減量化、穩(wěn)定化、無害化及資源化處理處置,已成為當(dāng)前環(huán)保領(lǐng)域中的研究熱點[2]。國家環(huán)境保護部發(fā)布的《污水廠污泥處理處置最佳可行技術(shù)導(dǎo)則》中指出,污泥土地利用和污泥焚燒是污泥處置最佳技術(shù),但是目前僅少數(shù)泥質(zhì)較好的城鎮(zhèn)污水處理廠污泥適合采用好氧發(fā)酵后再利用,大多數(shù)污泥只能用于焚燒。

近年來,污泥解熱技術(shù)的研究倍受關(guān)注,國內(nèi)外研究表明,污泥可通過低溫?zé)峤庵苽渚哂休^高熱值的生物炭,直接作為燃料使用;此外,因污泥富含氮、磷等營養(yǎng)元素被視為良好的土壤改良劑[3]。但是由于上述方法存在土壤污染和水體富營養(yǎng)化等風(fēng)險,在我國尚處于研究階段,并未廣泛應(yīng)用。因此,污泥焚燒將成為我國解決污泥問題的重要途徑。因為污泥經(jīng)熱處理后焚燒可以最大程度地實現(xiàn)污泥減量化和污泥有機能量(發(fā)電、供熱)回收,因此國家能源局在2017年提出污泥產(chǎn)生量大、以填埋處置為主的地區(qū),應(yīng)優(yōu)先選取燃煤機組耦合污泥發(fā)電技術(shù)。此外,焚燒后灰分中的磷和重金屬可通過化工工藝回收,殘留灰分可作為建筑材料利用,充分實現(xiàn)污泥資源化[4]。污泥焚燒前的預(yù)處理成為提高焚燒效率,減輕甚至避免對環(huán)境的二次污染的關(guān)鍵,因此面向焚燒的污泥熱處理技術(shù)是污泥和燃煤機組耦合污泥焚燒發(fā)電的重要技術(shù)支撐。

1 污泥處理/處置現(xiàn)狀

發(fā)達(dá)國家污水處理廠污泥處理/處置系統(tǒng)早已達(dá)到成熟水平,而我國污水處理廠污泥處置起步較晚,大部分污泥處理/處置設(shè)備到近代才有較大發(fā)展。目前全球主要處置方式為土地利用、填埋和焚燒,歐美國家以土地利用和焚燒為主要處置方式,日本50%以上的污泥采用焚燒,而我國污泥填埋占比最高,焚燒僅占5%。國內(nèi)外污泥處置方式占比如圖1所示[5]。

圖1 國內(nèi)外污泥處置方式占比

污泥最終處置方式對其含水率有明確規(guī)定。污泥脫水是污泥處理/處置的關(guān)鍵步驟,常見污泥脫水技術(shù)比較如表1所示。

表1 污泥脫水技術(shù)比較

國內(nèi)污水處理廠外運污泥一般只經(jīng)過簡單的濃縮和機械脫水處理。該方法雖然簡單高效,但由于其含水率在80%以上,不能滿足填埋、土地利用以及焚燒的要求。由于污泥顆粒分布及胞外聚合物(Extracellular Polymer Substames,EPS)含量分布是影響污泥脫水性能的關(guān)鍵因素,所以通過對污泥進行酸處理、氧化處理、冷凍凍融技術(shù)、添加調(diào)理劑等破壞細(xì)胞結(jié)構(gòu),使部分間隙水釋放,可以達(dá)到深度脫水的目的,使含水率符合填埋和土地利用標(biāo)準(zhǔn)。焚燒污泥要求含水率低于50%,必須通過熱處理技術(shù)(干化、碳化)使含水率達(dá)到焚燒標(biāo)準(zhǔn)。

污泥干化是利用加熱使污泥水分蒸發(fā)。傳統(tǒng)的污泥干化工藝依據(jù)介質(zhì)與物料的接觸方式分為直接加熱式、間接加熱式和“直接 -間接”聯(lián)合干化3種。目前國內(nèi)外主要的干化工藝有直接或間接加熱轉(zhuǎn)鼓式、間接圓盤式、流化床、薄層式和槳葉式等[6-7]。除傳統(tǒng)的干化技術(shù)外,新型節(jié)能干化技術(shù)的開發(fā)也得到了研究人員的廣泛關(guān)注。劉敏等人[8]設(shè)計了一種以熱水為熱媒的整體式太陽能干燥系統(tǒng),研究了剩余污泥和消化污泥全年的干燥特性,發(fā)現(xiàn)在同一干燥條件下,剩余污泥的平均擴散系數(shù)較高,且隨著干燥的進行,污泥的平均質(zhì)擴散系數(shù)不斷減少。劉念汝[9]采用微波加熱技術(shù)研究了污泥的微波薄層干化特性,并針對干化后的污泥,采用常規(guī)加熱和微波加熱的方式進行了熱解制可燃?xì)獾难芯?結(jié)果表明,高功率有利于提高熱解氣的產(chǎn)量和氣體中CO和H2含量。

2 污泥干化技術(shù)

2.1 污泥干化工藝應(yīng)用

隨著我國污水污泥處理量的急劇增大,污泥干化工藝在污水處理廠中的應(yīng)用也逐步增加。為了減少熱損失、確保工程安全以及避免二次污染等[10],應(yīng)根據(jù)各地實際情況(泥性、現(xiàn)有設(shè)施、自然條件等)選擇不同類型的干化設(shè)備或干化工藝、熱源、熱介質(zhì)。各干化工藝的性能參數(shù)如表2所示。

表2 干化工藝的性能參數(shù)

2005年,上海石洞口污水處理廠采用流化床干化技術(shù)處理脫水污泥,實際運行中污泥進料含水率為80%～83%,干化后污泥含水率降至5%[11]。綜合對比分析發(fā)現(xiàn):當(dāng)污泥含水率小于10%時,干化能耗高,總能量損失大,而且會導(dǎo)致干燥機磨損嚴(yán)重,影響焚燒爐和鍋爐設(shè)備的使用壽命;當(dāng)污泥含水率大于60%時,不僅污泥熱值較低無法自持燃燒,還會導(dǎo)致煙氣水分含量高,影響除塵器使用壽命;當(dāng)污泥含水率在30%～40%時,能量利用率較高,焚燒效率較好,更新干化參數(shù)后,系統(tǒng)運行的連續(xù)性、穩(wěn)定性得以保證。二期工程采用槳葉式干化工藝,當(dāng)污泥含水率控制在30%左右時,不僅能避免因高黏性引起干燥機和輸送機的故障,還能實現(xiàn)應(yīng)對污泥性狀波動時干化焚燒系統(tǒng)運行的操作性[12]。

2.2 影響污泥干化效率的因素

依據(jù)污泥干化速率曲線,污泥干化過程可分為升速區(qū)、恒速區(qū)、第一降速區(qū)和第二降速區(qū)。其中:恒速區(qū)主要去除自由水,第一降速區(qū)主要去除間隙水,第二降速區(qū)主要去除表面結(jié)合水及內(nèi)部結(jié)合水。含水率及其分布是影響污泥干化速率的主要因素。侯鳳云[13]研究了污泥在流化床干化過程中的干燥特性,提出了破碎邊界水分的概念,并給出了流化速度、污泥顆粒粒徑和溫度對破碎邊界水分的影響。隨著含水率的改變,污泥的黏滯性也隨之變化。污泥干化特性和黏滯特性研究表明,影響污泥干化效率的根本在于污泥自身的黏附性和黏結(jié)性[14]。當(dāng)污泥處于黏滯區(qū)時,其黏附在接觸表面,使得干化傳熱系數(shù)降低,導(dǎo)致干化效率下降。DENG W Y等人[15]對Nara型槳葉式干化機進行了研究,發(fā)現(xiàn)在黏滯區(qū)內(nèi),污泥大量黏附在干化機槳葉和夾套表面,槳葉幾乎沒有攪拌作用,干化機傳熱阻力顯著增大,導(dǎo)致干化速率快速下降。圓盤式、流化床污泥干化工藝中同樣存在類似情況[16],當(dāng)黏滯區(qū)污泥含水率降至55%時,干燥速率明顯降低。因此,降低污泥黏滯性是提高干化設(shè)備效率的有效方式。

常見降低污泥黏滯性的方法有干污泥返混和投加藥劑(如氧化鈣等)[17]。LEONARD A等人[18]研究了干化污泥返混對2種不同脫水污泥對流干燥特性的影響,結(jié)果表明,隨著干泥返混量的增加,污泥床膨脹程度增加,擴大了污泥干化的傳熱面積,有利于水分快速蒸發(fā),提高了干化速率。肖文平等人[19]試驗發(fā)現(xiàn),在回轉(zhuǎn)式污泥干化過程中,當(dāng)返混率達(dá)30%時,污泥干化速率明顯提高,干化時間減少;當(dāng)返混率增至50%時,干化30 min后污泥含水率可降至18%。采用氧化鈣對污泥進行預(yù)處理,可促進污泥的顆?；?增強污泥結(jié)構(gòu),減小污泥的黏滯性,大幅提高污泥的干化效率[20]。

此外,物料的溫濕度、干燥介質(zhì)的溫濕度、流動性能、接觸方式及干燥器結(jié)構(gòu)等都會影響干化速率。李博[21]對污泥高效干化的研究發(fā)現(xiàn),提高熱源溫度,不僅可以通過增加能量傳遞使得干化效率提高,還可以降低污泥黏附性和黏結(jié)性,提高攪拌效果。肖文平等人[19]考察了污泥粒徑、干燥介質(zhì)溫度和返混率對回轉(zhuǎn)式污泥干化速率的影響,發(fā)現(xiàn)在溫度一定的情況下,分散污泥和減小粒徑是提高干燥效率的最有效方法。毛夢梅等人[7]研究了薄層干化過程中原脫水污泥粒徑對干化速率的影響,發(fā)現(xiàn)由于污泥比表面積隨粒徑的減小而增大,比表面積越小,污泥內(nèi)部水分脫除所受阻力越大,干化速率越慢,因此加強干化過程中污泥的攪動,降低污泥團聚體的粒徑,可以有效提高干化效率。曹通等人[22]對槳葉式干化機性能的研究發(fā)現(xiàn),增大槳葉軸與進料機的頻率有利于提升干化速率。

2.3 污泥干化過程中污染物的釋放及控制

污泥干化過程中污泥組分的揮發(fā)、熱解和水分的蒸發(fā),不可避免地會導(dǎo)致各種有機、無機污染物釋放至干化尾氣以及冷凝液中[23-24]。大量研究表明,NH3,SO2,H2S,苯系物,PM10,PM2.5等都是污泥干化過程釋放的污染物[25-28]。田立勛[23]通過氣液相色譜儀對尾氣和冷凝液中的苯胺類化合物、硝基苯化合物進行了檢測,發(fā)現(xiàn)隨溫度的增加,兩類物質(zhì)的含量增加,若將干化溫度控制在150 ℃以下,則可以有效降低這兩類污染物的釋放。丁潔華、李斌斌等人[28-29]研究發(fā)現(xiàn),隨著干化溫度的升高和干化時間的增加,污染物的釋放量會大幅度增加,因此可以通過控制干化溫度來降低污染物的釋放。此外,WENG H等人[30]對于NH3和H2S的釋放進行了相關(guān)研究,發(fā)現(xiàn)除干化溫度以外,NH3的釋放量與污泥含水率也有一定關(guān)系。當(dāng)含水率在45%～80%范圍內(nèi),NH3的單位釋放量隨含水率的減小而明顯增高,當(dāng)含水率低于45%時,釋放量不再出現(xiàn)明顯變化。H2S的釋放量會隨著pH值的降低而顯著增加。采用兩段式低溫干燥技術(shù),通過堿性濕氣噴霧調(diào)節(jié)濕污泥pH值,污泥與低溫?zé)煔獬浞纸佑|,產(chǎn)生的H2S可通過系統(tǒng)回路經(jīng)高溫?zé)峤饣蛏锓纸馊コ?/p>

3 污泥碳化技術(shù)

污泥碳化就是通過給污泥加溫、加壓,使生化污泥中的細(xì)胞裂解,將其中的水分釋放出來,同時又保留了污泥中碳質(zhì)的過程。碳化工藝系統(tǒng)單元較少,設(shè)備布置方式靈活,固體碳化物質(zhì)含水率低于35%,碳化過程中微生物、寄生蟲卵、病原微生物等有機物被徹底降解,實現(xiàn)污泥的無害化和減量化。根據(jù)處理的溫度條件及加壓程度,污泥碳化可以分為低溫碳化、中溫碳化、高溫碳化以及水熱碳化。各碳化技術(shù)特點如表3所示。

表3 各碳化技術(shù)特點對比

在低溫碳化過程中,原始污泥中75%以上的水分不是被蒸發(fā)的,而是采用機械脫水方法被“壓”出的,因此其氣化能遠(yuǎn)小于中溫和高溫碳化。水熱碳化技術(shù)具有低能耗、高資源化利用率的特點,固體生成物(生物炭)炭含量高、孔結(jié)構(gòu)豐富、吸附能力強,可作為燃料直接燃燒,也可作為吸附材料使用。污泥水熱碳化的液體產(chǎn)物作為重要的副產(chǎn)物,是一種略有特殊氣味、可自由流動的黑褐色液體,但是以往研究大多將其視為廢水排放,從而對環(huán)境產(chǎn)生二次污染。因此,污泥碳化固體產(chǎn)物的穩(wěn)定性和燃料化有待進一步探索和開發(fā),液體產(chǎn)物的處置也需要進一步研究。

3.1 低溫碳化技術(shù)

低溫碳化技術(shù)的反應(yīng)條件是將污泥加壓至6～10 MPa、加熱至300 ℃以下,將污泥中的細(xì)胞裂解后經(jīng)機械脫水,使固體物質(zhì)含水率降至50%以下,強制風(fēng)干可使含水率進一步降低至30%以下,自然風(fēng)干(3～5日)含水率可達(dá)10%以下。目前,污泥低溫碳化技術(shù)因其固體碳化物產(chǎn)物的可再生性和穩(wěn)定性,成為國內(nèi)外主流的碳化技術(shù)?，F(xiàn)階段低溫碳化最典型的工藝路線有2種。

一種是日本低溫碳化工藝。其工藝路線如圖2所示,即先在干燥機中對污泥進行干燥,然后再進入碳化爐中進行處理。其產(chǎn)物的熱值可高于14.6 MJ/kg。該工藝保留了原始污泥中的絕大部分碳值。

圖2 日本低溫碳化污泥工藝路線

另一種以中國太原正陽環(huán)境為代表的低溫碳化工藝。其工藝路線如圖3所示。無需對污泥進行干燥預(yù)處理,首先將污泥調(diào)制在含水率為85%～87%,再輸送至封閉壓力小于10 MPa的碳化系統(tǒng)中[31],經(jīng)外來熱源加熱到一定溫度(一般小于250 ℃),得到固體生物質(zhì)和碳化液。

圖3 太原正陽低溫碳化工藝路線

碳化液具有高懸浮物、高有機物、高氨氮等特點。污泥碳化液水質(zhì)指標(biāo)如表4所示。為實現(xiàn)排放達(dá)標(biāo),可采用回流至污水廠,與生活污水混合處理。

表4 污泥碳化液水質(zhì)指標(biāo) 單位:mg/L

當(dāng)碳化液不具備回流條件時,需建立單獨的碳化液處理系統(tǒng),具體如圖4所示。在堿性條件(pH > 10.0)時,氨氮主要以NH3存在,當(dāng)氨氮含量較高時,一般采用吹脫法可以將其去除。吹脫法對高pH值、高堿度的深度脫水污泥水的氨氮去除具有很好的效果,并能同步降低污泥水的pH值,有助于其后續(xù)處理[32]?；瘜W(xué)需氧量(COD)、總氮(TN)和總磷(TP)主要以顆粒態(tài)和膠體態(tài)存在,可采用混凝沉淀去除。劉范嘉等人[33]研究了混凝沉淀的處理效果,發(fā)現(xiàn)該法對COD、五日生化需氧量(BOD5)和固體懸浮物濃度(SS)的去除率在90%以上,同時對TP,TN,NH3-N的去除率可分別達(dá)到80%以上,70%以上和50%～60%。

圖4 碳化液處理工藝流程

3.2 加壓熱水解碳化技術(shù)

加壓熱水解碳化技術(shù)是一種新型的低溫碳化技術(shù)。與普通低溫碳化不同,其將污泥稀釋至可流動狀態(tài),泥水比為1∶2,溫度為210～320 ℃,水解后污泥的含水率在50%以下,可直接作為低級燃料使用。該技術(shù)結(jié)合了低溫碳化和熱水解碳化技術(shù)的特點,在加壓低溫的條件下對污泥進行熱水解,水分通過機械壓濾脫除,不吸收汽化潛熱,通過加壓和低溫對污泥改性提高其脫水性能;且在低溫狀態(tài)下,當(dāng)系統(tǒng)壓力大于飽和蒸氣壓時,污泥中的水分不會蒸發(fā),而是以熱水解的方式與污泥中的固體物質(zhì)分離。華能太倉電廠燃煤耦合生物質(zhì)發(fā)電項目,采用加壓熱水解碳化技術(shù)實施污泥處理量達(dá)200 t/d。污泥加壓熱水解系統(tǒng)的工藝流程如圖5所示。

圖5 污泥加壓熱水解工藝流程

濕污泥首先進入調(diào)劑池,采用強力攪拌和加水2種方法降低其黏稠度,加水量一般在污泥總量的30%～100%。調(diào)制后的污泥加入適量阻垢劑,經(jīng)高壓泵加壓輸送至污水水解碳化裝置,碳化裝置內(nèi)含預(yù)熱器、加熱器及水解器。預(yù)熱器將溫度提至150～180 ℃,進一步降低污泥碳化所需的熱能。隨后污泥進入加熱器(220～250 ℃),此時,污泥中生物細(xì)胞裂解,為使裂解更徹底,已裂解的污泥從加熱器流入水解器(高溫、高壓)停留10～15 min,充分裂解的裂解液首先回流加熱原始污泥,再降溫降壓,脫水后送入燃煤機組。裂解液采用A/O-A/O MBR工藝處理,系統(tǒng)流程如圖6所示。

3.3 水熱碳化技術(shù)

污泥水熱碳化技術(shù)以含固率15%～20%的脫水污泥作為處理對象,在處理溫度150～200 ℃、壓力600～2 500 kPa的情況下對污泥進行處理。污泥裂解溫度屬于低溫,但污泥裂解壓力遠(yuǎn)低于低溫碳化。水熱碳化過程分為水解、脫水、脫羧、縮聚、芳構(gòu)化5個階段,固體產(chǎn)物為生物炭,具有含碳量高、孔結(jié)構(gòu)豐富、吸附能力強等特點[34]。

文獻(xiàn)[35]研究了消化污泥水熱碳化處理過程中磷酸鹽的轉(zhuǎn)化,在動力學(xué)基礎(chǔ)上指出處理過程中磷酸鹽和相應(yīng)陽離子的分布對相關(guān)因素影響,提出了從污水污泥中回收磷酸鹽的優(yōu)化方案。WANG R等人[36]對比了國內(nèi)高灰分的城市污泥在170～350 ℃范圍內(nèi)產(chǎn)生的水焦產(chǎn)品,提出在230 ℃條件下,污泥經(jīng)水熱碳化能夠轉(zhuǎn)化為具有較高熱值和良好脫水性能的水煤油,當(dāng)溫度超過290 ℃時,能夠完全清除污泥中的堿金屬和堿土金屬,并形成鈣長石。LEE J等人[37]提出皮革廢液經(jīng)水熱碳化處理生產(chǎn)出固體燃料的水焦炭具有低碳?xì)浠衔镆约暗土虻膬?yōu)勢,可用作未來的清潔燃料。WANG L等人[38]提出污泥的水熱碳化可以用作節(jié)能方案,將污泥轉(zhuǎn)化為高附值產(chǎn)品。該技術(shù)受溫度影響較大,因此通過可控的水熱過程從污水污泥中回收能源和資源,是水熱碳化的研究新方向。

4 污泥焚燒發(fā)電

4.1 污泥燃燒特性

依據(jù)《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處理/處置技術(shù)指南》,污泥經(jīng)干化含水率降至40%后入爐焚燒,假定干化機與焚燒爐的熱效率為85%,當(dāng)污泥的低位熱值達(dá)13.5 MJ/kg以上時,可單獨焚燒,無需添加輔助燃料,對于發(fā)熱量較低的污泥,可作為燃煤鍋爐的摻燒燃料。不同干化污泥和煤的工業(yè)、元素和發(fā)熱量分析結(jié)果如表5所示[39-44]。

表5 干化污泥和煤的工業(yè)、元素、發(fā)熱量分析

對于不同來源的污泥,低位發(fā)熱量存在較大差異,部分污泥干化后可單獨焚燒。但大部分污泥干燥基水分高于神木煤,低于煙煤。揮發(fā)分普遍高于3種典型煤質(zhì),而較高的灰分是導(dǎo)致干化污泥低發(fā)熱量的重要因素。因此,對于面向焚燒的污泥,其調(diào)理脫水過程中應(yīng)避免無機調(diào)理劑的使用,以減少污泥灰分。

4.2 焚燒發(fā)電

污泥與煤混合燃燒,可以在已有燃燒裝置(例如煤粉爐)和排放物凈化回收裝置上進行合理的改造來實現(xiàn),對降低污泥焚燒處理的成本、減少污染物排放具有重要意義[45]。目前燃煤電廠開展污泥摻燒時參考GB 24188—2009《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥泥質(zhì)》、GB/T 24602—2009《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置單獨焚燒用泥質(zhì)》中制定的入爐摻燒污泥的泥質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。此外,由于污泥中的硫和氮以有機物的形式存在,有機態(tài)在高溫下更易分解、揮發(fā),導(dǎo)致污泥中SO2和NOx的釋放溫度均低于煤,使得干態(tài)污泥比煤更容易燃燒。合理的熱處理方式可以保留其原泥干基熱值,將其作為輔助燃料與煤混合燃燒完全可行。

嘉興熱電協(xié)同污泥處置工程為國內(nèi)首個污泥干化與燃煤摻燒的污泥協(xié)同發(fā)電項目。其流程如圖7所示。

圖7 電廠煙氣余熱干化污泥協(xié)同發(fā)電技術(shù)

進入干化機的污泥經(jīng)干化處理后含水率為35%,與煤混合后送入流化床焚燒爐,蒸汽驅(qū)動50 MW背壓式汽輪機發(fā)電,煙氣則進入干化機。整個項目建成后總計新增年發(fā)電量約3億kWh,節(jié)約煤10萬t/a[46]。浙江紹興采用具有我國自主知識產(chǎn)權(quán)的“煤助燃循環(huán)流化床”技術(shù)興建了國內(nèi)首座污泥焚燒發(fā)電大型示范項目,處理污泥1 500 t以上,污泥處理成本為80元/t,年上網(wǎng)電力2.66×108kWh,供蒸汽150 t/h,可節(jié)約原煤450 t/d,相當(dāng)于每年節(jié)約原煤13.5萬t[47]。南京華潤熱電有限公司利用電廠蒸汽將含水率60%～80%的濕污泥間接干化至30%以下，與燃煤摻混后送入電廠鍋爐，2014年摻燒污泥23 132 t,2015年摻燒污泥30 658 t,2016年摻燒污泥42 569 t[47]。香港T-PARK項目采用先進的流化床焚燒技術(shù)，共4個焚燒爐一同作業(yè)。污泥經(jīng)過高溫焚燒后，剩余的底灰和殘渣只有原來的10%，從而大大減少了填埋區(qū)的負(fù)荷。污泥在焚燒過程中，能夠?qū)崮苻D(zhuǎn)化為電力，供給整個污泥廠運營的同時并入公共電網(wǎng)，供給4 000戶左右居民的使用。2018年10月，河北辛集污泥集中焚燒發(fā)電處置中心一期項目正式并網(wǎng)發(fā)電，成為全球兩大純污泥焚燒發(fā)電項目之一，日均消耗含水率60%污泥600 t，發(fā)電量14.4萬kWh。在氧化焚燒環(huán)節(jié)，項目采用“三T”控制技術(shù)，確保污泥燃燒充分、徹底，飛灰產(chǎn)生量小，煙氣在焚燒爐中停留時間為4～6 s，焚燒溫度為1 100 ℃以上，從源頭上有效控制二噁英的產(chǎn)生。

污泥碳化固體產(chǎn)物具有較高的熱值,可直接作為生物質(zhì)燃料,用于焚燒發(fā)電。與常規(guī)污泥干化技術(shù)相比,污泥低溫碳化系統(tǒng)的優(yōu)勢在于整個脫水過程不發(fā)生相變,無需提供汽化潛熱,同時以預(yù)熱器的形式,將熱水解液的熱量回收,因此能耗水平得以大幅度降低。此外,低溫碳化與加壓熱水解碳化技術(shù)處理污泥時不會產(chǎn)生粉塵,對大氣無污染。污泥低溫碳化與常規(guī)污泥干化技術(shù)的對比如表6所示。由表6可知,加壓熱水解碳化技術(shù)耗能遠(yuǎn)低于其他干化技術(shù),具有更好的節(jié)能效應(yīng)。

表6 污泥低溫碳化與常規(guī)污泥干化技術(shù)對比

太倉電廠燃煤耦合生物質(zhì)發(fā)電項目采用加壓熱水解碳化技術(shù)處理污泥,按照年處理80%含水率濕污泥6.6萬t計算,系統(tǒng)年消耗蒸汽1.98萬t,年消耗工藝水3.3萬t,年消耗電量330.264萬 kWh,項目凈收益為837.1萬元,污泥處理成本為130.3元/t(不含財務(wù)費用及折舊),含財務(wù)費用及折舊的噸污泥處理成本為185.0元/t。

5 結(jié) 語

將污泥轉(zhuǎn)化為可利用的能源,實現(xiàn)污泥最大程度的減量化、資源化,符合污泥處理/處置的原則。污泥焚燒發(fā)電作為我國今后污泥處置的重要方向,充分利用污泥中所含的生物質(zhì),與燃煤按照一定比例摻燒發(fā)電,為減輕甚至避免對環(huán)境產(chǎn)生二次污染提供了可行路線。干化污泥與燃煤摻燒發(fā)電在我國已有一些應(yīng)用,與干化技術(shù)相比,污泥低溫碳化技術(shù)具有低能耗、無大氣污染等特點。太倉電廠作為國內(nèi)首個燃煤電站污泥熱水解耦合發(fā)電項目,將污泥低溫碳化與現(xiàn)有燃煤機組有機結(jié)合起來,發(fā)揮燃煤機組進行改造后的環(huán)保設(shè)備優(yōu)勢,將干化后的污泥送入鍋爐進行徹底焚燒,既利用了煤粉鍋爐的高溫環(huán)保優(yōu)勢,實現(xiàn)了污泥的無害化徹底處置,又替代了一部分燃煤,減少了機組的二氧化碳排放,具有很好的社會效益和經(jīng)濟效益。