李帥英，周虹光，嚴萬軍，牛國平，白 鵬，張朋飛，張 偉，張國富，唐如意，秦昶順

（西安西熱鍋爐環(huán)保工程有限公司，陜西 西安 710054）

隨著我國城鎮(zhèn)化進程快速推進及“無廢城市”建設(shè)等政策落地，城市污水處置作為水環(huán)境治理最重要的組成部分，規(guī)模不斷擴大。根據(jù)國家統(tǒng)計局數(shù)據(jù)[1]（圖1），我國近15年城市污水年處置能力逐年呈增加趨勢，年平均增長率約5.47%，截止2020年，年處置能力達745億m3。一般情況下，每萬立方米污水經(jīng)處理后可產(chǎn)生80%含水率的污泥5～10 t。因此，污泥產(chǎn)量將隨著污水處置量的增大而增大。

圖1 污水處置能力變化情況Fig.1 Changes of sewage disposal capacity

目前，發(fā)達國家污泥處置方式差異較大[2-7]。歐盟15國中除了荷蘭大量采用焚燒處置以外，其它國家多種污泥處置方式并存。荷蘭、比利時和德國焚燒處置占比超過50%，希臘焚燒技術(shù)發(fā)展迅速，占比超過33%；英國、西班牙和法國以農(nóng)業(yè)利用為主，其中英國和西班牙的占比超過50%。整體來看，歐洲地區(qū)污泥農(nóng)業(yè)利用比例26%，焚燒比例41.3%，填埋比例明顯下滑至9.3%。美國常用的污泥處置有土地利用、填埋和焚燒3種方式，其中土地利用占比約50%；日本受土地限制，以焚燒為主，占比高達49%?？梢姡蟛糠职l(fā)達國家污泥處置以農(nóng)業(yè)利用及焚燒為主。

我國污泥處置包括土地利用、填埋、焚燒以及建材利用等不同的方式[8-13]。劉瑩[14]研究指出目前我國污泥主要處理方式中填埋占65%，堆肥占15%，自然干化占6%，焚燒占3%。安葉等[15]研究指出根據(jù)2017年我國污泥處置項目統(tǒng)計，其中采用土地利用占48.5%，焚燒占32.7%，衛(wèi)生填埋占15.54%，建材利用占1.91%，其它方式占1.27%。薛重華等[16]根據(jù)住房和城鄉(xiāng)建設(shè)部“城鎮(zhèn)水務(wù)管理信息系統(tǒng)”統(tǒng)計，我國2018年上半年產(chǎn)生的1 800萬t市政污泥（含水率80%）中土地利用占26.5%，焚燒利用占25%，衛(wèi)生填埋占24.1%，建材利用占14.4%，其它方式綜合處理占9.3%。由于學(xué)者們統(tǒng)計數(shù)據(jù)的口徑及時間不同，造成統(tǒng)計結(jié)果存在一定差異，但不難看出，目前我國污泥處置仍然以填埋和土地利用為主，容易造成“二次污染”。2020年住建部及發(fā)改委發(fā)布的《城鎮(zhèn)生活污水處理設(shè)施補短板強弱項實施方案》明確提出，城市污泥無害化處置率和資源化利用率需進一步提高?！丁笆奈濉背擎?zhèn)污水處理及資源化利用發(fā)展規(guī)劃》提出，破解污泥處置難點，實現(xiàn)無害化推進資源化?？梢姡勰嗟臒o害化及資源化是我國污泥處置未來發(fā)展的趨勢。

燃煤耦合污泥發(fā)電作為污泥焚燒處置的一種新途徑[17-19]，充分挖掘了已有火電基礎(chǔ)設(shè)施，有效節(jié)約社會資本及土地資源，備受國家及行業(yè)高度關(guān)注。國家能源局、環(huán)境保護部聯(lián)合下發(fā)的《關(guān)于開展燃煤耦合生物質(zhì)發(fā)電技改試點工作的通知》指出，優(yōu)先選取熱電聯(lián)產(chǎn)煤電機組布局燃煤耦合垃圾及污泥發(fā)電技改試點項目?！?019—2020年全國碳排放權(quán)交易配額總量設(shè)定與分配實施方案（發(fā)電行業(yè)）》指出，完整履約年度內(nèi)，摻燒生物質(zhì)（含垃圾、污泥等）熱量年均占比超過10%且不高于50%的化石燃料機組暫不納入配額管理。

1 污泥耦合發(fā)電工藝

1.1 直摻工藝

直摻工藝是將污水廠產(chǎn)生的含水率為60%～80%的污泥持續(xù)添加在輸煤皮帶的原煤層上，依次經(jīng)過輸煤系統(tǒng)、制粉系統(tǒng)及燃燒器后進入鍋爐爐膛焚燒處置（圖2）。該技術(shù)路線工藝簡單，投資費用小，但由于污泥混合不均勻等因素影響，容易造成原煤倉和給煤機堵塞問題，污泥摻燒量較小。

圖2 直摻工藝Fig.2 The direct doping process

1.2 “脫水+摻燒”工藝

“脫水+摻燒”工藝是燃煤電廠首先對污水廠產(chǎn)生的污泥進行干化[20-25]，使其含水率降至40%以下；然后通過電廠輸煤系統(tǒng)或制粉系統(tǒng)進行摻燒，提高了污泥利用綜合價值，避免了系統(tǒng)堵塞等問題，系統(tǒng)安全性高，污泥摻燒量大（圖3）。但該系統(tǒng)較復(fù)雜，污泥干化過程會產(chǎn)生臭味及有機臭水，需配套有機臭水處理系統(tǒng)，占地大、投資大。

圖3 “脫水+摻燒”工藝Fig.3 The “dehydration+mixed burning” process

1.3 煙氣直接干化工藝

煙氣直接干化工藝是利用鍋爐中低溫?zé)煔庠诟苫O(shè)備中以直接接觸的方式對污泥進行干燥，將污泥含水率降至30%左右；干化后的污泥經(jīng)中間儲倉及給料系統(tǒng)至鍋爐輸煤皮帶或制粉系統(tǒng)進行摻燒，干化設(shè)備出口含有機氣體的煙氣送至鍋爐尾部除塵器入口進行排放。該系統(tǒng)相對簡單，投資較少，但干化過程有臭味產(chǎn)生，且有機氣體對尾部環(huán)保設(shè)施存在二次污染或運行風(fēng)險，如脫硫塔漿液“起泡現(xiàn)象”（圖4）。

圖4 煙氣直接干化工藝Fig.4 The flue gas direct drying process

1.4 城市廢棄物前置干燥炭化工藝

城市廢棄物前置干燥炭化工藝是利用煤粉鍋爐高溫?zé)煔庾鳛槎栊约訜峤橘|(zhì)，在一體化處理機內(nèi)部對城市廢棄物進行干燥、炭化、粉碎及輸送的一體化處置，一體化處理機出口全組分產(chǎn)物經(jīng)密閉管道直接輸送至爐膛進行焚燒（圖5）。該系統(tǒng)簡捷、占地小、投資少，單套設(shè)備處置量大，處置過程無臭氣及有機臭水，能適應(yīng)污泥、生物質(zhì)、垃圾及廢水等各類廢棄物資源化及無害化處置。

圖5 城市廢棄物前置干燥炭化工藝Fig.5 The pre-drying carbonization process of municipal waste

2 污泥耦合發(fā)電工藝選擇

表1綜合對比了污泥耦合發(fā)電工藝。為了更好地滿足火電廠對城市廢棄物耦合發(fā)電方面的綠色發(fā)展需求，某電廠超臨界變壓直流爐采用城市廢棄物前置干燥炭化技術(shù)路線，污泥處置過程無有機臭水及臭氣，且對其它城市廢棄物具有處置能力，處置對象適應(yīng)性強。

表1 不同污泥耦合發(fā)電工藝對比Tab.1 Comparison of different sludge coupling power generation processes

3 工程技術(shù)方案

3.1 鍋爐概況

國內(nèi)某電廠超臨界變壓直流爐（HG-1163/25.4-PM1），采用∏型布置、單爐膛、一次中間再熱、平衡通風(fēng)、露天布置、固態(tài)排渣、全鋼構(gòu)架、全懸吊結(jié)構(gòu)，燃燒系統(tǒng)采用低NOx旋流式煤粉燃燒器，前后墻對沖燃燒方式。鍋爐主要設(shè)計參數(shù)見表2。

表2 鍋爐主要設(shè)計參數(shù)Tab.2 Main design parameters of the boiler

鍋爐尾部配套了完善的污染物脫除系統(tǒng)，使大氣污染物排放指標(biāo)達到超低排放水平。其中，氮氧化物采用低NOx旋流燃燒器技術(shù)及選擇性催化還原法（SCR）脫硝技術(shù)，可實現(xiàn)NOx排放質(zhì)量濃度小于48 mg/m3，氨逃逸量小于2.28 mg/m3；SO2采用高效濕法脫硫技術(shù)，可實現(xiàn)SO2排放質(zhì)量濃度小于35 mg/m3；煙塵采用低低溫電除塵器技術(shù)及煙道除霧器技術(shù)，可實現(xiàn)煙塵排放質(zhì)量濃度小于5 mg/m3。

3.2 技術(shù)方案

本項目規(guī)劃分兩期建設(shè)，一期項目80%含水率污泥處置能力為1×250 t/d，采用“兩爐一機”配置方式；二期項目提升污泥處置能力至2×250 t/d；一期項目統(tǒng)一設(shè)計，預(yù)留二期項目設(shè)備布置空間。依據(jù)《煤的工業(yè)分析方法》（GB/T 212—2008）及《燃料元素的快速分析方法》（DL/T 568—2013）等標(biāo)準(zhǔn)，對該鍋爐入爐煤及污泥進行了檢測，詳細數(shù)據(jù)詳見表3。城市廢棄物前置干燥炭化技術(shù)主要包含污泥儲存系統(tǒng)、一體機系統(tǒng)、爐煙系統(tǒng)及除臭系統(tǒng)，具體方案如圖6所示。

圖6 城市廢棄物前置干燥炭化技術(shù)方案Fig.6 Technical scheme of the municipal waste pre-drying carbonization technology

表3 機組入爐煤及污泥參數(shù)Tab.3 Parameters of the coal and sludge into the unit

1）污泥存儲系統(tǒng)

考慮二期項目將提升污泥處置能力至500 t/d，本項目配置1套500 m3的污泥儲倉，滿足未來1天污泥處置量的存儲要求。污泥儲倉地下布置采用混凝土結(jié)構(gòu)，底部設(shè)置污泥滑架及3組螺旋給料機，每組螺旋給料機配1臺柱塞泵，運行方式為兩運一備，污泥依次通過螺旋給料機及柱塞泵經(jīng)無縫管道輸送至一體化處理機中處置，系統(tǒng)輸送能力為11 t/h。其中，螺旋給料機采用變頻方式對污泥量進行調(diào)節(jié)，污泥存儲系統(tǒng)占地約14.0 m×17.5 m。

2）一體化處理機

根據(jù)電廠需求，一、二期項目各配置1套一體化處理機，其中一期先實施建設(shè)，二期預(yù)留布置空間。一體化處理機由回轉(zhuǎn)干燥段及粉碎輸送段組成，回轉(zhuǎn)干燥段功率650 kW，粉碎輸送段功率220 kW。單套一體化處理機污泥處置能力為250 t/d，占地面積為10 m×20 m。

3）爐煙系統(tǒng)

一期項目1號、2號鍋爐都具備抽取650 ℃和350 ℃左右煙氣的能力，2種不同溫度煙氣混合成550 ℃左右進入一體化處理機內(nèi)對污泥進行干燥及炭化。出口煙氣及產(chǎn)物溫度約180 ℃，通過密閉管道經(jīng)增壓風(fēng)機輸送至泥粉燃燒器，進入爐膛進行焚燒處置。增壓風(fēng)機功率500 kW，采用變頻電機。

4）除臭系統(tǒng)

除臭系統(tǒng)是對污泥倉及污泥卸料間采用微負壓措施，即在污泥倉及污泥卸料間布置抽氣系統(tǒng)，使其通過母管與增壓風(fēng)機入口連接，利用增壓風(fēng)機運行時入口負壓對污泥倉及污泥卸料間進行抽氣，形成微負壓環(huán)境，防止污泥卸料及存儲過程中臭氣外逸，同時抽集的氣體借助一體化處理機出口的產(chǎn)物輸送管道經(jīng)泥粉燃燒器進入鍋爐爐膛進行焚燒。

4 應(yīng)用效果

項目投運后，第三方權(quán)威機構(gòu)依據(jù)《電站鍋爐性能試驗規(guī)程》（GB/T 10184—2015）對鍋爐摻燒污泥前后的燃燒性能測試結(jié)果見表4。由表4可見，機組負荷為262.5 MW時，鍋爐摻燒污泥后，飛灰含碳量上升0.160百分點，排煙溫度升高4.15 ℃，鍋爐效率降低0.298百分點，本工藝系統(tǒng)平均電耗為65.03 kW·h/t。試驗期間機組DCS運行數(shù)據(jù)見表5。由表5可見，鍋爐摻燒污泥后機組運行參數(shù)正常，無明顯變化。

表4 鍋爐燃燒性能測試Tab.4 The boiler combustion performance test result

表5 機組DCS運行數(shù)據(jù)Tab.5 The unit DCS operation data

此外，第三方權(quán)威機構(gòu)依據(jù)《環(huán)境空氣及廢氣二噁英類的測定》（HJ 77.2—2008）對摻燒污泥后煙囪入口煙氣中二噁英排放質(zhì)量濃度進行了測試，測試結(jié)果見表6。由表6可見，不同負荷下?lián)綗勰鄬﹀仩t煙氣中二噁英排放無明顯影響，排放質(zhì)量濃度均小于0.01 ng/m3，遠小于垃圾發(fā)電廠二噁英排放質(zhì)量濃度限制。其主要原因為，煤粉爐爐膛溫度達1 300～1 500 ℃，僅停留數(shù)微秒二噁英就可以完全分解，且產(chǎn)物中幾乎不包含二噁英前體物，大大降低后期重新合成幾率[26]。

表6 煙氣中二噁英排放質(zhì)量濃度Tab.6 mass concentration of dioxin emission in flue gas

5 結(jié) 論

1）本項目采用城市廢棄物前置干燥炭化技術(shù)在污泥耦合發(fā)電項目中進行了應(yīng)用，一期項目投運后污泥處置能力達到250 t/d，鍋爐主輔機運行參數(shù)均正常，為污泥的無害化及資源化處置提供了一種新的技術(shù)路徑。本項目投資省、占地小，污泥處置過程無臭水及臭氣產(chǎn)生，后續(xù)具備對處置對象的拓展能力。

2）本工藝系統(tǒng)污泥處置過程中平均電耗為65.03 kW·h/t。摻燒污泥后，鍋爐飛灰含碳量上升0.160百分點，排煙溫度升高4.15 ℃，鍋爐效率降低0.298百分點。此外，不同負荷下?lián)綗勰嗪箦仩t煙氣中二噁英排放質(zhì)量濃度均無明顯增加。