馮昱恒,韓夢曦,余天馳,金則陳,胡維杰,張鵬飛,陸利燁,吳乃新

(1.同濟大學(xué) 機械與能源工程學(xué)院,上海 201800;2.上海新近紀(jì)智能科技有限公司,上海 200001;3.上海市政工程設(shè)計研究總院(集團)有限公司,上海 200092;4.華能太倉電廠,江蘇 蘇州 215400;5.上海鍋爐廠有限公司,上海 200245)

0 引 言

隨著我國城市化進(jìn)程的推進(jìn),生活污水排放量日益增加。污水處理過程中產(chǎn)生大量污泥,2010—2021年,我國污泥產(chǎn)生量由3 087萬t增至8 109萬t,預(yù)計2025年將達(dá)8 460萬t[1-2]。由于污泥不僅含水量高、脫水性差,還富含重金屬、寄生蟲、病原微生物,因此未經(jīng)妥善處理會對環(huán)境造成較大危害[3-4]。

我國普遍通過填埋、農(nóng)業(yè)利用、焚燒等方法處理市政污水污泥。其中焚燒法將含水率50%或以下[5-6]的污泥送入鼓泡床中獨立焚燒或在燃煤鍋爐中耦合燃燒,在高溫條件下氧化分解污泥中的有機物,是高效的污泥無害化、減量化處置技術(shù)[7],在上海等大中城市已逐漸成為處置中心城區(qū)污水污泥的主要方法。在我國已經(jīng)建成的除填埋外的污泥處理處置項目中,焚燒占比達(dá)65.41%[8-9]。

污水處理廠產(chǎn)生的脫水污泥含水率在80%左右,需經(jīng)預(yù)處理降低含水率后才能進(jìn)一步焚燒[10]。熱干化法將污泥升溫至100 ℃以上,使污泥中水分充分蒸發(fā),脫水效果好、系統(tǒng)相對簡單,已成為主流的焚燒前預(yù)處理方法之一。但單獨采用熱干化進(jìn)行預(yù)處理能耗過高,因此一些新建項目嘗試將熱干化法與其他方式結(jié)合以降低預(yù)處理系統(tǒng)能耗。其中,厭氧消化法可在提升脫水效果的同時,使污泥中可腐組分經(jīng)細(xì)菌消化分解充分減量,并產(chǎn)生富甲烷氣體進(jìn)行發(fā)電,已在上海白龍港污水廠等污泥處置工程中得到應(yīng)用。水熱炭化在高壓環(huán)境中加熱污泥,以水作為溶劑均勻、高效加熱污泥基體[11],破壞胞間聚合物和膠體結(jié)構(gòu),提高污泥的機械脫水性能以進(jìn)一步降低干化能耗,已在華東某耦合焚燒污泥燃煤電廠應(yīng)用。

目前對污泥焚燒前預(yù)處理研究主要集中在單一處置方式中工藝參數(shù)的影響或反應(yīng)過程的機理。但發(fā)酵+干化、水熱+干化等多種方式協(xié)同的污泥預(yù)處置過程涉及多種能量、物質(zhì)流間的耦合,無法通過試驗方式實現(xiàn)準(zhǔn)確預(yù)測,因此有必要通過仿真模擬手段進(jìn)行分析。對厭氧發(fā)酵過程,HAMAWAND等[12]使用Biowin軟件模擬了實驗室和工業(yè)規(guī)模的生物質(zhì)厭氧消化過程,但試驗測得的沼氣產(chǎn)量是模擬結(jié)果的2.5倍,KARLSSON等[13]模擬了混合基質(zhì)的厭氧消化過程,但模擬結(jié)果的總固體和揮發(fā)性固體值與試驗有較大差距。RAJENDRAN等[14]基于ADM1模型,對7種底物在55 ℃下的厭氧發(fā)酵過程進(jìn)行模擬,與試驗數(shù)據(jù)對比后認(rèn)為模型的不確定性可接受。MENACHO等[15]基于RAJENDRAN等的模型,對不同有機負(fù)載率的廚余垃圾的厭氧消化過程進(jìn)行模擬,發(fā)現(xiàn)與試驗結(jié)果相差僅1.7%。MARTNEZ-RUANO等[16]對RAJENDRAN等模型進(jìn)行改進(jìn),用以模擬中溫條件下乳清和馬鈴薯莖的厭氧消化過程,并進(jìn)行經(jīng)濟性分析。對于水熱過程,MCGAUGHY等[17]基于Aspen Plus軟件搭建模型并研究了溫度等因素對水熱過程的影響,該模型用C、H、N、S、O比相同的化合物代替廚余垃圾原料,并將液態(tài)產(chǎn)物簡化為有機酸,與實際產(chǎn)物有所偏差。由于水熱過程的化學(xué)機理較復(fù)雜[18],因此ERLACH等[19]在工業(yè)規(guī)模水熱反應(yīng)的模擬研究中,將水熱過程簡化為一個黑匣子,通過引入試驗數(shù)據(jù)進(jìn)行建模并優(yōu)化流程。GHAVAMI等[20]基于上述模型借助試驗數(shù)據(jù)對工業(yè)規(guī)模的水熱過程進(jìn)行建模及能耗分析,并對比了不同物性方法對能耗模擬結(jié)果的影響。上述研究主要針對生物質(zhì)、餐廚垃圾的厭氧發(fā)酵和水熱炭化過程,對污泥焚燒前預(yù)處置過程的能量與質(zhì)量流模擬的研究還缺乏相關(guān)報道。

綜上所述,筆者將基于不同溫度下的污泥水熱試驗結(jié)果,借助Aspen plus軟件建立水熱+干化系統(tǒng)的能量-物質(zhì)流模型,與厭氧消化+干化系統(tǒng)及直接干化系統(tǒng)的能耗進(jìn)行對比分析,并研究不同預(yù)處理系統(tǒng)中的關(guān)鍵反應(yīng)參數(shù)對系統(tǒng)能耗的影響,為污泥焚燒前預(yù)處理工藝路線的選擇及參數(shù)的優(yōu)化提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和理論依據(jù)。

1 模型建立

1.1 水熱炭化+干化系統(tǒng)

水熱-干化系統(tǒng)能耗分析基于GHAVAMI等[20]開發(fā)的水熱炭化模型,輸入數(shù)據(jù)來自200～260 ℃下含水率80.5%的污泥水熱炭化試驗。污泥組分、試驗方法、反應(yīng)條件及三相產(chǎn)物組成和產(chǎn)率見FENG等[21]報道。模擬在穩(wěn)態(tài)模式下進(jìn)行,污泥中灰分被視為惰性組分,不參與水熱反應(yīng)。非常規(guī)組分污泥、有機物和灰分使用HCOALGEN和DCOALIGT模型,通過元素分析、工業(yè)分析及硫分析計算其焓和密度。使用的物性方法為PSRK(Predictive Soave-Redlich-Kwong),適用于極性和非極性組分的混合物。自由水方法為STEAMNBS,全局流量類型為MIXNC。水熱炭化+干化系統(tǒng)流程如圖1所示。工藝流程主要由水熱(HTC)、過濾脫水(DWATER)和空氣干化分離(DRYFLASH)模塊組成。經(jīng)機械脫水降至含水率80.5%的污泥經(jīng)過加壓(PUMP)、換熱(HE1)和加熱(HEATER)后進(jìn)入水熱反應(yīng)釜(HTC)進(jìn)行水熱反應(yīng)。水熱反應(yīng)釜(HTC)基于RYIELD模型,根據(jù)質(zhì)量平衡進(jìn)行模擬,通過試驗數(shù)據(jù)確定反應(yīng)釜的壓力溫度及三相產(chǎn)物的構(gòu)成、比例,并根據(jù)反應(yīng)物和產(chǎn)物的元素分析、工業(yè)分析確定熱值,進(jìn)而計算整體能耗。水熱反應(yīng)后的產(chǎn)物(REACOUT)經(jīng)過換熱(HE2)降壓(EXP)后進(jìn)入過濾脫水(DWATER)模塊分解為廢物流(PWATER)和產(chǎn)物流(HYDROCHA),產(chǎn)物流經(jīng)熱空氣對流干化后分離(DRYFLASH)為含水率30%的產(chǎn)物流股(HCHAR)和廢氣流股(EXHAIREQ)。由于水熱泥漿離心脫水的能耗低于100 kJ/kg[22](以原污泥計,下同),對系統(tǒng)總能耗的評估影響較小,本研究中忽略了這一模塊。

圖1 水熱炭化與干化模擬模型Fig.1 Simulation model of hydrothermal carbonization and drying

用于干化的空氣(AIRIN)參數(shù)為1.2×105Pa、110 ℃。流股中實線代表物質(zhì)流,虛線代表能量流。為反映真實干化過程,通過調(diào)節(jié)模塊參數(shù)使DRYFLASH模塊能耗為0。

1.2 厭氧消化+干化系統(tǒng)

厭氧消化+干化系統(tǒng)基于RAJENDRAN等[14]開發(fā)的厭氧消化系統(tǒng)模型,耦合余熱回收系統(tǒng)及空氣干化系統(tǒng)進(jìn)行構(gòu)建。污泥分解為糖類、脂肪、蛋白質(zhì)、惰性物質(zhì)和水后進(jìn)入系統(tǒng)進(jìn)行厭氧消化,反應(yīng)過程基于ADM1模型[23],主要分為水解、產(chǎn)酸、產(chǎn)乙酰和產(chǎn)甲烷4個過程,采用NRTL(Non-Random Two-Liquid mode)物性方法關(guān)聯(lián)和計算不同化合物的摩爾分?jǐn)?shù)和活度系數(shù)。沼氣燃燒部分的物性方法為PR-BM(Peng Robinson-Boston-Mathias)。厭氧消化+干化系統(tǒng)的模型如圖2所示。經(jīng)機械脫水降至含水率80.5%的污泥(INPUT)進(jìn)入水解(GYDROLYS)模塊,污泥中各組分經(jīng)不同程度水解后進(jìn)入產(chǎn)酸、產(chǎn)乙酰、產(chǎn)甲烷(REACTION)模塊,在連續(xù)攪拌反應(yīng)槽ROSTIC模型中反應(yīng)。產(chǎn)生的沼氣(BIOGAS)經(jīng)加壓后送入燃燒(BURNING)模塊,與加壓后的空氣進(jìn)行燃燒反應(yīng),產(chǎn)生的高溫高壓氣體用于加熱干化所需空氣。產(chǎn)生的沼液(LIQUID)經(jīng)熱空氣對流干化后得到含水率30%的目標(biāo)產(chǎn)物(HCHAR)并排出廢氣(AIROUT)。

圖2 厭氧發(fā)酵及空氣干化工藝流程Fig.2 Anaerobic fermentation and air drying process flow

流程中污泥固體部分組成為20%半纖維素、25.89%蛋白質(zhì)(包含可溶性蛋白質(zhì)和不可溶性蛋白質(zhì))、1.31%纖維素、12.24%脂肪和40.56%惰性物質(zhì)(包含木質(zhì)素)[24-25]。水解(GYDROLYS),產(chǎn)酸、產(chǎn)乙酰、產(chǎn)甲烷(REACTION)模塊的反應(yīng)條件為55 ℃、1.01×105Pa,燃燒裝置(BURNING)燃燒溫度為1 200 ℃[16],壓縮機效率為85%。用于干化的空氣(AIRIN)參數(shù)為1.2×105Pa、110 ℃。

1.3 直接干化系統(tǒng)

污泥直接干化部分參照ZHAO等[26]研究,采用熱空氣對流干化方式,在穩(wěn)態(tài)模式下進(jìn)行模擬。使用的物性方法為PSRK(Predictive Soave-Redlich-Kwong),自由水方法為STEAMNBS,全局流量類型為MIXNC。

直接干化系統(tǒng)中,經(jīng)機械脫水后含水率80.5%的污泥流股(FEED)與經(jīng)加溫加壓至1.2×105Pa、110 ℃的空氣混合后經(jīng)空氣干化分離(DRYFLASH)得到含水率30%的產(chǎn)物流股(HCHAR)和排出的廢氣流股(EXHAIREQ)。

2 結(jié)果與討論

2.1 水熱反應(yīng)特性

不同水熱溫度下三相產(chǎn)物分布如圖3所示?？芍S水熱溫度升高,水熱炭產(chǎn)率持續(xù)下降,由200 ℃的35.3%降至260 ℃的24.9%。水熱液產(chǎn)率由63.48%上升至72.79%,水熱氣產(chǎn)率由1.15%上升至2.25%。污泥經(jīng)水熱處理后,絮體結(jié)構(gòu)破裂,部分揮發(fā)分析出進(jìn)入液相和氣相。隨水熱溫度上升,水解程度加深,更多揮發(fā)分析出[27],因此水熱液和水熱氣產(chǎn)率上升。根據(jù)元素分析得到水熱炭的Van Krevelen圖(圖4),可知水熱過程中污泥主要反應(yīng)介于脫羧基和脫水之間,且趨近于脫水反應(yīng)。隨溫度升高,脫羧基反應(yīng)和脫水反應(yīng)加劇,更多物質(zhì)進(jìn)入氣相。

圖3 不同溫度污泥水熱產(chǎn)物產(chǎn)率分布Fig.3 Distribution of sludge hydrothermal products in sludge at different temperatures

圖4 水熱炭的Van Krevelen圖Fig.4 Van Krevelen diagram of hydrothermal carbon

不同溫度下水熱液的有機組分分析如圖5所示。可知水熱溫度由200 ℃升至240 ℃時,由于污泥中更多有機質(zhì)析出,水熱液中的脂肪族化合物由20.20%增至33.84%,但在260 ℃時急劇降至3.34%。水熱液有機組分中芳香族化合物在200 ℃時占比50%以上,而在220 ℃和240 ℃僅占5%以下,可見適度提升溫度有利于抑制芳香族化合物的形成。此后在260 ℃時升至23.91%,說明過高的水熱溫度促進(jìn)了脂肪類化合物的芳構(gòu)化反應(yīng),導(dǎo)致芳香族化合物再度富集。雜環(huán)芳香族主要為含氮化合物,來源于污泥中吡咯、吡啶-氮及水熱過程中的美拉德反應(yīng)。200 ℃水熱炭的XPS的N 1s分析顯示其含氮組分為47.58%的蛋白質(zhì)氮、25.66%的吡啶氮和26.76%的吡咯氮[21]。由200 ℃升至220 ℃,水熱液中含氮雜環(huán)質(zhì)量分?jǐn)?shù)由20.63%升至57.25%,說明水熱溫度由200 ℃升至220 ℃促進(jìn)了污泥基體中吡咯、吡啶類雜環(huán)氮物質(zhì)析出,此外水熱液中的蛋白質(zhì)氮也通過美拉德反應(yīng)進(jìn)一步合成雜環(huán)。繼續(xù)增加水熱溫度,水熱液中含氮雜環(huán)含量變化并不明顯。

圖5 不同水熱溫度下水熱液中有機物含量Fig.5 Content of organic matter in hydrothermal solution at different hydrothermal temperatures

2.2 水熱過程能耗分析

結(jié)合試驗獲得的數(shù)據(jù)[21]對不同溫度下水熱反應(yīng)能耗進(jìn)行分析。8 MPa下單位質(zhì)量污泥在不同溫度下水熱反應(yīng)能耗如圖6所示。不同溫度水熱氣各組分產(chǎn)率如圖7所示。由圖6可知,隨水熱溫度升高,污泥水熱反應(yīng)能耗先由200 ℃的184 kJ/kg(以原污泥計,下同)降至240 ℃的161 kJ/kg,再上升至260 ℃的278 kJ/kg。這主要是由于220和240 ℃時液相有機物中芳香烴占比較低,由200 ℃時的51.36%分別降至220 ℃的1.51%和240 ℃的2.49%。而熱值低的含氮雜環(huán)及含氧化合物含量上升,導(dǎo)致產(chǎn)物熱值降低、水熱能耗降低。同時,由于脫羧基和脫水反應(yīng)加劇,進(jìn)一步生成不可燃的CO2及水,CO2產(chǎn)率由200 ℃的0.21 mol/kg(以原污泥計,下同)提升至240 ℃的0.28 mol/kg,且不可燃的N2產(chǎn)率由0.06 mol/kg升至0.11 mol/kg。水熱溫度由240 ℃升至260 ℃,盡管N2產(chǎn)率升至0.30 mol/kg,但由于水蒸氣的氣相分率急劇上升,260 ℃時水熱氣中夾帶的水蒸氣質(zhì)量為240 ℃時的4.59倍,需要大量外部熱量提供汽化潛熱,因此整體能耗上升。

圖6 不同水熱溫度污泥水熱反應(yīng)釜能耗Fig.6 Energy consumption per unit mass of sludge hydrothermal reactor at different hydrothermal temperatures

圖7 不同溫度水熱氣各組分產(chǎn)率Fig.7 Yield of each component of hydrothermal gas at different temperatures

污泥水熱反應(yīng)釜內(nèi)的壓力是系統(tǒng)的重要運行參數(shù),在連續(xù)水熱反應(yīng)中,釜內(nèi)壓力可通過改變污泥給料泵的出口壓力進(jìn)行調(diào)節(jié)。水熱反應(yīng)釜在240 ℃不同壓力下的能耗計算結(jié)果如圖8所示?？芍S壓力升高,水熱反應(yīng)能耗先急劇下降,壓力由3.37 MPa升至4.00 MPa,能耗降低了86%;此后降低速度逐漸放緩,壓力由4 MPa升至8 MPa,水熱能耗僅下降28%。提升水熱反應(yīng)釜的壓力將增大原污泥給料泵能耗,但可提升水熱釜中水蒸氣的飽和溫度和CO2溶解度,減少水和CO2氣化所需潛熱。水熱反應(yīng)能耗和水蒸氣氣相分率變化趨勢基本一致,表明水蒸氣氣相分率的變化是壓力影響水熱能耗的決定性因素。

圖8 240 ℃不同壓力下水熱反應(yīng)釜能耗及水蒸氣氣相分率Fig.8 Energy consumption and gas phase separation rate of >hydrothermal reaction kettle at 240 ℃ under different pressures

2.3 干化空氣溫度對直接干化系統(tǒng)能耗的影響

合理控制干化系統(tǒng)中干化空氣的溫度,可干化污泥同時節(jié)約成本。模擬了不同溫度下干化系統(tǒng)能耗,如圖9所示。其中,系統(tǒng)電耗為風(fēng)機消耗的電能。

圖9 單位質(zhì)量污泥不同溫度條件下直接干化系統(tǒng)能耗Fig.9 Energy consumption of direct drying system under different temperature conditions for unit mass sludge

隨著通入干化系統(tǒng)的空氣溫度升高,消耗的空氣量減少,造成干燥時間、廢氣量及消耗的電能降低。隨溫度進(jìn)一步升高,干化空氣流量減小趨勢逐漸放緩,而整體能耗持續(xù)上升。

2.4 厭氧消化時間對厭氧消化+干化系統(tǒng)能耗的影響

消化時間是決定污泥厭氧消化系統(tǒng)建設(shè)和成本的關(guān)鍵參數(shù),不同反應(yīng)時間條件下厭氧消化+干化系統(tǒng)的能耗如圖10所示,產(chǎn)生的沼渣的元素分析及熱值見表1。

表1 不同厭氧消化時間產(chǎn)生的沼渣的元素分析及熱值

單位質(zhì)量污泥不同厭氧消化天數(shù)的系統(tǒng)能耗如圖10所示,可知隨厭氧消化時間增加,系統(tǒng)熱負(fù)荷由厭氧消化時間2 d的1 022 kJ/kg顯著降至10 d的212 kJ/kg,隨后緩慢增至14 d的252 kJ/kg。單位質(zhì)量污泥不同厭氧消化天數(shù)的沼氣產(chǎn)量及熱值如圖11所示,可知增加厭氧消化時間的初始階段,單位質(zhì)量污泥產(chǎn)生的沼氣量顯著增加,由2 d的0.05 kg/kg(以原污泥計,下同)增至10 d的0.08 kg/kg;

而沼氣熱值僅由20.61 MJ/kg降至20.54 MJ/kg。因此,沼氣燃燒產(chǎn)生的高溫高壓氣體質(zhì)量增加,可回收的余熱增加,加熱干化空氣消耗的熱負(fù)荷降低,進(jìn)而造成系統(tǒng)整體熱負(fù)荷降低。厭氧消化時間為10 d時,加熱用于干化的空氣所需熱量可完全由沼氣燃燒系統(tǒng)回收的余熱提供。隨反應(yīng)時間進(jìn)一步增加,維持厭氧消化系統(tǒng)運行溫度產(chǎn)生的熱負(fù)荷增加,而沼氣產(chǎn)量僅升至14 d的0.082 kg/h,加壓沼氣和空氣消耗的電能增加,因此系統(tǒng)整體電耗隨時間緩慢增加。綜上所述,厭氧消化時間為10 d時系統(tǒng)整體能耗最低。

2.5 不同預(yù)處理方式的系統(tǒng)能耗比較

不同預(yù)處理方式下單位質(zhì)量污泥的系統(tǒng)熱負(fù)荷和電耗計算結(jié)果如圖12所示,其中水熱和厭氧消化預(yù)處理方式均與干化系統(tǒng)耦合,厭氧消化時間為10 d,直接干化系統(tǒng)干化空氣溫度為110 ℃,所有預(yù)處理方式處理后的污泥含水率均為30%。

圖12 單位質(zhì)量污泥不同預(yù)處理方式的能耗對比Fig.12 Comparison of energy consumption of unit mass sludge under different drying methods

不同水熱條件下產(chǎn)生的泥漿經(jīng)離心脫水后的含水率如圖13所示,可知水熱預(yù)處理顯著降低了污泥含水率,且含水率隨水熱溫度升高逐漸降低[21],使干化所需空氣量減少,引風(fēng)機產(chǎn)生的電耗和加熱空氣產(chǎn)生的熱負(fù)荷降低。水熱溫度提升至260 ℃時,由于水蒸氣氣相分率顯著提升,水熱反應(yīng)能耗增加,造成系統(tǒng)整體能耗高于240 ℃的系統(tǒng)能耗。厭氧消化+干化系統(tǒng)中,余熱回收部分將沼氣燃燒產(chǎn)生的熱量用于加熱干化所需空氣,但加壓沼氣及助燃空氣消耗電能,因此系統(tǒng)電耗最高,為772 kJ/kg。直接干化系統(tǒng)消耗空氣量最多,為22.5 kg/kg。整體能耗方面,直接干化總能耗最高,為1 942 kJ/kg;厭氧消化有效利用了污泥中可腐有機組分產(chǎn)生的高熱值沼氣,補充進(jìn)一步空氣干化過程所需熱耗,因此系統(tǒng)熱負(fù)荷最低,為212 kJ/kg,總能耗為984 kJ/kg;由于水熱對污泥中細(xì)胞的破壁作用及對胞外聚合物的破壞作用,有效提升了機械脫水效果,使系統(tǒng)總能耗最低,在597～771 kJ/kg,240 ℃水熱預(yù)處理的系統(tǒng)能耗最低,為597 kJ/kg。

圖13 不同水熱條件下產(chǎn)生的泥漿經(jīng)機械脫水后的含水率Fig.13 Water content of mud produced under different hydrothermal conditions after mechanical dehydration

基于上述能耗計算模擬,水熱炭化+干化預(yù)處理系統(tǒng)在節(jié)約污泥焚燒預(yù)處理能耗方面更具優(yōu)勢,不同水熱溫度下水熱炭化+熱干化系統(tǒng)的運行成本見表2,此處以污泥在火電廠中耦合燃燒為應(yīng)用場景,僅考慮預(yù)處理系統(tǒng)運行過程中的熱耗、電耗及產(chǎn)生的污水處理成本。其中污泥處置補貼為320元/t;廠用電含稅發(fā)電成本為0.25元/kWh;熱源采用來自電廠的冷再熱蒸汽,經(jīng)降溫降壓至300 ℃/1.6 MPa送入系統(tǒng),含稅蒸汽成本為120元/t。污水處理成本參照某耦合焚燒污泥的燃煤電廠,該電廠采用水熱法預(yù)處理污泥,在240 ℃下水熱產(chǎn)生的污水通過混凝沉淀+水解酸化+兩級A/O+MBR+加氯深度處理,水質(zhì)達(dá)到GB/T 31962—2015《污水排入城鎮(zhèn)下水道水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》二級標(biāo)準(zhǔn)后排放,處理成本為25元/t?？芍?60 ℃時系統(tǒng)處理每噸濕污泥消耗蒸汽量最多,為0.24 t,電耗量最低,為22.46 kWh,240 ℃時系統(tǒng)處理每噸濕污泥消耗蒸汽量最少,為0.19 t,200 ℃時系統(tǒng)電耗量最高,為39.39 kWh。水熱溫度為240 ℃時處理每噸濕污泥運行成本最低,為47.77元。

表2 水熱炭化+干化系統(tǒng)處理每噸濕污泥的運行成本及相關(guān)參數(shù)

3 結(jié) 論

1)水熱預(yù)處理過程中,溫度升高促進(jìn)污泥絮體結(jié)構(gòu)破裂,大分子有機物由不溶態(tài)變?yōu)槿芙鈶B(tài),更多固體物質(zhì)進(jìn)入液相,水熱液產(chǎn)率由63.48%升至72.79%,水熱氣產(chǎn)率由1.15%升至2.25%。升溫促進(jìn)了脂肪族化合物和含氮雜環(huán)化合物的析出和合成,溫度增至260 ℃時,脂肪族化合物芳構(gòu)化使芳香族化合物含量增加。

2)分析了溫度及壓力對水熱反應(yīng)能耗的影響,壓力為8 MPa,水熱溫度為240 ℃時水熱反應(yīng)釜能耗最低,為161 kJ/kg;水熱溫度為240 ℃時,隨壓力升高,水熱反應(yīng)釜能耗由于水蒸氣氣相分率下降而降低。

3)厭氧消化+干化系統(tǒng)在厭氧消化為10 d時達(dá)到最優(yōu)工況,由于有效利用了污泥中可腐組分產(chǎn)生沼氣補充熱耗,使熱負(fù)荷最低總能耗由直接空氣干化的1 942 kJ/kg降至984 kJ/kg。由于水熱炭化有效降低進(jìn)入空氣干化裝置的污泥含水率, 水熱炭化+干化系統(tǒng)總能耗進(jìn)一步降低,水熱溫度為240 ℃時達(dá)到最低,為597 kJ/kg。