燃煤耦合污泥焚燒發電技術研究進展

王 飛，張 盛，王麗花

(1.浙江大學 能源工程學院，浙江 杭州 310027；2.上海城投污水處理有限公司，上海 201203)

0 引 言

根據《國務院關于印發2030年前碳達峰行動方案的通知》中規劃布局，我國將在“十四五”時期嚴格合理控制煤炭消費增長、加快煤炭減量步伐，到2025年，非化石能源消費比重達20%左右，單位國內生產總值能源消耗比2020年下降13.5%，單位國內生產總值CO2排放比2020年下降18%，為實現碳達峰奠定堅實基礎[1]。在我國現階段以火力發電為主體的能源結構框架中，煤電產生的碳排放是能源消費的最大碳排放來源。因此，在應對全球氣候變化和實現自身經濟發展的雙重目標下，針對燃煤火力發電領域的碳減排技術研究對我國生態文明建設意義重大。我國燃煤發電減排工藝技術路線主要包括以下3方面：煤電升級減排改造技術、燃煤機組耦合有機固廢焚燒技術、煤電碳捕集利用和封存(CCUS)技術?，F階段煤電的碳排放水平約875 g/kWh，即使通過對現有煤電機組進行技術升級提高燃燒熱效率(如兩次再熱技術)可降低至約670 g/kWh，其排放指標離國際標準(100 g/kWh)仍有較大差距[2]。CCUS技術雖能實現煤電的近零排放，但面臨成本高、能耗高、占地大和靈活性差等問題，離大規模工業化利用尚有一定距離[3]。而燃煤機組耦合有機固體廢物(如污泥、生物質和垃圾等)焚燒發電技術能充分利用已有煙氣凈化設備、降低燃燒設備投資，是適用于我國煤電機組低碳發展現狀的優選方案。

近年來我國城市污水處理能力快速提升，污泥作為污水處理副產物，產量也大幅上升。到2020年底，我國城市、縣城兩級共有4 326座污水處理廠，污水處理能力達到2.304億m3/a，干污泥產量約1 400萬t[4]。污泥含有大量的病原微生物、有機污染物、重金屬和惡臭氣體，但其有機質質量分數高達30%～40%，干化后可燃性較好，具有廢棄物和生物質資源雙重屬性。國家能源局于2017年發布的《關于開展燃煤耦合生物質發電技改試點工作的通知》中，提出“優先選取熱電聯產煤電機組，布局燃煤耦合垃圾及污泥發電技改項目”，并于2018年批準了29個污泥耦合發電示范項目[5]。我國燃煤耦合污泥焚燒發電技術已取得一定進展，如通過現場摻燒試驗結合數值模擬結果發現，污泥摻燒比小于20%時，NOx排放特性和爐膛燃燒特性與單煤燃燒時無明顯差異[6]；針對某2×300 MW熱電聯產燃煤機組耦合污泥發電技術改造項目，發現干化污泥質量摻混比低于6%時，鍋爐熱效率未發生明顯變化，二噁英、酸性氣體、煙塵等氣體污染物滿足相關排放標準[7]。我國燃煤耦合污泥焚燒發電技術主要包括直接摻燒和干化后摻燒2種工藝路線，主要應用于流化床和煤粉爐這2種燃燒爐型中。借助現役燃煤發電機組的焚燒處置能力，燃煤耦合污泥焚燒發電技術既能通過提高非化石燃料比例實現低碳減排，又能借助高效成套的焚燒系統和煙氣處理系統實現高效燃燒和污染物無害化處置，因而具有廣闊的發展前景。

1 污泥主要理化性質、燃燒特性及干化技術

1.1 污泥主要燃料指標、元素組成及燃燒特性

我國污泥具有含沙量高、成分復雜等特點，導致其與煤的燃燒性能有較大差異，掌握2者區別有助于為燃煤耦合污泥焚燒發電機組的設計、運行和優化提供指導。我國不同類型污泥與典型煤種的工業和元素分析對比見表1，發現污泥的低位熱值遠低于煙煤，但與褐煤相當，說明其作為燃煤機組替代燃料的可行性；干化污泥中揮發分、硫含量較高，而固定碳含量較低。我國污泥和煤的燃燒特征參數對比見表2，發現污泥的燃燒特性參數與常見煤種有較大差異。污泥著火溫度一般低于煤，而高灰分導致其總失重率也遠低于煤；污泥的著火穩定性指數高于煤，這主要是由于污泥燃燒以有機物分解和揮發分燃燒為主，而污泥的綜合燃燒特性指數低于煤，說明其整體燃燒性不及常規煙煤。

我國污泥與煤的灰成分對比見表3，可知污泥中SiO2含量較高，這主要是由于污泥中泥沙較多，其次是Al2O3和Fe2O3，這歸因于污泥脫水過程中加入的聚合氯化鋁、聚合硫酸鐵等絮凝劑[22-23]。另外，污泥中硫含量一般高于煤，摻燒過程中需注意SO2等酸性氣體排放。

表1 我國不同類型污泥和典型煤種的工業分析和元素分析對比

表2 我國污泥和煤的燃燒特征參數對比[16]

表3 我國污泥和典型煤種的灰成分組成對比(XRF分析)

某市政污泥與煤的熱失重特性對比如圖1所示，可知污泥燃燒分為3個階段，分別為水分蒸發(20～180 ℃)、揮發分析出和燃燒(180～550 ℃)以及碳酸鹽分解(550～1 000 ℃)。污泥在第2階段存在多個失重峰，而煤在300～680 ℃內存在1個主失重峰(峰值溫度540 ℃)，說明污泥的主要失重溫度區間低于煤，且燃燒反應過程更加復雜[24]。

1.2 污泥水分賦存形態

污泥燃燒最大難點在于其含水率高，經過機械脫水后含水率仍高達80%左右，這是由于污泥中水分賦存形式復雜。根據污泥水分與污泥顆粒的結合方式，污泥水分主要分為四大類，即自由水、間隙水、表面結合水和分子結合水。污泥中不同種類的水分與固體污泥顆粒的結合能不同，而結合能越大，水分>蒸發所需能量越高，一般情況下這4種水分與顆粒結合能大小排序為：內部結合水>表面結合水>間隙水>自由水。其中自由水和部分間隙水易通過機械脫水脫除，而表面結合水和內部結合水則難以通過機械脫水脫除。通過熱干燥法測定的不同種類機械脫水污泥的水分分布[8]見表4，可知機械脫水污泥中水分主要由間隙水和表面結合水組成，分子結合水占比小于5%，部分污泥樣品表面結合水占比高達40.73%，說明機械脫水后仍需進一步深度脫水才能降低其含水率。

圖1 污泥和煤在30 ℃/min升溫速率下熱失重曲線對比[24]Fig.1 Comparison of thermogravimetric curves of sludge and coal at 30 ℃/min[24]

表4 機械脫水后污泥的水分分布[8]

絕大多數脫水污泥含水率在80%左右，而脫水污泥直接摻燒會大幅降低爐膛的理論燃燒溫度、增大煙氣中水蒸氣含量，進而影響爐膛內燃燒熱穩定性。而污泥干化技術通過水分蒸發和擴散過程，將低熱值污泥轉變為高熱值燃料，實現污泥的減量化，有利于污泥的存儲和輸運。因此，在入爐燃燒前一般需對污泥進行干化處理，使其含水率降至50%以下，將污泥從泥狀黏稠態轉化為粉末或顆粒態，而我國現役大部分燃煤耦合污泥焚燒發電機組也多采用“干化+焚燒”的工藝路線。

1.3 污泥干化技術

污泥干化技術按照熱介質與污泥的接觸方式，主要包括3種工藝類型：直接干化、間接干化和直接-間接聯合干化。直接干化技術包括回轉式干化、噴霧式干化、輸送帶式干化和旋流閃蒸式干化等；間接干化技術包括薄膜式干化、圓盤式干化、臥式轉盤式干化和槳葉式干化等；直接-間接聯合干化包括流化床污泥干化、混合帶式干化等。直接干化技術雖然干化效率高，但存在煙塵爆炸、煙氣量過大和干化煙氣污染等問題[25]；而直接-間接聯合干化技術發源于日本和德國，存在安全性低、經濟性差和設備占地大等問題，在我國實際應用較少?！冻擎偽鬯幚韽S污泥處理處置技術指南》中提出推薦采用間接干化的方式[26]，而間接干化具有設備結構緊湊、熱量利用率高、煙氣量小、物料適應性好等優點。因此，帶式干化、槳葉式干化和圓盤式干化等間接干化技術在我國污泥干化領域占主流[25]。我國主要間接式干化技術工藝特點對比[27]見表5，可知槳葉式干化和圓盤式干化技術有較高的熱效率和較低的熱量消耗，其粉塵和臭氣產生量也較少。

污泥熱干化過程中的黏附和黏結特性會對干化效率和換熱系數產生重要影響，而污泥含水率在干化過程中降至一定區間時，會黏附在間接干化器表面，嚴重降低換熱系數和干化效率，這一含水率區間也稱為污泥干化黏滯區。影響污泥黏滯性的直接原因是含水率，根本原因是污泥理化成分，主要包括無機質、膠體物質、有機質(多糖、蛋白質等)、細顆粒等。污泥干化過程中剪切試驗原理[28-29]如圖2所示，利用剪切試驗裝置測試不同含水率下污泥的剪切應力。

表5 我國主要污泥干化技術工藝特點對比[26-27]

圖2 干化過程剪切試驗裝置[28-29]Fig.2 Schematic diagram of the sludge shear test during drying[28-29]

2種污泥在干化過程中的黏附特性和黏結特性曲線如圖3所示，可知污泥的黏附剪切應力和黏結剪切應力均在含水率40%～60%時達到峰值，黏附和黏結現象最嚴重，說明處于干化黏滯區[29]。污泥黏滯區的危害主要體現在以下3方面：① 黏附在壁面的污泥導致傳熱阻力急劇上升、干化效率大大降低，增大干化設備運動部件能耗；② 黏附污泥過度干化易引發安全事故；③ 污泥攪拌和混合效果大大降低，影響干化效果[30]。為消除污泥干化黏滯區的不利影響，現階段污泥干化降黏方法有干污泥返混和添加聚合氯化鋁、熟石灰、無機顆粒二氧化硅添加劑等[31-33]。另外，污泥干化過程中的惡臭氣體排放，如H2S、SO2、NH3、HCN等氣體，也需相應的尾氣處理措施[34]。

圖3 污泥干化過程中黏性特性[29]Fig.3 Viscous properties of sludge during the drying[29]

污泥間接干化工藝是一個連續而復雜的傳熱傳質過程，而以槳葉式干化機為例，已有大量文獻研究槳葉式干化機的熱干化動力學、干化熱傳遞效率和干化模型[35-37]。干化模型的準確度對于干化機結構參數放大設計及工業化應用意義重大?，F階段間接式干化傳熱傳質模型主要包括滲透模型、孔隙網絡模型、種群平衡模型和離散單元模型[38-39]，而Markov鏈模型通常被用于槳葉式干化機的流動模型[40]。槳葉式干化機原理及Markov鏈模型如圖4所示，其中，x、y分別為異軸前進系數和同軸前進系數；R、r分別為異軸返混系數和同軸返混系數；M為干污泥質量流量；n為總槳葉數；i為第i個槳葉數。而通過試驗與模型模擬結果的對比分析發現Markov鏈模型能較好地模擬并預測污泥的干燥過程[41-42]。

圖4 槳葉式干化機結構原理圖及二維Markov鏈模型[41-42]Fig.4 Lab-scale paddle dryer device and two-dimensional Markov chain model[41-42]

2 燃煤耦合發電工藝

我國現役燃煤機組耦合污泥焚燒發電技術主要包括3種技術路線，即濕污泥直接摻燒、煙氣直接干化污泥后摻燒和飽和蒸氣間接干化污泥后摻燒，而燃煤鍋爐的類型也包括流化床和煤粉爐2種。

2.1 耦合焚燒工藝路線發電技術對比

某濕污泥直接摻混耦合焚燒工藝路線如圖5所示[43]。污泥通過螺桿給料機、柱塞泵加壓送至給料機送至CFB爐膛內燃燒。燃燒煙氣依次通過旋風除塵器、高低溫換熱面和空氣預熱器，經過活性炭吸附、布袋除塵器、濕法洗滌等煙氣凈化設備達到排放標準后從煙囪中排出。濕污泥直接摻燒耦合焚燒技術具有設備簡單、建設周期短、投資周期相對較短和運行維護費用少等優點，一般適用于污泥摻燒量較小的流化床鍋爐。雖然濕污泥直接摻燒避免了污泥干化產生惡臭氣體的問題，但高水分污泥直接入爐焚燒可能造成爐膛內燃燒不穩定、燃料燃燒熱效率下降以及煙氣中水分上升等問題。我國早期出現了一些采用流化床燃煤鍋爐直接摻燒少量濕污泥的案例，但實際運行中也存在污泥水分過大導致貼壁黏連、破碎機堵塞、鍋爐排渣困難等問題，難以提高污泥處置量，甚至導致運行困難[16]。

圖5 循環流化床直接摻燒污泥發電工藝流程[43]Fig.5 Flow chart of direct co-combustion of sludge in CFB[43]

煙氣直接干化污泥后摻燒發電工藝路線如圖6所示[44]。該工藝路線中，濕污泥被輸送至污泥干化機中干化，干化熱源為燃料在鍋爐燃燒產生的高溫煙氣或排煙。含水率降至40%的干化污泥送入料倉，隨后送入磨煤機與煤粉一同送入鍋爐爐膛燃燒，而燃燒產生的煙氣經煙氣凈化裝置處理達標后排放。王一坤等[45]研究了不同煙氣抽取位置對煙氣直接干化污泥耦合發電機組參數的影響，發現污泥耦合焚燒會影響鍋爐主要運行參數，且隨著抽取點溫度下降，參數影響幅度上升，綜合考慮改造成本和施工難度，推薦選擇低溫過熱器出口作為干化煙氣抽取點。煙氣直接干化污泥耦合發電技術對鍋爐熱效率的影響較小、投資成本適中。

圖6 煙氣直接干化污泥摻燒工藝路線[44]Fig.6 Process route of co-combustion of sludge dried by flue gas directly[44]

如山東華能萊蕪熱電有限公司等在大型燃煤電廠建設干化設備，相比單獨建小型焚燒爐節省一次性投資40%以上[46]。但煙氣直接干化存在粉塵爆炸風險高、干化煙氣量需求大和干化尾氣產量大等問題。

飽和蒸氣間接干化污泥后摻燒工藝路線如圖7所示[47]。密閉汽車將不同污水處理廠的濕污泥運輸至濕污泥貯庫，通過抓吊將濕污泥抓入干化機前污泥倉，再通過無軸螺旋輸送機送至污泥干化機入口，干化機將綜合含水率80%左右的濕污泥干化至含水率30%左右，干化后的污泥通過密閉式輸送帶收集到干污泥儲倉，通過螺旋給料機送入鍋爐中。污泥干化機的加熱介質為從電廠蒸氣系統引來的低壓蒸氣(0.5 MPa飽和蒸氣)，經干化機換熱后的蒸氣冷凝經疏水閥排至疏水箱。污泥干化產生的廢氣首先經過旋風除塵器實現氣固分離，然后經過冷凝器換熱，不可凝結廢氣通過鼓風機送入鍋爐爐膛實現廢氣中污染物的高效焚燒處置。

圖7 蒸汽間接干化污泥摻燒工藝路線[47]Fig.7 Process route of co-combustion of sludge dried by steam indirectly[47]

3種污泥在燃煤機組中耦合焚燒發電技術路線特點對比[13,48]見表6。

表6 燃煤耦合污泥焚燒發電技術特點分析[13,48]

續表

由表6可知,不同燃煤耦合污泥焚燒發電技術的適應場景和優缺點不同。其中，濕污泥直接摻燒對鍋爐燃燒熱效率和穩定性影響較大，而采用煙氣直接干化污泥存在降低鍋爐蒸氣出力、改造成本較高等問題，隨著我國燃煤領域對環境保護和污泥處置量要求的提高，飽和蒸氣間接干化污泥耦合摻燒的工藝路線將得到更多工程應用。

2.2 耦合污泥發電對燃煤機組的影響

2.2.1燃煤機組煤耗影響

以浙江某330 MW煤粉鍋爐耦合摻燒蒸氣干化污泥案例為例[49]，對耦合污泥發電對燃料機組的影響進行系統分析。該項目污泥處理規模為綜合含水率75%的污泥200 t/d，采用圓盤干化機，干化介質為0.5 MPa飽和蒸氣；干化后的污泥暫存于干污泥儲倉，通過封閉式輸送機送入煤場，與煤混合后作為燃料入爐焚燒。

干化至不同含水率下干化污泥與煤摻混后入爐燃料工業和元素分析見表7，其中鍋爐燃煤量按照額定負荷考慮(煤耗量138.6 t/h)，鍋爐煤種按照設計煤種考慮。相同熱負荷下,不同含水率的干化污泥占總燃料的比值見表8。由表7和表8可知，摻燒污泥后，入爐燃料的工業和元素分析值相對于設計煤種有一定改變，但變化幅度小于1%，可見摻燒污泥后燃料的理化性質參數改變很小，而污泥摻混比占總燃料的比值也相對較小，對鍋爐的燃燒穩定性影響較小。

表7 不同含水率的干化污泥與煤摻混后入爐燃料工業和元素分析

表8 相同熱負荷下不同含水率的干化污泥占總燃料的比值

2.2.2對鍋爐結焦結渣影響

不同燃燒溫度下污泥的焚燒灰渣和粉煤灰化學成分對比見表9，污泥中主要金屬氧化物中堿金屬含量很低，成分組成與粉煤灰相似，不增加鍋爐內結焦風險。由表7可知，干化污泥揮發分較高、灰分相對較低，摻燒入爐燃料相比原煤，灰分上升幅度≤0.1%，對鍋爐的結渣影響小。由于干化污泥含水率比原煤高，與原煤摻混制煤易堵塞制粉系統。

表9 不同燃燒溫度下污泥的焚燒灰渣和粉煤灰化學成分對比

2.2.3常規煙氣污染物排放影響

SO2生成與污泥中原始硫含量、煙氣停留時間、煙氣含水率、燃燒溫度和煙氣流速等密切相關[50]。劉政梅等[47]研究發現含水率30%的城市污泥摻混率低于7.35%時，隨著污泥摻燒率上升，SO2排放濃度變化較小，主要由于煤粉中硫含量相對較高，市政污泥的摻燒率對最終SO2排放量影響較小。岳峻峰等[51]研究發現SO2排放濃度由摻混后入爐燃料的硫含量決定，而生成的SO2很可能在高溫時與氧化物形成硫酸鹽。因此，摻燒污泥對最終SO2排放濃度影響可忽略不計。

由于污泥中蛋白質、細菌等含量較高，導致氮元素含量一般高于原煤，而污泥燃燒過程中NOx的生成機理與煤相似，受溫度、氣氛和氮元素含量等因素影響。童敏等[52]利用沉降爐試驗研究污泥摻煤混燒過程中污染物排放特性，發現污泥摻混比例≤20% 時，污泥摻燒后尾氣中NOx排放濃度無顯著上升。李凡等[53]數值模擬研究表明入爐燃料含水率上升會大幅降低燃燒溫度，從而使NOx排放濃度上升；含水率40%工況相比含水率10%工況NOx排放增加5%。劉政梅等[47]通過現場試驗發現污泥摻混比小于7.35%時，NOx排放量隨摻混比上升而下降，這可能與污泥中少量尿素、氨水等物質的吸收作用相關。對于其他常規污染物，可通過不同手段加以控制，如CO可通過良好配風和燃燒優化控制，而粉塵可通過布袋除塵脫除。

2.2.4重金屬及二噁英排放影響

現階段由于我國工業園區存在工業污水偷排、與生活污水混排等違法現象，導致城鎮污泥中有毒有害重金屬含量較高，而污泥中重金屬在摻燒過程中可能導致燃煤機組重金屬排放超標。另外污泥中氯元素含量相對較高，也可能導致二噁英(PCDD/Fs)超標。我國城市污泥中重金屬含量統計[54]見表10，可知部分重金屬(如Zn、Cr和Pb等)含量較高。

表10 我國城市污泥中重金屬含量[54]

其中，易揮發性重金屬會吸附在飛灰上被布袋除塵器捕集或隨煙氣排入大氣，而不易揮發的重金屬通常會富集在爐渣中。劉蘊芳等[55]研究發現Pb、Cu、Cr和Ni等重金屬燃燒過程中大部分會殘留在焚燒灰渣中，Zn和Cd等重金屬部分殘留在焚燒灰渣中，而As、Hg和Se等易揮發性重金屬則主要富集在煙氣中；摻燒污泥后，焚燒底渣中重金屬含量相比原煤有所升高，而煙氣中Hg質量濃度上升約30%，Pb質量濃度為原煤的4.3～4.8倍，但煙氣中重金屬濃度仍滿足現行國家標準。曾多等[48]對比分析某電廠污泥摻燒后,混煤與原煤中重金屬含量，發現污泥摻燒比例為10%時，對燃煤機組的重金屬達標排放無明顯影響。二噁英生成控制措施一般包括源頭控制、燃燒控制和末端控制3種方式。對于源頭控制應盡可能選擇氯含量較低的污泥，并控制對二噁英生成有催化效果的金屬化合物(如CuCl2和ZnCl2)[56]。通過提高燃燒溫度至850 ℃以上、保證停留時間大于2 s等燃燒控制手段可降低二噁英生成量。針對防治低溫尾部煙道處二噁英再合成的末端控制，可采取煙氣急冷和飛灰高效脫除等手段盡可能防止二噁英再合成。

在燃煤耦合污泥焚燒發電技術污染物控制方面，我國尚未出臺相應的排放標準文件，而現行的GB 13223—2011《火電廠大氣污染物排放標準》對于污泥焚燒的特性污染物(如二噁英)缺乏相關控制要求，部分工程項目實施過程中采用GB 18485—2014《生活垃圾焚燒控制標準》作為有關排放標準[57]。因此，亟需有關部門出臺燃煤耦合污泥焚燒發電技術污染物排放的統一標準，有利于燃煤耦合污泥焚燒發電技術的長遠發展。

3 燃煤耦合污泥焚燒工程案例分析

我國燃煤耦合污泥工程典型案例分析對比見表11，其中多個焚燒案例入選國家能源局首批“燃煤耦合生物質發電技改試點項目”[5]?，F有經驗表明，污泥摻混比小于10%時，摻燒發電對機組穩定性影響很小，污染物均在排放限值內。浙江浙能嘉興電廠2011年投產的燃煤耦合污泥發電一期工程，采用圓盤式干化機將濕污泥(80%)干化至含水率40%后貯存于干化污泥倉，干化尾氣冷凝后的不可凝氣體經送風機送至燃煤鍋爐焚燒。該項目在2011—2019年累計處置濕污泥35余萬t，環境效益和工程示范效果良好。

表11 我國典型燃煤耦合污泥焚燒工程案例技術參數對比[47]

4 結語及展望

1)燃煤耦合污泥焚燒發電需要對現有機組設備進行改造，而設備投資成本和維護成本較高成為限制燃煤耦合污泥焚燒技術發展的重要因素，尚需政府層面的政策扶持。另外，污泥耦合焚燒部分的發電補貼標準需要國家政策的進一步明確和細化。

2)燃煤耦合污泥焚燒過程中的污染物排放標準有待完善，亟需針對污泥種類、入爐含水率、摻混比等工藝參數制定統一污染物排放計算標準，尤其是二噁英、重金屬等污染物。另外，燃煤耦合污泥焚燒過程中碳減排計算也需盡快制定相應標準，從而促進該技術的落地推廣。

3)現有燃煤耦合污泥焚燒發電工程的摻混比較低，如何在保證高效率燃燒和低污染排放等前提下提高污泥耦合焚燒處置量是未來耦合焚燒技術的重要研究方向。

4)燃煤耦合污泥焚燒產生的飛灰和底渣具有資源化利用的潛力，尤其是污泥中磷元素、重金屬元素含量較高，但目前國內針對燃煤耦合污泥焚燒灰渣的資源化利用研究較為缺乏。