燃煤電廠協同處置生活垃圾及二噁英排放試驗

王學斌，周 澳，馬江東，王 璟，王鳳琴，王建軍,張 蘭，戴高峰

(1.西安交通大學 能源與動力工程學院，陜西 西安 710049；2.河南省鍋爐壓力容器安全檢測研究院，河南 鄭州 450016；3.中國能源建設集團 陜西省電力設計院有限公司，陜西 西安 710054；4.招遠市匯潮新能源科技有限公司，山東 煙臺 264000)

0 引 言

隨著我國經濟快速發展和城鎮化率提高，城鎮生活垃圾產量飛速增加[1-2]。根據住建部發布的《2021年城鄉建設統計年鑒》，2021年，我國城鎮生活垃圾產量已達2.49億t，較2020年上升6%，生活垃圾處理逐漸成為城市發展進程中的一個大難題。目前生活垃圾主流處置方式有填埋、堆肥、焚燒等，垃圾填埋占用大量土地資源，且填埋處理過程中產生的甲烷是溫室氣體排放的主要組成部分，垃圾填埋會破壞環境[3-4]。垃圾堆肥基于垃圾分類收集，我國主要為混合垃圾，不宜直接堆肥，因此該技術很難推廣。在現有垃圾處理方法中，焚燒處理因優于填埋和堆肥等其他垃圾處理方法而受到廣泛關注[5]。與垃圾填埋和堆肥相比，垃圾焚燒可有效降低垃圾體積和質量[6]，消除垃圾中致病菌、病毒、寄生蟲等。此外，焚燒過程產生的熱能可回收利用[7]。2021年，全國城鎮生活垃圾焚燒處理量已達2.1億t，根據“十四五”規劃，截至2025年底，城鎮生活垃圾焚燒處理能力要達到約80萬t/d，城市生活垃圾焚燒處理能力占比65%左右[8]。

然而，垃圾焚燒同時會產生大量有害燃燒副產品，如部分燃燒的灰燼、微粒和二噁英等有機污染物，特別是二噁英，其毒性大、脫除成本很高[9]。常規垃圾焚燒發電機組由于機組容量小、蒸汽參數低、回熱循環不完善等，發電效率(14%～28%)遠低于大型燃煤發電機組[10-12]。因此，為提高垃圾處理能力，降低垃圾發電成本，2017年底國家能源局和環境保護部聯合發布了《關于開展燃煤耦合生物質發電技改試點工作的通知》，提出利用現有煤電機組，協同處理垃圾，提高垃圾處理規模，降低存量煤電煤耗。燃煤電廠協同耦合生活垃圾焚燒發電不僅能保證燃燒穩定，提高發電效率，同時減少了單獨建設垃圾焚燒爐投資成本。目前，燃煤耦合生物質發電經數年發展，成效顯著。污泥耦合國內已有大量運行案例[13-14]，農林生物質耦合已有數個示范項目[15-17]，然而鮮見大型燃煤電站鍋爐耦合生活垃圾發電案例分析。

生活垃圾與大型燃煤機組耦合主要有直接耦合、間接耦合和并聯耦合3種方式。相比直接耦合與并聯耦合，間接耦合方式處理生活垃圾產生的污染小，垃圾處理徹底，且可直接利用現有垃圾焚燒氣化爐及燃煤機組的煙氣處理系統，投資成本較低，是一種經濟可行的垃圾耦合路線。目前間接耦合已有工程案例和技術路線，如煙臺龍源電力股份有限公司在國電樂東電廠建設的30 t/d生活垃圾氣化耦合發電系統[18]；哈電集團哈爾濱鍋爐廠有限責任公司研發的蒸汽側、煙氣側垃圾雙鏈耦合燃煤發電技術[19]；南京理工大學張睿課題組[20]提出的垃圾先焚燒處理，煙氣與燃煤機組耦合技術等。

二噁英排放是垃圾處置要考慮的重要因素[21]。垃圾焚燒過程中二噁英主要有高溫氣相反應和低溫異相催化反應2種生成途徑[22-23]。高溫氣相反應是一些含C、H的低沸點有機物在高溫下與多氯聯苯、氯苯、氯酚和脂肪族化合物等耦合環化、取代、氯化生成二噁英[24]。低溫異相合成包括從頭合成和前驅物合成。從頭合成是指燃燒后的殘碳、氫、氧和氯等元素在飛灰中催化金屬作用下，通過環化、氧化、氯化等反應生成二噁英[25]。前驅物合成是煙氣中攜帶的氯酚、氯苯等二噁英前驅物被飛灰中CuCl2、FeCl3等催化重整從而生成二噁英[26-27]。由于生活垃圾中氯含量較高，導致垃圾處理過程中二噁英排放較高，主要集中在煙氣和飛灰中[28-29]。關于垃圾焚燒過程中二噁英控制和消除一直是研究重點。陳懷俊等[30]系統論述了垃圾焚燒處置過程中二噁英的形成過程，并針對現有焚燒過程中二噁英控制技術和焚燒后飛灰處置技術進行介紹分析，二噁英控制分為入爐前的分類預處理、入爐中的燃燒參數控制和抑制劑添加以及尾部煙道中二噁英生成抑制；馬瀚程等[31]利用燃煤耦合垃圾焚燒試驗臺針對耦合垃圾焚燒煙氣粉煤灰中二噁英的濃度變化進行研究，結果表明，與燃煤未耦合垃圾焚燒煙氣產生的粉煤灰相比，燃煤耦合垃圾焚燒后，煤粉爐煙氣和灰渣中二噁英毒性當量降低；呂家揚等[32]對市政污泥與生活垃圾協同焚燒二噁英的排放特性進行研究，摻燒市政污泥可提高燃料中硫/氯，從而抑制二噁英合成。相比垃圾單獨處置，將垃圾與燃煤機組、污泥等固廢協同處置有助于降低二噁英排放。

基于以上研究，筆者設計了一條新的燃煤火電機組垃圾無氧熱解耦合處置工藝，將垃圾干化、熱解變為熱解油氣和垃圾炭后，再與燃煤鍋爐耦合。與垃圾氣化相比，熱解特別是無氧熱解由于自身溫度較低，更能徹底控制二噁英排放，且熱解耗能也遠低于氣化。另外由于目前間接耦合技術受制于耦合本身，當電廠停機檢修時，生活垃圾無法處理，而本工藝可解決該問題，既可將生活垃圾與燃煤機組協同運行，還可解耦實現生活垃圾單獨處置，靈活性更強。

目前國內燃煤火電機組耦合垃圾的技術方案報道較少，且鮮見在實際電廠耦合垃圾后二噁英排放數據報道。鑒于此，筆者首次完成國內某2×55 MW燃煤機組垃圾無氧熱解耦合技術方案設計，并在該機組上開展垃圾熱解產物耦合現場試驗(總體協同處置垃圾質量比4%)，重點測試垃圾無氧熱解耦合后煙氣中二噁英排放特性，相關方案和測試結果可為我國探索大型燃煤火電機組耦合生活垃圾可行性提供指導意義。

1 工藝路線與現場試驗

1.1 燃煤火電機組垃圾無氧熱解靈活性耦合處置工藝路線

燃煤火電機組垃圾無氧熱解靈活性耦合處置工藝路線如圖1所示。生活垃圾就近運輸至垃圾處理廠垃圾儲池儲存，簡單破碎后送入干燥窯爐和熱解窯爐干燥和熱解，生成的熱解油氣一部分送入燃煤鍋爐燃燒，為避免熱解油氣在管道運輸過程中發生沉積、結焦和堵塞，沿程抽取鍋爐煙氣為伴熱保證油氣溫度始終在300 ℃以上。另一部分進入熱風爐燃燒，利用熱風爐中高溫煙氣為熱解和干化提供熱量，最終從干燥窯爐出來的煙氣重新送進鍋爐燃燒。殘余固態物質經磁選、渦選后分離回收其中金屬，再通過玻選將破碎玻璃片分離，篩選后收集剩余的垃圾炭。垃圾炭可與煤粉混合送入鍋爐中燃燒發電?？紤]燃煤機組可能存在停機檢修問題，工藝路線也可靈活調整，熱解油氣不再分為2部分，而是全部送入熱風爐燃燒，為垃圾熱解干化提供能量，從而保證垃圾處理系統獨立運行，不受燃煤機組影響。

圖1 燃煤火電機組耦合生活垃圾無氧熱解靈活性處置工藝路線Fig.1 Process route for flexible disposal of anaerobic pyrolysis of domestic waste coupled with coal-fired thermal power units

1.2 現場試驗

本文為示范性研究，將長期工業化運行的200 t/d垃圾無氧熱解示范項目得到的富集氯的垃圾熱解炭運輸到2×55 MW燃煤火電機組現場進行耦合摻燒，并測試二噁英排放特性。200 t/d垃圾無氧熱解現場運行照片如圖2所示，其中生活垃圾無氧熱解裝置利用生活垃圾熱解產生的熱解油氣燃燒為整個系統供熱，同時產生垃圾炭；垃圾炭經破碎后再與煤粉按照一定比例摻混進入鍋爐燃燒發電。有關垃圾無氧熱解工藝介紹可參考文獻[33]。目前該試驗系統運行良好，部分處理產物如垃圾中鐵、銅、鋁等金屬可直接回收利用。

圖2 現場運行設備Fig.2 On-site operating equipment

試驗煤粉和生活垃圾的工業分析和元素分析見表1，其中生活垃圾Mad為55%，鍋爐所用的煤粉為劣質煤，Mad為1.93%。干燥窯爐溫度控制在120～200 ℃，熱解窯爐溫度在350～450 ℃。熱解過程固相產率在25%～30%?，F場試驗時生活垃圾處理量為200 t/d，生活垃圾耦合比為4%。試驗過程中對生活垃圾熱解的氣液相產物進行現場取樣分析，收集燃煤機組產生的飛灰和煙氣，測定二噁英含量。

表1 煤粉和生活垃圾的燃料特性Table 1 Fuel properties of pulverized coal and domestic waste

1.3 二噁英測定

考慮到富氯垃圾炭耦合焚燒后潛在的二噁英排放，試驗將煙氣取樣位置選在終端煙囪出口處，飛灰取樣位置在爐膛后半段。本次采樣測試委托陜西省環保集團測試，分別檢測純燒燃煤和垃圾耦合比4%時的燃煤鍋爐煙氣和飛灰中二噁英含量。煙氣中二噁英采樣和檢測方法按照HJ 77.2—2008《環境空氣和廢氣 二噁英類的測定 同位素稀釋高分辨氣相色譜-高分辨質譜法》進行，飛灰中二噁英采樣和檢測方法按照HJ 77.3—2008《固體廢物 二噁英類的測定 同位素稀釋高分辨氣相色譜-高分辨質譜法》進行?，F場采樣裝置為ZR-3720廢氣采樣器，其中的石英纖維濾膜和吸附材料聚氨基甲酸乙酯泡沫(PUF)可對煙氣和飛灰進行過濾和吸附。

2 結果與討論

2.1 垃圾熱解產物分析

生活垃圾熱解氣體成分見表2，焦油成分見表3。熱解氣體主要組成為H2O、H2、CO、CO2、CH4和C2H4。焦油元素組成以C為主，其次為O和H，Cl質量分數僅為0.09%。

表2 熱解氣體成分Table 2 Pyrolysis gas composition %

表3 焦油成分Table 3 Tar composition %

生活垃圾熱解產生的垃圾炭的工業分析和灰成分分析見表4、5，可知垃圾炭品質較好，其熱值為9.41 MJ/kg。同時垃圾炭中氯含量很高，達到7.35%，說明熱解過程中生活垃圾中氯大部分被富集在垃圾炭中。

表4 垃圾炭的燃料特性Table 4 Fuel properties of waste charcoal

表5 垃圾炭灰分組成Table 5 Ash composition of waste charcoal %

2.2 垃圾熱解油氣燃燒的二噁英排放

試驗測得生活垃圾無氧熱解系統排煙的二噁英質量濃度為0.11 ng/m3(以TEQ計，下同)，出口煙氣流速為17 372 m3/h，以該2×55 MW機組燃煤鍋爐為基準進行耦合計算，鍋爐負荷為35 t/h，爐膛出口氧量為4%。假設標準工況下煙氣密度為1.34 kg/m3(標況下，下同)，則鍋爐煙氣量約2.48×105m3/h(標況下，下同)。在垃圾無氧熱解協同處置系統中，若熱解系統煙氣全部通入燃煤鍋爐，在煤粉鍋爐1 300 ℃以上高溫灼燒下煙氣中二噁英會分解大部分，即使假設其不會減少，則無氧熱解系統煙氣對最終煤粉鍋爐煙氣形成的新增二噁英質量濃度也僅為0.007 7 ng/m3。相關研究表明，二噁英在850 ℃以上保留時間超過2 s分解率達99.99%以上[34-35]。但在爐膛低溫換熱區二噁英還會重新合成，尤其在250～450 ℃[36-37]，生成量占二噁英總生成量的70%以上[35]。考慮到二噁英在高溫下分解和低溫下重新合成，假設二噁英重新生成比為70%，則二噁英實際新增量應在0～5.4×10-3ng/m3。

2.3 生活垃圾耦合試驗的二噁英排放

按照圖1工藝路線進行生活垃圾耦合摻燒試驗和煤粉純燒試驗，生活垃圾耦合比為4%，并測試最終煙囪排放的煙氣和飛灰中二噁英含量，測試結果如圖3～5所示。煤粉純燒時，煙氣中二噁英主要組成為2,3,7,8-T4CDF和1,2,3,4,6,7,8-H7CDF，毒性貢獻最大為2,3,7,8-T4CDF和2,3,4,7,8-P5CDF；飛灰中二噁英含量最多為1,2,3,4,6,7,8-H7CDF，毒性貢獻最大為2,3,4,7,8-P5CDF。摻燒生活垃圾時，煙氣中2,3,7,8-T4CDF含量明顯增多，1,2,3,4,6,7,8-H7CDF含量減少。毒性貢獻最大仍為2,3,7,8-T4CDF和2,3,4,7,8-P5CDF。飛灰中二噁英主要組成為1,2,3,4,6,7,8-H7CDF，相比煤粉純燃燒，二噁英含量有所減少。相應地，飛灰中二噁英毒性也有所下降。

圖3 煙氣中二噁英的實測濃度與毒性當量濃度Fig.3 Measured concentration and toxic equivalent concentration of dioxins in flue gas

圖4 飛灰中二噁英的實測濃度與毒性當量濃度Fig.4 Measured concentration and toxic equivalent concentration of dioxins in fly ash

圖5 不同工況下煙氣中二噁英含量Fig.5 Dioxins content in flue gas under different working conditions

不同工況下煙氣中二噁英含量(其中熱解油氣純燒的二噁英排放考慮二噁英再生成作用取得最大值)如圖5所示。煤粉純燒時，測得煙氣中二噁英總質量濃度為6.05×10-3ng/m3；摻燒4%垃圾時，煙氣中二噁英總質量濃度為5.34×10-3ng/m3，二噁英總量在摻燒前后無明顯變化，加上熱風爐煙氣進入鍋爐帶來的新增二噁英，二噁英最大總質量濃度分別為1.145×10-2、1.074×10-2ng/m3，仍滿足GB 18485—2014《生活垃圾焚燒污染控制標準》規定的0.1 ng/m3限值要求，且低于最新出臺的上海市地方標準DB 31/1291—2021《燃煤耦合污泥電廠大氣污染物排放標準》中規定的二噁英排放量0.02 ng/m3。

正常垃圾焚燒爐煙氣中二噁英質量濃度為0.013～0.100 ng/m3。煤粉純燒時，飛灰中二噁英總質量分數為2.77 ng/kg；摻燒4%垃圾時，飛灰中二噁英總質量分數為1.30 ng/kg，摻燒生活垃圾后飛灰中二噁英含量減少。這與馬瀚程等[31]研究結果一致，黃晨等[38]研究表明在燃煤鍋爐中摻燒少量生活垃圾，煙氣和飛灰中二噁英含量不會增加，但摻燒比超過20%時，二噁英含量明顯增加。陸勝勇等[39]通過引入二噁英質量平衡方法，發現垃圾與煤在流化床焚燒爐內混燒能較大程度破環原生垃圾中二噁英。LU等[40-41]在實際條件和實際焚燒爐中發現生活垃圾與煤混燒可減少二噁英生成。

相關研究[42]表明，煤粉摻燒垃圾能降低二噁英生成主要是由于煤中硫物質的作用，煤與垃圾摻燒產生大量SO2，從而抑制二噁英生成。SO2抑制二噁英生成機理有：① SO2將生成二噁英的主要物質Cl2還原為HCl[43-44]；② 使參與二噁英再生成反應的催化劑中毒[45-47]；③ 使二噁英前驅物硫酸化[48]。試驗煤種干基含硫量為2.16%，屬于高硫煤，煙氣中SO2質量濃度約3 464.64 mg/m3[49]，遠高于正常鍋爐煙氣中SO2濃度，摻燒垃圾過程中會抑制二噁英生成。因此摻燒4%垃圾時煙氣和飛灰中二噁英含量均小于煤粉。但隨垃圾摻混比例增加，煤占比減少，混合物熱值降低，爐膛溫度下降，二噁英等不完全燃燒產物生成量繼續增加[50]。因此生活垃圾摻燒比例不能太大，利用本工藝路線按照摻混比4%協同處理生活垃圾對煙氣和飛灰中二噁英排放量影響不大。

3 結 論

1)針對生活垃圾處理，提出了一種新的生活垃圾無氧熱解靈活性耦合協同處置工藝方案，可實現生活垃圾協同處置，燃煤機組停爐檢修時，仍能保證系統自平衡正常運行。

2)生活垃圾熱解氣體主要組成為H2、CO、CH4、CO2等，焦油中Cl含量很低，Cl主要富集在垃圾炭中。

3)基于提出的工藝方案，在國內某2×55 MW燃煤機組上開展垃圾熱解產物耦合現場試驗，重點測試該燃煤機組二噁英生成排放特性，結果表明，利用本工藝路線處理垃圾產生的二噁英含量遠低于垃圾直接焚燒產生的二噁英含量。煤粉純燒時，煙氣中二噁英最大總質量濃度為1.145×10-2ng/m3(以TEQ計，下同)；垃圾摻燒比為4%時，煙氣中二噁英最大總質量濃度為1.074×10-2ng/m3，均滿足排放標準。