燃煤機組摻燒市政生活污泥現場試驗

李德波，闕正斌，苗建杰，陳 拓，陳智豪，陳兆立，馮永新

(1.南方電網電力科技股份有限公司，廣東 廣州 510080；2.華北電力大學 生物質發電成套設備國家工程實驗室，北京 102206；3.華北電力大學 動力工程系，河北 保定 071003)

0 引 言

生活污水處理廠能有效凈化廢水，避免污染物直接排入水域造成嚴重污染，對保護環境意義重大。然而，污水處理過程中會產生大量污泥，據統計2020年我國污水處理廠干污泥產量為11 627 678 t，較去年提高約5%，妥善處置污泥避免造成二次污染成為難題[1]。

GB/T 23484—2009《城鎮污水處理廠污泥處置分類》將處置方式分為土地利用、填埋、建筑材料利用和焚燒四大類[2]。發達國家和地區主要采用焚燒處理方式，而我國不同地區的污泥處置方式差別較大。據估計，截至2019年底，國內污泥土地利用處置約29.3%、焚燒處置約26.7%、填埋處置約20.1%、15.9%用于建筑材料，其余8.0%采用其他處置方式[3]。然而，由于土地利用困難、填埋空間不足和建筑材料利用要求較高等原因，焚燒處理越來越受到重視。污泥焚燒處理可分為單獨焚燒和與其他燃料摻混燃燒，在現有燃煤鍋爐中摻燒污泥是研究熱點之一[4-5]。

研究人員針對摻燒污泥過程，采用實驗室研究[6-8]、數值模擬[9-11]和現場試驗[12-17]等手段開展相關研究。實驗室研究偏向機理方面，如污染物生成與重金屬遷移過程。張自麗等[7]采用熱重傅里葉紅外聯用技術，研究了市政污泥與徐州煙煤摻燒的燃燒性能，明確了燃料中元素N與S的賦存形態，得到了NOx和SO2污染物生成過程的部分規律。史明哲等[8]針對煙氣循環式燃煤耦合污泥摻燒系統，在實驗室中采用管式爐、熱重分析儀和X射線熒光光譜分析儀等，研究了燃燒特性以及重金屬遷移特性，得到爐溫、氣體成分對重金屬遷移特性的影響規律。而數值模擬研究技術多用于運行參數研究優化。王海川等[9]采用Fluent軟件建立模型，對比多個鍋爐工況，重點研究了污泥含水量和摻混比例對煙氣流動、燃燒過程和污染物NOx排放等的影響，認為需將摻燒比例控制在合理范圍，同時可以采取干燥預處理等措施降低污泥水分。孟濤等[10]基于渦耗散模型對600 MW四角切圓煤粉鍋爐摻燒市政污泥進行數值模擬研究，使用Fluent軟件重點研究了二次風配風方式等因素對燃煤鍋爐內污泥摻混燃燒及NOx生成的影響，綜合對比分析后采用束腰配風方式。周科等[16]在某電廠開展混燒2種市政污泥試驗，探究污泥種類、含水率、摻燒比例對混燒時NO和SO2排放的影響規律，為該電廠的摻燒方案優化提供參考。劉笑等[17]對某600 MW機組四角切圓鍋爐進行了污泥摻燒試驗，研究重金屬遷移規律，發現煤和污泥混燃后大部分痕量元素遷移至飛灰和爐渣中，煙氣中Hg排放滿足排放要求。上述研究為進一步控制重金屬排放提供了參考。

2018年國內相關政府部門批準了多個燃煤機組摻燒污泥的試點項目，推動現場試驗研究。然而，目前現場試驗主要對象是大規模亞臨界及以上燃煤機組，針對較小規模的超高壓及以下的燃煤機組研究較少。基于團隊研究經驗，對國內某210 MW超高壓燃煤機組開展摻燒污泥現場試驗，深入分析在不同摻燒比例下燃料與灰渣的成分含量、鍋爐燃燒和煙氣污染物等情況，為較小規模超高壓燃煤機組摻燒污泥提供參考。

1 現場試驗

1.1 燃煤機組概況

基于國內某電廠的四角切圓超高壓燃煤機組開展試驗研究。該燃煤機組裝機容量為201 MW，額定運行負荷為550 t/h，相比一般燃煤機組規模較小。鍋爐從下到上設置5層燃燒器(A～E)，在現場試驗中燃煤與污泥分層送入，其中A～B層送入燃煤，C～E層送入污泥。

1.2 試驗工況

不同污泥摻燒比例下鍋爐內燃燒情況區別較大，研究表明摻燒比例0～10%對鍋爐燃燒影響較小[18]。為進一步研究摻燒比例對燃燒的影響，考慮運行負荷對燃燒的影響，參考GB/T 1084—2015《電站鍋爐性能試驗規程》[19]設計調試8個鍋爐摻燒污泥的試驗工況，具體見表1。

表1 摻燒污泥現場試驗工況

1.3 試驗設計與方法

1.3.1 固體樣品

為確保數據準確性，檢測給煤機處的燃煤樣品，每次取樣1～2 kg污泥。飛灰、爐渣和脫硫石膏是燃燒或煙氣凈化過程的產物，主要考察其重金屬和氯離子含量。重金屬含量體現其對環境的危害能力，氯離子含量間接說明燃燒過程發生高溫腐蝕的可能性和嚴重程度。考慮上述樣品的成分含量受多因素影響，每個樣品均取樣2次。

1.3.2 煙氣采樣與檢測方法

煙氣樣品的采樣位置為煙囪入口處，測定煙氣中污染物含量。針對常規的NOx、SO2和粉塵等污染物統一采用網格法測量濃度，即對煙道內多點分別測量濃度后取平均值(6%基準含氧量)。采用德國進口的煙氣分析儀檢測NOx濃度；采用連續測量的儀器檢測SO2濃度；采用重量法檢測粉塵濃度；采用順磁式氧量分析儀檢測O2濃度。

非常規污染物中重金屬及其化合物主要考察汞和二噁英。選用EPA Method 30B標準方法采樣，直接對吸附汞后的活性炭管進行分析，確定汞含量。依據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》，利用過濾、吸附和冷凝等原理分離煙氣中二噁英。

1.3.3 運行參數

燃煤機組中設置多個監控裝置，可測定溫度、壓力和流量等參數，在試驗開始和結束時記錄大氣壓力、溫度和濕度數據。

2 試驗結果與分析

2.1 燃料特性分析

燃煤與污泥的燃料特性分析結果見表2。由表2可知，污泥中全水分達42.30%，灰分達55.65%，污泥中硫分為2.22%，均高于燃煤。因此摻燒污泥后增大了燃料硫分、灰分和水分，進而導致熱值降低。

表2 燃料特性分析

2.2 燃料與燃燒產物的微量成分

表3為燃料與不同燃燒產物的重金屬質量分數。與煤相比，污泥中部分重金屬質量分數極高。對比燃燒產物發現，摻燒后飛灰與爐渣的重金屬質量分數僅在摻燒比例10%時，變化較明顯，與現有研究存在差別[17]。這可能是由于重金屬遷移受多方面影響，如樣品污泥中重金屬含量相對較低、測量方法準確度等。摻燒污泥對脫硫石膏基本沒有影響，因此認為使用濕法脫硫裝置幾乎不發生重金屬二次污染。

表3 燃料與固體產物的重金屬質量分數

續表

燃料中氯離子濃度影響爐內受熱面的高溫腐蝕過程，燃料氯離子質量分數高于0.250%時高溫腐蝕傾向較高[21]。對燃煤、污泥、飛灰和爐渣中氯離子含量進行采樣分析，化驗結果見表4。可知原煤的氯含量較低，污泥氯離子含量高于原煤，污泥氯離子質量分數為0.143%，仍屬于較低腐蝕傾向范圍。為減少受熱面高溫腐蝕，建議加強入廠污泥中氯離子的化驗并污泥摻燒比例。

表4 燃料及固體產物的氯離子質量分數

2.3 煙氣污染物排放

摻燒比例對常規煙氣污染物排放濃度(6% O2氛圍下)的影響如圖1所示。除常規煙氣污染物(NOx、SO2和粉塵)外，非常規污染物(重金屬及其化合物、二噁英類)同樣受到重視。

圖1 摻燒比例與常規煙氣污染物排放濃度的關系Fig.1 Relationship between blending ratio and conventional flue gas pollutants emission concentration

然而，國內尚未發布明確的燃煤摻燒污泥的排放標準。對于常規煙氣污染物，一般執行燃煤煙氣超低排放標準，同樣采用6%含氧量作為折算基準。而對于非常規煙氣污染物，則參考垃圾焚燒煙氣的相關排放標準。

2.3.1 NOx

試驗期間不同工況下的NOx質量濃度變化情況(6% O2氛圍下)如圖2所示。由圖2可以看出，各個試驗工況NOx質量濃度無明顯變化，約為42 mg/m3。整體而言，NOx質量濃度均小于燃煤煙氣的超低排放標準(50 mg/m3)，摻燒污泥可以滿足NOx的排放規定。

圖2 摻燒比例與NOx排放濃度的關系Fig.2 Relationship between blending ratio and NOx emission concentration

2.3.2 SO2

不同工況下SO2質量濃度(6% O2氛圍下)如圖3所示，SO2質量濃度波動較大，但與其他污染物相比變化幅度較小。

圖3 摻燒比例與SO2排放濃度的關系Fig.3 Relationship between blending ratio and SO2emission concentration

從第2.1節知混合燃料硫含量高于燃煤，因此燃燒生成的SO2污染物濃度增大。試驗測得的脫硫塔進口煙氣中SO2質量濃度在800～900 mg/m3，排放煙氣中SO2質量濃度在0～15 mg/m3，燃煤電廠濕法脫硫裝置脫除效率達98%以上。

2.3.3 粉塵

試驗期間不同工況下粉塵質量濃度情況(6% O2氛圍下)如圖4所示，發現粉塵質量濃度維持在5 mg/m3左右，滿足燃煤煙氣超低排放標準。

圖4 摻燒比例與粉塵排放濃度的關系Fig.4 Relationship between blending ratio and dust emission concentration

2.3.4 重金屬及其化合物

結合第2.1節可知，混合燃料中的重金屬含量增加，理論上其遷移到煙氣中導致煙氣重金屬濃度提高。為了更直觀了解重金屬向煙氣的遷移情況，選取工況1和工況4的煙氣重金屬含量進行對比，見表5。

表5 不同工況煙氣中重金屬質量濃度

由于目前缺少燃煤電廠摻燒污泥后煙囪出口處重金屬相應標準，參考GB 18485—2014《生活垃圾焚燒污染控制標準》[22]。由表5可知，摻燒10%污泥的工況下，煙囪入口煙道煙氣中重金屬含量均有所上升，增幅最高達3.6倍，但仍能滿足排放要求。

2.3.5 二噁英類

由于污泥含水量較大、熱值較低，一般認為與煤摻燒促進二噁英生成，且受其他因素影響，本文在工況4現場試驗的基礎上，測量了煙氣中二噁英濃度。參考GB 18485—2014《生活垃圾焚燒污染控制標準》采用11%含氧量作為折算濃度基準[22]。3次平行測量結果分別為0.017、0.021和0.026 ng/m3，平均質量濃度為0.021 ng/m3，低于國家標準的排放要求(0.1 ng/m3)。

2.4 燃燒溫度及穩定性

污泥水分高、熱值較低是不利于摻燒的主要原因，摻燒污泥對鍋爐穩定運行有一定影響。表6為鍋爐負荷550 t/h時不同摻燒比例工況的爐膛溫度測量結果。由表6可知，不摻燒污泥時爐膛溫度為951.75 ℃，摻燒3%污泥時爐膛溫度為954 ℃，摻燒5%污泥時爐膛溫度為939.5 ℃，摻燒10%污泥時爐膛溫度為935.25 ℃。可知隨摻燒比例增加，爐膛溫度呈小幅下降趨勢，未明顯影響燃燒過程。分析不同測量點之間差值以及同一測量點最值，發現摻燒污泥后導致溫度波動變大，即不利于穩定燃燒。

表6 不同工況下的爐膛溫度測量結果

2.5 鍋爐熱效率

鍋爐效率試驗工況為鍋爐負荷485和550 t/h、摻燒比例0、3%、5%、10%，測量相關數據完成鍋爐效率計算。

圖5為試驗期間不同工況下的鍋爐熱效率變化情況。由圖5可以看出，摻燒比例增大，鍋爐熱效率呈下降趨勢，但降幅較低。摻燒10%污泥時，熱效率下降幅度均不超過0.5%，摻燒污泥對熱效率影響不顯著。

圖5 摻燒比例與鍋爐熱效率的關系Fig.5 Relationship between mixing ratio and boiler thermal efficiency

因此，造成摻燒污泥后鍋爐熱效率下降的主要原因是固體不完全燃燒熱損失增加。相較不摻燒污泥的工況，鍋爐負荷為550 t/h時，摻燒10%污泥的固體不完全燃燒熱損失升高0.52%；鍋爐負荷485 t/h工況，摻燒10%污泥的固體不完全燃燒熱損失升高0.41%，鍋爐負荷對其影響較小，故造成固體不完全燃燒熱損失升高的主要原因是污泥灰分高。

2.6 受熱面積灰與腐蝕

受熱面積灰與腐蝕問題與燃料灰熔融溫度相關，因此對燃煤、污泥以及不同摻混比例的混合燃料分別開展灰熔融溫度試驗，見表7。可知隨污泥比例增加，灰熔融溫度下降。摻入10%污泥混合燃料的軟化溫度TS為1 310 ℃，高于1 200 ℃。摻入10%污泥混合燃料的軟化溫度比燃煤的軟化溫度下降50 ℃。摻入10%污泥混合燃料的軟化區間溫度(TS-TD)低于100 ℃，屬于短渣。

表7 燃料的灰熔融溫度情況

總之，摻燒10%污泥的對結渣特性影響不大，但隨灰熔融溫度下降，結渣風險仍會增加，建議摻燒污泥比例不超過10%，并且在運行中觀察結渣等情況。

2.7 風煙系統

與未摻燒工況相比，摻燒工況下由于燃料發生變化，所需燃燒空氣量與產生的排放煙氣量也會變化，因此需對風煙系統進行運行調整優化，優化對象主要為一次風機、二次風機和引風機。試驗過程中對比了工況1與工況4中風煙系統各風機運行時的最大電流與平均電流，見表8。

表8 不同工況下風機運行電流情況

總體而言，摻燒前后各風機的平均電流值基本一致，說明對風煙系統運行影響較小，適當調整后風煙系統可以正常運行。其中二次風機的平均電流相對提升較多，達1.5 A，分析認為是由于混合燃料與燃煤區別較大，需要靈活調整二次風送風量。

3 結 論

1)燃煤與生活污泥在組成成分上差別較大，混合燃料成分隨摻混比例的不同而有所差別。隨摻混比例增大，飛灰、爐渣和脫硫石膏的重金屬含量增加，增大二次污染風險；污泥氯離子質量分數為0.143%，高溫腐蝕傾向較低，但繼續提高混合燃料氯離子含量，增加高溫腐蝕風險。

2)常規煙氣污染物NOx、SO2和粉塵排放受摻燒影響較小，現有煙氣凈化工藝可確保滿足燃煤煙氣超低排放要求；重金屬及其化合物等污染物濃度在摻燒污泥后普遍上升，最高提升了約3.6倍，但仍滿足相關排放要求；滿負荷工況下摻燒10%污泥時，二噁英平均質量濃度為0.021 ng/m3(以毒性當量濃度TEQ計)，滿足環保要求。

3)在摻燒10%生活污泥時，爐膛平均溫度僅下降15 ℃，熱效率降幅低于0.5%，影響并不顯著。另外，灰熔融溫度明顯降低，會增大受熱面結渣積灰和腐蝕的風險，需考慮采取防腐等措施；風煙系統各級風機受摻燒污泥影響較小，適當調整后均能夠正常運行。