濕污泥濕污泥制取燃氣影響因素

濕污泥加熱模式對熱解產物的影響

將含水率84%的污泥原樣分別在兩種加熱模式下進行熱解:①室溫作為起始溫度,在10℃·min的升溫速率下加熱至1000℃,并保溫30min;②當爐溫升至500℃時,將污泥迅速送入反應區(qū),并在平均升溫速率為10℃·min的情況下加熱至1000℃,保溫30min.一般而言,當溫度達到150℃左右時,污泥中的揮發(fā)份開始析出(Cabaleroetal., 1997;甘義群, 2005),故模式1從150℃開始, 每隔100℃收集2min氣體作氣相色譜分析;而在模式2 作用下,樣品推入爐中反應即刻發(fā)生,為詳細了解氣體組分的變化, 故該模式下是每隔50℃收集2min氣體.當溫度升至1000℃后,間隔10min收集同樣時間的氣體以比較氣相產物組成的變化(1000℃測定了0、10、20、30min的數據).加熱模式對不同溫度段產生的熱解氣體組分的影響 .在模式1 條件下,當溫度升至1000℃時才有H2生成,而CO則是在熱解溫度達到650℃時出現大幅增長;在模式2條件下,當熱解溫度為850℃時, H2體積分數已經達到11%,并在后續(xù)反應中保持平穩(wěn)上升趨勢, 與此同時, CO的體積分數也隨著溫度的升高逐漸從2%增至26%,且模式2中各溫度段所生成的其他氣體比率明顯比模式1 作用下產生的氣體比率高.綜合考慮, 將溫度升至設定溫度后再將物料送入反應區(qū)的加熱模式2有利于得到富含H₂、CO和CH₄的高品質可燃氣體.這是由于在模式1條件下,污泥經歷了較長的反應時間,且能量供給過程較為平緩, 揮發(fā)份在析出并分解的初期所產生的重質烴等中間產物會由載氣帶出高溫區(qū)間,經冷凝形成焦油和少量氣體, 令樣品揮發(fā)份及中間產物含量降低, 使得后續(xù)裂解所得的氣體量減少;而模式2中,脫水污泥在經歷了初始熱解階段后,產生的大分子碳氫化合物迅速發(fā)生二次裂解,生成大量H2、CO、CH4等小分子氣體, 使得相同溫度段下的可燃氣體積比率顯著增大,令燃氣品質得到提高.因此, 在以回收富氫燃氣為目的的高溫熱解過程中,宜采用當爐溫升至設定溫度后再投入物料的加熱模式.

濕污泥溫度對熱解產物的影響

在100℃·min的升溫速率下,熱解終溫對含水率84%污泥熱解后產物產率分布及氣相產物熱值的影響如表2 所示.從表2中可以看出,當溫度從700℃升至1000℃時,氣相產物產率得到明顯提高,液相和固相產物的產率則相應降低,且液相產物產率的降低幅度明顯高于固相產物,說明氣體的增加主要來自液相組分即焦油的二次裂解.另外, 隨著溫度的升高,熱解氣體的熱值與其產率的變化趨勢一致,從12624kJ·m提高至14248kJ·m,說明溫度的提高有利于得到高熱值的可燃氣體.其中, CO和H2的組成對后續(xù)制氫工藝有較大作用.由圖3可知, 當溫度從700℃提高到1000℃時, H2體積分數從11%增加到30%.這是因為當溫度升高時,熱解所提供的能量得到相應增大,一方面令污泥中有機物料的C— H鍵在該能量作用下迅速斷裂,生成H2;另一方面, 高溫下水蒸氣氣化反應也有利于H2的生成.另外,氣體組分中CO 體積分數由15%增長為32%;CO H2體積分數從31.7%增加為61.8%, H2與CO體積比則從0.56增至0.91;CO2體積分數雖然在700 ～800℃的階段減小,但溫度繼續(xù)升高后CO2體積分數又有所增加; CH4產量的變化趨勢較為平緩;而C2H4、C2H6和C3H8組分比率則出現相應降低.這是因為在高溫下,脫水污泥中固有的大量水分迅速轉化為高溫水蒸氣, 并和熱解產物如C、CH4等發(fā)生如下吸熱反應。

濕污泥升溫速率對熱解產物的影響

不同升溫速率對含水率為84%的污泥在1000℃下熱解的影響.當熱解升溫速率從22℃· min提高到100℃·min時, 氣態(tài)產物產量由31.9%升至36%, 液態(tài)產物產量則由57.8%下降到53.9%,固態(tài)產物產量變化不大.這說明在高溫條件下提高污泥熱解的升溫速率有利于液態(tài)產物的二次裂解和氣態(tài)產物的生成.這主要是因為氣體和焦油的產率在很大程度上是由揮發(fā)分的一次裂解和焦油的二次裂解反應決定的,提高升溫速率可使物料在較短時間內達到設定溫度,令揮發(fā)分在高溫環(huán)境下的停留時間增加,促進二次裂解的進行, 使得燃氣產率提高,焦油產率下降.另外, 在一定的熱解時間內, 低升溫速率可延長物料在低溫區(qū)的停留時間, 促進脫水和炭化反應, 導致炭產率增加.由于本實驗中的熱解溫度高達1000℃,物料在反應區(qū)內也經歷了足夠長的停留時間,反應較為完全, 改變升溫速率對其影響不大,故所得氣體的熱值無明顯變化趨勢.2100433B

通常把污水廠污泥的穩(wěn)定和脫水 ( 一般脫水至含水率達70% ～80% )稱作濕污泥的處理;將濕污泥的堆肥、填埋、干化和焚燒及最終利用，稱為濕污泥的處置。濕污泥填埋是我國目前使用最多的方法，但是必須占用大量土地資源，并且往往伴隨著不良氣味的散發(fā)，如果處理不當還可能污染地下水、傳播傳染病等;土地利用例如堆肥法是污泥資源化的好途徑，問題在于如何降低重金屬含量和提高堆肥肥力以維持市場化運作; 焚燒法是有效地對污泥進行減容和無害化處理的方法之一，但也存在著一定的弊端，例如焚燒廠的基建投資和運行費用相當高，控制運行不當將有不完全燃燒產物和有害氣體產生，對大氣造成二次污染，焚燒后的爐渣還要填埋或處理，也可能對環(huán)境產生二次污染 。

隨著我國城市化進程的加快, 污水處理率逐年提高,污泥產量也隨之急劇增加,一般而言,污水處理流程中產生的污泥通常含有 95%的水分, 為減少體積、降低運輸成本及便于后續(xù)處理,一般都會采用真空過濾法、壓濾法 、離心法和壓帶法對污泥進行機械脫水 .然而處理后的脫水污泥含水率仍高達 70% ～ 80%, 這部分水分只能通過熱干燥的方式去除, 而正是該過程增加了污泥處理處置的成本 .熱解法作為城市污水污泥焚燒處理的替代技術,因其經濟性好、二次污染小、熱解產物利用價值高等優(yōu)點受到了廣泛關注.同時, 我國城市污泥中有機物含量和熱值日漸增高,也使其具備了熱處理的潛力.目前,通過對干污泥及其他生物質進行中高溫熱解來回收能源的工藝已成為國外研究如何處置固體廢棄物的重點, 而國內在該領域的研究仍處于起步階段, 尤其是針對含水率高達80%左右的脫水污泥進行高溫熱解的研究還鮮見報道.

污水廠的柵渣常用破碎機割裂后回入廢水。污水廠污泥因富含有機物常予穩(wěn)定，方法有生物法（污泥消化、堆肥）、焚燒法和濕氧化法(也稱濕燒法)等。這些方法同時有殺滅病原菌和寄生蟲卵的效果。

污泥含水量常在95%以上。污泥的體積約與其含固（體）率成反比；含固率從5%提高到10%時,體積約減為1/2。為了便于處理和處置,常分三階段減少其含水率，即污泥濃縮、污泥脫水和污泥干化。 濃縮污泥的含水率常在90%以上，仍為流體。脫水污泥的含水率一般在80%左右，已呈固態(tài)。用焚燒法處理脫水污泥時，可將部分濕泥干化為含水率低于10%的粉狀干泥，可作為園肥出售。消化污泥（見污泥消化）脫水前常先混凝，為降低混凝劑用量，常用廢水淘洗以降低污泥的堿度。

空調區(qū)的夏季散濕量應考慮散濕源的種類、人員群集系數、同時使用系數以及通風系數等，并根據下列各項確定：

1 人體散濕量

2 滲透空氣帶入的濕量

3 化學反應過程的散濕量

4 非圍護結構各種潮濕表面、液面或液流的散濕量

5 食品或氣體物料的散濕量

6 設備散濕量

7 圍護結構散濕量

污水廠污泥經處理后，犁入土壤(肥田)、投海、填地（掩埋）或棄置。濕泥和脫水污泥都可用于肥田。英國有20多個城市用專門設計的車輛，把污泥均勻地施放到田地上并犁入土壤。每年施放的污泥如果平鋪在田地上，厚度在2.3～5.6厘米之間。

英國還盛行污泥投海。在1909年就開始了，直到現在倫敦等城市仍在使用。用管道將濕泥輸送到海濱后，可以用船運到遠離海岸的水域投放。也可以就近排入深水，利用海潮的擴散能力將其稀釋,經長期密切監(jiān)測,沒有發(fā)現不合要求的情況。但是，把廢棄物投放海洋是有爭議的。

棄置和填地在美國比較盛行。棄置指把污泥直接傾倒在廢礦井或洼地。僅適用于消化污泥、有機物少的沉砂池沉渣和污泥焚燒爐灰渣。填地不是簡單的傾倒，常和城市垃圾一起掩埋在土壤中，傾倒之后立即壓實并用泥土覆蓋。掩埋只適用于有合適的土地的場合。位置要恰當，運泥車輛不要穿越人口眾多的城區(qū)，不要影響城區(qū)的衛(wèi)生。場地的雨水和下滲水不得污染地表水和地下水。

給水處理廠的柵渣和污泥在脫水后常作為一般垃圾予以棄置、掩埋或投海。