循環(huán)流化床大氣污染物排放模型研究

黃 鵬，趙 冰，王家林，鞏太義，王 勇，王東振

(1.新能源電力系統(tǒng)國家重點實驗室(華北電力大學)，北京 102206；2.華電國際電力股份有限公司 天津開發(fā)區(qū)分公司，天津 300270；3.中國華電集團天津公司，天津 300203)

0 引 言

循環(huán)流化床燃燒技術是20世紀70年代末至80年代初出現(xiàn)的一種燃燒技術[1]，其對煤種適應好，鍋爐NOx與SO2排放量低，近年來得到迅速發(fā)展[2]。但隨著國家環(huán)保局對環(huán)境污染控制愈發(fā)嚴格，循環(huán)流化床原有的大氣污染物排放通常無法達標[3]，因此，大部分循環(huán)流化床在爐膛煙氣出口建設低成本的SNCR[4]，并在煙氣尾部加入“石灰石-石膏濕法脫硫”等技術，使機組大氣污染物排放達到超低排放標準。

目前循環(huán)流化床鍋爐大氣污染物排放模型還處于試驗階段，實際工程中應用較少。Rajan等[5]建立了流化床燃燒室的綜合模型，可實現(xiàn)對大氣污染物的預測。Francesco Miccio等[6]對循環(huán)流化床鍋爐SO2和NOx排放規(guī)律進行了研究，得到SO2排放增加時，CO濃度提高，使NO排放減少。李政等[7]建立了循環(huán)流化床通用數學模型，其中有爐內脫硫和NOx排放模型。李競岌等[8]研究了循環(huán)流化床鍋爐密相區(qū)焦炭氮形成NOx的生成機理與NOx的還原反應動力學，并利用BP人工神經網絡分析了NOx排放的影響因素，進而建立了NOx排放模型，模型考慮了床溫、煤種、配風等因素對NOx排放的影響。以上模型均是通過試驗得出，實際工程中條件有限，如爐內殘?zhí)剂?、CO濃度、SO2濃度、NO濃度等測量難以實現(xiàn)，導致模型在實際工程中的應用有限，因此需要根據實際情況調整模型，以適應實際工程。

本文將模型宏觀化，在即燃碳量模型的基礎上，利用現(xiàn)場可用測點，通過模型簡化與推導，得到實際工程中循環(huán)流化床鍋爐大氣污染物的排放模型，并在某330 MW亞臨界循環(huán)流化床鍋爐的實際運行數據中得到驗證。模型能基本預測循環(huán)流化床鍋爐大氣污染物排放濃度且能精確預測污染物濃度的變化趨勢。最后在實際運行數據的基礎上利用模型進行了風量和煤量變化試驗，以期為實際運行提供一定參考。

1 循環(huán)流化床爐內即燃碳生成模型

1.1 即燃碳生成原理

煤粉爐中，煤粉存在的時間極短，從入爐到燃燒完成僅需幾秒，因此煤粉爐中幾乎不存在殘?zhí)?。而循環(huán)流化床鍋爐與煤粉爐不同，由于顆粒直徑較大，碳顆粒進入循環(huán)流化床爐膛后大致會經歷4個階段[9]：① 加熱至床層溫度，約2 s；② 揮發(fā)分析出并燃燒，約幾十秒；③ 揮發(fā)分析出后即燃碳被加熱至著火溫度；④ 即燃碳燃燒，該過程時間較長。即燃碳形成的主要原因是寬篩分粒徑的煤顆粒進入爐膛后，不能立即燃燒，而是長期處于第4階段，但該階段即燃碳的燃燒速率與給煤流量不匹配時，會導致即燃碳殘存量變化。

1.2 即燃碳模型

將循環(huán)流化床鍋爐視為一個反應容器，煤顆粒進入爐膛后進行反應，反應結束后被排渣或煙氣帶走，而未反應的即燃碳[10]保存在爐膛內。根據質量守恒，得到

(1)

其中，Mc為爐內殘存的即燃碳量，kg；Wc為當前時刻給煤量，kg/s；ηw為煤種的收到基碳質量分數，%；Rc為即燃碳的反應消耗量，kg/s；P為排渣量，kg/s；ηp為排渣中碳的質量分數，%；FL為飛灰量，kg/s；ηfl為飛灰中碳的質量分數，%。一般情況下，排渣量中碳質量分數和飛灰可燃物含量很低，假定為0，則爐膛中殘存的即燃碳積累的變化量可視為入爐碳量與反應消耗的即燃碳量之差。若反應消耗的即燃碳量大于入爐碳量時，爐內殘存的即燃碳量降低。

對于單個即燃碳顆粒，其燃燒速率[10]為

(2)

其中，rc為單個即燃碳顆粒燃燒速率，kg/s；dc為即燃碳直徑，m；kc為即燃碳顆粒的燃燒速率常數；c(O2)為氧氣濃度，kmol/m3。根據LaNauze的試驗，即燃碳顆粒的燃燒速率常數應著重考慮床溫的影響，其表達式[11]為

(3)

式中，T為床溫，K。

模型建立過程中，床溫處于850 ℃左右，可近似為850 ℃，因此即燃碳燃燒速率常數在模型中可近似看作常數，kc≈0.16。

氧氣濃度c(O2)在爐膛內與入爐總風量之間的關系[12]為

c(O2)=k(O2)A

(4)

式中，k(O2)為氧氣濃度與總風量之間的關系系數；A為當前入爐總風量，m3/s。

若將即燃碳直徑dc視為常數，綜合式(2)～(4)，得到即燃碳燃燒總速率為

(5)

式中，Rc為即燃碳燃燒總速率，kg/s；ρc為即燃碳密度，kg/m3。

爐內即燃碳燃燒生成的CO與CO2存在濃度平衡，平衡系數由床溫和即燃碳粒徑決定[13]。模型建立過程中，床溫和即燃碳粒徑均視為定值，且不考慮CO到CO2的轉換，則即燃碳周圍CO初始濃度可表示為

(6)

其中，Y(CO)為即燃碳周圍CO濃度，kg/m3；k為待修正的系數，其與即燃碳溫度和粒徑相關?？梢钥闯?，在不考慮床溫和即燃碳粒徑變化的情況下，爐內即燃碳附近的CO濃度與爐內殘存的即燃碳量呈正比關系。

2 循環(huán)流化床SO2排放模型

流化床中的S元素主要分為2部分析出：① 由有機硫從揮發(fā)分中析出S元素后，與O2反應生成SO2，其反應速度相當快；② 由無機硫生成，該過程通常經歷幾分鐘。在床溫900 ℃左右的循環(huán)流化床鍋爐，煤中約有90%的硫元素最終轉換成SO2。因此，假設有機硫生成SO2的速度很快，進爐膛即刻發(fā)生反應，而無機硫隨即燃碳燃燒生成SO2。

因此，爐內SO2生成量為

MS=ηs(Wcξyj+Rcξwj)

(7)

式中，MS為爐內SO2最初生成量，kg/s；ξyj為給煤中有機硫含量，%；ξwj為即燃碳中無機硫含量，%；ηs為S元素向SO2轉化率，一般取0.9。

循環(huán)流化床鍋爐爐內脫硫手段主要是通過噴入石灰石。石灰石進入爐膛后，經煅燒分解，形成多孔的CaO。

(8)

當SO2擴散到CaO外表和內孔時，被氧化鈣吸附，形成CaSO3或CaSO4。CaSO3被氧化生成CaSO4，為簡化過程，本文中爐內脫硫產物統(tǒng)一為CaSO4。

(9)

當表面形成的產物達到一定濃度時，完全覆蓋CaO，阻止反應繼續(xù)進行。因此若要脫除爐內SO2，石灰石與SO2的摩爾比即“Ca/S”通常大于1，一般在1.5～2.5。

因此，進入爐內的石灰石不能完全按照1∶1進行脫硫，為簡化模型，假設石灰石流量與其脫除的SO2量存在一定比例關系，即

T(SO2)=k1W(CaO)

(10)

式中，T(SO2)為脫硫劑脫除的SO2量，kg/s；W(CaO)為石灰石流量，kg/s；k1為石灰石脫除SO2的比例系數。

脫硫塔入口SO2濃度為

(11)

式中，S為脫硫塔入口SO2濃度，mg/m3；qYQ為煙氣流量，m3/s。

3 循環(huán)流化床爐內NOx生成機理與排放模型

3.1 循環(huán)流化床爐內NOx生成機理

火電廠煤燃燒過程中生成的NOx一般有3種：熱力型、快速型以及燃料型。熱力型NOx主要由空氣中的N2與O2在高溫下(通常1 300 ℃以上)反應產生。快速型NOx是燃燒過程中CHi自由基團與N2反應生成中間產物HCN，進一步氧化生成NOx。燃料型NOx是由煤中含N化合物在一定條件下被氧化生成NOx。通常，流化床燃燒溫度為850～900 ℃，熱力型NOx的生成量幾乎為0，且普遍認為，流化床燃燒過程中，CHi基團生成量很少，可忽略。因此，循環(huán)流化床鍋爐燃燒過程中的產物主要是燃料型NOx，即來自煤中N元素的轉化。

流化床中燃料型NOx的最終生成較復雜，燃料進入爐膛后，揮發(fā)分中的N元素揮發(fā)，并被空氣中的O原子氧化為NO，同時，隨著即燃碳燃燒，即燃碳中的N會發(fā)生化學反應生成NO，但其會被含N中間產物和CO還原生成N2進而終止反應。

在整個反應過程以及最終排放中，含有部分N2O，但部分N2O會被還原成NO。為簡化過程，忽略N2O的存在與排放[13-14]，假設最后所有燃料N在最終都按照一定比例轉換成NO，而部分NO又被還原性物質還原成N2，即最終NOx的產物為NO。其中，脫硫劑CaO對NO的形成具有一定催化作用[15]。

3.2 循環(huán)流化床NOx排放模型

3.2.1循環(huán)流化床NOx排放模型簡化條件

NOx的生成與還原過程復雜，在實際工程中，由于技術所限，本文假設條件如下：

1)燃料N在揮發(fā)分和即燃碳中均勻分布，其初步產物均為NO，揮發(fā)分與即燃碳中的燃料N轉化為NO的轉化率相同，且與揮發(fā)分相關[6]。

2)最終排放的NOx均為NO，該假設已在多個文獻中得到認可[16]。

3)揮發(fā)分N進入爐膛立即被轉換為NO，可忽略反應時間。

4)爐內進行NO還原的介質較多且還原系數不同，但即燃碳是爐內主要存在的還原介質，其質量遠大于其他成分，因此假設爐內NO的還原僅以即燃碳作為介質，且還原反應物假設與文獻[7]相同，只存在CO。

5)忽略CaO對NO的催化影響。

3.2.2循環(huán)流化床NOx排放模型

揮發(fā)分的析出過程很快，隨著給煤進入爐膛后即刻析出燃燒并產生NO，根據假設條件(3)，得到揮發(fā)分NO生成計算公式為

(12)

式中，H(NO)為揮發(fā)分生成的NO量，kg/s；M(NO)為NO的摩爾質量，kg/mol；M(N)為氮原子的摩爾質量，kg/mol；ξVNO為揮發(fā)分N含量，%；x(NO)為燃料氮轉化率，與揮發(fā)分有關[6]。

即燃碳中N生成的NO量與給煤量無關，只與即燃碳燃燒速率相關，即

(13)

式中，McNO(t)為即燃碳燃燒生成的NO量，kg/s；ξcNO為即燃碳中的N含量，%。

爐膛內NO的初始生成量N為

N=H(NO)+McNO

(14)

借助爐內殘存的即燃碳，生成的NO與CO發(fā)生化學反應，即

(15)

對單個即燃碳顆粒表面NO的反應速率可按式(16)[13]進行估算。

(16)

式中，Y(NO)為爐膛內初始NO質量濃度，kg/m3。

根據式(6)、(16)，得到NO還原總量與即燃碳之間的關系為

(17)

式中，R(NO)為爐內NO還原總量，kg/s；k2為需要辨識的參數。

根據NO的初始生成量與還原量，得到脫硝反應器入口NO量Nr為

Nr=N-R(NO)

(18)

模型電廠是采用噴氨進行脫硝，NO進入脫硝反應器后，發(fā)生的反應為

(19)

可以看到，NO和NH3的氮摩爾比為1∶1，且部分NH3不參加反應，形成氨逃逸。根據質量守恒定律，得到脫硝反應器出口NO量為

(20)

其中，Nc為脫硝出口NO量，kg/s；F(NH3)為氨水溶液流量，kg/s；η(NH3)為氨水溶液中NH3含量，%；M(NH3)為NH3摩爾質量，kg/mol；T(NH3)為氨逃逸量，kg/s。

得到NOx排放濃度Np為

(21)

4 模型驗證與試驗

運行數據來源于某330 MW亞臨界循環(huán)流化床鍋爐，煤質性質見表1。

表1 燃料煤工業(yè)分析與元素分析

4.1 SO2排放模型驗證

取243 MW穩(wěn)態(tài)負荷的運行參數，取樣時間為1 800 s，經參數辨識，k1=0.3，得到脫硫塔入口SO2濃度計算值與實際值如圖1所示。

圖1 SO2濃度模型計算值與實際值Fig.1 Calculation value and actual value of SO2concentration model

穩(wěn)態(tài)工況時，脫硫塔入口SO2濃度較穩(wěn)定，模型計算值與實際值擬合度較好，但模型計算值較實際值變化超前，因此將模型計算值后移120 s后，得到圖2。

圖2 SO2濃度模型計算值后移120 s后與實際值Fig.2 Calculated value of SO2 concentration model being shifted back for 120 s and the actual value

由圖2可看出，后移120 s后，模型計算值與實際值的擬合度進一步優(yōu)化，可推測模型計算值較實際值提前約120 s，主要是因為SO2濃度測點在脫硫塔入口，而SO2的生成與脫除均在爐膛內完成，導致SO2濃度的實際測量值遲延。本文的遲延時間與文獻[17]吻合，說明在穩(wěn)態(tài)時，本文的模型基本能滿足要求。

為泛化模型的可行性，在另外1 800 s變負荷中進行計算，并將計算值后移120 s后，得到計算值與實際值如圖3所示。

圖3 變負荷時SO2濃度模型計算值與實際值Fig.3 Calculation value and actual value of SO2concentration model under variable load

由圖3可知，負荷從243 MW降至195 MW時，脫硫塔入口SO2濃度值呈明顯下降趨勢，最大變化從3 000 mg/m3降至150 mg/m3，模型仍能較好地滿足要求，并較實際值提前約120 s，說明該模型在變負荷時也能較好地進行預測。

4.2 NOx排放模型驗證

NOx排放濃度采樣區(qū)間與SO2排放濃度采樣區(qū)間一致，經參數辨識，得到k2=0.000 3，模型計算值與脫硫塔入口NOx實際濃度如圖4所示。

圖4 NOx濃度模型計算值與實際值Fig.4 Calculation value and actual value of NOxconcentration model

由圖4可知，穩(wěn)態(tài)時模型計算值較實際值偏差較大，但模型計算值較實際值超前180 s，將模型計算值后移180 s后與實際值作比較，如圖5所示。

圖5 NOx濃度模型計算值后移180 s后與實際值Fig.5 Calculated value of NOx concentration model being shifted back 180 s and the actual value

由圖5可知，將模型計算值后移180 s后與實際值擬合度較好，說明NOx模型計算值較實際值提前約180 s，其原因與SO2模型計算值超前實際值類似。

為泛化NOx排放模型的適應能力，選取與SO2濃度模型相同的變負荷區(qū)間，并將模型計算值后移180 s后與實際值作比較，如圖6所示?？芍谪摵上陆禃r間內，NOx濃度從42 mg/m3升到76 mg/m3，模型仍能較好地滿足要求，并較實際值提前約180 s。在降負荷后期，超前時間甚至可達4 min，這與負荷下降使煙氣流速下降有關。

圖6 變負荷時NOx濃度模型計算值與實際值Fig.6 Calculated value and actual value of NOxconcentration model at variable load

4.3 即燃碳量與循環(huán)流化床大氣污染物關系

模型中，變負荷期間即燃碳量與大氣污染物排放濃度計算值之間的關系如圖7所示。

圖7 即燃碳與大氣污染物排放濃度Fig.7 Burning carbon and air pollutant concentration

從圖7可以看到，降負荷初期，一般是先減煤后減風，該運行操作會降低入爐燃料中有機硫含量與爐內即燃碳量，造成SO2生成量減少。同時，煙氣流量變化不大，這是導致該區(qū)間即燃碳量降低、SO2濃度計算值降低的原因。經一段運行時間的調整，風量與煤量進一步下降，即燃碳量恢復到之前值，此時SO2濃度小幅上升?？傮w來說，SO2排放濃度變化的小趨勢與即燃碳量變化趨勢呈正相關，而具體值與爐內生成量和脫硫劑脫除量相關。

而SNCR入口NOx濃度值與流化床爐內即燃碳變化趨勢相反。具體原因為：根據式(17)，爐內即燃碳量越高，爐內還原性越強，還原的NO越多，導致SNCR入口NOx濃度下降，反之則SNCR入口濃度值上升。

4.4 風量與煤量變化對大氣污染物排放濃度的影響

4.4.1風量變化對大氣污染物排放濃度的影響

在原運行數據中，將風量增大10%，煙氣流量也相應增大10%，而其他運行參數不變，通過模型計算得到脫硫塔入口SO2濃度值與SNCR入口NOx濃度值如圖8所示。

圖8 風量增大10%后大氣污染物濃度Fig.8 Air pollutant concentration after air volume increased by 10%

從圖8可以看出，將風量增大10%后，SO2濃度值平均下降9.8%，而SNCR入口NOx濃度增加19.1%，說明風量增大對SO2濃度排放主要起稀釋作用。給煤量不變的情況下，風量提升會降低爐內即燃碳量，根據式(17)可知，即燃碳量減少，對NO的還原量大幅降低，造成SNCR入口NOx濃度上升。

4.4.2煤量變化對大氣污染物排放濃度的影響

在原運行數據中，將煤量增大10%，其他運行參數不變，通過模型計算得到脫硫塔入口SO2濃度值與SNCR入口NOx濃度值如圖9所示。

圖9 煤量增加10%后的大氣污染物濃度Fig.9 Air pollutant concentration after coal quantity increased by 10%

由圖9可知，煤量增加10%后，脫硫塔入口SO2濃度值增加26.7%，SNCR入口NOx濃度值降低17.7%。煤量增加后，有機硫與無機硫轉換的SO2量均會增加，而脫硫劑不變，因此脫硫塔入口SO2濃度值增高。對于NOx，生成量增加，但即燃碳量增大會增加爐內還原性氣氛，且還原作用大于生成作用，因此煤量提升會降低SNCR入口NOx的濃度。

5 結 論

1)利用即燃碳模型，建立了脫硫塔入口SO2濃度模型與SNCR入口和出口NOx濃度模型，模型精度能基本滿足330 MW循環(huán)流化床鍋爐的實際運行要求。模型計算值比實際值提前2～4 min，預測效果較好。

2)探究了大氣污染物濃度與爐內即燃碳殘存量的關系，得到爐內即燃碳變化趨勢與大氣污染物濃度變化趨勢存在一定的線性關系，利用即燃碳變化趨勢可很好地調整石灰石流量和噴氨量，進而優(yōu)化循環(huán)流化床大氣污染物的排放。

3)在其他運行參數不變的情況下，經模型計算，增大10%風量，脫硫塔入口SO2濃度降低9.8%，SNCR入口NOx濃度提高19.1%；給煤量增加10%，脫硫塔入口SO2濃度值提高26.7%，SNCR入口NOx濃度降低17.7%。該試驗結論對循環(huán)流化床鍋爐的實際運行與大氣污染物排放的自動控制系統(tǒng)設計有一定指導作用。