城市生活垃圾焚烧炉深度空气分级数值模拟*

宁星星 马晓茜 胡志锋 余昭胜 廖艳芬

(华南理工大学电力学院，广东 广州 510640)

在城市生活垃圾高温焚烧过程中，碳、氢、氧、氮、硫、磷和卤素等元素与空气中的O2发生氧化反应，生成各种氧化物和氢化物，对环境造成严重污染[1]。

由于配风在气体燃烧过程中起着很重要的作用，所以可通过改变一、二次风的配风条件，使炉内形成较好的二次燃烧，并降低二噁英、NOx等污染物的排放。为此，国内外研究者对配风进行了研究，针对二次风对垃圾焚烧炉燃烧状况影响的研究已较成熟，研究表明，二次风提高了锅炉内的烟气混合度，使得炉内燃烧更充分[2]。胡玉梅等[3]对垃圾焚烧炉内两种不同二次风布置位置对炉内燃烧状况的影响进行了研究，获得了较合理的二次配风条件，达到了对二噁英的有效抑制。林海等[4]对一次风各风室的配比进行优化，在较优的配风比例下，挥发分逸出率相较于原始运行工况提升至96.27%，垃圾减重率亦达到79.18%，使得垃圾焚烧炉具有较优的燃烧传热特性和燃烧完全率。陈国艳等[5]认为，一、二次风对NOx的影响主要体现在一、二次风的配比和预热温度上，不同的一、二次风配比会影响炉膛垃圾的焚烧效果。目前，针对垃圾焚烧炉内配风的优化研究，主要集中在一、二次风的配比变化以及二次风口布置位置的优化上，而专门针对二次风与燃尽风的深度配比优化研究少有报道。

因此，本研究采用Fluent数值模拟软件，对处理量为750 t/d的城市生活垃圾焚烧炉在100%负荷下的燃烧状况及NOx排放进行了研究，通过炉排一次风和前墙二次风以及燃烧室出口紧凑燃尽风来实现炉内纵向和水平方向的深度空气分级，研究二次风与燃尽风的优化配比，寻求燃烧状况较优且NOx排放较低的配风运行工况，为城市生活垃圾焚烧炉的实际运行提供一定的理论参考。

1 研究对象

研究对象为广州市某台750 t/d大型城市生活垃圾焚烧炉，城市生活垃圾焚烧炉物理模型及烟道分区如图1所示。炉排总长为12.575 m，垃圾在炉排上的停留时间约1 h。城市生活垃圾焚烧炉总共可分为两个区域：垃圾焚烧炉床区(主要包括燃烧室)和余热锅炉(包括3个烟道)。一次风由炉排下方4个风室经预热至220 ℃后送至炉膛，二次风口布置在城市生活垃圾焚烧炉前拱顶部，采用23 ℃冷风喷入。燃尽风口布置在二次风口上部的烟道前后侧，采用23 ℃冷风喷入。城市生活垃圾燃料特性如表1所示。

注：1～9为烟道分区编号。其中，1～3烟道分区为第一烟道；4～6烟道分区为第二烟道；7～9烟道分区为尾部烟道。

图1 城市生活垃圾焚烧炉物理模型及烟道分区Fig.1 Physical model of MSW incinerator and flue partition

2 研究方法

2.1 网格划分

为了使模拟结果更准确，根据现场实际炉型建立“焚烧炉+三烟道”的物理总模型，每一个烟道分3个区，共分成包括燃烧室在内的10个区域。具体分区情况如图1所示。此外，对于城市生活垃圾焚烧炉内梯度变化大的区域进行局部网格加密，如炉排、二次风口以及燃尽风口附近区域进行区域网格加密，总网格数约达1 450 000。

2.2 数学模型与边界条件

对床层上方气相燃烧采用SIMPLE算法求解，城市生活垃圾焚烧炉内的燃烧采用组分运输模型，并运用有限速率-涡耗散模型对燃烧火焰的化学反应进行简化，炉内气相湍流流场运用κ-ε湍流模型进行模拟，辐射传热采用P-1模型进行模拟[6]。城市生活垃圾焚烧炉床层入口的输入(温度、速度、烟气各组分的含量)由FLIC床层计算结果导入至Fluent中[7]，作为其床层的进口边界条件。炉排一次风、前墙二次风和燃烧室出口紧凑燃尽风的边界条件类型为速度入口。尾部烟道出口(即9烟道分区出口)边界条件设置为压力出口边界条件。

根据YANG等[8]369的床层燃烧理论，床层垃圾燃烧模型主要分为以下过程：水分蒸发、挥发分逸出、挥发分燃烧、焦炭气化。输运方程包括气相组分输运方程与传热方程、固相颗粒运动与传热方程、床层的辐射换热方程等。

2.2.1 水分蒸发模型

垃圾中的水分受到两种传热作用而析出，首先是刚进入层燃炉时受到床层上方的高温烟气辐射作用加热，此后随着燃烧过程的进行，燃料与热烟气及已预热的供风发生对流传热，水分逸出。当固相温度(Ts，K)<373 K，水分蒸发速率(Revp，kg/(s·m3))可表示为式(1)。辐射传热与对流换热的传热系数(Qcr，W/m3)可表示为式(2)。

Revp=Qcr/Hevp

(1)

(2)

式中：Hevp为燃料颗粒的蒸发热，J/kg；Sa为燃料颗粒体表面积，m2/m3；hs为固相和气相间的对流换热系数，W/(m2·K)；Tg为气相温度，K；εs为辐射系数，W/(m2·K4)；Tenv为环境温度，K。

2.2.2 挥发分逸出模型

垃圾中的挥发分含量通常远高于煤，其成分主要是碳氢化合物、CO、CO2、H2、O2等。

建立一阶反应方程简化模型，假设挥发分气体的逸出率与固相中剩余的挥发分及温度成比例，表示为：

dv/dt=kv(v∞-v)

(3)

kv=Avexp(-Ev/RTs)

(4)

式中：v为燃料当前挥发分质量分数，%；t为时间，s；kv为挥发分逸出速率，s-1；v∞为燃料挥发分初始质量分数，%；Av为反应的指前因子，s-1；Ev为反应活化能，J/mol；R为气体常数，J/(mol·K)，R=8.314 J/(mol·K)。

2.2.3 挥发分燃烧模型

从燃料颗粒表面逸出的挥发分气体，在燃烧前首先与周围空气混合，因而挥发分燃烧速率取决于化学反应速率和与空气的混合速率。YANG等[8]371研究得到的混合速率(Rmix，kg/(m3·s))如下：

(5)

式中：Cmix为混合速率常数；ρg为燃料密度，kg/m3；Dg为气体扩散系数，m2/s；φ为床层孔隙率，%；dp为燃料颗粒直径，m；Vg为气体扩散速率，m/s；Cfuel为燃料体积分数，%；Sfuel为燃料化学当量比，%；CO2为O2体积分数，%；SO2为O2化学当量比，%。

为避免方程过于复杂，挥发分产物假设只有3种成分，即为碳氢化合物(CmHn)、CO和H2，气相燃烧反应式为：

4CmHn+(2m+n)O2→4mCO+2nH2O

(6)

2CO+O2→2CO2

(7)

2H2+O2→2H2O

(8)

其中，碳氢化合物、CO、H2的化学反应速率分别为：

(9)

(10)

(11)

式中：RCmHn、RCO、RH2分别为碳氢化合物、CO、H2的化学反应速率，kg/(m3·s)；CCmHn、CCO、CH2O、CH2分别为碳氢化合物、CO、H2O、H2的体积分数，%；P为气体压力，Pa。

挥发酚燃烧速率取决于混合速率和化学反应速率(RCmHn、RCO、RH2转化成O2消耗速率后加和)两者的最小值。

2.2.4 焦炭气化模型

垃圾在水分、挥发分逸出后形成焦炭，焦炭燃烧后的主要产物是CO和CO2，焦炭反应方程如下：

3C(s)+2O2→2CO+CO2

(12)

其中，当温度(T，K)为730～1 170 K时，CO和CO2的比例(y)可表示为：

y=2 500exp(-6 420/T)

(13)

焦炭燃烧速率(RC(s)，kg/(m3·s))为：

RC(s)=CO2/(1/kr+1/kd)

(14)

式中：kr为焦炭化学反应速率，kg/(m3·s)；kd为焦炭与气体的混合速率，kg/(m3·s)。

2.2.5 NOx生成模型

在垃圾焚烧过程中，NOx产生的方式有3种，分别是热力型、燃料型和快速型。其中，由于城市生活垃圾焚烧炉中的温度相对较低，热力型NOx生成量很少，可以忽略；快速型NOx在整个NOx形成中占据很小的一部分，因而也可忽略；燃料型NOx是垃圾燃烧过程中的NOx最主要形成途径，大约占整个NOx产生量的90%。垃圾焚烧过程中的氮转化为NOx的程度取决于实际的垃圾特性及含氮化合物的初始浓度。当垃圾被加热时，其中的含氮化合物变为气态。随着这些化合物在反应区域中的热分解，像HCN·、·NH3、N·、·CN和·NH这些自由基能形成或转化为NOx。

燃料型NOx的生成机制非常复杂，可以简化为两个相互竞争的反应过程(见图2)。燃料氮生成中间产物的速度是很快的，因而最终的NO生成量就取决于这两个过程的竞争。

图2 NOx生成机制Fig.2 Generation mechanism of NOx

3 模型验证

以广州市某台750 t/d城市生活垃圾焚烧电厂100%负荷实际运行工况数据作为模型验证。城市生活垃圾焚烧炉炉膛出口参数模拟结果与实际运行值的对比见表2。由表2可知，炉膛出口烟气温度与实际运行值两者相差较小，误差仅为5.48%，表明模拟计算方法较合理，模型简化较准确。模拟结果得到的H2O和O2的体积分数分别为19.96%、7.18%，满足《生活垃圾焚烧污染控制标准》(GB 18485—2014)中焚烧炉技术性能指标，达到了锅炉完全燃烧的条件；在合理的浓度范围内，NOx浓度误差为-3.60%，说明模拟结果与实际燃烧运行工况结果相符合。由此可知，采用的模拟模型是可行、准确、可信的，建立在此模型基础上的优化研究也是可信、可行的。

表2 城市生活垃圾焚烧炉膛出口参数模拟结果与实际运行值的对比

图3 二次风与燃尽风喷嘴的布置Fig.3 Arrangement of secondary air nozzle and the over fire air nozzle

运行工况编号二次风与燃尽风风量比SA1速度/(m·s-1)SA2速度/(m·s-1)OFA1速度/(m·s-1)OFA2速度/(m·s-1)0#0．69∶0．3190．825．6864．4627．321#0．65∶0．3585．565．3572．7830．842#0．75∶0．2598．726．1751．9922．033#0．55∶0．4572．404．5293．5839．654#0．85∶0．15111．886．9931．1913．21

4 城市生活垃圾焚烧炉空气深度分级燃烧运行工况的优化

对城市生活垃圾焚烧炉二次风口和燃尽风口配风比例进行调整，对不同二次风配风比例工况进行数值模拟，找到最优的配风比例以获得较好的燃烧状况和较低的尾部烟道出口NOx浓度。

本研究的城市生活垃圾焚烧炉模型中二次风与燃尽风喷嘴布置情况见图3。上、下排二次风口以1.54 m的间隔分别均匀布置在标高为1.16、0.57 m处(编号分别为SA2、SA1)，上、下排燃尽风口分别以2.08、1.80 m的间隔布置在标高为2.39、1.93 m处(编号分别为OFA2、OFA1)，SA1、SA2的二次风风量比为16∶1(体积比，下同)，OFA1、OFA2的燃尽风风量比为2.36∶1.00。城市生活垃圾焚烧炉各运行工况基本参数见表3，其中0#运行工况为100%负荷原始运行工况，各配风温度参数保持不变。

4.1 温度场分析

二次风的作用主要是将燃烧所需的一部分空气从炉排上方送入炉内，同时也可搅拌垃圾焚烧炉内的烟气，使之与O2充分混合，提高了炉内的湍流度，使得垃圾焚烧炉内的燃烧更充分。而布置在燃烧室出口前的燃尽风不仅可进一步为燃烧室内挥发分的燃烧提供氧量补给，同时在第一烟道进口前形成旋流，将使得烟气停留时间延长，从而减少烟气内二噁英等污染物排放，并影响NOx的生成[9]。

不同配风比例运行工况下中心截面温度云图见图4，二次风风量由高到低、燃尽风风量由低到高依次为4#、2#、0#、1#、3#运行工况。为更直观地看出变化，选择4#、0#、3#运行工况作为比较对象，其第一烟道10、15、20 m横截面温度分布见图5。配风比例对城市生活垃圾焚烧炉主要参数的影响见表4。

注：数值单位为K，图5同。图4 不同配风比例运行工况下中心截面温度云图Fig.4 Center section temperature of different distribution

由图4和图5可以看出，随着二次风风量的减少、燃尽风风量的增加，第一烟道相同标高的横截面平均温度增加，1、2、3烟道分区的温度明显抬升。这是由于随着二次风配比的下降，炉膛内的原高温区未有充足的O2提供，此时的未燃烧组分浓度比原始运行工况高，该情况下燃尽风配比相应增加，增强了该区域的燃烧以及流动，一定程度上使得燃尽风喷射区域发生更剧烈的燃烧，原始运行工况单一高温区转变成大区域的较高温度区，而第一烟道出口温度变化不大(见表4)说明，可燃组分的二次燃烧主要是在燃烧室中进行。同时，随着二次风喷口速度的降低，由一次风和二次风共同作用带来的炉膛后墙高温烟气冲刷减弱，一定程度上降低了后墙的高温腐蚀。另一方面，大区域的较高温度区域也有利于一定程度地抑制NOx的生成。因此，在3#运行工况下，1、2、3烟道分区温度水平较其他运行工况高，余热利用情况较好，同时也有利于抑制NOx的生成。

表4 配风比例对城市生活垃圾焚烧炉主要参数的影响

注：中心数据为平均温度。图5 4#、0#、3#运行工况第一烟道10、15、20 m横截面温度分布Fig.5 Temperature on section 10，15，20 m of the first flue of 4#，0#，3#

注：速度单位为m/s，图7同。图6 各配风比例运行工况下城市生活垃圾焚烧炉燃烧室内烟气速度矢量Fig.6 The flue gas velocity vector of the furnace of different operation condition

4.2 速度矢量场分析

各配风比例运行工况下城市生活垃圾焚烧炉燃烧室内烟气速度矢量见图6。烟气在二次风和一次风的共同作用下形成旋流，加大了燃烧室内烟气的紊流度，使烟气中的可燃挥发分能充分与O2发生反应，增大了燃烧效率，从图6可以看出，除3#运行工况外，其他运行工况燃烧室内部的速度矢量场形成密集的旋流，混流效果均较显著，城市生活垃圾焚烧炉内二次燃烧效果较好，反应更加充分，高速的二次风速率带入的空气冲刷至城市生活垃圾焚烧炉的三、四级炉排使残余炭充分燃烧，提高了垃圾燃料的燃尽率，但是提高二次风的速率后，烟气对炉膛后墙的冲刷更加强烈，因此形成的高温腐蚀也更加严重，故二次风风速不能过高[10]。

图7 OFA1横截面速度矢量云图Fig.7 The velocity vector of OFA1 section

采用空气深度分级送入的方式，将一部分空气通过燃尽风的方式喷入，降低了城市生活垃圾焚烧炉燃烧室主燃区内的空气过量系数，使得城市生活垃圾焚烧炉内温度有所降低，降低了热力型NOx的形成[11]。通过增加燃尽风的配风比例，使得大量在城市生活垃圾焚烧炉下方未与二次风燃尽的垃圾可燃挥发分充分反应放热，使得第一烟道入口处温度明显提高，另一方面燃尽风的切向布置方式使得该处横截面形成了两个相切的椭圆状涡旋(见图7)，从而使得烟气螺旋上升，停留时间增加，并随着燃尽风风量的增加，燃尽风喷口速度增大，形成的气体回旋更加明显，气流刚度更大。

各配风比例运行工况下烟气在850 ℃以上区域的停留时间见图8。虽然燃尽风速度的提高使得烟气旋流加强，但由于燃尽风风量的增大会减少烟气在850 ℃以上区域的停留时间，而实际总体上各配风比例运行工况均达到了烟气在850 ℃以上区域停留2 s以上的时间要求[12]，由此带来的效果是提高了余热锅炉的余热利用的经济性，并减少二噁英等污染物的生成。但燃尽风速度不宜过大，从3#运行工况的气帘效果来看，由于空气流速度较大，各股气流因相互强烈影响而过于紊乱使得燃烧室内部的回旋效果反而不明显，相对而言，1#运行工况的双旋流气帘效果较突出。

图8 各配风比例运行工况下烟气在850 ℃以上区域的停留时间Fig.8 The gas residence time during the area above 850 ℃ of different operation condition

4.3 NOx排放分析

空气深度分级燃烧对NOx的减排有明显的效果。各配风比例运行工况下城市生活垃圾焚烧炉中心截面NOx摩尔浓度分布见图9。各配风比例运行工况下尾部烟道出口NOx质量浓度的变化见图10。随着燃尽风风量的增加，尾部烟道出口NOx浓度明显下降。

首先，适当减少位于城市生活垃圾焚烧炉燃烧室顶部的二次风口供氧使得燃烧室内的氧自由基浓度减小，促进了NO的消耗反应路径，从而使NOx较少生成，而燃尽风的供氧保证了燃烧反应的充分进行。其次，二次风速的降低，使得燃烧室内内部烟气旋流减弱，燃烧室内紊流度减小(见图6)，烟气中含氮可燃组分在炉内高温区停留时间缩短，因而也从一定程度上减少了燃料型NOx的生成。并且，由于二次风和一次风的共同作用，导致挥发分热解产物HCN、NH3等受制于高强度二次风射流的阻

图9 各配风比例运行工况下城市生活垃圾焚烧炉中心截面NOx摩尔浓度分布Fig.9 NOx concentration distribution of incinerator center section of different operation condition

图10 各配风比例运行工况下尾部烟道出口NOx质量浓度的变化Fig.10 NOx concentration of tail flue of different operation condition

挡而向前端炉拱处聚集，形成NOx高浓度区(见图9)，而降低二次风风量，使得二次风喷口射流减弱，含氮可燃挥发分因而不再向前拱聚集，因而减少了炉内燃料型NOx的生成。

因此，燃尽风风量的适当增加是有利于NOx减排的，而综合以上的分析，1#运行工况不仅提高了余热锅炉的余热利用经济性，并且保证城市生活垃圾焚烧炉燃烧室内烟气流的紊流度，从而提高二次燃烧的充分度，同时燃尽风口截面也能形成较强的烟气旋流，使得烟气在850 ℃以上区域的停留时间超过2 s，达到二噁英等污染物的减排，尾部烟道出口NOx质量浓度为250.58 mg/m3，相较于原始运行工况(259.01 mg/m3)降低了3.3%。因此，选择1#运行工况为较优的二次风配风比例运行工况。

5 结 论

(1) 数值模拟结果与城市生活垃圾焚烧炉实际运行结果相符，使用的模型可有效地预测炉内温度场、速度场以及烟气组分浓度场的分布等重要运行信息。

(2) 炉内二次燃烧配风比例对炉内气相燃烧有着重要影响。针对本模型的100%负荷燃烧运行工况，采用1#运行工况的配风比例，即二次风与燃尽风风量比为0.65∶0.35时，城市生活垃圾焚烧炉内能形成较稳定的旋流，加大气相紊流度，使得挥发分能够充分燃烧，并且燃尽风口出形成了较强烈的旋流气帘，850 ℃以上区域烟气停留时间也满足大于2 s的要求，且在此配风比例运行工况下，1、2、3烟道分区的温度明显抬升，提高了余热锅炉的余热利用经济性。

(3) 二次燃烧配风比例的改变对尾部烟道出口NOx浓度有着明显的影响。燃尽风风量的增加有

利于尾部烟道出口NOx减排，因此空气深度分级优化对于垃圾焚烧炉低氮燃烧优化运行有一定的参考意义。

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