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(xué))，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(shù)是20世紀(jì)70年代末至80年代初出現(xiàn)的一種燃燒技術(shù)[1]，其對煤種適應(yīng)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(biāo)[3]，因此，大部分循環(huán)流化床在爐膛煙氣出口建設(shè)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(shù)，使機組大氣污染物排放達到超低排放標(biāo)準(zhǔn)。

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(yīng)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(yù)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(shù)學(xué)模型，其中有爐內(nèi)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(yīng)動力學(xué)，并利用BP人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)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(fēng)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(nèi)殘?zhí)剂?、CO濃度、SO2濃度、NO濃度等測量難以實現(xiàn)，導(dǎo)致模型在實際工程中的應(yīng)用有限，因此需要根據(jù)實際情況調(diào)整模型，以適應(yīng)實際工程。

本文將模型宏觀化，在即燃碳量模型的基礎(chǔ)上，利用現(xiàn)場可用測點，通過模型簡化與推導(dǎo)，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(shù)據(jù)中得到驗證。模型能基本預(yù)測循環(huán)流化床鍋爐大氣污染物排放濃度且能精確預(yù)測污染物濃度的變化趨勢。最后在實際運行數(shù)據(jù)的基礎(chǔ)上利用模型進行了風(fēng)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(nèi)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(jīng)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(dǎo)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(yīng)容器，煤顆粒進入爐膛后進行反應(yīng)，反應(yīng)結(jié)束后被排渣或煙氣帶走，而未反應(yīng)的即燃碳[10]保存在爐膛內(nèi)。根據(jù)質(zhì)量守恒，得到

(1)

其中，Mc為爐內(nèi)殘存的即燃碳量，kg；Wc為當(dāng)前時刻給煤量，kg/s；ηw為煤種的收到基碳質(zhì)量分數(shù)，%；Rc為即燃碳的反應(yīng)消耗量，kg/s；P為排渣量，kg/s；ηp為排渣中碳的質(zhì)量分數(shù)，%；FL為飛灰量，kg/s；ηfl為飛灰中碳的質(zhì)量分數(shù)，%。一般情況下，排渣量中碳質(zhì)量分數(shù)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(yīng)消耗的即燃碳量之差。若反應(yīng)消耗的即燃碳量大于入爐碳量時，爐內(nèi)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(shù)；c(O2)為氧氣濃度，kmol/m3。根據(jù)LaNauze的試驗，即燃碳顆粒的燃燒速率常數(shù)應(yīng)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(shù)在模型中可近似看作常數(shù)，kc≈0.16。

氧氣濃度c(O2)在爐膛內(nèi)與入爐總風(fēng)量之間的關(guān)系[12]為

c(O2)=k(O2)A

(4)

式中，k(O2)為氧氣濃度與總風(fēng)量之間的關(guān)系系數(shù)；A為當(dāng)前入爐總風(fēng)量，m3/s。

若將即燃碳直徑dc視為常數(shù)，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(nèi)即燃碳燃燒生成的CO與CO2存在濃度平衡，平衡系數(shù)由床溫和即燃碳粒徑?jīng)Q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(zhuǎn)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(shù)，其與即燃碳溫度和粒徑相關(guān)?？梢钥闯?，在不考慮床溫和即燃碳粒徑變化的情況下，爐內(nèi)即燃碳附近的CO濃度與爐內(nèi)殘存的即燃碳量呈正比關(guān)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(yīng)生成SO2，其反應(yīng)速度相當(dāng)快；② 由無機硫生成，該過程通常經(jīng)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(zhuǎn)換成SO2。因此，假設(shè)有機硫生成SO2的速度很快，進爐膛即刻發(fā)生反應(yīng)，而無機硫隨即燃碳燃燒生成SO2。

因此，爐內(nèi)SO2生成量為

MS=ηs(Wcξyj+Rcξwj)

(7)

式中，MS為爐內(nèi)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(zhuǎn)化率，一般取0.9。

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

(8)

當(dāng)SO2擴散到CaO外表和內(nèi)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(nèi)脫硫產(chǎn)物統(tǒng)一為CaSO4。

(9)

當(dāng)表面形成的產(chǎn)物達到一定濃度時，完全覆蓋CaO，阻止反應(yīng)繼續(xù)進行。因此若要脫除爐內(nèi)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(nèi)的石灰石不能完全按照1∶1進行脫硫，為簡化模型，假設(shè)石灰石流量與其脫除的SO2量存在一定比例關(guān)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(shù)。

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(nèi)NOx生成機理與排放模型

3.1 循環(huán)流化床爐內(nèi)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(yīng)產(chǎn)生。快速型NOx是燃燒過程中CHi自由基團與N2反應(yīng)生成中間產(chǎn)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(chǎn)物主要是燃料型NOx，即來自煤中N元素的轉(zhuǎn)化。

流化床中燃料型NOx的最終生成較復(fù)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(xué)反應(yīng)生成NO，但其會被含N中間產(chǎn)物和CO還原生成N2進而終止反應(yīng)。

在整個反應(yīng)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(shè)最后所有燃料N在最終都按照一定比例轉(zhuǎn)換成NO，而部分NO又被還原性物質(zhì)還原成N2，即最終NOx的產(chǎn)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(fù)雜，在實際工程中，由于技術(shù)所限，本文假設(shè)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(chǎn)物均為NO，揮發(fā)分與即燃碳中的燃料N轉(zhuǎn)化為NO的轉(zhuǎn)化率相同，且與揮發(fā)分相關(guān)[6]。

2)最終排放的NOx均為NO，該假設(shè)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(zhuǎn)換為NO，可忽略反應(yīng)時間。

4)爐內(nèi)進行NO還原的介質(zhì)較多且還原系數(shù)不同，但即燃碳是爐內(nèi)主要存在的還原介質(zhì)，其質(zhì)量遠大于其他成分，因此假設(shè)爐內(nèi)NO的還原僅以即燃碳作為介質(zhì)，且還原反應(yīng)物假設(shè)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(chǎn)生NO，根據(jù)假設(shè)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(zhì)量，kg/mol；M(N)為氮原子的摩爾質(zhì)量，kg/mol；ξVNO為揮發(fā)分N含量，%；x(NO)為燃料氮轉(zhuǎn)化率，與揮發(fā)分有關(guān)[6]。

即燃碳中N生成的NO量與給煤量無關(guān)，只與即燃碳燃燒速率相關(guān)，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(nèi)NO的初始生成量N為

N=H(NO)+McNO

(14)

借助爐內(nèi)殘存的即燃碳，生成的NO與CO發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，即

(15)

對單個即燃碳顆粒表面NO的反應(yīng)速率可按式(16)[13]進行估算。

(16)

式中，Y(NO)為爐膛內(nèi)初始NO質(zhì)量濃度，kg/m3。

根據(jù)式(6)、(16)，得到NO還原總量與即燃碳之間的關(guān)系為

(17)

式中，R(NO)為爐內(nèi)NO還原總量，kg/s；k2為需要辨識的參數(shù)。

根據(jù)NO的初始生成量與還原量，得到脫硝反應(yīng)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(yīng)器后，發(fā)生的反應(yīng)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(yīng)，形成氨逃逸。根據(jù)質(zhì)量守恒定律，得到脫硝反應(yīng)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(zhì)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(shù)據(jù)來源于某330 MW亞臨界循環(huán)流化床鍋爐，煤質(zhì)性質(zhì)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(shù)，取樣時間為1 800 s，經(jīng)參數(shù)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(nèi)完成，導(dǎo)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(yù)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(jīng)參數(shù)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(yīng)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?，在負荷下降時間內(nèi)，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(guān)。

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(guān)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(guān)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(fēng)，該運行操作會降低入爐燃料中有機硫含量與爐內(nèi)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(dǎo)致該區(qū)間即燃碳量降低、SO2濃度計算值降低的原因。經(jīng)一段運行時間的調(diào)整，風(fēng)量與煤量進一步下降，即燃碳量恢復(fù)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(guān)，而具體值與爐內(nèi)生成量和脫硫劑脫除量相關(guān)。

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

4.4 風(fēng)量與煤量變化對大氣污染物排放濃度的影響

4.4.1風(fēng)量變化對大氣污染物排放濃度的影響

在原運行數(shù)據(jù)中，將風(fēng)量增大10%，煙氣流量也相應(yīng)增大10%，而其他運行參數(shù)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(fēng)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(fēng)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(fēng)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(fēng)量提升會降低爐內(nèi)即燃碳量，根據(jù)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(shù)據(jù)中，將煤量增大10%，其他運行參數(shù)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(zhuǎn)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(nèi)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(jié) 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(yù)測效果較好。

2)探究了大氣污染物濃度與爐內(nèi)即燃碳殘存量的關(guān)系，得到爐內(nèi)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(guān)系，利用即燃碳變化趨勢可很好地調(diào)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(shù)不變的情況下，經(jīng)模型計算，增大10%風(fēng)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(jié)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(shè)計有一定指導(dǎo)作用。