城市生活垃圾焚燒爐深度空氣分級數值模擬*

寧星星 馬曉茜 胡志鋒 余昭勝 廖艷芬

(華南理工大學電力學院，廣東 廣州 510640)

在城市生活垃圾高溫焚燒過程中，碳、氫、氧、氮、硫、磷和鹵素等元素與空氣中的O2發生氧化反應，生成各種氧化物和氫化物，對環境造成嚴重污染[1]。

由于配風在氣體燃燒過程中起著很重要的作用，所以可通過改變一、二次風的配風條件，使爐內形成較好的二次燃燒，并降低二噁英、NOx等污染物的排放。為此，國內外研究者對配風進行了研究，針對二次風對垃圾焚燒爐燃燒狀況影響的研究已較成熟，研究表明，二次風提高了鍋爐內的煙氣混合度，使得爐內燃燒更充分[2]。胡玉梅等[3]對垃圾焚燒爐內兩種不同二次風布置位置對爐內燃燒狀況的影響進行了研究，獲得了較合理的二次配風條件，達到了對二噁英的有效抑制。林海等[4]對一次風各風室的配比進行優化，在較優的配風比例下，揮發分逸出率相較于原始運行工況提升至96.27%，垃圾減重率亦達到79.18%，使得垃圾焚燒爐具有較優的燃燒傳熱特性和燃燒完全率。陳國艷等[5]認為，一、二次風對NOx的影響主要體現在一、二次風的配比和預熱溫度上，不同的一、二次風配比會影響爐膛垃圾的焚燒效果。目前，針對垃圾焚燒爐內配風的優化研究，主要集中在一、二次風的配比變化以及二次風口布置位置的優化上，而專門針對二次風與燃盡風的深度配比優化研究少有報道。

因此，本研究采用Fluent數值模擬軟件，對處理量為750 t/d的城市生活垃圾焚燒爐在100%負荷下的燃燒狀況及NOx排放進行了研究，通過爐排一次風和前墻二次風以及燃燒室出口緊湊燃盡風來實現爐內縱向和水平方向的深度空氣分級，研究二次風與燃盡風的優化配比，尋求燃燒狀況較優且NOx排放較低的配風運行工況，為城市生活垃圾焚燒爐的實際運行提供一定的理論參考。

1 研究對象

研究對象為廣州市某臺750 t/d大型城市生活垃圾焚燒爐，城市生活垃圾焚燒爐物理模型及煙道分區如圖1所示。爐排總長為12.575 m，垃圾在爐排上的停留時間約1 h。城市生活垃圾焚燒爐總共可分為兩個區域：垃圾焚燒爐床區(主要包括燃燒室)和余熱鍋爐(包括3個煙道)。一次風由爐排下方4個風室經預熱至220 ℃后送至爐膛，二次風口布置在城市生活垃圾焚燒爐前拱頂部，采用23 ℃冷風噴入。燃盡風口布置在二次風口上部的煙道前后側，采用23 ℃冷風噴入。城市生活垃圾燃料特性如表1所示。

注：1～9為煙道分區編號。其中，1～3煙道分區為第一煙道；4～6煙道分區為第二煙道；7～9煙道分區為尾部煙道。

圖1 城市生活垃圾焚燒爐物理模型及煙道分區Fig.1 Physical model of MSW incinerator and flue partition

2 研究方法

2.1 網格劃分

為了使模擬結果更準確，根據現場實際爐型建立“焚燒爐+三煙道”的物理總模型，每一個煙道分3個區，共分成包括燃燒室在內的10個區域。具體分區情況如圖1所示。此外，對于城市生活垃圾焚燒爐內梯度變化大的區域進行局部網格加密，如爐排、二次風口以及燃盡風口附近區域進行區域網格加密，總網格數約達1 450 000。

2.2 數學模型與邊界條件

對床層上方氣相燃燒采用SIMPLE算法求解，城市生活垃圾焚燒爐內的燃燒采用組分運輸模型，并運用有限速率-渦耗散模型對燃燒火焰的化學反應進行簡化，爐內氣相湍流流場運用κ-ε湍流模型進行模擬，輻射傳熱采用P-1模型進行模擬[6]。城市生活垃圾焚燒爐床層入口的輸入(溫度、速度、煙氣各組分的含量)由FLIC床層計算結果導入至Fluent中[7]，作為其床層的進口邊界條件。爐排一次風、前墻二次風和燃燒室出口緊湊燃盡風的邊界條件類型為速度入口。尾部煙道出口(即9煙道分區出口)邊界條件設置為壓力出口邊界條件。

根據YANG等[8]369的床層燃燒理論，床層垃圾燃燒模型主要分為以下過程：水分蒸發、揮發分逸出、揮發分燃燒、焦炭氣化。輸運方程包括氣相組分輸運方程與傳熱方程、固相顆粒運動與傳熱方程、床層的輻射換熱方程等。

2.2.1 水分蒸發模型

垃圾中的水分受到兩種傳熱作用而析出，首先是剛進入層燃爐時受到床層上方的高溫煙氣輻射作用加熱，此后隨著燃燒過程的進行，燃料與熱煙氣及已預熱的供風發生對流傳熱，水分逸出。當固相溫度(Ts，K)<373 K，水分蒸發速率(Revp，kg/(s·m3))可表示為式(1)。輻射傳熱與對流換熱的傳熱系數(Qcr，W/m3)可表示為式(2)。

Revp=Qcr/Hevp

(1)

(2)

式中：Hevp為燃料顆粒的蒸發熱，J/kg；Sa為燃料顆粒體表面積，m2/m3；hs為固相和氣相間的對流換熱系數，W/(m2·K)；Tg為氣相溫度，K；εs為輻射系數，W/(m2·K4)；Tenv為環境溫度，K。

2.2.2 揮發分逸出模型

垃圾中的揮發分含量通常遠高于煤，其成分主要是碳氫化合物、CO、CO2、H2、O2等。

建立一階反應方程簡化模型，假設揮發分氣體的逸出率與固相中剩余的揮發分及溫度成比例，表示為：

dv/dt=kv(v∞-v)

(3)

kv=Avexp(-Ev/RTs)

(4)

式中：v為燃料當前揮發分質量分數，%；t為時間，s；kv為揮發分逸出速率，s-1；v∞為燃料揮發分初始質量分數，%；Av為反應的指前因子，s-1；Ev為反應活化能，J/mol；R為氣體常數，J/(mol·K)，R=8.314 J/(mol·K)。

2.2.3 揮發分燃燒模型

從燃料顆粒表面逸出的揮發分氣體，在燃燒前首先與周圍空氣混合，因而揮發分燃燒速率取決于化學反應速率和與空氣的混合速率。YANG等[8]371研究得到的混合速率(Rmix，kg/(m3·s))如下：

(5)

式中：Cmix為混合速率常數；ρg為燃料密度，kg/m3；Dg為氣體擴散系數，m2/s；φ為床層孔隙率，%；dp為燃料顆粒直徑，m；Vg為氣體擴散速率，m/s；Cfuel為燃料體積分數，%；Sfuel為燃料化學當量比，%；CO2為O2體積分數，%；SO2為O2化學當量比，%。

為避免方程過于復雜，揮發分產物假設只有3種成分，即為碳氫化合物(CmHn)、CO和H2，氣相燃燒反應式為：

4CmHn+(2m+n)O2→4mCO+2nH2O

(6)

2CO+O2→2CO2

(7)

2H2+O2→2H2O

(8)

其中，碳氫化合物、CO、H2的化學反應速率分別為：

(9)

(10)

(11)

式中：RCmHn、RCO、RH2分別為碳氫化合物、CO、H2的化學反應速率，kg/(m3·s)；CCmHn、CCO、CH2O、CH2分別為碳氫化合物、CO、H2O、H2的體積分數，%；P為氣體壓力，Pa。

揮發酚燃燒速率取決于混合速率和化學反應速率(RCmHn、RCO、RH2轉化成O2消耗速率后加和)兩者的最小值。

2.2.4 焦炭氣化模型

垃圾在水分、揮發分逸出后形成焦炭，焦炭燃燒后的主要產物是CO和CO2，焦炭反應方程如下：

3C(s)+2O2→2CO+CO2

(12)

其中，當溫度(T，K)為730～1 170 K時，CO和CO2的比例(y)可表示為：

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

(13)

焦炭燃燒速率(RC(s)，kg/(m3·s))為：

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

(14)

式中：kr為焦炭化學反應速率，kg/(m3·s)；kd為焦炭與氣體的混合速率，kg/(m3·s)。

2.2.5 NOx生成模型

在垃圾焚燒過程中，NOx產生的方式有3種，分別是熱力型、燃料型和快速型。其中，由于城市生活垃圾焚燒爐中的溫度相對較低，熱力型NOx生成量很少，可以忽略；快速型NOx在整個NOx形成中占據很小的一部分，因而也可忽略；燃料型NOx是垃圾燃燒過程中的NOx最主要形成途徑，大約占整個NOx產生量的90%。垃圾焚燒過程中的氮轉化為NOx的程度取決于實際的垃圾特性及含氮化合物的初始濃度。當垃圾被加熱時，其中的含氮化合物變為氣態。隨著這些化合物在反應區域中的熱分解，像HCN·、·NH3、N·、·CN和·NH這些自由基能形成或轉化為NOx。

燃料型NOx的生成機制非常復雜，可以簡化為兩個相互競爭的反應過程(見圖2)。燃料氮生成中間產物的速度是很快的，因而最終的NO生成量就取決于這兩個過程的競爭。

圖2 NOx生成機制Fig.2 Generation mechanism of NOx

3 模型驗證

以廣州市某臺750 t/d城市生活垃圾焚燒電廠100%負荷實際運行工況數據作為模型驗證。城市生活垃圾焚燒爐爐膛出口參數模擬結果與實際運行值的對比見表2。由表2可知，爐膛出口煙氣溫度與實際運行值兩者相差較小，誤差僅為5.48%，表明模擬計算方法較合理，模型簡化較準確。模擬結果得到的H2O和O2的體積分數分別為19.96%、7.18%，滿足《生活垃圾焚燒污染控制標準》(GB 18485—2014)中焚燒爐技術性能指標，達到了鍋爐完全燃燒的條件；在合理的濃度范圍內，NOx濃度誤差為-3.60%，說明模擬結果與實際燃燒運行工況結果相符合。由此可知，采用的模擬模型是可行、準確、可信的，建立在此模型基礎上的優化研究也是可信、可行的。

表2 城市生活垃圾焚燒爐膛出口參數模擬結果與實際運行值的對比

圖3 二次風與燃盡風噴嘴的布置Fig.3 Arrangement of secondary air nozzle and the over fire air nozzle

運行工況編號二次風與燃盡風風量比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 城市生活垃圾焚燒爐空氣深度分級燃燒運行工況的優化

對城市生活垃圾焚燒爐二次風口和燃盡風口配風比例進行調整，對不同二次風配風比例工況進行數值模擬，找到最優的配風比例以獲得較好的燃燒狀況和較低的尾部煙道出口NOx濃度。

本研究的城市生活垃圾焚燒爐模型中二次風與燃盡風噴嘴布置情況見圖3。上、下排二次風口以1.54 m的間隔分別均勻布置在標高為1.16、0.57 m處(編號分別為SA2、SA1)，上、下排燃盡風口分別以2.08、1.80 m的間隔布置在標高為2.39、1.93 m處(編號分別為OFA2、OFA1)，SA1、SA2的二次風風量比為16∶1(體積比，下同)，OFA1、OFA2的燃盡風風量比為2.36∶1.00。城市生活垃圾焚燒爐各運行工況基本參數見表3，其中0#運行工況為100%負荷原始運行工況，各配風溫度參數保持不變。

4.1 溫度場分析

二次風的作用主要是將燃燒所需的一部分空氣從爐排上方送入爐內，同時也可攪拌垃圾焚燒爐內的煙氣，使之與O2充分混合，提高了爐內的湍流度，使得垃圾焚燒爐內的燃燒更充分。而布置在燃燒室出口前的燃盡風不僅可進一步為燃燒室內揮發分的燃燒提供氧量補給，同時在第一煙道進口前形成旋流，將使得煙氣停留時間延長，從而減少煙氣內二噁英等污染物排放，并影響NOx的生成[9]。

不同配風比例運行工況下中心截面溫度云圖見圖4，二次風風量由高到低、燃盡風風量由低到高依次為4#、2#、0#、1#、3#運行工況。為更直觀地看出變化，選擇4#、0#、3#運行工況作為比較對象，其第一煙道10、15、20 m橫截面溫度分布見圖5。配風比例對城市生活垃圾焚燒爐主要參數的影響見表4。

注：數值單位為K，圖5同。圖4 不同配風比例運行工況下中心截面溫度云圖Fig.4 Center section temperature of different distribution

由圖4和圖5可以看出，隨著二次風風量的減少、燃盡風風量的增加，第一煙道相同標高的橫截面平均溫度增加，1、2、3煙道分區的溫度明顯抬升。這是由于隨著二次風配比的下降，爐膛內的原高溫區未有充足的O2提供，此時的未燃燒組分濃度比原始運行工況高，該情況下燃盡風配比相應增加，增強了該區域的燃燒以及流動，一定程度上使得燃盡風噴射區域發生更劇烈的燃燒，原始運行工況單一高溫區轉變成大區域的較高溫度區，而第一煙道出口溫度變化不大(見表4)說明，可燃組分的二次燃燒主要是在燃燒室中進行。同時，隨著二次風噴口速度的降低，由一次風和二次風共同作用帶來的爐膛后墻高溫煙氣沖刷減弱，一定程度上降低了后墻的高溫腐蝕。另一方面，大區域的較高溫度區域也有利于一定程度地抑制NOx的生成。因此，在3#運行工況下，1、2、3煙道分區溫度水平較其他運行工況高，余熱利用情況較好，同時也有利于抑制NOx的生成。

表4 配風比例對城市生活垃圾焚燒爐主要參數的影響

注：中心數據為平均溫度。圖5 4#、0#、3#運行工況第一煙道10、15、20 m橫截面溫度分布Fig.5 Temperature on section 10，15，20 m of the first flue of 4#，0#，3#

注：速度單位為m/s，圖7同。圖6 各配風比例運行工況下城市生活垃圾焚燒爐燃燒室內煙氣速度矢量Fig.6 The flue gas velocity vector of the furnace of different operation condition

4.2 速度矢量場分析

各配風比例運行工況下城市生活垃圾焚燒爐燃燒室內煙氣速度矢量見圖6。煙氣在二次風和一次風的共同作用下形成旋流，加大了燃燒室內煙氣的紊流度，使煙氣中的可燃揮發分能充分與O2發生反應，增大了燃燒效率，從圖6可以看出，除3#運行工況外，其他運行工況燃燒室內部的速度矢量場形成密集的旋流，混流效果均較顯著，城市生活垃圾焚燒爐內二次燃燒效果較好，反應更加充分，高速的二次風速率帶入的空氣沖刷至城市生活垃圾焚燒爐的三、四級爐排使殘余炭充分燃燒，提高了垃圾燃料的燃盡率，但是提高二次風的速率后，煙氣對爐膛后墻的沖刷更加強烈，因此形成的高溫腐蝕也更加嚴重，故二次風風速不能過高[10]。

圖7 OFA1橫截面速度矢量云圖Fig.7 The velocity vector of OFA1 section

采用空氣深度分級送入的方式，將一部分空氣通過燃盡風的方式噴入，降低了城市生活垃圾焚燒爐燃燒室主燃區內的空氣過量系數，使得城市生活垃圾焚燒爐內溫度有所降低，降低了熱力型NOx的形成[11]。通過增加燃盡風的配風比例，使得大量在城市生活垃圾焚燒爐下方未與二次風燃盡的垃圾可燃揮發分充分反應放熱，使得第一煙道入口處溫度明顯提高，另一方面燃盡風的切向布置方式使得該處橫截面形成了兩個相切的橢圓狀渦旋(見圖7)，從而使得煙氣螺旋上升，停留時間增加，并隨著燃盡風風量的增加，燃盡風噴口速度增大，形成的氣體回旋更加明顯，氣流剛度更大。

各配風比例運行工況下煙氣在850 ℃以上區域的停留時間見圖8。雖然燃盡風速度的提高使得煙氣旋流加強，但由于燃盡風風量的增大會減少煙氣在850 ℃以上區域的停留時間，而實際總體上各配風比例運行工況均達到了煙氣在850 ℃以上區域停留2 s以上的時間要求[12]，由此帶來的效果是提高了余熱鍋爐的余熱利用的經濟性，并減少二噁英等污染物的生成。但燃盡風速度不宜過大，從3#運行工況的氣簾效果來看，由于空氣流速度較大，各股氣流因相互強烈影響而過于紊亂使得燃燒室內部的回旋效果反而不明顯，相對而言，1#運行工況的雙旋流氣簾效果較突出。

圖8 各配風比例運行工況下煙氣在850 ℃以上區域的停留時間Fig.8 The gas residence time during the area above 850 ℃ of different operation condition

4.3 NOx排放分析

空氣深度分級燃燒對NOx的減排有明顯的效果。各配風比例運行工況下城市生活垃圾焚燒爐中心截面NOx摩爾濃度分布見圖9。各配風比例運行工況下尾部煙道出口NOx質量濃度的變化見圖10。隨著燃盡風風量的增加，尾部煙道出口NOx濃度明顯下降。

首先，適當減少位于城市生活垃圾焚燒爐燃燒室頂部的二次風口供氧使得燃燒室內的氧自由基濃度減小，促進了NO的消耗反應路徑，從而使NOx較少生成，而燃盡風的供氧保證了燃燒反應的充分進行。其次，二次風速的降低，使得燃燒室內內部煙氣旋流減弱，燃燒室內紊流度減小(見圖6)，煙氣中含氮可燃組分在爐內高溫區停留時間縮短，因而也從一定程度上減少了燃料型NOx的生成。并且，由于二次風和一次風的共同作用，導致揮發分熱解產物HCN、NH3等受制于高強度二次風射流的阻

圖9 各配風比例運行工況下城市生活垃圾焚燒爐中心截面NOx摩爾濃度分布Fig.9 NOx concentration distribution of incinerator center section of different operation condition

圖10 各配風比例運行工況下尾部煙道出口NOx質量濃度的變化Fig.10 NOx concentration of tail flue of different operation condition

擋而向前端爐拱處聚集，形成NOx高濃度區(見圖9)，而降低二次風風量，使得二次風噴口射流減弱，含氮可燃揮發分因而不再向前拱聚集，因而減少了爐內燃料型NOx的生成。

因此，燃盡風風量的適當增加是有利于NOx減排的，而綜合以上的分析，1#運行工況不僅提高了余熱鍋爐的余熱利用經濟性，并且保證城市生活垃圾焚燒爐燃燒室內煙氣流的紊流度，從而提高二次燃燒的充分度，同時燃盡風口截面也能形成較強的煙氣旋流，使得煙氣在850 ℃以上區域的停留時間超過2 s，達到二噁英等污染物的減排，尾部煙道出口NOx質量濃度為250.58 mg/m3，相較于原始運行工況(259.01 mg/m3)降低了3.3%。因此，選擇1#運行工況為較優的二次風配風比例運行工況。

5 結 論

(1) 數值模擬結果與城市生活垃圾焚燒爐實際運行結果相符，使用的模型可有效地預測爐內溫度場、速度場以及煙氣組分濃度場的分布等重要運行信息。

(2) 爐內二次燃燒配風比例對爐內氣相燃燒有著重要影響。針對本模型的100%負荷燃燒運行工況，采用1#運行工況的配風比例，即二次風與燃盡風風量比為0.65∶0.35時，城市生活垃圾焚燒爐內能形成較穩定的旋流，加大氣相紊流度，使得揮發分能夠充分燃燒，并且燃盡風口出形成了較強烈的旋流氣簾，850 ℃以上區域煙氣停留時間也滿足大于2 s的要求，且在此配風比例運行工況下，1、2、3煙道分區的溫度明顯抬升，提高了余熱鍋爐的余熱利用經濟性。

(3) 二次燃燒配風比例的改變對尾部煙道出口NOx濃度有著明顯的影響。燃盡風風量的增加有

利于尾部煙道出口NOx減排，因此空氣深度分級優化對于垃圾焚燒爐低氮燃燒優化運行有一定的參考意義。

[1] 沈觀培.SITY2000型600 t/d垃圾焚燒爐燃燒優化研究[D].廣州：華南理工大學，2013.

[2] 黃昕，黃碧純，紀辛，等.二次風對垃圾焚燒爐燃燒影響的數值模擬[J].華東電力，2010，38(6)：930-934.

[3] 胡玉梅，王傳賓，朱新才，等.垃圾焚燒爐二次配風優化數值模擬[J].環境工程學報，2009，3(5)：951-955.

[4] 林海，馬曉茜，余昭勝.大型城市生活垃圾焚燒爐的數值模擬[J].動力工程學報，2010，30(2)：128-132.

[5] 陳國艷，張衍國，朱九龍，等.垃圾焚燒過程中NOx排放控制研究進展[J].四川環境，2011，30(4)：140-143.

[6] SHIN M S，KIM H S，JANG D S.Numerical study on the SNCR application of space-limited industrial boiler[J].Applied Thermal Engineering，2007，27(17)：2850-2857.

[7] YANG Y B，RYU C，GOODFELLOW J，et al.Modelling waste combustion in grate furnaces[J].Process Safety and Environmental Protection，2004，82(3)：208-222.

[8] YANG Y B，GOH Y R，ZAKARIA R，et al.Mathematical modelling of MSW incineration on a travelling bed[J].Waste Management，2002，22(4).

[9] 祝建中，蔡明招，陳烈強，等.垃圾焚燒過程中NOx的生成特性研究[J].環境工程，2003，21(3)：55-57.

[10] 許崇濤，曹陽，武桐，等.城市生活垃圾焚燒過程中NOx的生成與控制研究進展[J].工業鍋爐，2014(4)：1-6.

[11] 林海.基于CFD的城市生活垃圾焚燒爐優化運行及煙氣排放特性實驗研究[D].廣州：華南理工大學，2012.

[12] LIU Hui，KONG Sifang，LIU Yangsheng，et al.Pollution control technologies of dioxins in municipal solid waste incinerator[J].Procedia Environmental Sciences，2012，16(4)：661-668.