15 MW生物質循環流化床NOx和溫室氣體排放特性

孫錦余,劉曉偉,戴高峰,趙小軍,鄭仕杰,薛東發,RAHMAN Ur Zia,王學斌

(1.南電能源綜合利用有限公司,廣東 廣州 510670;2.西安交通大學 能源與動力工程學院,陜西 西安 710049;3.中廣核研究院有限公司,廣東 深圳 518000)

0 引 言

生物質是可再生能源,能替代化石能源減緩能源危機,在電網調峰中將承擔重要作用,生物質清潔高效利用對于我國實現碳達峰、碳中和目標和實現我國能源結構綠色低碳轉型具有重要意義[1]。2021年我國生物質資源產量約合4.2億t標煤,而目前有效利用量較低[2]。農林生物質主要利用方式包括直接燃燒、化學轉化等[3]。直燃發電技術能大規模利用生物質能,是生物質主要利用途徑。

生物質燃燒過程產生NOx、SOx、粉塵等污染物,據估計,2017年我國農林生物質直燃過程NOx排放量達29 516 t,SO2排放量達14 192.1 t[4]。由于生物質含S量較低,生物質電廠不需投產脫硫設備,通過簡單方法即可實現低硫排放。NOx成為目前生物質電廠急需解決和關注的對象。生物質脫硝方法有低氮燃燒技術、選擇性非催化還原(SNCR)、選擇性催化還原技術(SCR)、新型脫硝技術等。低氮燃燒技術包括低過量空氣系數燃燒、空氣分級、燃料再燃、低NOx燃燒器、煙氣再循環等[5],此類方法操作簡單,脫硝效率最高達50%,缺點是會造成灰渣可燃物比例上升、鍋爐效率下降。選擇性非催化還原(SNCR)方法采用氨水或尿素溶液噴入爐膛脫硝,投資運行費用低,缺點是電廠燃用生物質水分較大,實際爐溫低于SNCR最佳脫硝溫度區間,因此SNCR脫硝效率較低。SCR技術脫硝效率達80%,主要缺點是投資運行成本高,由于生物質堿金屬含量極高,使SCR催化劑失活。新型脫硝技術包括高分子脫硝技術(PNCR)、液態生物鈣脫硝技術(B-SNCR)、臭氧脫硝技術等,工業化應用較少[6]。

由于大多數電廠采用低過量空氣系數燃燒和空氣分級方法協同控制NOx排放,導致生物質燃料在主燃區燃燒不充分,鍋爐出口CO和CH4體積分數較高,且爐內NOx前驅體NH3和HCN生成較多。NH3生成途徑包括生物質中氨基酸或蛋白質釋放的氨基;焦油氮及半焦氮二次反應;HCN在炭表面的水解轉化[7]。HCN來源于一次熱解燃料氮分解成環酰胺、環酰胺裂解成HCN,這是HCN主要生成途徑;高溫下焦油氮及半焦氮熱裂解[8]。與煤相比,生物質不完全燃燒易生成較多NH3,且隨含氮量增加,NH3釋放量增加[9];隨溫度升高,NH3釋放量先升后降[10]。NH3和HCN等前驅體再進一步燃燒生成NOx。

此外,生物質燃燒排放CO2、CH4、N2O等溫室氣體[11]。由于植物碳來源于光合作用吸收大氣中CO2,因此生物質也被視為零碳能源。然而,生物質燃燒產生的CO2排放具有大量、短期、局地特征,而被植被后續固定是一個緩慢過程,因此生物質的CO2排放引起關注[12]。此外,N2O全球變暖潛能值(GWP)是CO2的298倍,CH4的GWP是CO2的34倍[13],認識電廠N2O和CH4排放特性對生物質電廠的溫室氣體減排具有重要意義[14]。

農林生物質直燃發電的主要類型有水冷振動爐排和循環流化床。由于循環流化床燃料適應性好,能處理不同尺寸、水分、熱值的生物質,具有較高的燃燒效率和較低的污染物排放,近年來應用廣泛[15]。生物質循環流化床的燃燒調整試驗較多。費芳芳等[16]在50 MW循環流化床上開展了燃燒調整試驗,結果表明降低一次風量和運行氧量可降低NOx排放。王鵬等[17]對某50 MW循環流化床進行燃燒優化調整試驗,研究了降低一次風比例,調整上下二次風門擋板開度、鍋爐床壓等方法對鍋爐NOx和鍋爐效率的影響。然而,目前對生物質循環流化床燃燒過程中N2O、CH4等組分排放還未見大量報道。因此,有必要對生物質循環流化床的NOx和溫室氣體排放特性進行研究。

筆者對某15 MW生物質循環流化床的溫室氣體(CO2、CH4、N2O)和NOx(NO、N2O)進行測量,研究了床壓、一二次風比、前后墻二次風比、廢木料摻燒比例的影響,以期得到綜合控制生物質循環流化床鍋爐NOx和溫室氣體排放的手段。

1 試 驗

1.1 鍋爐簡介

測試某15 MW生物質循環流化床鍋爐排放特性,鍋爐系統如圖1所示。該鍋爐為高溫高壓、單汽包、自然循環、循環流化床燃燒方式,全懸吊結構。爐膛采用懸吊結構,爐膛分為下部密相區、上部稀相區2部分。鍋爐安裝有旋風分離器,尾部煙道依次布置高溫過熱器、低溫過熱器、省煤器、空氣預熱器、旋風除塵器、布袋除塵器、引風機、煙囪。

圖1 循環流化床示意Fig.1 Schematic diagram of circulating fluidized bed boiler

一次風系統用風由一次風機提供分3路。第1路:經一次風空氣預熱器加熱后的熱風進入爐膛底部水冷風室,通過布置在布風板上的風帽使床料流化,并形成向上通過爐膛的氣固兩相流;第2路:從空預器后引一股熱風用于爐前氣力播料風;第3路:一部分未經預熱的冷一次風作為給料機密封風。二次風分2排從前后墻送入。

鍋爐額定工況下燃燒時,床溫長期維持在820 ℃,空氣過量系數為1.27。

1.2 燃料特性分析

該鍋爐主要燃料為桉樹皮、廢木料。常規工況下,廢模板摻燒比例為30%,桉樹皮為70%。生物質燃料工業分析和元素分析見表1,桉樹皮氮含量為0.55%,而廢木料氮含量高達4.4%。2種主要燃料硫含量均極低。廢木料的熱值高于桉樹皮。

表1 生質燃料工業分析和元素分析

1.3 測試方法及工況

在鍋爐布袋除塵器前方尾部煙道布置煙氣測點,采用Gasmet DX4000測量煙氣中CO、CH4、NO、N2O、O2等濃度。研究運行床壓、一二次風比、前后墻二次風開度、廢木料摻燒比例等對循環流化床燃燒過程中污染物排放特性的影響,測試工況見表2。

表2 測試工況

基準工況床壓為4 kPa,一次風為27 000 m3/h,二次風25 000 m3/h,運行床溫為820 ℃,桉樹皮和廢木料摻燒比為7∶3。每次調整工況后,等待1～2 h至鍋爐運行穩定,連續測量20 min煙氣,計算得到煙氣組分平均值,根據式(1)、式(2)將測得的煙氣組分濃度折算為6% O2基準。

(1)

(2)

式中,M為所測污染物的相對分子質量,g/mol;T為溫度,℃;P為壓力,Pa;ρ為基準氧含量下大氣污染物排放質量濃度,mg/m3;ρ′為實測大氣污染物排放質量濃度,mg/m3;φ′(O2)為實測氧體積分數,%;φ(O2)為基準氧體積分數,%。

2 結果與討論

2.1 床壓對鍋爐煙氣排放特性的影響

運行床壓對鍋爐排放特性的影響如圖2所示。隨床壓升高,NO和N2O下降。本試驗中,升高床壓由降低一次風量導致,一次風量降低,主燃區處于富燃料狀態,生物質燃料發生不完全燃燒產生焦炭、揮發分等組分,由于風速下降導致焦炭和揮發分在富燃料區停留時間變長,有利于NO和N2O還原。

圖2 床壓對鍋爐煙氣排放特性的影響Fig.2 Effect of bed pressureon the pollutant emissions of the boiler

由圖2可知,升高床壓對降低NO排放效果有限,床壓升高1 kPa,NO排放量僅降低4 mg/m3,考慮到流化效果和流化床鍋爐運行的安全性,床壓可適度降低。王鵬等[17]對某50 MW生物質循環流化床的燃燒調整試驗表明,床壓對NO的影響不顯著。

對比各種含氮組分含量,發現該循環流化床中,運行床溫為820 ℃時,N2O排放值極低。由于床壓升高,燃料在富燃料區的停留時間變長,生物質熱解將更加充分,因此生成較多CO,能還原NOx。N2O在所有工況下的排放值均較低,這是由于一次風較小,在主燃區處于強還原性氣氛,生成的HCN無法在主燃區大量轉化為NCO和N2O。

隨運行床壓升高,CO和CH4體積分數升高,這是由于床壓升高后一次風量隨之降低,生物質在密相區燃燒氧量低,燃燒不完全,因此CO和CH4體積分數較高,CO2體積分數降低。

2.2 一二次風配比對鍋爐煙氣排放特性的影響

總風量52 000 m3/h,前后墻二次風比為20∶60,廢木料摻燒30%時,改變一二次風量相對比例,研究一二次風比對煙氣排放特性的影響如圖3所示。

圖3 一二次風比對鍋爐煙氣排放特性的影響Fig.3 Effect of primary/secondary air ratio on the pollutant emissions of the boiler

由圖3可知,隨一二次風比增大,NO下降。一次風量增大,燃料在主燃區燃燒相對更充分,生成的CO和CH4減少,減弱NOx的還原作用,因此NO減少,說明降低二次風量有利于降低NO排放量。SAASTAMOINEN等[18]發現降低二次風量有利于降低NO排放量。

隨一二次風比增大,CO和CH4體積分數先升高后降低。一次風量較低時,燃料在主燃區處于富燃料狀態,在密相區產生高濃度CO和CH4,而較高二次風可氧化生成CO和CH4,因此CO和CH4排放量較低。一次風增大、二次風減少時,由于燃料在主燃區燃燒相對充分,因此CO和CH4排放量較低。

2.3 前后墻二次風比對鍋爐煙氣排放特性的影響

前后墻二次風比對鍋爐煙氣排放特性的影響如圖4所示,可知隨前后墻二次風開度比增大,NO質量濃度先升高后降低。固定前墻二次風,增大后墻二次風,即前后墻二次風比由20∶60增至20∶70時,NO升高,這是由于總開度增加導致總風量增大,燃燒相對充分,燃料氮更多轉化為NO。

圖4 前后墻二次風比對鍋爐煙氣排放特性的影響Fig.4 Effect of front/back wall secondary air ratio on the pollutant emissions of the boiler

隨前后墻二次風開度進一步增大,NO降低,CO和CH4排放量均呈降低趨勢,這是由于前墻二次風大時,靠近給料機一側的揮發分燃燒狀況變好,因此生成的CO和CH4減少,而爐膛內部物料混合燃燒狀態較好,有利于主燃區NOx還原[19]。

前后墻開度風量相差較大時,如前后墻二次風開度比為20∶60或70∶20時,在爐膛一側能更好形成還原性氣氛,有利于降低NO排放。在實際運行中,可將前后墻的二次風開度設置相差較大。

2.4 廢木料摻燒比例對鍋爐煙氣排放特性的影響

廢木料摻燒比例對鍋爐煙氣排放特性的影響如圖5所示,可知隨廢木料摻燒比例增加,NO先升高后降低。廢木料氮含量高達4.4%,因此隨廢木料摻燒增加,燃料氮增多,NO排放量升高。廢木料摻燒比例降至20%時,由于廢木料熱值較高,摻燒比例較低導致床溫下降,促進廢木料在主燃區熱解過程中一次風不變時,該摻燒比例下物料給料量相對較大,氧量相對較低,因此限制了NO生成過程,NO生成較低。由于床溫較低,CO氧化速率下降,CO排放量很高。廢木料摻燒比例由30%增至50%時,由于廢木料氮元素顯著高于桉樹皮,隨氮含量增加,NH3釋放量增加[9],因此可能生成的NH3和HCN量增加,有助于NO發生自發SNCR過程,降低NO排放。廢木料摻燒50%時,運行床溫上升,生成NO升高。同時CO和CH4排放量升高。

圖5 廢木料摻燒比例對鍋爐煙氣排放特性的影響Fig.5 Effect of the co-firing ratio of waste wood on the pollutant emissions of the boiler

2.5 常規污染物排放特性

對比不同工況下排放數據,發現某15 MW生物質循環流化床在額定負荷下、運行床溫820 ℃時,試驗工況內各污染物排放量為:NO 40～78 mg/m3,N2O 1.5～2.6 mg/m3,CO 2 500～7 300 mg/m3,CH4180～815 mg/m3,CO214.0%～17.5%。N2O排放可忽略不計,推測可能是高氮含量廢木料摻燒導致生物質燃燒時產生大量NH3,有利于爐內發生NO還原反應,因此NO和N2O排放量均較低[20]。

循環流化床在較高溫度下運行時,主要溫室氣體排放源是CH4,按照N2O全球變暖潛能值(GWP)是CO2的298倍,CH4的GWP是CO2的34倍計算[13],相當于煙氣中CO2排放量增加0.6%～2.7%,需要引起關注。

3 結 論

1)生物質循環流化床的燃燒調整試驗表明:升高床壓,有利于降低NO排放,但會造成CO和CH4排放量升高;增大一二次風比,NO排放量有所降低;前后墻二次風比為7∶2時,NO排放量較低,CO和CH4排放量也較低;增大高氮含量廢木料摻燒比例時,NO排放量先升高后降低。

2)采用低氧燃燒方法控制NOx排放導致實際燃燒過程中CO和CH4排放量升高,其中CH4作為溫室氣體需引起關注。燃燒調整試驗中,CH4排放量達180～815 mg/m3,按溫室氣體排放因子折算,相當于煙氣中CO2排放量增加0.6%～2.7%,需引起關注。

3)燃燒調整對NOx減排效果有限,大比例摻燒高氮含量廢木料有助于降低NOx排放。