城市生活垃圾焚燒爐深度空氣分級數(shù)值模擬*

寧星星 馬曉茜 胡志鋒 余昭勝 廖艷芬

(華南理工大學(xué)電力學(xué)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(fā)生氧化反應(yīng)，生成各種氧化物和氫化物，對環(huán)境造成嚴(yán)重污染[1]。

由于配風(fēng)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(fēng)的配風(fēng)條件，使?fàn)t內(nèi)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(nèi)外研究者對配風(fēng)進(jìn)行了研究，針對二次風(fēng)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(fēng)提高了鍋爐內(nèi)的煙氣混合度，使得爐內(nèi)燃燒更充分[2]。胡玉梅等[3]對垃圾焚燒爐內(nèi)兩種不同二次風(fēng)布置位置對爐內(nèi)燃燒狀況的影響進(jìn)行了研究，獲得了較合理的二次配風(fēng)條件，達(dá)到了對二噁英的有效抑制。林海等[4]對一次風(fēng)各風(fēng)室的配比進(jìn)行優(yōu)化，在較優(yōu)的配風(fēng)比例下，揮發(fā)分逸出率相較于原始運(yùn)行工況提升至96.27%，垃圾減重率亦達(dá)到79.18%，使得垃圾焚燒爐具有較優(yōu)的燃燒傳熱特性和燃燒完全率。陳國艷等[5]認(rèn)為，一、二次風(fēng)對NOx的影響主要體現(xiàn)在一、二次風(fēng)的配比和預(yù)熱溫度上，不同的一、二次風(fēng)配比會影響爐膛垃圾的焚燒效果。目前，針對垃圾焚燒爐內(nèi)配風(fēng)的優(yōu)化研究，主要集中在一、二次風(fēng)的配比變化以及二次風(fēng)口布置位置的優(yōu)化上，而專門針對二次風(fēng)與燃盡風(fēng)的深度配比優(yōu)化研究少有報道。

因此，本研究采用Fluent數(shù)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(fù)荷下的燃燒狀況及NOx排放進(jìn)行了研究，通過爐排一次風(fēng)和前墻二次風(fēng)以及燃燒室出口緊湊燃盡風(fēng)來實現(xiàn)爐內(nèi)縱向和水平方向的深度空氣分級，研究二次風(fēng)與燃盡風(fēng)的優(yōu)化配比，尋求燃燒狀況較優(yōu)且NOx排放較低的配風(fēng)運(yùn)行工況，為城市生活垃圾焚燒爐的實際運(yùn)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(qū)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(qū)域：垃圾焚燒爐床區(qū)(主要包括燃燒室)和余熱鍋爐(包括3個煙道)。一次風(fēng)由爐排下方4個風(fēng)室經(jīng)預(yù)熱至220 ℃后送至爐膛，二次風(fēng)口布置在城市生活垃圾焚燒爐前拱頂部，采用23 ℃冷風(fēng)噴入。燃盡風(fēng)口布置在二次風(fēng)口上部的煙道前后側(cè)，采用23 ℃冷風(fēng)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(qū)編號。其中，1～3煙道分區(qū)為第一煙道；4～6煙道分區(qū)為第二煙道；7～9煙道分區(qū)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(qū)Fig.1 Physical model of MSW incinerator and flue partition

2 研究方法

2.1 網(wǎng)格劃分

為了使模擬結(jié)果更準(zhǔn)確，根據(jù)現(xiàn)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(qū)，共分成包括燃燒室在內(nèi)的10個區(qū)域。具體分區(qū)情況如圖1所示。此外，對于城市生活垃圾焚燒爐內(nèi)梯度變化大的區(qū)域進(jìn)行局部網(wǎng)格加密，如爐排、二次風(fēng)口以及燃盡風(fēng)口附近區(qū)域進(jìn)行區(qū)域網(wǎng)格加密，總網(wǎng)格數(shù)約達(dá)1 450 000。

2.2 數(shù)學(xué)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(nèi)的燃燒采用組分運(yùn)輸模型，并運(yùn)用有限速率-渦耗散模型對燃燒火焰的化學(xué)反應(yīng)進(jìn)行簡化，爐內(nèi)氣相湍流流場運(yùn)用κ-ε湍流模型進(jìn)行模擬，輻射傳熱采用P-1模型進(jìn)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(jié)果導(dǎo)入至Fluent中[7]，作為其床層的進(jìn)口邊界條件。爐排一次風(fēng)、前墻二次風(fēng)和燃燒室出口緊湊燃盡風(fēng)的邊界條件類型為速度入口。尾部煙道出口(即9煙道分區(qū)出口)邊界條件設(shè)置為壓力出口邊界條件。

根據(jù)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(fā)、揮發(fā)分逸出、揮發(fā)分燃燒、焦炭氣化。輸運(yùn)方程包括氣相組分輸運(yùn)方程與傳熱方程、固相顆粒運(yùn)動與傳熱方程、床層的輻射換熱方程等。

2.2.1 水分蒸發(fā)模型

垃圾中的水分受到兩種傳熱作用而析出，首先是剛進(jìn)入層燃爐時受到床層上方的高溫?zé)煔廨椛渥饔眉訜幔撕箅S著燃燒過程的進(jìn)行，燃料與熱煙氣及已預(yù)熱的供風(fēng)發(fā)生對流傳熱，水分逸出。當(dāng)固相溫度(Ts，K)<373 K，水分蒸發(fā)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(shù)(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(fā)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(shù)，W/(m2·K)；Tg為氣相溫度，K；εs為輻射系數(shù)，W/(m2·K4)；Tenv為環(huán)境溫度，K。

2.2.2 揮發(fā)分逸出模型

垃圾中的揮發(fā)分含量通常遠(yuǎn)高于煤，其成分主要是碳?xì)浠衔?、CO、CO2、H2、O2等。

建立一階反應(yīng)方程簡化模型，假設(shè)揮發(fā)分氣體的逸出率與固相中剩余的揮發(fā)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(dāng)前揮發(fā)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)，%；t為時間，s；kv為揮發(fā)分逸出速率，s-1；v∞為燃料揮發(fā)分初始質(zhì)量分?jǐn)?shù)，%；Av為反應(yīng)的指前因子，s-1；Ev為反應(yīng)活化能，J/mol；R為氣體常數(shù)，J/(mol·K)，R=8.314 J/(mol·K)。

2.2.3 揮發(fā)分燃燒模型

從燃料顆粒表面逸出的揮發(fā)分氣體，在燃燒前首先與周圍空氣混合，因而揮發(fā)分燃燒速率取決于化學(xué)反應(yīng)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(shù)；ρg為燃料密度，kg/m3；Dg為氣體擴(kuò)散系數(shù)，m2/s；φ為床層孔隙率，%；dp為燃料顆粒直徑，m；Vg為氣體擴(kuò)散速率，m/s；Cfuel為燃料體積分?jǐn)?shù)，%；Sfuel為燃料化學(xué)當(dāng)量比，%；CO2為O2體積分?jǐn)?shù)，%；SO2為O2化學(xué)當(dāng)量比，%。

為避免方程過于復(fù)雜，揮發(fā)分產(chǎn)物假設(shè)只有3種成分，即為碳?xì)浠衔?CmHn)、CO和H2，氣相燃燒反應(yīng)式為：

4CmHn+(2m+n)O2→4mCO+2nH2O

(6)

2CO+O2→2CO2

(7)

2H2+O2→2H2O

(8)

其中，碳?xì)浠衔?、CO、H2的化學(xué)反應(yīng)速率分別為：

(9)

(10)

(11)

式中：RCmHn、RCO、RH2分別為碳?xì)浠衔?、CO、H2的化學(xué)反應(yīng)速率，kg/(m3·s)；CCmHn、CCO、CH2O、CH2分別為碳?xì)浠衔?、CO、H2O、H2的體積分?jǐn)?shù)，%；P為氣體壓力，Pa。

揮發(fā)酚燃燒速率取決于混合速率和化學(xué)反應(yīng)速率(RCmHn、RCO、RH2轉(zhuǎn)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(fā)分逸出后形成焦炭，焦炭燃燒后的主要產(chǎn)物是CO和CO2，焦炭反應(yīng)方程如下：

3C(s)+2O2→2CO+CO2

(12)

其中，當(dāng)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(xué)反應(yīng)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(chǎn)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(jù)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(chǎn)生量的90%。垃圾焚燒過程中的氮轉(zhuǎn)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(dāng)垃圾被加熱時，其中的含氮化合物變?yōu)闅鈶B(tài)。隨著這些化合物在反應(yīng)區(qū)域中的熱分解，像HCN·、·NH3、N·、·CN和·NH這些自由基能形成或轉(zhuǎn)化為NOx。

燃料型NOx的生成機(jī)制非常復(fù)雜，可以簡化為兩個相互競爭的反應(yīng)過程(見圖2)。燃料氮生成中間產(chǎn)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(jī)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(fù)荷實際運(yùn)行工況數(shù)據(jù)作為模型驗證。城市生活垃圾焚燒爐爐膛出口參數(shù)模擬結(jié)果與實際運(yùn)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(yùn)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(zhǔn)確。模擬結(jié)果得到的H2O和O2的體積分?jǐn)?shù)分別為19.96%、7.18%，滿足《生活垃圾焚燒污染控制標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18485—2014)中焚燒爐技術(shù)性能指標(biāo)，達(dá)到了鍋爐完全燃燒的條件；在合理的濃度范圍內(nèi)，NOx濃度誤差為-3.60%，說明模擬結(jié)果與實際燃燒運(yùn)行工況結(jié)果相符合。由此可知，采用的模擬模型是可行、準(zhǔn)確、可信的，建立在此模型基礎(chǔ)上的優(yōu)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(shù)模擬結(jié)果與實際運(yùn)行值的對比

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

運(yùn)行工況編號二次風(fēng)與燃盡風(fēng)風(fēng)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(yùn)行工況的優(yōu)化

對城市生活垃圾焚燒爐二次風(fēng)口和燃盡風(fēng)口配風(fēng)比例進(jìn)行調(diào)整，對不同二次風(fēng)配風(fēng)比例工況進(jìn)行數(shù)值模擬，找到最優(yōu)的配風(fēng)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(fēng)與燃盡風(fēng)噴嘴布置情況見圖3。上、下排二次風(fēng)口以1.54 m的間隔分別均勻布置在標(biāo)高為1.16、0.57 m處(編號分別為SA2、SA1)，上、下排燃盡風(fēng)口分別以2.08、1.80 m的間隔布置在標(biāo)高為2.39、1.93 m處(編號分別為OFA2、OFA1)，SA1、SA2的二次風(fēng)風(fēng)量比為16∶1(體積比，下同)，OFA1、OFA2的燃盡風(fēng)風(fēng)量比為2.36∶1.00。城市生活垃圾焚燒爐各運(yùn)行工況基本參數(shù)見表3，其中0#運(yùn)行工況為100%負(fù)荷原始運(yùn)行工況，各配風(fēng)溫度參數(shù)保持不變。

4.1 溫度場分析

二次風(fēng)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(nèi)，同時也可攪拌垃圾焚燒爐內(nèi)的煙氣，使之與O2充分混合，提高了爐內(nèi)的湍流度，使得垃圾焚燒爐內(nèi)的燃燒更充分。而布置在燃燒室出口前的燃盡風(fēng)不僅可進(jìn)一步為燃燒室內(nèi)揮發(fā)分的燃燒提供氧量補(bǔ)給，同時在第一煙道進(jìn)口前形成旋流，將使得煙氣停留時間延長，從而減少煙氣內(nèi)二噁英等污染物排放，并影響NOx的生成[9]。

不同配風(fēng)比例運(yùn)行工況下中心截面溫度云圖見圖4，二次風(fēng)風(fēng)量由高到低、燃盡風(fēng)風(fēng)量由低到高依次為4#、2#、0#、1#、3#運(yùn)行工況。為更直觀地看出變化，選擇4#、0#、3#運(yùn)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(fēng)比例對城市生活垃圾焚燒爐主要參數(shù)的影響見表4。

注：數(shù)值單位為K，圖5同。圖4 不同配風(fēng)比例運(yùn)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(fēng)風(fēng)量的減少、燃盡風(fēng)風(fēng)量的增加，第一煙道相同標(biāo)高的橫截面平均溫度增加，1、2、3煙道分區(qū)的溫度明顯抬升。這是由于隨著二次風(fēng)配比的下降，爐膛內(nèi)的原高溫區(qū)未有充足的O2提供，此時的未燃燒組分濃度比原始運(yùn)行工況高，該情況下燃盡風(fēng)配比相應(yīng)增加，增強(qiáng)了該區(qū)域的燃燒以及流動，一定程度上使得燃盡風(fēng)噴射區(qū)域發(fā)生更劇烈的燃燒，原始運(yùn)行工況單一高溫區(qū)轉(zhuǎn)變成大區(qū)域的較高溫度區(qū)，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(jìn)行。同時，隨著二次風(fēng)噴口速度的降低，由一次風(fēng)和二次風(fēng)共同作用帶來的爐膛后墻高溫?zé)煔鉀_刷減弱，一定程度上降低了后墻的高溫腐蝕。另一方面，大區(qū)域的較高溫度區(qū)域也有利于一定程度地抑制NOx的生成。因此，在3#運(yùn)行工況下，1、2、3煙道分區(qū)溫度水平較其他運(yùn)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(fēng)比例對城市生活垃圾焚燒爐主要參數(shù)的影響

注：中心數(shù)據(jù)為平均溫度。圖5 4#、0#、3#運(yùn)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(fēng)比例運(yùn)行工況下城市生活垃圾焚燒爐燃燒室內(nèi)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(fēng)比例運(yùn)行工況下城市生活垃圾焚燒爐燃燒室內(nèi)煙氣速度矢量見圖6。煙氣在二次風(fēng)和一次風(fēng)的共同作用下形成旋流，加大了燃燒室內(nèi)煙氣的紊流度，使煙氣中的可燃揮發(fā)分能充分與O2發(fā)生反應(yīng)，增大了燃燒效率，從圖6可以看出，除3#運(yùn)行工況外，其他運(yùn)行工況燃燒室內(nèi)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(nèi)二次燃燒效果較好，反應(yīng)更加充分，高速的二次風(fēng)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(fēng)的速率后，煙氣對爐膛后墻的沖刷更加強(qiáng)烈，因此形成的高溫腐蝕也更加嚴(yán)重，故二次風(fēng)風(fēng)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(fēng)的方式噴入，降低了城市生活垃圾焚燒爐燃燒室主燃區(qū)內(nèi)的空氣過量系數(shù)，使得城市生活垃圾焚燒爐內(nèi)溫度有所降低，降低了熱力型NOx的形成[11]。通過增加燃盡風(fēng)的配風(fēng)比例，使得大量在城市生活垃圾焚燒爐下方未與二次風(fēng)燃盡的垃圾可燃揮發(fā)分充分反應(yīng)放熱，使得第一煙道入口處溫度明顯提高，另一方面燃盡風(fēng)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(fēng)風(fēng)量的增加，燃盡風(fēng)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(fēng)比例運(yùn)行工況下煙氣在850 ℃以上區(qū)域的停留時間見圖8。雖然燃盡風(fēng)速度的提高使得煙氣旋流加強(qiáng)，但由于燃盡風(fēng)風(fēng)量的增大會減少煙氣在850 ℃以上區(qū)域的停留時間，而實際總體上各配風(fēng)比例運(yùn)行工況均達(dá)到了煙氣在850 ℃以上區(qū)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(jīng)濟(jì)性，并減少二噁英等污染物的生成。但燃盡風(fēng)速度不宜過大，從3#運(yùn)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(qiáng)烈影響而過于紊亂使得燃燒室內(nèi)部的回旋效果反而不明顯，相對而言，1#運(yùn)行工況的雙旋流氣簾效果較突出。

圖8 各配風(fēng)比例運(yùn)行工況下煙氣在850 ℃以上區(qū)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(fēng)比例運(yùn)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(fēng)比例運(yùn)行工況下尾部煙道出口NOx質(zhì)量濃度的變化見圖10。隨著燃盡風(fēng)風(fēng)量的增加，尾部煙道出口NOx濃度明顯下降。

首先，適當(dāng)減少位于城市生活垃圾焚燒爐燃燒室頂部的二次風(fēng)口供氧使得燃燒室內(nèi)的氧自由基濃度減小，促進(jìn)了NO的消耗反應(yīng)路徑，從而使NOx較少生成，而燃盡風(fēng)的供氧保證了燃燒反應(yīng)的充分進(jìn)行。其次，二次風(fēng)速的降低，使得燃燒室內(nèi)內(nèi)部煙氣旋流減弱，燃燒室內(nèi)紊流度減小(見圖6)，煙氣中含氮可燃組分在爐內(nèi)高溫區(qū)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(fēng)和一次風(fēng)的共同作用，導(dǎo)致?lián)]發(fā)分熱解產(chǎn)物HCN、NH3等受制于高強(qiáng)度二次風(fēng)射流的阻

圖9 各配風(fēng)比例運(yùn)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(fēng)比例運(yùn)行工況下尾部煙道出口NOx質(zhì)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(qū)(見圖9)，而降低二次風(fēng)風(fēng)量，使得二次風(fēng)噴口射流減弱，含氮可燃揮發(fā)分因而不再向前拱聚集，因而減少了爐內(nèi)燃料型NOx的生成。

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

5 結(jié) 論

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

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

(3) 二次燃燒配風(fēng)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(fēng)風(fēng)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(yōu)化對于垃圾焚燒爐低氮燃燒優(yōu)化運(yùn)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(yōu)化研究[D].廣州：華南理工大學(xué)，2013.

[2] 黃昕，黃碧純，紀(jì)辛，等.二次風(fēng)對垃圾焚燒爐燃燒影響的數(shù)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(fēng)優(yōu)化數(shù)值模擬[J].環(huán)境工程學(xué)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(shù)值模擬[J].動力工程學(xué)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(jìn)展[J].四川環(huán)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(qiáng)，等.垃圾焚燒過程中NOx的生成特性研究[J].環(huán)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(jìn)展[J].工業(yè)鍋爐，2014(4)：1-6.

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