王 坤， 梁文政， 顏 浩， 王金玉， 王翠蘋,2

(1.青島大學(xué) 機(jī)電工程學(xué)院，山東 青島 266071； 2.山東科技大學(xué) 土木工程與建筑學(xué)院，山東 青島 266590)

污泥是污水處理的副產(chǎn)物，中國(guó)具有龐大的污泥生產(chǎn)體量，但是相對(duì)于污泥生產(chǎn)量的快速增長(zhǎng)，污泥處置方式的相對(duì)落后成為制約中國(guó)污泥處理行業(yè)的一大問題[1]。污泥因其高有機(jī)質(zhì)和揮發(fā)分含量而具有很好的能源價(jià)值。傳統(tǒng)的污泥處置方式[2]包括發(fā)酵堆肥、自然干化、直接填埋和焚燒等，由于其在大氣污染物控制、重金屬污染以及運(yùn)營(yíng)成本等方面的問題而限制了其實(shí)際應(yīng)用和長(zhǎng)遠(yuǎn)發(fā)展[3-4]。相比于傳統(tǒng)處置方式，污泥氣化[5]作為一種能夠有效資源化利用污泥的新型處理方式廣受關(guān)注。與傳統(tǒng)的需要加氣化介質(zhì)(如富氧氣體)的較高氣化成本不同，化學(xué)鏈氣化技術(shù)利用載氧體在兩個(gè)串聯(lián)的反應(yīng)器(燃料反應(yīng)器(FR)和空氣反應(yīng)器(AR))中的不斷還原、氧化、再生的特性實(shí)現(xiàn)氧的傳遞，從而制取高品質(zhì)的合成氣[6-8]。化學(xué)鏈氣化技術(shù)因污泥在氣化過程中不與空氣直接接觸，能夠有效避免熱力型和快速型NOx的產(chǎn)生[9-11]；通過控制載氧體與燃料的比值，可獲取以CO和H2為主的合成氣；載氧體的性能對(duì)合成氣的制取起著至關(guān)重要的影響，其中Fe基載氧體因?yàn)閮r(jià)格低廉且不存在二次污染而廣受歡迎[12-13]。

筆者以Aspen Plus V9.0平臺(tái)為基礎(chǔ)，結(jié)合HSC Chemistry 6.0的部分計(jì)算數(shù)據(jù)，對(duì)污泥化學(xué)鏈氣化特性進(jìn)行模擬，繼而進(jìn)行了部分驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)，考察載氧體中活性氧與污泥中碳的摩爾比(n(O)/n(C))、氣化溫度、水蒸氣與污泥質(zhì)量流量比(q(V)/q(S))對(duì)燃料反應(yīng)器中的氣化、含硫污染物排放的影響，以及空氣反應(yīng)器中空氣與載氧體摩爾流量比(空載比)對(duì)載氧體再生和NOx生成的影響，為系統(tǒng)化研究污泥的化學(xué)鏈氣化提供理論依據(jù)。

1 基于Aspen Plus的污泥化學(xué)鏈氣化的模擬

1.1 模型建立

在Aspen Plus中建立污泥化學(xué)鏈氣化模型如圖1 所示，該系統(tǒng)共由8個(gè)模塊和15股工藝物流組成，主要模塊包含RStoic反應(yīng)器、RPlug反應(yīng)器、RGibbs反應(yīng)器以及Mixer混合器和SEP分離器。

圖1 Aspen Plus模擬污泥化學(xué)鏈氣化流程圖Fig.1 Aspen Plus flow chart of the simulated sludge chemical chain gasificationMS—Municipal sludge; MEO-IN—Oxygen carrier feed; MEO-OUT—Oxygen carrier outflow；ME—Reduced oxygen carrier;AIR-OUT—Air outflow; S1/S2/S3—Separator 1/2/3; M1/M2—Mixer 1/2; FUEL-IN—Fuel feed; FUEL-OUT—Fuel outflow;DECOMP—Decomposition reactor; F-REACT—Fuel reactor; A-REACT—Air reactor; A-OUT—Air reaction flowout;DCOM-OUT—Decomposition reactor flowout； SYNGAS—Synthesis gas； GAS-IN—Gas in mixer

為使模型合理化，做出如下假設(shè)：

(1)各輸出物流參數(shù)以及反應(yīng)器條件在設(shè)定后不再隨時(shí)間發(fā)生變化，反應(yīng)過程穩(wěn)定，給料溫度選取室溫25 ℃，壓力0.1 MPa；

(2)物流中的灰分為惰性組分，其中所含物質(zhì)不再參與以及影響熱力學(xué)反應(yīng)；

(3)選擇鐵基載氧體作為載氧體，其成分設(shè)定為純Fe2O3；

(4)設(shè)定載氧體再生所需的空氣為79%(體積分?jǐn)?shù))N2和21%(體積分?jǐn)?shù))O2所構(gòu)成，忽略其他氣體組分；

(5)氣相成分相互之間反應(yīng)速率極快，化學(xué)反應(yīng)平衡在此條件上建立；

(6)設(shè)定F-REACT中氣化產(chǎn)物為合成氣的主要成分H2、CO2、CO、CH4，忽略其他碳?xì)浠衔锖徒褂彤a(chǎn)生的影響；

(7)污泥化學(xué)鏈氣化模擬選取污泥流率為1 kg/h。

1.2 燃料反應(yīng)器中主要反應(yīng)

(1)熱解氣化過程：污泥在高溫下快速熱解，析出大量揮發(fā)分，隨后焦炭和各氣相組分之間發(fā)生反應(yīng)，反應(yīng)方程式見式(1)～(6)。

C+H2O=CO+H2

(1)

C+O2=CO2

(2)

C+CO2=2CO

(3)

2CO+2H2=CH4+CO2

(4)

CO+H2O=CO2+H2

(5)

CH4+H2O=CO+3H2

(6)

(2)載氧體反應(yīng)：污泥熱解生成的氣化產(chǎn)物與載氧體發(fā)生進(jìn)一步反應(yīng)，反應(yīng)方程式見式(7)～(14)。

CH4+3Fe2O3=6FeO+CO+2H2O

(7)

CH4+4Fe2O3=8FeO+CO2+2H2O

(8)

CH4+9Fe2O3=6Fe3O4+CO+2H2O

(9)

CH4+12Fe2O3=8Fe3O4+CO2+2H2O

(10)

H2+Fe2O3=2FeO+H2O

(11)

H2+3Fe2O3=2Fe3O4+H2O

(12)

CO+Fe2O3=2FeO+CO2

(13)

CO+3Fe2O3=2Fe3O4+CO2

(14)

各反應(yīng)的吉布斯自由能與平衡常數(shù)比較見圖2。對(duì)于化學(xué)反應(yīng)的吉布斯自由能，當(dāng)ΔG>0時(shí)，反應(yīng)不能自發(fā)進(jìn)行；當(dāng)ΔG=0時(shí)，反應(yīng)達(dá)到平衡狀態(tài)；當(dāng)ΔG<0時(shí)，反應(yīng)可以自發(fā)進(jìn)行，且ΔG值越小，反應(yīng)自發(fā)進(jìn)行的可能性越大。由圖2(a)可知：在所選取700～1000 ℃范圍內(nèi)，燃料反應(yīng)器中除反應(yīng)(4)外絕大部分反應(yīng)ΔG均小于0，說明均可發(fā)生且可以自發(fā)進(jìn)行；隨著溫度的升高，CH4與載氧體的反應(yīng)(7)～(10)的ΔG值均有明顯下降趨勢(shì)，說明隨溫度升高，反應(yīng)越發(fā)容易進(jìn)行。由圖2(b)可知，除反應(yīng)(2)、(4)、(5)、(13)、(14)外，絕大多數(shù)反應(yīng)的lnK值隨著溫度的升高而增加，說明反應(yīng)程度隨溫度升高逐漸增加。

圖2 燃料反應(yīng)器(FR)中溫度對(duì)化學(xué)反應(yīng)(1)～(14)ΔG和lnK的影響Fig.2 Effects of temperatures on chemical reaction (1)-(14) ΔG and lnK in FR(a) ΔG； (b) lnK

1.3 空氣反應(yīng)器中主要反應(yīng)

被還原的載氧體主要成分在空氣中與O2進(jìn)行氧化再生反應(yīng)，反應(yīng)式見式(15)～(16)，為快速放熱反應(yīng)。

4FeO+O2=2Fe2O3

(15)

4Fe3O4+O2=6Fe2O3

(16)

2 污泥化學(xué)鏈氣化實(shí)驗(yàn)

2.1 污泥燃料分析

模擬與實(shí)驗(yàn)所選污泥均為市政污泥，其工業(yè)分析和元素分析結(jié)果如表1所示。

表1 污泥的工業(yè)分析和元素分析Table 1 Proximate and ultimate analyses of sludge

2.2 實(shí)驗(yàn)過程

污泥化學(xué)鏈氣化實(shí)驗(yàn)過程采用小型流化床實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)，包括流化床反應(yīng)器、蒸汽發(fā)生器、進(jìn)氣裝置、溫控裝置、冷凝裝置、旋風(fēng)分離裝置、煙氣分析儀(英國(guó)凱恩公司產(chǎn)品，KANE9506)，流化床反應(yīng)器為高1000 mm、下部?jī)?nèi)徑40 mm、上部提升段內(nèi)徑32 mm的耐高溫306鋼管，外部為電加熱單元和保溫材料，通過控制進(jìn)入流化床的氣體成分可以實(shí)現(xiàn)其FR-AR功能的切換。流化床具體裝置示意圖如圖3所示。

圖3 實(shí)驗(yàn)用鼓泡流化床系統(tǒng)示意圖Fig.3 Diagram of experimental bubbling fluidized bed system

實(shí)驗(yàn)每次取污泥質(zhì)量為1 g，所使用復(fù)合鐵基載氧體成分Fe2O3和Al2O3的摩爾比為6∶4，CaO質(zhì)量分?jǐn)?shù)為5%。載氧體和污泥顆粒粒徑均破碎為0.1～0.2 mm，實(shí)驗(yàn)中流化氣體采用N2，體積流量為12 L/min，假定反應(yīng)時(shí)長(zhǎng)為15 min，其他實(shí)驗(yàn)工況如表2所示。

表2 污泥化學(xué)鏈氣化實(shí)驗(yàn)工況Table 2 Experimental conditions of chemical looping gasification of sludge

3 模擬與實(shí)驗(yàn)結(jié)果的對(duì)比與分析

3.1 燃料反應(yīng)器中氧/碳摩爾比(n(O)/n(C))的影響

定義氧/碳摩爾比(n(O)/n(C))為進(jìn)入燃料反應(yīng)器的載氧體中活性氧與所使用污泥中碳的摩爾比。

為了考慮污泥的氣化程度，現(xiàn)定義碳轉(zhuǎn)化率ηC為：

(17)

其中，qV,OUT為燃料反應(yīng)器出口氣體體積流量，L/min;其公式為：

qV,OUT=qV,N2/(1-φCO-φCO2-φCH4-φH2)

(18)

式中：qV,N2為進(jìn)口氮?dú)獾捏w積流量，L/min；φCO、φCO2、φCH4、φH2分別為燃料反應(yīng)器出口處CO、CO2、CH4、H2的體積分?jǐn)?shù)；Vm為標(biāo)準(zhǔn)狀況下氣體的摩爾體積，為22.4 L/mol；nC,MS為污泥中碳的物質(zhì)的量，mol；t為檢測(cè)出口氣體成分所持續(xù)的時(shí)間，s。

圖4為模擬和實(shí)驗(yàn)結(jié)果中氧/碳摩爾比對(duì)產(chǎn)物合成氣摩爾分?jǐn)?shù)和碳轉(zhuǎn)化率的影響，其中氣化溫度為900 ℃，水蒸氣與污泥質(zhì)量流量比(q(V)/q(S))為12。由圖4(a)可見，模擬結(jié)果生成的合成氣中H2比例占到35%～70%，且隨著n(O)/n(C)的升高明顯下降；CO則占到5%，CO2比例隨著n(O)/n(C)升高從30%上升到65%。這是因?yàn)樵黾觧(O)/n(C)值提高了載氧體的供氧量，而H2與Fe2O3的反應(yīng)速率更高，使得H2不斷被載氧體氧化，導(dǎo)致H2量不斷減少。由圖4(b)看到，實(shí)驗(yàn)所得合成氣各組分的變化趨勢(shì)與模擬結(jié)果大致相同。CO含量相比模擬結(jié)果較高，主要因?yàn)槟M過程中CO理論上轉(zhuǎn)化為CO2，而在實(shí)驗(yàn)反應(yīng)時(shí)間內(nèi)氣相組分濃度不均勻，CO無法與載氧體在短時(shí)間內(nèi)充分混合，因此減少了CO的消耗。在n(O)/n(C)從2.0增加到2.5的過程中，CO2和H2組分的含量穩(wěn)定上升，分析其原因?yàn)檩d氧體加入量的升高促進(jìn)了反應(yīng)(5)與反應(yīng)(6)向正方向進(jìn)行，水蒸氣參與反應(yīng)程度加深，使H2、CO2的含量得以提高。隨著n(O)/n(C)的逐漸增大，氣化產(chǎn)物被載氧體提供的晶格氧氧化程度加深，合成氣對(duì)污泥氣化程度的抑制作用減弱，使碳轉(zhuǎn)化率有所上升。

圖4 模擬和實(shí)驗(yàn)結(jié)果中氧/碳摩爾比(n(O)/n(C))對(duì)合成氣摩爾分?jǐn)?shù)和碳轉(zhuǎn)化率的影響Fig.4 Effects of n(O)/n(C) on molar fraction of syngas components and carbon conversion in the simulation and experimental resultsReaction conditions: T=900 ℃； q(V)/q(S)=12(a) Simulation results; (b) Experimental results

圖5為氧/碳摩爾比對(duì)含硫污染物排放的影響。由圖5(a)可以看出：模擬結(jié)果中，隨著n(O)/n(C)的增加，H2S和羰基硫(COS)的排放量逐漸下降，而SO2的排放量不斷上升。COS與H2S的排放量存在較大數(shù)量級(jí)的差距，主要是因?yàn)闇囟瘸^450 ℃時(shí)，H2可與COS發(fā)生反應(yīng)，使其生成H2S；增加n(O)/n(C)，載氧體的供氧量增加，H2S被Fe2O3氧化生成SO2，導(dǎo)致H2S被消耗，而SO2濃度增大。實(shí)驗(yàn)過程中無法測(cè)得COS的含量，但是根據(jù)實(shí)驗(yàn)測(cè)得的SO2、H2S的排放量與模擬結(jié)果趨勢(shì)相同，可以推測(cè)實(shí)驗(yàn)中COS排放量的變化與模擬結(jié)果也應(yīng)一致。

圖5 模擬和實(shí)驗(yàn)結(jié)果中氧/碳摩爾比(n(O)/n(C))對(duì)含硫污染物排放的影響Fig.5 Effects of n(O)/n(C) on S-containing pollutant emissions in the simulation and experimental resultsReaction conditions: T=900 ℃； q(V)/q(S)=12(a) Simulation results; (b) Experimental results

由圖4可知，合成氣中可燃成分隨著載氧體的增加而逐漸被消耗，使合成氣熱值降低。為保證合成氣熱值較高，n(O)/n(C)不宜取過大，并同時(shí)考慮污泥的碳轉(zhuǎn)化率和污染的排放，也不可太小，最終選取n(O)/n(C)為1.5。

3.2 燃料反應(yīng)器中氣化溫度的影響

溫度對(duì)于污泥化學(xué)鏈氣化的影響主要表現(xiàn)在影響化學(xué)反應(yīng)的速率以及部分可逆反應(yīng)的進(jìn)行程度。當(dāng)n(O)/n(C)為1.5、q(V)/q(S)=12時(shí)，模擬和實(shí)驗(yàn)結(jié)果中氣化溫度對(duì)合成氣組分摩爾分?jǐn)?shù)和碳轉(zhuǎn)化率的影響結(jié)果如圖6所示。結(jié)合圖2(b)，從理論上分析污泥氣化過程可知，溫度升高可促進(jìn)甲烷重整反應(yīng)(6)以及反應(yīng)(1)、(3)的發(fā)生，使得CO與H2含量有所提高，并且CO與Fe2O3的反應(yīng)平衡常數(shù)隨著溫度的升高而降低，反應(yīng)受到抑制，CO2的含量進(jìn)一步減少。但從圖6(a)的模擬結(jié)果來看，各組分的含量受到溫度的影響不大，分析原因?yàn)槟M過程不需考慮反應(yīng)時(shí)間的影響，各組分之間在短時(shí)間內(nèi)充分混合，組分分布均勻，達(dá)到完全反應(yīng)的狀態(tài)，改變溫度對(duì)于各反應(yīng)已充分反應(yīng)的狀態(tài)影響不大。由圖6(b)看到，隨著溫度升高，污泥碳轉(zhuǎn)化率逐漸增大，CO的生成量增加明顯，CO2所占比例顯著降低，900 ℃后增、減速率都有所放緩。圖6的模擬結(jié)果與實(shí)驗(yàn)結(jié)果存在著一定差異，其主要原因與3.1節(jié)氧/碳摩爾比的影響類似，是由于在實(shí)驗(yàn)過程中氣相組分分布不均勻，導(dǎo)致CO的消耗減少。

圖6 模擬和實(shí)驗(yàn)結(jié)果中氣化溫度對(duì)合成氣組分摩爾分?jǐn)?shù)和碳轉(zhuǎn)化率的影響Fig.6 Effects of temperatures on molar fraction of syngas components and carbon conversion in the simulation and experimental resultsReaction conditions: n(O)/n(C)=1.5； q(V)/q(S)=12(a) Simulation results; (b) Experimental results

氣化溫度對(duì)含硫污染物排放的影響如圖7所示。由圖7可知，在溫度超過850 ℃時(shí)，無論是模擬還是實(shí)驗(yàn)結(jié)果，SO2排放均明顯上升，H2S與SO2的排放趨勢(shì)發(fā)生了相反的變化；而模擬結(jié)果中COS的排放量則在950 ℃時(shí)出現(xiàn)峰值，分析其原因?yàn)镠2S和COS作為最終含硫污染物SO2的前驅(qū)體，高溫下皆會(huì)被鐵基載氧體所氧化，其主要反應(yīng)方程式如式(19)～(22)所示：

H2S+9Fe2O3=6Fe3O4+SO2+H2O

(19)

H2S+3Fe3O4=9FeO+SO2+H2O

(20)

COS+9Fe2O3=6Fe3O4+SO2+CO2

(21)

COS+3Fe3O4=9FeO+SO2+CO2

(22)

通過其反應(yīng)平衡常數(shù)與溫度的關(guān)系(見圖8)可知，反應(yīng)(20)與(22)難以自發(fā)發(fā)生，而反應(yīng)(19)與(21)的反應(yīng)程度隨著溫度升高而提升，且考慮到在高溫狀況下COS的生成受到反應(yīng)熱力學(xué)平衡控制，其生成量與H2S濃度有關(guān)[14]，并且在較高溫度下，COS比H2S更易于與氧化鐵反應(yīng)，使其濃度開始減小。與n(O)/n(C)對(duì)硫污染物排放的影響同理，在改變氣化溫度的實(shí)驗(yàn)過程中并未對(duì)COS的排放量進(jìn)行測(cè)試，但對(duì)比SO2與H2S的實(shí)驗(yàn)與模擬結(jié)果，可以推測(cè)出實(shí)驗(yàn)過程中COS的變化趨勢(shì)與模擬結(jié)果相同。

從合成氣中可燃成分CO、H2的含量(決定熱值)和污染物排放以及碳轉(zhuǎn)化率角度出發(fā)，氣化溫度不宜過低，最終選取為900～950 ℃。

3.3 燃料反應(yīng)器中H2O的影響

H2O作為氣化介質(zhì)，其參數(shù)的改變也會(huì)對(duì)氣化產(chǎn)物的生成產(chǎn)生重要的影響。模擬選取了氣化溫度為900 ℃、n(O)/n(C)為1.5的條件下，q(V)/q(S)對(duì)合成氣摩爾分?jǐn)?shù)的影響所得模擬和實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖9 所示。因?yàn)樗魵獾牧髁侩y以調(diào)節(jié)到更大值，因而僅有q(V)/q(S)=12的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)與模擬值比較。由圖9看到，實(shí)際H2生成量低于理論計(jì)算值，而CO實(shí)測(cè)值高于模擬數(shù)據(jù)，推測(cè)原因?yàn)镠2與載氧體發(fā)生的副反應(yīng)抑制了CO與載氧體的反應(yīng)。

圖9 模擬與實(shí)驗(yàn)結(jié)果中水蒸氣與污泥質(zhì)量流量比(q(V)/q(S))對(duì)合成氣摩爾分?jǐn)?shù)的影響Fig.9 Effects of q(V)/q(S) on molar fractions ofsyngas in the simulation and experimental resultsReaction conditions: T=900 ℃； n(O)/n(C)=1.5

由圖9還看出，H2的摩爾分?jǐn)?shù)在q(V)/q(S)從6增加到12時(shí)明顯上升，繼續(xù)增大水蒸氣的質(zhì)量流量，H2的摩爾分?jǐn)?shù)基本穩(wěn)定。而在q(V)/q(S)從6增加到12時(shí)，CO2的摩爾分?jǐn)?shù)下降。這是因?yàn)镠2產(chǎn)率的增加更為明顯，而實(shí)際CO2的產(chǎn)率在緩慢提高。CO和CH4的產(chǎn)率則有所下降，主要是因?yàn)樵黾铀魵獾馁|(zhì)量流量，使得污泥氣化過程中水汽變化反應(yīng)(5)得到加強(qiáng)，CO消耗生成H2和CO2，并促進(jìn)了甲烷的重整反應(yīng)(6)，因此CH4的產(chǎn)率不斷降低，水蒸氣的存在加深了污泥的氣化程度。

圖10為模擬和實(shí)驗(yàn)結(jié)果中q(V)/q(S)對(duì)含硫污染物排放的影響。由圖10可以看出：模擬結(jié)果中，H2S、SO2的排放量在q(V)/q(S)大于12后有著相反的變化趨勢(shì)，且COS的排放量隨著水蒸氣質(zhì)量流量的增加急劇減??；在q(V)/q(S)=12時(shí)由實(shí)驗(yàn)所

圖10 模擬和實(shí)驗(yàn)結(jié)果中水蒸氣與污泥質(zhì)量流量比(q(V)/q(S))對(duì)含硫污染物排放的影響Fig.10 Effects of q(V)/q(S) on S-containing pollutantemission in the simulation and experimental resultsReaction conditions: T=900 ℃；n(O)/n(C)=1.5

測(cè)得的H2S和SO2生成量與模擬結(jié)果比較SO2的生成量較少而H2S較多。這主要因?yàn)閷?shí)驗(yàn)過程中H2S與載氧體接觸不充分，未被完全氧化為SO2。綜合比較，選擇q(V)/q(S)=12較為合理。

3.4 空氣反應(yīng)器中空載比的影響

燃料反應(yīng)器中產(chǎn)生的還原態(tài)載氧體被送入空氣反應(yīng)器中氧化，完成載氧體的再生，定義空載比為空氣與進(jìn)入空氣反應(yīng)器的載氧體的摩爾流量(kmol/h)之比。

燃料反應(yīng)器排出的載氧體組分主要為Fe3O4、FeO，經(jīng)過空氣反應(yīng)器氧化再生后的產(chǎn)物主要為Fe2O3，以此作為進(jìn)、出反應(yīng)的物質(zhì)進(jìn)行模擬，選取空氣反應(yīng)器溫度(Tair)為1000 ℃，空載比對(duì)載氧體再生的影響如圖11所示。由圖11可知，在空載比達(dá)到1.3時(shí)，載氧體基本實(shí)現(xiàn)了完全氧化，其氧化再生前后載氧體的具體成分變化，筆者所在課題組在此之前已進(jìn)行過相關(guān)研究工作[15]。

圖11 模擬結(jié)果中空載比對(duì)載氧體再生的影響Fig.11 Effects of air-carrier molar flow ratio on oxygen carrier regeneration in the simulation resultsReaction condition: Tair=1000 ℃

因?yàn)榭諝庵械腘2與O2甚至載氧體中的晶格氧會(huì)生成熱力型NOx，因此考察空載比對(duì)氮污染物生成的影響如圖12所示。由圖12可以看出，在空載比超過1.2時(shí)，NO和NO2的摩爾分?jǐn)?shù)急劇增長(zhǎng)。這是因?yàn)樵诳蛰d比較低的情況下，空氣中O2主要用于氧化再生載氧體并釋放熱量；隨著空載比的增大，載氧體被完全氧化，O2與N2在高溫下生成NOx，且主要為NO。

圖12 模擬結(jié)果中空載比對(duì)含氮污染物生成的影響Fig.12 Effects of air-carrier molar flow ratio on N-containing pollutant generation in the simulation resultsReaction condition: Tair=1000 ℃

結(jié)合載氧體再生和污染物產(chǎn)生的情況，最終確定最佳空載比為1.3。反應(yīng)溫度越高，NOx生成量越大，空氣反應(yīng)器中的氣化溫度以滿足燃料反應(yīng)器中反應(yīng)用熱為依據(jù)(熱質(zhì)衡算)來確定。

4 結(jié) 論

通過Aspen Plus建立了污泥化學(xué)鏈氣化模型，并加以實(shí)驗(yàn)驗(yàn)證，討論了燃料反應(yīng)器中載氧體中活性氧與污泥中碳的摩爾比(n(O)/n(C))、反應(yīng)溫度、水蒸氣與污泥質(zhì)量流量比(q(V)/q(S))對(duì)氣化特性硫污染物排放的影響，以及空氣反應(yīng)器中空氣與載氧體摩爾流量比(空載比)對(duì)載氧體再生和NOx生成的影響，得到主要結(jié)論如下：

(1)模擬與實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，n(O)/n(C)的增加會(huì)顯著提高污泥的碳轉(zhuǎn)化率，但是n(O)/n(C)過高會(huì)引起合成氣熱值明顯下降，同時(shí)H2S、COS排放量會(huì)隨著n(O)/n(C)的升高而明顯下降。

(2)模擬與實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，燃料反應(yīng)器中反應(yīng)溫度的升高會(huì)使合成氣中CO、H2的摩爾分?jǐn)?shù)稍有上升，同時(shí)增大污泥的碳轉(zhuǎn)化率；有效減少了H2S的生成，但會(huì)使SO2的排放增多，而COS則隨著溫度升高呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)。

(3)模擬結(jié)果顯示，當(dāng)q(V)/q(S)從6增加到12時(shí)，H2的摩爾分?jǐn)?shù)顯著增大，有效提高了合成氣的熱值；當(dāng)q(V)/q(S)大于12時(shí)無明顯變化趨勢(shì)。q(V)/q(S)的增加能夠抑制H2S和COS的生成，但會(huì)少量增加SO2的生成。

(4)模擬結(jié)果顯示，空氣反應(yīng)器中空載比的增加能夠提高載氧體的再生程度，但是過大空載比會(huì)使多余的氧氣在高溫下與氮?dú)夥磻?yīng)產(chǎn)生大量NOx，且以NO為主。