張興惠，翟雨軒，張聰，李曌，張宏

(太原理工大學(xué)土木工程學(xué)院，太原市，030024)

0 引言

隨著我國社會的不斷進(jìn)步，生產(chǎn)力的不斷發(fā)展，能源是其重要的推動力[1]。傳統(tǒng)的煤炭、石油、天然氣等化石能源的大量使用導(dǎo)致全球變暖、酸雨等環(huán)境問題的產(chǎn)生，越來越多的污染性氣體被排放到大氣環(huán)境中。為了替換這些傳統(tǒng)能源，太陽能、風(fēng)能、生物質(zhì)能等可再生清潔能源得到了大量的開發(fā)與使用[2-3]。這其中生物質(zhì)能在我國廣大農(nóng)村地區(qū)尤為豐富。我國農(nóng)村耕地面積廣闊，應(yīng)用潛力巨大[4]。但是這些清潔能源并沒有得到充分的利用，20%以上的農(nóng)作物秸稈被直接焚燒或廢棄[5]，不僅造成資源的浪費，還造成了大量環(huán)境污染。

生物質(zhì)顆粒燃料是一種方便儲存、燃燒效率高的燃料，是對秸稈資源的一種充分有效的利用。在歐美國家生物質(zhì)顆粒燃料已經(jīng)得到廣泛的應(yīng)用，尤其是家用的小型燃燒設(shè)備已經(jīng)得到普遍推廣[6]。目前國內(nèi)外眾多學(xué)者在生物質(zhì)鍋爐燃燒與氮氧化物的排放方面做了較多研究。Shu等[7]將木屑、稻殼和玉米芯3種材料分別放入反應(yīng)器中進(jìn)行再燃試驗，研究了NO的還原效率，結(jié)果證明不同生物質(zhì)燃料對NO的還原有很大影響，主要是因為熱解氣體各不相同。Zhou等[8]利用CFD模擬了生物質(zhì)鍋爐不同工況下的燃燒狀況，研究認(rèn)為改變不同過量空氣系數(shù)和一、二次風(fēng)量比等送風(fēng)方式對燃燒熱效率有很大影響。Caposciutti等[9]使用一臺固定床生物質(zhì)鍋爐進(jìn)行燃燒試驗，研究了空氣量和分流比對鍋爐燃燒的影響。李英俊等[10]設(shè)計了一種針對生物質(zhì)氣化爐的灶頭裝置，通過燃燒性能測試證明其達(dá)到戶用炊事氣化爐的性能指標(biāo)。鄭元坤等[11]設(shè)計了一種基于前饋串級復(fù)合控制方法的生物質(zhì)燃料鍋爐的燃燒控制系統(tǒng)，通過試驗驗證取得了良好的效果。劉婷潔等[12]搭建小型民用爐實驗臺，通過試驗研究了不同過量空氣系數(shù)和燃料質(zhì)量對NOX等污染物排放的影響。目前國內(nèi)外學(xué)者對生物質(zhì)顆粒燃燒均做出了不同程度的研究，為本文的試驗設(shè)計提供了一定的理論基礎(chǔ)。

本文研究設(shè)計了一種新型爐膛結(jié)構(gòu)的家用生物質(zhì)鍋爐，在爐膛的二次燃燒區(qū)噴淋質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10%的尿素溶液，通過控制過量空氣系數(shù)和一、二次風(fēng)量比，研究了所設(shè)計鍋爐在不同工況下燃燒氮氧化物的排放情況，并且通過計算燃煤鍋爐在相同條件下的氮氧化物排放量，對兩種燃料鍋爐進(jìn)行環(huán)境效益對比分析。

1 實驗臺搭建及試驗方法

1.1 鍋爐實驗臺結(jié)構(gòu)

生物質(zhì)顆粒的燃燒一般有以下2個階段：第一階段，生物質(zhì)顆粒燃料點火后熱解，燃料中的有機物會分解成甲烷等可燃燒氣體，釋放出揮發(fā)分；第二階段，生物質(zhì)顆粒中的固定碳和釋放出的揮發(fā)分在高溫下燃燒[13]。若爐膛只有一次進(jìn)風(fēng)，表面層固定碳劇烈燃燒，在高溫下灰渣形成熔融態(tài)并附著在尚未燃燒的固定碳表面上，形成致密的外殼，阻礙固定碳與氧氣接觸，不利于燃料的充分燃燒。因此爐膛需要引入二次進(jìn)風(fēng)，將爐膛內(nèi)的燃燒過程分為一次燃燒階段和二次燃燒階段。與單一的一次燃燒相比，引入二次進(jìn)風(fēng)可以減少一次風(fēng)量，適當(dāng)降低一次燃燒溫度，減少結(jié)渣率；所增加的二次進(jìn)風(fēng)可以促進(jìn)生物質(zhì)燃料揮發(fā)分充分燃燒，提高燃燒效率[8]。實驗時所用燃料為紅木壓制成的生物質(zhì)棒狀顆粒燃料，燃料的長度大約為3～6 cm。其工業(yè)分析、元素分析與低位發(fā)熱量如表1所示。

表1 實驗燃料的工業(yè)分析、元素分析和低位發(fā)熱量Tab. 1 Industrial analysis, elemental analysis and low calorific value of experimental fuels

本文研究設(shè)計的新型生物質(zhì)鍋爐的爐膛結(jié)構(gòu)如圖1所示。根據(jù)NB/T47062—2017《生物質(zhì)成型燃料鍋爐》[14]中要求，生物質(zhì)鍋爐容積熱負(fù)荷應(yīng)在100～140 kW/m3，過大或過小的爐膛容積均會導(dǎo)致生物質(zhì)顆粒燃燒效率降低。據(jù)此，爐膛設(shè)計容積計算如式(1)所示。

(1)

式中：Qnet,ad——生物質(zhì)燃料低位發(fā)熱量，kJ/kg；

B——燃料消耗量，kg/h，取B=3 kg/h；

V——爐膛容積，m3；

q——爐膛容積熱負(fù)荷，kW/m3。

圖1 新型實驗鍋爐結(jié)構(gòu)圖Fig. 1 Construction of new experimental boiler1.一次風(fēng)道 2.一次風(fēng)室 3.二次風(fēng)道 4.二次風(fēng)室 5.煙道 6.爐臺 7.進(jìn)料口 8.爐膛 9.水套 10.爐排 11.灰室

本文設(shè)計的爐膛為沙漏形結(jié)構(gòu)，底部直徑為600 mm，爐膛高度為800 mm，中間斷面縮小處為400 mm，在達(dá)到爐膛容積的要求下，盡可能節(jié)約所占空間。在沙漏型的爐膛中，下部截面積較大，可以容納充足生物質(zhì)燃料，提高鍋爐溫度，有助于生物質(zhì)燃料充分一次燃燒，產(chǎn)生更多可燃性氣體。生物質(zhì)燃料由于揮發(fā)分含量較多，點火速度較快。爐膛中間部分截面積較小，可以增大可燃?xì)怏w的流速，使得爐內(nèi)高溫氣體與水套充分接觸換熱，提高對流換熱效率。爐膛上部截面積較大，給予可燃?xì)怏w燃燒空間。爐膛內(nèi)火焰通過錐形拔火器后可集中上升至爐臺灶口，滿足日常家庭炊事要求。燃燒煙氣在拔火器與灶口之間的圓形空間內(nèi)擾動，碰觸灰室內(nèi)壁后使煙氣中的灰塵顆粒物沉降，有助于降低所排放煙氣中的顆粒物濃度，設(shè)計煙道截面為14 cm×14 cm的正方形，豎直放置使?fàn)t具在燃燒時形成煙囪效應(yīng)，加強空氣對流，促進(jìn)燃燒煙氣的排出，避免廢氣由爐臺溢入室內(nèi)。上部二次燃燒區(qū)開有二次進(jìn)風(fēng)孔，通過密閉風(fēng)道穿過水套，外部連接二次風(fēng)室。在二次進(jìn)風(fēng)口處縮小局部斷面，并且在爐膛內(nèi)燃燒區(qū)為負(fù)壓，加快二次風(fēng)口的進(jìn)風(fēng)速度，二次風(fēng)從圍繞爐膛一周的風(fēng)口噴入后，由于風(fēng)速加快，可以迅速與爐內(nèi)揮發(fā)分等可燃?xì)怏w混合，并且在二次燃燒區(qū)形成氣體湍流，有助于可燃?xì)怏w的二次充分燃燒，加強與水套的換熱效率，形成良好的氣流組織。鍋爐實驗臺如圖2所示。

圖2 生物質(zhì)鍋爐實驗臺Fig. 2 Layout of biomass boiler test bed

為降低生物質(zhì)顆粒燃燒時排放的NOX濃度，在爐膛的二次燃燒區(qū)連接有尿素噴淋系統(tǒng)。在爐膛內(nèi)壁裝有高壓噴頭，其后連接噴淋管道與水泵，將質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10%的尿素溶液在爐膛的二次燃燒區(qū)呈霧狀噴出，在加速后的二次氣流下，其熱解產(chǎn)物與氮氧化物等污染物質(zhì)充分接觸反應(yīng)。

1.2 實驗臺搭建及試驗方法

生物質(zhì)鍋爐燃燒實驗臺系統(tǒng)由生物質(zhì)鍋爐、風(fēng)量控制系統(tǒng)、尿素噴淋系統(tǒng)、溫度測試系統(tǒng)和煙氣收集分析系統(tǒng)共同構(gòu)成。試驗采用testo-405-V1熱線式風(fēng)速儀測量一、二次風(fēng)道中的風(fēng)速，精度為±5%。測量燃燒溫度時采用JK804多路溫度測試儀，連接有K型熱電偶，可測量0～1 300 ℃范圍內(nèi)的溫度。本試驗采用KM9106煙氣分析儀，測量鍋爐實驗臺不同燃燒工況下氮氧化物的實際排放值與實測氧含量。

試驗時改變球閥開度的大小，觀察熱線式風(fēng)速儀的讀數(shù)來控制通入爐膛中的空氣量，以此來調(diào)節(jié)過量空氣系數(shù)，以及改變一、二次風(fēng)道中球閥開度的比例來控制一、二次風(fēng)量比，以此來調(diào)控不同的試驗燃燒工況。試驗首先研究一、二次風(fēng)量比為1∶1時，不同過量空氣系數(shù)對生物質(zhì)鍋爐NOX排放濃度的影響，得出最適宜燃燒脫氮的過量空氣系數(shù)。在此基礎(chǔ)上調(diào)節(jié)一、二次風(fēng)道的閥門開度，分別設(shè)置一、二次風(fēng)量比為4∶6、5∶5(空白對照組)、6∶4和7∶3，通過試驗比較得出氮氧化物折算值最低時鍋爐的燃燒工況。

1.3 試驗參數(shù)計算

在試驗中，生物質(zhì)顆粒燃料燃燒所需要的理論空氣量[15]

(2)

式中：C、H、O、S——生物質(zhì)顆粒燃料中碳、氫、氧、硫各元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，%。

代入表1中數(shù)據(jù)計算得出試驗燃料的理論空氣量L0為4.34 m3/kg，結(jié)合式(3)可以計算得出過量空氣系數(shù)[15]

(3)

式中：L1——通入鍋爐實際空氣量，m3/kg。

試驗中采用4種過量空氣系數(shù)分別是α=1.0(空白對照組)、α=1.1、α=1.2、α=1.3。通過測量不同過量空氣系數(shù)下煙道內(nèi)的氮氧化物濃度與氧含量，根據(jù)GB13271—2014《鍋爐大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》[16]計算得出氮氧化物基準(zhǔn)氧含量折算值，計算方法如式(4)所示。

(4)

式中：ρ——NOX基準(zhǔn)氧含量折算濃度，mg/m3；

ρ′——NOX實際測量排放濃度，mg/m3；

φ(O2)——基準(zhǔn)氧含量，%，取值參考燃煤鍋爐，為9%；

φ′(O2)——實測氧含量，%。

2 結(jié)果分析

2.1 過量空氣系數(shù)對氮氧化物排放濃度的影響

由表2可知，隨著α的增大，氮氧化物的折算濃度平均值分別為157.82 mg/m3、143.64 mg/m3、171.51 mg/m3，201.23 mg/m3，呈現(xiàn)先降低后升高的趨勢；當(dāng)α=1.1時，NOX折算濃度最低。

表2 不同α下氮氧化物排放狀況Tab. 2 NOX emissions at different α

生物質(zhì)燃料燃燒時，燃料內(nèi)部的N元素少部分留在固態(tài)焦炭中，形成焦炭氮，大部分均轉(zhuǎn)化成揮發(fā)分氮，隨著一次燃燒熱解生成的揮發(fā)分進(jìn)入二次燃燒區(qū)[17]。當(dāng)α為1時，通入爐膛的空氣量較低，生物質(zhì)燃料燃燒不充分，有一部分揮發(fā)分氮來不及燃燒便進(jìn)入煙道，導(dǎo)致NH3、HCN等氣相氮生成較少。此時噴淋的尿素溶液熱解后生成的大量HNCO、NCO等中間產(chǎn)物相對于氣相氮的量過多，有一部分過量的NCO在煙道中發(fā)生氧化反應(yīng)[18]，被氧化生成NO等污染物質(zhì)，反而增加了NOX排放濃度。其反應(yīng)方程如式(5)和式(6)所示。

4NH3+5O2→4NO+6H2O

(5)

NCO+O2→NO+CO2

(6)

當(dāng)α增大至1.1后，觀察到煙氣氧含量相比α=1時由12.7%降低至12.3%，說明過量空氣系數(shù)為1.1時，燃料燃燒獲得充足空氣，爐膛內(nèi)溫度升高，物質(zhì)顆粒的燃燒效率增加，揮發(fā)分氮充分燃燒生成大量氣相氮，與尿素溶液熱解生成的中間產(chǎn)物反應(yīng)更加完全，所以煙道內(nèi)的NOX排放濃度有所降低。繼續(xù)增大α后可以看到NOX的排放濃度先升高后降低，α=1.2時煙氣氧含量略微增加至12.54%，但當(dāng)α=1.3時煙氣氧含量顯著增加，測得其值為14.28%。在一定溫度范圍內(nèi)，爐膛內(nèi)溫度升高會促進(jìn)NOX中間產(chǎn)物的生成，導(dǎo)致NOX排放濃度升高。推測試驗中α=1.2時爐膛內(nèi)溫度要高于α=1.1，因此NOX排放濃度有所增加。隨著α的繼續(xù)增大，過多的空氣通入爐膛中，反而降低了爐膛內(nèi)溫度，不利于揮發(fā)分的燃燒，雖然NOX排放濃度有所下降，但是因為煙氣氧含量較大導(dǎo)致計算得出的NOX折算濃度顯著升高。

2.2 一、二次風(fēng)量比對氮氧化物排放濃度的影響

由2.1節(jié)可知，當(dāng)過量空氣系數(shù)為1.1時，測量計算得出NOX折算濃度最低，在此基礎(chǔ)上研究分析改變一、二次風(fēng)量比對NOX排放濃度的影響。由表3可知，不同一、二次風(fēng)量比下NOX平均排放濃度隨著二次風(fēng)比例的減小呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢。當(dāng)二次風(fēng)比例占總風(fēng)量的60%時，其NOX排放濃度平均值為74.5 mg/m3。增大一次風(fēng)量的比例，直到一、二次風(fēng)量比相同，此時NOX的排放濃度為83.08 mg/m3。當(dāng)一次風(fēng)比例增大至60%后，NOX排放濃度平均值最大；繼續(xù)增大到70%后，可以看出NOX平均排放濃度有所下降。

表3 不同一、二次風(fēng)量比下氮氧化物排放狀況Tab. 3 NOX emissions at different ratio of primary and secondary air

二次風(fēng)量比例對鍋爐燃燒與其氮氧化物排放具有很大影響，本試驗通過在爐膛的一次燃燒區(qū)與二次燃燒區(qū)布置耐高溫?zé)犭娕?，連接多通道溫度檢測儀來測量爐膛內(nèi)燃燒溫度。如圖3所示，當(dāng)一次風(fēng)比例逐漸增大時，爐膛內(nèi)的一次燃燒溫度和二次燃燒溫度均逐漸升高。在一、二次風(fēng)量比為6∶4時，爐膛內(nèi)一次燃燒溫度和二次燃燒溫度均達(dá)到最高值，分別為790.3 ℃和842.1 ℃，一次風(fēng)量比例繼續(xù)增大至70%后，爐膛內(nèi)溫度迅速下降。由此可以看出一、二次風(fēng)量比為6∶4時最適合爐膛內(nèi)生物質(zhì)燃料燃燒。分析生物質(zhì)燃料燃燒生成氮氧化物的過程可以得出，隨著燃燒溫度的升高，揮發(fā)分析出更加完全，更多的揮發(fā)分氮在燃燒過程中生成NO等污染物。當(dāng)一、二次風(fēng)量比為4∶6時，二次風(fēng)量相對于燃料二次燃燒有些過多，一次風(fēng)量較少，導(dǎo)致燃料不能充分燃燒，揮發(fā)分不能完全析出，二次燃燒溫度低，因此NOX排放濃度較低，煙道中氮氧化物折算排放濃度很低。爐膛內(nèi)燃燒溫度升高后，燃料能夠燃燒更加完全，增加了氣相氮的反應(yīng)生成速率，煙氣氧含量逐步降低，NOX排放濃度明顯增加。但是隨著溫度的升高，氮氧化物排放濃度增速降低，二次風(fēng)量所占比例為50%時相較比例為60%時NOX平均排放濃度升高8.58 mg/m3，而二次風(fēng)比例達(dá)到40%時燃料燃燒后NOX平均排放濃度僅上升不足1 mg/m3。根據(jù)宋姣等[19]的研究可知，這是因為燃料完全燃燒會導(dǎo)致爐膛內(nèi)的氧氣濃度有所降低，氧化氣氛逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)檫€原性氣氛，使得一些氮氧化物被還原。若繼續(xù)升高一次風(fēng)的比例，使得二次風(fēng)比例僅為30%，如此不利于燃料揮發(fā)分的二次燃燒，同時過多一次風(fēng)量也會降低爐膛溫度，使得爐內(nèi)燃燒狀況變差，測量得出煙氣氧含量為15.56%，NOX平均排放濃度只有57.08 mg/m3。

圖3 不同一、二次風(fēng)量比對燃燒溫度的影響Fig. 3 Effect of different ratio of primary and secondary air on combustion temperature

3 環(huán)境效益分析

煤炭能源是我國能源消費中的重要組成部分，平均每年的消耗量達(dá)到3×109t[20]。在清華大學(xué)建筑節(jié)能研究中心所做的《中國建筑節(jié)能年度發(fā)展研究報告》(2020)中提出2018年我國農(nóng)村住宅一年商品能耗達(dá)到2.16億tce[21]。煤炭中N元素和S元素的含量為0.41%和0.56%[22]，相比之下生物質(zhì)顆粒中的S元素含量只有0.01%，遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于煤炭中的S含量。因此在燃燒過程中生物質(zhì)顆粒排放的硫氧化物相比于煤炭非常少，試驗中測得SO2的排放濃度基本低于50 mg/m3。使用生物質(zhì)燃料代替?zhèn)鹘y(tǒng)煤炭可降低SO2等硫氧化物的排放量，減少酸雨的形成和對人呼吸系統(tǒng)的危害。但是生物質(zhì)顆粒中的N元素含量多于煤炭，若不加處理燃燒時會排放大量氮氧化物。

首先需要估算農(nóng)村燃煤鍋爐NOX排放量。方品賢[23]在《環(huán)境統(tǒng)計手冊》中介紹了燃煤鍋爐NOX排放量的計算方法，見式(7)。

GNOX=1.63·B′·(N·β+0.000 938)

(7)

式中：GNOX——燃煤鍋爐NOX排放量，t；

B′——煤炭消耗量，t；

N——燃料煤炭中的N元素含量，取N=0.41%；

β——燃料中N向NOX的轉(zhuǎn)化率，取β=0.25。

計算得出我國農(nóng)村燃煤鍋爐NOX排放量為690 000 t。

計算本文中生物質(zhì)鍋爐NOX的燃燒排放量需要用到《污染源普查產(chǎn)排污系數(shù)手冊》[24]中生物質(zhì)顆粒燃料燃燒廢氣排污系數(shù)6 240.28 m3/t。前文中通過試驗分析得出所設(shè)計的農(nóng)村家用生物質(zhì)鍋爐搭配尿素噴淋系統(tǒng)每消耗3 kg燃料NOX折算排放濃度為141.74 mg/m3，根據(jù)國家規(guī)定標(biāo)準(zhǔn)煤熱值為7 000 kcal/kg，試驗中所用到生物質(zhì)顆粒熱值為17 540 kJ/kg，換算后得出若將農(nóng)村住宅商品能耗全部用生物質(zhì)顆粒代替，需消耗3.61×108t燃料。通過廢氣排污系數(shù)可計算出生物質(zhì)鍋爐燃燒時排放的煙氣量，由此可以換算得到生物質(zhì)鍋爐燃燒時NOX的排放量，計算方法如式(8)所示。

(8)

Vf——廢氣量排污系數(shù)，m3/t；

B″——生物質(zhì)顆粒消耗量，t；

ρ——生物質(zhì)顆粒NOX折算排放濃度，mg/m3。

計算得出生物質(zhì)鍋爐NOX排放量為106 400 t。

如今農(nóng)村使用的小型生物質(zhì)鍋爐基本沒有NOX處理設(shè)施，根據(jù)《污染源普查產(chǎn)排污系數(shù)手冊》中無處理手段時生物質(zhì)燃料NOX排污系數(shù)為1.02 kg/t,計算得出沒有尿素噴淋處理時試驗鍋爐NOX排放量為368 000 t。因此本文所設(shè)計的生物質(zhì)鍋爐系統(tǒng)相對于常見無處理設(shè)施鍋爐可有效減少NOX排放濃度，并且滿足山西省DB14/1929—2019《鍋爐大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》中規(guī)定非城市區(qū)生物質(zhì)鍋爐氮氧化物150 mg/m3的排放限值。相比于燃煤鍋爐，滿足相同供暖熱負(fù)荷下生物質(zhì)鍋爐的燃料消耗量要更多，但是傳統(tǒng)燃煤鍋爐的NOX排放量是本文新型家用生物質(zhì)鍋爐排放量的6倍，可見在二次燃燒區(qū)噴淋質(zhì)量濃度為10%的尿素溶液時新型爐膛結(jié)構(gòu)生物質(zhì)鍋爐可顯著減少NOX的煙氣污染。

4 結(jié)論

本文改變不同過量空氣系數(shù)和一、二次風(fēng)量比來研究在二次燃燒區(qū)噴淋尿素溶液后NOX的排放情況，分析試驗數(shù)據(jù)并計算其環(huán)境效益，并與燃煤鍋爐對比可得出以下結(jié)論。

1) 當(dāng)過量空氣系數(shù)α過小時，爐膛內(nèi)為缺氧燃燒，燃料燃燒不完全，噴淋的尿素溶液無法完全反應(yīng)，會增加污染物的排放；當(dāng)α過大時，過量的空氣反而會降低爐膛內(nèi)燃燒溫度，增大煙氣氧含量，不利于生物質(zhì)燃料的燃燒，使得NOX折算濃度計算值增大。當(dāng)α=1.1時，試驗測得NOX折算濃度為143.64 mg/m3，此時NOX排放濃度最低，最有利于鍋爐脫氮。

2) 隨著一、二次風(fēng)量比的增大，NOX排放濃度呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢，當(dāng)一、二次風(fēng)量比為6∶4時，其NOX折算濃度達(dá)到最高值141.74 mg/m3，但此時生物質(zhì)鍋爐的燃燒溫度最高。

3) 生物質(zhì)鍋爐燃燒排放硫氧化物的量相比傳統(tǒng)燃煤鍋爐顯著減少。本文中新型爐膛結(jié)構(gòu)的農(nóng)村家用生物質(zhì)鍋爐搭配尿素噴淋系統(tǒng)所排放的NOX是傳統(tǒng)燃煤鍋爐的1/6，是無煙氣處理設(shè)施的小型生物質(zhì)鍋爐的1/3，具有良好的環(huán)境效益，為山西以及我國北方農(nóng)村地區(qū)清潔供暖做出一定貢獻(xiàn)。