-
垃圾焚烧厂产生的NOx主要来自垃圾中N元素(为了与其他文献保持一致，后简称“燃料N”)的转化[1]。目前国内多地已大幅收严垃圾焚烧厂的NOx排放限值，但超量投加脱硝药剂会造成氨逃逸的增加[2-3]，而选择性催化还原(selective catalytic reduction，SCR)脱硝工艺的成本又很高，因此，亟需研究垃圾焚烧生成NOx的影响因素，以及在垃圾分类背景下的源头防控机理，并进一步开发低成本、低风险的NOx减排技术。
尽管20世纪90年代已有学者提出流化床焚烧炉中燃料N可能的转化路径[4-5]，但国内外有关垃圾焚烧厂NOx源头防控的研究仍然有限。一方面，此类研究局限于模拟垃圾的小试实验，内容包括模拟燃料中H/N、O/N等元素比与燃料N转化率之间的关系，考察温度、升温速率对燃料N转化动力学的影响[6-7]，以及风量、温度等因素对中间产物HCN、NH3的影响[8-9]；另一方面，此类局限于对各反应阶段影响因素的研究尚不成系统。燃料N的转化包含3个反应阶段。在热解阶段，燃料中蛋白质、环二肽、吡啶等含氮杂环化合物需要较高的热解温度[10]，而热解温度在700 ℃以上时有利于缩短反应时间[7]、提高热解产物中HCN/NH3的比例[9]；在氧化阶段，氧气和水均可作氧化剂[6, 11]将NH3和HCN氧化为NO和少量的N2O，增加反应供氧量会拉动前一阶段NH3和HCN的生成，从而促进NO生成[8, 12-14]；在第3阶段，已生成的NO会在还原气体氛围或焦炭表面还原为N2 [15-17]，且焦炭表面的还原效率更高，故燃料固定碳含量越高则其N转化率越低。总体而言，尚未系统地探明垃圾焚烧实际工程中燃料N转化的全过程机理，不足以指导实际工程中的NOx防控。因此，多数焚烧厂对NOx的源头防控仅以调控风量和氧含量为主，未能结合垃圾的成分特征提出更优的解决方案。
本研究基于现有垃圾焚烧过程中燃料N转化的3个阶段特征，利用多家垃圾焚烧厂的垃圾成分特征、运行工况及焚烧生成NOx的质量浓度(简称“NOx生成浓度”)的成对数据，以期探明垃圾焚烧实际工程中燃料N转化的全过程机制，将转化路径图从定性推进到半定量，分析了垃圾分类背景下分离厨余垃圾对NO x 源头防控的作用，为垃圾焚烧厂实现低成本、低风险的NOx减排提供参考。
-
本研究收集了国内近百家垃圾焚烧厂的环境影响评价报告和竣工环保验收报告，获取相关工程的垃圾组分、元素含量、NOx生成浓度等数据。但受限于业内普遍不重视NOx的生成浓度，未在竣工环保验收中监测NOx生成浓度，而垃圾焚烧厂投入运行联入监管网络后很难再通过停用脱硝装置的方式监测NOx生成浓度，因此，仅获取到分别位于华北、华中、华南和西南地区的8家垃圾焚烧厂14台焚烧炉的燃料特性及NOx生成浓度和实时工况。
-
结合文献中分析过的燃料N转化影响因素，将8家焚烧厂14台焚烧炉的实时工况概化为炉温(T)、过剩空气系数(EA)等2个参数，将燃料特性概化为含水率(M)、挥发分含量(V)、固定碳含量(FC)、固定碳占可燃分的百分比(R)、N元素含量(N)、H元素与N元素的质量比(H/N)、O元素与N元素的质量比(O/N)等7个参数，将NOx生成浓度与理论生成浓度的比值换算为燃料N转化率(η)。以上10个参数及其数值见表1。
为识别各参数对燃料N转化率(η)的影响强弱，将表1中各参数与燃料N转化率(η)做相关分析。因各参数分布未知，且多呈现多峰偏态分布，故仅计算Spearman秩相关系数[18]。与燃料N转化率(η)较为相关的参数为固定碳含量(FC)、N元素含量(N)、H元素与N元素的质量比(H/N)、O元素与N元素的质量比(O/N)等4个，相应的Spearman秩相关系数超过±0.5。这4个参数中，燃料N转化率(η)与固定碳含量(FC)在 p > 0.1时相关性不显著，在 p ≤ 0.1时，与后3个参数显著相关。
-
1)工况参数的影响。图1反映出垃圾焚烧实际工况中的燃料N转化率与工况参数(炉温T、过剩空气系数EA)间的相关性不显著，Spearman秩相关系数的显著性水平见表2。
首先，N转化率与炉温(T)的相关性不显著。这是因为垃圾焚烧实际工程中垃圾燃料和烟气的停留时间均大于文献[19]所提出的最短停留时间(分别为10 min[7]和800 ℃以上停留1.7 s)，可认为垃圾燃料中的挥发分N和固定碳N都会通过热解过程迁移到气相中，从而削弱了与炉温的相关性。
其次，N转化率与过剩空气系数(EA)的相关性不显著。这是因为表1中数据之间的组间方差和组内方差相互干扰所致。以焚烧厂B、G、H为例，焚烧厂G垃圾中固定碳含量是其它焚烧厂的1.5~2.0倍，H/N、O/N分别是其他焚烧厂的0.17~0.41倍和0.17~0.51倍，从而导致焚烧厂G的燃料N转化率约为其他焚烧厂的0.5倍。实际上就单个焚烧厂而言，垃圾燃料及焚烧炉特性的差异不大，燃料N转化率较为接近。此外，尽管理论上供氧量的减少有利于抑制NO的生成[12]，但为了保障热值不均匀的垃圾燃料稳定燃烧，很难依靠动态调节过剩空气系数的方式来精准抑制NOx源头生成。
2)垃圾特性的影响。图1表明垃圾焚烧实际工况中的燃料N转化率与固定碳含量(FC)之间具有显著相关性，而与挥发分含量(V)之间无显著相关性。这是因为气相中燃料N的热解、氧化和还原主要由温度、氧浓度和气体的混合程度所决定，与挥发分含量相关性较小，但固定碳含量会直接影响气固相的接触面积和碳活性位点的数量，进而影响NOx的还原效率[17]。
此外，燃料N转化率与含水率(M)之间的相关性不显著。这主要是因为垃圾含水率普遍处于较高水平，导致其对燃料N转化率的影响已近阈值。表1中，垃圾含水率为42.06% ~ 55.32%，每吨垃圾焚烧大约生成3 817 m3干烟气(标准状态)[1]，则焚烧炉内生成湿烟气的含水率约为12.03% ~ 15.28%。水分子在高温条件下生成的大量H自由基与HCN发生加氢反应生成NH3[20]，并与焦炭发生水煤气反应生成CO和H2[17]，可增强烟气的还原性[21]。然而，当含水率大于10%时，HCN和焦炭的浓度不足以继续支持上述反应，从而导致还原作用的效果不再明显[11]。
3)垃圾中元素含量的影响。图1表明，垃圾焚烧实际工况中的燃料N转化率与N元素含量、H/N、O/N之间的相关系数依次为−0.84、0.74、0.82，呈显著相关性。进一步的线性回归分析结果表明，燃料N转化率随N元素含量增加而降低(如图2(a)所示)，而随H/N、O/N增加而升高(如图2(b)所示)。这与CHYANG等[12]研究结论相似。导致上述结果的原因为：燃料N热解过程中，更高的N元素含量导致热解产物中N2增加[12]，从而降低燃料N转化率；而H元素是中间产物HCN和NH3的必需元素，提高H元素浓度有利于增大HCN和NH3的产率[22]、降低N2产率，从而增大燃料N转化率；HCN和NH3转化为NO x 的过程离不开O元素的参与[6, 23]，提高O元素浓度同样有利于增大燃料N转化率。
-
综合上述关于垃圾焚烧实际工况中燃料N转化的影响因素分析，根据生活垃圾的燃料特性，在已有的燃料N定性转化路径的基础上，确定了燃料N的定量转化路径，结果如图3所示。
1)燃料N的热解。生活垃圾可燃分中挥发分和固定碳含量分别为76%~86%和14%~24%(见表1)。挥发分N热解产物一般为气化气态的N(简称“气化N”)和焦油态的N(简称“焦油N”)，但在垃圾焚烧厂的高温高湿条件下，焦油N可完全热解为气化N，故焦油N转化为气化N的比例为100%。
气化N进一步热解时，除了大部分转化为HCN和NH3，也会有0~30%直接转化为N2[11, 24]。气化N转化为N2的比例取决于垃圾的元素成分：N元素含量越高，或H/N、O/N元素比越小，则气化N转化为N2的比例越大。生活垃圾中的厨余垃圾蛋白质含量高，会生成较多杂环状的吡咯氮和吡啶氮，更易转化为HCN[25-26]。然而，在湿烟气中水分子的作用下，只有30%~40%燃料N会转化为HCN，40%~60%燃料N会热解生成NH3 [9, 27]。
2) NO的生成。HCN氧化的主要产物为NO(见表3中的反应1和2)，而NH3氧化的主要产物为NO和N2(见表3中反应3和4)。反应4在850℃条件下的反应速率约为反应3的390倍，但反应4的焓变约为反应3的1.5倍[28]，所以，反应3和4竞争的强弱主要受到催化剂(焦炭)的影响。参考煤燃烧中反应3和4的比例[4-5]，确定NH3氧化为NO和N2的比例分别为45%~65%和35%~55%。此外，因为焦炭中的N(简称“焦炭N”)与焦炭会被同时氧化并迁移到烟气中，而生活垃圾焚烧的炉渣热灼减率<5%，所以，焦炭N的转化率>95%。
3) NO的还原。氧化生成的NO还会被还原为N2，主要还原剂包括HCN的氧化产物CNO、未参与氧化的NH3、以CO和CH4为代表的气化气、焦炭，主要反应见表3中的反应5~反应9 [4-5]。反应6为均相反应，其他反应均在固体催化剂的作用条件下发生，反应的催化剂主要为床料和焦炭。已有研究表明，约有86%~98%的NO会再次被还原为N2[4-5, 17, 29]，即最终剩余的NO仅为氧化生成NO的2%~14%。这一阶段是影响燃料N转化率的关键步骤，SNCR脱硝和SCR脱硝实际上是通过外源还原剂来增强这一还原过程。
-
根据图1和图3，可找出在垃圾焚烧厂中对燃料N转化率具有显著影响的独立参数，分别为H/N和R。其中，H/N作为燃料中元素含量对燃料N转化率影响的代表，R作为燃料中固定碳含量对燃料N转化率影响的代表。H/N主要影响气化N热解产物N2、HCN和NH3之间的比例，R主要影响NO的还原效率。将H/N分为低、中、高3个等级，取值为1~7，各等级对应的热解产物以典型值作为代表，如表4所示。当H/N不在此区间内可按照最接近的等级计算N2、HCN和NH3的分配比例。
结合前文得出的数据可知，R为10%~18%时，NOx还原效率均匀分布于86%~98%。故将R分为4个等级，分别为10%~12%、12%~14%、14%~16%、16%~18%，对应NOx还原效率为86%~89%、89%~92%、92%~95%、95%~98%。当R低于10%或高于18%时，可分别按最低和最高还原效率计算。在NOx的一次生成过程中，固定碳中N元素转化率高于挥发分中的N元素转化率，固定碳中N元素的增加有利于NOx生成；然而，固定碳对NOx的还原作用又会阻碍NOx
的生成，故整体上呈现出2种相反作用的叠加效果。将2种因素控制下的燃料N转化率划分为图4所示的12个区间。整体而言，燃料N的转化率随H/N升高而升高，随R的升高而降低。但在每一区间内，燃料N转化率随R的升高而升高。将本研究获得的8家垃圾焚烧厂的相关数据(H/N和R)代入图4，可得只有焚烧厂E和F中燃料N转化率不在预测区间内，准确率达到75%，故具有一定可信性。 -
一般来说，送入垃圾焚烧厂的可燃物主要包括5种：厨余垃圾、纸类、木竹类、纺织类、橡塑类。其中，厨余垃圾的干基N元素含量约为3%，纺织类中N元素含量约为2.3%，其他成分中N元素含量小于1%[30-31]。厨余垃圾中因含有较多糖类和脂肪，N元素含量较高，故可认为热解产物只有HCN和NH3。根据文献[10, 25]，蛋白质热解产物中HCN/NH3为2.2~9.5，估算热解产物中HCN约为80%，NH3约为20%。纺织物中的N元素主要以聚酰胺的形态存在，H/N约为0.8，热解产物分为40% N2、35% HCN和25% NH3[19]。因其他组分N元素含量低，且无较多杂环氮，采取表4中高H/N等级，热解产物中60% NH3和40% HCN。由此可估算厨余垃圾、纺织类和其他组分中燃料N的转化比例分别为91%、65%和73%。对于厨余垃圾占比40%以上的生活垃圾来说，通过垃圾分类，可将富含N元素的厨余垃圾从生活垃圾中分离而避免被送入垃圾焚烧厂，有利于垃圾焚烧中的NO x 源头防控。
-
表5为我国4座城市的生活垃圾组分含量表。根据垃圾中各组分含量，可确定垃圾中固定碳和挥发分的含量[32]及N元素的含量[31]，进而可确定在不同垃圾组分中，NOx的还原效率所在图4中所处的区间，进而可得到NOx的预测浓度。将4座城市中的生活垃圾分出不同比例的厨余垃圾，并分析燃料N转化率和NOx生成浓度的影响，结果见图5。
如图5所示，不进行垃圾分类时，一线城市NOx生成浓度为300~350 mg∙m−3，二线城市为200~300 mg∙m−3。将厨余垃圾全部分出时，生成的NOx降低比例为22%~55%。以目前的最低排放标准(80 mg∙m−3)为超低排放限值，以150 mg∙m−3为将来的趋势标准(福建省和海南省)为例，假设SNCR脱硝效率为50%，可得NOx生成浓度分别应不高于160 mg∙m−3和300 mg∙m−3。由在一线城市中，当厨余垃圾分出的比例大于80%时，仅通过SNCR脱硝即可满足低于150 mg∙m−3的要求。尽管要达到超低排放要求(80 mg∙m−3)还需增加其他脱硝措施，但分出厨余垃圾仍可降低脱硝剂的用量，降低氨逃逸风险。在二线城市中，将厨余垃圾全部分出时，仅通过SNCR脱硝即可达到超低排放要求。
厨余垃圾的剔除，一方面会降低R，从而导致NO x 还原效率降低；另一方面会降低N元素含量，从而导致NO x 一次转化的综合转化率降低。这两个方面结果对燃料N转化的作用是相反的。随着厨余垃圾剔除比例的提高，焚烧过程中剩余垃圾的NO x 生成浓度整体呈先略微升高再加速下降的趋势。这是由于随着厨余垃圾不同程度地被剔除，R的降低使得NO x 还原效果减弱，导致燃料N的转化率不降反增。然而，N元素含量的微弱下降不足以支撑NO x 生成浓度的下降。R的进一步降低对NO x 还原过程的削弱效果减弱，特别是当R降至低于10%时，其不再对NO x 的还原效率造成削弱，表现为NO x 生成浓度呈加速下降趋势。图5中部分节点出现燃料N转化率上升，主要是受NO x 还原效率降低的影响。随着厨余垃圾剔除比例的提高，燃料N转化率的变化范围越来越小，甚至变为恒值，这是因为很低的R已很难再影响NO x 的还原效率。
-
1)在正常运行的生活垃圾焚烧厂中，焚烧炉膛温度、烟气停留时间、垃圾含水率这3个影响因素与燃料N转化率之间不存在显著的相关性。H/N、O/N能增强燃料N的热解和氧化过程，与燃料N转化率呈现正相关性；垃圾中N元素含量、固定碳含量能增强NOx的还原效率，与燃料N转化率呈现负相关性。
2)燃料特性对燃料N转化率其决定性作用，将H/N分为3个等级、固定碳占可燃分的百分比(R)分为4个等级，建立燃料N转化率与这2个参数之间的关系，可通过这2个因素预测燃料N转化率可能的取值范围，准确率达到75%。
3)通过垃圾分类可减少入炉垃圾中的厨余垃圾占比，能有效降低垃圾焚烧中NOx的
生成浓度。将一线城市生活垃圾中的厨余垃圾剔除80%以上，仅通过SNCR脱硝即可使垃圾焚烧的NOx排放浓度不超过150 mg∙m−3；将二线城市生活垃圾中的厨余垃圾全部剔除后，仅通过SNCR脱硝亦可使垃圾焚烧的NOx排放浓度达到超低排放要求，即不超过80 mg∙m−3。
垃圾分类背景下厨余垃圾剔除比例对生活垃圾焚烧厂NOx排放
Influencing of kitchen waste removal ratio on NOx emission of domestic waste incineration plant in the era of waste classification
-
摘要: 收集了生活垃圾焚烧厂关停SNCR时燃料的N排放数据以及与之对应的工况和燃料特性数据，并分析各影响因素对燃料N转化过程中不同环节的影响机理。结果表明，在工业化生产中，燃料N转化率与炉温、垃圾含水率之间不存在显著联系，而随N元素含量和固定碳含量的增加而降低，随过剩空气系数、H/N、O/N的增加而升高。据此提出了符合实际生产条件的燃料N转化路径图。该路径图表明，燃料特性对燃料N转化率和NOx生成浓度起到了决定性作用，并进一步量化了H/N和固定碳含量这2个参数与燃料N转化率之间的关系。提出通过将厨余垃圾从生活垃圾分出的方法来减少NOx生成，并以国内典型城市为例，研究了分出不同比例厨余垃圾的情况下，燃料N转化率和NOx生成浓度的变化趋势。本研究表明通过分出厨余垃圾的方法，能够降低垃圾焚烧厂的脱硝成本及氨逃逸风险，可为进一步控制生活垃圾焚烧过程中的NOx排放提供参考。Abstract: To analyze the factors in different process of fuel-N conversion, fuel-N emission data and corresponding operating conditions and fuel characteristics data of the waste incineration plant were collected when SNCR is closed. The results showed that no significant correlation between the fuel-N conversion efficiency and furnace temperature and moisture content in industrial production. The fuel-N conversion efficiency decreased with the nitrogen content and fixed carbon content, yet increased with the excess air ratio, H/N and O/N weight ratio. The fuel-N conversion pathway under the conditions of industrial production was proposed. The fuel characteristics played a crucial role in the fuel-N conversion efficiency and NOx production. The relationship between the fuel-N conversion and H/N weight ratio and char content was further quantified. Separating kitchen waste from municipal solid waste (MSW) was proposed as an effective method to reduce NOx emission, and the evolving trends of fuel-N conversion efficiency and NOx emission were estimated under the different scenarios of kitchen waste separation rates in the representative cities in China. The estimation indicated that the cost of denitration and the risk of ammonia escape in waste incineration plants could be reduced by separating kitchen waste from MSW.
-
Key words:
- waste incineration /
- fuel-N conversion /
- source control /
- waste classification /
- kitchen waste
-
-
图 2 燃料N元素含量、H/N、O/N对燃料N转化率的影响
Figure 2. The effect of fuel-N content、H/N、O/N ratio on fuel-N conversion
图 4 H/N、R对燃料N转化率取值范围的影响
Figure 4. The effect of H/N weight ratio and char content on value range of fuel-N conversion
图 5 厨余垃圾分出比例对燃料N转化率和NOx生成浓度的影响
Figure 5. Effect of the separation rate of kitchen waste on fuel-N conversion and production concentration of NOx
表 1 燃料N转化率及其可能的影响因素
Table 1. fuel-N conversion and possible influencing factors
焚烧厂编号 工况 垃圾特性参数 燃料N转化率η/% T/℃ EA M/% V/% FC/% R/% N/% H/N O/N A 1 049.0 3.09 50.99 42.09 6.52 13.42 0.19 6.77 37.03 6.31 B 975.8 1.96 50.21 39.21 6.55 14.32 0.55 4.65 19.51 3.48 B 1 006.0 2.49 50.21 39.21 6.55 14.32 0.55 4.65 19.51 4.16 B 1 036.9 2.45 50.21 39.21 6.55 14.32 0.55 4.65 19.51 4.35 C 986.2 2.59 52.1 41.49 6.49 13.53 0.42 6.57 30.02 6.98 D 1 116.6 1.25 54.03 40.84 7.19 14.97 0.53 5.36 25.79 6.14 D 1 087.7 1.25 54.03 40.84 7.19 14.97 0.53 5.36 25.79 5.66 E 1 015.0 1.48 54.07 33.71 6.64 16.47 0.53 4.43 23.42 7.09 F 1 016.8 1.22 55.32 43.90 6.65 13.15 0.87 2.84 12.1 4.14 G 972.6 1.67 55.03 39.21 10.50 21.12 1.46 1.16 6.21 1.87 G 1 005.2 1.72 55.03 39.21 10.50 21.12 1.46 1.16 6.21 1.94 G 996.9 1.93 55.03 39.21 10.50 21.12 1.46 1.16 6.21 2.22 H 1 040.0 1.58 42.06 35.80 6.68 15.72 1.35 3.01 10.37 5.01 H 972.0 1.51 42.06 35.80 6.68 15.72 1.35 3.01 10.37 4.53 注：垃圾特性参数分别为含水率(M)、挥发分含量(V)、固定碳含量(FC)、固定碳占可燃分的百分比(R)、N元素含量(N)、H元素与N元素的质量比(H/N)、O元素与N元素的质量比(O/N)。 
下载: 导出CSV
表 2 10个参数Spearman秩相关系数的显著性水平
Table 2. 10 Correlation significance analysis of variables
T EA M V FC R N H/N O/N η T 0.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 EA 0.39 0.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 M 0.98 0.21 0.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 1.00 V 0.21 0.77 0.20 0.00 1.00 0.30 1.00 1.00 1.00 1.00 FC 0.83 0.04 0.07 0.42 0.00 0.02 0.18 0.20 0.25 1.00 R 0.29 0.39 0.41 0.01 0.00 0.00 0.36 0.30 0.30 1.00 N 0.07 0.50 0.44 0.12 0.00 0.01 0.00 0.00 0.00 0.01 H/N 0.09 0.26 0.13 0.11 0.01 0.01 0.00 0.00 0.00 0.09 O/N 0.06 0.52 0.43 0.08 0.01 0.01 0.00 0.00 0.00 0.01 η 0.08 0.95 0.28 0.74 0.05 0.19 0.00 0.00 0.00 0.00
下载: 导出CSV
序号 反应方程式 反应速率方程 动力学参数 1 ${\rm{HCN + O_{2}}} \to {\text{CNO}}$ $ R_{1} = k_{1}C_{\rm{O_{2}}}C{\rm_{HCN}} $ $k_{1}{\text{ = } }2.14 \times {10^5}\exp \left( { - \dfrac{{10\,000} }{T} } \right)$ 2 ${\text{CNO + 0}}{\rm{.5O_{2}}} \to {\text{NO + CO}}$ $R_{2} = k_{1}C_{\rm{O_{2}}}C{\rm_{HCN}} \times \left( {\dfrac{1}{{1 + k_{5}C{\rm_{NO}}}}} \right)$ — 3 ${\rm{NH_{3} + 1}}{\rm{.25O_{2}}} \to {\text{NO + 1}}{\rm{.5H_{2}O}}$ $R_{3} = k_{3}C{\rm_{O_{2}}}C{\rm_{NH_{3}}}$ $k_{3}{\text{ = } }5.07 \times {10^{14} }\exp \left( { - \dfrac{ {38\,160} }{T} } \right)$ 4 ${\rm{2NH_{3} + 1}}{\rm{.5O_{2}}} \to {\rm{N_{2} + 1}}{\rm{.5H_{2}O}}$ $R_{4} = k_{4}C{\rm_{NH_{3} } }\dfrac{ {C_{\rm{O_{2} } } }}{ {k{\rm{_{a} + } }C{\rm_{O_{2} } } }}$ $\begin{gathered} k_{4}{\text{ = } }2.89 \times {10^6}\exp \left( { - \dfrac{ {10\,000} }{T} } \right) \hfill \\ k{\rm{_{a} = } }0.054 \hfill \\ \end{gathered}$ 5 ${\text{CNO + NO}} \to {\rm{N_{2} + CO + 0}}{\rm{.5O_{2}}}$ $R_{5} = k_{1}C{\rm_{O_{2}}}C{\rm_{HCN}} \times \left( {\dfrac{{k_{5}}}{{1 + k_{5}C{\rm_{NO}}}}} \right)$ $k_{5}{\text{ = } }1.02 \times {10^9}\exp \left( { - \dfrac{ {25\,460} }{T} } \right)$ 6 ${\rm{NO + NH_{3} + 0}}{\rm{.25O_{2}}} \to {\rm{N_{2} + 1}}{\rm{.5H_{2}O}}$ $R_{6} = k_{6}C_{ {\text{NO} } }^{0.5}C_{\rm{NH_{3} } }^{0.5}C_{ {\rm{O_2} } }^{0.5}{0.5}$ $k_{6}{\text{ = } }1.1 \times {10^{12} }\exp \left( { - \dfrac{ {27\,680} }{T} } \right)$ 7 ${\text{NO + CO}} \to 0.5{\rm{N_{2} + CO_{2}}}$ $R_{7} = k_{7} \times \left( {\dfrac{{k{\rm_{b}}C{\rm_{NO}}\left( {k{\rm_{c}}C{\rm_{CO + }}k{\rm_{d}}} \right)}}{{k{\rm_{b}}C{\rm_{NO + }}k{\rm_{c}}C{\rm_{CO}} + k{\rm_{d}}}}} \right)$ $\begin{array}{l}k_{7}\text{=}1.952\times {10}^{10}\mathrm{exp}\left(-\dfrac{19\,000}{T}\right)\\ k\rm{_{b}=}0.186,\textit {k}\rm{_{c}=}0.007\,86，\\ k\rm{_{d}=}0.002\,53\end{array}$ 8 ${\text{NO + C}} \to 0.5{\rm{N_{2} + CO}}$ $R_{8} = k_{8}C{\rm_{NO} }N{\rm_{char} }\text{π} {\text{d} }_{ {\rm_{char} } }^2$ $k_{8}{\text{ = } }5.85 \times {10^7}\exp \left( { - \dfrac{ {12\,000} }{T} } \right)$ 9 ${\rm{4NO + CH_{4}}} \to 2{\rm{N_{2} + 2H_{2}O + CO_{2}}}$ $R_{9} = k_{9}C{\rm_{CH_4 } }C{\rm_{NO} }$ $k_{9}{\text{ = } }2.7 \times {10^6}\exp \left( { - \dfrac{ {9\,466} }{T} } \right)$
下载: 导出CSV
表 4 H/N元素比与热解产物对应表
Table 4. Correspondence table of H/N weight ratio and pyrolysis product
%
下载: 导出CSV
表 5 典型城市中垃圾各组分的质量分数
Table 5. The composition of municipal solid waste in several typical cities
% 城市 厨余垃圾 纸类 橡塑类 纺织类 木竹类 一线城市A1 61.11 9.46 19.95 2.80 1.48 一线城市A2 52.42 8.95 16.77 8.43 1.98 二线城市B1 52.41 9.17 17.06 3.38 2.47 二线城市B2 64.48 6.71 10.12 1.22 0.05
下载: 导出CSV
-
[1] LU J W, ZHANG S, HAI J, et al. Status and perspectives of municipal solid waste incineration in China: A comparison with developed regions[J]. Waste Management, 2017, 69: 170-186. doi: 10.1016/j.wasman.2017.04.014 [2] XU C, HONG J, CHEN J, et al. Is biomass energy really clean? An environmental life-cycle perspective on biomass-based electricity generation in China[J]. Journal of Cleaner Production, 2016, 133: 767-776. doi: 10.1016/j.jclepro.2016.05.181 [3] 方熙娟. SNCR-SCR脱硝技术在500t/d垃圾焚烧炉的应用研究 [D]. 北京: 清华大学, 2015. [4] JENSEN A, JOHNSSON J E, ANDRIES J, et al. Formation and reduction of NOx in pressurized fluidized bed combustion of coal[J]. Fuel, 1995, 74(11): 1555-1569. doi: 10.1016/0016-2361(95)00155-X [5] DESROCHES-DUCARNE E, DOLIGNIER J C, MARTY E, et al. Modelling of gaseous pollutants emissions in circulating fluidized bed combustion of municipal refuse[J]. Fuel, 1998, 77(13): 1399-1410. doi: 10.1016/S0016-2361(98)00060-X [6] LIU X, LUO Z, YU C, et al. Conversion mechanism of fuel-N during pyrolysis of biomass wastes[J]. Fuel, 2019, 246: 42-50. doi: 10.1016/j.fuel.2019.02.042 [7] RIAZA J, MASON P, JONES J M, et al. High temperature volatile yield and nitrogen partitioning during pyrolysis of coal and biomass fuels[J]. Fuel, 2019, 248: 215-220. doi: 10.1016/j.fuel.2019.03.075 [8] SUKSANKRAISORN K, PATUMSAWAD S, VALLIKUL P, et al. Co-combustion of municipal solid waste and Thai lignite in a fluidized bed[J]. Energy Conversion and Management, 2004, 45(6): 947-962. doi: 10.1016/S0196-8904(03)00187-0 [9] HANSSON K M, SAMUELSSON J, TULLIN C, et al. Formation of HNCO, HCN, and NH3 from the pyrolysis of bark and nitrogen-containing model compounds[J]. Combustion and Flame, 2004, 137(3): 265-277. doi: 10.1016/j.combustflame.2004.01.005 [10] HANSSON K M, SAMUELSSON J, AMAND L E, et al. The temperature's influence on the selectivity between HNCO and HCN from pyrolysis of 2, 5-diketopiperazine and 2-pyridone[J]. Fuel, 2003, 82(18): 2163-2172. doi: 10.1016/S0016-2361(03)00206-0 [11] YAMAMOTO T, KUWAHARA T, NAKASO K, et al. Kinetic study of fuel NO formation from pyrrole type nitrogen[J]. Fuel, 2012, 93: 213-220. doi: 10.1016/j.fuel.2011.09.032 [12] CHYANG C S, WU K T, LIN C S. Emission of nitrogen oxides in a vortexing fluidized bed combustor[J]. Fuel, 2007, 86(1): 234-243. [13] CHAIKLANGMUANG S, JONES J M, POURKASHANIAN M, et al. Conversion of volatile-nitrogen and char-nitrogen to NO during combustion[J]. Fuel, 2002, 81(18): 2363-2369. doi: 10.1016/S0016-2361(02)00175-8 [14] ROGAUME T, JABOUILLE F, TORERO J L. Effect of excess air on grate combustion of solid wastes and on gaseous products[J]. International Journal of Thermal Sciences, 2008, 48(1): 165-173. [15] GLARBORG P. Fuel nitrogen conversion in solid fuel fired systems[J]. Progress in Energy and Combustion Science, 2003, 29(2): 89-113. doi: 10.1016/S0360-1285(02)00031-X [16] ROGAUME T, KOULIDIATI J, RICHARD F, et al. A model of the chemical pathways leading to NOx formation during combustion ofmixtures of cellulosic and plastic materials[J]. International Journal of Thermal Sciences, 2006, 45(4): 359-366. doi: 10.1016/j.ijthermalsci.2005.07.005 [17] DU H L, ZHANG M, ZHANG Y, et al. Characteristics of NO reduction by char layer in fixed-bed coal combustion[J]. Energy Sources, Part A:Recovery, Utilization, and Environmental Effects, 2017, 39(10): 963-970. doi: 10.1080/15567036.2016.1249810 [18] 张利田, 卜庆杰, 杨桂华, 等. 环境科学领域学术论文中常用数理统计方法的正确使用问题[J]. 环境科学学报, 2007,27(1): 171-173. doi: 10.3321/j.issn:0253-2468.2007.01.030 [19] LEICHTNAM J N. The behaviour of fuel-nitrogen during fast pyrolysis of polyamide at high temperature[J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 2000, 55(2): 255-268. doi: 10.1016/S0165-2370(00)00075-9 [20] 詹昊, 张晓鸿, 阴秀丽, 等. 生物质热化学转化过程含N污染物形成研究[J]. 化学进展, 2016, 28(12): 1880-1890. doi: 10.7536/PC160438 [21] ZHANG G, ZHU C, GE Y, et al. Fluidized bed combustion in steam-rich atmospheres for high-nitrogen fuel: Nitrogen distribution in char and volatile and their contributions to NOx[J]. Fuel, 2016, 186: 204-214. doi: 10.1016/j.fuel.2016.08.071 [22] CHEN G, YANG R, CHENG Z, et al. Nitric oxide formation during corn straw/sewage sludge co-pyrolysis/gasification[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 197: 97-105. doi: 10.1016/j.jclepro.2018.06.073 [23] ZHANG H, ZHANG X, SHAO J, et al. Effect of temperature on the product characteristics and fuel-nitrogen evolution during chromium-tanned solid wastes pyrolysis polygeneration[J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 254: 120020. doi: 10.1016/j.jclepro.2020.120020 [24] CHEN H, WANG Y, XU G, et al. Fuel-N evolution during the pyrolysis of industrial biomass wastes with high nitrogen content[J]. Energies, 2012, 5(12): 5418-5438. doi: 10.3390/en5125418 [25] HANSSONA K M, MANDA L E A, HABERMANNB A, et al. Pyrolysis of poly-L-leucine under combustion-like conditions[J]. Fuel, 2003, 82: 653-660. doi: 10.1016/S0016-2361(02)00357-5 [26] LU G, LIU H, ZHANG Q, et al. Nitrogen conversion during the homogeneous and heterogeneous stages of sludge steam gasification: Synergistic effects of Fenton's reagent and CaO conditioner[J]. Fuel, 2019, 241: 1109-1116. doi: 10.1016/j.fuel.2018.12.109 [27] ZHAN H, ZHUANG X, SONG Y, et al. Formation and regulatory mechanisms of N-containing gaseous pollutants during stage-pyrolysis of agricultural biowastes[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 236: 117706. doi: 10.1016/j.jclepro.2019.117706 [28] 孙洪春, 曲振平. 选择性催化氧化含氨废气为氮气的研究进展[J]. 科学通报, 2020, 65(26): 2835-2865. [29] LI H, HAN J, ZHANG N, et al. Effects of high-temperature char layer and pyrolysis gas on NOx reduction in a typical decoupling combustion coal-fired stove[J]. Journal of Thermal Science, 2019, 28(1): 40-50. doi: 10.1007/s11630-018-1022-3 [30] LIU H, MA X, LI L, et al. The catalytic pyrolysis of food waste by microwave heating[J]. Bioresource Technology, 2014, 166: 45-50. doi: 10.1016/j.biortech.2014.05.020 [31] 许崇涛, 曹阳, 武桐, 等. 城市生活垃圾焚烧过程中NOx的生成与控制研究进展[J]. 工业锅炉, 2014(4): 1-6. doi: 10.3969/j.issn.1004-8774.2014.04.001 [32] 刘富强, 朱兆华. 普通工业垃圾燃烧特性实验研究[J]. 环境科学与技术, 2008, 31(8): 113-116. doi: 10.3969/j.issn.1003-6504.2008.08.031 -
点击查看大图
图( 5) 表( 5)
计量
- 文章访问数: 3952
- HTML全文浏览数: 3952
- PDF下载数: 83
- 施引文献: 0
