化学团聚对燃煤细颗粒物的脱除

燃煤电厂排放的烟气中含有大量的微细粉尘,是引起空气中细颗粒物污染的主要来源之一。湿式电除尘器对细颗粒物的捕集率较低,未能有效控制其排放。将化学团聚方法应用到湿式电除尘器中,通过改变化学团聚剂种类、浓度、团聚液pH值等因素,考察化学团聚剂对细颗粒物的凝并效果及除尘效率的影响。研究结果表明:添加化学团聚剂能够促进细颗粒物的凝并,其中羧甲基纤维素钠和黄原胶的凝并效果最佳,粒径在100μm的大颗粒物的增长率分别为8.54%和2.31%;降低团聚液pH值会增强细颗粒物的凝并效果,大颗粒物分别增长了9.66%、3.21%;添加化学团聚剂可提高除尘效率,最佳除尘效率可达到99.76%。在湿式电除尘器中添加化学团聚剂可高效去除燃煤电厂烟气中的细颗粒物。     

电厂除尘设施对PM10排放特征影响研究

在5个不同燃煤电厂除尘器进、出口进行了现场测试,对除尘器性能以及振打时对PM10排放特征的影响进行了研究.试验系统由低压荷电捕集器(ELPI)、等速采样系统、稀释系统组成.结果表明:该试验系统可对燃煤排放的可吸入颗粒物进行在线测量,获得可吸入颗粒物的瞬时浓度、平均浓度和浓度分布,最小粒径达0.03μm,可广泛用于固定源采样;除尘器进口和出口的PM10粒数浓度均呈明显的双模态对数正态分布,峰值均分别出现在0.07～0.12μm和0.76～1.23μm;电除尘器和布袋除尘器对粗颗粒态的颗粒物去除效率均较好,最大穿透率均出现在0.1～1μm范围内,但布袋除尘器在该粒径区间的穿透率低于电除尘器,降低该区间颗粒物的穿透率有利于控制可吸入颗粒物的排放;PM10的粒数浓度主要取决于亚微米态的颗粒,针对粒数浓度而言,电除尘器对PM1和PM2.5的去除效率同样低于PM10;除尘器的运行和操作条件对PM10排放影响较大,电除尘器末电场振打清灰时,出口PM10的质量和粒数浓度均明显增加;振打时电除尘器基于粒数和质量浓度的2种除尘效率均有不同程度的下降,下降幅度最大的是PM1.     

湿式电除尘器性能测试方法研究

湿式电除尘器是燃煤电厂烟尘超低排放的主流除尘技术之一。针对湿式电除尘器的测试特点,提出了测试工况、测孔位置、测孔尺寸及采样点布置等相关要求,并分别对颗粒物、PM_(2.5)、SO_3等开展测试研究,给出了科学的测试方法:针对颗粒物,基于烟道内、烟道外两种采样方法,过滤装置内可配置滤膜或滤筒,应开展空白试验,当浓度较低时应采用一体化采样头;针对PM_(2.5),建议采用重量法(撞击器法)作为基准方法;针对SO_3,可采用冷凝法进行采样,当浓度较低时,建议采用冷凝法与吸收法相结合的手段。并基于此开展了现场实测,为国标《湿式电除尘器性能测试方法》的研制提供了技术及数据支撑,满足了燃煤电厂烟气超低排放测试的迫切需求。     

电厂除尘设施对PM10排放特征影响研究

在5个不同燃煤电厂除尘器进、出口进行了现场测试,对除尘器性能以及振打时对PM₁₀排放特征的影响进行了研究.试验系统由低压荷电捕集器(ELPI)、等速采样系统、稀释系统组成.结果表明:该试验系统可对燃煤排放的可吸入颗粒物进行在线测量,获得可吸入颗粒物的瞬时浓度、平均浓度和浓度分布,最小粒径达0.03μm,可广泛用于固定源采样;除尘器进口和出口的PM10粒数浓度均呈明显的双模态对数正态分布,峰值均分别出现在0.07～0.12μm和0.76～1.23μm;电除尘器和布袋除尘器对粗颗粒态的颗粒物去除效率均较好,最大穿透率均出现在0.1～1μm范围内,但布袋除尘器在该粒径区间的穿透率低于电除尘器,降低该区间颗粒物的穿透率有利于控制可吸入颗粒物的排放;PM10的粒数浓度主要取决于亚微米态的颗粒,针对粒数浓度而言,电除尘器对PM₁和PM_2.5的去除效率同样低于PM₁₀;除尘器的运行和操作条件对PM₁₀排放影响较大,电除尘器末电场振打清灰时,出口PM₁₀的质量和粒数浓度均明显增加;振打时电除尘器基于粒数和质量浓度的2种除尘效率均有不同程度的下降,下降幅度最大的是PM1.     

雾化特性对湿式电除尘器除尘效率的影响

喷淋系统作为湿式电除尘器的重要组成部分,雾化效果优劣影响着电除尘器的除尘效率。通过雾化性能测试,研究了雾化参数及其他工作条件对湿式电除尘器的电晕放电特性和除尘效率的影响。研究结果表明:湿式电除尘器的最佳工作水压为0.6 MPa,此时雾化效果最好。以燃煤电厂粉煤灰为尘源进行除尘试验,在其他条件相同的情况下,除尘效率随雾滴粒径的减小而增大,随喷淋量的增大而增大。当雾滴粒径为70μm时,除尘效率可达99.57%,能够满足燃煤电厂对细颗粒物的高效去除。     

湿式静电除尘技术研究及应用

燃煤烟气细颗粒物排放的高效控制是控制雾霾天气的重要手段之一,为此国家颁布了世界上最严格的标准之一:《火电厂大气污染物排放标准》(GB13223-2011),要求火电厂粉尘排放浓度低于30 mg/m3,重点地区低于20 mg/m3。干式静电除尘器由于反电晕和二次扬尘等问题,对亚微米级颗粒物脱除效率较低,难以完全满足新标准的要求。湿式静电除尘技术(WESP)通过水膜清灰方式代替振打清灰,可有效控制湿法脱硫塔后细颗粒物的排放,实现燃煤烟气细颗粒物的深度脱除。该文详细阐述了湿式静电除尘器在粉尘脱除效率、材料润湿、抗腐蚀特性及多种污染物协同脱除等方面的最新研究进展,重点介绍了湿式静电除尘技术在燃煤电厂中的应用现状,并在此基础上对我国湿式静电除尘技术的发展做了总结和展望。     

基于CFD方法的燃煤电厂烟气排放数值模拟

为研究燃煤电厂的烟气扩散,采用计算流体力学（computational fluid dynamics,CFD）方法对燃煤电厂烟气排放中污染物（包含气态污染物和固态颗粒物）的扩散形态进行模拟.燃煤电厂的排烟方式主要有烟塔合一和烟囱两种,根据几何参数建立烟塔合一及烟囱的数值模型,采用纳维-斯托克斯方程（Navier-Stokes equations,N-S equations）求解流场及气态污染物浓度场,采用离散相模型（Discrete Phase Model,DPM）计算固态颗粒污染物运动轨迹.结果表明:对于气态污染物,由于冷却塔下游漩涡的卷吸作用,采用烟塔合一排放的烟气最大浓度和超标范围随环境风速的增加逐渐增大,不利于烟气扩散.但随着环境风速的增加,空气的对流作用逐渐增强,从而加速了烟气的扩散.在漩涡和环境风的综合作用下,烟气的最大浓度和超标范围在环境风速为6 m/s时达到最大值,随后随着环境风速增加而减小.采用烟囱排放的烟气由于漩涡作用很小,因此其最大浓度及超标范围随风速的增加呈递减趋势.得益于烟气在冷却塔内的预扩散,采用烟塔合一排放的烟气最大浓度比采用烟囱排放的烟气最大浓度低将近1个数量级,但这种优势会随着环境风速的增加而减小.对于固态污染物,冷却塔后方的漩涡会加速颗粒物的扩散,因此采用烟塔合一排放的颗粒物的扩散状态远优于采用烟囱排放的颗粒物的扩散状态.      

某燃煤电厂超低排放改造对烟尘的脱除效果研究

辽宁省燃煤电厂超低排放工作全面推进,燃煤电厂经超低排放改造后,污染物指标控制限值要求为颗粒物10 mg/m~3。某燃煤电厂面临烟气超低排放要求,提标改造现有除尘器,每台炉配两台双室六电场干式低温静电除尘器,并在吸收塔喷淋层下方增设聚气环,在吸收塔净烟道处加装一级烟道除雾器。除尘器和吸收塔改造后,除尘效率由99.8%提高到99.94%,改造后总出口浓度6.80 mg/m~3,改造后排放量6.0 kg/h,削减量16 kg/h,各工况下烟气污染物折算浓度均符合标准要求。     

超低排放典型燃烧源颗粒物及水溶性离子排放水平与特征

研究以自行开发建立的超低排放高湿废气中总颗粒物（total particulate matter,TPM）的直接冷凝采样系统及监测方法,应用于3台北京市超低排放典型燃烧源烟气中颗粒物的排放监测.分析和评估超低排放典型燃烧源排气中颗粒物及其水溶性离子的排放水平与组成特征,探究可过滤颗粒物（filterable particulate matter,FPM）和可凝聚颗粒物（condensable particulate matter,CPM）及其水溶性离子的相互作用与影响因素.结果表明：北京市超低排放燃煤锅炉FPM基准氧含量排放浓度介于1.04~1.11mg·m^-3之间,TPM基准氧含量排放浓度介于3.82~8.69mg·m^-3之间,均满足国家超低排放颗粒物限值要求（10mg·m^-3）,燃煤电厂TPM排放浓度超过了北京市颗粒物排放标准限值要求（5 mg·m^-3）.燃煤供暖锅炉CPM及其总水溶性离子排放水平分别为3.05mg·m^-3和1.30mg·m^-3,显著低于燃煤电厂,与燃煤电厂的负荷和烟温较高有关;燃煤电厂锅炉CPM及其总水溶性离子排放浓度分别是燃煤供暖锅炉的2.2~2.4倍和1.7~2.2倍.燃气电厂TPM及其总水溶性离子排放水平分别为1.99mg·m^-3和1.44mg·m^-3,均明显低于燃煤锅炉.CPM是燃烧源排气中颗粒物的主要形式,在超低排放锅炉烟气中CPM对TPM的质量贡献显著增加,并随烟温的升高而增加,燃煤锅炉为72.6%~88.1%,燃气电厂为93.1%,且水溶性离子总量的66.1%~94.2%存在于CPM中.排气烟温显著影响颗粒物及其水溶性离子的赋存形态、脱除效率与排放水平.SO₄^2-是燃煤锅炉颗粒物的主要特征离子,排放浓度介于0.98~1.18mg·m^-3,占水溶性离子排放总量的27.7%~49.6%,来源于烟气脱硫;F^-是燃煤电厂颗粒物中又一主要特征离子,排放浓度介于1.91~2.32mg·m^-3,占水溶性离子排放总量的54.4%~56.1%,可能与燃料煤含氟量高有关;NH₄⁺是燃气电厂颗粒物的主要特征离子,排放浓度为0.92mg·m^-3,占水溶性离子排放总量的64.2%,来源于选择性催化还原法（selective catalytic reduction,SCR）脱硝过程中的NH₃逃逸,其排放浓度显著高于燃煤锅炉,可能与燃气电厂缺少其它净化设施的协同去除效应有关.     

循环流化床电站排放烟尘特性及痕量重金属分析

对35t h循环流化床电厂电除尘器入口和出口的烟气气溶胶进行分级取样,得到飞灰浓度和粒度分布以及电除尘器的分级脱除效率.电除尘器对PM10、PM2 5的脱除效率分别为94 34%和91 38%,使部分可吸入烟尘颗粒穿透除尘设备而直接排放到大气环境中.同时对不同粒度飞灰中重金属含量进行了测试,得到痕量元素浓度从高到低依次为Ni,Cr,Cu,Cd,Pb,Hg.痕量重金属含量与飞灰粒径有一定依附关系,其分布规律与煤成分、锅炉燃烧方式和痕量元素自身的挥发特性等因素有关.     

燃煤污染源排放颗粒物采样方法实验室比对研究

为研究适用于我国燃煤污染源排放颗粒物的分级采样标准测试方法,采用民用小煤炉排放装置结合烟气采集系统,对比研究了直接采样法(双级虚拟撞击PM₁₀/PM_2.5采样器、旋风采样器、总烟尘采样器)和稀释采样法(低压荷电撞击器ELPI配备稀释系统)对烟气中不同粒径颗粒物测试结果的稳定性、相关性、仪器可操作性等特点,并分析了煤质对颗粒物分级测试结果的影响. 结果表明:①从决定系数和残差平方和角度分析,稀释采样法测试结果自身拟合性相对直接采样法差,实测数据点相对分散,95%置信带较宽. 直接采样法中,基于本文确定的清洗和收集方式,旋风采样器测试得到的PM₁₀和PM_2.5浓度拟合度高达0.999;双级虚拟撞击PM₁₀/PM_2.5采样器测试结果稳定性也较高,其测试得到的PM₁₀和PM_2.5浓度拟合度也为0.999. ②不同颗粒物采样器对烟气中PM_2.5、PM₁₀、TSP的浓度测试结果均表明,稀释采样法与直接采样法测试结果相关性较低;而各直接采样法之间呈高度相关,Pearson相关系数在0.993~0.999之间. ③稀释采样法分级测试结果显示,当颗粒物排放浓度较低时,各级滤膜称量误差叠加可导致PM₁₀、PM_2.5浓度测试结果误差较大. 因此,针对常温且颗粒物浓度较低的烟气,建议采用直接采样法;针对高温烟气,稀释采样法可捕集稀释降温过程中形成的可凝结颗粒物. ④各采样方法测试结果表明,相对于燃用无烟煤(如蜂窝煤),燃用烟煤产生的烟气中颗粒物浓度相对较高,且PM_2.5占比较高. 研究显示:稀释采样法能模拟燃煤污染源高温烟气排入大气环境中可凝结颗粒物的形成过程,测试结果更接近真实排放情况;对于常温颗粒物浓度较低的烟气,更适宜采用直接采样法.      

我国燃煤电厂颗粒物排放特征

基于我国燃煤电厂(不含港、澳、台数据,下同)的燃烧技术及颗粒物控制技术分类,建立了燃煤电厂颗粒物排放计算方法. 利用该方法,分析了2000─2010年我国燃煤电厂颗粒物排放量及分布特征. 结果表明:我国燃煤电厂颗粒物排放量自2000年起持续增加,于2005年达到最高值(375×104 t),其中PM₁₀、PM_2.5排放量分别为237×104、129×104 t;此后逐年降低,2010年降至166×104 t,其中PM₁₀、PM_2.5排放量分别降至126×104、85×104 t. 随着静电除尘及湿法脱硫的普及,颗粒物中PM_2.5所占比例由2005年的34.3%升至2010年的51.2%. 我国燃煤电厂颗粒物排放地区分布不均衡,2010年内蒙古、山东、河南、江苏、山西和广东六省区的排放量占全国排放总量的44%. PM_2.5排放因子也因各省燃煤电厂颗粒物排放控制技术不同而产生差异,其中煤粉炉、循环流化床锅炉的PM_2.5排放因子分别为0.35~0.75、0.27~0.90 kg/t. 从机组规模影响来看,单台容量在30×104 kW以下的燃煤机组是粗颗粒(PM>10)的主要来源,而在30×104 kW以上的燃煤机组对PM_2.5排放贡献(64.6%)较大,这主要与这类燃煤机组静电除尘和湿法脱硫的安装比例高有关.      

燃煤电厂细颗粒物控制技术集成应用及“近零排放”特性

细颗粒物是燃煤电厂污染物控制的难点.三河电厂通过技术集成进行“近零排放”技术攻关,包括采用低低温静电除尘器以提高细颗粒物的除尘效率、利用脱硫除尘一体化技术提高脱硫系统的协同除尘性能、通过湿式静电除尘器实现细颗粒物的深度控制.结果表明:三河电厂通过技术攻关和集成应用后,4台燃煤机组先后实现ρ(烟尘)、ρ(SO₂)和 ρ(NO_x)分别低于GB 13223—2011《火电厂大气污染物排放标准》中天然气燃气轮机组各自排放限值(5、35和50 mg/m3).其中,1～3号机组排放ρ(烟尘)分别为5、3、2 mg/m3,截至2016年3月15日,4号机组ρ(烟尘)连续265 d在1 mg/m3以下.采用低低温静电除尘技术后,4号机组除尘效率由99.86%升至99.89%,同时可凝结颗粒物前驱物SO₃的脱除效率从25.88%升至46.12%;3号机组采用脱硫除尘一体化技术后,100%负荷下协同除尘效率从34.29%升至87.66%以上,全负荷运行下吸收塔出口ρ(烟尘)稳定在3 mg/m3左右;1号、2号、4号机组在100%负荷下湿式静电除尘器除尘效率分别为77.87%、88.82%、83.60%,2号湿式静电除尘器对PM_2.5、PM₁₀和SO₃的脱除效率分别为98.37%、97.31%和42.23%.      

燃煤电厂颗粒物中硫酸根与硝酸根离子的转化规律

燃煤电厂排放的颗粒物可以分为可凝结颗粒物（condensable particle matter,CPM）和可过滤颗粒物（filterable particle matter,FPM）.通过分析7个超低排燃煤电厂的湿法脱硫（wet flue gas desulfurization,WFGD）进出口和湿电除尘（wet electrostatic precipitator,WESP）出口烟气中CPM和FPM的SO₄^2-和NO₃^-浓度,揭示了这2种典型水溶性离子在烟道内的变化规律与转化特征.结果表明在WFGD前后,CPM中的SO₄^2-和NO₃^-浓度呈降低趋势,其降低率范围分别为43.12%~86.84%和17.99%~91.58%,而FPM中SO₄^2-和NO₃^-浓度呈增大趋势.在WESP前后,CPM中SO₄^2-和NO₃^-浓度呈增大趋势,增长率范围分别为21.05%~424.65%和13.51%~298.37%,而FPM中SO₄^2-和NO₃^-浓度呈减小趋势.在WFGD中,随着烟气温度降低和湿度增加,部分CPM会通过冷凝和团聚作用进一步转化为FPM;在WESP中,由于烟气一直处于低温、高湿的条件,烟气中存在的SO₂与NO₂会结合水蒸气发生氧化还原反应,进而经过协同作用促进CPM中SO₄^2-和NO₃^-的生成.     

燃煤电厂烟气一次PM2.5控制技术的综合评估

以燃煤电厂烟气颗粒物控制技术或组合为研究对象,在文献调研和专家问卷调查基础上,针对燃煤电厂一次PM_2.5排放特征,构建了包含环境、经济和技术三方面共16项四个层次的评价指标体系;采用模糊综合法对7种颗粒物控制技术及其组合开展了综合评估.结果表明：在综合分析或着重环境性能的情况下,7种单一或组合控制技术的优先顺序为：低低温静电除尘配高频电源+湿式静电除尘≈静电除尘配高频电源+湿式静电除尘 > 电袋复合除尘 > 静电除尘+湿式静电除尘 > 袋式除尘 > 静电除尘 > 电凝并+静电除尘.若优先考虑经济因素,静电除尘为最优选择;优先考虑技术性能则袋式除尘为最优选择.     

氨法烟气脱硫湿式电除尘技术的工业应用

燃煤电厂采用湿式钙法或氨法脱硫,利用喷淋碱液吸收烟气中的SO2。脱硫后尾气含有大量的钙盐或铵盐的固态和液态微粒,这些细微颗粒物气溶胶随烟气从烟囱排出后进入大气,成为灰霾的重要组成部分,是形成PM2.5污染的主要原因之一。介绍了J-TECH氨法脱硫及湿式电除尘(电除雾)技术的原理、工艺流程、技术特点,阐述了该技术在传统氨法脱硫技术上的关键突破,经应用验证实际运行脱硫效率大于98%,出口颗粒物浓度小于20 mg/m3,氨逃逸低于5 mg/m3,出口烟气无铵盐夹带,达到预期目标。     

典型超低排放燃煤电厂可凝结颗粒物特征和成因

燃煤电厂排放的可凝结颗粒物（condensable particle matter,CPM）由于其潜在的大气环境影响引起广泛关注,而目前对于燃煤电厂CPM的特征和成因尚不清楚.本研究通过稀释间接法收集了超低排放改造后的典型燃煤电厂石灰石-石膏湿法脱硫（wet flue gas desulfurization,WFGD）入口/出口和湿式静电除尘（wet electrostatic precipitator,WESP）出口位置的CPM,并对其进行重量分析和水溶性离子分析,同时测量了可能的CPM气态前体物浓度.结果表明,烟气中CPM的主要气态前体物为HCl、HNO₃、SO₃和NH₃等.烟气温度降低后,这些气态前体物通过冷凝或化学反应形成CPM.所形成CPM主要化学组分包括SO₄^2-、Cl^-、NO₃^-和NH₄⁺等水溶性离子.WFGD和WESP可以降低CPM气态前体物的浓度,进而减少CPM排放,经过WFGD和WESP后CPM浓度的平均下降比例分别为27%和45%.此外,稀释降温后烟气中的SO₃非均相冷凝在已有的颗粒物表面上,导致颗粒物中的SO₄^2-增加,同时Cl^-和NO₃^-减少,致使最终排口处CPM的水溶性离子组分主要为SO₄^2-.     

基于实测的电袋复合除尘器脱除多污染物效果

为了考察电袋复合除尘器脱除多污染物的能力,分别采用US EPA Method 30B方法、DL/T 998-2006《石灰石-石膏湿法烟气脱硫装置性能验收试验规范》、HJ/T 342-2007《水质硫酸盐的测定铬酸钡分光光度法（试行）》、GB/T 16157-1996《固定污染源排气中颗粒物测定与气态污染物采样方法》和国际标准化组织ISO23210-2009《Stationary Source Emissions-Determination of PM₁₀/PM_2.5 Mass Concentration in Flue Gas-Measurement at Low Concentrations by Use of Impactors》对A、B两个燃煤电厂中循环流化床锅炉后的电袋复合除尘器脱除烟气中汞、SO₃、烟尘、PM₁、PM_2.5、PM₁₀六种污染物的效率进行测试试验.结果表明:电袋复合除尘器对烟尘、PM₁₀等颗粒态污染物捕集效率高达99%以上;两个电厂电袋复合除尘器中汞的质量平衡分别为112.05%、72.78%,在70%~130%的允许范围之内;B电厂中电袋复合除尘器进口处烟气中颗粒态汞占总汞含量的比例高达97%,电袋复合除尘器对颗粒态汞的捕集效率达99.93%,对气态汞的捕集效率达86.84%;由于滤袋表面烟尘粉饼具有一定的吸附作用,电袋复合除尘器对SO₃也有一定的捕集能力,A、B电厂电袋复合除尘器对SO₃的脱除效率分别达到90.04%和61.73%,脱除效率可能受到飞灰组分及其吸附能力的影响.研究显示,电袋复合除尘器对循环流化床锅炉烟气中的多污染物具有较高的协同捕集效率.      

A critical review on lead migration, transformation and emission control in Chinese coal‐fired power plants

Coal is widely utilized as an important energy source, but coal-fired power plant was considered to be an important anthropogenic lead emission source. In the present study, the distribution characteristics of lead in coal and combustion by-products are reviewed. Specifically, lead is mainly transferred to ash particles and the formation and migration mechanisms of particulate lead are summarized. Also, targeted measures are proposed to control the formation of fine particulate lead as well as to increase the removal efficiency during the low-temperature flue gas clean process. In detail, interactions between gaseous lead and some coal-bearing minerals or added adsorbents could obviously suppress the formation of fine particulate lead. On the other hand, some efforts (including promoting capture of fine particles, reducing resistivity of particles and strengthening the gas-liquid contact) could be made to improve the fine particulate lead removal capacity. Notably, the formation mechanism of fine particulate lead is still unclear due to the limitations of research methods. Some differences in the removal principles of fine particles and particulate lead make the lead emission precisely control a great challenge. Finally, the environmental potential risk of lead emission from flue gas and ash residues is addressed and further discussed.