燃煤电站环保设施多污染物控制能力分析及对策

薛建明，柏 源，李忠华，许月阳

(国电科学技术研究院， 江苏 南京 210031)

0 引言

为推进生态文明建设，建设美丽中国，燃煤电站大气污染控制技术发展趋势由单元式、渐进式控制向常规大气污染物加重金属、气溶胶等深度一体化、综合治理、协同控制技术发展；实现“存量”环保技术的单元性向系统性协同化转变、反应的单一性向交叉性转变，推动多污染物协同控制技术健康发展。

应对日趋严峻的环境形势和严格的环保标准，为有效解决燃煤电站大气污染物达标排放和“石膏雨”等问题，面向燃煤电站湿式烟气深度净化协同控制过程，基于现有环保设施多污染物协同控制规律，针对协同控制过程中存在的问题，研究湿式烟气多污染物深度净化协同控制技术及对策，为实现污染物达标排放和形成自主知识产权的烟气深度净化技术提供技术支撑。

1 燃煤电站现有环保设施多污染物协同控制规律研究

1.1 脱硝设施

燃煤电厂选择性催化还原技术(SCR)高效脱除氮氧化物的同时，带来两个方面的问题[1]：

(1)脱硝催化剂活性物质在脱硝过程中不可避免新生成三氧化硫；

(2)脱硝系统中氨逃逸形成气溶胶，形成SCR次生物。这主要是因为喷入的氨与烟气不能完全混合均匀，在局部区域造成氨相对过剩，从而形成氨逃逸，此过程难以避免。

1.2 除尘设施

1.2.1 除尘设施细颗粒物控制能力分析

目前我国约90%的火电厂采用的是静电除尘器。正常运行工况下静电除尘器的除尘效率可以达到99%；但是对于细颗粒物特别是超细颗粒物而言，静电除尘器的除尘效率较低。通常，当颗粒物粒径>10μm时，颗粒物主要受到静电力和斯托克斯阻力作用；而粒径<10μm时，细颗粒物运动轨迹主要是随烟气漂移。

目前静电除尘器对细颗粒物控制效率低的主要原因如下[2]：

(1)静电除尘器电晕放电或者离子风不均匀导致细颗粒物荷电不充分；

(2)等离子电流体或离子风改变细颗粒物运动轨迹，导致细颗粒物被捕集之前又返回烟道气流中；

(3)反电晕放电和电极振打不合理导致细颗粒二次扬尘；

(4)收集场强不够强且场强不平稳，对颗粒物收集产生影响。

1.2.2 除尘设施控制气溶胶能力分析

由SO3形成的硫酸气溶胶与烟气中的飞灰随着烟气进入静电除尘器，从而将其脱除；烟温和飞灰成分决定了其脱除效率。一般情况下，静电除尘器对SO3的脱除效率约为10%～15%。

1.2.3 除尘设施汞控制能力分析

烟气中以颗粒态形式存在的固相汞在经过静电除尘器或者布袋除尘器时可以得到有效脱除。

当飞灰粒径减小时，飞灰中汞的含量随之增大。通常，飞灰粒径越小，其比表面积越大，造成固相汞在飞灰上的沉积量越大。静电除尘器对飞灰的捕获直接降低了烟气中颗粒汞的比例。由于烟气中飞灰含量与煤中的灰成分比例有关，因此静电除尘器对尾部烟气汞形态的影响从根本上依赖于煤中的灰成分。煤中灰成分越多，烟气中汞被飞灰吸附的可能性越大，颗粒汞的比例越大，最终被静电除尘器捕获的颗粒汞数目也相应增多，脱除效率一般仅24%～27%[3]。相比于静电除尘器，袋式除尘器由于气固接触时间较长、除尘效率较高等原因，其脱汞效率最高可以达到80%。

另外，烟气通过除尘器前后，烟气中汞形态发生了显著变化，单质汞被飞灰中金属氧化物不同程度氧化后转变成二价汞，进入脱硫系统时有利于被脱硫浆液吸收。

1.3 湿法脱硫设施

1.3.1 脱硫设施细颗粒物控制能力分析

湿法脱硫设施主要通过扩散、拦截和惯性碰撞等作用将烟气中部分颗粒捕集，脱除效率与烟气颗粒的大小和质量紧密相连。从细颗粒的控制角度来看，湿法脱硫设施对可吸入颗粒物具有较高的脱除效率，但是脱硫设施排放的颗粒数量实际上是增加了。这主要是由于吸收塔对细颗粒的捕集效率较低，另外一方面因蒸发作用形成的细颗粒也不能被吸收塔捕集，因此造成大量的细颗粒外排[4]。

1.3.2 脱硫设施气溶胶控制能力分析

脱硫设施附带SO3脱除效果，但是对硫酸气溶胶的脱除效果不佳。主要有两个方面的原因[5-6]：一方面，石灰石浆液吸收SO3速率低于SO2，烟气在吸收塔内流速较高；同时SO3转化成硫酸形成硫酸气溶胶，当烟气气流逆着浆液雾滴群向上流动时，并不能完全脱除烟气中的SO3。另外一方面，烟气中的SO3与烟气中水分子结合形成转化为H2SO4，在吸收塔内过饱和而产生酸雾气溶胶，酸雾气溶胶核化速度远远高于在吸收剂中的溶解度，不能被浆液吸收。一般情况下，湿法脱硫采用的是石灰石浆液，其表面水蒸汽分压较大；硫酸分子形成硫酸雾，使得粒径大于硫酸分子，且状态稳定；这两方面的原因造成湿法脱硫系统对SO3的脱除效率较低。

1.3.3 脱硫设施脱除汞能力分析

湿法脱硫设施对汞具有一定的捕集效率。主要原因如下：烟气中气态汞主要以单质汞(Hg0)和氧化态汞(Hg2+)存在。在WFGD系统中，石灰石浆液可以脱除80%～95%的Hg2+，但就不溶于水的单质汞而言，脱除效率不显著。

在WFGD系统中，石灰石浆液吸收Hg2+后，浆液中S4+和铁、猛等金属离子具有一定的还原作用，将捕集的Hg2+还原成Hg0，使得WFGD出口HgO浓度升高，即汞的二次释放。如何控制WFGD系统汞的再释放已成为研究的重点，目前采用的方法主要是提高浆液pH值和浆液中亚硫酸根浓度，降低吸收塔反应温度等通过采取上述措施可以在一定程度上解决汞的再释放问题[7-8]。

2 燃煤电站多污染物控制对策分析

总体而言，现有湿法脱硫、脱硝、除尘等环保设施对SCR次生物、FGD浆液滴、汞的再释放以及细颗粒物等污染物的控制能力有限，不能满足电力行业新标准的排放要求。区域大气复合污染、“石膏雨”等已成为全社会关注的民生问题。为了有效地解决上述问题，在湿法脱硫设施后建设烟气深度净化设施(如湿式电除尘器等)，对燃煤烟气排放的烟尘、SO2、NOx、SO3等多污染物进行末端协同控制，实现烟尘排放浓度≤10mg/m3、SO2排放浓度≤50mg/m3、NOx排放浓度≤100mg/m3，为电力行业多污染物协同控制提供技术支撑。

2.1 技术原理

烟气深度净化设施的工作原理与传统干式电除尘相似，所不同的是烟气深度净化设施一般布置于FGD后侧，其运行环境为湿环境。通过扩散电荷作用，可处理SCR次生物、FGD浆液滴、细颗粒物、酸性气体(SO3、HCl、HF)、重金属汞等，实现烟尘排放浓度≤10mg/m3及烟气多污染物的深度净化[9]。

2.2 技术特点

针对燃煤电厂“石膏雨”、烟囱腐蚀以及现有环保设施多污染物控制等存在的问题，基于基础理论研究与试验研究相结合，通过产、学、研、用方式组织攻关，创新研发出燃煤烟气多污染物协同控制技术及装置，目前在益阳(300MW)、荥阳(600MW)、九江电厂机组上运用。主要技术特点如下：

(1)微细颗粒物捕集效率高，并可联合脱除烟气中携带的液滴。对微细颗粒物的捕集效率达99%以上，其中对于2.5～5μm的颗粒物具有近100%的脱除率；对于0.1～2.5μm的颗粒物具有88.7%～93.9%的脱除率；同时对湿法脱硫后烟气中携带的液滴有95%以上去除率，能消除脱硫设施因未设置GGH而出现的“石膏雨”现象。使得烟囱出口的烟尘浓度≤10mg/m3。

(2)协同控制效果。具有协同控制效果，SO3(70%～95%)、NH3(≤10mg/m3)、重金属汞(70%～90%)、HCl(30%～40%)、HF(40%～50%)、SO2(10%～30%)。与环保部《环境空气细颗粒物污染防治技术政策》(征求意见稿)中涉及的：鼓励湿式除尘器(WESP)治理石膏雨和严格控制细颗粒物及前体污染物相一致。

3 结语

基于资源约束趋紧、环境污染严重、生态退化的严峻形势以及生态文明建设的国家需求，按照国家大气污染防治行动计划，火电行业本着创新驱动和推广应用并重的方针，环保技术的单元性向系统性协同化转变、反应的单一性向交叉性转变，探索形成电力工业应对新标准的新的烟气治理技术路线，推动培育烟气深度净化技术装备等新兴产业链，以科技进步和产业升级，实现电力工业绿色发展、循环发展和低碳发展。

[1]郭 俊,马果骏,阎 冬,等.论燃煤烟气多污染物协同治理新模式[J].电力科技与环保,2012,28(3):13-16.

[2]朱继保.细颗粒物的电收集技术研究[D].杭州:浙江大学,2010.

[3]胡长兴,周劲松,何 胜,等.静电除尘器和湿法烟气脱硫装置对烟气汞形态的影响与控制[J].动力工程,2009,29(4):400-404.

[4]王 珲,宋 蔷,姚 强,等.电厂湿法脱硫系统对烟气中细颗粒物脱除作用的实验研究[J].中国电机工程学报,2008,28(5):1-7.

[5]鲍静静,杨林军,颜金培,等.湿法烟气脱硫系统对细颗粒脱除性能的实验研究[J].化工学报,2009,60(5):1260-1267.

[6]常景彩.柔性集尘极应用于燃煤脱硫烟气深度净化的试验研究[D].济南:山东大学,2011.

[7]刘玉坤,禚玉群,陈昌和,等.燃煤电站脱硫系统的脱汞性能[J].中国电力,2011,44(12):68-72.

[8]陈传敏,张建华,俞 力,等.湿法烟气脱硫浆液中汞再释放特性研究[J].中国电机工程学报,2011,31(5):48-51.

[9]柏 源,薛建明,李忠华.湿式燃煤烟气多污染物协同控制技术研究[C].2013年中国电机工程学会年会论文集.成都:2013.