高温烟气中颗粒静电脱除特性的实验研究

朱唯卓,沈之旸,严 佩,郑成航,高 翔,倪明江,岑可法 (浙江大学,能源清洁利用国家重点实验室,浙江 杭州 310027)



高温烟气中颗粒静电脱除特性的实验研究

朱唯卓,沈之旸,严 佩,郑成航,高 翔*,倪明江,岑可法 (浙江大学,能源清洁利用国家重点实验室,浙江 杭州 310027)

摘要:研究温度90～450℃条件下静电除尘器的放电特性及除尘特性,分析温度、工作电压、烟气流速及颗粒浓度等关键参数对于颗粒静电脱除效率的影响.结果表明,当温度从90℃上升至450℃,在比收尘面积为46.5m2/(m3⋅s-1),粉尘初始浓度约为750mg/Nm3的工况下,颗粒脱除效率均可达到98%以上.随着电压升高,除尘效率不断提高,但其升高趋势逐渐变缓.在相同电压下,随着温度的上升,电晕电流显著增大,强化颗粒荷电,颗粒的脱除效率提高;而在相同电流下,高温下较低的空间场强使得颗粒的驱进速度减小,导致颗粒脱除效率下降.烟气流速提高降低了颗粒的脱除效率,PM1.0受烟气流速的影响较PM10更为明显.颗粒初始浓度的上升增强了颗粒的碰撞及团聚作用,在一定程度上有利于增强颗粒的脱除效果.

关键词：温度；静电除尘器；电晕放电；颗粒；除尘效率

* 责任作者, 教授, xgao1@zju.edu.cn

化石能源燃烧是造成我国大气污染的重要原因,化工、冶炼、水泥、电力等作为重点耗能行业,是污染物排放的主要源头之一.由于重点耗能行业自身特点,大量生产运行环节包含高温烟气,用于能源转化、热量传输和产品生产,然而这些高温烟气中常携带大量颗粒物,如煤化工过程中高温气化煤气中的烟尘与炭黑颗粒、冶金行业高温烟气中的矿石颗粒、水泥和玻璃窑炉高温烟气中的烟尘等[1-5].为保证生产过程的长期稳定及系统设备的可靠性,最大程度地利用气体的显热、潜热和动力能以及最有效地利用气体中的有用资源,必须实现高温烟气的净化[6].国内外高温烟气粉尘治理技术主要包括高温静电除尘技术、高温过滤除尘技术、高温旋风分离技术、颗粒床除尘技术[7-10]等.采用陶瓷过滤、颗粒床过滤等手段存在压力损失大、长期稳定运行困难、能耗高等多种问题,而静电除尘技术具有压降小、运行稳定、适应性强等技术优点[11],且高温静电除尘在改善低硫煤灰比电阻过高的问题,以及对SCR反应器中催化剂的保护方面更有优势[12].通过静电作用实现高温条件下颗粒的高效捕集并实现工业应用已成为重要研究方向.

Fulyful等[13]采用数值计算方法模拟了20～427℃,1～4atm下静电除尘器的电晕放电特性,模拟结果显示,放电电流随着温度的增加而增加,随着压力的增加而减小.Villot等[14]研究了510～ 680℃,0.1～1Mpa的生物质裂解气氛下颗粒的捕集效果,获得了95%～99%的除尘效率.Noda等[15]考察了煤粉燃烧炉后363K到623K高温下静电除尘器的运行性能,发现温度变化下的粉尘比电阻、碱金属含量等特性的变化影响了电除尘器的除尘效率. Xiao等[16]研究了350℃到700℃的高温下静电除尘器的除尘性能,结果表明在保证相同除尘效率条件下,除尘器消耗电功率随温度的增加而增加.许津津等[17]、顾中铸等[18]研究了无电晕式高温静电除尘技术,采用稀土材料制作的新型电极对高温下的细颗粒捕集做了实验研究,得到了超过90%的除尘效率,并对不同类型电极的使用寿命开展了相关研究.尽管国内外对高温静电除尘已有一定的研究基础,但是积累较多的是针对高温高压条件下,高温常压下的理论研究还不够完善[19-21].因而,有必要深入研究温度变化条件下特别是高温常压下静电除尘器的放电特性以及关键参数对颗粒脱除的影响规律.

为了探究温度、电压等因素对于颗粒物静电脱除的作用机理,从而进一步强化高温烟气中颗粒的静电脱除效果,本文通过搭建线板式高温静电除尘器,研究高温下电晕放电特性变化规律,以及不同温度、电压、烟气流速、颗粒浓度等运行参数对颗粒静电脱除效率的影响,分析确定影响高温静电场中颗粒物高效脱除的关键参数,以强化颗粒在高温静电场中的脱除.

1　实验系统和方法

1.1 实验系统

高温静电除尘实验系统如图1所示,主要包括高温烟气发生装置、多级电磁振动给料机、高温静电除尘器本体、高压供电装置和颗粒采样测量装置.

图1　实验装置的系统示意Fig.1　Schematic diagram of experimental setup

高温烟气发生装置包括前端风机和本体前的烟气管道,管道外层(Heat Ⅲ段)布置电加热丝,通过电加热的方式产生高温烟气.采用多级电磁振动给料机将飞灰颗粒分散到气路中.高温静电除尘器本体为线板式结构,收尘极为除尘器本体的4个壁面,本体截面积尺寸为150mm×240mm,收尘壁面高度为1.2m.放电极采用2根直径3mm的圆杆电极线,极线相距90mm,从而控制线板间距均为75mm.本体壁面外层均布置电加热系统,分为上下两段(由Heat Ⅰ段和Ⅱ段组成),用于补偿烟气流动过程中的热量损失,减小烟气进出口温差.除尘器本体进出口及三段电加热处均布置热电偶用于温度测量,通过控制电加热系统来控制进出口烟气温度.本体顶部布置300mm直径的绝缘瓷套,瓷套上端覆盖99.5%纯度的刚玉陶瓷板用于放电极线固定,以保证高温下的绝缘性能.高压供电采用工频高压电源(DRTDM 40/2.0),额定输出电压最高为40kV,最大电流50mA.颗粒采样测量装置采用芬兰Dekati公司的FPS-4000稀释系统和静电低压撞击器升级版(ELPI+TM)实时在线测量烟气中颗粒物的粒径分布以及数量、质量浓度.

1.2 飞灰颗粒特性

实验颗粒采用某燃煤电厂的飞灰颗粒,其化学组成如表1所示.颗粒的粒径分布采用马尔文激光粒度仪—Malvern 2000进行测试,如图2所示.中值粒径为16.746μm,其中1μm以下的颗粒体积约占5.56%,1～2.5μm的颗粒约占6.14%, 2.5～10μm的颗粒约占24.6%,10μm以上的颗粒约占63.7%.

表1　飞灰颗粒的化学组成Table 1　Chemical composition of the fly ash sample

图2　飞灰颗粒的粒径分布Fig.2　Particle size distribution of fly ash

常温下,用ELPI+测得的颗粒数浓度粒径分布如图3所示,颗粒的数浓度分布为双峰分布.其中1μm以下的颗粒数目约占总数的55%,1～ 2.5μm的颗粒数目约占30%,2.5μm以上的颗粒约占15%.

图3　颗粒数目浓度的粒径分布Fig.1　Particle size distribution of number concentration

不同温度下的飞灰颗粒比电阻由高温比电阻测试仪测出,如图4所示.当温度由60℃增加到600℃时,飞灰比电阻的变化范围为4.95×107～ 4.17×1011Ω·cm.飞灰比电阻由表面电导率和体积电导率两部分组成.低温条件下以表面导电为主,高温条件下则以体积导电为主;温度介于中间时,则由表面导电与体积导电共同作用[22].因表面比电阻随温度的升高而升高,体积比电阻随温度的升高而下降,共同作用下的合成比电阻存在一个最大值.当温度在150℃左右,表面电导和体积电导共同作用的导电率达到最低,飞灰比电阻达到最高值4.17×1011Ω·cm;当温度不断上升,颗粒内部导电占主导地位,体积电导率不断上升,在600 ℃下比电阻达到最低.

图4　不同温度下飞灰颗粒比电阻特性Fig.4　Resistivity of fly ash at different temperatures

1.3 实验方法

实验采用多级电磁振动给料机,布置在风机前端,颗粒通过形成的负压作用分散到气路中.进入气流中的颗粒量由控制器调节给料机的振动频率来控制.电加热均由可编程温控仪控制,通过热电偶测温反馈给温控仪,以调节电加热功率,控制进出口烟气温差在10℃以内.除尘器进出口均布置采样口,烟气经采样管抽入至稀释器FPS-4000中,经洁净干燥空气稀释后进入静电低压撞击器ELPI+TM进行颗粒物分级浓度测量.通过对高温静电除尘器进出口颗粒浓度进行实时在线测量,对比分析浓度变化以得到不同工况下的颗粒脱除效率.为了排除颗粒自身沉降及冷热侧采样口温度变化的影响,除尘效率η定义如下:

式中:η为颗粒脱除效率;min为颗粒入口质量浓度,mg/N m3,mout为颗粒出口质量浓度, mg/N m3.

在实验过程中,改变温度、工作电压、烟气流速、颗粒初始浓度等运行参数,分析这些关键参数变化对颗粒脱除效率的影响规律(表2).

表2　主要实验参数Table 2　The main parameters of the experiments

2　结果与讨论

2.1 电压对颗粒静电脱除效率的影响

由图5所示,除尘效率均随工作电压的升高而增强.而随着电压的不断升高,效率随电压增强的趋势逐渐变缓.这是因为颗粒的驱进速度与颗粒的荷电量以及场强大小成正比[23].电压的提高一方面提高了电晕电流,使得空间离子密度增加,飞灰颗粒更容易被荷电从而被捕集;另一方面,颗粒电场荷电与电场强度成正比,电压的提高使得空间场强增大,强化颗粒往极板的驱进运动[24].而当空间离子密度足够大时,颗粒均能达到较为充分的荷电,电压的提高只能起到提高空间场强的作用.因而,随着电压的升高,除尘效率不断增强,但增强的趋势逐渐变缓.

图5　250℃下颗粒的分级脱除效率Fig.5　Fractional particle collection efficiencies at 250℃

同时,可以发现粒径大于1μm的大颗粒的脱除效率较高,可达98%以上.而在0.1～1μm粒径段颗粒脱除效率较低,其中存在一个颗粒脱除效率低点,脱除效率不到65%.产生这种分布是由颗粒荷电和流体曳力相互作用形成的[25].

颗粒在静电除尘器中的荷电主要由电场荷电和扩散荷电组成.对于颗粒粒径小于0.1μm的细微颗粒,颗粒的扩散荷电占主导地位,对于颗粒粒径大于1μm的大颗粒,颗粒的电场荷电占主导地位[26].大颗粒的驱进速度与颗粒粒径d以及电场强度的平方E2成正比,随着粒径的增大,脱除效率增大[27];小颗粒的驱进速度则和温度T以及Cm成正比, Cm为坎宁汉(Cunningham)修正因子,对于粒径小于1μm的小颗粒,曳力计算必须引入Cm加以修正[27],而Cm随颗粒直径的减小而增大,所以对于以扩散荷电为主的小颗粒,随着粒径的减小,脱除效率增大.对于0.1～1μm粒径段,电场荷电和扩散荷电的共同作用造成了颗粒脱除效率的下降,且存在一个脱除效率低点[28].

2.2 温度对颗粒静电脱除效率的影响

2.2.1 温度对于电晕放电的影响 如图6所示,当温度从90℃增加至450℃,随电压的增大,电晕电流的增加速率明显提高.如图7所示,在18kV工作电压下,电流值从90℃下的24μA增加至450 ℃的351μA.

图6　温度对电晕放电特性的影响Fig.6　Effect of temperature on the characteristics of corona discharge

可见,在相同电压下,电流随着温度升高而显著增加.根据汤森放电理论[29],总放电电流可表示为:

式中:i为总放电电流A;α为汤森第一电离系数;γ为汤森第三电离系数;d为极间距m.

图7　相同电压下电晕放电电流随温度变化规律Fig.7　Variation of corona current with temperature under the same voltage

汤森第一电离系数α为电子雪崩中一个电子在经过1cm路程中与中性气体离子碰撞产生的电子数目,汤森第三电离系数γ为正离子等撞击阴极表面时从阴极表面逸出的二次电子数目.α与γ均随着相应的电子及离子能量的提高而增大[30].随着温度的上升,造成气体相对密度减小,分子自由程增大,电子、离子在进行下一次碰撞前加速的距离增大,其获得的能量得到提高,从而使得电离系数α与γ增大,电子雪崩过程加剧,更多气体分子被电离成正离子和电子.电晕电流随着α与γ的增大而增加.因而,施加相同电压,高温下将获得更高的电晕电流.

2.2.2 不同温度下颗粒脱除效率变化规律 图8为不同温度下颗粒脱除效率随工作电压的变化规律,实验中静电除尘器比收尘面积为46.5m2/(m3/s),粉尘初始浓度控制在750mg/N m3左右.随着电压的提高,高温条件下率先获得较高颗粒脱除效率.

图8　不同温度下颗粒的脱除效率Fig.8　Particle collection efficiencies at different temperatures

图9结合图8可以发现,在相同电压下,高温下的颗粒脱除效率相较于低温的更高.以12kV的工作条件为例,当温度从150℃提高到450℃时,颗粒脱除效率从39.1%上升至77.3%.而随着工作电压的不断提高,相同电压下高低温段除尘效率差距逐步减小.其原因在于在低工作电压下(如12kV),电晕电流较小,空间离子密度较低,只有部分颗粒能够荷上电荷而被脱除,因而除尘效率都较低[16].但是高温相比于低温条件下,电晕电流大幅增加,以12kV为例,当温度从150℃提高到450℃时,电晕电流大小从3μA上升至50μA,增加了颗粒荷电几率,从而提高了颗粒脱除效率.而在较高工作电压下,电晕电流都有大幅度提升,有足够的空间电荷量使得颗粒达到较好的荷电效果,因而在相同空间场强分布下,不同温度除尘效率差距逐步减小,而其差距主要在于:当电流密度增大,空间离子密度增大,电场荷电及颗粒扩散荷电均增强,且扩散荷电量qd与温度T成正比,温度的升高强化了颗粒的扩散荷电,更有利于细微颗粒的脱除.因此,施加相同电压,高温条件下有着更高的颗粒脱除效率.

图9　相同电压下颗粒的脱除效率Fig.9　Particle collection efficiencies under the same applied voltage

图10　相同电晕电流下颗粒的脱除效率Fig.10　Particle collection efficiencies under same corona current

由图10可见,工况温度从90℃增加到450℃,控制相同的烟气流速0.466m/s以及相同的电晕放电电流50μA,颗粒总脱除效率从94.1%下降至77.3%.由2.2.1可知,在相同电压下,高温段产生了更大的电晕电流;相反,要达到相同电晕电流,低温下要施加更高的工作电压.以50μA电晕电流为例,450℃下对应电压约为12kV,而在90℃下的对于电压约为20.5kV.根据2.2.1的分析,更高的工作电压提高了静电场中电场强度,增强颗粒电场荷电的同时也增强颗粒所受电场力,提高颗粒的驱进速度,从而大幅提高了大颗粒的脱除效果.所以,在相同电晕电流条件下,低温段的颗粒脱除效率更高.

2.3 烟气流速对颗粒静电脱除效率的影响

由图11可见,在350℃时低流速下的颗粒脱除效率明显高于较高流速,且在较低工作电压下差距更为明显.以16kV工作电压为例,当烟气流速从0.707m/s下降到0.466m/s,颗粒脱除效率从92.8%提高到96.1%.这是因为烟气流速的变化影响颗粒在除尘器中的停留时间,低流速条件下,颗粒停留时间更长,荷电更加充分且有更长的时间往极板进行驱进运动,从而获得更高的颗粒脱除效率[31].

图11　不同烟气流速下颗粒的脱除效率Fig.11　Particle collection efficiencies with different gas flow velocities

相对应的,不同比收尘面积下颗粒的除尘效率随电压的变化规律如图12所示,随着烟气流速的下降,除尘器比收尘面积增大,颗粒脱除效率得到提高.基于Deutsch公式,颗粒脱除效率可表示为η=1-exp (-Aω/Q)[27],其中A/Q为除尘器的比收尘面积(SCA),可以发现颗粒的脱除效率与比收尘面积SCA成正相关,这与实验结果相符.

图13对比了PM10、PM2.5与PM1.0的脱除效率随烟气流速的变化规律.在26.9kV工作电压下,当烟气流速从0.466m/s提高到0.707m/s,PM1.0、PM2.5与PM10的脱除效率从98.7%、98.8%和99.0%分别下降到93.0%、97.5%与98.5%.可以发现,PM1.0受烟气流速的影响更为明显,脱除效率下降了约6%.这是因为PM1.0的颗粒粒径更小,获得的荷电量较低,所受电场力下降,其驱进速度更小.可见小粒径颗粒驱进运动至极板需要更长的停留时间,其受停留时间的影响更大.因而随着烟气流速增大,小粒径颗粒脱除效率下降更为明显.

图12　不同比表面积下颗粒的脱除效率Fig.12　Particle collection efficiencies with different specific collection areas (SCA)

图13　烟气流速对不同粒径颗粒脱除效率的影响Fig.13　Effect of gas flow velocity on fractional particle collection efficiencies

2.4 初始浓度对颗粒静电脱除效率的影响

图14反映了初始浓度对于颗粒静电脱除效率的影响,由图14可知,在350℃的工作温度下,随着颗粒初始浓度的上升,颗粒的脱除效率逐步上升,且当颗粒初始浓度到达一定程度后,除尘效率基本变化不大.分析其原因如下:颗粒浓度增加造成颗粒之间空间间距的减小以及高温下分子热运动的加剧,都增强了颗粒间的碰撞团聚作用,小颗粒团聚形成大颗粒的几率增大,更容易被脱除;另外,根据Podlinski等[32]的研究结果,颗粒数目的上升使得空间电荷增多,这增大了电场的畸变程度,改变了电场力的分布,在极线附近的颗粒受到较强的电场力,驱进速度提高.因而,颗粒初始浓度的上升在一定程度上有利于增强颗粒的脱除效果.

图14　不同初始浓度下颗粒的脱除效率Fig.14　Particle collection efficiencies with different inlet particle concentrations

3　结论

3.1 在较高温度下(350～450℃),静电除尘器可以保持良好的除尘效率.当温度从90℃上升至450℃,在比收尘面积为46.5m2/(m3⋅s-1),粉尘初始浓度约为750mg/N m3的工况下,颗粒脱除效率均可达到98%以上.

3.2 在相同电压下,随着温度的提高,电离系数增大,电子雪崩加剧,电晕电流显著增强,颗粒的脱除效率提高.而在相同电流下,高温下较低的空间场强使得颗粒的驱进速度减小,导致颗粒脱除效率的下降.

3.3 烟气流速的提高降低了颗粒的脱除效率.PM1.0受烟气流速的影响较PM2.5与PM10更为明显,当烟气流速从从0.466m/s提高到0.707m/s, PM1.0脱除效率下降达6%.

3.4 颗粒的脱除效率随着颗粒浓度的上升而略有提高.颗粒浓度的增加使得空间电荷增多,电场畸变程度增大,扰动加剧,颗粒的碰撞及团聚作用更为明显,增强了颗粒脱除效果.

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Experimental investigation on particle collection performance of electrostatic precipitator at high

temperatures. ZHU Wei-zhuo, SHEN Zhi-yang, YAN Pei, ZHENG Cheng-hang, GAO Xiang*, Ni Ming-jiang, CEN Ke-fa (State Key Laboratory of Clean Energy Utilization, Zhejiang University, Hangzhou 310027, China). China Environmental Science, 2016,36(4)：1009～1016

Abstract：An experimental-scale electrostatic precipitator was built to investigate the characteristics of corona discharge and particle collection at various temperatures ranging from 90℃ to 450℃. The influence of several key parameters (temperature, applied voltage, particle concentration and gas flow velocity) on particle collection efficiency were analyzed, and the results indicate that the collection efficiency can reach higher than 98% as the gas temperature increases form 90

℃ to 450℃, when the specific collection area (SCA) of the ESP is 46.5m2/(m3⋅s-1) and the inlet mass concentration of particles is about 750mg/Nm3.The collection efficiency increases with the increase of applied voltage, yet the growth rate reduces gradually. At the same voltage, as the temperature increases, the corona current increases substantially, which enhances the particle charging and finally improves the collection efficiency. However, at the same corona current, the particle collection efficiency decreases because of the low electric field intensity at high temperature. The increase in gas flow velocity reduces the particle collection efficiency, and the influence of gas flow velocity on PM1.0removal is much more significant than PM10. The increase in particle concentration enhances the collisions among particles and leads to particle coagulation, which is conducive to particle removal.

Key words：temperature；electrostatic precipitator；corona discharge；particle；collection efficiency

作者简介：朱唯卓(1990-),男,浙江金华人,浙江大学硕士研究生,主要从事高温烟气颗粒物脱除研究.

基金项目：国家杰出青年科学基金项目(51125025);国家“973”项目(2013CB228504);国家863项目(2013AA065002)

收稿日期：2015-09-07

中图分类号：X701.2

文献标识码：A

文章编号：1000-6923(2016)04-1009-08