降温凝膜影响颗粒物脱除特性的实验研究*

张 静 常景彩,2# 王 翔 徐纯燕 李泽宇 马春元

(1．山东大学燃煤污染物减排国家工程实验室，山东省能源碳减排技术与资源化利用重点实验室，山东 济南 250061；2．山东神华山大能源环境有限公司，山东 济南 250061)

降温凝膜影响颗粒物脱除特性的实验研究*

张 静1常景彩1,2#王 翔1徐纯燕1李泽宇1马春元1

(1．山东大学燃煤污染物减排国家工程实验室，山东省能源碳减排技术与资源化利用重点实验室，山东 济南 250061；2．山东神华山大能源环境有限公司，山东 济南 250061)

为了探究降温凝膜对颗粒物脱除特性的影响，采用电称低压冲击器对模拟烟气(过饱和湿烟气)在静电除尘器前后的颗粒物进行在线监测和分析，得到颗粒物浓度及粒径分布特征，研究了不同降温幅度下凝结相变对颗粒物脱除特性的影响，并着重关注细颗粒物。研究结果表明：降温幅度增大，细颗粒物核化凝结长大，发生凝并、团聚，粒径明显变大；降温凝膜后，静电除尘器对细颗粒物脱除效果明显增强；降温5 ℃与降温0 ℃时对比，PM10的质量脱除效率提高约30百分点。降温幅度为4 ℃时，PM2.5的质量总脱除效率和数量总脱除效率分别已达到73.09%、67.44%。考虑到降温成本，实际应用中，降温幅度选择4 ℃为宜。

过饱和湿烟气 颗粒物 凝膜 异质核化 脱除效率

煤炭燃烧排放的SO2、NOx、烟尘和Hg等对大气污染的贡献很大[1-4]。常规静电除尘器的除尘效率虽可达99%，但对烟气中细颗粒物(如PM2.5、PM1)脱除效率较低[5-6]。细颗粒物存在于燃煤烟气中的形态近于球形，粒径小，具有中空薄壁结构，呈现的比表面积较大(超过105cm2/g)，具备高吸附性、高粘附性、高比电阻以及高表面能等特点，对环境和人体健康危害较大[7-8]。因此，控制燃煤细颗粒物排放具有重要意义。

通过外加条件(如声波团聚、电团聚、蒸汽相变、化学团聚等[9-12])使细颗粒物长大后再进行脱除，已成为目前控制细颗粒物排放的重要技术途径之一。液滴凝结长大在气象学、云物理学、气溶胶科学和测量学等诸多领域得到了应用。1958年，FLETCHER[13]提出了过饱和蒸汽在不可溶、表面均匀且光滑的球形颗粒物表面的异质核化理论，并用该理论计算了颗粒物尺寸和表面特性对成核速率的影响。凡凤仙等[14]提出随着颗粒物在过饱和蒸汽环境中停留时间的延长，颗粒物粒径范围迅速变窄，由初始条件下多分散分布的颗粒物转变为单分散分布的粒径较大的含尘液滴；由于相变凝结后颗粒物粒径趋于一致，初始颗粒物粒径分布(包括粒度、分散度)对颗粒物长大影响很小。SCHAUER[15]研究发现，利用高温蒸汽凝结是促进细颗粒物长大及高效脱除的最佳途径之一。还有一些研究考察了蒸汽添加量、蒸汽品质等对燃煤和燃油细颗粒物凝结脱除效果的影响[16-18]。但以上研究均是利用添加外部高温蒸汽的方法使颗粒物粒径长大再加以脱除。然而相关研究表明：湿法脱硫后烟气为高湿过饱和烟气[19-23]，若通过降低烟气温度制造纯冷凝条件，过饱和水汽强制析出以及其在细颗粒物表面吸附特性的差异将会直接对其高比电阻等特性产生明显影响，进而提高后续配套湿式静电除尘设备对细颗粒物的捕获效能，这将对开发高效低成本的基于过程控制的烟气细颗粒物脱除技术具有重要意义。

本研究搭建了过饱和湿烟气降温凝膜静电除尘增效机理实验系统(降温凝膜不需要施加外力，仅通过降温使烟气中水蒸气遇冷凝结到颗粒物上)，探索了在纯冷凝条件下，水汽吸附在颗粒物表面后颗粒物粒径分布的变化规律。通过对静电除尘器前后颗粒物质量浓度、数量浓度及粒径分布特性的实时在线监测，对比分析了颗粒物降温凝膜后静电除尘器对其的捕获效能，并着重关注细颗粒物脱除特性，以期通过高效低成本的纯冷凝方法，为细颗粒物控制技术的发展提供新思路。

1 实验方法

1.1 实验系统

1—暖风机；2—温度控制柜；3—水泵；4—喷淋塔；5—静电中和器；6—气溶胶发生器；7—降温盘管；8—收尘极；9—静电除尘器；10—高压电源；11—测试系统图1 实验系统示意图Fig.1 Schematic of the experimental system

实验系统示意图见图1。其中喷淋塔Φ600 mm，采用双流体喷嘴，喷雾量为16 kg/h。气溶胶发生器产生设定浓度的细颗粒物，与暖风机吹入的主气流混合后进入降温盘管及静电除尘器中。降温盘管为Φ15 mm×6 m，冷源接自来水管道。高压电源为负直流高压电源(TRC2020N70-150，峰值电压为70 kV)。静电除尘器采用有机玻璃，尺寸为200 mm×100 mm×100 mm，电晕线为Φ2 mm×80 mm，收尘极为50 mm×50 mm×2 mm的碳钢板，整套装置处于保温状态。

具体实验流程为：暖风机将50 ℃的模拟烟气吹出，经过喷淋塔，循环喷淋(80±2) ℃热水，将烟气加湿至过饱和。模拟烟气为经干燥筛分后的热电厂静电除尘器末级电场烟尘。共设3个测点。测点1处烟气温度为55 ℃左右，相对湿度大于100%，烟气处于过饱和状态。调节降温盘管中冷凝水量的大小，使烟气降温冷凝，测点2相比测点1降温幅度为1～5 ℃。采用35～40 kV高压电源，测点3风速为1.18～1.96 m/s。

1.2 分析方法

模拟烟气温度使用K型热电偶(量程为-40～99 ℃，测量误差为0.1 ℃，探头直径为3 mm)测量；流速使用QDF-3型热球风速仪(量程为0.05～30.00 m/s，测量相对误差为4%)测量。

测点1处采用两种方法来测量烟气湿度：(1)利用HP22型温湿度仪(温度量程为-10～60 ℃、相对湿度量程为0～100%，其测量精度分别为0.1 ℃、0.8%)测得相对湿度为100%；(2)根据《燃煤烟气脱硫设备性能测试方法》(GB/T 21508—2008)测试烟气的湿度，测得模拟烟气湿度为76.08 g/Nm3。模拟烟气湿度与实际烟气接近。实验时暖风机风量及设定的温度不变，喷淋塔的泵水量及水温保持不变，以保证每次实验的湿度基本一致，通过多次测量管内湿度，使相对误差保持在5%以内。

测试系统见图2，颗粒物数浓度及粒径分布采用电称低压冲击器(ELPI)实时在线监测，其最大量程为8.12 μm。考虑高湿度、低浓度烟气环境下，水蒸气易在采样管及ELPI集尘盘上凝结，对测量结果造成影响，采用一级高温稀释/干燥，并对等速采样探头、旋风分离器进行加热保温。等速采样探头加热到120 ℃，旋风分离器加热到100 ℃，保证水分充分蒸发。图3为喷淋前后模拟烟气的颗粒物数浓度变化，相对误差平均值为3.84%，在允许范围之内。

图2 测试系统示意图Fig.2 Schematic of test system

注：P1～P12的分级粒径(即最大粒径)分别为0.04、0.07、0.12、0.20、0.32、0.48、0.76、1.23、1.96、3.09、5.16、8.12 μm，分别对应0～0.04、0.04～0.07、0.07～0.12、0.12～0.20、0.20～0.32、0.32～0.48、0.48～0.76、0.76～1.23、1.23～1.96、1.96～3.09、3.09～5.16、5.16～8.12 μm粒径段，图4同。

图3喷淋前后颗粒数浓度变化
Fig.3 Number concentration of particles before and after spraying

分别采用分级数量脱除效率即分级粒径为i的颗粒物脱除效率(ηi，%)和总数量脱除效率(η，%)衡量颗粒物脱除效果，其计算公式分别见式(1)和式(2)。

(1)

(2)

式中：Ni,0为静电除尘器前(测点2)分级粒径为i的颗粒物数浓度，个/cm3，Ni,t为静电除尘器后(测点3)分级粒径为i的颗粒数浓度，个/cm3；i为分级粒径，μm；N0为静电除尘器前颗粒物总数浓度，个/cm3；Nt为静电除尘器后颗粒物总数浓度，个/cm3。

此外，分级质量脱除效率和总质量脱除效率的计算方法可参照式(1)和式(2)。

2 结果与讨论

2.1 降温幅度对细颗粒物粒径分布特性的影响

测点1处模拟烟气的质量浓度为23 mg/m3，在不同降温幅度下，使用经过一级高温稀释的ELPI测量测点2处颗粒物数浓度，结果如图4所示。

图4 降温幅度对不同粒级细颗粒物数浓度的影响Fig.4 Effect of cooling degree on the number concentration of fine particles of different sizes

由图4可以看出，随着降温幅度增大，P1～P7粒级的颗粒物减少，P8～P9粒级的颗粒数增多，细颗粒物平均粒径增大，过饱和烟气降温凝膜过程中，对小颗粒的影响大于大颗粒。这说明过饱和烟气进入降温装置后，细颗粒物在水蒸气的冷凝过程中发生了异质核化相变凝结，根据凝结特性分析，微细颗粒物(亚微米级颗粒物，以PM1为主体)作为水蒸气凝结核被吸附在水珠内或侧面形成胚胎液滴[24-27]，胚胎液滴在烟道内继续碰撞发生凝并、团聚[28]，细颗粒物表面发生凝膜改性，促使细颗粒物的粒径增大，所以PM1数量明显减少，大颗粒数量增多。随着降温加剧，在相同的烟气停留时间内，微细颗粒物凝聚成更大粒径的颗粒物，其平均粒径也随之增大；且降温幅度越大，所需的凝结核越多，形成的大颗粒粒径范围更广，因此不同粒级的大颗粒数浓度增加相对不明显。

图5 降温幅度对PM1、PM2.5、PM10数浓度的影响Fig.5 Effect of cooling degree on number concentration of PM1,PM2.5 and PM10

图5为降温幅度对PM1、PM2.5、PM10数浓度的影响。由图5可以看出，降温幅度增加，PM1、PM2.5和PM10的数浓度明显减少。主要原因是降温使烟气中的过饱和水汽在凝结核(小于1 μm)上凝结析出后快速长大，导致微细颗粒物数量减少，而大粒径颗粒数量增多；传质、传热的加强促进细颗粒物团聚长大，粒径1 μm以上的颗粒数不断增多，凝聚后的大颗粒在重力的作用下随着液膜流动聚集，以冷凝水形式排出，所以大颗粒数量减少，总颗粒物数浓度降低。

2.2 颗粒物的分级脱除效率

测点1烟气温度为55 ℃、相对湿度为100%，模拟烟气入口质量浓度为23 mg/m3，静电除尘器本体内风速为0.5 m/s，工作电压为35 kV，测点3风速为1.78 m/s，测点1与测点2温差在0～5 ℃时，对静电除尘器加电，使用ELPI一级高温稀释测量经过静电除尘器后烟气中颗粒物浓度，得到质量浓度的分级脱除效率曲线，如图6所示。因为静电除尘器极板宽50 mm，颗粒物在极板内停留时间为0.1 s，所以降温0 ℃时，静电除尘器对颗粒物的质量脱除效率较低。降温幅度增加，颗粒物的分级质量脱除效率均有提高。降温5 ℃与降温0 ℃相比，分级粒径为2 μm的颗粒物的质量脱除效率从49.13%提高到81.02%，分级粒径为10 μm的颗粒物的质量脱除效率从62.54%提高到91.98%。过饱和烟气降温凝膜过程中，颗粒物表面发生凝膜改性，且随着降温加剧，过饱和度提高，大颗粒相对增多，增加了管内颗粒物的碰撞概率，进一步促进颗粒物的凝结长大；相对小颗粒，静电除尘器对大颗粒有更好的脱除效果，因而脱除效率增强。注意到细颗粒物在不降温时脱除效率较低，但降温后其脱除效率明显提高，因此降温凝膜可以改善细颗粒物脱除困难的状况。

图6 颗粒物的分级质量脱除效率Fig.6 Mass fractional removal efficiency of particles

2.3 总脱除效率

图7为不同降温幅度下，PM10和PM2.5质量及数量总脱除效率的曲线图。实验条件与2.2节相同，降温幅度从0 ℃增加到5 ℃时，PM10和PM2.5的总脱除效率(包括质量总脱除效率和数量总脱除效率)均有明显提高。降温0 ℃时，PM10的质量总脱除效率为62.01%；降温幅度为5 ℃时，达到了91.98%，提高约30百分点。从降温0 ℃到降温5 ℃，PM10的数量总脱除效率从47.27%提高到71.25%。从降温0 ℃到降温5 ℃，PM2.5的质量总脱除效率从47.37%提高到了77.50%，数量总脱除效率从47.23%提高到71.01%。PM2.5的数量总脱除效率升高23.78百分点。分析可知，对于达到过饱和的湿烟气而言，一旦降温即开始发生凝结，水分子扩散碰撞，在细颗粒物表面扩散吸附，使细颗粒物核化凝结长大，加剧降温，凝结水量增加，蒸汽过饱和度增大，团聚、凝并等物理变化更加剧烈，液滴粒径变大，有利于提髙细颗粒物的捕捉系数[29]，并且静电除尘器对细颗粒物的荷电及捕集具有很好的适应性，所以对细颗粒物的脱除效率明显提高。此外，当降温幅度为4 ℃时，PM2.5的质量总脱除效率和数量总脱除效率分别已达到73.09%、67.44%，相比降温0 ℃时分别提高了25.72、20.21百分点，继续增大降温幅度会增加能耗，降低性价比。

图7 降温幅度对总脱除效率的影响Fig.7 Effect of cooling degree on total removal efficiency

由图7还可以看出，PM10的质量总脱除效率明显高于数量总脱除效率，这主要由于模拟烟气中PM1占PM10总数量的96.14%，而占PM10总质量的比例只有3.22%。可见，微细颗粒物的数浓度非常高，但占颗粒总质量的比例有限；大颗粒数浓度虽不高，却占有大部分质量。因此数量脱除效率主要取决于小颗粒，而质量脱除效率则主要取决于大颗粒。考虑到静电除尘器对大颗粒的脱除效率高于小颗粒，所以模拟烟气中颗粒物的质量总脱除效率明显高于数量总脱除效率。降温幅度较小时，PM2.5的数量总脱除效率与质量总脱除效率较为接近。随着降温幅度增加，PM1数量明显减少，因而质量总脱除效率明显大于数量总脱除效率。考虑到细颗粒物对人体危害较大，因而从颗粒源排放特性分析，控制颗粒物数浓度要比控制质量浓度更有实际意义。

3 结 论

(1) 降温凝膜不需要施加外力，仅通过降温使烟气中水蒸气遇冷凝结到颗粒物上。随着降温幅度的增加，细颗粒物数量降低，平均粒径增大。

(2) 降温幅度增加，凝并和团聚作用增强，颗粒物分级脱除效率明显提高，且改善了细颗粒物脱除困难的状况。

(3) 降温4 ℃时，PM2.5的质量总脱除效率和数量总脱除效率分别提高25.72、20.21百分点，继续提高降温幅度，性价比不高。

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Experimentalstudyoftheparticlesremovalbyusingcoolingcoagulationmembrane

ZHANGJing1,CHANGJingcai1,2,WANGXiang1,XUChunyan1,LIZeyu1,MAChunyuan1.

(1.NationalEngineeringLaboratoryforCoal-firedPollutantsEmissionReduction,ShandongUniversity,ShandongKeyLaboratoryofEnergyCarbonEmissionReductionTechnologyandResourceUtilization,JinanShandong250061;2.ShandongShenhuaShandaEnergy&EnvironmentCo.,Ltd.,JinanShandong250061)

In order to explore the influence of cooling coagulation membrane on particles removal,electrical low pressure impaction was used to realize online testing and sampling analysis of simulated gas (saturated wet flue gas) from electrostatic precipitator inlet and outlet. The concentration of particles in flue gas and its diameter distribution characteristics were got. The removal efficiency of particles resulting from the condensation phase transition by adjusting the cooling degree was discussed. Fine particle was focused on in our study. The results showed that the fine particles’ diameter had significantly becoming larger with increasing cooling degree,which was the result of nuclear condensation and coagulation. Better removal effect of fine particles were obtained after cooling. Compared with no cooling measures,the PM10mass removal efficiency managed 30 percentage points improvement. In addition,it was found that when the temperature declined 4 ℃,the mass and number removal efficiencies of PM2.5reached 73.09% and 67.44%,respectively. Considering the cost,the cooling degree was suggested to be controlled at about 4 ℃ in applications.

saturated wet flue gas; particles; coagulation membrane; heterogeneous nucleation; removal efficiency

张 静，女，1992年生，硕士，研究方向为燃煤粉尘颗粒物超低排放。#

。

*国家自然科学基金资助项目(No.51006063、No.51206097)；山东省自然科学基金资助项目(No.ZR2011EEQ019、No.ZR2014EEM040)。

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.11.008

2016-09-14)