燃煤机组脱硫双塔及相关系统颗粒物脱除特征

2021-05-19廖永进杨富鑫李正鸿刘鹤欣谭厚章陈志伟顾红柏

高校化学工程学报 2021年2期

廖永进, 杨富鑫, 冯鹏, 李正鸿, 刘鹤欣, 谭厚章 , 陈志伟, 顾红柏

(1. 广东电网有限责任公司电力科学研究院, 广东广州 510080；2. 西安交通大学热流科学与工程教育部重点实验室, 陕西西安 710049)

1 前言

燃煤电厂是我国大气颗粒物(particulate matter，PM)的主要来源之一。大气中的可吸入颗粒物、可入肺颗粒物会引起人体呼吸、神经、心血管等系统疾病[1-3]。为了改善我国大气环境现状，国家发改委、环境保护部、能源局联合印发节能减排改造方案[4-5]，促使燃煤电厂对原有选择性催化还原装置(selective catalytic reduction, SCR)、静电除尘器(electrostatic precipitator, ESP)、双级串联湿法脱硫塔工艺(two-stage wet flue gas desulfurization, WFGD)进行改造并在脱硫装置后增设湿式静电除尘器(wet electrostatic precipitator, WESP)或将单级脱硫塔升级为双级脱硫塔，改善燃煤电厂烟气颗粒物的排放情况。

众多学者对改造后污染物控制设备脱除颗粒物的效果展开了研究。Liu 等[6]研究发现，SCR 对超细颗粒物PM0.1-0.3脱除效果很差，甚至会导致其质量浓度增加；闫克平等[7]研究发现颗粒物比电阻、高压电源、ESP 本体选型等因素均会影响ESP 的脱除效果，需要多方面优化实现超低排放；Xu 等[8]对300 MW 机组WESP 进行了现场采样，发现不同粒径段颗粒物脱除效率均在70% 以上。WFGD 位于烟气处理流程尾部，对控制污染物的排放起到至关重要的作用。然而单级WFGD 装置对PM1的脱除效果一般，由于烟气夹带浆液甚至发生了PM1质量浓度逆增长现象[9-11]。Meij 等[12]测得WFGD 对颗粒物脱除效率约为90%，但脱硫出口处的颗粒物中包含10% 的石膏颗粒以及脱硫浆液蒸发析出的化合物。张周红等[13]对超低排放燃煤机组WFGD 进出口PM2.5样品进行水溶性离子分析，发现PM2.5中的SO42-、Cl-和Ca2+等含量明显增加。双级串联双循环脱硫工艺对颗粒物的脱除效果与单级WFGD 有着较为明显的区别。邓建国等[14]针对不同湿法脱硫工艺，估算了PM2.5脱除率(原烟气PM2.5脱除效率)和新增率(WFGD 过程PM2.5新增效率)，结果表明：双塔系统能够明显减少浆液携带。潘丹萍等[15]对比单塔、双塔脱硫工艺对烟气颗粒物的处理效果，发现双塔过程烟气携带浆液效应更加明显。周心澄等[16]研究指出双塔系统对于微米级颗粒物的脱除效果明显高于单塔，然而脱硫出口净烟气中亚微米级颗粒物所占比例高于单塔系统。以上研究表明目前双级脱硫塔对细颗粒物尤其是亚微米颗粒物的脱除效果尚具争议。

本文选取西安城区附近某配置双级脱硫系统的300 MW 超低排放燃煤机组，采用低压撞击器(Dekati low pressure impactor, DLPI)取样系统对各级污染物控制设备进出口的颗粒物进行取样，并用石英滤膜采集双级脱硫塔进出口颗粒物，利用离子色谱仪测量颗粒物中的水溶性离子(water-soluble ions, WSIs)含量。对双级脱硫塔以及相关系统脱除颗粒物效果深入分析，结合相关研究明确双塔系统运行过程与参数对浆液夹带效应的影响，为双级脱硫系统的运行优化以及进一步治理大气颗粒物污染提供参考。

图1 双级串联脱硫塔系统图Fig.1 Schematic diagram of the WFGD system

2 试验对象与方法

2.1 试验对象

试验选取西安市城区附近某300 MW 经过超低排放改造的燃煤机组，锅炉为亚临界自然循环煤粉炉，采用四角布置切圆燃烧方式。试验期间锅炉运行负荷为70% 额定负荷。如图1与表1 所示分别为双级WFGD 系统图及其主要运行参数。表1 中θinlet、θoutlet、α、v、t 分别表示进口烟气温度、出口烟气温度、液气比、空塔气速、烟气停留时间。

表1 双级脱硫系统主要运行参数Table 1 Operation parameters of WFGD

根据《固定污染源排气中颗粒物测定与气态污染物采样方法》(GB/T 16157-1996)[17]，本次采样点布置如图2 所示。测点分别为SCR 进口、SCR 出口、ESP 进口、ESP 出口(WFGD 进口)、WFGD 出口(WESP 进口)、WESP 出口。在各测点处选取釆样断面，釆用网格布点法计算断面各点流速，取其平均值作为断面平均流速，最终选择流速与平均流速最为接近的点为实际釆样点。用烟气分析仪以及热电偶获得各设备进出口采样点烟气中氧气体积分数φ(O2)与烟气温度θ，结果如表2 所示。试验期间采集的入炉煤煤质工业及元素分析结果见表3。

图2 颗粒物采样点示意图Fig.2 Schematic diagram of PM sampling position

2.2 采样技术

表2 污染物处理设备进出口烟气参数Table 2 Flue gas parameters at the inlet and outlet of air-pollution control devices

表3 煤的工业分析与元素分析Table 3 Proximate and ultimate analyses of coal

本次测试的采样原理为等速采样原理，根据DLPI 所收集到的颗粒物质量与同时抽取的气体体积，计算出颗粒物浓度。DLPI 采样系统如图3(a)所示，在采样枪、切割器、DLPI 处加装加热保温装置以防止高湿烟气冷凝，采用物理性质稳定的铝膜收集颗粒物。滤膜取样系统如图3(b)所示，在WFGD 进出口采用石英膜收集颗粒物。

图3 颗粒物取样系统Fig.3 Schematic diagram of the PM sampling system

2.3 分析方法

实验室中采用高精度百万分之一天平对采样前后的铝膜及石英膜进行质量称量，得到烟气中不同粒径颗粒物的质量浓度。标准状态下颗粒物质量浓度的计算公式为

式中：ρB为标准状况下颗粒物的质量浓度，mg·m-3；mpi,0和mpi,1分别为采样前后第i 级收集铝膜的质量，mg；V 为标准状况下的采样体积，m3。同时将式(1)所得颗粒物质量浓度换算到标准状况下氧气体积分数为6% 的烟气中颗粒物的质量浓度，mg·m-3。

在颗粒物的排放特征分析中，常采用质量浓度的对数粒径分布Dp-dρm·(dlog Dp)-1来表征任意两级粒径区间宽度的颗粒质量浓度分布，计算方法如下：

式中：Δρm为对应级颗粒物的质量浓度，mg·m-3；Dp为颗粒物粒径，μm；Δ(log)Dp为对应级颗粒物粒径范围的上限、下限的对数之差。

取1/2 石英膜样品放于50 mL 容量瓶中，采用水浴超声法提取水溶性离子。用去离子水定容后放入超声波清洗仪中进行水浴超声，超声时间控制在30 min 以内防止过热；超声后用0.22 μm 混纤-水系过滤头过滤，得到待测样品清液；用C18 萃取小柱脱除有机物以排除其干扰。样品处理得当后采用离子色谱仪测量样品中阴离子和阳离子浓度。

颗粒物及水溶性离子脱除效率计算公式为

式中：η 为颗粒物或水溶性离子的脱除效率，%；ρin、ρout分别为污染物处理设备进、出口污染物或水溶性离子的质量浓度(标准状况、干基、6% O2)，mg·m-3。

2.4 样品质量控制及质量保证

采样前严格参照《固定污染源排气中颗粒物测定与气态污染物采样方法》(GB/T 16157-1996)[20]与《火电厂烟气中细颗粒物(PM2.5)测试技术规范重量法》(DL/T 1520-2016)[18]在实验室对空白收集铝膜、石英膜进行烘干、平衡、称重等操作，将松脂(apiezon resin)均匀涂于铝膜中心位置以起到缓冲作用，并保证铝膜边缘清洁；采样前对铝膜进行检查，确保未发生污染缺损等情况。连接好系统后进行泄漏检验，确认无泄漏情况后开始采样；采样过程中保持锅炉运行工况、给粉方式、机组负荷、烟气流量和烟气流速稳定，燃用相同批次煤种；同时保证采样嘴进口正对烟气来流方向，最大偏差小于5°；每个采样点平行测试3 次，进行平行样分析。

在利用离子色谱测量水溶性离子时，测量由低到高不同浓度大小的标准样品以获得误差较小的标准曲线；注意离子色谱样品测试的重复性，对同一样品进行多次测量，若出现相差过大则对样品及仪器稳定性进行检查。

3 结果与讨论

3.1 双级脱硫塔对颗粒物的脱除作用

颗粒物采样测试期间，根据电厂CEMS 烟气监测系统得到双级脱硫塔的脱硫效率达到99.58%，脱硫出口SO2质量浓度ρ(SO2)为22.7 mg·m-3，低于超低排放标准限值。双级脱硫塔进出口的粒径分布以及粒径质量浓度如图4(a)和(b)所示。烟气中PM10的质量浓度经过双级脱硫塔由26.14 降低至10.37 mg·m-3，双级脱硫塔对PM1-2.5和PM2.5-10的脱除效率分别为76.1%、85.6%，对PM10总脱除效率为60.3%，明显高于一般的单级脱硫装置。

图4 WFGD 进出口PM10 变化Fig.4 PM10 profiles at the inlet and outlet of WFGD

出现这种现象的主要原因是双级脱硫塔增加了烟气在脱硫塔内的停留时间使得浆液滴可以对原烟气中的大粒径颗粒物进行充分捕捉。PM1的脱除效率为16.8%，显然双级脱硫塔对于亚微米颗粒物的脱除效果弱于微米级颗粒物。

如图4(c)所示，随着粒径的增大，双级脱硫塔颗粒物分级脱除效率先减小后增加，对PM0.1-1的脱除效率最低。这主要由于浆液捕集PM0.1依靠布朗扩散，对于粒径大于1 μm 颗粒物则主要依靠拦截作用，随着粒径的增大拦截作用将逐渐增强[19]，PM0.1-1受到此2 种作用效果较差[20]，且烟气夹带浆液蒸发会形成新的微细颗粒物。

烟气经过双级脱硫塔后未出现单级脱硫装置中PM1质量浓度逆增长的现象，主要由于双级脱硫塔中浆液夹带效应相对较弱，这与邓建国等[14]的研究相符合。分析其主要原因如下：1)双级脱硫塔通过调整两塔的运行参数，实现脱硫浆液双循环。1 级脱硫塔浆液密度、浆液含固量、液气比高，pH 值较低，使得SO2在1 级脱硫塔中脱除；2 级脱硫塔运行工况平稳，生成石膏很少，浆液pH 值提高，在较低液气比的条件下实现高SO2脱除效率。低液气比有利于减少烟气对浆液液滴的夹带，对1 级塔带来的石膏晶粒有一定洗涤作用，因此2 级脱硫塔对颗粒物的脱除起到主导作用[21]。而文献[15]中双级脱硫塔的运行方式为1 级塔降温除尘，2 级塔主要负责吸收SO2，因此导致烟气夹带浆液现象严重。2)烟气经过1 级脱硫塔的洗涤，烟气温度降至54.1 ℃。因此烟气进入2 级脱硫塔后，减少了烟气与浆液的传热传质，抑制石灰石与石膏等晶体的析出。同时有利于浆液液滴成核长大，被高效屋脊式除雾器脱除[22]。3)双级脱硫塔循环浆液温度控制在50 ℃左右，浆液温度较高有利于浆液中的晶体长大，使得液滴不易被夹带，同样减少了烟气中的液滴含量[23]。

双级脱硫塔对PM10中水溶性组分的改变同样值得注意，许多学者认为颗粒物中水溶性组分对于大气雾霾的形成至关重要，并且在大气雾霾组分中占有较高的比例[24-26]。张周红等[13]报道单级WFGD 过程烟气主要水溶性离子包括Ca2+、Na+、NH4+、Mg2+、SO42-、Cl-、F-，其中Mg2+、SO42-、Cl-分别增长了233.3%、139.3%、500%。本机组双级脱硫塔进口和出口处水溶性离子组成如图5 所示。进口水溶性离子总质量浓度为1.42 mg·m-3，其中阳离子质量浓度为0.48 mg·m-3，阴离子质量浓度为0.94 mg·m-3，造成阴阳离子浓度差距较大的原因主要是因为烟气中SO3冷凝为H2SO4液滴与颗粒物结合，导致测得阴离子浓度较高。PM10中SO42-是主要的阴离子，而阳离子中Na+含量较高。双级脱硫塔脱除颗粒物的同时对Na+、Ca2+、F-有一定的脱除效果，脱除效率分别为34.3%、24.3%、74.3%。而PM10中其余水溶性离子的质量浓度，如Mg2+、SO42-、Cl-出现增长，分别增长了66.4%、20.5%、35.65%，相比单级WFGD 装置，增长幅度较小。烟气经过脱硫系统后新增的颗粒物浓度与脱硫浆液夹带过程中析出的固体晶粒密切相关[27]。因此可以推测，颗粒物中水溶性离子含量的增加同样与浆液的夹带与蒸发密不可分。如图6 所示为测试期间循环浆液的离子质量浓度图，从图中可以看出循环浆液中含量较高的离子与颗粒物中增加的水溶性离子相对应，由此推断浆液夹带效应是造成烟气颗粒物中水溶性离子成分增加的主要原因。

综上，对双级脱硫塔的运行过程及运行参数进行合理控制，可以在高效脱除SO2的情况下，减少细颗粒物与颗粒物中水溶性组分的新增，有助于提高燃煤机组颗粒物的排放水平，减少“石膏雨”的现象出现[21]。

3.2 相关污染物处理设备对颗粒物的脱除作用

3.2.1 选择性催化还原装置

SCR 对颗粒物的影响如图7 所示，经过SCR 后PM1的质量浓度增加了24.7%，主要原因是SCR能将烟气中部分SO2氧化为SO3，同时NH3作为SCR 过程还原剂，也会与烟气中SO3发生反应生成亚微米(NH4)2SO4或者NH4HSO4气溶胶。刘芳琪等[28]的研究同样出现了烟气经过SCR 导致PM1增多的现象。

图7 SCR 进出口PM10 变化Fig.7 PM10 profiles at the inlet and outlet of SCR

SCR 出口PM1-2.5、PM2.5-10分别降低了10.5%、27.1%，说明机组SCR 装置催化剂层对微米级颗粒物有一定拦截作用。同时新生成的NH4HSO4气溶胶具有黏性，易堵塞催化剂孔道，故应提升催化剂层抗磨损性能[29]。

3.2.2 静电除尘器

机组ESP 由工频高压供电改为高频高压供电，减少了电源电压波动，增强了ESP 在高浓度粉尘工况下的工作性能与电场收集能力[30]。ESP 进出口PM10的粒径分布、质量浓度如图8(a)和(b)所示。从图中可以看出烟气经过ESP 后，各粒径段颗粒物质量浓度均大幅降低，PM1、PM1-2.5、PM2.5-10的脱除效率分别为95.7%、98.3%、98.6%。PM1的脱除效率明显低于大粒径颗粒，这主要由于PM0.1-1受到扩散荷电与电场荷电机制的共同作用，导致荷电效果较差，存在穿透窗口[31]。

图8 ESP 进出口PM10 变化Fig.8 PM10 profiles at the inlet and outlet of ESP

3.2.3 湿式静电除尘器

机组WESP 采用下进气立式布置，采用水冲洗极板除灰方式，不会产生二次扬尘，测试期间，WESP为高电压低电流运行方式，二次直流电压为58～67 kV，二次电流46～81 mA。WESP 进出口PM10的粒径分布曲线与脱除效率如图9 所示。由于脱硫尾部烟气接近饱和，因此烟气在WESP 中处于高湿度状态使得颗粒物与液滴荷电效果更好，WESP 对PM1、PM1-2.5、PM2.5-10的脱除效率分别达到67.4%、84.9%、75.1%，对各级颗粒物脱除效果均达到60% 以上，但亚微米颗粒脱除效率明显低于微米级颗粒。而PM2.5-10的脱除效率低于PM1-2.5主要原因是WESP 入口PM2.5-10的浓度较低。70% 负荷下，该机组烟囱最终排放的PM10质量浓度为2.89 mg·m-3，低于超低排放要求的5 mg·m-3。

图9 WESP 进出口PM10 变化Fig.9 PM10 profiles at the inlet and outlet of WESP

3.3 颗粒物的排放因子及排放总量的计算

燃煤锅炉排放颗粒物对大气环境的危害性可以通过燃煤锅炉颗粒物排放因子进行评估，其为决策者发展和制定排放控制策略，确定控制项目的可行性、研究各种因素对控制的影响提供有力的工具[32]。燃煤锅炉消耗单位质量燃煤颗粒物的排放因子是指在燃煤锅炉在固定负荷正常运行下消耗单位标准煤时产生及排放颗粒物的质量。基于现场实测数据，根据式(4)计算出机组单位煤炭消耗量大气PM10排放因子。