火电机组脱硫CEMS系统升级改造的策略与应用

李 伟

(晋控电力塔山发电山西有限公司，大同 037000)

0 引 言

在我国，火力发电行业是SO2的主要排放源。到2019年底，中国煤炭发电装机容量已超过10亿千瓦。为了实现严格的排放限额，90%以上的机组采用了湿法脱硫，其中石灰石-石膏湿法脱硫占主导地位。为进一步减少燃煤污染物的排放，环境保护部、国家发展和改革委员会、国家能源局发布了《2015年全面实施燃煤电厂超低排放和节能改造工作方案》，要求燃煤机组基准含氧量为6%时，二氧化硫排放浓度不高于35 mg/m3。截至2019年底，实现超低排放的燃煤机组已达到约8.9亿千瓦。

正在进行的二氧化硫控制已经取得了良好的效果。2013年，全国酸雨区面积占全国领土面积的10.6%，2018年降至5.5%，下降了近50%。借鉴燃煤机组在超低排放方面的成功经验，我国开始在燃煤锅炉、钢铁和建材等许多领域复制超低排放改造，主要采用石灰石石膏湿法脱硫技术。尽管湿法脱硫具有很高的脱硫效率，从而稳定地实现了超低排放[7-8]，但在过饱和条件下，烟气中的水分含量很高，烟气中存在液滴，给SO2的测定带来了巨大的干扰。

1 火电机组脱硫CMES系统概述

1.1 现有系统存在的问题分析

火力发电厂空气污染物排放标准(GB 13223-2011) 规定了 SO2浓度的3种测量方法。具体来说，固定源尾气中二氧化硫测定中碘滴定法(HJ/t56-2000)的测量范围为100～6 000 mg/m3，测量误差为±6%;固定源固定电位电解法(HJ/t57-2000)测定二氧化硫的测量范围为15～14 300 mg/m3，测量误差为±5%，固定源发射-测定二氧化硫-非分散红外吸收法(HJ 629-2011)的检出限为3 mg/m3，下限为10 mg/m3。随着人们对测量技术问题认识的提高，《固定源排放——电解法测定二氧化硫——固定电位》(HJ 57-2017)已经发布并实施，其检出限为3 mg/m3，下限为10 mg/m3。

火力发电厂的空气污染物排放标准(GB 13223-2011)规定了干烟道气中SO2的浓度。在测定脱硫后的SO2浓度时，许多分析仪器都会配置脱水装置。仪器采用固定电位电解法按新标准布置脱水装置，消除了水对传感器渗透膜表面的凝结和影响。

目前，主流在线监测仪器采用非色散红外吸收法，具有精度高、稳定性好等特点。其原理是 SO2选择性吸收具有特征波长的光，然后根据朗伯-比尔定律定量测定SO2的浓度。红外线吸收法容易受到 H2O 的干扰，为了确保烟气在采样管中的水平传播不产生冷凝水，采用非色散红外线吸收法的在线监测仪器加热伴热管，使得采样管中烟气中的水完全是气态的。冷凝器冷却后，高温烟气进入光室进行分析，产生的冷凝水从仪表中排出，而测量的烟气不含冷凝水。

1.2 凝结水的影响

SO2溶于水 ，当水温低于80 ℃时，随着温度的降低，SO2在水中的溶解度增大，SO2的最大溶解度范围为0ー5 ℃。采集330 MW燃煤机组和660 MW燃煤机组不同点位的凝结水进行试验分析。这两个装置都配备了典型的石灰石/石膏湿法烟气脱硫系统，但尚未达到超低排放标准。根据M4方法，将第一吸收瓶改为空瓶，第二和第三吸收瓶分别加入100 ml去离子水，第四吸收瓶加入硅胶或其他具有同等效果的干燥剂。在此之后，采集样本。

为了提高脱硫过程中产生的CaSO4的溶解度，在实际操作中石灰石湿法脱硫系统以石灰石为吸收剂时，适宜将吸收塔浆液的pH值控制在5.2～5.8，如果以石灰为吸收剂，则适宜将吸收塔浆液的pH值控制在5.2-6.2，而脱硫系统出口烟气中的凝析水的pH值为2左右，表明脱硫过程中烟气中的水溶解了部分酸性气体，导致pH值进一步下降。由于湿法脱硫除去了大部分反应性酸性气体，湿法脱硫排放的烟气酸性气体主要是SO2和NO，而NO在水中的溶解度较低。因此，影响湿法脱硫烟气中水分pH值降低的主要因素是SO2溶于水，产生H2SO3，氧化后生成H2SO4。

当烟气从脱硫系统出口通过烟囱向空气中排放时，烟气温度不断下降，烟气中的冷凝水体积不断增大，冷凝水温度也不断下降。结果表明，随着冷凝水温度的降低，溶解在水中的SO2浓度上升，导致烟囱和膨胀节冷凝水的pH值低于脱硫系统出口烟气中的冷凝水的pH值。非色散红外吸收法在线监测仪的冷凝器将烟气冷却至2～4 ℃，过饱和烟气由于温度下降而产生冷凝水，而SO2在水中的溶解度在温度范围内最高。湿度越高，冷凝水分离越多，SO2浓度越低。为了减少冷凝水对SO2浓度测量的影响，《固定式烟气排放连续监测系统(HJ 76-2017)规范和试验程序》对CEMS样品气体冷凝除湿装置的SO2损失量提出了相应的技术要求。

2 火电机组脱硫CEMS系统升级改造实施

2.1 案例分析

山西漳电大唐塔山发电有限公司1号、2号机组脱硫CEMS系统与北京雪迪龙科技有限公司配套，1号、2号机组脱硫进出口分别安装了1套连续监测系统，共4套，监测参数为：SO2,NOX,02，温度，压力，流量，粉尘，湿度；1号、2号机组进、出口均安装了上位机DAS系统，共2套；2号机组各CEMS分析单元，各CEMS分析单元各4套。该设备已经运行超过了环保局规定的CEMS系统设备使用年限，另外环保局还要求将原红外线分析仪方法不被认可，改为紫外法，以减少水分对测量结果的影响。

2.2 不同方法的脱硫结果分析

紫外吸收法的原理与非色散红外吸收法相同，但两种方法的特征波长不同。前者基本上不受H2O的干扰，紫外吸收法烟气分析仪也采用高温全程加热气化所有液滴，但没有配置冷凝器。高温烟气直接进入光室进行分析，测量的烟气也没有冷凝水。由于没有冷凝过程，可以有效地减少冷凝水对SO2浓度测量的影响。

研究结果显示，CEMS和烟气分析仪采用紫外吸收法测定的数据与冷凝预处理装置的数据高度一致，测得的平均值误差小于1 mg/m3，表明两者的非分散红外吸收率均低于1 mg/m3。该方法和紫外线吸收方法适用于不包含冷凝水的脱硫后烟气，并显示出良好的一致性。

(1)案例1

在本案例中测量了火电厂采用钠碱法脱硫达到超低排放标准的湿法脱硫后SO2浓度。CEMS采用非分光红外吸收法，配置冷凝脱水装置。通过选择烟气连续监测系统相同的测量点，比较了烟气分析仪和烟气连续监测系统采用紫外吸收法测量的SO2浓度。CEMS平均测量值为2.9 mg/m3，紫外吸收法烟气分析仪平均测量值为4.7 mg/m3。两种方法的平均测量值误差均小于2.0 mg/m3，表明两种方法的测量结果具有良好的一致性。

(2)案例2

该实例测量了企业经石灰石-石膏湿法脱硫达到超低排放标准后的SO2浓度。CEMS采用非分光红外吸收法，配置冷凝脱水装置。通过选择烟气连续监测系统相同的测量点，比较了烟气分析仪和烟气连续监测系统采用紫外吸收法测量的SO2浓度。CEMS的平均测量值为32.7 mg/m3，紫外吸收法烟气分析仪的平均测量值为43.3 mg/m3通过CEMS测得的SO2排放浓度平均值比紫外吸收法测得的SO2排放浓度平均值低10.6 mg/m3。

(3)案例3

通过实例测量了350 MW燃煤机组湿法脱硫后SO2浓度，该机组通过石灰石-石膏湿法脱硫达到超低排放标准。CEMS采用非分光红外吸收法，配置冷凝脱水装置。通过选择烟气连续监测系统相同的测量点，比较了烟气连续监测系统和两种烟气分析仪器采用紫外吸收法测定烟气中SO2的浓度。其中一种烟气分析仪器装有冷凝预处理装置。

使用烟气分析仪通过紫外线吸收法进行测量时，经过冷凝预处理单元处理后，烟气中的SO2浓度明显下降，平均浓度从32.9 mg/m2下降了20.6 mg/m3。立方米至12.3 mg/m3。当通过冷凝预处理单元除去烟道气中包含的水时，也除去了由水溶解的SO2，导致脱水后烟道气中SO2的浓度降低。CEMS的平均值为12.9 mg/m3，未配备预处理装置的采用紫外线吸收法的烟气分析仪的平均值为32.9 mg/m3。通过CEMS测量的SO2排放浓度平均值比使用紫外线吸收法的设备低20.0 mg/m3。

1号，2号和3号案例均采用湿法脱硫和CEMS，并配备了配备冷凝和脱水装置的非分散红外吸收法。区别在于三种情况下采用的脱硫技术：案例1使用钠碱法进行脱硫，案例2使用石灰石石膏湿法脱硫，案例3使用石灰石石膏湿法脱硫。这些不同的脱硫技术正是测量数据误差背后的直接原因。

用钠碱法脱硫的浆液是碱性的，当SO2溶解在烟气中时，会与氢氧化钠发生酸碱反应。当烟道气中的水不含SO2且生成的冷凝水也不含SO2时，冷凝和脱水不会影响烟道气中SO2的浓度。至于石灰石/石灰石膏法，脱硫浆液是酸性的，烟道气中的水可以溶解一些SO2，而其产生的冷凝水则可以溶解一些SO2，因此去除冷凝水的过程将导致水的下降。烟气中的SO2浓度。

因此，在使用石灰石/石灰石膏法测量湿法脱硫后的SO2浓度时，必须考虑由于SO2在冷凝水中的溶解所引起的测量误差。

3 结束语

湿法脱硫后的烟气属于过饱和烟气，对SO2浓度的测定有重要影响。非色散红外吸收法用于高湿烟气中SO2浓度的测量时，应设置合适的脱水装置，以消除烟气中水分引起的测量误差。随CEMS监测标准的规范化、标准化，人工分析维护系统存在一定的局限性，提高了分析系统的自动和远程标气调零校核智能功能，有效地排除了日常性的仪表误差；采用取样探头和过滤器，可实现自动反吹扫和远程控制反吹扫防止堵塞，在长期使用过程中，会疏忽仪表反吹压控制，在实际应用维护中，可增加智能反吹压控制，当系统受到外部强干扰、意外或断电等情况导致程序中断时，可提高异常情况的自动恢复能力，如实现自启动，自动恢复运行状态，记录故障发生时间，启动后系统可通过自动标气来确定校准偏差等。