燃煤電廠污染物脫除設備對PM2.5排放影響的研究進展

夏祎旻，吳建群，楊 松，于敦喜，徐明厚

(1.華中科技大學 煤燃燒國家重點實驗室，湖北 武漢 430074；2.廣東粵電靖海發電有限公司，廣東 揭陽 515223)

我國“貧油少氣富煤”的能源結構決定了當前及未來相當長的一段時間內一次能源主要以煤炭為主。2018年我國一次能源利用中煤炭占比為59%[1]。據BP預測，到2040年，煤炭在能源消費中的占比仍將大于35%[2]。我國超過50%的煤炭在電廠中進行燃燒利用，致使NOx、SOx、細顆粒物(PM2.5：空氣動力學直徑小于2.5 μm顆粒物)和重金屬等污染物的大量排放，其中PM2.5為我國當前最主要的大氣污染物。PM2.5的排放不僅會導致霧霾等環境問題，還會誘發呼吸道和心臟疾病[3-5]。

雖然我國在2012年《空氣質量標準》提出大氣PM2.5限值，但至今仍未針對燃燒源的PM2.5排放制定相關標準。2015年，國家環保部、國家發改委和國家能源局聯合發布《全面實施燃煤電廠超低排放和節能改造工作方案》，將電廠煙塵排放質量濃度限值降至10 mg/m3，低于美國(12.3 mg/m3)和歐盟火電煙塵排放標準(30 mg/m3)，被稱為最嚴格的排放標準[6]。考慮到PM2.5的嚴重危害以及我國近年來在大氣霧霾治理上的大量投入，未來制定標準進一步限制燃煤電廠PM2.5排放將成為趨勢[7]。深入了解燃煤電廠污染物控制設備對PM2.5排放的影響有利于電廠顆粒物排放的預測和控制，也可進一步為國家制定燃燒源PM2.5排放標準提供參考。

我國典型燃煤鍋爐的污染物脫除系統主要包括NOx脫除技術/設備、除塵設備和脫硫設備。其中除塵設備對PM2.5排放具有最重要的影響。當前我國90%以上的火電廠都采用靜電除塵器(ESP)作為除塵設備[8]，雖然ESP的除塵效率可達99%以上，但其對PM1脫除效率相對較低，導致PM2.5在逃逸粉塵中比例高達90%以上[9]。因此，必須對傳統的靜電除塵技術進行改造。除了除塵設備，低NOx燃燒技術、脫硝和脫硫等環保技術/設備的應用也會對PM2.5的排放造成影響[10-12]，對其影響的全面認識是實現燃煤電廠顆粒物減排的必要條件。而對開發高效除塵技術以及全面認識環保設備對PM2.5排放的影響，關鍵在于對PM2.5生成機理的深入認識。基于以上分析，筆者主要針對燃煤PM2.5生成機理、電廠環保設備和技術對PM2.5排放的影響和高效除塵技術發展3個方面進行總結分析。

1 燃煤PM2.5生成機理

煤粉爐中PM2.5在飛灰中的占比為20%～60%，對PM2.5生成機理的準確認識是控制PM2.5生成和排放的理論基礎。經典的三模態理論將生成途徑相似的顆粒物歸為一個模態[13]，筆者團隊通過特征元素示蹤法界定了三模特理論中超細模態、中間模態和粗模態顆粒物的粒徑范圍，并準確揭示了其形成機理[14]。顆粒物3個模態粒徑范圍受燃料特性和燃燒條件的影響。一般而言，超細模態顆粒物粒徑在0.12 μm以下，粗模態在0.8 μm以上，中間模態則位于兩者之間。超細模態顆粒物和中間模態顆粒物是PM2.5的重要組成部分。PM2.5的主要形成機理可總結如圖1所示[15]，根據其形成途徑主要可概括為氣化成核、破碎、異相作用、熔融聚合和凝并聚結機理。

圖1 PM2.5生成機理[15]Fig.1 PM2.5 formation mechanisms[15]

煤中無機礦物元素的氣化-凝結是超細模態顆粒物的主要形成機理[16]。根據氣化溫度不同可將煤中無機元素分為易氣化元素和難氣化元素。易氣化元素Na，K和S的氣化溫度低，在煤熱解階段或燃燒初期大量釋放。難氣化元素Si，Al，Mg，Ca和Fe等的氧化物氣化溫度遠高于煤粉燃燒溫度(1 500～1 900 ℃)，在中性或氧化性氣氛下氣化不明顯。但還原性氣氛下，難氣化元素氧化物發生還原反應，并以氣化溫度更低的次氧化物或金屬單質形式氣化[17]。當無機元素蒸氣分壓超過其飽和蒸氣壓時，其蒸氣會通過均相成核形成納米級以下的顆粒物[18]。

焦炭和礦物的破碎主要形成中間模態和粗模態顆粒物。發生破碎的原因主要包括熱應力和顆粒內外壓差產生的一次破碎和顆粒孔隙擴大而產生的逾滲破碎[19]。其中熱應力和顆粒內外壓差的變化是無機礦物破碎的主要原因，破碎的程度取決于礦物種類和燃燒溫度。黃鐵礦等可燃礦物和方解石等碳酸鹽在高溫下易于發生破碎[20]，但是石英或高嶺土等黏土礦物在鍋爐中不易發生破碎[21]。逾滲破碎是煤焦的主要破碎途徑，煤焦的逾滲破碎主要取決于其燃燒過程中大孔的演變[19]。通常較高的揮發分和溫度會導致煤焦熱解過程膨脹更明顯，形成更豐富的大孔結構，導致逾滲破碎更明顯。焦炭的逾滲破碎會抑制內在礦的熔融聚合，促進內在礦向細顆粒物遷移。

礦物的異相作用、熔融聚合和聚并聚結是顆粒物的主要長大形式。異相作用包括氣化組分在小顆粒表面的凝結和反應，是中間模態顆粒物的主要形成機理之一[14,19]。異相作用的細小顆粒主要來自內在礦的直接轉化和外在礦的破碎。氣化組分和凝結核濃度的增加均有利于異相作用的發生，因此礦物氣化或破碎的加劇均有利于中間模態顆粒物的生成[19]。熔融聚合通常發生在煤焦表面。煤焦在鍋爐中的燃燒溫度高于煙氣溫度，甚至可達2 000 K，高溫度下，煤焦表面大部分礦物會發生熔融。如果煤焦不發生破碎，煤焦表面熔融的礦物隨著碳基質的燃盡會聚合形成一個煤灰顆粒[22-23]。因此焦炭破碎程度的降低和灰熔融程度的增強均有利于礦物的聚合。聚并是煤灰顆粒碰撞后通過固相擴散或黏性流動形成一個成分均勻的顆粒。顆粒碰撞能發生凝并的時間間隔(即凝并時間)是決定聚并顆粒大小的關鍵因素，凝并時間越長，顆粒生長粒徑越大[24]。礦物顆粒溫度越高、固相擴散性越強、液相黏性越低，則凝并時間越長。當凝并形成的灰粒徑增大到一定程度時，凝并將難以繼續進行，當溫度低至不足以使碰撞顆粒發生凝并時，顆粒之間會發生燒結聚結形成顆粒粒徑大于0.36 μm的聚結物[25]。礦物的熔融聚合和凝并聚結的發生有利于超細模態和中間模態顆粒物向粗模態顆粒物遷移。

2 氣態污染物脫除技術對PM2.5排放的影響

2.1 脫硝技術對PM2.5排放的影響

目前基本所有的燃煤電廠均采用脫硝技術以實現煙氣的低NOx排放，常用的脫硝技術主要包括低NOx燃燒技術和煙氣脫硝技術。低NOx燃燒技術主要是通過使用低NOx燃燒器或改變配風使得爐內存在局部還原性氣氛并降低爐膛燃燒溫度，達到同時降低燃料型NOx和熱力型NOx排放的目的[26]。由PM2.5的生成機理可知，局部還原性氣氛和燃燒溫度的改變可能導致PM2.5的生成特性發生變化。LINAK等[10]實驗室研究發現低NOx分級燃燒技術對煙煤PM1的生成沒有明顯的影響，但卻顯著促進褐煤PM1的生成，筆者將褐煤PM1生成的增加主要歸因于局部燃燒氣氛增強引起的礦物氣化加劇。但是NIELSEN等[27]對一臺250 MW和一臺380 MW機組顆粒排放的研究發現，PM1的排放濃度與NOx濃度沒有明顯的相關性。筆者團隊[11]對安裝低NOx燃燒器的鍋爐和采用常規燃燒器的鍋爐顆粒物排放特性進行對比研究,結果如圖2所示，發現低NOx燃燒器使爐膛燃燒溫度降低，從而抑制礦物元素的氣化，導致PM0.1的生成濃度降低；同時發現低NOx燃燒器產生的局部還原性氣氛會促進礦物熔融，顆粒物聚合更明顯，最終導致PM10向較粗粒徑的飛灰遷移(其中,Dp為顆粒物粒徑，M為顆粒物質量)。由以上分析可知關于低NOx燃燒技術對PM2.5生成的影響，中外學者采用不同的煤種在不同燃燒設備上的研究結果并沒有獲得一致的結論，未來需要在典型的燃煤機組上進行更系統的研究，以獲得更普遍的適應規律。

圖2 國內200 MW燃煤鍋爐低NOx燃燒 方式對顆粒物生成的影響Fig.2 Effect of low-NOx combustion technologies on particulate emissions from two 200 MW coal-fired boilers

目前主要采用的煙氣脫硝技術為選擇性催化還原法(SCR)，國內外學者在實驗室的研究結果發現煙氣經過SCR后，煙氣中的SO2被氧化為SO3，SO3與NH3或堿金屬反應生成亞微米硫酸鹽顆粒，導致PM1生成濃度增加[28-30]。這與王超等[31]和劉芳琪等[32]在實際電廠的試驗結果相吻合。此外如圖3所示，劉芳琪等[32]還發現煙氣流經蜂窩狀催化劑時，由于壁面慣性碰撞、攔截可分離脫除部分粗顆粒，同時，煙氣中的SO2在催化劑作用下部分轉化為SO3，與噴入的NH3反應生成硫酸銨或硫酸氫銨在顆粒物表面沉積，促使小粒徑顆粒物長大,最終可使得經過SCR后的煙氣中PM2.5的質量濃度降低約10%。

圖3 SCR前后顆粒物質量濃度Fig.3 PM concentration before and after SCR

2.2 脫硫技術對PM2.5排放的影響

目前，我國93%以上的燃煤電阻安裝了脫硫裝置，其中石灰石-石膏濕法脫硫(WFGD)占火電脫硫裝置90%以上[33]。WFGD主要是利用石灰石漿液在吸附塔與煙氣中的SO2反應從而達到脫硫的目的[34]。WFGD對顆粒物排放的影響已獲得較一致的認同：一方面，漿液的淋濾可以脫除部分顆粒物；另一方面，煙氣在流經石灰石漿液時可能會夾帶部分漿液顆粒，導致顆粒物排放濃度增加。MEIJ等[12]研究發現,600 MW電廠安裝WFGD后，煙塵排放量從100 mg/m3大幅降至10 mg/m3，王琿等[35]在國內一臺300 WM鍋爐上的實驗發現WFGD對煙塵的脫除率可達到約74.5%，同時發現WFGD淋濾作用對粗顆粒脫除效率較高，而對PM2.5脫除效果不明顯,且顆粒物粒徑越小，脫除效果越差，主要有2個方面原因：① 顆粒物粒徑越小，越容易被煙氣攜帶排放到大氣中；② 濕法脫硫噴淋的細小漿液液滴及蒸發形成的石灰石或石膏顆粒會被煙氣攜帶出吸附塔，導致PM2.5質量濃度升高。周科等[36]的研究進一步證明了WFGD僅對超微米顆粒的脫除有效果，并且脫硫塔中Ca和S向亞微米顆粒物的轉化會導致亞微米顆粒物排放質量濃度升高。經計算，細顆粒物中S元素的質量濃度增加3.0 mg/m3，Ca元素的質量濃度增加1.1 mg/m3，增加的Ca和S元素在脫硫裝置內轉化為細微顆粒物，使細顆粒物質量濃度升高。

3 高效PM2.5減排技術發展

目前控制燃煤PM2.5主要通過強化尾部除塵技術、煙氣預處理技術、從燃燒源頭上降低PM2.5生成3條技術路線，其在實現PM2.5減排上具有相互協同的關系，可根據實際電廠PM2.5排放效果及經濟效益采用一種或多種技術。需要注意的是煙氣預處理技術和源頭控制PM2.5技術均需要依靠尾部除塵設備對飛灰進行捕集。

3.1 尾部除塵強化技術

尾部除塵強化技術是電廠目前進一步降低顆粒物排放最常用的技術手段，主要包括高頻電源除塵技術、濕電除塵技術以及電袋復合除塵技術等。表1為3種除塵技術在國內燃煤電廠應用情況。

表1 高效除塵設備現場應用情況

高頻電源除塵技術與ESP除塵機理相似，區別在于高頻電源除塵裝置的工作電源頻率一般為20～50 kHz，遠高于工頻電除塵裝置的工作電源頻率50 Hz[37]。高頻電源具有更大的電暈功率，因此具有更強的荷電能力，靜電除塵效率也會相應提高；同時靜電除塵器能耗降低。上海外高橋某電廠進行高頻電源靜電除塵改造后,煙塵減排率達59.5%，電除塵器能耗降低71.7%[38]。臺山某電廠對2臺1 000 MW機組的靜電除塵器進行高頻電源改造后,除塵器的除塵效率從99.65%升至99.78%。但現場應用過程發現高頻電源靜電除塵器無法避免除塵器振打時的二次揚塵，機組快速升負荷和高負荷運行時易出現粉塵排放短暫超標等問題[39]。同時，高頻電源實際運行效果受煤質(對中低比電阻和高濃度的煤灰效果較佳)影響，因此在進行高頻電源改造時必須配合其他除塵改造措施[40]。

濕式靜電除塵器(WESP)與ESP工作原理的不同之處在于ESP通過振打清灰，而WESP為連續水膜沖刷清灰，避免了反電暈和二次揚塵問題[41]。在高濕環境下，煙氣相對濕度易接近飽和甚至過飽和，此時水汽可能在顆粒表面發生異相凝結從而促進顆粒長大，達到提高除塵效率的目的。如圖4所示，WESP常作為煙氣凈化最后一個環節，安裝在WFGD后，高效捕集高濕煙氣中的PM2.5[42-43]。截至2017年，WESP在我國煤電中的裝機量達到13.3%[44]。雒飛等[45]和司小飛等[46]分別對300 MW和680 MW燃煤機組增加WESP后顆粒物排放質量濃度進行檢測，結果顯示WESP出口煙塵均達到10 mg/Nm3以下的超凈排放標準。XU等[43]分析了某300 MW機組WESP對PM2.5的脫除效果，發現WESP對PM2.5具有較佳的控制效果，其對PM2.5脫除效率可達70%～94%。CHANG等[47]和MONTGOMERY等[48]的研究發現WESP不僅對顆粒物有高效捕集效果，對煙氣中SO3和重金屬汞同樣有很好的脫除作用。優化后的濕式除塵技術對SO3酸霧的脫除效率可達99.2%，對元素態的汞脫除效率可達90%。但WESP投資費用較高，其噴水過程會導致煙氣溫度降低，在采用不間斷噴水時需要加裝煙氣再熱裝置，同時WESP需要消耗水，不適合在缺水地區使用。

圖4 國內1 000 MW燃煤鍋爐WESP系統[43]Fig.4 Sketch of the 1 000 MW power stations equipped with WESP system23

復合式除塵技術是將2種傳統除塵設備串聯或將一種除塵設備嵌入到另一種設備中，以達到提高除塵效率的目的，2種除塵設備在除塵效果上相互促進，而非簡單的相互疊加[8]。電袋除塵技術是目前電廠最常用的復合除塵技術，截至2017年，電袋除塵在國內燃煤電廠裝機量已達25.4%[44]。該技術是將靜電除塵器和布袋除塵器進行耦合，通過前端靜電除塵器將大量的飛灰去除(可高達90%)，減少后端布袋除塵器數量，同時經靜電除塵器荷電后的顆粒物更易于被布袋除塵器捕集，電袋復合除塵對PM2.5的脫除效率可達98%～99%，其結構如圖5所示。

圖5 電袋除塵器結構示意[9]Fig.5 Schematic of electrical bag composite precipitator[9]

電袋除塵技術除塵效率受煤灰比電阻影響較小，因此對煤質適應性強[49-50]。聶孝峰等[51]對3臺300 MW機組和1臺135 MW機組電袋除塵器除塵效率進行測試，發現電袋除塵器對PM2.5脫除效率均達到了99.7%以上，對總汞的脫除效率達到了70%，遠高于傳統靜電除塵器對汞的脫除效率(在45%左右)。黃煒等[52]提出通過合理的調節極板距離和荷電電壓，選擇合適的布袋加工工藝和材料能夠進一步提高電袋除塵器的除塵效率。沙角C電廠采用優化的超凈電袋除塵器后，可使得除塵器出口總塵質量濃度降至約3.7 g/Nm3，除塵效率達到99.97%(表1)。然而電袋除塵器存在濾袋容易破損，濾袋易在運行過程中發生直通、滲透和針孔等問題，通常布袋的壽命在2 a左右，一個濾室中只要有一個布袋發生損壞就會對整體工作效率產生極大的影響。通過合理的布置濾袋和選擇濾袋材料可以有效的延長濾袋壽命。

上述幾種尾部強化除塵技術各有優點和局限性，需結合實際合理選擇，其中電袋復合除塵器比較適用于現役電除塵器提效改造。

3.2 煙氣預處理技術

煙氣預處理技術是對進入除塵設備中的煙氣進行預處理，使得后續除塵設備對顆粒物脫除效率進一步提高,主要包括團聚技術和低低溫省煤器技術。

3.2.1團聚技術

團聚技術指采用一定的技術手段使PM2.5通過物理或化學作用長大成較大顆粒后再加以脫除，目前主流的團聚技術有化學團聚、湍流團聚、蒸汽相變團聚、聲波團聚等。

化學團聚技術通過高壓空氣將化學藥劑配制而成的團聚劑噴入煙氣中，細顆粒物與團聚劑發生碰撞后團聚長大。張軍營研究團隊[53-56]和楊林軍研究團隊[57-58]對此開展了一系列工作，研究表明化學團聚技術僅對燃燒后煙氣進行預處理，對鍋爐燃燒沒有影響，化學團聚技術的提出為細顆粒物排放控制開辟了一條新途徑。劉勇等[57-58]研究了不同團聚劑對顆粒物團聚效果的影響，發現有機高分子團聚劑效果優于無機團聚劑，同時通過組合不同團聚劑、添加潤濕劑和降低比電阻等手段可增加化學團聚效果，經過優化后的團聚劑在典型運行工況條件下可使電除塵器對細顆粒物的脫除效率提高40%以上。郭沂權等[56]結合數值模擬方法，系統研究了團聚劑化學和物理特性、流量、物化液滴直徑等因素對化學團聚效果的影響，將各因素耦合模擬，得到最優結果并應用于2臺340 MW工業燃煤機組，發現ESP后顆粒物濃度降低61.7%，WFGD后顆粒物濃度降低50%。化學團聚技術與濕式靜電除塵器技術的運行費用相當，但前者投資費用僅為后者的一半[56]。雖然化學團聚技術有諸多優點，但加入的化學團聚劑有可能增加除塵器的工作負荷，開發高效廉價的團聚劑仍是今后研究的趨勢。

湍流技術指在除塵器前加裝湍流聚并器，不同慣性的顆粒在湍流中產生速度梯度，加劇彼此間碰撞，從而促進團聚。湍流技術原理和設備簡單、運行維護成本低且易于與其他除塵設施結合，因此具有較好的應用潛力,其關鍵在于聚并器的設計。2002年澳大利亞Indigo公司開發了湍流聚并器[59]，通過邊狀、圓柱形和Z形渦片產渦裝置形成小尺度湍流，加劇細顆粒碰撞機率。米建春等[60-61]設計了包含大渦段和小渦段2部分的湍流聚并器，前部分的大渦段由大渦片構成，主要使煙塵產生大尺度分流；后部分的小渦段主要包含矩形、鋸齒形、梯形3種渦片，主要用于產生小尺度湍流。劉忠等[62]通過模擬計算發現聚并器內流速越大、渦片越多則湍流越劇烈，顆粒團聚效果越好，但同時系統的阻力也會增大，且湍流對顆粒聚并效果存在最優值，當湍流增大到一定程度后聚并效果將不再增加。陳冬林等[63]在某300 MW燃煤電廠中對加裝聚并器前后ESP出口煙塵質量濃度進行測試，發現加裝聚并器后ESP出口煙塵質量濃度由103.935 mg/m3降至77.595 mg/m3，煙塵減排量達到25.34%。目前，湍流技術實際應用較少，且聚并效果受煙氣流速和溫度影響，對煙氣流速較小、溫度較低工況效果較差，存在使用局限性。

蒸汽相變聚并是在飽和蒸汽中，蒸汽以顆粒物為凝結核在顆粒物表面凝結形成液滴，顆粒物碰撞后在表面液滴作用下團聚長大，可通過在煙氣中加入水蒸氣或采用濕空氣產生飽和蒸汽實現。楊林軍等[64]利用濕法脫硫后高濕煙氣特性提出將蒸汽相變器安裝在濕法脫硫尾部，以提高WFGD系統對細顆粒的脫除效率，其技術路線如圖6所示。

圖6 濕法脫硫中協同脫除PM2.5技術路線示意[64]Fig.6 Schematic of WFGD combined with removal of PM2.5

研究發現，對于NH3·H2O脫硫劑，當蒸汽添加量由0.02 kg/m3變化至0.08 kg/m3時，WFGD對細顆粒物脫除效率由43%提高至78%。考慮到蒸汽相變聚并器對粒徑在3 μm以下的顆粒物團聚效果較差，熊桂龍等[65]采用撞擊流與蒸汽相變結合的方法強化煙氣中細顆粒的團聚，使細顆粒脫除效率由35%增加至65%。蒸汽相變技術的運行效率和成本對煙氣流量和溫度較敏感，目前還未見該技術在實際燃煤電廠中應用或示范，缺乏其在實際電廠復雜煙氣條件下的運行效果數據。

聲波團聚技術是指顆粒物在高能量密度的聲場中，被介質夾帶而產生振動，不同粒徑的顆粒物振幅和速度不同，導致顆粒物相互運動、碰撞，從而發生凝并團聚現象。聲波團聚機理主要有同相凝并機理、流體力學作用和湍流擴散、湍流慣性[66-67]等。自18世紀末，KONIG[68]首先提出聲場挾帶細顆粒理論后，各國學者進行了大量研究。TIWARY R等[69]忽略重力沉降、布朗運動和聲致湍流的影響提出了聲波凝并的數值模型，發現聲強為150～160 dB、頻率為1～2 kHz、停留時間為2～4 s時，模型與實驗結果吻合較好，且平均粒徑為0.2 μm 的微粒經聲波團聚后 粒徑可擴大10倍。GALLEGO-JUREZ J A等[70]進行了高頻(10,20 kHz)聲波團聚中試實驗，煙氣量為2 000 m3/h，煙氣溫度為150 ℃，含塵質量濃度為1～5 g/m3，發現細顆粒數質量濃度減少40%。張光學等[71-72]發現聲波團聚可使PM2.5脫除效率由80%提到約 97%，且最佳聲波頻率在1 400 Hz左右。此外，張光學等[73]運用光學探究了頻率、聲功率及初始質量濃度對超細液滴氣溶膠團聚效果的影響規律，發現頻率6 kHz、聲強為148 dB時，液滴顆粒發生快速團聚，質量濃度減少99%。雖然聲波團聚已有近百年的研究歷史，但其耗能較大，且會產生噪聲危害。據報道[74]，目前國內只有青島某300 MW機組上投運使用聲波團聚技術，排放質量濃度低于10 mg/m3。今后聲波團聚技術還需在有效降低能耗、研制高溫環境下能長期使用且能量轉換效率高的聲源等方面努力。

目前外加條件下團聚長大技術的研究大都側重團聚效率，對這些團聚現象的成因機制還需更深入的研究。經濟性上，化學團聚與蒸汽相變技術的應用前景較為廣闊，特別適合與WFGD系統改造相結合。

3.2.2低低溫電除塵器

低低溫電除塵技術工藝流程如圖7所示，通過在靜電除塵器前加裝低溫省煤器，使煙氣溫度降到露點(通常為90 ℃左右)以下，降低飛灰的比電阻，提高除塵效率；同時凝結在顆粒物表面的SO3液膜有利于顆粒物團聚，提高對顆粒物的捕集能力。此外還能進一步回收煙氣中的余熱并協同脫除煙氣中的SO3[75]。20世紀70年代澳大利亞Liddell電廠首次將低低靜電除塵技術投入實際應用[76]；日本三菱重工于1997開始推廣應用低低溫電除塵技術，成功將除塵器出口煙塵質量濃度降低到30 mg/m3以下。截至2017年底，低低溫電除塵技術在我國燃煤電廠中的裝機量已達14.3%[44]。WANG等[77]對國內一臺安裝低低溫電除塵器的600 MW燃煤機組進行顆粒物采樣，發現低溫省煤器開啟后顆粒物排放濃度明顯降低，PM1和PM2.5減排效率達60%～70%。胡建強等[78]發現某1 000 MW燃煤機組經低低溫電除塵系統改造后，除塵效率可提高99.9%以上，除塵器出口煙氣質量濃度為20 mg/m3，配合WFGD使用后，煙氣出口質量濃度可降至5 mg/m3以下。由于低溫省煤器將煙氣溫度降低至露點以下，低溫省煤器及除塵設備均存在沾污堵灰及腐蝕等問題，因此解決換熱器沾污及腐蝕問題是低低溫電除塵器進行大規模推廣應用的必要前提。

圖7 典型的低低溫電除塵器工藝[69]Fig.7 Schematic of typical low-low temperature ESP

3.3 燃燒源頭控制技術

無論是尾部除塵強化技術還是煙氣預處理技術，均屬于燃燒后顆粒物控制技術，雖能有效降低顆粒物的排放量，卻無法消除傳統除塵設備在粒徑范圍0.1～1.0 μm處存在的穿透窗口問題，并且這些技術的應用會增加系統的投資成本，降低系統的穩定性和協調性。因此有學者提出一種從燃燒源頭上控制PM2.5生成的方法，即利用礦物與PM2.5前驅體發生交互反應從而阻斷前驅體向PM2.5遷移。該方法相比于燃燒后PM2.5強化脫除技術的優勢在于：① 可選擇性降低在除塵設備中穿透率較高的超細模態和中間模態顆粒物的生成，解決穿透窗口問題；② 可基于礦物反應或吸附特性，抑制特定毒性元素向PM2.5遷移；③ 無需額外增加設備，運行成本較低，使用靈活。

3.3.1混煤燃燒技術

混煤燃燒技術主要通過將不同礦物特性的煤粉進行混配，加劇顆粒物生成過程中的化學反應、異相作用和聚合等，從而促進顆粒物長大，減少PM2.5的生成。WANG等[79]對2種Ca含量不同的煤進行不同比例的混配燃燒實驗，發現混燒后PM10生成量低于單一煤加權平均計算得到的顆粒物理論生成量，證明煤粉的混燒可實現顆粒物的減排。ZHOU等[80]在沉降爐上研究不同比例褐煤與煙煤混燒對顆粒物PM1的控制效果，發現當褐煤與煙煤質量比例為7∶3時，PM1的控制效果最好，生成質量濃度約減少38%，并將最終PM1生成量降低的主要原因歸結為褐煤燃燒生成的細顆粒中的Ca,Fe元素與煙煤中的硅鋁酸鹽粗灰顆粒發生交互反應。徐少波等[81]基于某電廠的配煤方案，將3種煙煤分別與一種褐煤進行混燒，發現在合適的混配比例下，PM2.5的生成可明顯減少，主要的機理是交互反應形成的具有熔融表面的硅鋁酸鹽對細顆粒的液相捕集;同時進一步提出當灰中Fe2O3與CaO的物質的量比接近1時，PM2.5減排效果最明顯。張平安等[82]考慮多種礦物交互作用，提出了基于煤灰化學成分混煤燃燒控制顆粒物生成的指導原則，即：SiO2/Al2O3=1～3，(MgO+CaO+Fe2O3)/(MgO+CaO+Fe2O3+SiO2+Al2O3)≈0.25為最有利于液相物質生成和顆粒團聚發生的礦物組成。在該指導原則下，實現了超細模態顆粒物最高減排68.7%，中間模態顆粒物減排13.2%。雖然目前大多數電廠采用混煤作為燃料，但有關實際鍋爐燃燒復雜流場和溫度場對顆粒物生成的影響、液相組分對鍋爐灰沉積問題的影響等方面仍需進一步評估。

3.3.2添加劑

添加劑控制方法主要通過外加礦物來阻斷顆粒物前驅體向PM2.5遷移，從化學反應和物理液相捕集2方面減少PM2.5的生成。

化學反應機理主要通過外加礦物與無機礦物元素蒸氣反應，從而減少氣相產物向PM2.5遷移。主要有硅基或硅鋁基礦物及鈣基礦物等添加劑。其中硅基和硅鋁基主要與堿金屬蒸氣反應，以高嶺土添加劑與Na蒸氣為例，反應機理如式(1)～(4)所示。鈣基吸附劑主要與含S或Cl氣體反應，以方解石與SO2反應為例，反應機理如式(5)，(6)所示。

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

(6)

物理液相捕集主要通過外加礦物與煤中礦物反應，增加煤灰中液相比例，從而對異相反應形成的細顆粒核或已形成的PM2.5顆粒物進行捕集。主要有鈣基、硅鋁基和鎂基等添加劑。實際上，化學反應吸附氣相無機礦物后，添加劑表面易產生液相低溫共熔體，從而進一步促進添加劑的液相捕集。因此添加劑控制PM2.5生成的機理通常會同時包括化學反應和物理捕集。但2種作用機理受溫度影響特性不同，化學吸附發生在某溫度區間段，溫度太低化學反應速率較慢，溫度太高顆粒表面易燒結或發生其他化學反應導致添加劑失效；對于液相捕集，溫度升高礦物顆粒表面熔融液相更明顯，故捕集效果也更明顯。

目前研究較多的添加劑包括硅基、鈣基、鎂基、鈦基添加劑等[83-86]，其特性見表2。

表2 不同添加劑特性

硅鋁基添加劑由于材料來源廣、經濟性較高、對PM2.5控制效果較佳而備受關注。徐義書等[6]在沉降爐中對8種硅鋁基進行篩選實驗，發現高嶺土對PM2.5的生成具有良好的控制效果，減排效率可達22%。其隨后在1 000 MW燃煤機組中對高嶺土控制PM2.5生成效果進行測試，發現添加高嶺土后ESP出口PM1降低約35%，PM2.5降低約36%，證明高嶺土對PM2.5具有良好的控制效果，其控制機理包含添加劑對堿金屬蒸氣的化學捕集以及對細顆粒的液相捕集[83]。為進一步提高硅鋁基添加劑對PM2.5的脫除能力，學者們[87-88]采用鹽酸高錳酸鉀、氫氧化鈉、鹽酸、硫酸鋁和鹽酸等溶液以及肼對硅鋁基添加劑進行改性。改性后的硅鋁基添加劑比表面積及活性官能團增加，使得其對堿金屬蒸氣吸附能力提高13%～41%，具體提升效果取決于改性方法及原樣特性。

值得注意的是添加劑對不同特性煤種的適應性存在局限性，大部分礦物添加劑成本較高。故考慮到吸附劑的經濟性與廣泛適用性，仍然需要開發研究更多、更有效的顆粒物吸附劑來應對實際電站不同的需求。此外關于添加劑利用率、成本、對粉煤灰性質的影響等方面也是今后需關注的地方。

4 結 語

基于我國以煤為主的能源結構，發展高效除塵技術是我國燃煤電廠實現超低排放的必經之路。靜電除塵器是我國火電廠最常用的除塵設備，其對燃煤煙氣中粗顆粒物的收集效率可達99.9%以上，但對質量濃度不高、數量濃度較高的PM2.5存在穿透窗口問題。在節能減排與環境污染的雙重壓力下，采用單一的除塵措施已無法滿足日益嚴格的排放標準。基于此并結合PM2.5生成機理，3條高效除塵技術路線應運而生。其中尾部強化除塵技術與煙氣預處理技術均屬于燃燒后控制，雖具有較好的減排效果，但如何維持系統長期高效的穩定運行、降低投資成本仍有待進一步研究。基于靜電增強的多機理復合除塵技術耦合團聚技術是未來的一個發展趨勢，以濕法脫硫系統應用蒸汽相變技術為例，其不僅可高效脫除細顆粒物，還可協同脫除金屬汞、SO3等污染物，具有較好的應用前景。近年來以爐內添加高嶺土(硅鋁基添加劑)為代表的燃燒源頭控制PM2.5生成技術不斷受到國內外學者的關注，該技術具有減排效果佳、無需額外增加設備、運行成本低等優點。此外，硅鋁基添加劑改性后可進一步提升脫除效率，將為今后定向控制PM2.5生成提供一條新途徑。