[學術交流]廣東公司“五學”打好理論... [工程動態]阜蒙縣惠農生物質熱電工程... [經營管理]克拉瑪依發電“一幫一”精... [會展信息]2017年昱真供熱節能減... [企業招聘]秦皇島華電測控設備有限公... [電力科技]帝斯曼復合材料樹脂研究開... [技術應用]凝汽器冷端治理方法升級,...
首頁 >> 技術 >> 技術應用
燃煤電廠SO3排放特征及其脫除技術
時間:2019-04-15 09:43:44

         ↓底部

摘要:通過現場實測和文獻調研相結合的方式,對目前燃煤電廠SO3排放特征進行較全面的表征,排放濃度為0.3~22.7mg·m-3,按10mg·m-3和5mg·m-3排放限值考核,達標率分別為89.8%、66.7%。對現有除塵、脫硫設備及新技術的SO3脫除能力進行定量分析,常規電除塵器對SO3脫除率僅為10%~20%;低低溫電除塵技術可達95%以上;電袋復合除塵器可達80%以上;常規石灰石石膏濕法脫硫技術多在30%~60%,采用旋匯耦合、雙托盤等技術后,SO3脫除率可達90%以上;金屬板式濕式電除塵器多在50%~80%,導電玻鋼管式濕式電除塵器多在60%~90%;堿基干粉或溶液噴射技術均可達到80%以上的SO3脫除效果;煙氣冷凝相變凝聚技術在消除有色煙羽的同時,也具有一定的SO3脫除效果。根據不同SO3脫除技術對比結果,堿基噴射技術不僅可以實現較高SO3脫除效果,還可有效解決空預器的腐蝕、堵塞等問題,將是未來解決高濃度SO3問題的主流技術方向。

燃煤電廠煙氣“超低排放”全面實施以來,常規大氣污染物(如顆粒物、SO2、NOx等)的排放已經得到了有效控制,2016年中國火電廠顆粒物、SO2、NOx排放量分別為35萬、170萬、155萬t,約占2006年排放量的10%、13%、14%,相應的治理技術及技術路線也達到了較高水平,城市霧霾天數,尤其是重霧霾天數已呈減少趨勢,但對SO3等非常規污染物的排放尚未采取針對性的控制措施。

燃煤電廠煙氣中的SO3主要來源于煤中的硫,在爐膛內及爐膛出口的高溫煙氣中,煤燃燒生成的SO2會有一部分(約0.5%~2.5%)轉化為SO3,SCR催化劑也會促進部分SO2氧化成SO3,其轉化率約0.5%~1.5%,現階段對催化劑使用,一般要求轉化率控制在1%以內。SO3的危害性遠遠大于SO2,不僅會引起后續設備腐蝕,形成硫酸氫銨,造成設備堵塞,還是電廠有色煙雨(如藍煙/黃煙)的主要誘因之一,是酸雨形成的主要原因,也是大氣二次氣溶膠的重要組成(二次氣溶膠對中國大氣環境PM2.5貢獻率達30%~77%)。因此,摸清現階段中國燃煤電廠的SO3排放特征,并采取針對性的控制措施,是非常有必要的。本研究通過現場實測和文獻調研相結合的方式,對目前燃煤電廠SO3排放特征及控制技術進行研究,對未來燃煤電廠的SO3控制技術選取提供借鑒。

1 國內外燃煤電廠SO3排放限值要求

為解決SO3污染問題,美國已有22個州對燃煤電廠SO3提出了排放限值要求,其中有14個州的排放限值低于6mg·m-3,弗羅里達州最為嚴格,排放限值為0.6mg·m-3。德國規定燃煤電廠的SOx排放限值為50mg·m-3。日本將硫酸霧作為顆粒物,按顆粒物的總量進行控制。新加坡規定固定源SO3排放標準為10mg·m-3。

在2015年,上海市發布地方標準《大氣污染綜合排放標準》(DB 31/933-2015),規定硫酸霧排放限值為5mg·m-3。近年來,部分地方政府陸續發布了燃煤電廠有色煙羽的控制要求,如2017年上海市發布《上海市燃煤電廠石膏雨和有色煙羽測試技術要求(試行)》、2018年浙江省發布《燃煤電廠大氣污染物排放標準》(DB33/2147-2018)等。

2 燃煤電廠SO3排放特征

通過現場實測和文獻調研相結合的方式,搜集燃煤電廠SO3排放數據,剔除部分不完整及明顯不合理的數據,共整理得到有效的燃煤電廠SO3排放質量濃度數據108組,其中,循環流化床干法脫硫、海水脫硫出口排放的SO3質量濃度數據分別有2組、4組(文獻調研數據),濕法脫硫出口排放的SO3質量濃度數據19組(實測4組,文獻調研15組),濕式電除塵器出口排放的SO3質量濃度數據83組(實測54組,文獻調研29組),燃煤電廠SO3排放數據統計如圖1所示。

燃煤電廠SO3排放質量濃度的測定,采用控制冷凝法進行采樣,如圖2(a)所示。采樣方法符合GB/T21508-2008、DL/T998-2006的規定;當SO3濃度較低,尤其是前級干式電除塵器為低低溫電除塵器時,采樣方法采用控制冷凝+80%異丙醇吸收法,如圖2(b)所示。此時可最大限度的保證SO3的完全捕集,部分電廠實測過程中不同單元捕集到的SO3比例如圖3所示。與常規的單級冷凝盤管采樣方法相比,數據準確度可大幅提高。采用自制的垂直式或水平式冷凝盤管進行SO3收集,采樣槍為ZR-D03A高溫采樣槍,抽氣泵為嶗應3012H,冷凝盤管采用去離子水進行清洗,去離子水或異丙醇中的硫酸根濃度采用DR6000分光光度計進行測定。

由圖1可知,燃煤電廠SO3排放濃度中,干法脫硫、石灰石石膏濕法脫硫(WFGD)、濕式電除塵器(WESP)出口排放分別為2.3~10.4、2.0~22.7和0.3~14.8mg·m-3,平均值分別為6.4、8.6、4.2mg·m-3。如按10mg·m-3的排放限值,調研的電廠中將有89.8%的是達標的,其中末端環保設備為WFGD的達標率為78.9%,末端環保設備為WESP的達標率為97.6%;如按5mg·m-3的排放限值,調研的電廠中將有66.7%的是達標的,其中末端環保設備為WFGD的達標率為57.9%,末端環保設備為WESP的達標率為72.3%。

1.jpg

圖1 燃煤電廠SO3排放數據統計

2.jpg

圖2 SO3采樣系統

3.jpg

圖3 各單元捕集的SO3數據占比

3 現有除塵及脫硫設備的SO3脫除能力

3.1 干式除塵設備對SO3的脫除能力

3.1.1 常規干式電除塵技術

常規干式電除塵器入口煙氣溫度一般在120~130℃,高于煙氣的酸露點溫度,但燃煤飛灰具有一定的吸附作用,也會吸附部分SO3,其附著在飛灰顆粒表面或縫隙內被電除塵器收集下來。相關研究表明,常規電除塵器對SO3的脫除率較低,約為10%~15%,如圖4所示。采用圖2(b)所示的SO3采樣系統,基于50000m3·h-1實際煙氣中試實驗系統,測定電除塵器入口煙溫,當煙溫為130℃時,電除塵器對SO3的脫除率為22.8%,如圖4所示。常規干式電除塵器對SO3的脫除能力很有限。

4.jpg

圖4 常規干式電除塵器對SO3的脫除率

3.1.2 低低溫電除塵系統

低低溫電除塵系統通過煙氣冷卻器降低電除塵器入口煙氣溫度至酸露點以下,一般在(90±5)℃,此時,煙氣中的大部分SO3會在煙氣冷卻器中凝結,并吸附在粉塵表面,有效促進顆粒團聚,并使粉塵性質發生很大變化,大幅提高除塵效率,同時去除大部分的SO3。低低溫電除塵系統中SO3冷凝吸附及顆粒團聚機制如圖5所示。經測定,某660MW機組低低溫電除塵系統煙氣冷卻器投運前后電除塵器入口、電除塵器第1電場、第2電場飛灰中的硫酸根含量如圖6所示。煙氣溫度降至酸露點以后,飛灰中的硫酸根含量均有不同程度的增加,對圖5的SO3冷凝吸附機制進行了有效驗證。

5.jpg

圖5 SO3冷凝吸附及顆粒團聚機制

6.jpg

圖6 飛灰中硫酸根質量分數

低低溫電除塵技術最早應用于日本,其對SO3的脫除率一般在80%以上,最高可達90%以上。采用圖2所示的SO3采樣系統,分別對某600MW機組設計煤種(ESP入口煙溫90℃)、600MW機組校核煤種(ESP入口煙溫90℃)、1000MW機組(ESP入口煙溫95℃)、某50000m3·h-1實際煙氣中試實驗系統、660MW機組(ESP入口煙溫90℃)進行現場實測,分別測定煙氣冷卻器入口及電除塵器出口SO3質量濃度,并計算其SO3脫除率,如圖7所示。低低溫電除塵系統對SO3具有很高的脫除能力,脫除效率在69.1%~96.6%。

7.jpg

圖7 低低溫電除塵系統對SO3的脫除率

3.1.3 電袋復合除塵器

研究表明,當煙氣溫度降至160 ℃以下時,煙氣中SO3將大部分以H2SO4的形式存在。在電袋復合除塵器中,后級袋區的濾袋表面會沉積一層粉餅層,顆粒的粒徑相對較小,相同厚度的粉餅層具有更多的吸附比表面積,當SO3及氣態H2SO4通過帶有粉餅層的濾袋時,會被粉餅層有效吸附,且飛灰中富含Na2O、K2O、CaO等堿性物質,可與其反應生成穩定的硫酸鹽,防止SO3再次脫附。粉餅層對SO3的吸附機制如圖8所示。根據相關研究,國內超低排放實施以后投運的電袋復合除塵器對SO3的脫除率可達80%以上,如圖9所示。

8.jpg

圖8 SO3吸附機制

9.jpg

圖9 電袋復合除塵器對SO3的脫除率

3.2 石灰石石膏濕法脫硫對SO3的脫除能力

濕法脫硫主要用于脫除SO2,其脫除率可到99%。濕法脫硫入口煙氣溫度一般在45~55℃,此時SO3是以硫酸氣溶膠顆粒的形式存在,且粒徑一般在納米級。脫硫漿液與硫酸氣溶膠顆粒之間的傳質作用主要依靠慣性碰撞、布朗擴散、重力沉降、電泳、熱泳等作用實現,而對于納米級的硫酸氣溶膠顆粒而言,其斯托克斯數很?。?<1),很容易沿氣流繞過漿液滴后逃逸,此時,布朗擴散是氣溶膠顆粒的主要傳質方式,其傳質速率很慢,如圖10所示,因此,濕法脫硫對SO3的脫除率并不高。

10.jpg

圖10 漿液滴對SO3捕集機制

根據圖1中實測及文獻調研數據,并結合其他文獻中述及的相關數據,共整理得到有效數據40組,其中,常規石灰石石膏濕法脫硫技術數據26組,采用旋匯耦合、雙托盤等濕法脫硫新技術的14組,如圖11所示。常規石灰石石膏濕法脫硫技術對SO3脫除率并不高,一般在10%~70%,且絕大部分在30%~60%。采用旋匯耦合、雙托盤等濕法脫硫新技術后,延長了石膏漿液與硫酸氣溶膠的接觸面積接觸時間,SO3脫除率得以明顯提升,最高可達到91.7%。

11.jpg

12.jpg

圖11 石灰石石膏濕法脫硫對SO3的脫除率

3.3 濕式電除塵器對SO3的脫除能力

SO3在濕電場中以硫酸氣溶膠顆粒的形式存在,其脫除及與顆粒團聚機制如圖12所示。濕電場中SO3脫除與濕電場的電場參數密切相關,相關實驗研究表明,濕式電除塵器前預荷電裝置的供電電壓從0kV提高到16kV,濕電場對SO3的脫除率可從27.9%提高到82.4%,但硫酸溶膠顆粒粒徑非常小,大部分處在納米級,因此,當SO3濃度過高時,反倒會引起濕電場的電源運行參數下降。

13.jpg

圖12 濕電場中SO3脫除及顆粒團聚機制

根據圖1中實測及文獻調研數據,共整理得到有SO3脫除率的數據69組,其中,金屬板式濕式電除塵器數據34組,導電玻璃鋼管式濕式電除塵器數據35組,如圖13所示。濕式電除塵器對SO3的脫除率較高,多在50%~90%,其中,金屬板式濕式電除塵器多在50%~80%,導電玻鋼濕式電除塵器為非連續噴淋,在實際運行過程中,電源參數可以升到更高,因此,其對SO3脫除率也更高,多在60%~90%,最高可達到91.8%。

15.jpg

圖13 濕式電除塵器對SO3的脫除率

4 SO3脫除新技術

4.1 堿基噴射脫除SO3技術

4.1.1 堿基干粉噴射脫除SO3技術

堿基干粉噴射脫除SO3技術屬于非催化氣固反應機制,如圖14所示。堿基干粉顆粒對氣態SO3的捕集可分為外擴散、界面反應和內擴散3個過程,因此,提高堿基對SO3脫除率關鍵在于提高干粉在煙氣中分布的均勻性、提高固體顆粒對SO3的吸附和化學反應能力、提高反應產物的穩定性等。

16.jpg

圖14 氣固反應機制

堿基干粉的噴射位置一般布置在SCR脫硝裝置前后,典型的工藝流程如圖15所示,在空預器前實現SO3高效脫除,可有效防止空預器ABS(硫酸氫銨)堵塞及下游設備腐蝕。

17.jpg

圖15 堿基干粉噴射工藝流程圖

目前,用于脫除煙氣中SO3的堿基干粉主要有鈉基、鈣基和鎂基等,根據化學反應的強弱及反應產物的穩定性,對SO3的脫除能力為鈉基>鈣基>鎂基。鈉基主要有NaOH、NaHCO3、Na2CO3、NaHSO3、Na2SO3等,NaOH成本太高,不宜大量用于廢氣治理,NaHCO3可在100℃左右分解成Na2CO3、CO2、H2O,增加了比表面積,反應速率也大幅提高,但當溫度超過180℃后會發生燒結,反應速率下降,與直接使用Na2CO3效果相當;鈣基主要有Ca(OH)2、CaO、CaCO3等,且在300℃~400℃,對SO3的脫除能力為Ca(OH)2>CaCO3>CaO;鎂基主要有Mg(OH)2、MgO等,且在350℃~400℃,對SO3的脫除能力為Mg(OH)2>MgO。

目前,國內大唐托克托電廠采用Ca(OH)2干粉作為吸收劑,堿硫比4:1時,脫除率約40%;大唐信陽電廠采用Na2CO3干粉作為吸收劑;婁彤等基于某1000MW機組空預器出口引出旁路煙氣的中試平臺,開展Ca(OH)2干粉噴射脫除SO3實驗研究,堿硫比1:1時,Ca(OH)2干粉噴射+袋式除塵器的SO3脫除率可達88.78%。

4.1.2 堿基溶液噴射脫除SO3技術

堿基溶液噴射脫除SO3機理主要分為蒸發結晶段和氣固反應段,堿基溶液經過雙流體噴槍霧化后噴入高溫煙氣,溶液在很短的時間內(<0.1s)就會蒸發結晶,形成細小的堿基顆粒,并與氣態SO3發生氣固反應。蒸發結晶生成的顆粒粒徑更細,且溶液噴射較干粉噴射更容易實現在煙氣內擴散的均勻性,因此,在相同的堿硫比條件下,堿基溶液噴射脫除SO3的效果要優于干粉。

堿基溶液的噴射位置同干粉,典型的工藝流程如圖16所示。

18.jpg

圖16 堿基溶液噴射工藝流程圖

目前,堿基溶液噴射普遍采用Na2CO3溶液。相關實驗研究表明,采用Na2CO3溶液噴射,當堿硫比4:1、停留時間3.66s時,SO3脫除率可達96.4%;目前,國內諫壁電廠8號機組采用Na2CO3溶液作為吸收劑,堿硫比1.7~1.9時,脫除率約80%。

4.1.3 堿基干粉和溶液噴射技術對比

對堿基干粉和溶液噴射脫除SO3技術進行技術經濟性對比,對比結果如表1所示。

表1 堿基干粉和溶液噴射技術對比

19.jpg

4.2 煙氣冷凝相變凝聚脫除SO3技術

煙氣冷凝相變裝置一般布置在濕法脫硫裝置后,利用氟塑料或鈦管等進行換熱降低煙氣溫度,工作原理如圖17所示。濕法脫硫出口煙氣為飽和濕煙氣,降溫過程中實現煙氣中水蒸氣的冷凝,且凝結過程屬于非均相成核過程,會優先在酸霧氣溶膠等細顆粒物表面核化、生長,促進細顆粒物的成長。且凝聚器內布置較多換熱管束,對流場起到擾流作用,在流場拽力、換熱斷面非均勻溫度場的溫度梯度力等多場力作用下,顆粒物間、液滴間及顆粒與液滴間發生明顯的速度或方向差異而發生碰撞,鑒于顆粒被液膜包裹,顆粒間一旦接觸,會被液橋力“拉?!鋇揭黃?,團聚成更大粒徑顆粒,繼而被后續管壁上的自流液膜或高效除霧器脫除,從而實現脫除SO3+除塵+收水+余熱回收等多重功能。

20.jpg

圖 17 相變凝聚器(PCA)工作原理下載原圖

采用氟塑料管作為換熱管束的煙氣冷凝相變技術已在浙江某280t·h-1機組、江蘇某630MW機組、上海某1000MW機組實現工程應用,煙氣溫度分別從54℃降至51℃、53.7℃降至52.2℃、53.1℃降至47.8℃,對應的SO3脫除率如圖18所示。280t·h-1機組相變凝聚器對SO3的脫除效率為19.29%,其出口SO3濃度為2.84mg·m-3,且降溫后有色煙羽減排效果顯著,如圖19所示;630MW機組相變凝聚器與濕式電除塵器耦合使用時,出口SO3濃度為7.4mg·m-3,對SO3的脫除效率達90%,比濕式電除塵器單獨使用時提高了25%;1000MW機組相變凝聚器與除霧器耦合使用時,出口SO3濃度為1.6mg·m-3,對SO3的脫除率為75.8%,除霧器單獨使用時提高了21.3%。

21.jpg

圖18 相變凝聚器對SO3的脫除率

22.jpg

圖19 煙囪排放視覺效果圖

5 SO3脫除技術比較

SO3脫除技術的布置位置、脫除能力、影響因素、存在問題等的對比結果如表2所示。根據脫除機理不同,可大致分為物理脫除方法和化學脫除方法2種,其中,堿基噴射技術主要靠堿性物質與SO3化學反應進行脫除,其他技術主要靠電捕集、慣性捕集、過濾等物理方法。

燃煤電廠現有設備中,低低溫電除塵器、電袋復合除塵器、濕式電除塵器及采用新技術的濕法脫硫裝置均具有較高的SO3脫除能力,但卻不能解決高濃度SO3對前級設備,尤其是空預器的腐蝕、堵塞等問題。

煙氣冷凝相變凝聚裝置的SO3脫除能力有限,需要與高效除霧器或濕式電除塵器組合使用,而且同樣不能解決前級設備的腐蝕、堵塞等問題。

堿基噴射技術不僅可以實現較高SO3脫除效果,且噴射位置布置在SCR脫硝前后,可有效解決空預器的腐蝕、堵塞等問題,將是未來解決高濃度SO3問題的主流技術方向。該技術未來的研究重點將主要集中在高效低成本堿基吸附劑的研制,及提高物料擴散的均勻性以降低物料損耗等方面。

表2 SO3脫除技術

24.jpg

6 結論

1)根據現場實測及文獻調研,燃煤電廠SO3排放濃度為0.3~22.7mg·m-3,如分別按10mg·m-3和5mg·m-3的排放限值考核,達標率分別為89.8%和66.7%。

2)常規電除塵器對SO3的脫除效較低,約為10%~20%;低低溫電除塵技術通過將煙氣溫度降至酸露點以下,對SO3具有很高的脫除能力,脫除率在69.1%~96.6%;電袋復合除塵器通過濾袋表面粉餅層的吸附及飛灰堿金屬的中和作用,對SO3的脫除率可達80%以上。

3)常規石灰石石膏濕法脫硫技術對SO3脫除率并不高,一般在10%~70%,且絕大部分在30%~60%,采用旋匯耦合、雙托盤等新技術后,SO3脫除率得以明顯提升,最高可達到91.7%。

4)濕式電除塵器對SO3的脫除率較高,多在50%~90%,其中,金屬板式濕式電除塵器多在50%~80%,導電玻鋼管式濕式電除塵器實際運行過程中電源參數可以升到更高,因此,其對SO3脫除率也更高,多在60%~90%,最高可達到91.8%。

5)堿基干粉或溶液噴射技術均具有較好的SO3脫除效果,控制合適的堿硫比,均可達到80%以上的脫除效果。

6)煙氣冷凝相變凝聚技術在消除有色煙羽的同時,也具有一定的SO3脫除效果,單獨使用時SO3的脫除率為19.29%,與濕式電除塵器、除霧器耦合使用時,SO3的脫除率分別可達90%、75.8%。


         ↑頂端

抢庄牌九网站 重庆时时彩开奖记录 大乐透带坐标的走势图 体彩大乐透投注结束时间 极速时时跟四期公式 网上彩票代理怎么赚钱 北京pk10计划免费 大小单双视频精准计划 新时时几点开奖 重庆时时彩走势 必赢客北京pk 手机版 网络炸金花赢钱诀窍 七乐彩最精准专家计划 上下娱乐棋牌 71期稳赚六肖 重庆时时彩2期全天计划