0 引 言

我国一次能源以煤为主，决定了以燃煤发电为主的发电格局，燃煤发电装机容量占总装机容量的75%左右，发电量占总发电量的80%左右，且长期难以改变[1]。随着社会经济的高速发展，对能源的需求量不断增长，燃煤污染物对环境污染和生态破坏日趋严重。提高燃煤发电效率、降低污染物排放是电力科技进步的主题，通过关停效率低、污染严重的小火电机组，加快发展大容量、高参数机组，燃煤发电效率得到较大提高;脱硫、脱硝、除尘工艺，如一体化脱硫脱硝技术[2-3]、湿法脱硫[4]、SNCR\SCR\低氮燃烧技术[5]、烟气再循环[6]、静电除尘/布袋除尘[7]等的应用，煤燃烧过程中排放的主要污染物得到了有效脱除，且与国外水平基本相当。付振华等[8]在空气分级的基础上，采用富燃料区喷氨技术，对锅炉正常运行及效率未产生不利影响，通过耦合优化，脱硝效率约为80%，NOx的排放浓度约为165 mg/Nm3，达到了国家限排环保要求。张忠梅等[9] 研究了KMnO4/NaOH氧化吸收NO和SO2过程，结果表明，同时脱硫脱硝的脱硫效果与单独脱硫的脱硫效果相当，脱硫率达98%以上，但脱硝效果好于单独脱硝，脱硝率约70%;但由于污染物形态差异大、粒径小及浓度低等原因，这些常规技术无法解决PM2.5[10]、SO3[11]和Hg[12]等的排放问题，而其是形成雾霾、酸雨和影响人体健康的主要污染物[13]。因此，迫切需要研发适于我国燃煤电站的SO3、PM2.5、Hg等污染物深度协同脱除技术。

在某1 000 MW火电机组上搭建多功能烟气治理中试装置，采用电袋除尘及吸附剂吸附转化协同脱除方式，考察不同工况条件下多功能烟气治理中试装置对粉尘、SO3和Hg等污染物捕捉效率的影响，为高效、低成本烟气多污染物协同脱除装备的开发提供参考。

1 试验工况及测试方法

在某1 000 MW火电机组电袋复合除尘器入口安装一台多功能烟气治理中试装置(10 000 m3/h中试规模电袋复合除尘装置)，对电袋复合除尘器入口进入中试装置的烟气污染物进行试验研究。为评价中试装置对烟气中的烟尘、PM2.5、SO3等污染物的脱除性能，装置内设有烟气采样孔，吸附剂喷入点为静电除尘和布袋除尘结合部位。为了保证机组运行正常，烟气从取样点出来经由中试装置送回取样点附近。风机采用变频电机调节烟气量，风机压头6 000 Pa、最大设计烟气流量10 000 m3/h、电场断面6.72 m2、袋区过滤风速1.02 m/min、烟气温度100～140 ℃，工艺流程如图1所示。试验采用的吸附剂包括无水碳酸钠(99.8%)、氧化镁(98%)、氧化钙(98%)和氢氧化钙(95%)。

为了对进出口烟气中各污染物组分含量进行测试，分别采用TH-880FⅣ型微电脑烟尘平行采样仪、DPI细颗粒物(PM10、PM2.5、PM1)采样仪、伴热采样枪和烟气SO3采样系统，对烟气中烟尘、PM2.5和SO3等污染物进行收集，并采用崂应3012H型自动烟尘测试仪、Testo 350-Pro烟气分析仪和铬酸钡分光光度法对其浓度进行检测。根据美国EPA 30B烟气汞采样方法，采用OLM 30B烟气Hg采样仪和活性炭吸附管进行双路平行恒流采样，采样流量0.4 L/min，采集样品利用Lumex汞分析仪分析两段活性炭中吸附的Hg含量，并基于烟气体积计算烟气中的Hg浓度。

2 试验结果及讨论

2.1 除尘特性

风机流量分别为5 275(28.2 Hz)和6 386 m3/h(32.3 Hz)时(dry normal)，各污染物浓度测试结果见表1。可以看出，多功能烟气治理装置进口PM10占比小于10%，PM2.5占比小于4.5%，PM1占比约为1.5%。电袋复合除尘对烟尘、PM10、PM2.5及PM1的脱除效果非常明显，试验工况条件下，其脱除效率均高于99.3%，烟尘排放量均<5 mg/m3(dry normal)，实现烟尘的超低排放;此外，对比2种风机负荷条件下烟尘的脱除效率可以看出，随风机流量的减小，电袋除尘器的烟尘脱除效率略有升高，约0.1%，说明风机流量的影响不大。

表1 风量对烟尘颗粒脱除效率的影响
Table 1 Effect of gas capacity on the removal efficiency of dust particles

2.2 SO3脱除特性

图2为风机频率为28.2 Hz、碱酸比为1时，在电区和袋区之间喷入不同吸附剂,研究其对SO3脱除效率的影响。可以看出，当中试装置正常运行且无吸附剂喷入时，进出口SO3质量浓度(6%O2)分别为8.64、3.00 mg/m3(dry normal)，SO3脱除效率约为65.28%，这主要是因为细小的烟尘颗粒在布袋表面形成密实的过滤层，烟气通过时与颗粒接触。除尘器内部SO3主要以H2SO4蒸汽形式存在，经该过滤层时，H2SO4蒸汽与颗粒孔隙内碱金属化合物发生反应，实现SO3的捕捉脱除。喷入不同吸附剂后，SO3的脱除效率比未喷吸附剂时提高，其脱除效果依次为Ca(OH)2>MgO>CaO>Na2CO3;当喷入Na2CO3时，SO3的进出口浓度约为9.17和1.87 mg/m3(dry normal)，SO3脱除效率约为79.58%，当喷入Ca(OH)2时，SO3的进出口浓度约为6.86和0.77 mg/m3(dry normal)，SO3脱除效率达88.78%。

吸附剂对SO3吸附强弱的主要影响因素有:比表面积、碱性、烟气温度及反应时间[14]。在试验工况下，由于吸附区温度、吸附反应时间基本不变，而且整个过程受低温干法吸收的约束，因此，吸附反应主要受内扩散控制，吸收剂比表面积为主要影响因素，即吸收剂比表面积越大，微孔越多，扩散速度越快，SO3吸附率越高;通过对4种吸收剂进行BET测试，Ca(OH)2、MgO、CaO和Na2CO3的比表面积分别为12.136 3、8.520 6、5.932 8和0.685 4 cm2/g，与测试结果一致。

此外，由于多功能烟气治理装置的特殊吸附捕捉结构，其表现出较好的SO3脱附效率;随着国家对环境治理力度的加大，燃煤烟气排放指标越趋严苛，目前碱酸比较高的常规吸附脱除技术难以实现深度脱除，在本试验允许范围内，通过适当增加碱酸比，可实现更高的SO3脱附效率。

2.3 Hg脱除特性

燃煤烟气中的汞主要以3种形式存在，即单质汞(Hg0)、二价汞化合物(HgCl2、HgO等)和颗粒汞。布袋除尘和湿法洗涤可分别将大部分颗粒汞和二价汞化合物去除，但由于单质Hg不易溶于水，大部分随尾部烟气排入大气，是大气中Hg污染的主要来源之一[15]。对进口烟气和粉尘进行测试，烟气中的气态Hg约占总Hg的25%左右，基于多功能烟气装置对粉尘的高效脱除作用，气态Hg是燃煤锅炉汞排放治理的主要对象。表2为风机频率为28.2 Hz、碱酸比为1时，多功能烟气治理装置对Hg脱除效率的影响。燃煤飞灰尤其是飞灰中未燃碳具有较大的比表面积和较强的活性，对Hg具有较强的吸附能力，对Hg的氧化也有一定作用。布袋表面形成的颗粒过滤层，有利于Hg的吸附及氧化，因此，从表2可以看出，未喷入吸附剂时，多功能烟气治理中试装置具有较好的Hg脱除效果，其进出口烟气中Hg浓度(6%O2)分别为7 253.4、2 953.6 ng/m3(dry normal)，气态Hg脱除效率为59.280%，总Hg脱除效率约为92.096%。

表2中，3个测试工况下汞的质量平衡分别为78.410%、84.173%和81.222%，通常认为，汞的质量平衡在70%～130%即可认为测试结果可靠。测试结果说明，本文样品及分析方法可信，测试结果可靠。

从表2可以看出，当电区和袋区间喷入CaO和Ca(OH)2吸附剂时，烟气脱汞效率提高，分别为68.879%和75.883%，总汞脱除效率分别为92.475%和94.272%。钙基物质本身即为一种脱汞吸附剂，其对二价汞有较强的吸附能力，同时，飞灰与钙基吸附剂混合后，可通过自身的微孔和表面结构对烟气中的汞进行物理吸附，因此，喷入钙基吸附剂后，脱汞效率增加。

研究表明，即使在浓度较低的情况下，SO3仍能与Hg竞争活性吸附位，对Hg的捕获具有强烈的抑制作用。喷入碱性吸附剂可吸收SO3生成CaSO4，降低了烟气中SO3的浓度，间接提高了飞灰及吸附剂对气态Hg的吸附氧化作用。由于烟气中SO2浓度相对较高，对Hg的吸附作用较为复杂:一方面，SO2的存在，增加了飞灰颗粒表面的含硫活性吸附点位，有利于 Hg0在颗粒表面及微孔内的吸附氧化作用;另一方面，SO2与Ca(OH)2等吸附剂反应生成CaSO3和 CaSO4，其附着在吸附剂的表面，逐渐将吸附剂的活性吸附区域与气相中的SO3隔离开,在一定程度上减少了含硫吸附活性位点,从而抑制了Hg的吸附,使吸附能力受到限制。但多功能烟气装置通过定时清灰等方式，降低了CaSO3和CaSO4在颗粒表面的富集程度，解决了由于含硫吸附活性位点减少而带来的抑制Hg吸附过程问题，可保持飞灰及吸附剂颗粒对Hg0的有效吸收。

表2 多功能烟气治理装置的脱除Hg特性
Table 2 Hg removal characteristics of multi-function flue gas treatment device

综上，钙基吸附剂可作为脱汞吸附剂使用。在应用昂贵的传统活性炭进行脱汞时，SO3与Hg存在吸附竞争，影响Hg的脱除。在脱汞的过程中，可使用廉价的钙基吸附剂替代部分活性炭脱除SO3，从而提高脱汞效率，降低脱汞成本。

3 结 论

1)通过将静电除尘和布袋除尘工艺进行耦合，大幅降低运行成本的基础上，可有效提高除尘效率。试验工况下，电袋复合除尘对烟尘、PM10、PM2.5及PM1的脱除效率均高于99.3%，总排放量均小于5 mg/m3(dry normal)，实现了烟尘的超低排放。

2)基于污染物治理工艺特点，低温干态条件下，比表面积为影响吸附剂对SO3吸附强弱的主要因素。试验工况下，吸附剂对SO3脱除效果依次为Ca(OH)2>MgO>CaO>Na2CO3，当喷入Ca(OH)2，且Ca/SO3为1时，SO3脱除效率约为88.78%。

3)多功能烟气治理装置通过定时清灰，在一定程度上降低了CaSO3和CaSO4在颗粒表面的富集程度，解决了由于含硫吸附活性位点减少而带来的抑制Hg吸附过程问题，保持了飞灰及吸附剂颗粒对Hg0的有效吸收。

参考文献(References):

[1] 杨勇平,杨志平,徐钢,等.中国火力发电能耗状况及展望[J].中国电机工程学报,2013,33(23):1-11.

YANG Yongping,YANG Zhiping,XU Gang,et al.Situation and prospect of energy consumption for China's thermal power generation[J].Proceedings of the CSEE,2013,33(23):1-11.

[2] 杨业,徐超群,朱燕群,等.臭氧氧化结合硫代硫酸钠溶液喷淋同时脱硫脱硝[J].化工学报,2016,67(5):2041-2047.

YANG Ye,XU Chaoqun,ZHU Yanqun,et al.Simultaneous removal of SO2 and NOx by combination of ozone oxidation and Na2S2O3 solution spray[J].CIESC Journal,2016,67(5):2041-2047.

[3] MA Qiang,WANG Zhihua,LIN Fawei.Characteristics of O3 oxidation for simultaneous desulfurization and denitration with limestone-gypsum wet scrubbing:Application in a carbon black drying kiln furnace[J].Energy & Fuels,2016,30(3):2302-2308.

[4] 常景彩,董勇,王志强.燃煤烟气中SO3转换吸收特性模拟实验[J].煤炭学报,2010,35(10):1717-1720.

CHANG Jingcai,DONG Yong,WANG Zhiqiang,et al.Simulation experiment of SO3 conversion and absorption characteristics in coal fired flue gas[J].Journal of China Coal Society,2010,35(10):1717-1720.

[5] BI Degui,ZHANG Jian,ZHANG Zhongxiao,et al.Industrial trials of high-temperature selective noncatalytic reduction injected in the primary combustion zone in a 50 MWe tangentially firing pulverized-coal boiler for deeper NOx reduction[J].Energy Fuels,2016,30(12):10858-10867.

[6] AHN S Y,GO S M,LEE K Y,et al.The characteristics of NO production mechanism on flue gas recirculation in oxy-firing condition[J].Applied Thermal Engineering,2011,31(6/7):1163-1171.

[7] ZHOU Dong,LUO Zhongyang,JIANG Jianping,et al.Experimental study on improving the efficiency of dust removers by using acoustic agglomeration as pretreatment[J].Powder Technology,2016,289:52-59.

[8] 付振华,张忠孝,毕德贵,等.富燃料区喷氨降低烟煤NOx排放的试验研究[J].锅炉技术,2018,49(2):32-37.

FU Zhenhua,ZHANG Zhongxiao,BI Degui,et al.Experimental research for reducing NOx emission of bituminous coal with reagent rejection in fuel-rich zone[J].Boiler Technology,2018,49(2):32-37.

[9] 张忠梅,盛洪产,林孝鑫,等.KMnO4氧化复合NaOH液相吸收同时脱硫脱硝的实验研究[J].环境工程,2017,35(8):102-107.

ZHANG Zhongmei,SHENG Hongchan,LIN Xiaoxin,et al.Experimental study on simultaneous desulfurization and denitrification by KMnO4 oxidation combining NaOH liquid absorption[J].Environmental Engineering,2017,35(8):102-107.

[10] 吴华成.燃煤火电厂烟气污染物排放对大气PM2.5的影响[J].华北电力技术,2014(5):1-4.

WU Huacheng.Influence of flue gas emission of coal-fired power plant on atmospheric PM2.5[J].North China Electric Power,2014(5):1-4.

[11] 王宏亮,薛建明,许月阳,等.燃煤电站锅炉烟气中SO3的生成及控制[J].电力科技与环保,2014,30(5):17-20.

WANG Hongliang,XUE Jianming,XU Yueyang,et al.Formation and control of SO3 from coal-fired power plants[J].Electric Power Technology and Environmental Protection,2014,30(5):17-20.

[12] 王运军,段钰锋,杨立国,等.600 MW燃煤电站烟气汞形态转化影响因素分析[J].热能动力工程,2008,23(4):399-403.

WANG Yunjun,DUAN Yufeng,YANG Liguo,et al.An analysis of the factors exercising an influence on the morphological transformation of mercury in the flue gas of a 600 MW coal-fired power plant[J].Journal of Engineering for Thermal Energy & Power,2008,23(4):399-403.

[13] 张晓鲁.燃煤电站烟气污染物深度脱除技术的分析[J].中国工程科学,2014,16(10):47-51.

ZHANG Xiaolu.Analysis of flue gas pollutants deep removal technology for coal-fired power plant[J].Strategic Study of CAE,2014,16(10):47-51.

[14] 胡冬,王海刚,郭婷婷,等.燃煤电厂烟气SO3控制技术的研究及进展[J].科学技术与工程,2015,15(35):92-99.

HU Dong,WANG Haigang,GUO Tingting,et al.Research and development of mitigating technology of SO3 in flue gas from coal power plants[J].Science Technology and Engineering,2015,15(35):92-99.

[15] 杨建平,赵永椿,张军营,等.燃煤电站飞灰对汞的氧化和捕获的研究进展[J].动力工程学报,2014,34(5):337-345.

YANG Jianping,ZHAO Yongchun,ZHANG Junying,et al.Research process on mercury oxidation and capture with fly ash of coal-fired power plant[J].Journal of Chinese Society of Power Engineering,2014,34(5):337-345.