燃煤電廠煤粉爐及CFB鍋爐PM2.5產生及排放特性的現場實驗研究

趙志鋒，杜謙，趙廣播，高建民，董鶴鳴，曹陽，韓強，蘇利鵬，苑鵬飛

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燃煤電廠煤粉爐及CFB鍋爐PM2.5產生及排放特性的現場實驗研究

趙志鋒1，杜謙1，趙廣播1，高建民1，董鶴鳴1，曹陽2，韓強3，蘇利鵬1，苑鵬飛1

（1哈爾濱工業大學能源科學與工程學院，黑龍江哈爾濱 150001；2東北電力科學研究院有限公司，遼寧沈陽 110000；3華電電力科學研究院，浙江杭州 310030）

采用稀釋采樣方法對一臺220 MW煤粉爐(鍋爐A)及一臺300 MW的CFB鍋爐(鍋爐B)電袋復合式除塵器前后PM2.5進行現場采樣。通過ELPI測定PM2.5的粒徑分布；采用SEM分析PM2.5的顯微結構；采用EDX及ICP-OES分別對分級PM2.5中次量及痕量元素含量進行了檢測。結果表明，鍋爐A和B除塵前后對應的PM2.5粒數及質量濃度分布均不同；鍋爐A和B產生的PM2.5分別以較為光滑球形和不規則形狀為主，鍋爐A除塵后PM2.5呈表面粗糙球形，鍋爐B除塵后PM2.5單顆粒形貌特征不變；鍋爐A和鍋爐B產生的PM2.5除塵前后在各粒徑段中Si、Al、Fe、Ca和Mg含量基本一致，As、Cd和Se含量隨著粒徑的減小而增大；除塵后鍋爐A產生PM2.5中As和Se含量增加，且在亞微米PM2.5中As和Se含量的增加更明顯，鍋爐B除塵后PM2.5中As和Se含量基本不變。

PM2.5；煤粉爐；CFB；粒徑分布；電袋復合式除塵器；顯微結構；次量及痕量元素

引 言

PM2.5是空氣動力學直徑小于或等于2.5mm的大氣顆粒物，其對人體健康存在嚴重危害[1-2]，對自然環境也存在一定影響[3]。我國若干城市大氣中PM2.5源解析結果顯示[4-7]，有14.4 %～18.8 %的PM2.5來源于燃煤。我國煤炭消費量80 %源于原煤直接燃燒，直接燃燒的原煤中又以燃煤電廠耗煤為主[8]。因此，有效控制燃煤電廠鍋爐PM2.5排放對大氣PM2.5濃度的有效控制是必要的。根據已有的研究結果可知[9-16]，國內外已有燃煤電廠鍋爐PM2.5排放特性現場實驗相關研究對象多為飛灰或PM10，PM2.5的排放特性的研究多包含于其中，針對PM2.5的研究并未很好展開；已有燃煤電廠多采用靜電或布袋除塵器，采用電袋復合式除塵器的較少。基于上述情況，本文針對裝配電袋復合式除塵器的煤粉爐和CFB鍋爐除塵前后煙氣中PM2.5的產排特性進行系統的現場實驗研究，為燃煤電廠PM2.5排放的治理提供數據參考。

1 實驗部分

1.1 實驗對象

鍋爐及除塵器概況如表1所示，鍋爐A和鍋爐B所裝配的均為串聯式電袋復合式除塵器。采樣點布置如圖1所示。鍋爐A和鍋爐B均燃用雜煤，燃煤工業及元素分析如表2所示；煤灰成分分析見表3。

表1 鍋爐及除塵器概況Table 1 General situations of boilers and precipitators

① COHPAC = compact hybrid particulate collector.

表2 燃煤工業及元素分析

表3 煤灰成分分析Table 3 Ash analysis of fuel coal/%(mass)

1.2 采樣系統及方法

PM2.5采樣測試系統如圖2所示。本采樣系統依據預測速等速采樣原則，根據煙道煙氣流速、溫度、壓力及濕度選取合適的等速采樣探頭。通過ELPI和兩臺PM2.5采樣器并聯于二級稀釋器(精度為5%)后進行采樣。

采用TH-880F型自動煙塵煙氣分析儀測定煙氣流速、溫度、壓力及濕度，除塵器A和B前后煙氣參數如表4所示。

表4 除塵器A和除塵器B前后煙氣參數Table 4 Parameters of flue gas before and after COHPAC-A and COHPAC-B

ELPI可分級采集空氣動力學直徑為0.03～10mm的氣溶膠顆粒，每一級對應的顆粒粒徑如表5所示。

表5 ELPI的分級測試范圍Table 5 Particle size range of ELPI

1.3 分析測試

PM2.5的分析測試項目如表6所示。

表6 測試儀器數據分析Table 6 Analytical testing apparatuses

① AL — aluminum foil, aluminum foils were coated with a thin layer of Apiezon-L grease.

② PC — polycarbonate membrane.

③ PTFE — polytetrafluoroethylene membrane.

1.4 實驗數據的可重現性

為檢驗本PM2.5采樣系統采樣結果的可重現性，選取鍋爐A出口處為取樣點，在鍋爐負荷、煤種、給煤量基本相同且鍋爐本身燃燒狀況穩定的情況下，采用該系統進行20、30、35 min的連續測試，所得結果見圖3，可見采樣測試結果的可重現性可以滿足現場實驗要求。

2 實驗結果及分析

2.1 除塵前后PM2.5粒數及質量濃度分布特性

由圖4知，除塵器A前PM2.5粒數濃度呈雙模態分布，兩個模態所對應峰值分別在0.12mm和0.76mm處。根據已有理論[8]，細模態通過氣化凝結機理形成，粗模態通過焦炭的破碎、表面灰的凝結及外在礦物質破碎機理形成。除塵器B出口PM2.5粒數呈單模態分布，在0.48mm處存在一個峰值。除塵器A前PM2.5質量濃度呈單模態分布，在0.2mm處存在一個峰值，除塵器B前PM2.5質量濃度分布無明顯峰值存在。除塵器A和B前PM2.5粒數及質量濃度分布特征存在明顯差異是由不同的燃燒溫度和燃燒方式造成的[17]。

除塵器A和B后PM2.5的粒數及質量濃度明顯下降，但分布趨勢并沒有顯著變化，說明除塵過程對PM2.5整體具有顯著的脫除作用，但并未對PM2.5的濃度分布趨勢有顯著影響。

2.2 PM2.5分級除塵效率

如圖5所示，除塵器A和B對PM2.5的分級除塵效率均高于99.6%，說明電袋復合式除塵器可以有效脫除PM2.5；PM2.5的分級除塵效率在0.1～1mm之間相對較低，這與已有實驗研究結論是一致的[18]。在電袋復合式除塵器中，顆粒物會在電場力、慣性碰撞、攔截、布朗擴散、重力及鏡像力作用機制下表現出不同的動力學特征而被除塵器捕集，各種機制單獨作用時單纖維除塵效率分別記為ESP、I、R、D、G和E。根據已有理論研究[19-24]，結合除塵器運行及設計參數，通過理論計算得到除塵器對應的ESP、I、R、D、G和E。根據Tien[25]的黏結效率理論，計算得到在多種機制共同作用下單纖維對PM2.5分級脫除效率S。由于除塵器A和B呈現相似規律，故僅列出除塵器A中各種作用機理對PM2.5的分級脫除效率，見圖6。由圖6可知，當p>1mm時，I和R?D、G和E，說明PM2.5中的超微米顆粒的脫除主要靠慣性碰撞和攔截兩種作用；p<0.1mm時,D、R和E?G和I，說明PM2.5中的超細顆粒的脫除主要靠布朗擴散、攔截和鏡像力3種作用；0.1mmS較小，說明多種脫除機制對此粒徑范圍的PM2.5的脫除效果都相對較弱。

2.3 PM2.5的形貌特征

如圖7所示，除塵器A前后和除塵器B前后PM2.5的單顆粒形貌總體分別呈現球形和不規則形狀。

除塵器A前后超微米和亞微米PM2.5單顆粒形貌存在差異，說明電袋復合除塵過程對煤粉爐產生的PM2.5形貌是存在一定影響的。煤粉爐燃燒過程中溫度較高，顆粒會熔融，在表面張力作用下呈現球形；煙氣中含有較多氣相元素成分，這些成分隨煙氣經過鍋爐煙道及除塵器過程中會發生成核及團聚，成核及團聚作用產生的超細顆粒會通過自身較強的布朗擴散及鏡像力作用在除塵過程中被已有的顆粒捕集，呈現出除塵后超微米顆粒表面粘連許多細小顆粒的形貌特征。亞微米顆粒由于其自身具有更大比表面積，對超細顆粒吸附能力更強，在除塵前表面就有超細顆粒存在；除塵過程中，鏡像力作用加劇了超細顆粒向亞微米顆粒的表面沉積，同時氣相元素被亞微米顆粒表面吸附，將亞微米顆粒表面捕集的超細顆粒覆蓋后形成粗糙態。

除塵器B前后超微米和亞微米PM2.5總體形貌特征相似。這是因為CFB鍋爐爐膛溫度一般為800～900℃，灰中無機組分不會熔融，顆粒基本保持破碎后原形態；金屬元素絕大部分不會蒸發。CFB鍋爐出口煙氣中只含有少量氣相元素成分，因此煙氣經過鍋爐出口煙道及除塵器過程中氣相元素成分向顆粒相的轉化作用被抑制。

2.4 PM2.5的元素組成

如圖8所示，除塵器A前PM2.5中元素可以被分為兩類：①濃度與粒徑無關(Si、Al、Fe、Ca和Mg)；②隨粒徑減小濃度增大(As、Cd、Se)。Si、Al、Fe、Ca和Mg在PM2.5中不同粒徑顆粒上的濃度基本均一，無明顯富集現象，說明在燃燒溫度約為1400℃的爐膛中，這些元素只有少量蒸發，主要經過了煤焦破碎和表面礦物熔融聚合的物理過程[26]；元素As、Cd和Se在PM2.5中不同粒徑顆粒上的濃度隨著粒徑的減小而增加，在小顆粒上有明顯的富集趨勢，說明這些元素為揮發性元素，在燃燒過程中一部分進入氣相，這部分元素會有一部分在燃燒后區的降溫過程中通過成核、凝結、凝聚過程形成亞微米顆粒，或是通過異相凝結、表面反應被已存在顆粒吸附[27]。

除塵器A前后大多數元素在PM2.5中不同粒徑顆粒上的濃度基本一致，除As和Se外，這是因為As和Se均為易揮發性元素，在除塵器后煙氣中仍有As和Se以氣相存在，經過除塵器及其尾部煙道進一步的降溫過程，這部分氣相As和Se被已存在顆粒吸附，由于越小的顆粒其比表面積越大，更容易吸附這些揮發性元素[8]，因此在除塵器A出口亞微米顆粒中隨顆粒粒徑變小，顆粒中As和Se的含量較除塵器A入口有更明顯的增加，富集趨勢更加顯著。

如圖9所示，除塵器B前PM2.5中元素可以被分為3類：①元素濃度與粒徑無關(Si、Al、Fe、Mg)；②隨粒徑減小元素濃度減小(Ca)；③隨粒徑減小元素濃度增大(As、Cd、Se)。Si、Al、Fe、Mg、As、Cd、Se的濃度分布規律與除塵器A前PM2.5中對應元素分布規律相似；Ca分布規律與除塵器A入口處Ca分布規律明顯不同，在0.029～0.154mm顆粒中Ca濃度隨粒徑減小而減小，其余各級顆粒中Ca的濃度分布較為均一，說明鍋爐B燃燒產生的PM2.5中Ca在較大顆粒區間存在富集，這可能是鍋爐B采用的石灰石干式脫硫工藝所使用石灰石在爐內破碎后進入PM2.5所致。

除塵器B出口處PM2.5中As和Se的濃度分布與入口處一致，在各粒徑范圍均無明顯差異，這是因為CFB鍋爐爐膛溫度較低。As和Se在燃燒過程中不能充分氣化進入氣相，因此煙氣中氣相As和Se的含量少，在經過除塵器及尾部煙道的降溫過程中，As和Se的異相凝結作用受到抑制，導致As和Se在除塵器B出口處亞微米顆粒中的富集趨勢不變。

3 結 論

鍋爐A和B出口PM2.5粒數及質量濃度分布特征的明顯差異是由于不同的燃燒溫度和燃燒方式造成的。電袋復合式除塵器除塵過程對PM2.5具有明顯的脫除作用，但對PM2.5的濃度分布趨勢無顯著影響。

電袋復合式除塵器對0.1～1mm的顆粒的分級除塵效率相對較弱，與理論計算結果一致。

鍋爐A和B產生的PM2.5典型形貌分別為球形和不規則形狀。相比于除塵前PM2.5，除塵器A后PM2.5顆粒表面由于吸附了氣相元素及超細顆粒變得粗糙；除塵器B前后PM2.5的形貌特征基本相同。

除塵器A和B前后，Si、Al、Fe和Mg在PM2.5中不同粒徑顆粒上的濃度基本均一；As、Cd和Se在較小顆粒中存在富集趨勢；由于鍋爐B采用石灰石干式脫硫，PM2.5中較大顆粒Ca含量增加。除塵器A后PM2.5中As、Cd和Se濃度增加，且增加趨勢隨粒徑減小而增大；除塵器B后則無此現象。

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Field experimental research on PM2.5generation and emission characteristics of pulverized coal and CFB boilers in power plants

ZHAO Zhifeng1，DU Qian1，ZHAO Guangbo1，GAO Jianmin1，DONG Heming1，CAO Yang2，HAN Qiang3，SU Lipeng1，YUAN Pengfei1

（School of Energy Science and EngineeringHarbin Institute of TechnologyHarbinHeilongjiangChina;Northeast Electric Power Research Institute CoLtd.ShenyangLiaoningChina;Huadian Electric Power Research InstituteHangzhouZhejiangChina

A dilution sampling method was used to collect PM2.5before and after COHPACs (compact hybrid particulate collector) generated by a pulverized coal boiler (boiler A) and a circulating fluidized bed boiler (boiler B) with installed capacities of 220 MW and 300 MW, respectively. Particle size distributions (PSDs) of PM2.5were analyzed by ELPI; individual microstructures of PM2.5were analyzed by SEM (scanning electron microscopy); concentrations of minor elements in PM2.5were analyzed by EDX (energy-dispersive X-ray analysis) and concentrations of trace elements in PM2.5were analyzed by ICP-OES (inductively coupled plasma optical emission spectroscopy). The distribution characteristics of number and mass concentration of PM2.5at the corresponding sampling positions of two boilers were different. Most of the PM2.5before and after COHPAC-A (boiler A’s) were spherical; most of the PM2.5before and after COHPAC-B (boiler B’s) were irregular in shape; the PM2.5after COHPAC-A were with relatively uneven surface, PM2.5microstructures before and after COHPAC-B were similar; mass fraction size distributions of Si, Al, Fe, Ca and Mg in PM2.5before and after the two COHPACs were similar; mass fraction size distributions of As, Cd and Se in PM2.5before and after the two COHPACs increased with decreasing size; mass fraction size distributions of As and Se in submicron PM2.5after COHPAC-A were higher than those before COHPAC-A, but mass fraction size distributions of As and Se in PM2.5before and after COHPAC-B were correspondingly nearly the same.

PM2.5; pulverized coal boiler; CFB; particle size distribution; COHPAC; microstructure; minor and trace elements

date：2014-08-20.

ZHAO Zhifeng，zhaozhifeng198211@163. com

10.11949/j.issn.0438-1157.20141262

X 513

A

0438—1157（2015）03—1163—08

國家環保公益性行業科研經費專項項目（201009006）。

聯系人及第一作者：趙志鋒（1982—），男，博士研究生。

supported by the Special Fund for Environmental Protection Research in Public Interest(201009006).

2014-08-20收到初稿，2014-11-19收到修改稿。