高溫煙氣中顆粒靜電脫除特性的實驗研究

朱唯卓,沈之旸,嚴 佩,鄭成航,高 翔,倪明江,岑可法 (浙江大學,能源清潔利用國家重點實驗室,浙江 杭州 310027)

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高溫煙氣中顆粒靜電脫除特性的實驗研究

朱唯卓,沈之旸,嚴 佩,鄭成航,高 翔*,倪明江,岑可法 (浙江大學,能源清潔利用國家重點實驗室,浙江 杭州 310027)

摘要:研究溫度90～450℃條件下靜電除塵器的放電特性及除塵特性,分析溫度、工作電壓、煙氣流速及顆粒濃度等關鍵參數對于顆粒靜電脫除效率的影響.結果表明,當溫度從90℃上升至450℃,在比收塵面積為46.5m2/(m3?s-1),粉塵初始濃度約為750mg/Nm3的工況下,顆粒脫除效率均可達到98%以上.隨著電壓升高,除塵效率不斷提高,但其升高趨勢逐漸變緩.在相同電壓下,隨著溫度的上升,電暈電流顯著增大,強化顆粒荷電,顆粒的脫除效率提高;而在相同電流下,高溫下較低的空間場強使得顆粒的驅進速度減小,導致顆粒脫除效率下降.煙氣流速提高降低了顆粒的脫除效率,PM1.0受煙氣流速的影響較PM10更為明顯.顆粒初始濃度的上升增強了顆粒的碰撞及團聚作用,在一定程度上有利于增強顆粒的脫除效果.

關鍵詞：溫度；靜電除塵器；電暈放電；顆粒；除塵效率

* 責任作者, 教授, xgao1@zju.edu.cn

化石能源燃燒是造成我國大氣污染的重要原因,化工、冶煉、水泥、電力等作為重點耗能行業,是污染物排放的主要源頭之一.由于重點耗能行業自身特點,大量生產運行環節包含高溫煙氣,用于能源轉化、熱量傳輸和產品生產,然而這些高溫煙氣中常攜帶大量顆粒物,如煤化工過程中高溫氣化煤氣中的煙塵與炭黑顆粒、冶金行業高溫煙氣中的礦石顆粒、水泥和玻璃窯爐高溫煙氣中的煙塵等[1-5].為保證生產過程的長期穩定及系統設備的可靠性,最大程度地利用氣體的顯熱、潛熱和動力能以及最有效地利用氣體中的有用資源,必須實現高溫煙氣的凈化[6].國內外高溫煙氣粉塵治理技術主要包括高溫靜電除塵技術、高溫過濾除塵技術、高溫旋風分離技術、顆粒床除塵技術[7-10]等.采用陶瓷過濾、顆粒床過濾等手段存在壓力損失大、長期穩定運行困難、能耗高等多種問題,而靜電除塵技術具有壓降小、運行穩定、適應性強等技術優點[11],且高溫靜電除塵在改善低硫煤灰比電阻過高的問題,以及對SCR反應器中催化劑的保護方面更有優勢[12].通過靜電作用實現高溫條件下顆粒的高效捕集并實現工業應用已成為重要研究方向.

Fulyful等[13]采用數值計算方法模擬了20～427℃,1～4atm下靜電除塵器的電暈放電特性,模擬結果顯示,放電電流隨著溫度的增加而增加,隨著壓力的增加而減小.Villot等[14]研究了510～ 680℃,0.1～1Mpa的生物質裂解氣氛下顆粒的捕集效果,獲得了95%～99%的除塵效率.Noda等[15]考察了煤粉燃燒爐后363K到623K高溫下靜電除塵器的運行性能,發現溫度變化下的粉塵比電阻、堿金屬含量等特性的變化影響了電除塵器的除塵效率. Xiao等[16]研究了350℃到700℃的高溫下靜電除塵器的除塵性能,結果表明在保證相同除塵效率條件下,除塵器消耗電功率隨溫度的增加而增加.許津津等[17]、顧中鑄等[18]研究了無電暈式高溫靜電除塵技術,采用稀土材料制作的新型電極對高溫下的細顆粒捕集做了實驗研究,得到了超過90%的除塵效率,并對不同類型電極的使用壽命開展了相關研究.盡管國內外對高溫靜電除塵已有一定的研究基礎,但是積累較多的是針對高溫高壓條件下,高溫常壓下的理論研究還不夠完善[19-21].因而,有必要深入研究溫度變化條件下特別是高溫常壓下靜電除塵器的放電特性以及關鍵參數對顆粒脫除的影響規律.

為了探究溫度、電壓等因素對于顆粒物靜電脫除的作用機理,從而進一步強化高溫煙氣中顆粒的靜電脫除效果,本文通過搭建線板式高溫靜電除塵器,研究高溫下電暈放電特性變化規律,以及不同溫度、電壓、煙氣流速、顆粒濃度等運行參數對顆粒靜電脫除效率的影響,分析確定影響高溫靜電場中顆粒物高效脫除的關鍵參數,以強化顆粒在高溫靜電場中的脫除.

1　實驗系統和方法

1.1 實驗系統

高溫靜電除塵實驗系統如圖1所示,主要包括高溫煙氣發生裝置、多級電磁振動給料機、高溫靜電除塵器本體、高壓供電裝置和顆粒采樣測量裝置.

圖1　實驗裝置的系統示意Fig.1　Schematic diagram of experimental setup

高溫煙氣發生裝置包括前端風機和本體前的煙氣管道,管道外層(Heat Ⅲ段)布置電加熱絲,通過電加熱的方式產生高溫煙氣.采用多級電磁振動給料機將飛灰顆粒分散到氣路中.高溫靜電除塵器本體為線板式結構,收塵極為除塵器本體的4個壁面,本體截面積尺寸為150mm×240mm,收塵壁面高度為1.2m.放電極采用2根直徑3mm的圓桿電極線,極線相距90mm,從而控制線板間距均為75mm.本體壁面外層均布置電加熱系統,分為上下兩段(由Heat Ⅰ段和Ⅱ段組成),用于補償煙氣流動過程中的熱量損失,減小煙氣進出口溫差.除塵器本體進出口及三段電加熱處均布置熱電偶用于溫度測量,通過控制電加熱系統來控制進出口煙氣溫度.本體頂部布置300mm直徑的絕緣瓷套,瓷套上端覆蓋99.5%純度的剛玉陶瓷板用于放電極線固定,以保證高溫下的絕緣性能.高壓供電采用工頻高壓電源(DRTDM 40/2.0),額定輸出電壓最高為40kV,最大電流50mA.顆粒采樣測量裝置采用芬蘭Dekati公司的FPS-4000稀釋系統和靜電低壓撞擊器升級版(ELPI+TM)實時在線測量煙氣中顆粒物的粒徑分布以及數量、質量濃度.

1.2 飛灰顆粒特性

實驗顆粒采用某燃煤電廠的飛灰顆粒,其化學組成如表1所示.顆粒的粒徑分布采用馬爾文激光粒度儀—Malvern 2000進行測試,如圖2所示.中值粒徑為16.746μm,其中1μm以下的顆粒體積約占5.56%,1～2.5μm的顆粒約占6.14%, 2.5～10μm的顆粒約占24.6%,10μm以上的顆粒約占63.7%.

表1　飛灰顆粒的化學組成Table 1　Chemical composition of the fly ash sample

圖2　飛灰顆粒的粒徑分布Fig.2　Particle size distribution of fly ash

常溫下,用ELPI+測得的顆粒數濃度粒徑分布如圖3所示,顆粒的數濃度分布為雙峰分布.其中1μm以下的顆粒數目約占總數的55%,1～ 2.5μm的顆粒數目約占30%,2.5μm以上的顆粒約占15%.

圖3　顆粒數目濃度的粒徑分布Fig.1　Particle size distribution of number concentration

不同溫度下的飛灰顆粒比電阻由高溫比電阻測試儀測出,如圖4所示.當溫度由60℃增加到600℃時,飛灰比電阻的變化范圍為4.95×107～ 4.17×1011?·cm.飛灰比電阻由表面電導率和體積電導率兩部分組成.低溫條件下以表面導電為主,高溫條件下則以體積導電為主;溫度介于中間時,則由表面導電與體積導電共同作用[22].因表面比電阻隨溫度的升高而升高,體積比電阻隨溫度的升高而下降,共同作用下的合成比電阻存在一個最大值.當溫度在150℃左右,表面電導和體積電導共同作用的導電率達到最低,飛灰比電阻達到最高值4.17×1011?·cm;當溫度不斷上升,顆粒內部導電占主導地位,體積電導率不斷上升,在600 ℃下比電阻達到最低.

圖4　不同溫度下飛灰顆粒比電阻特性Fig.4　Resistivity of fly ash at different temperatures

1.3 實驗方法

實驗采用多級電磁振動給料機,布置在風機前端,顆粒通過形成的負壓作用分散到氣路中.進入氣流中的顆粒量由控制器調節給料機的振動頻率來控制.電加熱均由可編程溫控儀控制,通過熱電偶測溫反饋給溫控儀,以調節電加熱功率,控制進出口煙氣溫差在10℃以內.除塵器進出口均布置采樣口,煙氣經采樣管抽入至稀釋器FPS-4000中,經潔凈干燥空氣稀釋后進入靜電低壓撞擊器ELPI+TM進行顆粒物分級濃度測量.通過對高溫靜電除塵器進出口顆粒濃度進行實時在線測量,對比分析濃度變化以得到不同工況下的顆粒脫除效率.為了排除顆粒自身沉降及冷熱側采樣口溫度變化的影響,除塵效率η定義如下:

式中:η為顆粒脫除效率;min為顆粒入口質量濃度,mg/N m3,mout為顆粒出口質量濃度, mg/N m3.

在實驗過程中,改變溫度、工作電壓、煙氣流速、顆粒初始濃度等運行參數,分析這些關鍵參數變化對顆粒脫除效率的影響規律(表2).

表2　主要實驗參數Table 2　The main parameters of the experiments

2　結果與討論

2.1 電壓對顆粒靜電脫除效率的影響

由圖5所示,除塵效率均隨工作電壓的升高而增強.而隨著電壓的不斷升高,效率隨電壓增強的趨勢逐漸變緩.這是因為顆粒的驅進速度與顆粒的荷電量以及場強大小成正比[23].電壓的提高一方面提高了電暈電流,使得空間離子密度增加,飛灰顆粒更容易被荷電從而被捕集;另一方面,顆粒電場荷電與電場強度成正比,電壓的提高使得空間場強增大,強化顆粒往極板的驅進運動[24].而當空間離子密度足夠大時,顆粒均能達到較為充分的荷電,電壓的提高只能起到提高空間場強的作用.因而,隨著電壓的升高,除塵效率不斷增強,但增強的趨勢逐漸變緩.

圖5　250℃下顆粒的分級脫除效率Fig.5　Fractional particle collection efficiencies at 250℃

同時,可以發現粒徑大于1μm的大顆粒的脫除效率較高,可達98%以上.而在0.1～1μm粒徑段顆粒脫除效率較低,其中存在一個顆粒脫除效率低點,脫除效率不到65%.產生這種分布是由顆粒荷電和流體曳力相互作用形成的[25].

顆粒在靜電除塵器中的荷電主要由電場荷電和擴散荷電組成.對于顆粒粒徑小于0.1μm的細微顆粒,顆粒的擴散荷電占主導地位,對于顆粒粒徑大于1μm的大顆粒,顆粒的電場荷電占主導地位[26].大顆粒的驅進速度與顆粒粒徑d以及電場強度的平方E2成正比,隨著粒徑的增大,脫除效率增大[27];小顆粒的驅進速度則和溫度T以及Cm成正比, Cm為坎寧漢(Cunningham)修正因子,對于粒徑小于1μm的小顆粒,曳力計算必須引入Cm加以修正[27],而Cm隨顆粒直徑的減小而增大,所以對于以擴散荷電為主的小顆粒,隨著粒徑的減小,脫除效率增大.對于0.1～1μm粒徑段,電場荷電和擴散荷電的共同作用造成了顆粒脫除效率的下降,且存在一個脫除效率低點[28].

2.2 溫度對顆粒靜電脫除效率的影響

2.2.1 溫度對于電暈放電的影響 如圖6所示,當溫度從90℃增加至450℃,隨電壓的增大,電暈電流的增加速率明顯提高.如圖7所示,在18kV工作電壓下,電流值從90℃下的24μA增加至450 ℃的351μA.

圖6　溫度對電暈放電特性的影響Fig.6　Effect of temperature on the characteristics of corona discharge

可見,在相同電壓下,電流隨著溫度升高而顯著增加.根據湯森放電理論[29],總放電電流可表示為:

式中:i為總放電電流A;α為湯森第一電離系數;γ為湯森第三電離系數;d為極間距m.

圖7　相同電壓下電暈放電電流隨溫度變化規律Fig.7　Variation of corona current with temperature under the same voltage

湯森第一電離系數α為電子雪崩中一個電子在經過1cm路程中與中性氣體離子碰撞產生的電子數目,湯森第三電離系數γ為正離子等撞擊陰極表面時從陰極表面逸出的二次電子數目.α與γ均隨著相應的電子及離子能量的提高而增大[30].隨著溫度的上升,造成氣體相對密度減小,分子自由程增大,電子、離子在進行下一次碰撞前加速的距離增大,其獲得的能量得到提高,從而使得電離系數α與γ增大,電子雪崩過程加劇,更多氣體分子被電離成正離子和電子.電暈電流隨著α與γ的增大而增加.因而,施加相同電壓,高溫下將獲得更高的電暈電流.

2.2.2 不同溫度下顆粒脫除效率變化規律 圖8為不同溫度下顆粒脫除效率隨工作電壓的變化規律,實驗中靜電除塵器比收塵面積為46.5m2/(m3/s),粉塵初始濃度控制在750mg/N m3左右.隨著電壓的提高,高溫條件下率先獲得較高顆粒脫除效率.

圖8　不同溫度下顆粒的脫除效率Fig.8　Particle collection efficiencies at different temperatures

圖9結合圖8可以發現,在相同電壓下,高溫下的顆粒脫除效率相較于低溫的更高.以12kV的工作條件為例,當溫度從150℃提高到450℃時,顆粒脫除效率從39.1%上升至77.3%.而隨著工作電壓的不斷提高,相同電壓下高低溫段除塵效率差距逐步減小.其原因在于在低工作電壓下(如12kV),電暈電流較小,空間離子密度較低,只有部分顆粒能夠荷上電荷而被脫除,因而除塵效率都較低[16].但是高溫相比于低溫條件下,電暈電流大幅增加,以12kV為例,當溫度從150℃提高到450℃時,電暈電流大小從3μA上升至50μA,增加了顆粒荷電幾率,從而提高了顆粒脫除效率.而在較高工作電壓下,電暈電流都有大幅度提升,有足夠的空間電荷量使得顆粒達到較好的荷電效果,因而在相同空間場強分布下,不同溫度除塵效率差距逐步減小,而其差距主要在于:當電流密度增大,空間離子密度增大,電場荷電及顆粒擴散荷電均增強,且擴散荷電量qd與溫度T成正比,溫度的升高強化了顆粒的擴散荷電,更有利于細微顆粒的脫除.因此,施加相同電壓,高溫條件下有著更高的顆粒脫除效率.

圖9　相同電壓下顆粒的脫除效率Fig.9　Particle collection efficiencies under the same applied voltage

圖10　相同電暈電流下顆粒的脫除效率Fig.10　Particle collection efficiencies under same corona current

由圖10可見,工況溫度從90℃增加到450℃,控制相同的煙氣流速0.466m/s以及相同的電暈放電電流50μA,顆粒總脫除效率從94.1%下降至77.3%.由2.2.1可知,在相同電壓下,高溫段產生了更大的電暈電流;相反,要達到相同電暈電流,低溫下要施加更高的工作電壓.以50μA電暈電流為例,450℃下對應電壓約為12kV,而在90℃下的對于電壓約為20.5kV.根據2.2.1的分析,更高的工作電壓提高了靜電場中電場強度,增強顆粒電場荷電的同時也增強顆粒所受電場力,提高顆粒的驅進速度,從而大幅提高了大顆粒的脫除效果.所以,在相同電暈電流條件下,低溫段的顆粒脫除效率更高.

2.3 煙氣流速對顆粒靜電脫除效率的影響

由圖11可見,在350℃時低流速下的顆粒脫除效率明顯高于較高流速,且在較低工作電壓下差距更為明顯.以16kV工作電壓為例,當煙氣流速從0.707m/s下降到0.466m/s,顆粒脫除效率從92.8%提高到96.1%.這是因為煙氣流速的變化影響顆粒在除塵器中的停留時間,低流速條件下,顆粒停留時間更長,荷電更加充分且有更長的時間往極板進行驅進運動,從而獲得更高的顆粒脫除效率[31].

圖11　不同煙氣流速下顆粒的脫除效率Fig.11　Particle collection efficiencies with different gas flow velocities

相對應的,不同比收塵面積下顆粒的除塵效率隨電壓的變化規律如圖12所示,隨著煙氣流速的下降,除塵器比收塵面積增大,顆粒脫除效率得到提高.基于Deutsch公式,顆粒脫除效率可表示為η=1-exp (-Aω/Q)[27],其中A/Q為除塵器的比收塵面積(SCA),可以發現顆粒的脫除效率與比收塵面積SCA成正相關,這與實驗結果相符.

圖13對比了PM10、PM2.5與PM1.0的脫除效率隨煙氣流速的變化規律.在26.9kV工作電壓下,當煙氣流速從0.466m/s提高到0.707m/s,PM1.0、PM2.5與PM10的脫除效率從98.7%、98.8%和99.0%分別下降到93.0%、97.5%與98.5%.可以發現,PM1.0受煙氣流速的影響更為明顯,脫除效率下降了約6%.這是因為PM1.0的顆粒粒徑更小,獲得的荷電量較低,所受電場力下降,其驅進速度更小.可見小粒徑顆粒驅進運動至極板需要更長的停留時間,其受停留時間的影響更大.因而隨著煙氣流速增大,小粒徑顆粒脫除效率下降更為明顯.

圖12　不同比表面積下顆粒的脫除效率Fig.12　Particle collection efficiencies with different specific collection areas (SCA)

圖13　煙氣流速對不同粒徑顆粒脫除效率的影響Fig.13　Effect of gas flow velocity on fractional particle collection efficiencies

2.4 初始濃度對顆粒靜電脫除效率的影響

圖14反映了初始濃度對于顆粒靜電脫除效率的影響,由圖14可知,在350℃的工作溫度下,隨著顆粒初始濃度的上升,顆粒的脫除效率逐步上升,且當顆粒初始濃度到達一定程度后,除塵效率基本變化不大.分析其原因如下:顆粒濃度增加造成顆粒之間空間間距的減小以及高溫下分子熱運動的加劇,都增強了顆粒間的碰撞團聚作用,小顆粒團聚形成大顆粒的幾率增大,更容易被脫除;另外,根據Podlinski等[32]的研究結果,顆粒數目的上升使得空間電荷增多,這增大了電場的畸變程度,改變了電場力的分布,在極線附近的顆粒受到較強的電場力,驅進速度提高.因而,顆粒初始濃度的上升在一定程度上有利于增強顆粒的脫除效果.

圖14　不同初始濃度下顆粒的脫除效率Fig.14　Particle collection efficiencies with different inlet particle concentrations

3　結論

3.1 在較高溫度下(350～450℃),靜電除塵器可以保持良好的除塵效率.當溫度從90℃上升至450℃,在比收塵面積為46.5m2/(m3?s-1),粉塵初始濃度約為750mg/N m3的工況下,顆粒脫除效率均可達到98%以上.

3.2 在相同電壓下,隨著溫度的提高,電離系數增大,電子雪崩加劇,電暈電流顯著增強,顆粒的脫除效率提高.而在相同電流下,高溫下較低的空間場強使得顆粒的驅進速度減小,導致顆粒脫除效率的下降.

3.3 煙氣流速的提高降低了顆粒的脫除效率.PM1.0受煙氣流速的影響較PM2.5與PM10更為明顯,當煙氣流速從從0.466m/s提高到0.707m/s, PM1.0脫除效率下降達6%.

3.4 顆粒的脫除效率隨著顆粒濃度的上升而略有提高.顆粒濃度的增加使得空間電荷增多,電場畸變程度增大,擾動加劇,顆粒的碰撞及團聚作用更為明顯,增強了顆粒脫除效果.

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Abstract：An experimental-scale electrostatic precipitator was built to investigate the characteristics of corona discharge and particle collection at various temperatures ranging from 90℃ to 450℃. The influence of several key parameters (temperature, applied voltage, particle concentration and gas flow velocity) on particle collection efficiency were analyzed, and the results indicate that the collection efficiency can reach higher than 98% as the gas temperature increases form 90

℃ to 450℃, when the specific collection area (SCA) of the ESP is 46.5m2/(m3?s-1) and the inlet mass concentration of particles is about 750mg/Nm3.The collection efficiency increases with the increase of applied voltage, yet the growth rate reduces gradually. At the same voltage, as the temperature increases, the corona current increases substantially, which enhances the particle charging and finally improves the collection efficiency. However, at the same corona current, the particle collection efficiency decreases because of the low electric field intensity at high temperature. The increase in gas flow velocity reduces the particle collection efficiency, and the influence of gas flow velocity on PM1.0removal is much more significant than PM10. The increase in particle concentration enhances the collisions among particles and leads to particle coagulation, which is conducive to particle removal.

Key words：temperature；electrostatic precipitator；corona discharge；particle；collection efficiency

作者簡介：朱唯卓(1990-),男,浙江金華人,浙江大學碩士研究生,主要從事高溫煙氣顆粒物脫除研究.

基金項目：國家杰出青年科學基金項目(51125025);國家“973”項目(2013CB228504);國家863項目(2013AA065002)

收稿日期：2015-09-07

中圖分類號：X701.2

文獻標識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)04-1009-08