燃煤電廠細顆粒物排放粒徑分布特征

武亞鳳, 陳建華*, 蔣靖坤, 鄧建國, 馬子珍, 鐘連紅.中國環境科學研究院環境標準研究所， 北京 000 .清華大學環境學院， 北京 00084 .北京市環境保護科學研究院， 北京 0007

燃煤電廠細顆粒物排放粒徑分布特征

武亞鳳1, 陳建華1*, 蔣靖坤2, 鄧建國2, 馬子珍2, 鐘連紅31.中國環境科學研究院環境標準研究所， 北京 100012 2.清華大學環境學院， 北京 100084 3.北京市環境保護科學研究院， 北京 100037

目前細顆粒物區域污染已成為普遍現象，控制燃煤電廠細顆粒物的排放是控制大氣中細顆粒物的重要途徑之一，而了解燃煤電廠細顆粒物的排放粒徑分布及其形成的可能原因和影響因素顯得尤為重要. 針對浙江某電廠660 MW燃煤機組，在120、100、90和85 ℃四種不同運行工況下，采用Dekati ELPI+對電除塵器入口和出口以及煙囪60 m橫斷面處煙塵進行多平臺同步采樣測試，以研究該電廠所排放細顆粒物的粒徑分布特征、不同工況下細顆粒物的排放濃度及其變化規律. 結果表明：①不同工況下，電除塵器出口和煙囪60 m橫斷面處顆粒物數濃度都主要集中在亞微米態(粒徑<1 μm)，并隨粒徑增大而數濃度快速減小. ②隨著煙冷器出口煙氣溫度的降低，煙氣經過除塵裝置后，無論是顆粒數濃度還是質量濃度均有一定程度的下降，但當煙氣溫度降至90 ℃時，繼續降溫對電除塵器除塵效果的影響基本趨于恒定. ③無論燃用設計煤還是校驗煤，當煙冷器出口煙氣溫度相對較低時，經脫硫后積聚模態顆粒物質量濃度較除塵后有明顯增加；而煙氣溫度較高時，呈現出脫硫后較除塵后粗模態顆粒物質量濃度增長的現象. ④當原煙氣稀釋倍數從7倍增至10倍時，6～27 nm粒徑段顆粒物數濃度呈指數倍增長，說明稀釋過程主要影響納米級顆粒物的數濃度. ⑤燃用設計煤，煙冷器出口煙氣溫度90 ℃時，電除塵器對PM1的去除效果最明顯為63.9%～99.8%，可見降低電除塵器入口運行煙溫，可促進其對亞微米態顆粒物的捕集率.

細顆粒物(PM2.5)； 粒徑分布； 稀釋比； 煙冷器

近年來為有效控制電廠燃煤鍋爐細顆粒物和氣態污染物的排放，包括選擇性催化還原脫硝(SCR)、高效靜電除塵器以及濕法脫硫裝置在內的煙氣控制設備已得到普遍使用[1- 3]. 不僅控制了煙氣中SO2和NOx的濃度含量，以減少后續二次顆粒物的潛在生成，同時對排放的一次顆粒物具有一定去除和淋洗作用[4]. 但在脫硫過程中會同時增加水溶性PM2.5的排放，從而大幅影響細顆粒物的化學組分以及粒徑分布特征. Meij[5]對荷蘭大型燃煤電廠濕法脫硫后煙氣顆粒物來源分析表明，其中40%來源于飛灰，10%為石膏顆粒，50%為飽和的石膏蒸汽液滴，其中氣相蒸汽液滴一般在熱交換過程中進一步轉化為氣溶膠顆粒. 王琿等[6]研究表明，煙氣經過WFGD，出口煙氣中新增的石灰石與石膏顆粒分別占顆粒物質量的47.5%和7.9%.

細顆粒物中典型的組分水溶性離子濃度含量與煙氣溫度、含氧量有密切關系[7]. 而這些組分通常大部分存在于可凝結顆粒物中. 胡月琪等[8]研究北京燃煤電廠顆粒物排放特征，燃煤電廠煙氣凈化工藝設施為低氮燃燒+SCR脫硝+靜電除塵+布袋除塵+石灰石石灰-石膏濕法脫硫，脫硫后煙氣與省煤器后的旁路熱煙氣進行熱交換，使煙氣溫度提高至88 ℃，對原煙氣稀釋20倍，測試結果表明，一次可過濾顆粒物(FPM)所占比例較低為7.4%，而可凝結顆粒物(CPM)占總顆粒物濃度比例高達92.6%，可見針對高溫煙氣，稀釋過程中會生成大量的可凝結顆粒物，而該研究中CPM濃度占總顆粒物濃度比例相對較高，也可能與EPA202采集可凝結顆粒物的方法有關，該方法捕集了大量在實際環境空氣中無法凝結的SO2氣體. 總之，燃煤電廠細顆粒物的排放與燃燒工況以及后續控制裝置均有密切關系.

徐飛等[9]針對一臺440 th大型燃煤循環流化床鍋爐，研究了煤質、鍋爐負荷、n(Ca)n(S)以及含氧量等運行參數對顆粒物排放特征的影響. 劉小偉等[10]研究了燃燒過程中不同含氧量對可吸入顆粒物形成以及排放特征的影響. DU等[11]采用低壓撞擊器研究660 MW煤粉爐鍋爐負荷對細顆粒物排放特征的影響. Nielsen等[12]采用多平臺采樣方法研究了電廠諸多影響顆粒物生成的過程. 從燃煤電廠機組規模影響來看，單臺容量在300 MW以下的燃煤機組是粗顆粒物(PM>10)的主要來源，而在300 MW以上的燃煤機組對PM2.5排放貢獻(64.6%)較大[13]，可見靜電除塵器和濕法脫硫裝置對細顆粒物特別是PM1的去除效果并不理想，因此電廠燃煤鍋爐仍是環境空氣中細顆粒物的主要來源之一. 鑒于細顆粒物對大氣環境和人體健康的危害性，研究燃煤電廠細顆粒物的排放特征及影響因素，對制訂科學合理的顆粒物控制政策具有重要意義.

國內外學者針對火電廠顆粒物的排放特征已從諸多角度進行了詳細研究，但目前對不同運行煙氣溫度下，各除塵設備前后顆粒物的排放特征研究相對較少，為了解和掌握單臺660 MW超超臨界機組運行煙氣溫度以及燃用煤種對細顆粒物粒徑排放特征的影響方式，通過調節煙冷器，更換燃用煤種，分別對不同工況下靜電除塵器前后以及煙囪60 m橫斷面處煙氣顆粒物粒徑分布特征進行比對研究，以期為掌握我國大容量燃煤源細顆粒物排放特征奠定基礎.

1 測試電廠和儀器設備

測試電廠為浙江某電廠一臺660 MW高效超超臨界燃煤機組，機組類型：煤粉爐，煙囪高度200 m. 汽機入口蒸汽參數28 MPa620 ℃. 后續采用國際先進的低低溫電除塵加高效脫硫除塵方案進行煙氣治理. 測試使用的儀器設備為Dekati ELPI+和DI1000稀釋系統. 采樣期間，燃煤鍋爐運行負荷、燃燒狀態及煙氣凈化系統運行狀態保持穩定，通過調節ELPI+限流孔p=40.0 mbar(1 mbar=100 Pa)，采樣流量控制在10 Lmin.

2 樣品采集方案

2.1 采樣工況

采樣過程中，燃煤鍋爐機組負荷為660 MW. 根據灰分含量不同，燃用煤種分為設計煤和校驗煤，經煤質分析，兩種煤的全硫含量相等均為0.56%. 燃用設計煤種下煙冷器出口煙氣溫度分為85、90、100、120 ℃；燃用校驗煤煙冷器出口煙氣溫度分為90和120 ℃，見表1. 煙冷器[14]即低溫省煤器裝置，利用排煙余熱加熱凝結水，加熱后的凝結水返回低壓加熱器，從而提高機組效率，降低耗煤，同時又降低煙氣溫度，提高除塵效率. 實驗用煤煤質分析見表2.

表1 不同采樣工況變化

表2 燃煤電廠設計煤和校驗煤煤質

2.2 測試流程及采樣點位

針對設計煤和校驗煤這兩種煤質，在對應工況下，采用Dekati ELPI+于電除塵器前后以及煙囪60 m 橫斷面3個采樣點位進行細顆粒物質量濃度和粒數濃度同步測試，測試流程見圖1.

圖1 測試流程及采樣點位Fig.1 Testing process and sample points

2.3 樣品采集及計算公式

(1)

式中：ηi為除塵設備i粒徑段的分級效率，%；Cci為除塵設備出口煙道內i粒徑段顆粒物濃度，mgm3；Cji為除塵設備入口煙道內i粒徑段顆粒物濃度，mgm3；i為ELPI+各收集板捕集顆粒物對應的粒粒徑段.

2.4 質量保證與質量控制

采樣過程中，煙氣進入稀釋系統前，對粒徑大于10 μm的顆粒物進行預切割，避免大顆粒物在稀釋通道內因重力沉降、熱遷移擴散等影響稀釋混合效果. 為防止被污染，樣品采集結束后，采樣膜放入干凈的膜盒中，用鋁箔紙進行包裹，帶回恒溫恒濕實驗室進行恒重及后續的稱量，并與空白膜進行對比.

3 結果與討論

3.1 不同工況下脫硫塔前、后顆粒物粒徑分布變化

3.1.1 不同工況下脫硫塔前顆粒物粒徑分布

燃用設計煤在不同工況下電除塵器后顆粒物數濃度和質量濃度粒徑譜分布見圖2. 由圖2可知，當煙冷器全部退出運行后，其出口煙氣溫度約120 ℃，除塵后即脫硫塔入口顆粒物數濃度和質量濃度均相對較高. 顆粒物數濃度主要集中在1 μm以下[16]，并隨粒徑增大而快速減小，在1 μm處粒數濃度有增加趨勢. LIU等[17]研究也表明，燃煤電廠鍋爐排放的核模態顆粒物數濃度占主導地位. 另外，由圖2可知，煙冷器出口煙溫為120 ℃工況下，粒徑小于1 μm的顆粒物質量濃度呈雙峰分布，峰值在0.13和0.5 μm處. 隨著溫度降低，無論是顆粒物數濃度還是質量濃度都有明顯的下降，這與文獻報道[18]一致，但顆粒物數濃度仍主要集中在亞微米態. 對日本不少大型火電廠研究表明：煙氣溫度從125 ℃冷卻到85 ℃，其飛灰比電阻可從1012Ω·cm降至1010Ω·cm，這樣可大幅提高電除塵器的收集效率[19]，從而佐證了筆者所得結論. 由圖2可以看出，當煙冷器出口煙氣溫度分別為90和85 ℃時，除塵后顆粒物的數濃度粒徑分布基本一致；且當煙溫為85 ℃時，顆粒物質量濃度在粒徑>0.3 μm范圍內反而增加. 可推測煙冷器出口運行煙溫降低到一定程度，電除塵器對顆粒物的去除效果基本趨于恒定. 但對于煙冷器布置在電除塵器入口前這種布置方式最大的風險就是腐蝕，因為通常經過煙冷器后煙氣溫度基本降低到酸露點溫度，煙氣中SO3極易冷凝為硫酸液滴. 雖然經過電除塵器的高塵區，煙塵中含有大量的堿性物質，會與硫酸液滴發生中和反應生成硫酸鹽顆粒物，但中和反應的徹底性并未得到考證.

圖2 燃用設計煤除塵后PM10數濃度和質量濃度粒徑譜分布Fig.2 Number and mass concentration size distributions of PM10 outlet of electrostatic precipitator when designed coal used

燃用校驗煤煙冷器出口分別為90和120 ℃煙溫下，除塵后煙氣顆粒物數濃度和質量濃度粒徑譜分布如圖3所示. 可以看出煙氣溫度為90 ℃時，顆粒物的數濃度和質量濃度相對較低. 高溫煙氣經過煙冷器后，隨著溫度的降低，煙氣體積變小，飛灰比電阻降低，大幅提高電除塵器對0.1～1 μm粒徑段顆粒物的收集效率，與燃用設計煤種有類似的去除效果. 燃用校驗煤煙冷器出口90 ℃工況下，顆粒物的質量濃度在亞微米模態也呈雙峰分布，峰值分別為0.21 μm附近、0.5 μm附近；但在粗模態有兩個弱峰.

3.1.2 不同工況下脫硫塔后顆粒物粒徑分布

圖3 燃用校驗煤除塵后PM10數濃度和質量濃度粒徑譜分布Fig.3 Number and mass concentration size distributions of PM10 outlet of electrostatic precipitator when checked coal used

圖4 燃用設計煤脫硫后PM10數濃度和質量濃度粒徑譜分布Fig.4 Number and mass concentration size distributions of PM10 after the desulfurization device when designed coal used

圖5 燃用校驗煤脫硫后PM10數濃度和質量濃度粒徑譜分布Fig.5 Number and mass concentration size distribution of PM10 after the desulfurization device when checked coal used

燃用設計煤和燃用校驗煤脫硫后數濃度和質量濃度粒徑譜分布分別見圖4、5. 由圖4、5可知，無論燃用設計煤還是校驗煤，煙冷器全部退出后，采用Dekati ELPI+測試結果表明，納米級細顆粒物數濃度可達1010cm-3量級，而其他煙氣溫度下納米級顆粒物數濃度僅有107cm-3量級. 與燃用設計煤除塵后煙氣中納米級顆粒物數濃度隨煙氣溫度變化規律基本一致，針對全硫含量為0.56%的煤質，推測運行煙溫對電除塵器除塵效率影響比重較大. B?ck[20]研究表明，通常靜電除塵器的運行煙溫為150 ℃左右，而該溫度區間恰恰處于飛灰比電阻較大區域內. 對于低硫煤(硫含量為0.52%)當靜電除塵器入口煙氣溫度降低到100 ℃或者更低(酸露點以下)，可使比電阻大幅下降，硫酸霧在大顆粒物表面的凝結會進一步協同降低比電阻，起到煙氣調質的效果. 同時煙氣溫度降低，煙氣體積減小，反過來使停留時間增加，數濃度較大的納米級硫酸霧滴有足夠時間相互碰撞并向大顆粒物遷移，進而促進電除塵器對大顆粒物和納米級顆粒物的協同控制. 即降低電除塵器入口煙氣溫度，呈現出納米級顆粒物數濃度大幅降低的效果. 燃用設計煤，當煙冷器出口煙氣溫度降低至100 ℃后，繼續降溫，不同粒徑段顆粒物數濃度譜分布基本一致. 在4種工況中，該工況下煙囪顆粒物質量濃度反而最大，主要集中在0.8～10 μm.

3.2 同一工況下電除塵前、后以及脫硫后顆粒物質量濃度粒徑譜分布

圖6 煙冷器出口90和120 ℃下煙氣顆粒物質量濃度分布Fig.6 Mass concentration size distributions at the temperature of 90 and 120 ℃ outlet of the low-temperature economizer

同一工況下電除塵前、后以及脫硫后顆粒物質量濃度粒徑譜分布見圖6.由圖6可知，當燃用設計煤種，煙冷器出口溫度為90 ℃時，煙氣經過脫硫塔后粒徑<1.26 μm的顆粒物質量濃度較除塵后有明顯的反彈現象；而當煙冷器出口溫度為120 ℃時，煙氣經過脫硫塔粒徑>1.26 μm的顆粒物質量濃度較除塵后有增加趨勢. 燃用校驗煤煙冷器出口煙氣溫度90和120 ℃下，相對除塵后，煙囪60 m橫斷面處的顆粒物質量濃度有類似的變化趨勢. 即無論燃用設計煤還是校驗煤，當煙冷器出口煙氣溫度相對較低時，經脫硫后積聚模態顆粒物質量濃度較除塵后有明顯增加；而煙氣溫度較高時，呈現出脫硫后較除塵后粗模態顆粒物質量濃度增長的現象. 煙溫較低條件下煙囪排放煙氣中積聚模態顆粒物反彈可能是因為煤中的氯大部分以氯離子形式存在[21]，這部分氯在燃燒過程中80%在400 ℃前以HCl形式析出. 燃煤電廠鍋爐出口通常通過噴射NH3進行脫硝，過量的NH3與煤燃燒產生的氯化氫氣體在低溫高濕條件下，生成氯化銨二次細顆粒物[22]. 在選擇性催化脫硝過程中，少量SO2在催化劑作用下，轉化為SO3，并與煙氣中的水蒸氣生成硫酸霧，并且還原劑NH3、HCl與硫的化合物共存時，借助氧氣和水，可加速硫酸鹽的生成[23]. 當電除塵器前煙氣溫度為90 ℃時，氨鹽、硫酸鹽，硫酸霧滴等納米級的顆粒物存在凝結增長現象，大幅增加靜電除塵器對積聚模態顆粒物的收集效率，與LI等[24]研究結果一致. LI等[24]通過調節低壓省煤器負荷，實現運行煙溫從127 ℃到90 ℃的變化，以研究煙溫對靜電除塵器收集效率的影響，結果表明，隨著煙溫的降低，顆粒物的含水量和粘性力增加；通過掃描電子顯微鏡觀察，95 ℃下煙氣中顆粒物表面存在化學反應和凝結現象；隨著煙氣溫度降低，電除塵器灰斗中收集的顆粒物中值粒徑大幅降低. 因此90 ℃工況下煙氣經過濕法脫硫裝置后，脫硫漿液雖然對一次顆粒物具有一定淋洗作用，但石膏顆粒，脫硫漿液滴的夾帶，極易使積聚模態顆粒物反彈，而抵消了電除塵器對其去除作用. Saarnio等[16]研究表明，經過濕法脫硫后SO42-PM1和Ca2+PM1的值上升更為明顯(表明主要增加較細的顆粒物)，也佐證了筆者所得結論. 煙冷器出口120 ℃下，脫硫后相對除塵后細顆粒質量濃度進一步降低，表明脫硫塔對煙塵也具有一定的去除效果，且高溫條件下，這種去除作用強于脫硫漿液等的攜帶作用.

3.3 不同稀釋比對顆粒物數濃度粒徑分布的影響

電廠運行工況為燃用校驗煤，煙冷器出口溫度120 ℃，脫硫后煙氣溫度約50 ℃，機組負荷660 MW. 在煙囪60 m橫斷面處，通過調節對原煙氣的稀釋比，采用芬蘭Dekati ELPI+和DI1000稀釋系統對稀釋混合后煙氣顆粒物數濃度進行在線測試，以研究零空氣(經高效過濾器過濾和干燥后的潔凈空氣)稀釋對高溫高濕煙氣中細顆粒物粒數濃度的影響規律. 顆粒物數濃度的監測點位與測試顆粒物質量濃度的一致，通過ELPI+專用Excel轉化宏導出不同稀釋比下各粒徑段顆粒物數濃度. 為提高測試精確度，各稀釋比下，粒徑分布穩定后，原煙氣導出平行數濃度3組，7倍稀釋比下導出平行數濃度4組，10倍稀釋比下導出平行數濃度8組，同一稀釋比下不同粒徑段顆粒物數濃度取平行數濃度算術均值. 零空氣對原煙氣的稀釋倍數通過調節空氣壓縮機壓力(p)來實現：當p=0.1 MPa時，稀釋空氣對煙囪60 m橫斷面處原煙氣的稀釋倍數為7倍；當

p=0.2 MPa時，稀釋倍數為10倍. 通常在一定稀釋比范圍內，稀釋空氣稀釋比會影響原煙氣中的水蒸氣和有機化合物在顆粒物上吸附冷凝過程，從而影響膜采樣結果[25]. 不同稀釋比下煙氣顆粒物數濃度譜分布見圖7. 不同稀釋比下各粒徑段顆粒物粒數濃度見表3.

注：Di為粒徑段幾何中值.圖7 不同稀釋比下顆粒物數濃度譜分布Fig.7 Number concentration distribution at different dilution ratios

表3 不同稀釋比下不同粒徑段顆粒物數濃度

注：Di為粒徑段幾何中值.

根據圖7可知，當對煙囪60 m橫斷面處原煙氣稀釋10倍時，煙氣中0.006～0.013 6 μm粒徑段顆粒物數濃度穩定在1.81×109cm-3(算術平均值)附近；在同樣的工況下，當稀釋比降低至7倍時，同樣粒徑段顆粒物數濃度約為5.43×105cm-3，原煙氣中此粒徑段顆粒物粒數濃度大約2.12×105cm-3. 隨著稀釋比從7升至10，0.006～0.013 6 μm粒徑段顆粒物粒數濃度分別約為原煙氣該粒徑段的2.5和104倍，即隨著稀釋比增大，煙溫和濕度逐漸降低，半揮發性物質飽和度增加以及水蒸氣在顆粒物表面的冷凝，導致煙氣中納米級顆粒物數濃度驟然增加[26]，這些納米級顆粒物包括一次可凝結顆粒物以及部分二次細顆粒物. 根據不同稀釋比下顆粒物數濃度譜分布可知，數濃度譜分布均呈單峰分布，峰值對應的粒徑逐漸減小，分別為0.072、0.027、0.009 μm. 另外，稀釋比對0.027 μm以下的顆粒物數濃度影響較大，原煙氣、稀釋7倍、稀釋10倍煙氣中6～27 nm粒徑段顆粒物數濃度分別約為1.92×106、4.17×106、1.92×109cm-3，呈指數倍增長，與Myll?ri等[27]研究結果一致. 因此，稀釋比對數濃度粒徑分布和納米級顆粒物數濃度有很大影響，增加稀釋比使納米級顆粒物數濃度急劇增加[28]. 該過程很好地模擬了高溫高濕煙氣排放到大氣中真實的混合過程. 分析結果與伍晨波等[29]研究的稀釋空氣溫度為20 ℃下，一系列稀釋比(10～20)對顆粒比排放結果的影響一致. 與Swanson等[30]通過計算模擬有機氣體飽和度受稀釋比影響的結論一致：當稀釋比增加，半揮發性有機物質飽和度增加，煙氣中有機化合物冷凝吸附量增加. 但與朱少平等[31]研究結果存在一定差異，朱少平等[31]研究的某發電廠鍋爐負荷600 MW，脫硫后煙氣溫度為55 ℃. 將原煙氣分別稀釋74(8.7×8.5)倍和8.7倍，結果表明，稀釋倍數為74得到的PM1數濃度平均約為 215 805 cm-3；而8.7倍的稀釋比下PM1的數濃度平均值約為 289 762 cm-3，即細顆粒物數濃度與稀釋比成反比關系，可能與壓縮空氣加熱到90 ℃有一定相關性.

濕法脫硫后煙氣濕度都相對較大，測試過程水滴、半揮發性物質和冷凝水對顆粒物濃度的影響不容忽視，而稀釋比和稀釋空氣溫度均與水滴、半揮發性物質以及水蒸氣的吸附冷凝情況密切相關[32]. 因此實際測試過程中，應根據實際情況(煙氣溫度和濕度)選擇合適的稀釋比，以提高測試結果的準確性.

3.4 靜電除塵器和濕法脫硫裝置分級除塵效率

總除塵效率是評價除塵設備的一項重要指標. 顆粒物的粒徑分布對除塵器的除塵效率影響較大. 為準確評估除塵設備性能，根據式(1)計算得出實驗基準工況下靜電除塵器和濕法脫硫裝置的分級除塵效率見圖8.

圖8 不同控制設備顆粒物分級去除率Fig.8 Particle classification removal efficiency of different control equipment

對于燃用設計煤，煙冷器出口溫度為90 ℃工況下電除塵器對0.017～1 μm粒徑段顆粒物的去除率為63.9%～99.8%；對1～10 μm粒徑段顆粒物的去除率為99.4%～99.8%. 煙氣經過電除塵器+濕法脫硫裝置0.017～1 μm粒徑段顆粒物的去除率為-44.4%～96.9%；1～10 μm粒徑段顆粒物的去除率為99.1%～99.9%. 運行工況一定條件下，濕法脫硫對煙氣中顆粒物質量濃度影響表現為以下3個方面：①在脫硫過程中，部分顆粒物被淋洗下來；②在脫硫過程中可能伴隨脫硫液的夾帶，一些小液滴穿過除霧器后干化形成固體顆粒物；③硫酸鹽(CaSO4)、氨鹽〔NH4HSO4、NH4Cl、(NH4)2SO4〕等納米級顆粒物的成核增長[27]. 由除塵效率曲線可直觀表征此工況下經濕法脫硫設備后，相對除塵前PM1的質量濃度有明顯增加(可達44.4%)，影響因素②③可能占主導作用. 與SUI等[33]研究結果一致. SUI等[33]研究表明FGD對PM1的捕獲不具有顯著性. 由于石灰和石膏顆粒的夾帶，以及在脫硫過程顆粒物的成核使脫硫后細顆粒物反而有所增加[34- 35].

對于燃用設計煤，煙冷器出口溫度為120 ℃工況下電除塵器對0.017～1 μm粒徑段顆粒物的去除率為56.8%～97.1%；對1～10 μm粒徑段顆粒物的去除率為98.6%～99.9%. 電除塵器+濕法脫硫裝置對0.017～1 μm粒徑段顆粒物的去除率為84.4%～99.5%；對1～10 μm粒徑段顆粒物的去除率為98.1%～99.9%. 可知當電除塵器入口煙氣溫度較高為120 ℃，0.1～1 μm粒徑段顆粒物荷電效果明顯降低，而影響電除塵器對亞微米態顆粒物的總去除率. 該工況下，脫硫漿液對煙氣中顆粒物的淋洗作用占主導，使脫硫后顆粒物去除率進一步提高.

燃用校驗煤煙冷器出口溫度為90 ℃工況下，電除塵器和電除塵器+濕法脫硫裝置對0.017～1 μm粒徑段顆粒物的去除率分別為54.5%～98.9%、86.4%～99.5%；對1～10 μm粒徑段顆粒物的去除率分別為99.6%～99.9%、99.7%～99.9%. 燃用校驗煤煙冷器出口溫度為120 ℃工況下，電除塵器和電除塵器+濕法脫硫裝置對0.017～1 μm粒徑段顆粒物的去除率分別為52.4%～99.5%、44.1%～99.8%；對1～10 μm粒徑段顆粒物的去除率分別為99.7%～99.9%、98.0%～99.8%. 對比4種工況，燃用設計煤，煙冷器出口煙氣溫度90 ℃時，電除塵器對PM1的去除效果最明顯. 但是后續濕法脫硫過程中可能由于脫硫漿液的夾帶和氨鹽、氯化鹽的成核增長使PM1的質量濃度有所反彈.

4 結論

a) 不同工況下，電除塵器出口和煙囪60 m橫斷面處顆粒物數濃度都主要集中在亞微米態(粒徑<1 μm)，并隨粒徑增大而數濃度快速減小.

b) 隨著煙冷器出口煙氣溫度的降低，煙氣經過除塵裝置后，無論是顆粒數濃度還是質量濃度均有一定程度的下降，但當煙冷器出口煙氣溫度降低到90 ℃ 時，繼續降溫對電除塵器除塵效果的影響基本趨于恒定.

c) 無論燃用設計煤還是校驗煤，當煙冷器出口溫度相對較低時，經脫硫后積聚模態顆粒物質量濃度較除塵后有明顯增加；而煙氣溫度較高時，呈現出脫硫后較除塵后粗模態顆粒物質量濃度增長的現象.

d) 當原煙氣稀釋倍數從7倍增至10倍時，6～27 nm粒徑段顆粒物數濃度呈指數倍增長，說明稀釋過程主要影響納米級顆粒物的數濃度.

e) 燃用設計煤，煙冷器出口煙氣溫度90 ℃時，電除塵器對PM1的去除效果最明顯為63.9%～99.8%，可見降低電除塵器入口運行煙溫，可促進其對亞微米態顆粒物的捕集率.

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Size Distribution Characteristics of Fine Particles from a Coal-Fired Power Plant

WU Yafeng1, CHEN Jianhua1*, JIANG Jingkun2, DENG Jianguo2, MA Zizhen2, ZHONG Lianhong3

1.Research Institute of Environmental Standard, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 2.School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China 3.Beijing Municipal Research Institute of Environmental Protection, Beijing 100037, China

Regional fine particulate matter pollution has become a common phenomenon recently. Controlling the emissions of fine particulate matter from coal-fired power plants is one of the most important ways to control fine particulate matter in the atmosphere. It is especially important to determine the size distribution of fine particles from coal-fired power plants and the possible causes of formation and influencing factors. Based on one 660 MW coal-fired power unit in Zhejiang Province, the Dekati ELPI+ was applied to do multi-platform sampling testing for smoke at the inlet and outlet of the electrostatic precipitator, as well as the cross section of the chimney (60 m) at different operating conditions of 120, 100, 90 and 85 ℃. The goal was to study the size distribution characteristics of fine particles discharged from the power plant and how the emission concentrations of fine particulate matter is affected by different operating conditions. The results showed that: (1) Number concentration of particles was mainly concentrated on submicron modal (aerodynamic diameter smaller than 1 μm); with the increase of particle size, the number concentration rapidly decreased. (2) Both number concentration and mass concentration of fine particles at the outlet of the electrostatic precipitator decreased somewhat with the fall of flue gas temperature at the low-temperature economizer exit; nevertheless, when the temperature was reduced to 90 ℃, collection efficiency of the electrostatic precipitator tended to be roughly constant. (3) Mass concentration of particles at accumulation modal after the desulfurization device was higher than at the outlet of the electrostatic precipitator when the flue gas temperature at the low-temperature economizer exit was lower, regardless of whether designed coal or checked coal was burned. On the contrary, when the temperature was higher, the mass concentration of particles at coarse mode was relatively higher after the desulfurization device. (4) In the dilution ratio range chosen in this study, number concentrations of particles with aerodynamic diameter between 6 nm and 27 nm exponentially increased when the dilution ratio was increased from 7 to 10 times; the conclusion was that the number concentration of nanoparticles was affected mainly during dilution. (5) The removal efficiency (63.9%- 99.8%) of the electrostatic precipitator was the highest for PM1when the flue gas temperature was 90 ℃ after low-temperature economizer when the designed coal was burned. Thus, the trapping of PM1was promoted when the temperature of flue gas was low at the outlet of the electrostatic precipitator.

fine particles (PM2.5); size distribution; dilution ratio; low-temperature economizer

2017-02-15

2017-04-05

國家環境保護公益性行業科研專項(201309046)；國家自然科學基金項目(21277132)；北京市環境保護科學研究院院基金項目(2013-B- 02)

武亞鳳(1991-)，女，山西大同人，1135936652@qq.com.

*責任作者，陳建華(1970-)，女，北京人，研究員，博士，主要從事大氣環境化學和環境標準研究，chenjh@craes.org.com

X513

1001- 6929(2017)08- 1174- 10

A

10.13198j.issn.1001- 6929.2017.02.42

武亞鳳,陳建華,蔣靖坤,等.燃煤電廠細顆粒物排放粒徑分布特征[J].環境科學研究,2017,30(8):1174- 1183.

WU Yafeng,CHEN Jianhua,JIANG Jingkun,etal.Size distribution characteristics of fine particles from a coal-fired power plant[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(8):1174- 1183.