周心澄　 黃治軍　 潘丹萍　 胡　斌　楊林軍

(1東南大學能源熱轉換及其過程測控教育部重點實驗室, 南京 210096)(2江蘇方天電力技術有限公司, 南京 211102)

隨著我國經濟高速發(fā)展,能源消耗增加,以煤炭為主的能源消費結構造成的環(huán)境問題日益突顯,其中顆粒物排放導致的環(huán)境污染問題尤為嚴重,PM2.5造成的霧霾天氣頻發(fā)引起了廣泛的社會關注[1-2].燃煤電站是顆粒物排放的重要來源之一,據(jù)中電聯(lián)統(tǒng)計,2016年電力行業(yè)煙塵排放量高達35×104t.近年來燃煤電站煙塵排放標準更加嚴格,2014年出臺的《煤電節(jié)能減排升級與改造行動計劃(2014—2020年)》[3],要求新建燃煤發(fā)電機組煙塵排放達到燃氣輪機組的“超低排放”標準,即在基準含氧量6%條件下煙塵排放濃度不高于10 mg/m3.

為實現(xiàn)顆粒物超低排放,燃煤電站應綜合采用一次和二次除塵措施[4].一次除塵即濕法脫硫前對煙氣顆粒物的高效脫除,主流技術有電除塵、布袋除塵等.二次除塵指濕法脫硫過程中對顆粒物進行協(xié)同脫除和脫硫后采用濕式電除塵進一步脫除顆粒物.目前,國內外對燃煤煙氣顆粒物在一次除塵中的深度脫除研發(fā)了很多先進技術,如低低溫電除塵技術、電袋復合技術、高頻電源技術、旋轉電極電除塵技術等.據(jù)不完全統(tǒng)計,日本運用低低溫電除塵技術的機組容量累計超過15 000 MW,電除塵入口煙溫約90 ℃,出口煙塵濃度均低于30 mg/m3;壽春暉等[5]結合國內燃煤電站低低溫除塵器運行數(shù)據(jù)得到:不同運行溫度條件下,設備出口煙塵濃度可穩(wěn)定控制在20 mg/m3以內,除塵效率均值達到99.88%;以低低溫電除塵技術為核心的煙氣協(xié)同治理技術路線已成為我國燃煤電廠實現(xiàn)超低排放的主流技術路線之一,據(jù)中電聯(lián)統(tǒng)計,截至2016年底,火電廠安裝低低溫電除塵器機組容量約85 GW,占全國燃煤機組容量的9.0%.電袋復合除塵器由于改造便利且兼具靜電除塵器及布袋除塵器的優(yōu)勢[6-7],在我國應用廣泛;廣東沙角C電廠2號660 MW燃煤機組、珠海發(fā)電廠1號和2號機組、河南平頂山發(fā)電分公司2×1 000 MW機組均采用電袋復合技術對原有電除塵器進行超低排放改造.高頻電源是電除塵高壓供電領域的新熱點,近幾年被迅速推廣應用[8],國電蚌埠電廠、華能南京電廠、上海外高橋三廠等均對電除塵器進行了高頻電源改造.濕法脫硫協(xié)同高效除塵技術近年來也受到關注,脫硫漿液洗滌脫除SO2過程中,煙塵、汞等污染物可實現(xiàn)協(xié)同脫除,在采用托盤、單塔雙循環(huán)、雙塔雙循環(huán)等技術對濕法脫硫系統(tǒng)進行脫硫提效改造的同時,協(xié)同除塵效率也有望得到改善,華能上安電廠600 MW機組脫硫系統(tǒng)采用托盤塔技術對脫硫系統(tǒng)進行增容改造,改造后SO2、煙塵脫除效率分別為99.44%和60.84%.

國內外對除塵、脫硫系統(tǒng)的提效改造進行了大量實驗研究,但多關注單一技術,缺乏對比;國內燃煤電站對不同超低排放技術改造也開展了探索,但針對改造技術現(xiàn)場運行情況多側重考察單一污染物在其專用脫除系統(tǒng)的脫除效率.因此,本文選取5臺應用超低排放技術的機組,對其除塵單元的煙塵深度脫除能力和濕法脫硫系統(tǒng)的協(xié)同除塵能力開展了現(xiàn)場測試,并結合實測結果分析了各超低排放改造技術對煙氣中顆粒物排放特性的影響,為燃煤電站超低排放改造提供理論參考.

1　試驗

1.1　測試對象

選取已開展超低排放改造的5家燃煤電站,煙氣污染物處理工藝路線均為爐內低氮燃燒系統(tǒng)—選擇性催化還原脫硝(SCR)系統(tǒng)—靜電除塵器(ESP)—濕法脫硫系統(tǒng)(WFGD).在超低排放改造中,這5家燃煤電站在靜電除塵、濕法脫硫系統(tǒng)采用了不同的改造措施.電站裝機容量、除塵設備、脫硫設備等見表1.

1.2　測試儀器及方法

測試內容及測試儀器設備見表2.

測試依據(jù)《固定污染源排氣中顆粒物測定與氣態(tài)污染物采樣方法》(GB/T 161570—1996)、《電除塵器性能測試方法》(GB/T 13931—2002).煙塵采用嶗應3012型自動煙塵測定儀采樣測試,每點取樣時間不少于30 min.該儀器采用高精度微壓傳感器、流量傳感器、濕度傳感器,能夠自動跟蹤煙氣流速進行等速采樣,測量準確可靠;采樣使用的玻璃纖維濾筒對0.3 μm的顆粒物捕集效率不低于99.9%,采樣后樣品在實驗室進行烘干稱重.煙氣中細顆粒物濃度與粒徑分布采用芬蘭Dekati公司生產的電稱低壓沖擊器(electrical low pressure impactor)實時在線測量,該儀器基于慣性撞擊原理,可精確測量顆粒物粒徑分布的特征,其空氣動力學直徑在0.023 3～9.314 0 μm范圍內.

表2　測試方法及主要儀器

測點主要布置在各機組ESP和WFGD進出口.現(xiàn)場測量時,為保證測量準確性,排除高濕煙氣中液滴、冷凝水滴對測量精度的影響,在煙塵采樣槍、ELPI采樣管外均加裝伴熱裝置,伴熱溫度為120 ℃,ELPI采用二級稀釋.

2　結果與討論

2.1　電除塵超低排放改造對顆粒物排放特性的影響

2.1.1低低溫電除塵技術

電站1機組配置2臺三室四電場除塵器,原設計除塵器入口煙氣量為1.58×106m3/h,入口煙溫為132 ℃,入口煙塵濃度為12 390 mg/m3,除塵效率大于99.7%.超低排放改造后,鍋爐空氣預熱器出口與電除塵器入口設置煙氣冷卻器,電除塵器入口煙溫由123～140 ℃降至90 ℃左右.對改造后的電除塵器性能進行了測試.測試結果表明,電除塵器進、出口煙塵濃度為12 555,16.30 mg/m3,除塵效率為99.87%,與改造前相比,除塵器出口排放濃度降低了56.15%.測試期間,電除塵器進出口煙溫均為89.9～94.1 ℃,低于酸露點,煙氣中大部分SO3形成硫酸霧并黏附在粉塵表面,使粉塵比電阻降低,避免了反電暈現(xiàn)象[9-10].同時,煙氣溫度的降低使煙氣流量減小并提高于電場運行的擊穿電壓[11-12],這均有利于除塵效率的提高.

圖1和圖2為該低低溫電除塵器進出口細顆粒物粒徑分布和濃度累積分布.圖中，M為質量濃度；Dp為顆粒粒徑.電除塵進出口細顆粒物質量主要集中于粒徑大于1 μm的微米級顆粒,而亞微米級顆粒數(shù)量占絕大多數(shù),粒徑小于1 μm的顆粒數(shù)量占總數(shù)量的97%以上.經低低溫電除塵后,相同粒徑下出口數(shù)濃度累計百分數(shù)高于入口數(shù)濃度累計百分數(shù).主要經除塵后,粗顆粒去除率高于亞微米顆粒,亞微米級顆粒數(shù)量濃度累計相對增大.

(a) 電除塵入口

(b) 電除塵出口

圖2　低低溫電除塵器進出口顆粒質量濃度和數(shù)濃度累積分布

2.1.2電袋復合除塵技術

電站2燃煤機組原電除塵器為雙室三電場四通道電除塵器,除塵效率偏低,煙氣含塵量較高，影響脫硫系統(tǒng)正常運行.超低排放改造將原靜電除塵器改為FE型電袋復合除塵器,一體式“前電后袋”布置,前級電除塵區(qū)布置2個分區(qū)電場,布袋除塵區(qū)采用低壓長袋技術.該結構下,煙氣最終通過布袋排出,避免了靜電除塵器末級極板清灰時顆粒逃逸的結構性缺陷.

在機組330和300 MW負荷下進行測試,結果表明,鍋爐滿負荷運行期間,電袋復合除塵器進、出口煙塵濃度為17 762,10.89 mg/m3,除塵效率為99.94%.降負荷至300 MW后,除塵器處理煙氣量由2.17×106m3/h降低至2.16×106m3/h,煙氣溫度由128.8 ℃降低至123.0 ℃.除塵器進、出口煙塵濃度略有降低,分別為17 284,9.88 mg/m3,除塵效率為99.94%,基本沒有變化.鍋爐負荷降低導致煙氣溫度降低,流速減小,使得電暈區(qū)粉塵比電阻降低,荷電量增加[13];布袋除塵區(qū)熱擴散能力減弱,一定程度上減小了細顆粒穿透濾袋纖維間隙的幾率.總體而言,變負荷前后電袋復合除塵器的除塵效率較穩(wěn)定.

與常規(guī)布袋除塵器和靜電除塵器相比,電袋復合除塵器結構緊湊,結合了2類除塵技術的優(yōu)勢，該電袋復合除塵器電除塵區(qū)進出口煙塵粒徑分布如圖3所示.含塵煙氣經電除塵區(qū)后粒徑向細顆粒方向遷移,亞微米級顆粒濃度顯著上升,該粒徑分布特征表明電場區(qū)濾去了大部分粗粉塵,大幅降低了濾袋負荷,提供了選擇較高過濾風速的條件.同時,濾袋數(shù)量的減少降低了除塵器阻力,本次試驗過程中,330,300 MW負荷時除塵器本體阻力分別為976.6,1 155.5 Pa,遠低于常規(guī)布袋除塵器本體阻力(約1 600 Pa),相比布袋除塵器降低了引風機的電耗.

圖3　電袋復合除塵器電除塵區(qū)進出口煙塵粒徑分布

2.1.3旋轉電極及高頻電源技術

電站3燃煤機組原配有2臺雙室四電場靜電除塵器,設計煙塵排放濃度為50 mg/m3,已無法滿足排放標準.改造后保留電除塵器本體一、二、三電場,四電場改為旋轉電極,一、二電場電控部分改為高頻電源.對650,450 MW負荷工況下電除塵進出口煙塵排放特性進行測試.

經旋轉電極及高頻電源改造后,滿負荷運行靜電除塵器進、出口煙塵濃度為19 895,22.94 mg/m3,除塵效率為99.88%.低負荷運行時,除塵器進口煙氣溫度由123.5 ℃降低為112.5 ℃,煙氣量由4.84×105m3/h降低為3.85×105m3/h,除塵器進、出口煙塵濃度為21 077,21.88 mg/m3,除塵效率為99.90%.從測試結果得到,一、二級電場經高頻電源改造和末級電場經旋轉電極改造后,除塵效率得到顯著提高，且負荷變化時運行穩(wěn)定,適應性良好.旋轉電極技術的應用解決了改造前常規(guī)電除塵器的2個問題:① 末級電場的旋轉鋼刷可使陽極板始終保持清潔,避免了反電暈;② 非電場區(qū)清灰最大限度地減少二次揚塵,降低了電除塵出口排放濃度[14].

2.1.4電除塵超低排放改造技術對比

低低溫電除塵技術、電袋復合技術、旋轉電極和高頻電源技術改造下各電站電除塵系統(tǒng)在鍋爐滿負荷運行時進出口煙塵濃度及效率對比如圖4所示.電袋復合技術除塵效率最高,但為保證超低排放運行可靠及提高適應工況變化的能力,布袋濾料需選用高精度過濾濾料,如電站2選用的(50%PPS+50% PTFE)混紡+PTFE基布材質,投資運行成本較高.電站1除塵器經改造后,假定脫除效率不變,低低溫電除塵器電場數(shù)量、流通面積、運行能耗均降低,但由于煙塵比電阻降低,極板對煙塵黏附力減小,二次揚塵增加,削弱了低低溫電除塵的除塵能力.電站3高頻電源相比工頻電源提高了電場的工作電壓和電流,增大了電暈功率,提高粉塵荷電強度，從而提高了除塵效率,特別適用于高粉塵濃度、高電場風速的電場改造.除與旋轉電極技術結合應用外,還可與低低溫技術等結合應用,在煙塵濃度最高的第一電場布置高頻電源,增加電暈電流,可避免電暈閉塞問題,有效提升了電除塵器的工況適應性.綜合來看:電除塵器應優(yōu)先配置高頻電源等其他高效電源進行供電;低低溫電除塵器適用于灰硫比大于100的煙氣條件;電袋復合技術除塵效率受煤質、煙氣工況影響很小,尤其適用于排放要求嚴格的地區(qū)及300 MW及以下老機組除塵系統(tǒng)的改造.

圖4　電除塵超低排放改造技術對比

2.2　濕法脫硫系統(tǒng)超低排放改造對顆粒物排放特性的影響

2.2.1托盤塔技術

電站1機組煙氣脫硫裝置采用石灰石石膏濕法煙氣脫硫工藝,脫硫系統(tǒng)原設計入口SO2濃度為2 142 mg/m3,脫硫效率不小于95%.為滿足SO2、煙塵的超低排放要求,對脫硫系統(tǒng)進行提效改造,在塔內噴淋層下方增設多孔合金托盤、優(yōu)化除霧器.對增設托盤后機組脫硫系統(tǒng)的性能開展試驗,測試內容包括煙塵、SO2脫除效率、托盤塔系統(tǒng)阻力等.托盤上方的持液延長了氣液接觸時間,并且托盤均勻多孔的結構對煙氣起到了整流作用,吸收塔各截面上煙氣與漿液接觸充分,因而改造后系統(tǒng)實現(xiàn)了較高的脫硫及協(xié)同除塵效率.實測得到,在滿負荷工況下,脫硫系統(tǒng)進、出口SO2濃度為20 384,8.2 mg/m3,SO2脫除效率為99.60%,較改造前有很大提高.從協(xié)同除塵能力看,托盤內持液使得煙氣在穿過托盤時氣液劇烈擾動,呈現(xiàn)出類似“沸騰”狀態(tài),托盤層對煙塵的洗滌捕集作用十分明顯[15-16];滿負荷下實測脫硫系統(tǒng)不同位置煙塵濃度和阻力,結果如圖5所示,其中,測點1為WFGD系統(tǒng)出口;測點2為托盤上部;測點3為吸收塔除霧器出口;測點4為煙道除霧器出口;測點5為煙囪入口.脫硫系統(tǒng)入口煙塵濃度為16.30 mg/m3,經托盤后煙塵濃度降低了26.32%,煙道除霧器出口煙塵濃度為2.09 mg/m3,系統(tǒng)除塵效率為87.18%.

圖5　托盤塔脫硫系統(tǒng)不同位置煙塵濃度及阻力

托盤噴淋塔由于氣液接觸充分、傳質效果好、捕集效果明顯,具有較高的脫硫、除塵效率,同等條件下降低了漿液循環(huán)量和液氣比.但另一方面,托盤和持液層的存在增大了系統(tǒng)阻力,從圖5可以看出,系統(tǒng)總壓降2 270 Pa,其中托盤阻力735 Pa,占總壓降的23.38%.托盤的壓降與托盤孔隙率、持液層高度有關,孔隙率過低使得持液量增大,漿液無法從托盤上下落,阻力增大,過大的托盤阻力會增加增壓風機電耗,影響系統(tǒng)正常運行[17].因而在進行托盤塔改造時應綜合運行工況、操作條件、煙氣性質等選擇托盤孔隙率,在保證脫硫、除塵效率的前提下降低系統(tǒng)阻力.

2.2.2單塔雙循環(huán)技術

電站4機組采用石灰石石膏法煙氣脫硫工藝,原脫硫系統(tǒng)設計參數(shù)入口煙氣量為1.16×106m3/h,SO2濃度為3 500 mg/m3,脫硫效率不低于98.6%.因原脫硫系統(tǒng)SO2、煙塵排放均無法達到超低排放標準,對系統(tǒng)進行增容提升和單塔雙循環(huán)改造.改造后脫硫噴淋層分為上、下2個循環(huán),運行參數(shù)相互獨立,煙氣中SO2、煙塵脫除在塔內分區(qū)完成,集液槽將上級循環(huán)噴淋漿液收集后輸送回AFT漿池.

對改造后的脫硫系統(tǒng)在滿負荷時脫硫、除塵效率、上下循環(huán)漿液pH、含固量等進行測試.脫硫系統(tǒng)進、出口SO2濃度分別為2 377.7,12.3 mg/m3,SO2脫除效率99.48%;煙塵進、出口濃度72.40,10.48 mg/m3,煙塵脫除效率85.52%,脫除效率較改造前均有較大提升.吸收區(qū)、氧化區(qū)循環(huán)漿液pH值分別為6.99,5.73,含固量分別為7.13%,20.6%.氧化區(qū)pH值較低,保證了石灰石的充分溶解和亞硫酸鈣的氧化效果,同時在預洗滌過程中,漿液除脫除部分SO2外,煙氣中煙塵、HCl、HF等均被部分洗滌去除,降低了雜質對吸收區(qū)SO2吸收效率的影響.吸收區(qū)較高的pH有利于酸性氣體的吸收,保證了SO2較高的脫除效率.從漿液含固量看,氧化區(qū)較高的漿液含固量有利于石膏的沉淀結晶,同時由于漿液過飽和度增加,石膏結晶時間增長,有利于晶體長大與脫水;吸收區(qū)漿液較低的含固量有利于促進SO2的溶解吸收,保證脫硫效率.單塔雙循環(huán)脫硫系統(tǒng)對煙塵的脫除效果較改造前有顯著提升.集液槽在集液的同時均布煙氣,集液過程產生的水膜對煙塵有良好的捕集效果.另一方面,脫硫系統(tǒng)出口煙塵成分除飛灰外還有在脫硫過程中漿液夾帶蒸發(fā)形成的固體顆粒,單塔雙循環(huán)系統(tǒng)吸收區(qū)漿液密度低于氧化區(qū)漿液及單塔噴淋系統(tǒng)漿液密度,經吸收區(qū)洗滌后,夾帶液滴的含固量降低,從而減少了顆粒物的排放.

2.2.3雙塔雙循環(huán)技術

電站5機組煙氣脫硫裝置采用石灰石石膏法煙氣脫硫工藝,雙塔串聯(lián)結構,設計WFGD入口煙氣量為1.01×106m3/h,SO2濃度為2 400 mg/m3,脫硫效率不低于99.0%.雙塔雙循環(huán)脫硫技術的原理與單塔雙循環(huán)技術類似,通過調節(jié)兩塔噴淋漿液pH、脫硫效率分配等實現(xiàn)高效脫硫除塵,因而試驗除關注SO2、煙塵脫除效率外,對系統(tǒng)細顆粒物的排放特征進行了測試分析.

測試期間,脫硫系統(tǒng)進、出口SO2濃度分別為2 180,28.9 mg/m3,SO2脫除效率顯著提高.系統(tǒng)進、出口煙塵濃度分別為101.00,20.40 mg/m3,煙塵脫除效率為79.80%.脫硫系統(tǒng)進、出口細顆粒物質量濃度如圖6所示,經脫硫后煙氣中細顆粒物質量濃度由45.20 mg/m3降至16.08 mg/m3,脫除效率為64.42%.較單塔噴淋系統(tǒng)20%～50%的細顆粒物脫除效率,雙塔雙循環(huán)系統(tǒng)對細顆粒物脫除能力更高.濕法煙氣脫硫系統(tǒng)除塵機理主要是慣性碰撞、截留和布朗擴散,雙塔脫硫系統(tǒng)煙氣在進入吸收塔前經預洗滌塔洗滌,流場更為均勻,對粉塵的攔截效果增大,提高了漿液滴與顆粒物碰撞捕集幾率.

圖6　雙塔雙循環(huán)脫硫系統(tǒng)進出口細顆粒物濃度

雙塔雙循環(huán)脫硫系統(tǒng)進出口煙氣中細顆粒物粒徑分布如圖7所示.由圖可見,煙氣經脫硫塔洗滌后,細顆粒物質量濃度呈單峰分布,大部分粒徑范圍內細顆粒物濃度下降，而PM2.5所占比例增加.與單塔系統(tǒng)相比,雙塔脫硫系統(tǒng)對微米級細顆粒物脫除作用更加明顯,雙塔系統(tǒng)出口亞微米級顆粒物濃度略有上升,脫硫凈煙氣中亞微米級顆粒物所占比例高于單塔脫硫系統(tǒng).其原因為:① 塔內脫硫漿液洗滌協(xié)同脫除了脫硫煙氣中部分顆粒物,但細顆粒在塔內不易被捕集,容易被煙氣夾帶出脫硫塔;② 濕法脫硫過程中由于細小漿液液滴蒸發(fā)結晶等物化過程,使得脫硫過程中形成了新的顆粒物[18-20].對脫硫凈煙氣中顆粒物進行XRD分析,結果如圖8所示.可以看出,顆粒物主要成分包含CaSO4·0.5H2O,CaSO4·2H2O等,脫硫后排放總塵中包含了脫硫過程產生的鹽類物質.為探究脫硫前后煙氣中細顆粒物物性變化,分別對脫硫系統(tǒng)入口及脫硫凈煙氣中的細顆粒物進行了形貌分析,結果如圖9所示.對比圖9(a)與(b)可以看出,經雙塔雙循環(huán)脫硫后,煙氣中粒徑較大的顆粒被洗滌脫除,凈煙氣中出現(xiàn)了脫硫漿液夾帶蒸發(fā)生成的棱柱狀石膏顆粒.

圖7　雙塔雙循環(huán)脫硫系統(tǒng)進出口粒徑分布

圖8　脫硫凈煙氣中顆粒物組分分析

(a) 脫硫前

(b) 脫硫后

2.2.4濕法脫硫超低排放改造技術對比

托盤塔技術、單塔雙循環(huán)技術及雙塔雙循環(huán)技術改造后各電站濕法脫硫系統(tǒng)在鍋爐滿負荷運行時進出口煙塵濃度及脫硫、除塵效率對比如圖10所示,改造后WFGD系統(tǒng)脫硫除塵效率均顯著提高.單塔、雙塔雙循環(huán)技術原理相似,本次試驗中雙塔脫硫系統(tǒng)脫硫、除塵效率略低于托盤塔系統(tǒng),除運行參數(shù)影響外,原因可能是測試期間該雙塔雙循環(huán)系統(tǒng)入口煙塵濃度較高.相比于單塔增容、塔內構件改造及單塔雙循環(huán)技術,雙塔雙循環(huán)技術主要優(yōu)點是對原單塔進行改造時設備可全部利用且無需改動,此外雙塔系統(tǒng)對高硫、高灰煤和機組運行負荷有良好的適應性.本次試驗中,托盤塔系統(tǒng)煙塵、SO2脫除效率均較高,在保證系統(tǒng)阻力的情況下,托盤塔技術可與雙循環(huán)技術結合使用.經脫硫系統(tǒng)后,出口煙塵排放主要包括吸收塔內未被捕集完全的燃煤粉塵和煙氣經除霧器后夾帶液滴中的石膏顆粒、可溶鹽等.托盤塔技術及雙塔技術增大了顆粒物與霧化液滴間的攔截和慣性碰撞概率,提高了捕集效率;單/雙塔雙循環(huán)技術吸收區(qū)漿液較低的含固量減少了液滴中的石膏顆粒排放.綜合上述2個方面,通過對脫硫塔及相關系統(tǒng)的合理設計或改造,即可在保證高脫硫率的同時實現(xiàn)高效協(xié)同除塵.

圖10　濕法脫硫超低排放改造技術對比

通過對除塵系統(tǒng)、脫硫系統(tǒng)超低排放改造的合理匹配,除塵器出口粉塵排放低于15～20 mg/m3.再結合濕法脫硫超低排放改造,使脫硫系統(tǒng)協(xié)同除塵效率達到70%以上,可實現(xiàn)最終粉塵排放低于5 mg/m3,如電站1耦合低低溫電除塵技術與托盤塔技術,在不安裝濕電的情況下實現(xiàn)了粉塵超低排放.

3　結論

1) 電除塵系統(tǒng)經低低溫、電袋復合、旋轉電極及高頻電源技術改造,各機組除塵器出口煙塵濃度均低于25 mg/m3,除塵效率均高于99.8%,其中電袋復合技術除塵效率最高.

2) 各機組濕法脫硫系統(tǒng)經超低排放技術改造后協(xié)同除塵效率均提高至70%以上;托盤塔托盤層、單塔雙循環(huán)系統(tǒng)集液槽對煙塵均有明顯的洗滌捕集作用.雙塔雙循環(huán)系統(tǒng)對10 μm以下的顆粒物洗滌脫除效率可達64.42%以上,與單塔系統(tǒng)相比,雙塔脫硫系統(tǒng)對微米級細顆粒物脫除作用更加明顯.

3) 燃煤機組顆粒物超低排放技術改造路線應綜合考慮除塵系統(tǒng)除塵與脫硫系統(tǒng)協(xié)同除塵的作用,結合燃煤性質、飛灰特性、改造難易等進行選擇,對于灰分低、易于荷電、灰硫比較大的煙氣條件,可選擇低低溫電除塵技術進行一次除塵;對于煤質波動大、灰分高、荷電性能差的煙氣條件,可選擇電袋復合技術進行一次除塵.根據(jù)一次除塵后煙氣中SO2、煙塵濃度等條件匹配濕法脫硫協(xié)同高效除塵技術,通過耦合電除塵、濕法脫硫超低排放改造,可在不安裝濕式電除塵器的情況下實現(xiàn)煙塵超低排放.

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