運行條件對耦合電袋除塵性能影響的試驗研究

王建朋，段 璐，夏少波，賈東亮

(北京天地融創科技股份有限公司，北京 100013)

0 引 言

燃煤顆粒物對空氣質量和公眾健康產生嚴重的影響。為了減少大氣污染，近年來我國政府相繼出臺一系列針對燃煤顆粒物排放的法規和標準。新版《大氣污染防治法》[1]于2016年1月實施并給出全國統一的燃煤顆粒物排放限值，以期減少由燃煤引起的大氣污染。為了提升燃煤電廠的室內空氣污染物排放量監控水平，《燃煤電廠超低排放和節能改造計劃》中要求，到2020年中國全省區域內近6 億kW燃煤電廠將達到超低排放量[2]。另外，根據《中華人民共和國環境保護法》要求，燃煤設施須按照排放許可制度進行管理，以確保排放達標[3]?？傊?，中國政府已對燃煤顆粒物排放實施一系列強制性措施，從法規制定、排放標準、改造升級和排放許可等方面對燃煤顆粒物排放進行嚴格控制。隨著日益嚴苛的排放標準頒布，我國燃煤顆粒物排放治理技術也發展迅速，其中電袋除塵技術作為1款新型除塵技術，既融合靜電除塵與布袋除塵的優勢，又具備電除塵的有效捕集特性，同時可解決布袋除塵器的濾袋易磨損、更換周期短、氣流阻力大等問題，因而近年來電袋除塵器在各種領域得到廣泛應用[4-5]。通過中電聯發布的《火電廠環保產業登記信息》中數據可知，電廠電袋除塵器的裝機量從2016年開始逐年增加，電袋除塵器的裝機量至2019年初已占除塵器總裝機量的39.62%；另外，華經情報網中發布的《2022年中國除塵設備行業分析》中提及在除塵設備市場中電袋復合式占比最重(占比46%)，其次為占比16%的袋式除塵器[6]。

燃煤電站鍋爐行業的排放標準嚴苛，其污染物排放與控制技術發展到一定程度則會影響并推進工業鍋爐污染物排放的技術應用發展。電袋除塵器依靠自身優越的脫除效果，逐漸在燃煤工業鍋爐行業中占據市場一席之地，但由于工業鍋爐與電站鍋爐的應用場景和需求不同，電袋除塵器技術針對工業鍋爐的適用性也需通過小型實驗或工業試驗來深入探討。其中影響電袋除塵器除塵性能的因素眾多，尤其目前工業鍋爐系統還普遍采用半干法脫硫與布袋除塵技術用以控制污染物排放，在含塵煙氣經過脫硫反應器之后，省煤器出口的顆粒物濃度、成分及其他物理特性會發生很大的變化。脫硫反應器出口的顆粒物物理、化學等特性變化直接影響后續除塵裝置的除塵性能[7]。為探討電袋除塵器結構是否能夠滿足工業應用，首先需了解工業應用中除塵器的運行條件，由此設計試驗系統的運行工況，通過分析其除塵效率及能耗，確定適合的電袋除塵器結構以及在工業鍋爐應用環境中的最佳運行工況。

1 實驗系統介紹

耦合靜電袋除塵實驗平臺如圖1所示，實驗系統主要由供料系統、耦合電袋除塵器實驗平臺、電源系統、測試系統等組成[8-10]。實驗用粉塵顆粒物源自某電廠煤粉燃燒機組除塵系統脫除的顆粒物。電源系統采用負極性高壓電源，可供電壓、電流范圍分別為0～20 kV、0～20 mA。顆粒物采樣系統主要有采用低壓顆粒物撞擊器(ELPI)系統，ELPI分級取樣結果通過微量天平秤重，計算分級濃度及脫除效率。壓力損失測試系統主要采用壓差測量儀實時記錄試驗運行期間的壓力損失值。

1—煙氣入口；2—供料器變頻電機；3—料倉；4—粉塵入口；5—高壓電源；6—布風板；7—入口錐體；8—電暈電極；9—壓差計；10—濾袋；11—測孔；12—引風機；13—引風機變頻控制器；14—煙氣出口；15—灰斗；16—取樣槍；17—ELPI；18—PM10切割器；19—真空泵圖1 耦合靜電袋除塵試驗平臺Fig.1 Coupled electrostatic bag dust removal experimental platform

耦合電袋除塵器試驗平臺的主體結構由前后兩級結構組成，一級結構為單通道靜電除塵單元，其中兩側陽極板采用冷軋碳鋼薄板(SPCC)，通道中間設置4根電暈電極。二級為嵌入式電袋耦合結構，由4個靜電除塵區和3個布袋除塵區交叉結合而成，每個靜電除塵區由兩塊陽極板組成[11]，接近箱體的2塊陽極板采用SPCC材質，其余布置在電場區與布袋除塵區交界處的陽極板采用多孔板形式，可避免電區電暈燒毀布袋。

實驗過程中也可通過除塵器壓差來計算由壓力損失帶來的能耗，布袋壓力損失帶來的能耗(Wb，kW·h/m3)的計算辦法依據式(1)：

(1)

式中，Q為處理煙氣量，m3；A為出口管道的橫截面積，m2；v為出口管道風速，m/s；ΔP為濾袋壓損，Pa；t為運行時間，s。

實驗過程中也可通過實驗過程中實時記錄的電壓電流值，計算電耗(Wd，kW·h/m3)，其計算辦法見式(2)。

(2)

式中，U為施加電壓，V；I為電暈電流，mA。

處理風量是指單位時期內流過的氣體體積流速，其高低體現除塵器對含塵氣體的凈化處理能力[10]。通常使用斷面流量法，通過測量除塵器入口的氣流流量，來判斷除塵器運行時處理風量的能力，煙氣流量(qv，m3/s)的計算辦法見式(3)。

qv=vA

(3)

除塵效果是反映除塵器效能的主要指標，除塵效率(η，%)是指含灰塵氣體在流過除塵器時被捕集的灰塵濃度與除塵器入口處的灰塵總數的比例，其計算辦法見式(4)。

(4)

式中，Q0為入口煙氣流量，m3/h；Qi為出口煙氣流量，m3/h；C0為入口煙氣含塵量，mg/m3；Ci為出口煙氣含塵濃度，mg/m3。

3 實驗設計與結果討論

3.1 入口濃度對耦合電袋除塵性能的影響

3.1.1入口濃度實驗參數設計

對某基于半干法脫硫技術的煤粉工業鍋爐污染物控制系統沿程進行取樣測試，對不同測點的濃度變化進行詳細分析，為耦合電袋除塵器實驗平臺入口濃度范圍確定提供依據[12-13]。為更好地探討此實驗平臺對入口顆粒物濃度的適用區間，需采用不同入口濃度來對除塵器實驗平臺進行性能評價。

(1)工業測試方法。測試過程中采用3012H 型自動煙塵(氣)測試儀[11]，采樣辦法參照 GB/T 16157—1996 《固定污染源排氣中顆粒物和氣態污染物采樣方法》[14]和GB 5468—1991 《鍋爐煙塵測試方法》[15]。選取4個位置設置測點，測點分布及采樣點在測點斷面上的布置如圖2所示[12]。

各檢測點的煙塵平均流速、平均體積流量、平均煙溫和采樣時間等技術參數見表1。

表1 各檢測點的采樣技術參數Table 1 Sampling technical parameters of each time point

采集時對玻纖濾筒進行烘干稱重，并通過煙塵采樣儀測定所得到的煙塵數量，煙塵粒子含量(C，mg/Nm3)的計算見式(5)。

(5)

式中，g1、g2分別為濾筒的初重、終重，g；Vnd為標況的采樣體積，NL。

(2)檢測結果。通過稱重結果統計得出各測點處的煙氣中顆粒物含量，結果如圖3所示。測點1～4的顆粒物含量依次為9.90、793.50、92.16、26.72 mg/Nm3。該系統采用旋風分離器和布袋除塵器串聯脫除煙氣中的顆粒物，旋風分離器除塵效果為88.39%，而布袋除塵器的除塵效果為99.97%，除塵系統的除塵效果達到99.99%。

圖3 每個測量點的顆粒濃度Fig.3 Particle concentration at each measurement point

以GB 13271—2014《鍋爐大氣污染物排放標準》中基準 O2含量為9% 計算，布袋除塵器進出口顆粒物濃度分別為 54.86、12.69 mg/m3，無法滿足顆粒物排放限值 30 mg/m3的要求。以GB 13223—2011《火電廠大氣污染物排放標準》 中基準 O2含量為 6% 計算，布袋除塵器進出口顆粒物濃度分別為 68.57、19.54 mg/m3，無法滿足顆粒物超低排放限值 10 mg/m3的要求。

(3)實驗系統入口顆粒物濃度范圍參數設計。通過改變供料平臺電機頻率以改變除塵器入口粉塵總質量，若引風機運行頻率不變，則除塵器處理煙氣流量保持413.7 m3/h左右不變，通過計算便可得不同供料頻率下入口顆粒物總濃度，即供料頻率10、15、20、25、30、35、40、45、50 Hz所對應的顆粒物濃度分別為32.03、47.15、64.86、84.23、92.37、109.58、118.04、134.68、162.12 g/m3。在實驗過程中，除塵器結構采用一級電場3根電極，AHPC區全部電極通電，施加電壓為-20 kV。

3.1.2結果與討論

不同供料頻率下除塵器出口顆粒物分級排放濃度結果如圖4所示。

圖4 不同工況出口采樣細顆粒物體積分數分布Fig.4 Distribution of fine particle mass concentration sampled at outlet under different working conditions

圖4中除50 Hz 供料頻率下出口處顆粒物分級濃度有較明顯的波動外，其他幾個工況的顆粒物排放分級濃度在 2 μm 左右存在峰值，隨著入口濃度的增加則峰值濃度也在增加。在粒徑大于 1 μm 的顆粒物分級濃度中，各級排放濃度隨著入口濃度的增加而增加。在粒徑小于 1 μm 的顆粒物分級濃度中，每個工況顆粒物分級濃度曲線在上升過程中均存在先上升、再下降、后上升的趨勢，且中間下降的程度均不相同，其中各個工況出現下降趨勢的粒徑范圍分別為0.093～0.260、0.093～0.260、0.029～0.057、0.093～0.260、0.260～0.609、0.029～0.057、0.057～0.154、0.057～0.154 μm，上述工況下各粒徑范圍內谷值排放dM/dlgDp分別為0.015、0.081、0.016、0.051、0.073、0.031、0.137、0.046 mg/m3。

不同入口濃度下在運行過程中產生的壓降變化曲線如圖5所示。隨著運行時間推移壓降會一直上升，但不同的工況下壓降上升的速率會有所差別。由比較發現，隨著入口濃度的增加，壓降上升平均速率也越大，主要由于入口濃度越大則進入布袋除塵區的顆粒物總量就越多，顆粒物堆積使得過濾壓降也就越大。

圖5 不同入口濃度運行過程中壓降曲線Fig.5 Pressure drop curve during operation with different inlet concentrations

不同工況下運行過程中電暈電流的變化曲線如圖6所示。整體分析圖6可知，各個工況隨著運行時間的推移，電暈電流會越來越小，下降速率也會由快變緩，主要由于顆粒物電場中被陽極板捕集，灰層越厚電阻越大，電流就越小。

圖6 不同入口濃度運行過程中電暈電流變化曲線Fig.6 Corona current variation curve during operation at different inlet concentrations

不同工況下除塵器的出入口濃度比較如圖7所示。隨著供料頻率的增加，入口的顆粒物濃度也隨之增加，經過除塵器凈化之后，出口處顆粒物排放總濃度隨供料頻率的增加呈現先上升再下降后上升的趨勢，其中在供料頻率為25 Hz時，即入口濃度為84.233 g/m3時，出口顆粒物排放濃度出現第1個峰值，其排放濃度為13.07 mg/m3。當供料頻率為50 Hz時，排放濃度為37.14 mg/m3，已超出工業鍋爐現行的排放標準，其他工況均可滿足。當入口顆粒物濃度小于80 g/m3時，排放濃度小于10 mg/m3，可以滿足普通地區的超低排放標準。

圖7 不同工況出入口顆粒物總濃度Fig.7 Total concentration of particulate matter at the inlet and outlet under different working conditions

各個工況運行過程中產生的能耗比較如圖8所示。隨著入口濃度的增加，整個過程中由于壓差導致逐步增加能耗，即由10 Hz的8.96×10-5kW·h/m3增加至50 Hz的1.26×10-4kW·h/m3，同比增加150%。相比壓降能耗，電耗則呈現下降趨勢，而總能耗呈現上升趨勢。當入口濃度為162.12 g/m3時，總能耗達到最高值。

圖8 除塵器的不同工況能耗Fig.8 Energy consumption under different working conditions

3.2 濾袋過濾風速對實驗平臺除塵性能的影響

3.2.1濾袋過濾風速實驗參數設計

通過引風機運行頻率改變除塵器煙氣處理量，便可依據煙氣流量得到濾料在不同引風機頻率下的過濾風速。耦合電袋除塵實驗平臺在入口濃度為80 g/m3以下時可以達到超低排放，入口濃度超過80 g/m3時無法達到超低排放，入口濃度80 g/m3為此除塵器實驗平臺的一個臨界值，為了更好地探討高濃度下過濾風速對實驗平臺除塵性能影響，故將供料濃度提高并控制在80 g/m3左右，此實驗運行參數設計數值見表2。

表2 實驗運行參數設計數值Table 2 Design values of experimental operating parameters

3.2.2結果與討論

5種不同過濾風速下除塵器的出口顆粒物分級排放濃度分布如圖9所示。不同過濾風速下，在粒徑 2 μm 左右顆粒物的排放濃度存在峰值；隨著過濾風速的增加，峰值排放dM/dlgDp分別為11.12、13.49、18.10、19.35、22.63 mg/m3。在粒徑0.6 μm以上的顆粒物中，每級排放含量會因為過濾速度的增加而增加；在粒徑0.6 μm以內的顆粒物中，各個工況在不同的粒徑段存在濃度谷值，在該粒徑段內分級排放濃度曲線存在先下降再增加的趨勢，5個工況存在低谷分級濃度值時分別對應的粒徑范圍為0.057～0.154、0.057～0.154、0.029～0.093、0.093～0.260、0.154～0.38 μm。隨著過濾風速的增加，工況對應的低谷先向小粒徑再向大粒徑平移。

圖9 出口顆粒物分級濃度Fig.9 Grading concentration of particulate matter at the outlet

5種過濾風速下運行過程中的壓降曲線如圖10所示。

圖10 不同過濾風速下壓降曲線Fig.10 Pressure drop curve under different filtration wind speeds

由圖10可知，隨著過濾風速的增加，除塵器運行壓降隨運行時間則上升速率越來越大，且最終達到的壓降也越來越大，最終達到的壓降分別為301、520、719、721、1 062 Pa。究其原因主要在于不同的過濾風速下所處理的煙氣量也不相同，過濾風速越大則處理煙氣量越大，為使除塵器的入口濃度作為實驗中的不變量，故也需隨之增加入口灰總量。各級電場中的施加電壓、比集塵面積不變，理論除塵能力也不會變化，但風速增大，顆粒物在電場中的受力平衡會發生變化；當氣流曳力不斷增加時，便會增加穿透顆粒物的粒徑分布寬度及總量，從而削弱電場的除塵效果；進入布袋除塵區的顆粒物總量增加，灰餅堆積厚度增厚，壓降便隨之增加。

運行過程中電暈電流的變化曲線如圖11所示。

圖11 不同過濾風速下電暈電流變化曲線Fig.11 Corona current variation curve under different filtering wind speeds

隨著運行時間的推移，每個工況的電暈電流均在減小，產生該種現象的原因在于運行過程中有顆粒物不斷被陽極板收集,使得電阻增大而電流減小。

5種過濾風速下除塵器出口排放總濃度如圖12所示。隨著過濾風速的增加，出口顆粒物排放濃度也隨之增加。前2種工況下，顆粒物排放總濃度低于10 mg/m3，符合普通地區的超低排放標準；后3種過濾風速下顆粒物排放濃度高于10 mg/m3。

圖12 不同過濾風速出排放總濃度Fig.12 Total concentration of emissions from different filtering wind speeds

該5種過濾風速下總能耗比較如圖13所示，在運行過程中，過濾風速為 1.40 m/min 時，電耗最大，約 1.13×10-4kW·h/m3；而當過濾風速為 2.22 m/min 時，布袋壓降產生的能耗最大，約1.76×10-4kW·h/m3?？傮w而言，總能耗隨著過濾風速的增大而增加。

圖13 不同過濾風速下能耗變化Fig.13 Energy consumption changes under different filtering wind speeds

4 結 論

模擬工業鍋爐半干法脫硫與布袋除塵器污染物處理模式下的顆粒物排放特性，依托耦合電袋除塵器實驗平臺，通過改變耦合電袋除塵器入口顆粒物濃度和耦合電袋除塵器布袋除塵過濾風速，探討入口濃度及過濾風速對除塵器除塵性能的影響，得到以下結論：

(1)改變除塵器入口顆粒物濃度，其他條件均不變，實驗結果發現：隨著入口濃度的增加，顆粒物排放濃度也會相應增加，當入口濃度為 162.12 g/m3時，排放濃度超出工業鍋爐現行的排放標準；當入口濃度小于 80 g/m3時，顆粒物排放濃度低于10 mg/m3，符合普通地區的超低排放標準。隨著濃度的增加，總能耗呈上升趨勢。

(2)保持入口濃度、除塵器結構和施加的電壓不變，僅改變過濾風速，發現隨著過濾風速的增加則除塵器的出口濃度逐漸增加，當過濾風速 ≤1.62 m/min時，出口排放總濃度< 10 mg/m3；當過濾風速 >1.62 m/min 時，排放濃度>10 mg/m3。隨著過濾風速的增加則電耗減小，由壓降產生的能耗越來越大，2種能耗總和也越來越大。

(3)由于工業鍋爐爐膛容積熱負荷相對小、負荷變化幅度大、啟停頻繁且多應用干法/半干法脫硫技術等特點，新型耦合電袋除塵技術若應用于燃煤工業鍋爐行業，需參考電站鍋爐電袋除塵技術研究進展及經驗，探索適合工業鍋爐環境的結構和運行條件，并進行經濟性分析，評價其適宜性后才方可推廣。