澳门·新葡萄新京6663脱硫除尘技术论文十篇所谓湿法烟气脱硫，其特点是脱硫系统位于烟道的末端、除尘器之后，靠喷淋或其他形式使烟气跟吸收液充分接触，通过吸收液中的碱来捕获烟气中的SO2，从而达到烟气脱硫的目的。由于是气液反应，其反应速度快、效率高、脱硫剂利用率高，适合各种工况的烟气脱硫。

　　当前实际使用中常用的湿法烟气脱硫技术，按脱硫剂的不同，主要有石灰石/石灰―石膏法、双碱法、氧化镁法等。

　　石灰石（石灰）―石膏湿法烟气脱硫工艺主要是采用廉价易得的石灰石或石灰作为脱硫吸收剂，石灰石经破碎磨细成粉状与水混合搅拌制成吸收浆液。当采用石灰作为吸收剂时，石灰粉经消化处理后加水搅拌制成吸收浆液。在吸收塔内，吸收浆液与烟气接触混合，烟气中的二氧化硫与浆液中的碳酸钙以及鼓入的氧化空气进行化学反应被吸收脱除，最终产物为石膏。脱硫后的烟气依次经过除雾器除去雾滴，加热器加热升温后，由增压风机经烟囱排放，脱硫渣石膏可以综合利用。从最近几年的运行情况来看，该工艺的脱硫效率在90%-95%，环境特性很好。不过，设备存在一定的结垢现象，防腐方面的研究也有待加强。

　　该法用氧化镁浆液[Mg（OH） 2]吸收烟气中SO2，得到含结晶水的亚硫酸镁和硫酸镁的固体吸收产物，经脱水、干燥和煅烧还原后，再生出氧化镁循环吸收使用，同时副产高浓度SO2气体。工艺系统主要包括：烟气系统、SO2吸收系统、脱硫剂浆液制备系统、副产物处理系统、事故浆液系统、工艺水系统等。

　　氧化镁法可处理大气量的烟气，技术成熟可靠，脱硫率≥95%，无结垢问题，可长期连续运转，煅烧气含SO210～13%，可用于制酸或硫磺。缺点是副产品回收困难，并且脱硫剂氧化镁的成本较高。

　　双碱法是先用可溶性的碱性清液作为吸收剂吸收SO2，然后再用石灰乳或石灰对吸收液进行再生，由于在吸收和吸收液处理中，使用了不同类型的碱，故称为双碱法。钠钙双碱法是以碳酸钠或氢氧化钠溶液为第一碱吸收烟气中的S02，然后再用石灰或熟石灰作为第二碱，处理吸收液，再生后的吸收液送回吸收塔循环使用。

　　由于采用钠碱液作为吸收液，不存在结垢和浆料堵塞问题，且钠盐吸收速率比钙盐速率快，所需要的液气比低很多，可以节省动力消耗。双碱法脱硫同样是目前国内的主要脱硫工艺之一，其脱硫效率≥90%。

　　通过对国内目前脱硫技术的了解，我们可以发现石灰石-石膏法、MgO法、双碱法是目前国内脱硫技术主流中的高效脱硫技术，在大部分污染行业的烟气治理上是满足国内环境保护排放标准的。但往往应用在玻璃窑炉烟气治理时，效果不理想，普通的石灰石-石膏法、MgO法、双碱法技术使用后烟气中的二氧化硫排放浓度一般在300mg/Nm3-400mg/Nm3之间，高于国家的大气污染物综合排放标准（200mg/Nm3）。

　　要想提高现有的脱硫技术，首先我们要先了解玻璃窑炉烟气的特性及烟气成分。玻璃窑炉烟气的主要特点：烟气温度高、烟气流量适中、烟气中SO2的含量较高、粉尘的含量较低，排放二氧化硫浓度为6000mg/m3左右，排放烟尘浓度为350mg/m3左右，排放烟气黑度为1-2级；

　　1）在进行烟气治理的工程设计时，我们往往因为玻璃窑炉粉尘的含量较低的特点放弃除尘，而放弃除尘设备，而脱硫塔喷淋时确实能够减低一部分粉尘，但是烟尘中所含的硅、铝的氧化物经过循环系统沉淀后总量逐渐增加，而当其进入吸收塔后与烟气中的F离子形成氟化铝络合物，从而影响SO2的溶解吸收，影响脱硫效率。

　　2）玻璃窑炉烟气中的二氧化硫浓度为6000mg/m3左右，而现行湿法脱硫技术一般稳定运行时，脱硫效率为95%，按理论计算6000mg/m3×（1-95%）=300mg/m3；

　　a 增设除尘装置。璃窑炉烟气含酸碱度高，黏性强，无法使用袋式除尘器，因此水膜脱硫除尘器就成为了首选。水膜脱硫除尘器的成本低，除尘效率高，能够成功降低烟气中的烟尘含量，避免粉尘中的硅、铝的氧化物进入脱硫塔。

　　b 同时在水膜脱硫除尘器的浆液中加入适量的碱液，能够起到一级脱硫的作用，处理烟气中的部分二氧化硫，稀释空气中的二氧化硫含量，一级脱硫效率一般能够达到40%左右。

　　c 烟气经过过滤后进入湿式脱硫塔，此时进入湿式脱硫塔的二氧化硫浓度大约在6000mg/m3×（1-40%）=3600mg/m3，二级脱硫我们选择双碱法脱硫，双碱法脱硫效率高，系统稳定性高，投资费用低，运行费用低，并且无二次污染。同时因为二氧化硫的浓度降低，在保证脱硫系统的正常脱硫效率下，按理论计算3600mg/m3×（1-95%）=180mg/m3；这样既能保证二级脱硫后达标排放，又降低了设备的运行成本。

　　虽然增设的除尘装置，烟气脱硫系统的成本有所增加。但水膜脱硫除尘器的成本较低，同时经过了一级脱硫处理后，脱硫塔的负荷减轻，可以对二级脱硫系统进行从容的布置，达到降低成本的要求。

　　本文对玻璃窑炉的烟气治理进行了研究和分析，同时了解了目前国内的脱硫技术，并综合现有的脱硫除尘技术对玻璃窑炉的烟气治理提出了一套切实可行的治理方案。

　　由于时间有限和条件上的限制，本论文还有很多不足之处，有待进一步完善。希望本论文提出的治理方案能够在玻璃窑炉烟气处理的工程设计和实际操作上，实现它的可参考价值和现实的指导意义。

　　当前中国火力发电厂普遍采用的脱硫方法主要有两种，即半干法和湿法。所谓半干法指的是利用喷雾干燥的原理，在吸收剂浆液喷入吸收塔之后所进行的脱硫工作，或者通过干燥方式使其在塔内分离，或者使其与二氧化硫（SO2）反应，从而生成固体灰渣，进而达到脱硫效果。半干法具有自身优势，即投资费用少、设备可靠性较高，并且具有较高的脱硫效率，基于半干法的优势条件，其使用范围不断扩大，成为一项主导型的火力发电厂脱硫工艺。与半干法相对应的另一种火力发电厂脱硫技术是湿法脱硫技术，目前已成为大型锅炉中一项首选的脱硫方法，较为流行的湿法脱硫方法有碱式硫酸铝法脱硫技术、湿式氨法脱硫技术、海水脱硫技术、双碱法脱硫技术、简易湿法脱硫技术等。所谓湿法脱硫技术指的是在烟道末端，采用浆液剂洗涤烟气，脱硫剂和脱硫产物均为湿态，反应在溶液中进行，钙利用率高，脱硫效率可以达到90%以上。湿法脱硫技术的脱硫率相当高，但也有其自身的缺点和不足，即湿法脱硫工艺的投资大，运行费用高，废水难处理，需装设除雾器或专门的再热装置。

　　300 M W机主如何提高脱硫效率成为火力发电厂脱硫中一项亟待解决的问题，在此问题的解决上，通过实践环节和生产经验，我们总结出火力发电厂脱硫问题的解决需要通过提高预除尘器的除尘效率，优化大灰斗循环灰进入装置，增加喷嘴数目，优化雾化方式，降低吸收塔烟气温度等方式来实现，此外还应该提高生石灰品质、减少占用的厂用电率和增压风机等。

　　烟温越低，越有利于脱硫率的提高，因此在火力发电厂的脱硫工作中降低和控制吸收塔烟气的温度对于提高火力发电站脱硫率具有重要意义。A、B两个火力发电站所控制的吸收塔烟气温度不同，A控制烟温一般在80℃左右，B电厂控制的烟温为72℃左右，烟温越低，越有利于脱硫率的提高，但是由于存在雾化不均匀，如果控制温度较低就存在部分区域温度过低，这部分烟气进入后除尘器，低于，存在腐蚀或脱硫灰结块的问题，影响后除尘器的收尘效果，只有均匀的温度控制，才能有利于提高脱硫率和增加后除尘的使用寿命，保证长时间的除尘效率。保证脱硫系统稳定的经济运行，必须控制锅炉烟气的排放量，严格控制烟温、烟尘含量和含硫量在合理范围之内，否则以上参数超出设计范围，除尘效率和脱硫效率会有明显变化。因此，在300 M W机主如何提高脱硫效率的问题上，我们也要通过降低吸收塔烟气温度的方式来实现。

　　优化雾化方式喷嘴方式和雾化方式的不同也会影响火力发电厂的脱硫率问题。通过对喷嘴数目及雾化不同的A、B两个火力发电厂进行对比分析，我们发现A电厂采用六个喷嘴，雾化控制的面积较小，有更好的均匀控制烟气的温度，死角相对较少，有利于提高烟气中的SO2和消石灰的反应空间，而B采用四个喷嘴，在吸收塔中均匀分布于四个角，雾化时存在较大的死角，分布不均，部分烟气存在旁路问题。因此，在300 M W机主如何提高脱硫效率的问题上我们也要通过增加喷嘴数目，优化雾化方式的方法来实现。

　　大灰斗循环灰进入装置对于提高火力发电厂的脱硫率也是相当重要的。实践证明大灰斗循环灰进入的部位不同，火力发电厂的脱硫率也是不同的。大灰斗循环灰进入的部位设置在文丘里管上部与大灰斗循环灰进入的部位设置在文丘里管中部的两个火力发电厂相比，大灰斗循环灰进入的部位设置在文丘里管中部有利于循环灰的均匀分布和流化，提高烟气与循环灰的均匀接触，提高了循环灰的利用，有利于烟气中SO2的吸收，这在很大程度上提高了火力发电厂的脱硫率。因此，在300 M W机主如何提高脱硫效率的问题上要进一步优化大灰斗循环灰进入装置。

　　对于火力发电厂的脱硫率来说，提高预除尘器的除尘效率对于脱硫率也是非常重要的。我们通过对具有不同预除尘器除尘效率的电厂进行对于分析发现，预除尘器除尘效率差异对于脱硫效率的影响是很大的。A火力发电厂的预除尘器除尘效率为70％～75％，B火力发电厂的预除尘器的除尘效率达到了98％，对于这两个具有不同除尘效率的火力发电厂来说，由于B电厂的除尘效率高，在脱硫吸收塔中粉煤灰的浓度低，相应提高了吸收塔中消石灰和SO2的反应机会，提高了消石灰的利用率，同时也提高了脱硫效率[2]。因此，在300 M W机主如何提高脱硫效率的问题上要通过提高预除尘器除尘效率的方式加以控制和管理。

　　煤质的选择对于300 M W机主提高脱硫率的作用是比较大的，设计使用的煤质不同，对于脱硫率的影响也是不同的，因此，为了提高火力发电厂的脱硫率，我们必须确保使用的煤质质量要高。一般情况下设计煤的含硫量为0.6％~0.8％，在此情况下电厂吸收塔入口烟气中SO2的浓度一般为2 400 m g/Nm3～2 500m g/Nm3，而为了提高火力发电厂的脱硫率，我们一般将煤种的含硫量控制在1.0％~1.2％这一区间内，此时火力发电厂吸收塔入口SO2浓度为3 000 m g/Nm3~4 600m g/Nm3。因此，在300 M W机主如何提高脱硫效率的问题上要做好煤质的选择工作，提高设计煤的硫含量[3]。除了以上提到的做好煤质选择工作，提高预除尘器的除尘效率，优化大灰斗循环灰进入装置，增加喷嘴数目，优化雾化方式，降低吸收塔烟气温度等方式外，在300 M W机主如何提高脱硫效率的问题上我们也可以采取提高生石灰品质、减少占用的厂用电率和增压风机等方式来实现。首先，在生石灰的品质上，生石灰的纯度在85％以上，活性温升在45℃～80℃的火力发电厂与生石灰的纯度在65％，活性一般在10℃~12℃的火力发电厂相比，脱硫剂的使用量和脱硫效果都是不一样的，因此脱硫剂的品质必须合格。CaO纯度必须在80％以上，活性T60

　　目前，中国火力发电厂在脱硫问题上常用的两种方式是半干法和湿法，但当前中国火力发电厂的脱硫技术受到不同程度的制约，需要我们从火力发电厂的脱硫技术发展现状入手，加强理论创新，促进火力发电厂脱硫工艺再上新台阶。本文对火力发电厂的脱硫技术问题及解决方案进行了分析探讨。

　　我国电煤消费量占总煤炭消费量的一半以上，SO2排放的90%来源于燃煤，为我国大气污染的主要原因。研究燃煤电厂烟气净化技术对电力行业的污染控制及全国大气污染控制具有现实而重大的意义。目前我国火力发电锅炉及汽轮机组对烟尘，二氧化硫，氮氧化物，汞及其化合物进行全面限制，其中烟尘，二氧化硫及氮氧化物都全面实施了净化设备，2015年以前将实施汞及化合物净化设备，排放总量的到有效控制，同时也存在着治理投资大，运行成本高等问题，烟气末端治理技术在我国燃煤电力产业中依然具有巨大的发展空间和控制余地。

　　当前在工业领域应用最为广泛的烟尘净化技术为电除尘技术和过滤式除尘技术。电除尘技术在我国的已有60多年的应用历史，其粉尘捕集力直接作用于粒子本身的捕集机理使其具有压力损失小，除尘效率高等优点，通常压力损失小于400Pa，除尘效率可达99%以上，但受粉尘比电阻影响较大，面对GB13223-2011新标准所规定的燃煤锅炉排放限值，局面尴尬，难以达到排放要求。

　　以袋式除尘设备为主的过滤式除尘技术理论上可以达到对细微粉尘的有效控制，除尘效率与滤袋附着的粉尘过滤层及压力损失存在着此消彼长的关系，在粉尘排放要求严格的地区，几乎是高效除尘设备的唯一选择，滤袋的使用寿命随着技术的进步得到很大改善，工况适应能力提高，如何在较低压力损失下发挥袋式除尘设备的高捕集效率相信是除尘方向研究的重点。粉尘浓度，形成粉尘过滤层周期，达到清灰压力损失周期间的关系，以及形成粉尘层特性所带来的压力损失特点等将是研究重点，“十二五”期间将加大颗粒污染物防治力度，火电厂将普遍采用袋式等高效除尘技术。相信袋式除尘设备与气流匹配，压力损失小的预处理设备复合使用将是电力行业除尘方向研究的主趋势，例如电-袋和徘络格林-袋式复合除尘设备等。

　　烟气脱硫技术（FGD）多达200种，然而具有工业应用价值的不过十余种，烟气脱硫的实质为呈酸性的二氧化硫与碱性物质在不同载体中接触反应，达到从烟气中脱除的目的。石灰石/石膏法是目前最成熟的湿法工艺，脱硫效率可达95%，在我国已建和在建的烟气脱硫工程中的市场占有率为90%以上，但该工艺复杂，投资巨大，废渣处理困难。氧化镁法由于美基溶解碱性比钙基高数百倍，液气比小，脱硫率可达99%，同时氧化镁可以循环使用，无废渣产生，环保性高，但工艺存在煅烧过程，能耗是制约其发展的主要原因。氨法脱硫作为气-液或气-气反应，反应速率快，反应完全，吸收剂利用率高，副产物利用价值高，是一种环保的脱硫工艺，但脱硫剂氨及副产品过于依赖市场行情，选用氨法应具体问题具体分析。

　　对于我国电煤烟气脱硫技术现状而言，发展方向主要为充分消化吸收并集成创新国外技术，在使用寿命，稳定性及适应能力上通过逐渐积累的实践经验，设计开发具有自主知识知识产权的，与地方原料及副产物供需适宜的脱硫技术；同时催化剂研究是一个主要方向，烟气脱硫过程中添加剂的使用研究表明，通过加入适量添加剂，既可以提高其脱硫效率，提高脱硫剂的利用率，进而降低运行费用，同时还能减缓钙垢速率，部分添加剂还可起到缓冲液的作用，从而提高FGD可靠性，降低设备投资及运行成本，因此对添加剂的研究将具有深远意义。

　　对于脱硝而言，首先要充分挖掘低氮燃烧技术的潜能，控制氮氧化物的发生量。而末端控制方面，要从投资费用和运行费用综合考虑，根据低氮燃烧效果选择适宜的脱硝技术，选择性非催化还原法（SNCR）通过高温（800℃-1000℃）条件下，利用氨基还原剂将氮氧化物还原为N2和水，脱硝率可达75%；选择性催化还原法（SCR）在氧气和非均相催化剂存在条件下，利用NH3还原氮氧化物，脱硝效率可达100%，以及二者联合应用的工艺SNCR-SCR法，都属于国外成熟技术，我国在引进烟气脱硝技术时，重复引进现象严重，脱硝核心技术国产化将是今后研究重点，另外，占脱硝工程造价接近一半的催化剂使用寿命问题再生性能，废弃催化剂处理处置问题，将是研究的主方向。

　　汞污染近些年来被世界公认为继燃煤硫污染之后的又一大污染问题， 而目前最大的汞减排问题集中在燃煤电厂烟气排放中，电煤汞排放控制技术开发将是本世纪最重要的环保课题之一。脱汞技术主要包括以活性炭吸附为代表的吸附技术，利用现有脱硫设备吸收离子态汞，利用除尘设备捕集粉尘中的Hg0和促使其转化为Hg2+，改善其后续净化性能等技术。2015年1月1日，我国将全面实施汞排放限值控制，汞的检测和在线控制技术将是我国燃煤电厂汞减排工作顺利开展的前提和保证，集中科研力量加强燃煤过程中汞的析出规律以及汞污染控制的基础理论研究， 开发适合我国国情的燃煤汞污染控制技术和设备，因地制宜的制定汞减排核心技术方案，对于解决生态环境汞污染问题具有十分深远的意义。

　　我国大气污染控制技术虽然取得了较大发展，但随着工业企业的不断扩张，对环境的污染也越来越严重，雾霾天气时有发生，我国的燃煤电厂在电力行业的主导地位短期内无法取代，电力行业烟气污染作为大气污染的重要源头，其烟尘，SO2，NOx，Hg综合治理依旧需要长远发展。坚持协同化，一体化，节能化技术引导，提高科技与管理创新水平，加速技术引进与成果转化步伐，制定长远电力环保规划，将是我国电力行业健康稳定发展的必要保证。

　　[2]中国电力企业联合会.中国电力行业年度发展报告2010[M].北京：中国电力出版社，2010.

　　[3]刘诚林.我国燃煤电厂烟气脱硫技术的应用与发展[J].技术应用，2011（11）：90-92.

　　我国的环保标准高，尤其在电力行业对主要污染物SO2、NOX的控制指标已是全世界最严格的标准，同时对其他污染物，比如尘污染的控制指标也日趋严格。最近环保部门也多次强调对尘污染的控制，其中一项就是火电厂湿法脱硫净烟气夹带石膏造成“石膏雨”污染的问题。由于我国在国标制定中并未区分“石膏雨”和“粉煤灰尘”，因此目前均以“尘”计量，因此湿法脱硫净烟气的尘污染控制目前常规的除雾器、除尘器就无法进行有效的控制了。

　　国内最近应用的部分高效除雾器利用差异化布置、优化气态分布等措施已经简单消除石膏雨现象，但除雾器仅对15μm以上的较大液滴有较好的去除效果，因此并不能用于尘的控制。目前常规的除尘控制策略为除雾器+湿式电除尘器技术方案，此方案可将尘污染控制在5mg/Nm3以下，但设备沉重、巨大，且造价高，运行费用较高，尤其是对于改造项目的尘控制改造，采用此方案时除了设备成本外，还需要增加大量的土建、设备加固，运行阻力增加等附加成本，经济性不佳。

　　单塔一体化技术是清新环境自主研发的集高效旋汇耦合脱硫装置、高效节能喷淋技术、管束式除尘装置为一体的烟气超净脱除技术。

　　单塔一体化技术原理是基于旋流和汇流形成湍流的多相紊流掺混的强传质吸收机理，通过特制的旋汇耦合装置产生气液旋转翻覆湍流空间，气液固三相充分接触，迅速完成传质和吸收过程，从而达到气体净化的目的。

　　吸收传质过程可分三个步骤：溶质由气相主体扩散到气液两相界面、穿过相界面、由液相界面扩散到液相主体，见图1。

　　旋汇耦合装置的气液固产生的旋转翻腾状态使气相的平衡分压增大，促进反应介质向液膜溶解，二氧化硫一旦到达界面，就在界面与液体反应达到平衡，快速完成吸收反应，在液相中某一点化学反应达到了平衡状态，但由于反应是可逆的，界面必有平衡分压，在界面由于有大量的反应发生，其液相吸收剂的活性组分浓度相应减少，而反应物浓度相应增加。因此，界面二氧化硫的平衡分压必较液流主体要高一些，推动气相二氧化硫组分介质不断溶入液膜并在相界面处迅速完成反应且使反应物向液流主体扩散并持续推动反应进行。

　　从界面情况来分析，被吸收组分二氧化硫一达界面，一部分立即被反应成平衡状态，在界面上，由于活性组分碳酸钙浓度较低，而产物亚硫酸钙浓度较高，因此界面处二氧化硫组分必向平衡分压较低的液流主体方向扩散，同时，界面上已经反应了的二氧化硫组分将以生成物亚硫酸钙的形式向液体主体扩散，而未反应的二氧化硫则以溶解态的二氧化硫继续向液体主体方向扩散，二氧化硫的吸收速率等于已反应了的二氧化硫组分与未反应的二氧化硫组分向液膜扩散速度之和，因此增加气液湍流状态，增加搅动强度，则会大大提高吸收速率。

　　工作原理：旋汇耦合脱硫装置基于多相紊流掺混的强传质机理，利用气体动力学原理，通过特制的旋汇耦合装置产生气液旋转翻腾的湍流空间，气液固三相充分接触，大大降低了气液膜传质阻力，大大提高传质速率，迅速完成传质过程，从而达到提高硫效率的目的，该技术与同类脱硫技术相比，除具有空塔喷淋的防堵、维修简单等优点外，由于增加了气体的漩流速度，还具有脱硫效率高和除尘效率高的优点。

　　管束式除尘装置是在旋汇耦合装置的基础上，对旋汇耦合理论进行深入研究，并结合旋风除尘装置离心分离理论研制而成的高效旋汇除尘装置。主要由管束筒体 、增速器 、分离器 、汇流环 、导流环等结构组成，装置适用于含有大量液滴的～50℃饱和净烟气的微小颗粒的脱除。大量的细小液滴与颗粒在高速运动条件下碰撞机率大幅增加，易于凝聚、聚集成为大颗粒，从而实现从气相的分离。

　　管束式除尘装置实现了大液滴和液膜的捕悉。除尘装置筒壁面的液膜会捕悉接触到其表面的细小液滴，尤其是在增速器和分离器叶片的表面的过厚液膜，会在高速气流的作用下发生“散水”现象，大量的大液滴从叶片表面被抛洒出来，在叶片上部形成了大液滴组成的液滴层，穿过液滴层的细小液滴被捕悉，大液滴变大后跌落回叶片表面，重新变成大液滴，实现对细小雾滴的捕悉。湮灭过程中颗粒物与旋转的液膜层相对运动速度较少，液膜层又有效的避免了细小雾滴和颗粒物直接撞击筒壁形成更细小的二次雾滴或颗粒物。

　　经过加速器加速后的气流高速旋转向上运动，气流中的细小雾滴、尘颗粒在离心力作用下与气体分离，向筒体表面方向运动。而高速旋转运动的气流迫使被截留的液滴在筒体壁面形成一个旋转运动的液膜层。从气体分离的细小雾滴、微尘颗粒在与液膜层接触后被捕悉，实现细小雾滴与微尘颗粒从烟气中的脱除。

　　气体旋转流速越大，离心分离效果越佳，捕悉液滴量越大，形成的液膜厚度越大，运行阻力越大，越容易发生二次雾滴的生成;因此采用多级分离器，分别在不同流速下对雾滴进行脱除，保证较低运行阻力下的高效除尘效果。

　　优化的喷淋布置方式，打造合理的覆盖率;高效的喷嘴组合，在提升自身雾化效果的同时提高了二次碰撞的效果;设计的防壁流装置，避免气液短路;

　　本次3#300MW机组的脱硫除尘超低排放升级改造是在原吸收塔区进行，采用清新环境脱硫除尘超低排放一体化技术，通过更换二代高效湍流器，增加喷淋层，将除雾器升级为管束式除尘装置来完成。

　　3.1 根据现场情况，拆除现有3层喷淋层和喷嘴，并更换新的喷淋层和喷嘴，其中喷嘴采用小流量空心锥形式，增加浆液覆盖率;

　　3.2 湍流器往下移～500mm，在湍流器上面再新增1层喷淋层，距离上层喷淋层的距离为1600mm，流量5600m3/h（与其他三层相同），原有三台循环泵分别对应下面三层喷淋层，新增的循环泵对应最高的喷淋层;四层喷嘴压力从上到下分别为5m，6m，6m和7m;

　　3.3新增喷淋层采用吊架形式，吊在上面一层喷淋层的支撑梁上，支撑梁是否加固需要设备专业核算后决定;

　　3.4吸收塔运行液位从9.1m（目前最高运行液位）提高到10m，浆池容积1450m3，石膏结晶时间15.3h，塔浆液停留时间5min;

　　3.6石膏排出泵原有2台75m3/h，增容后流量偏小，为了利用原有石膏排放泵，现再增加1台30m3/h的浆液泵，同时增加变频器，保证石膏排放量在100m3/h左右;

　　3.9拆除二层除雾器冲洗水管，并对吸收塔接管法兰进行封堵，利旧原2层冲洗水管做为管束式除尘器的冲洗水管。

　　4.1一种SPC超净脱硫除尘一体化解决方案及工艺路线的适用范围是含有大量二氧化硫和尘等微颗粒物的燃煤机组的烟气污染控制，控制指标达到燃低标准，即装置出口SO2排放浓度≤35mg/Nm3，尘排放浓度≤5mg/Nm3，雾滴浓度≤20mg/Nm3。

　　4.2一种燃煤机组烟气脱硫除尘一体化超净排放控制装置，即高效旋汇耦合脱硫除尘装置技术与高效节能喷淋装置、管束式除尘器，在同一脱硫吸收塔内的集成。

　　4.4一种燃煤烟气超净排放一体化装置可在原有任一相同脱硫吸收塔b置内完成改造为本技术工艺，达到超低浓度排放要求，不占用吸收塔外场地空间，不提高原有吸收塔高度。

　　4.6一种比常规“湿法喷淋+湿式电除尘”解决方案的投资和运行成本均低三分之一的超净排放解决工艺路线、结论

　　煤炭富含碳、氮、氧、硫等多种元素，一经燃烧，就会生成CO、CO2、NO、S02等有害气体，同时伴有矿物质微粒杂质形成的烟尘。我国目前的电力的近80%来自火力发电，其原料就是煤炭，在火电厂的专用锅炉中，燃煤温度可以达到1200℃以上，大量的有害气体通过烟囱排到大气中，污染周边环境，致使呼吸道疾病增加，农业减产，各种工业民用设施用品遭到酸雨腐蚀。NO、S02是产生酸雨的主要原因，我国的酸雨污染以硫酸，哨酸复合型为主要特征，烟气脱硫脱硝技术是自动化程度高，管理简便的脱硫脱硝技术，现阶段，该技术是有效控制SO2、NO等有害气体的最好办法，其方法分作：干法、湿法、生物法、活性炭再生法等。

　　火电厂排放的有害气体与烟气是相伴的，清理火电厂烟气，清除微粒杂质污染，是为了充分发挥烟气脱硫脱硝技术的应用。使用除尘器对微粒杂质进行处理。该方法主要是机械除尘、静电除尘、布袋除尘及湿式电除尘等。

　　机械除尘，是通过旋转运动产生离心力，吸附高温环境中漂流的尘埃物。成本低、自动化程度低，多适用于小型火电厂。其缺点是无法吸附直径小于10?m的微粒杂质，因此，机械除尘只是初级除尘。

　　静电吸尘，是利用静电吸附原理，在高温高压的锅炉管道中，将带有不同正负电荷的SiO、A12O3等粉尘，通过静电场的吸附作用，达到捕捉微粒杂质的目的。该方法可以吸附直径10?m以下的灰尘，成本不算太高，多用于大中型锅炉设施。

　　布袋除尘是另一种高效的除尘方法，是使用无纺布、针刺毡等材料做成的布袋，对微粒杂质进行过滤吸收，除尘率可以达到99.9%以上，是目前使用最为广泛的方法。其缺点是布袋受腐蚀、高温、水汽等影响较大，其使用的效率与方便性受到限制。

　　湿式电除尘，前面几种方法虽然有良好的除尘效果，但是都属于初级水平，不能达到精细化的除尘效果。在空气质量要求较高的地区，在脱硫系统后加装湿式电除尘器，其原理与静电除尘一样，具体的方式是用水冲代替了震动，通过加装，可以有效消除PM2.5以下的微尘。

　　自上世纪60年代，发达国家开始研究脱硫脱硝，在70年代形成了比较成熟的脱硫脱硝技术，并逐渐推广开来。随着科学技术的不断进步，脱硫脱硝技术主要有干法、湿法、生物法、活性炭再生法等。在此做一个比较详细的论述。

　　干法主要有脉冲电晕同步脱硫脱硝技术、电子束辐照烟气脱硫脱硝技术，主要优点是投资较低，流程简单，无废弃物。

　　该技术与上世纪80年代被提出，其基本原理是：利用电晕放电产生高能电子，激活烟气中的H2O、O2等分子，使其发生裂解或电离，生成具有强氧化性的O-、OH-等自由基，与SO和NO等发生催化氧化反应，生成SO4和NO3或相应的酸，然后加入氨等化学原料，得到铵盐，最终沉降下来。该技术成本低，无二次污染，需要注意的是磁脉冲调制、脉冲电源Tes La变压器谐振充电等技术的匹配问题；烟气中飞灰，水蒸气等各种成分对脱除反应的影响问题。解决好这两方面的问题，才可以大范围使用。

　　该技术是物理与化学原理相结合的脱硫脱硝技术。其工作原理是：安置电子加速器，用电子束撞击烟气中的NO和S0，将其氧化成N02和SO3，再与水蒸气反应，生成雾状的硝酸和硫酸，然后加入氨气，生成硝铵和硫铵，加以收集利用，最终达到脱硫脱硝的效果。该技术投资与运行成本低。

　　近年来，干法烟气脱硫脱硝技术在不断发展，新出现了一些技术，例如：活性焦吸附法、NH3/VO一TiOz法、流光放电等离子体法、电催化氧化法等。总之，干法烟气脱硫脱销技术依据同样的原理，使用不同的催化介质，派生出众多的新式方法，具有广阔的发展前景，但是，这些技术要从实验阶段进入到工业化生产阶段，还存在若干问题亟待解决。

　　湿法主要有钙基吸收剂催化氧化烟气脱硫脱硝法、KMnO4―NaOH溶液脱硫脱硝法、酸性NaCI02溶液脱硫脱硝法、臭氧氧化结合化学吸收脱硫脱硝法等，其主要优点是脱硫脱硝效率高，粉尘对外界的影响小。

　　该技术是利用Ca（OH）2与SO根和NO根可以在常温下发生反应的原理，在传统的石灰石―石膏法中，用Ca（OH）2替代石灰石，作为吸收剂和反应物，利用OH根的氧化性，催化NO根，达到同时实现脱硫脱硝的目的。该技术使用方便，原料成本低廉，方便设备升级换代，唯一的问题是脱硝率比较低，需要加入高活性的添加剂。

　　KMnO4―NaOH溶液脱硫脱硝法，是在此基础上，使用KMnO4作为高活性的添加剂，提高脱硝率的方法。

　　该项技术在上世纪70年代就有初步研究，其原理是：利用高浓度NaCIO2和NaOH溶液，对烟气中的NO根和SO根进行氧化吸收，最终达到脱硫脱硝的目的。其优点是脱硫脱硝的效率高，无结垢，投资成本与维护费用低等。

　　O3具有高氧化性，其氧化能力来自臭氧的自由基，在脱硫脱硝的技术应用中，利用臭氧的自由基把NO根氧化为高价态的氨氧化物，输送到在洗涤塔内，把氮氧化物与二氧化硫转化为溶于水的物质，达到脱除的目的。结合尾部湿法洗涤装置，可以同时对SO根和NO根进行脱除，脱硫效率几近100%，脱硝率可达到85%以上。

　　生物脱硫脱硝法是利用自然界的嗜硫菌、嗜硝菌对硫离子、硝离子的吞噬性，通过生物降解方式，达到脱硫脱硝的目的。嗜硫菌、嗜硝菌本身就喜欢生活在高温高湿的环境中，上世纪80年代，我国科技人员利用轻质陶粒生物滴滤塔，模拟出了生物脱硫脱硝的试验状态。经研究表明，该技术一旦使用，具有脱硫脱硝效率高、设备简单、投资及运行费用低、操作维护简单、无污染等优点，是很好的研究发展方向。

　　活性炭材料复杂的微孔结构构成了活性位，吸附在活性位上的氧形成了富氧官能团。活性炭在脱硫脱硝中的物理吸附是指活性炭微孔吸附；化学吸附是富氧官能团的化学反应结果。

　　当没有水蒸汽和氧离子存在时，主要发生物理吸附，吸附量较小；当烟气中富含水蒸汽和氧离子时，主要发生化学吸附。其反应速度取决于活性炭中SO2的吸附量。当烟气中SO2的浓度比较高时，活性炭内进行的是SO2脱除反应，当烟气中SO2的浓度较低时，主要是NH根的催化还原法，NO根的脱除反应占主导地位。活性炭再生是指当活性炭在高温水蒸气状态中，活性炭中的C元素可以将H2SO4还原成SO2，从而可以增加活性炭中SO2的吸附量，继而提高反应速度。

　　随着国家对环保要求的提高，脱硫脱硝技术成为治理大气污染的研究重点，开发出效果明显、经济实用的脱硫脱硝技术是科研工作者的努力方向。

　　[1]黄振仁，廖传华.烟气脱硫在我国的发展现状及研究进展[J].电站系统工程，2008（6）.

　　随着大气污染物排放标准的进一步提高，胜利油田燃煤锅炉原有配套的环保设施已不能满足最新的污染物排放标准，接下来的改造中必须采取新的工艺方法降低污染物排放水平。现在，应用最广泛的超低排放技术为管束式除尘除雾器技术和湿式电除尘器技术，两种技术方案都可以满足烟尘排放浓度小于5 mg/Nm3标准。要合理选择燃煤锅炉超低排放除尘方案，需要对这两种技术进行详细的对比分析。

　　管束式除尘除雾器是主要依赖于吸收塔上部低温饱和净烟气中含有大量细小雾滴的特点，利用大量细小雾滴高速运动条件下增加粉煤灰颗粒与雾滴碰撞的机率，雾滴与粉煤灰颗粒凝聚从而实现对此部分极微小粉煤灰尘和雾滴的捕悉脱除。

　　管束式除尘除雾器的工作原理可简单表述为通过粉煤灰颗粒、雾滴的凝聚、捕悉和湮灭的3种运动状态，在烟气高速旋流、剧烈混合、旋转运动的过程中，将烟气中携带的雾滴和粉尘颗粒脱除。

　　凝聚是指大量的细小液滴与颗粒在高速运动条件下碰撞机率大幅增加，易于凝聚、聚集成为大颗粒，从而实现从气相的分离。

　　捕悉是指细小的液体颗粒跟随气体与分离器中的持液层充分接触后，被液体捕悉实现分离；除尘器筒壁面的液膜会捕悉接触到其表面的细小液滴，尤其是在增速器和分离器叶片的表面的过厚液膜，会在高速气流的作用下发生“散水”现象，大量的大液滴从叶片表面被抛洒出来，在叶片上部形成了大液滴组成的液滴层，穿过液滴层的细小液滴被捕悉，大液滴变大后跌落回叶片表面，重新变成大液滴，实现对细小雾滴的捕悉。

　　湮灭是指细小的液体颗粒被抛洒至分离器的表面时，形成附着液膜从烟气中脱离出来；经过加速器加速后的气流高速旋转向上运动，气流中的细小雾滴、尘颗粒在离心力作用下与气体分离，向筒体表面方向运动。而高速旋转运动的气流迫使被截留的液滴在筒体壁面形成一个旋转运动的液膜层。从气体分离的细小雾滴、微尘颗粒在与液膜层接触后被捕悉，实现细小雾滴与微尘颗粒从烟气中的脱除。湮灭过程中颗粒物与旋转的液膜层相对运动速度较少，液膜层又有效的避免了细小雾滴和颗粒物直接撞击筒壁形成更细小的二次雾滴或颗粒物。

　　管束式除尘除雾器是一种具有凝聚、捕悉、湮灭作用的装置，它由管束筒体和多级增速器、分离器、汇流环及导流环组成。

　　根据不同的烟气及除尘效果要求，可选择不同的增速器、分离器、汇流环进行多级组合。首先，流经一级分离器将烟气中的较大雾滴和颗粒物进行脱除，然后经过增速器增速后进入二级分离器，脱除粒径更为细小的雾滴和颗粒物。同时利用汇流环控制各级内筒壁的液膜厚度，以确保高速条件下不产生更细小的二次雾滴。为保证除尘效果，装置内设置了多级增速器、分离器、汇流环，强化了气流运动，延长了气体停留时间，提高了除尘器对粉尘颗粒的分离效果。最后的气流排出口设置导流环，防止气流的二次夹带。

　　（1） 管束式除尘除雾器采用模块化设计，其布置在喷淋层上部即原除雾器的位置，可完全代替常规除雾器的使用功能，且除雾除尘效果远远优于目前常用的屋脊式除雾器。

　　（2）对于新建脱硫机组，仅需设置一层与屋脊式除雾器强度相当的支撑梁，直接将管束式除尘除雾器模组安装在梁上即可完成安装。对于改造脱硫机组，仅需拆除原有除雾器层，保留最底层除雾器大梁即可完成改造工作量，管束式除雾器的安装在原有梁上即可。原有上层除雾器梁可根据实际布置情况确定是否需要拆除。

　　（3）管束式除尘除雾器内无复杂的叶片结构，无结垢风险，其冲洗水的冲洗频率、冲洗水量和冲洗水电动阀门数量均要少于常规的屋脊式除雾器。

　　湿式静电除尘器简称WESP，是一种高效而经济的除尘设备，主要用于高效率且连续的去除烟气中细微颗粒粉尘，一般作为除尘系统的末级设备，可有效去除湿法脱硫无法收集的尘、酸雾、水滴、PM2.5等有害物质，而且达到了5 mg/Nm3超低排放的标准。近年有多个湿式电除尘器项目投产，是净化烟气粉尘的较实用设备。

　　湿式电除尘器的工作原理是利用电场荷力，将烟气中的粉尘和液滴吸附到阴阳极表面，并用水喷淋进行清洗。湿式电除尘器用水喷淋时，在阴阳极表面形成水膜，使阴阳极表面吸附的粉尘和液滴随水膜向下流入灰斗中，并最终排出，净化后的超净烟气通过烟囱排入大气。因为没有振打极板产生的二次扬尘，湿式电除尘器可以达到很低的排放浓度。

　　湿式电除尘器能有效去除烟气中的氨、铵盐、SO3酸雾、PM2.5、细小液滴、汞等重金属，去除率可达90%以上，使出口烟气处于酸雾几乎被全部去除的比较“干”的状态，有效地降低了SO3酸雾冷凝对烟囱造成的腐蚀速度，并且大大降低了烟气的浑浊度，并具有SO2联合脱除的效果。对于2.5～5μm的颗粒物具有近100%的脱除率；对PM2.5具有98.2%脱除率，PM0.1～ PM1颗粒物具有88.7%～93.9%脱除率，详见图1颗粒物分级脱除效率曲线。

　　由于排放烟气中冷凝水雾的降低和SO3浓度的降低，可使烟气酸提高，烟囱壁面酸的沉降减少，大大降低腐蚀。

　　目前湿式电除尘器主要有3大技术体系，其各有优缺点，根据胜利油田供热锅炉的特点，选取目前在国内外电力行业中市场占有率最高的导电玻璃钢湿式电除尘器作比较。

　　导电玻璃钢湿法电除尘器的技术特点：导电玻璃钢湿式电除尘器（以下简称湿电除尘器）是专门为脱硫尾气处理研制的，现在湿电除尘器在化工、冶金、电厂等行业应用成熟，但其处理的气量一般较小。

　　现多采用采用蜂窝式导电玻璃钢管束和改良高效的铅锑合金或2205双相不锈钢芒刺电晕极线，具有导电性能好、除尘效率高、耐腐蚀性能良好、强度好、重量轻等优点，能满足绝大多数锅炉使用要求。

　　湿法电除尘器在正常使用操作情况下故障率非常低的，当然日常的养护也是很重要的，要随时观测二次电压和电流的数值，如果在短时间内波动并呈下降趋势，则说明极线或阳极管内部受污染了，应及时冲洗。

　　为保证烟气出口粉尘排放浓度达到5 mg/Nm3以下的标准，不论是管束式除尘除雾器方案或湿式电除尘器方案，都需要脱硫塔烟气入口的尘浓度不能超过30mg/Nm3。因此这两种方案都需要按照烟气协同治理的理念，采用合理有效除尘技术控制前端尘的排放浓度，包括前端脱硫前布袋除尘或者静电除尘技术，也包括脱硫塔内的托盘、喷嘴、导流板等一系列装置。两种方案的主要区别在对脱硫塔高效除雾器或湿式电除尘器的选择上。

　　（1）设备投资高，湿式电除尘器需要进行阳极管、阴极线、高压电源等一系列配件，投资成本大，运行电耗高。

　　（2）系统复杂，需要有维持高压电场的电控设备，对于湿式电除尘器中的金属极板类，还需要增加专用的废水处理系统，更增加了设备投资成本及运行维护费用。

　　（3）场地要求高，湿式电除尘器一般单独布置，占用场地面积大，有些方案在脱硫塔顶部布置，但对脱硫塔强度和后部烟道布置的要求较高，而管束式除尘除雾技术仅稍增加脱硫塔高度即可，对于改造项目有明显的优势。

　　（4）管束式除尘除雾技术虽然有多个项目通过环保验收，也有较成熟的技术经验和明显的技术优势，但结合胜利油田现有的供热锅炉房来说，锅炉房运行过程中，负荷变化极大，对于管束式除尘除雾器来说可能存在运行不稳定的情况。

　　（5）湿式电除尘器对于细微颗粒除尘效果更好，而且对于烟气中的SO3、烟囱常见的石膏雨及重金属微颗粒也有很高的脱除率，烟气的净化程度要高于管束式除尘除雾技术。随着环保标准的提高，湿式电除尘器对细微颗粒和重金属处理的优势会更加突出。

　　湿式电除尘器和管束式除尘除雾器技术是目前燃煤锅炉除尘系统为达到超净排放而采用的两种技术，遵循烟气协同治理理念，配合布袋除尘或静电除尘、强化喷淋等技术手段，两种方案对于超细粉尘、SO3、石膏液滴均有很高的脱除效率，可以满足污染物的超低排放要求。

　　管束式除尘除雾器技术节约投资、系统简单可靠、施工及维护方便、场地要求较低，因此在锅炉运行稳定的状态前提下，场地、工期或资金紧张的工程中具有比较明显的优势；湿式除尘器对烟气的净化程度高，尤其对于超细粉尘、重金属和SO3酸雾等污染物有很强的捕集能力，而且适应能力强，场地限制较少的工程中可以满足更高的污染物排放要求。

　　[1]文艳林. 管束式除尘器在粉尘超低排放中的应用[J]. 热电技术，2016，02：12～14.

　　[2]李新超. 管束式除尘器与旋汇耦合器在脱硫技术中的应用[J]. 黑龙江科技信息，2015，33：3.

　　[3]刘鹤忠，陶秋根. 湿式电除尘器在工程中的应用[J]. 电力勘测设计，2012，03：43～47.

　　目前，汞排放的检测和污染控制问题已经成为全球环境问题的新热点和前沿研究领域。2002年，联合国环境规划署（UNEP）专门对全球汞污染状况进行了评估，指出“人为活动的汞排放已经明显改变了全球汞的自然循环，对人类健康和生态系统构成了严重威胁”。

　　我国煤平均汞含量为0.22mg/kg，属于高汞煤居多的国家。2008年，我国燃煤电厂实际排放的大气汞就超过了110t，是世界上通过化石燃料燃烧排放大气汞最多的国家。如果不采取任何控制措施，预计2020年我国燃煤电厂产生的大气汞将高达310～450t，届时我国能源行业将面临巨大的汞排放压力。

　　与国外相比，中国燃煤电厂的脱硝、除尘和脱硫的普及率是很高的，尤其是脱硝将作为强制控制的目标列入排放标准。所以国外一些主流的汞污染控制技术，不一定适用于中国。对于中国来说，如何最大化的利用现有的设备，发展出一条最适合于目前中国国情的汞污染控制之路，兼具经济性和实用性，最有很大的意义。

　　（1）排放集中。燃煤电厂是最大的人为汞排放污染源，据统计2005年全球人为汞排放总量中，46.5%源于化石燃料的燃烧，而其中约70%又来源于燃煤电厂的燃烧耗煤。煤燃烧时，汞大部分随烟气排入大气，而进入飞灰和底灰的则只占一小部分。

　　（2）危害分布广，周期长。尽管燃煤排放的大气汞Hg0含量较低，但由于其不溶于水，且挥发性极强，排放后可在大气中停留达1年以上，极易通过大气扩散造成全球性的汞污染，是汞污染控制中最难的部分。

　　（3）排放源多样，有气体源，水源和固体源。从气体源来说，烟气中汞的排放量已经纳入了环保部门的监管范围内。固体源主要是电厂排放的燃煤废渣。电厂所排放的废水中也含有大量的汞。尽管现在很多电厂施行了废水零排放的政策，但汞仅仅只是从废水中转移到了污泥中，本质上并没有被去除，累积之下依然对周边环境造成潜在危害。

　　煤中的汞按存在形态一般可以分为有机汞和无机汞。煤粉在燃烧过程中，煤中的汞高温下受热挥发以汞蒸汽的形态存在于烟气中。

　　在通常的炉膛温度范围内（1200℃～1500℃），大部分汞的化合物在温度高于800℃时处于热不稳定状态，会分解成元素态汞。因此在炉内高温下，煤中几乎所有的汞（包括无机汞和有机汞）都会转变成元素汞并以气态形式进入烟气[1]。烟气中汞的存在形式主要包括气相汞（单质汞Hg0和气相二价汞Hg2+）和固相颗粒汞Hgp，这三者称为总汞。Hg0、Hg2+和HgP在中国燃煤大气汞排放中所占的比例分别为16%、61%和23%。烟气中汞的形态受到煤种、燃烧条件及烟气成分等多种因素影响。

　　对于国内的主流燃煤电厂来说，现有的设备和措施主要以燃烧后脱汞为主。2011年，环境保护部的最新版的《火电厂大气污染物排放标准》中，规定对于全部锅炉，自2015年1月1日起执行0.03mg/m3的汞排放限值。对于已经配备全部脱硫脱硝除尘装置的电厂来说，正常情况下不需增加任何新的设施即能满足要求。若为了减少汞排放而专门新增一套系统，无论从经济性还是实用性上来说，目前都不具备条件。

　　燃煤电厂现有的具有汞脱除能力的设备按安装位置依次有SCR脱硝反应系统，除尘系统以及湿法脱硫系统。下面对这些系统进行分别简要综述。

　　（1）SCR系统。SCR系统的脱汞要体现在催化剂可以将Hg0氧化为Hg2+，增加烟气中Hg2+的浓度，进一步提高湿法脱硫系统中汞的去除效率。诸多研究均已证实SCR催化剂可显著提高烟气中氧化性组分对Hg0的氧化效率，300℃时SCR催化剂催化氧化Hg0的效率可高达80%～90%[2]。但总体上来讲，催化氧化的过程是一个十分复杂的过程，其主要机理需要进一步的深入研究才能完全掌握。

　　（2）除尘系统。现在燃煤电厂应用广泛的除尘系统为静电除尘器（ESP）和布袋除尘器（FF）。电除尘器和布袋除尘器均能高效地捕获烟气中的颗粒物，间接地捕获了颗粒物上的Hgp；吸附在飞灰上的部分气态汞也能被捕获。相比之下，布袋除尘器通过使烟气流过致密织物，利用过滤和机理捕获飞灰颗粒，通常用来脱除高比电阻粉尘和微细粉尘，尤其在脱除微细粉尘方面，有其独特的效果，而这部分微颗粒上富集了大量的汞，所以布袋除尘器的除汞表现好于静电除尘器。

　　（3）湿法脱硫系统。脱硫设施温度相对较低，温度区间在40℃～60℃之间，有利于Hg0的氧化和Hg2+的吸收，是目前去除汞最有效的净化设备。特别是在湿法脱硫系统中，由于Hg2+易溶于水，容易与石灰石或石灰吸收剂反应，所以约90%的Hg2+能够在湿法脱硫系统中被去除。Hg2+所占比例是影响脱硫设施对汞去除率的主要因素，因此提高烟气中Hg2+的比例澳门·新葡萄新京6663，将直接影响脱硫设施对汞的去除效果。

　　目前，脱汞技术可以分为专门脱汞技术和新型强化脱汞技术。专门的脱汞技术主要就是吸附剂吸附技术，主要的吸附剂为活性炭，活性炭纤维，飞灰，钙基吸附剂等等。而国内外采用的新型、可靠的强化脱汞技术则主要有燃煤添加剂技术，除尘器前喷射吸附剂技术，吸收塔内添加稳定剂技术和脱硫废水络合絮凝技术。

　　（1）燃煤添加剂技术。在燃煤中喷洒微量的添加剂，可以在燃烧过程中有效的将烟气中的Hg0氧化为Hg2+，从而有利于后续的飞灰吸附和湿法脱硫系统的捕集，达到增强脱汞效率的目的。现用的添加剂以溴素或溴化物添加剂为主，在燃烧过程中会释放氧化剂，形成如下化学反应：

　　（2）吸附剂喷射技术。此技术通常是将以溴化活性炭为代表的各种吸附剂通过气力输送和均匀喷散系统喷射至空预器前后的烟道中，吸附剂吸附脱汞后随飞灰一起被除尘器捕集。此项技术的优点是针对性强，见效快，缺点是运行成本高。

　　（3）吸收塔内添加稳定剂和氧化剂技术。湿法脱硫系统对Hg2+有良好的脱除性能。但是当Hg2+达到一定的浓度后，吸收塔内的汞脱除效率就会降低。稳定剂的作用是通过络合作用固定汞等重金属，可以有效防止汞的逃逸，提高湿法脱硫对汞的洗涤效率。同样，若煤质中汞含量过高，则可以在吸收塔内喷入一些强制氧化剂（如溴化钙），对Hg0进行强制转化以提高除汞效率。

　　（4）脱硫废水络合絮凝技术。一般采用向脱硫废水中添加特定配方的，对汞有高亲和性和选择性的有机高分子螯合剂或络合剂。通过螯合或络合的形式，形成含汞絮凝物，再絮凝剂和助凝剂的作用下，把汞完全沉淀在废水污泥中。现在得到普遍应用的高效汞络合剂是有机硫。

　　根据监测数据，我国大部分燃煤电厂排放烟气的汞浓度在0.2～22.8μg/m3，只有少数电厂由于煤质原因排放烟气的汞浓度超过新标准规定30μg/m3。所以针对不同的情况，综合考虑下，最适用于我国燃煤电厂的脱汞措施有以下几个方面。

　　（1）一般在SCR脱硝系统，高效除尘系统和湿法脱硫都具备的情况下，汞浓度会低于30μg/m3，不需加设特定的脱汞装置。但应具备汞的实时监测能力。

　　（2）若在上述三套系统协同作用下，汞排放浓度还是超标，首先应检测各个系统是否分别对氮氧化物，飞灰和二氧化硫的去除达标，若不达标，考虑对不达标系统进行改造。

　　（3）若三套系统分别达标，而汞排放浓度仍然超标，推荐先考虑在脱硫浆液中加入少量的溴化钙溶液，以在脱硫过程中对Hg0进行强制氧化，然后考虑在输煤皮带或给煤机中掺入一些溴化钙，以期在燃烧阶段将Hg0转化为容易被后续装置去除的颗粒汞和Hg2+。掺入量应根据煤质分析汞含量决定。

　　（4）最后考虑在空预器前后，除尘器前的烟道喷入吸附剂（如溴化活性炭）。参考国外的经验，一般利用溴化活性炭喷射技术，可以将汞排放浓度降低到5μg/m3以下的水平。

　　尽管上述措施都会解决燃煤电厂汞排放的问题，但应该注意到，目前所有的技术都只是将烟气中的汞收集到飞灰、石膏或污泥当中，并不是真正的去除。含汞飞灰、石膏和污泥的处理、处置和利用将是未来电力环保行业面临的又一课题。如何最好的处理好汞排放的问题，最终达到污染减少、环境友好、效率提高、清洁再生的新型燃煤电厂要求，还有很多问题需要解决。

　　5.电除尘器内部粒子运动及分布数学模型仿真研究唐敏康，李永兵，TANGMin-kang，LIYong-bing

　　13.新力电厂袋式除尘器滤袋长寿命原因探讨杨传遍，刘轶，YANGChuan-bian，LIUYi

　　3.可再生能源电力外部效益量化及系统评价任姗，薛惠锋，RENShan，XUEHui-feng

　　5.NaClO2/氨水溶液同时脱除SO2和NO的热力学研究张晓波，郭瑞堂，潘卫国，徐宏建，吴黎明，彭皓

　　9.水滑石类材料的制备及在水污染治理中的应用牛向楠，朱洪涛，赵毅，NIUXiang-nan，ZHUHong-tao，ZHAOYi

　　17.湿法脱硫系统设计与运行过程中的节能提效措施惠润堂，胡宇峰，HUIRun-tang，HUYu-feng

　　19.北仑电厂脱硫系统经济运行优化探讨孙正杰，邵炜，SUNZheng-jie，SHAOWei

　　5.钢铁行业烧结烟气同时脱硫脱硝技术探讨史少军，叶招莲，SHIShao-jun，YEZhao-lian

　　8.混凝法预处理某化工园区污水处理厂二级出水的试验研究黄克文，杨志浪，张，HUANGKe-wen，YANGZhi-lang，ZHANGGuo-jun

　　9.改性粉煤灰混凝剂处理工业混合废水的试验研究齐萌，徐承杰，QIMeng，XUCheng-jie

　　13.城市电网规划环评中相关规划的协调性分析朱庚富，周静，ZHUGeng-fu，ZHOUJing

　　14.内地与香港燃煤电厂大气污染物排放控制政策与标准比较李文颀，朱林，郭玉芳，LIWen-qi，ZHULin，GUOYu-fang

　　1.中国2015年SO2排放总量宏观控制目标研究韩国刚，曲富国，戴文楠，宋鹭，韩振宇，苏艺，孔令辉，姜华

　　4.利用膜技术实现烟气脱硫吸收剂循环的研究马双忱，孙云雪，MAShuang-chen，SUNYun-xue

　　6.660MW机组烟气循环流化床干法脱硫塔入口气流分布的试验研究詹秋月，ZHANQiu-yue

　　13.曝气生物滤池在大港油田污水处理中的应用邹红丽，王冬石，ZOUHong-li，WANGDong-shi

　　16.提高火电厂设计和校核煤质重要性的几点认识段彦明，孙久启，DUANYan-ming，SUNJiu-qi

　　18.低温等离子体技术降解含氮硫废气的研究进展李振玉，孙亚兵，冯景伟，徐建华，王瑾瑜，王惠英，陈颖，缪虹

　　6.海水脱硫技术在日照电厂一期工程中的应用吴线.石灰石/石灰-石膏湿法脱硫浆液溢流问题研究吕宏俊，LVHong-jun

　　抚顺罕王直接还原铁有限公司地处国家酸雨与二氧化硫控制区内，为促进经济和社会可持续发展，罕王铁厂60m2烧结机安装了一套半干法烟气脱硫装置。此脱硫装置采用循环流化床脱硫工艺（CFB），这是一种技术成熟、运行稳定、综合投资小的脱硫工艺。CFB装置运行状况直接影响到出口烟气中SO2排放浓度是否达标，为此对系统运行状况进行分析。

　　CFB脱硫工艺（如图1）以循环流化床原理为基础，通过脱硫剂的多次循环，延长脱硫剂与烟气接触时间，提高脱硫剂的利用率和脱硫效率。烟气由吸硫塔底部文氏管高速进入，穿过流化床层，与固相产生剧烈的摩擦和充分的混合，在此过程中脱硫剂颗粒与SO2接触反应，达到脱硫的目的。消石灰、水在床底部喷入，并附着在返料口返回的大量颗粒物上，造成较大的脱硫反应表面积。固体脱硫剂颗粒随烟气气流上升，部分进入边界层并回落，形成内循环，其他随烟气离开吸硫塔进入除尘器，净烟气经烟囱排放。除尘器收集的飞灰大部分通过返料器返回吸硫塔，其余作为灰渣排出。排出的灰渣主要成分为飞灰、氢氧化钙、亚硫酸钙和硫酸钙，系干态，可直接填埋处理或综合利用。

　　CFB装置包括石灰储运系统、烟气系统、SO2脱除系统、脱硫灰循环系统、布袋除尘器系统、工艺水系统、脱硫副产物系统、电气及控制系统等组成。

　　罕王铁厂烧结机运行过程中，设备检修周期约为10天，检修时间约为12小时。CFB装置运行与烧结机运行同步。

　　系统压力监测点设置在布袋除尘器前后。CFB装置初始运行时，布袋除尘器出口压力为-2.4kPa，进口压力为-1.1kPa。运行3周后，布袋除尘器出口压力为-1.4kPa，进口为-0.1kPa。此时，系统运行数据已偏离原始设计数值，在检修期间打开塔底人孔观察，发现塔底已经堆积大约10吨石灰粉。打开布袋除尘器检修孔，检查布袋时发现，布袋表面沾灰较厚。原始设计循环流化床吸收塔阻力为1600Pa，布袋除尘器阻力为1200Pa。从压力前后变化的对比分析可知，布袋除尘器阻力增大，导致引风机产生的负压不足以克服吸收塔阻力，循环流化床中的物料有部分落入塔底。

　　CFB装置再次投入生产前，布袋除尘器无载荷运行2小时，充分利用布袋除尘器反吹功能对布袋表面积灰进行清理。CFB装置再次投入生产后，布袋除尘器出口压力恢复到-2.4kPa，进口压力恢复到-1.1kPa。当检修时开启塔底人孔检查，发现塔底积灰量明显减少，达到使用要求。

　　CFB装置中石灰经过称量后进入消化器，将石灰与水按比例加入第一级消化器，在第二、中进行充分反应，制备出含有12%水分的消石灰。最后将消石灰用气力输送方式送至吸收塔内。运行一周后，发现气力输送管路堵塞。拆开管路检查，造成堵塞的原因为湿态的石灰与管壁发生粘连，造成管路输送不畅，最后积灰堵塞。

　　将消石灰含水量降至8%后，运行几周没有再次发生管道堵塞现象。通过加大吸收塔内喷嘴补水量来弥补消石灰水分的减少量，对系统运行不产生不利影响。

　　②CFB装置运行的关键是系统压力能否满足物料在吸收塔内实现循环流化状态，引风机提供的负压除了克服布袋除尘器阻力、吸收塔阻力、烟道阻力，还应保证足够的裕量，用来避免由于布袋除尘器阻力增大对系统产生的不良影响；

　　③对于采用气力输送方式输送消石灰的CFB装置，应严格控制消石灰的含水量，以避免发生输送管道堵塞现象。

　　[2]沈晓林，刘道清，林瑜，石磊，王如意.宝钢烧结烟气脱硫技术的研发与应用[J].宝钢技术，2009（03）.

　　随着我国经济持续高速发展，城市化和工业化进程日益加快，各种大气污染物排放急剧增加。发达国家在上百年发展过程中不断出现的大气环境问题，现已在我国集中涌现。尤其是近几年我国出现大范围雾霾天气，各地PM2.5长期超标，严重损害人民群众身体健康，影响社会和谐稳定。

　　燃煤电厂在生产过程产生的烟气中含有大量烟尘，如不进行脱除，会对大气环境造成严重危害。本文通过研究国内外燃煤电厂烟尘治理措施，对应用多种先进环保技术的方案进行了比较论证，提出了烟尘治理以及达到超低排放目标的工程技术措施。

　　烟尘脱除机理包括重力分离、离心力惯性分离、碰撞惯性分离、接触阻留、静电力驱动、凝聚等几类，不同的粉尘特性适用于不同的除尘机理，除尘设备主要利用一种或者多种除尘机理进行除尘，以提高效果。除尘器的型式按照结构型式区分主要有机械式、水膜式、静电式、过滤式等几大类型。

　　静电除尘器静电除尘器的除尘原理是通过电极在烟气中放电，使粉尘荷上电荷，并且在电场力的作用下向电极移动，被集尘极捕获并收集。在静电除尘器壳体内设有很多组阴极线和与之对应的阳极板，给阴阳极施加高压直流电，阴极（放电极）附近空气被电离，形成电晕。电晕区的范围较小，正离子很快流向放电极，电子则扩散到电晕外区域。烟气流过电极区间时，大部分粉尘带上负极性，在电场力的作用下向阳极板（收尘极）移动，与阳极板接触后放出电荷，通过振打落入灰斗。

　　滤袋式除尘器是一种干式的高效除尘器，它利用纤维织物的过滤作用进行除尘，效率可以高达99.9%以上，滤袋式除尘器通常按粉尘排放的绝对值进行约定，而且其粉尘排放的绝对值基本不受粉尘特性的影响。滤袋式除尘器收尘原理主要有三种：滤袋筛滤、碰撞惯性分离、滤袋纤维接触。

　　湿式电除尘器是直接将水雾喷向电极和电晕区，水雾在芒刺电极形成的强大的电晕场内荷电后进一步雾化澳门·新葡萄新京6663，在这里电场力、荷电水雾的碰撞拦截、吸附凝并，共同对粉尘粒子起捕集作用，最终粉尘粒子在电场力的驱动下到达集尘极而被捕集；与干式电除尘器通过振打将极板上的灰振落至灰斗不同的是：湿式电除尘器则是将水喷至集尘极上形成连续的水膜，采用水清灰，无振打装置，流动水膜将捕获的粉尘冲刷到灰斗中随水排出。湿式电除尘器对酸雾、有毒重金属以及PM10，尤其是PM2.5的细微粉尘有良好的脱除效果。

　　目前国内火电厂运行的燃煤机组设计排烟温度一般为120℃～130℃，燃用褐煤时为140℃～170℃，且机组实际运行排烟温度普遍高于设计值，远高于烟气酸温度。排烟温度偏高的后果是使得锅炉效率下降、电除尘器除尘效率下降、脱硫耗水量增加。集成烟气换热器的低温电除尘技术是解决此危害的一种有效新方法。

　　烟气余热利用系统采用两级烟气换热器系统。其烟气热量回收装置分为两级澳门·新葡萄新京6663，第一级布置在除尘器的进口，将烟气温度从约120℃冷却到约95℃。第二级布置在湿式除尘器的出口，加热脱硫净烟气，媒介与烟气进行热交换采用闭式循环水来完成。使进入电除尘器的运行温度由常温状态（120℃～140℃）下降到低温状态（90℃～100℃左右），排烟温度的降低，使得进入电除尘器的烟气量减少，粉尘比电阻降低，余热利用和提高除尘效率的两个目的都达到了。

　　综合国内外领先的除尘技术，结合我国的大气环境质量标准要求，通过采取多个除尘技术的组合方式，可以使燃煤电厂烟尘排放浓度达到燃气机组排放限值要求，即烟尘浓度≤5/Nm?，该方案即保证系统运行可靠，又有一定的经济性，具体方案如下：

　　低低温静电除尘器（带MGGH、高频电源）除尘效率不小于99.88%，脱硫系统除尘的效率按30%考虑，湿式电除尘器除尘效率不小于70%，按照上述计算得到的排放见下表：

　　当采用上述组合方式进行烟尘脱除时，综合除尘效率可以达到99.975%，极大的减少了烟尘排放量。

　　同时，本工程在脱硫系统后设置了湿式电除尘器，湿式电除尘器拥有捕集微细粉尘的功能，对微细、潮湿、黏性或高比电阻粉尘的捕集效果都很理想。由于被捕集的粉尘和水之间有黏着力，避免了湿式电除尘器粉尘收集后的再飞扬问题的出现。湿式电除尘器能提供几倍于干式电除尘器的电晕功率，这就大大提高了对PM2.5的捕集效率，有效改善环境空气质量。

　　本方案比传统除尘设施增加了MGGH、湿式电除尘器，并改用了低低温静电除尘器，在初投资上增加了约1.25亿元，经估算，考虑上述污染控制措施后，发电生产单位成本增加3元/MWh，上网电价增加5元/MWh。但综合考虑其环保效益，还是很有必要的。

　　为了实现燃煤电厂烟尘的超低排放，工程新增了湿式电除尘器、MGGH等设备，这样使得静电除尘器电功率有所下降，但系统阻力、电耗、厂用电率、供电标煤耗都随之增加。MGGH系统采用闭式循环水为媒介与烟气进行热交换，布置在除尘器进口的第一级烟气换热器利用高温烟气将水介质温度升高，升温后的热水进入湿式电除尘器出口处的第二级烟气换热器来加热净烟气，以预防“石膏雨”现象产生。在第一级烟气换热器内被加热的水介质并没用进入发电机组的热力系统，所以无法获得常规设置低温省煤器带来的降低煤耗的好处。具体对电耗、煤耗的影响分析如下。

　　通过在脱硫前配合管式换热器采用低低温静电除尘器加高频电源，低低温静电除尘器按五电场电除尘器考虑，除尘器效率不低于99.88%，除尘器出口排放浓度小于20.5mg/Nm3。考虑脱硫系统30%洗尘效率，脱硫后设置湿式除尘器，除尘器效率不低于70%，除尘系统综合效率达到99.975%，烟囱出口烟尘排放浓度不超过4.27mg/Nm3，达到燃气机组5mg/Nm3的排放标准限值要求。同时还可以有效降低PM2.5的排放，减少对环境空气的污染。

　　[3]陈国榘.适应新排放标准的火电厂除尘技术[J].科技导报，2010，28（3）：90-95.