燃煤电厂的可吸入颗粒物排放
摘要:简要分析了燃煤过程中可吸入颗粒物的形成机理,指出燃煤电厂对可吸入颗粒物的贡献及目前控制可吸入颗粒物排放措施的局限性,提出电厂在脱硫的同时应控制可吸入颗粒物等污染物的排放。
关键词:可吸入颗粒物,燃煤电厂,静电除尘器,烟气脱硫
0 引言
我国是煤炭生产和消费大国,目前煤炭占我国一次能源的75%左右,在未来几十年内,煤炭仍将是我国主要的一次能源。由燃煤电厂排放的颗粒物已引起了各界广泛重视。煤燃烧直接排放出粒径较小的一次粒子,它们与燃烧排放的SO2 等气态污染物反应后还可形成粒径较小的二次粒子。一旦它们排入大气,很容易被人体吸收。
大气颗粒物的粒径范围在0. 01～100μm之间, 统称为总悬浮颗粒物( TSP ) 。PM10、PM2. 5 和 PM1. 0分别指空气动力学直径小于或等于10、2. 5 和1. 0μm的大气颗粒物。PM10也称为可吸入颗粒物; PM2. 5属于细微颗粒物范畴,通常也称为细粒子。随着研究的深入,人们逐渐认识到,导致城市人群患病率和死亡率增加的主要因素是PM10浓度而不是TSP总量。因此,美国国家环保局于1985年将 TSP修改为PM10。近年来, 人们进一步认识到 PM2. 5易于富集空气中的有毒重金属、酸性氧化物及有机污染物等,其对人体健康的危害远比空气动力学直径在2. 5～10μm之间的粒子大。因此,美国环保局于1997年再一次修改了大气质量标准,并规定了PM2. 5的最高限值。我国在1996年将可吸入颗粒物PM10 浓度列为十种大气环境质量标准之一,并在空气质量日报中统一采用PM10指标。
本文分析了燃煤过程可吸入颗粒物的形成机理及燃煤电厂对可吸入颗粒物的贡献。指出虽然现有燃煤电厂在控制颗粒物排放方面采取了不少措施, 但因其具有局限性,对危害性更大的细微颗粒排放控制效果不佳,尤其是采用湿法烟气脱硫工艺之后, 在某种程度上反而增加了可吸入颗粒物的排放量, 从而产生了新的大气污染问题。最后,作者提出了燃煤电厂在脱硫的同时应注意控制可吸入颗粒物等污染物排放的建议。
1 可吸入颗粒物的来源
1. 1 天然源和人为源
可吸入颗粒物的来源可分为天然源和人为源。天然源包括地面扬尘、海浪溅出的盐料、火山爆发所释放出来的火山灰、森林火灾的燃烧物以及植物的花粉等。人为源主要是燃料燃烧过程中形成的烟尘、飞灰等,汽车排放出来的含铅化合物,矿物燃料燃烧所排放出来的SO2 在一定的条件下转化成的硫酸盐粒子等,化学工业生产过程中的废气、烟气排放,以及工业活动中建筑、采石、采矿、水泥制造、机械研磨等均会产生可吸入颗粒物。
在人为源中,燃烧源可吸入颗粒物占据很大比例。据美国环保署的统计,美国大气中PM2. 5 约 32%是由燃烧所产生的。而燃煤电厂在燃烧源中占据了举足轻重的地位。美国能源日报文章认为燃煤电厂是大气中细微颗粒物的主要源头。另外, 根据统计,在中国各行业中,燃煤电厂排放的工业烟尘所占比例也是最高的。
1. 2 燃煤电厂的可吸入颗粒物排放
1. 2. 1 可吸入颗粒物的形成机理
煤燃烧形成颗粒物是一个十分复杂的过程。一般认为,在大型电厂的煤粉炉中,煤粉在1 400 ℃以上的高温下被快速加热、裂解和燃烧,煤中矿物质发生分解、熔融、汽化、凝聚、冷凝、团聚等一系列的物理、化学变化,在较低温度下形成了具有不同粒径、化学特征、形状的飞灰。
Larry L. Baxter的研究认为,燃烧产生的1 ～ 10μm灰粒由碳表面爆裂形成,这也正是破碎机理研究的范围。由于煤粒在高温燃烧室内挥发分快速脱出而在煤粒内迅速集聚,导致颗粒内部形成压力梯度而引起的破碎,被称为第一类破碎。而第二类破碎是指煤粒脱除挥发分后,由于高温热应力的作用,削弱了煤粒内部各元素之间结合的化学键力,导致各种不规则晶粒之间的联结“骨架”被烧掉而形成的破碎。试验表明,破碎尺寸和机理与煤质有很强的相关性,烟煤比褐煤裂解更深,产生的碎片更多。对于粒径小于0. 6μm的颗粒,破碎机理则不再适用,此时一般可用汽化—凝结机理来解释。汽化—凝结机理认为:在燃烧的高温区,某些组分或元素发生汽化,当烟气温度降低时,一部分难熔的金属氧化物或某些元素的次氧化物和部分低挥发性的痕量元素会首先成核并形成微小的气溶胶基核。随着温度的继续降低,大多数挥发性痕量元素,如As、 Hg、Se、Cd、Pb也会成核,或者凝结在周围已存在的颗粒表面。
1. 2. 2 燃煤电厂与可吸入颗粒物
燃煤电厂排放到大气中的污染物,主要是煤燃烧时产生的SO2 和细烟尘颗粒物, SO2 是酸雨最主要的前体物,细烟尘颗粒物是可吸入颗粒物。近年来的调查研究发现,在煤的燃烧过程中排放出的 As、Cr等微量元素,对人体健康危害很大。煤中所含有的微量元素可在燃烧产物上进一步迁移或富集于这些细粒子上。先进的烟气脱硫装置可以有效地降低SO2 的排放浓度;现代的排烟除尘设备几乎能全部除去烟尘颗粒物中的粗粒子,但对细粒子的脱除能力则很弱。可见,燃煤电厂是酸雨前体物及可吸入颗粒物的主要排放源。
陈灿云等对广州市4 个功能区的夏季大气 PM2. 5进行了监测,结果表明:广州市夏季PM2. 5 的平均质量浓度为97. 54μg/m3 ,其中机动车排放和燃煤的贡献率分别为54%～75%和32% ～52%。石晓亮等研究了火电厂烟气排放对广州市大气环境的影响,结果发现: (1)所有观测到的烟尘颗粒物均属于可吸入颗粒物范畴,在广州发电厂周围确实存在可吸入颗粒物污染; (2)通过与参照点的对比,燃煤发电厂确实会对周围大气环境造成污染,火电厂排放的烟尘颗粒物是形成“灰霾天气”的重要污染物之一。
据美国国家能源技术实验室的数据,美国燃煤电站锅炉的平均一次可吸入颗粒物排放质量浓度为 52. 8mg/m3 (干烟气, 6%O2 , 350Nm3 /GJ ) , 1970 年排放量超过了160万t。尽管燃煤电厂采取控制措施, 1996年将PM10的排放量降至约26万t/ a,但其排放的一次可吸入颗粒物仍是造成空气能见度降低、酸雨和酸沉降的主要原因。
2 燃煤电厂可吸入颗粒物控制方法
2. 1 静电除尘器
对于火电厂颗粒物排放的控制技术,目前仍是以静电除尘器为主,并在其下游安装湿法烟气脱硫装置。燃煤电厂普遍采用的静电除尘器对较大粒径颗粒物有很高的收集效率,但对大量细微颗粒物的收集效率不高。徐鸿等通过试验得出燃煤电厂除尘装置对微粒的控制效率规律:电除尘器对粒径 10μm以上颗粒有很高的脱除效率,但对5μm以下颗粒脱除效率急剧下降,对PM2. 5的脱除效率仅为 90% (图1) ,因此,导致相当数量的细微颗粒物排放到大气环境中。
 |
针对静电除尘器在电厂细微颗粒物排放控制上的局限性,目前提出了几种新的控制技术: (1)注入蒸汽吸附剂技术; (2)磁力除尘技术; (3)电凝聚除尘技术; (4)电催化氧化技术; ( 5)声波团聚技术; (6)联合除尘技术。
2. 2 湿法烟气脱硫系统
通过采用新的除尘技术可降低进入湿法脱硫吸收塔的一次可吸入颗粒物浓度,但研究发现,湿法脱硫工艺会直接造成一次可吸入颗粒物排放量的增加。丹麦两个燃煤电厂(Nordjylland电厂和Avedore 电厂)采用石灰石—石膏湿法脱硫工艺,虽然脱硫吸收塔使总的粉尘浓度降低了50% ～80% ,但 PM1浓度却提高了20% ～100%。这是因为湿法脱硫吸收塔脱除了部分粗颗粒,却提高了细颗粒的浓度,这些细颗粒是除雾器无法除去的湿法脱硫烟气中的细小液滴干燥后产生的浆渣。
此外,虽然湿法脱硫工艺对烟气中的SO2 有较高的脱除效率,但对烟气中SO3 的脱除效率并不高。这是因为当烟气通过空气预热器时烟气温度骤然降低, SO3 与水反应生成H2 SO4 气溶胶,这些气溶胶比较容易穿透吸收塔的喷淋层和除雾器,因而SO3 的脱除效率一般低于50%。由于湿法烟气脱硫系统排出的净烟气温度较低,处于酸露点以下,因此,烟囱排出的SO3 主要以硫酸气溶胶状态存在,这些硫酸气溶胶会与大气中的其他物质反应,产生二次可吸入颗粒物。John P. Gooch等通过分析湿法脱硫排烟中的固体物成分,发现Ca的含量略高于1% ,而硫酸根却高达74% (表1) 。这说明由于烟气带出的湿法脱硫浆液所形成的一次可吸入颗粒并不是主要的,被飞灰细颗粒吸附的硫酸气溶胶及其形成的二次可吸入颗粒物才是更大的问题。这些细颗粒能直接进入并粘附在人体呼吸道和肺叶中,并且造成大气能见度降低,对人体健康和大气环境质量均有很大的影响。
 |
因此,针对湿法脱硫工艺所造成的可吸入颗粒物排放量增加,目前正在探索的解决方法是采用在吸收塔下游安装湿式电除尘器,减少硫酸气溶胶和微细粉尘的排放,但由于目前大容量湿式电除尘器技术尚未成熟,存在结构复杂、造价昂贵等问题,因此,还没有达到工程应用阶段。
3 结语
随着国家环保要求的日益严格,制定与可吸入颗粒物、Hg、SO3 等污染物相关的排放标准是必然趋势。燃煤电厂对可吸入颗粒物的贡献较大,因此,燃煤电厂,特别是处于环保要求高的发达城市城区或周边地区的燃煤电厂,应在减少SO2 排放的同时考虑控制可吸入颗粒物等污染物的排放,不能因烟气脱硫而产生二次大气污染。
使用微信“扫一扫”功能添加“谷腾环保网”
