復合聚并協(xié)同脫除燃煤顆粒物及顆粒態(tài)重金屬的中試研究

劉天雨, 溫 昶,*, 邵宇浩, 劉恩澤, 潘祖明, 陳 晟, 徐明厚

(1.華中科技大學 能源與動力工程學院，煤燃燒國家重點實驗室, 湖北 武漢 430074;2.武漢利康能源有限公司, 湖北 武漢 430074)

燃煤是中國大氣中PM2.5的重要來源之一[1,2]，對大氣PM2.5排放的貢獻率平均可達25%以上[3]。燃煤顆粒物是煤中含有的有毒有害物質(zhì)的重要載體，如Hg、As、Se、Pb等重金屬。煤燃燒過程中，重金屬高溫氣化后會隨著煙氣流動，經(jīng)過鍋爐后在進入除塵器的過程中溫度會顯著降低，使得部分重金屬迅速凝結(jié)在顆粒表面形成顆粒態(tài)重金屬，如未被除塵設備有效攔截則會造成顆粒物以及顆粒態(tài)重金屬的健康危害[4,5]。

目前，燃煤電廠主要通過各種除塵設備來脫除燃煤鍋爐產(chǎn)生的顆粒物，如靜電除塵器、布袋除塵器和濕式電除塵器等，但是上述除塵設備在減排細顆粒物時，均存在作用有限或者成本過高的問題[6]。如靜電除塵器，對0.1-1 μm的顆粒捕捉效率較低，逃逸顆?？烧伎倲?shù)的15%以上[7]。為了解決這個問題，在除塵器前加裝預處理裝置，通過物理或化學方法使小顆粒發(fā)生聚并[8]，增大顆粒物的平均粒徑，從而提高后續(xù)除塵設備的除塵效率是當前的發(fā)展趨勢。目前的聚并方式主要有：化學聚并、電聚并、聲波聚并、湍流聚并等。其中，湍流聚并方法簡單易行，只需要對現(xiàn)有除塵設備進行簡單改造，可以大規(guī)模推廣，而且可以與其他聚并方法耦合，達到更好的聚并效果，因此，是目前的研究熱點之一[9]。

湍流聚并的原理是：湍流會造成流場中存在旋渦，慣性小的小顆粒會隨著旋渦運動，慣性大的大顆粒則會直接穿過旋渦，這就使得小顆粒與大顆粒發(fā)生碰撞，黏附在大顆粒上。關(guān)于湍流聚并的效果已有較多學者研究，如章鵬飛等[10,11]發(fā)現(xiàn)，產(chǎn)渦葉片間距為100 mm時，聚并效果最好；產(chǎn)渦葉片與煙氣來流的角度越接近90度，聚并效果越好，但是運行阻力越大。楊陳好等[12]的研究表明，勺型葉片附近的湍流強度最高，因此，其顆粒物聚并效果最好，壓損也最大；產(chǎn)渦葉片行間距為120 mm時，旋渦耦合作用最強，聚并效率最高。陳冬林等[13-15]在300 MW燃煤鍋爐機組上加裝了聚并器并進行現(xiàn)場實驗，發(fā)現(xiàn)聚并作用使直徑在2.65 μm以下的顆粒體積分數(shù)降低了56.7%。

但是，目前針對湍流聚并技術(shù)的研究還比較局限，具體表現(xiàn)在大部分研究成果是通過數(shù)值模擬或者實驗室小型臺架獲得的，結(jié)果與電廠現(xiàn)場會存在一定差別；已有的少量現(xiàn)場實驗由于電廠改變參數(shù)比較困難，也只是在固定參數(shù)條件下進行[14]，沒有深入探究產(chǎn)渦葉片結(jié)構(gòu)參數(shù)對聚并效果的影響。同時，重金屬富集在細顆粒物上，因此，湍流聚并對于脫除重金屬也有一定效果，但目前針對顆粒態(tài)重金屬協(xié)同脫除效果的研究報道還較少。

因此，本研究在某電廠330 MW鍋爐機組后端開辟煙氣旁路加裝自主設計的復合聚并器，進行了以湍流聚并原理為基礎的復合聚并中試研究，同時與數(shù)值模擬相結(jié)合，分析了復合聚并器對于顆粒物和顆粒態(tài)重金屬的影響作用以及煙氣流量變化對其的影響規(guī)律。

1 實驗部分

1.1 實驗條件

實驗在湖北某發(fā)電公司330 MW燃煤發(fā)電機組上進行，該機組在2004年投產(chǎn)，經(jīng)超低排放改造后煙塵質(zhì)量濃度低于3 mg/m3，SOx質(zhì)量濃度20-30 mg/m3，NOx質(zhì)量濃度25-35 mg/m3。中試實驗機組燃用煤種成分分析如表1所示。

表1 機組燃用煤種的元素分析和工業(yè)分析

在機組靜電除塵器之前的水平煙道上開出旁路作為實驗用中試系統(tǒng)。旁路中試系統(tǒng)包括煙道、復合聚并器、布袋除塵器、引風機，引風機控制煙氣量為2000-3200 m3/h。煙氣經(jīng)小型布袋除塵器除塵后再引回機組主煙道后送入靜電除塵器。未安裝聚并器的情況下，除塵前煙氣溫度約127.7 ℃，除塵后溫度約95.5 ℃；除塵前平均流速約為12.3 m/s，除塵后為12.6 m/s；除塵前的PM10質(zhì)量濃度為1500-2000 mg/m3。圖1為旁路中試實驗系統(tǒng)示意圖。

圖1 復合聚并中試實驗系統(tǒng)示意圖

復合聚并器為產(chǎn)生顆粒物聚并長大效果的主要部件，在此旁路下加工的總長度為2100 mm，高度為312 mm。擾流葉片沿長度方向設置了11排，前四排擾流葉片間距為160 mm，后七排間距為140 mm；沿高度方向布置了八個擾流葉片。復合聚并器可拆下取出，從而可以通過布袋除塵器除塵效率對比安裝聚并器前后，對顆粒物和顆粒態(tài)重金屬的聚并脫除效果。

復合聚并器內(nèi)的聚并包括了湍流聚并過程和壁面回流區(qū)吸附過程。當流場中存在漩渦時，超細顆粒會隨著漩渦旋轉(zhuǎn)，而大顆粒會因慣性作用穿過漩渦，這一過程中小顆粒就會與大顆粒發(fā)生碰撞后附著在大顆粒上產(chǎn)生一定的聚并。同時，在擾流葉片后方的回流區(qū)區(qū)域，大量的細顆粒會聚集于此，因壁面速度的降低會使顆粒吸附在壁面上并相互作用而產(chǎn)生聚并。聚并原理示意圖見圖2。

圖2 流經(jīng)擾流葉片的復合聚并原理示意圖

1.2 實驗裝置的數(shù)值模擬

用于數(shù)值模擬的聚并器模型進行了一定簡化，忽略了聚并器管道及產(chǎn)渦葉片的厚度，忽略了連接處的細微結(jié)構(gòu)，尺寸與中試試驗所用的復合聚并器一致。為了提高計算精度和收斂速度，聚并器模型采用結(jié)構(gòu)化網(wǎng)格，并且在葉片周圍局部加密，網(wǎng)格質(zhì)量均在0.6以上，網(wǎng)格數(shù)目為1.3×106萬個。

模擬過程參考了部分學者的相關(guān)研究[10-12]，首先獲得聚并器內(nèi)連續(xù)相的收斂流場：使用Realizable k-ε模型，壁面函數(shù)采用標準壁面函數(shù)；入口采用平均速度入口，湍流強度設置為10%；出口設置為outflow自由出流；壁面設置為標準無滑移壁面。壓力和速度的耦合模型采用SIMPLE算法，壓力、湍動能、湍流耗散率均采取二階迎風格式。待殘差收斂到10-6以下時停止計算，此時已獲得穩(wěn)態(tài)流場。

然后進行顆粒相的非穩(wěn)態(tài)計算：湍流模型采用Delayed DES方法，離散相采用導入的顆粒群(parcel)模型，一共有1.31×103個顆粒群，每個顆粒群中包含200個性質(zhì)相同的顆粒，因此，進口顆粒物共2.62×105個顆粒數(shù)。與實際情況相比，小顆粒減少了幾個數(shù)量級，但仍然可以模擬出碰撞聚并的效果?？紤]顆粒受到的Saffman升力和Stokes阻力，不考慮顆粒的破碎，顆粒之間只要發(fā)生碰撞并且符合聚并條件，就會自動生成更大的顆粒，體積為碰撞前兩個顆粒的體積之和，且不會再次分裂。

采用隨機軌道模型Discrete Random Walk Model跟蹤這些顆粒。RANS模擬需要時間步長足夠小，因此，設置為0.0002 s。時間步長數(shù)目設置為1500(即流動時間為0.3 s)，保證有足夠的時間對出口顆粒進行統(tǒng)計平均(顆粒物只需0.13 s就能從進口流到出口)，每個時間步長的最大迭代步數(shù)設置為20步能保證在每個時間步長內(nèi)的計算結(jié)果都相對準確。

1.3 實驗方法

實驗取樣點分別在聚并前、聚并后和布袋除塵器后。通過嶗應3012H型煙塵采樣儀對布袋除塵器入口(聚并后)和出口煙氣中的總飛灰進行采樣分析，用以研究安裝聚并器后對顆粒物的減排效果。采集過程中首先將取樣槍放入煙道中心位置等速引出煙道中的飛灰，隨后煙塵被送入煙塵采樣儀并通過玻璃纖維濾筒收集。對聚并前后收集的總灰進行掃描電鏡(RISE, ZEISS Sigma 300)和激光粒度分析(LPSA，Malvern Panalytical，Mastersizer 2000)以觀察聚并效果。激光粒度分析采用干法制樣，這是由于常規(guī)濕法制樣需要用磁子對顆粒物進行攪拌，可能導致制樣過程中細顆粒黏附在大顆粒上致其長大或致使顆粒破碎，從而破壞了對聚并效果的觀測。

采用低壓撞擊器對本實驗的顆粒物和顆粒態(tài)重金屬進行取樣和收集。取樣系統(tǒng)示意圖見圖3，由取樣槍、旋風分離器(cyclone，SAC-65，Dekato Co)、低壓撞擊式顆粒物采樣儀(low pressure impactor，LPI，Dekati Co)、加熱帶、壓力表(LEO-2，Keller Co)和真空泵(SV-25B，Leybold Co)構(gòu)成。取樣槍伸至煙道截面中心點，在采樣系統(tǒng)中旋風分離器的作用是將空氣動力學直徑大于10 μm的顆粒物切割分離。LPI包含13級采樣板，將PM10(空氣動力學直徑小于等于10 μm的顆粒物)按顆粒粒徑大小順序收集在不同級的膜片上，所采集的粒徑為0.03-10 μm。采樣過程中，首先利用加熱帶將取樣槍和LPI取樣系統(tǒng)包裹嚴密，將取樣系統(tǒng)加熱至130 ℃后保溫30 min，以消除取樣過程中煙氣內(nèi)高水分對取樣質(zhì)量的影響。真空泵的抽氣流量為10 L/min。

圖3 顆粒物采樣系統(tǒng)示意圖

LPI系統(tǒng)采集顆粒物的膜有兩種，鋁膜和聚碳酸酯膜(Whatman Co.)。通過百萬分之一精密天平(MSA6.6S-0CE-DF，Sartorius Co.)稱量采樣前后膜片的質(zhì)量，由此獲得顆粒物的采集質(zhì)量和粒徑分布。實驗前需在鋁膜上涂抹高溫阿皮松脂以減少顆粒物被膜片收集過程中的反彈效應。收集于聚碳酸酯膜上的顆粒物樣品分析顆粒物化學組成、重金屬分布等信息。進行顆粒態(tài)重金屬的測試時，將顆粒物樣品在微波消解儀(意大利Milstone, Ethos E)中消解，采用常規(guī)體系HNO3/HF/H2O2(6/2/2)之后將消解溶液定容，消解液在電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS)中進行重金屬含量測試，載氣使用氬氣。更為細致的采樣系統(tǒng)可參考文獻[16,17]。

2 結(jié)果與討論

2.1 優(yōu)選擾流葉片形狀的數(shù)值模擬

首先針對聚并器使用的幾種典型的葉片類型(如圖4)：直葉片、折葉片、彎葉片，進行了流場分布和顆粒物聚并效果的模擬研究，以優(yōu)選用于中試實驗復合聚并器的葉片類型。采用控制變量法，保持除葉片類型之外的其他結(jié)構(gòu)參數(shù)一致，葉片迎流角度統(tǒng)一設置為45°，葉片間距統(tǒng)一設置為160 mm。

圖4 數(shù)值模擬使用的擾流葉片結(jié)構(gòu)參數(shù)

聚并器的壓力損失和出口速度均勻性是衡量其工作效果的重要指標：壓力損失越大，引風機就要付出更多功率；出口速度越不均勻，越不利于下游除塵設備維持除塵效率。由圖5可知，直葉片壓力損失最大，彎葉片相比于直葉片有所降低，折葉片壓力損失最小。原因是由于直葉片和彎葉片正對煙氣來流的面積基本相等，均比折葉片大，因此，壓力損失也大；折葉片由于遮擋來流面積減小，因此，壓力損失相比其他兩種葉片減少很多，僅為彎葉片的1/2。三種葉片的速度均勻性指數(shù)均較高，說明葉片設計較為合理。整體來看，葉片迎流面積對壓力損失有很大的影響，折葉片由于其特殊結(jié)構(gòu)可以兼具擾流效果強且迎流面積小的優(yōu)點。

圖5 復合聚并器不同葉片的壓力損失及出口速度均勻性

圖6所示的模擬結(jié)果顯示各類型葉片均能有效促進顆粒的聚并，尤其是對于PM1有良好的聚并效果。

圖6 復合聚并器不同葉片的顆粒物聚并率

直葉片和彎葉片的曲線幾乎重合，說明兩者聚并效果比較接近，且對于0.5 μm以內(nèi)的超細顆粒物聚并率略高于折葉片。然而，對于PM1，彎葉片、直葉片、折葉片計算得到的聚并率分別為28.99%、26.88%、26.15%，三者差別不大；并且，對于1 μm以上的顆粒物，折葉片聚并效果好于另外兩種葉片。因此，綜合考慮壓力損失、速度均勻性以及顆粒物聚并效果，優(yōu)選折葉片作為中試實驗的葉片類型。

2.2 復合聚并器對顆粒物聚并效果的實驗與模擬

首先觀察中試實驗聚并前后細顆粒物的微觀形貌，從圖7可以觀測到，聚并前細顆粒物表面僅存在少量超細顆粒，這是煙氣在流動過程中顆粒之間發(fā)生少量碰撞形成的自然結(jié)果。而對于聚并后相似粒徑的顆粒物，其表面存在著大量的呈現(xiàn)聚集狀態(tài)的超細顆粒。Johnson等[18]的研究表明，顆粒間結(jié)合的主要作用力為范德華力、靜電力和萬有引力。當顆粒粒徑變小，范德華力的作用會變強并最終起主導作用；對于同樣粒徑的顆粒隨著相互間距離的減小，范德華力也會增強并最終起主導作用。因此，復合聚并過程增強顆粒擾動，使得小顆粒間距變小，相互碰撞，增強的范德華力導致了明顯的聚并效果。

圖7 聚并前后細顆粒物的微觀形貌

通過分析圖8得知，聚并后1-10 μm的顆粒體積分數(shù)明顯高于聚并前。這一結(jié)果證實了聚并作用促使超細顆粒長大，產(chǎn)生了更多該粒徑段的顆粒物?？傮w上1-20 μm粒徑段顆粒物的比例在聚并后明顯增多，體積占比由44%增加到55%，體現(xiàn)了對超細顆粒物聚并的良好效果。

圖8 聚并前后總灰的粒徑分布

圖9為三個流速下聚并前后采樣點收集顆粒物的質(zhì)量-體積濃度粒徑分布圖，顯示了各流速下復合聚并器對PM10的聚并效果。

圖9 聚并前后PM10的粒徑分布

圖9顯示電廠燃燒生成的顆粒物(聚并前)呈經(jīng)典的雙峰分布，亞微米顆粒物的峰值在0.6 μm附近，超微米顆粒物的峰值在6-8 μm。各流量下，復合聚并器對PM10均起到了一定的聚并效果，尤其是對于PM1。

表2 不同煙氣流量下復合聚并器對顆粒物的聚并效率

隨著聚并器入口煙氣流量的增加，一方面，可以增大流場的湍流強度和產(chǎn)渦效果，有利于增加顆粒物的碰撞次數(shù)，提高聚并效果；另一方面，隨著流量的增大，顆粒物在凝并區(qū)的停留時間縮短，造成凝并區(qū)的顆粒物濃度降低，使得凝并效果變差。從表1所示本研究實驗和模擬結(jié)果來看，隨著流量的增加，PM2.5聚并率都呈現(xiàn)一定的下降趨勢，說明了流量增加導致顆粒停留時間縮短，造成了顆粒物聚并率的下降。而對于PM1來說，圖9可以較明顯地觀察到在較低流量下(-11 m/s)，主要是濃度較高的0.2-0.6 μm粒徑段的超細顆粒物發(fā)生了明顯的聚并；流量增加到13.4 m/s后，超細顆粒物聚并程度增強，1 μm以下粒徑段都發(fā)生了明顯的聚并；隨著流量增加到17.6 m/s，顆粒停留時間較短造成了顆粒碰撞頻率減少，超細顆粒長大到0.2-0.6 μm粒徑段后未能進一步長大就到達聚并器出口，造成了PM1聚并率的明顯減小。

2.3 復合聚并器對顆粒態(tài)重金屬的協(xié)同作用

本研究還關(guān)注了復合聚并器對顆粒態(tài)重金屬As、Se、Pb的協(xié)同作用。電廠用煤中這三種重金屬的含量分別為4.59、0.89、21.46 μg/g；而與之對應的，總灰中這三種重金屬的含量分別為11.92、5.26、74.14 μg/g，分別增加了2.6倍、5.9倍、3.5倍，顯示了顆粒態(tài)重金屬的富集效應。

針對聚并前后總灰的測試結(jié)果見圖10。在11.1 m/s流量下，聚并后總灰中As、Pb、Se的含量均有所增加，證明了聚并過程增強煙氣流場的擾動，有利于煙氣中氣態(tài)重金屬與顆粒物的接觸，從而將部分氣態(tài)重金屬轉(zhuǎn)化為了顆粒態(tài)重金屬。這一現(xiàn)象在Chen等[13]針對Hg的現(xiàn)場研究中已有發(fā)現(xiàn)。他們發(fā)現(xiàn)安裝聚并器后除塵器收集飛灰中的Hg含量比未裝聚并器前平均增加了26.4%。聚并過程將氣態(tài)重金屬轉(zhuǎn)化為顆粒態(tài)重金屬，從而有利于被后續(xù)除塵設備脫除后減少重金屬對環(huán)境的污染。

圖10 聚并前后總灰中As、Se、Pb濃度

同時，隨著煙氣流量從11.1 m/s增加到17.6 m/s，聚并后重金屬含量僅有少量增加或未增加，證明了過大的煙氣流量使得煙氣和顆粒物在復合聚并器內(nèi)停留時間較短、碰撞速率較快，不利于氣態(tài)重金屬向顆粒物表面的沉積。

進一步針對顆粒物進行重金屬分析，發(fā)現(xiàn)如圖11所示的聚并后As、Pb、Se都極大程度地富集在了1 μm以內(nèi)的超細顆粒物上，導致了PM1中重金屬含量的明顯增加。

圖11 聚并前后PM10中As、Se、Pb含量

PM1內(nèi)的As、Se、Pb含量分別由53.4、223.7、148.5 μg/g增加到63.7、250.2、193.1 μg/g；而對于PM1-10則幾乎沒有增加，僅有Pb少量增加。因此，聚并后重金屬在PM1上的富集程度是明顯高于PM10和總灰的。聚并后PM1內(nèi)重金屬含量明顯增加的原因可能有兩點：一是顆粒物粒徑越小，比表面積越大，PM1提供了可與煙氣中氣態(tài)重金屬充分接觸的較大的比表面積，并增加了對于氣態(tài)重金屬的物理吸附；二是由于LPI收集的是0.03 μm以上的顆粒物，聚并前未被LPI收集到的低于0.03 μm的納米級顆粒物在經(jīng)過聚并器后很多被聚并長大，從而在聚并后被LPI收集到，其上富集的較高含量的重金屬就會出現(xiàn)在聚并后各級顆粒物上。綜合考量復合聚并器對PM1的聚并長大作用和對重金屬在PM1上的富集作用，如圖12所示PM1內(nèi)的As、Se、Pb絕對質(zhì)量濃度分別由1.81、7.56、5.02 μg/m3減少到1.54、6.06、4.68 μg/m3，分別降低了14.9%、19.8%、6.8%，顯示了聚并后可以通過除塵器脫除PM1的同時協(xié)同脫除主要由氣態(tài)重金屬轉(zhuǎn)化而來的顆粒態(tài)重金屬。

圖12 聚并前后PM1中As、Se、Pb絕對質(zhì)量濃度

3 結(jié) 論

數(shù)值模擬考察了復合聚并器三種擾流葉片類型(直葉片、折葉片、彎葉片)的壓力損失、出口速度均勻性和顆粒物聚并效果，優(yōu)選折葉片作為中試實驗葉片種類。

顆粒物微觀形貌可觀察到超細顆粒在大顆粒表面的明顯富集，復合聚并器對PM1的聚并率可達32.84%，隨著流量的增加，PM2.5聚并率呈現(xiàn)一定下降趨勢，顯示現(xiàn)場使用的煙氣流量不宜過大。

聚并過程增強了對氣態(tài)重金屬的吸附，也會聚集富含重金屬的納米級顆粒物，從而造成PM1中重金屬濃度的增加；聚并后PM1內(nèi)的As、Se、Pb絕對濃度均有所降低，顯示了聚并后可以通過除塵器脫除PM1的同時協(xié)同脫除主要由氣態(tài)重金屬轉(zhuǎn)化而來的顆粒態(tài)重金屬。