燃煤電廠的可吸入顆粒物排放
摘要:簡要分析了燃煤過程中可吸入顆粒物的形成機理,指出燃煤電廠對可吸入顆粒物的貢獻及目前控制可吸入顆粒物排放措施的局限性,提出電廠在脫硫的同時應控制可吸入顆粒物等污染物的排放。
關鍵詞:可吸入顆粒物,燃煤電廠,靜電除塵器,煙氣脫硫
0 引言
我國是煤炭生產和消費大國,目前煤炭占我國一次能源的75%左右,在未來幾十年內,煤炭仍將是我國主要的一次能源。由燃煤電廠排放的顆粒物已引起了各界廣泛重視。煤燃燒直接排放出粒徑較小的一次粒子,它們與燃燒排放的SO2 等氣態污染物反應后還可形成粒徑較小的二次粒子。一旦它們排入大氣,很容易被人體吸收。
大氣顆粒物的粒徑范圍在0. 01～100μm之間, 統稱為總懸浮顆粒物( TSP ) 。PM10、PM2. 5 和 PM1. 0分別指空氣動力學直徑小于或等于10、2. 5 和1. 0μm的大氣顆粒物。PM10也稱為可吸入顆粒物; PM2. 5屬于細微顆粒物范疇,通常也稱為細粒子。隨著研究的深入,人們逐漸認識到,導致城市人群患病率和死亡率增加的主要因素是PM10濃度而不是TSP總量。因此,美國國家環保局于1985年將 TSP修改為PM10。近年來, 人們進一步認識到 PM2. 5易于富集空氣中的有毒重金屬、酸性氧化物及有機污染物等,其對人體健康的危害遠比空氣動力學直徑在2. 5～10μm之間的粒子大。因此,美國環保局于1997年再一次修改了大氣質量標準,并規定了PM2. 5的最高限值。我國在1996年將可吸入顆粒物PM10 濃度列為十種大氣環境質量標準之一,并在空氣質量日報中統一采用PM10指標。
本文分析了燃煤過程可吸入顆粒物的形成機理及燃煤電廠對可吸入顆粒物的貢獻。指出雖然現有燃煤電廠在控制顆粒物排放方面采取了不少措施, 但因其具有局限性,對危害性更大的細微顆粒排放控制效果不佳,尤其是采用濕法煙氣脫硫工藝之后, 在某種程度上反而增加了可吸入顆粒物的排放量, 從而產生了新的大氣污染問題。最后,作者提出了燃煤電廠在脫硫的同時應注意控制可吸入顆粒物等污染物排放的建議。
1 可吸入顆粒物的來源
1. 1 天然源和人為源
可吸入顆粒物的來源可分為天然源和人為源。天然源包括地面揚塵、海浪濺出的鹽料、火山爆發所釋放出來的火山灰、森林火災的燃燒物以及植物的花粉等。人為源主要是燃料燃燒過程中形成的煙塵、飛灰等,汽車排放出來的含鉛化合物,礦物燃料燃燒所排放出來的SO2 在一定的條件下轉化成的硫酸鹽粒子等,化學工業生產過程中的廢氣、煙氣排放,以及工業活動中建筑、采石、采礦、水泥制造、機械研磨等均會產生可吸入顆粒物。
在人為源中,燃燒源可吸入顆粒物占據很大比例。據美國環保署的統計,美國大氣中PM2. 5 約 32%是由燃燒所產生的。而燃煤電廠在燃燒源中占據了舉足輕重的地位。美國能源日報文章認為燃煤電廠是大氣中細微顆粒物的主要源頭。另外, 根據統計,在中國各行業中,燃煤電廠排放的工業煙塵所占比例也是最高的。
1. 2 燃煤電廠的可吸入顆粒物排放
1. 2. 1 可吸入顆粒物的形成機理
煤燃燒形成顆粒物是一個十分復雜的過程。一般認為,在大型電廠的煤粉爐中,煤粉在1 400 ℃以上的高溫下被快速加熱、裂解和燃燒,煤中礦物質發生分解、熔融、汽化、凝聚、冷凝、團聚等一系列的物理、化學變化,在較低溫度下形成了具有不同粒徑、化學特征、形狀的飛灰。
Larry L. Baxter的研究認為,燃燒產生的1 ～ 10μm灰粒由碳表面爆裂形成,這也正是破碎機理研究的范圍。由于煤粒在高溫燃燒室內揮發分快速脫出而在煤粒內迅速集聚,導致顆粒內部形成壓力梯度而引起的破碎,被稱為第一類破碎。而第二類破碎是指煤粒脫除揮發分后,由于高溫熱應力的作用,削弱了煤粒內部各元素之間結合的化學鍵力,導致各種不規則晶粒之間的聯結“骨架”被燒掉而形成的破碎。試驗表明,破碎尺寸和機理與煤質有很強的相關性,煙煤比褐煤裂解更深,產生的碎片更多。對于粒徑小于0. 6μm的顆粒,破碎機理則不再適用,此時一般可用汽化—凝結機理來解釋。汽化—凝結機理認為:在燃燒的高溫區,某些組分或元素發生汽化,當煙氣溫度降低時,一部分難熔的金屬氧化物或某些元素的次氧化物和部分低揮發性的痕量元素會首先成核并形成微小的氣溶膠基核。隨著溫度的繼續降低,大多數揮發性痕量元素,如As、 Hg、Se、Cd、Pb也會成核,或者凝結在周圍已存在的顆粒表面。
1. 2. 2 燃煤電廠與可吸入顆粒物
燃煤電廠排放到大氣中的污染物,主要是煤燃燒時產生的SO2 和細煙塵顆粒物, SO2 是酸雨最主要的前體物,細煙塵顆粒物是可吸入顆粒物。近年來的調查研究發現,在煤的燃燒過程中排放出的 As、Cr等微量元素,對人體健康危害很大。煤中所含有的微量元素可在燃燒產物上進一步遷移或富集于這些細粒子上。先進的煙氣脫硫裝置可以有效地降低SO2 的排放濃度;現代的排煙除塵設備幾乎能全部除去煙塵顆粒物中的粗粒子,但對細粒子的脫除能力則很弱。可見,燃煤電廠是酸雨前體物及可吸入顆粒物的主要排放源。
陳燦云等對廣州市4 個功能區的夏季大氣 PM2. 5進行了監測,結果表明:廣州市夏季PM2. 5 的平均質量濃度為97. 54μg/m3 ,其中機動車排放和燃煤的貢獻率分別為54%～75%和32% ～52%。石曉亮等研究了火電廠煙氣排放對廣州市大氣環境的影響,結果發現: (1)所有觀測到的煙塵顆粒物均屬于可吸入顆粒物范疇,在廣州發電廠周圍確實存在可吸入顆粒物污染; (2)通過與參照點的對比,燃煤發電廠確實會對周圍大氣環境造成污染,火電廠排放的煙塵顆粒物是形成“灰霾天氣”的重要污染物之一。
據美國國家能源技術實驗室的數據,美國燃煤電站鍋爐的平均一次可吸入顆粒物排放質量濃度為 52. 8mg/m3 (干煙氣, 6%O2 , 350Nm3 /GJ ) , 1970 年排放量超過了160萬t。盡管燃煤電廠采取控制措施, 1996年將PM10的排放量降至約26萬t/ a,但其排放的一次可吸入顆粒物仍是造成空氣能見度降低、酸雨和酸沉降的主要原因。
2 燃煤電廠可吸入顆粒物控制方法
2. 1 靜電除塵器
對于火電廠顆粒物排放的控制技術,目前仍是以靜電除塵器為主,并在其下游安裝濕法煙氣脫硫裝置。燃煤電廠普遍采用的靜電除塵器對較大粒徑顆粒物有很高的收集效率,但對大量細微顆粒物的收集效率不高。徐鴻等通過試驗得出燃煤電廠除塵裝置對微粒的控制效率規律:電除塵器對粒徑 10μm以上顆粒有很高的脫除效率,但對5μm以下顆粒脫除效率急劇下降,對PM2. 5的脫除效率僅為 90% (圖1) ,因此,導致相當數量的細微顆粒物排放到大氣環境中。
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針對靜電除塵器在電廠細微顆粒物排放控制上的局限性,目前提出了幾種新的控制技術: (1)注入蒸汽吸附劑技術; (2)磁力除塵技術; (3)電凝聚除塵技術; (4)電催化氧化技術; ( 5)聲波團聚技術; (6)聯合除塵技術。
2. 2 濕法煙氣脫硫系統
通過采用新的除塵技術可降低進入濕法脫硫吸收塔的一次可吸入顆粒物濃度,但研究發現,濕法脫硫工藝會直接造成一次可吸入顆粒物排放量的增加。丹麥兩個燃煤電廠(Nordjylland電廠和Avedore 電廠)采用石灰石—石膏濕法脫硫工藝,雖然脫硫吸收塔使總的粉塵濃度降低了50% ～80% ,但 PM1濃度卻提高了20% ～100%。這是因為濕法脫硫吸收塔脫除了部分粗顆粒,卻提高了細顆粒的濃度,這些細顆粒是除霧器無法除去的濕法脫硫煙氣中的細小液滴干燥后產生的漿渣。
此外,雖然濕法脫硫工藝對煙氣中的SO2 有較高的脫除效率,但對煙氣中SO3 的脫除效率并不高。這是因為當煙氣通過空氣預熱器時煙氣溫度驟然降低, SO3 與水反應生成H2 SO4 氣溶膠,這些氣溶膠比較容易穿透吸收塔的噴淋層和除霧器,因而SO3 的脫除效率一般低于50%。由于濕法煙氣脫硫系統排出的凈煙氣溫度較低,處于酸露點以下,因此,煙囪排出的SO3 主要以硫酸氣溶膠狀態存在,這些硫酸氣溶膠會與大氣中的其他物質反應,產生二次可吸入顆粒物。John P. Gooch等通過分析濕法脫硫排煙中的固體物成分,發現Ca的含量略高于1% ,而硫酸根卻高達74% (表1) 。這說明由于煙氣帶出的濕法脫硫漿液所形成的一次可吸入顆粒并不是主要的,被飛灰細顆粒吸附的硫酸氣溶膠及其形成的二次可吸入顆粒物才是更大的問題。這些細顆粒能直接進入并粘附在人體呼吸道和肺葉中,并且造成大氣能見度降低,對人體健康和大氣環境質量均有很大的影響。
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因此,針對濕法脫硫工藝所造成的可吸入顆粒物排放量增加,目前正在探索的解決方法是采用在吸收塔下游安裝濕式電除塵器,減少硫酸氣溶膠和微細粉塵的排放,但由于目前大容量濕式電除塵器技術尚未成熟,存在結構復雜、造價昂貴等問題,因此,還沒有達到工程應用階段。
3 結語
隨著國家環保要求的日益嚴格,制定與可吸入顆粒物、Hg、SO3 等污染物相關的排放標準是必然趨勢。燃煤電廠對可吸入顆粒物的貢獻較大,因此,燃煤電廠,特別是處于環保要求高的發達城市城區或周邊地區的燃煤電廠,應在減少SO2 排放的同時考慮控制可吸入顆粒物等污染物的排放,不能因煙氣脫硫而產生二次大氣污染。
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