0 引言
我国能源结构决定了燃煤为大气污染物的重要源头之一，多数燃煤电厂配置了脱硫和除尘设备,力争实现超低排放以满足日益严格的环保排放要求。目前，超低排放技术路线有低低温路线(电除尘前增设低温省煤器)和湿电路线(脱硫后增设湿式电除尘器)[1-2]。然而，两种路线都不可避免电除尘在0.1~1.0μm的穿透窗口问题，同时湿法脱硫后的高湿度烟气带来了再热和烟道防腐蚀方面的压力，以及烟囱后严重的“大白烟”现象。湿法脱硫后增设相变凝聚器，是基于多场团聚机制控制PM2.5的重要技术之一。超低排放实施过程中，湿法脱硫系统出口烟气温度为320~330K，湿度接近饱和态,因此针对脱硫塔后烟气，可通过相变的方式，使其中水蒸气及可凝污染物在细颗粒物表面凝结,改变颗粒物荷电特性，同时设备内湍流团聚作用可实现颗粒物聚并、长大，提升系统整体脱除效率[3-4]。
相变辅助细颗粒脱除在国内外已经取得广泛的研究和关注[5-6]。促进相变的方式主要包括增加湿度和降低温度。东南大学[7]在烟气前段添加喷淋或过饱和蒸汽，深入研究了增加湿度对细颗粒物脱除的影响，并进行了相关技术分析。中国环境科学研究院[8]改装换热管式集尘板，换热促进蒸汽冷凝，细颗粒物协同脱除效果显著。初步实践表明，湿式电除尘前增加相变凝聚器对湿式电除尘提效明显，WESP出口烟尘可以降至5mg/m3以下[9]。其他中试试验也表明湿式相变冷凝对细颗粒物脱除有良好的适应性，可有效减少烟气绝对含湿量，降低后续再热操作能耗[10]。因此笔者认为，在湿法脱硫后增加相变凝结器，可以促进饱和水蒸气冷凝以及细颗粒团聚脱除，从而起到除湿和深度脱除的作用。然而，现有的研究多停留在该设备入口、出口的烟气测量数据，在相变凝聚器内蒸汽凝结过程和细颗粒物团聚脱除作用机理揭示方面仍有欠缺。清华大学[11]基于颗粒碰撞聚并理论和群平衡方法研究了低低温省煤器内可凝结污染物和细颗粒物的协同脱除。但鉴于工艺和设备不同，相变凝聚器内烟气状态与低低温省煤器存在明显差别，目前报道中尚缺少相变凝聚器内蒸汽凝结与细颗粒团聚过程及规律的研究。
本文通过蒸汽成核和颗粒碰撞聚并理论,分析烟气湿法脱硫后的烟气状态,并建立颗粒/液滴群 平衡方程,研究蒸汽凝结与细颗粒团聚规律。从而揭示相变凝结过程和细颗粒团聚脱除作用机理,进一步为相变凝聚技术在超低排放中应用提供理论基础。
1 经典理论基础
1.1 饱和度,成核速率和临界尺寸
1.2 颗粒碰撞与群体平衡
2 数值计算
2.1 物理模型与工况描述
相变凝聚器内均匀布置超薄壁细管式换热单元,采用冷却水换热使高湿烟气降温,从而达到过饱和水蒸气冷凝的效果。相变凝聚器布置在湿法脱硫之后,通常后续连接湿式电除尘器或高效除雾器等设备部件,与前述两条超低排放技术路线衔接,以实现烟气深度净化。湿法脱硫后的烟气,进入相变凝聚器,温度下降,气相中过饱和水蒸气在细颗粒物表面凝结,并伴随颗粒、液滴间碰撞聚并,液滴尺寸变大。该过程为水蒸气凝结控制,根据成核分析,活化点位率是重要影响因素,与单位体积烟气有效接触面积(m2/m3)有直接关系,在工程实践中,考虑到烟气流速和停留时间,可进一步定义为比核化面积(m2/(m3/s))。另一方面,水蒸气在换热壁面凝结形成水膜,细颗粒物经过湍流或热运动到达换热壁面,被有效捕集;同时,冷凝液滴脱落形成一定量的“降雨”效应,捕集气相中细颗粒及细小液滴。该过程为细颗粒碰撞聚并过程,主要机制为布朗团聚、湍流团聚等。
2.2 数学模型与边界条件
本数值计算采用颗粒群平衡方法,将相变凝聚器视为平推流反应器,控制体积dV与外界换热假设为匀速降温过程,颗粒、液滴粒径的变化dnk/dt主要源于控制体积dV内颗粒液滴碰撞聚并、水蒸气凝结过程,与外界的物质传递源于颗粒/液滴/蒸汽在换热管壁碰撞聚并和凝结,以及换热器内“降雨”的捕集作用,上述过程分别由式(5)—(10)描述。结合现场测试结果,算例中相变凝聚器进口烟气温度取328.15K,相对湿度为95%,停留时间根据相变凝结器特征长度和烟气流速计算,烟气中颗粒物含量和采用某燃煤电厂湿法脱硫后实际测量数据。相变凝聚器内换热管束面积根据换热和核化的实际要求,分别设定为91.76~211.52m2/m3,合单位温降的比核化面积5.0~7.5m2/(m3/s),“降雨”效应则按照温降及对应的凝水量进行核算,其液滴数浓度约为1 × 106~2 × 106/m3。
3 结果与分析
3.1 成核分析与烟气状态
根据经典成核理论,成核率是接触角、活化点位率以及过饱和度的非线性函数。以330.15K的过饱和水蒸气为例,图1展示了不同接触角下均相成核与异相成核速率比值。活化点位率远小于1(取决于单位体积内活化面积,以平板为例,活化点位率约10-7)。当过饱和度在较低的范围时,异相成核速率的量级远大于均相成核速率,当过饱和度较大时,均相成核的速率则大于异相形核速率。此外,
图1 不同接触角下异相成核与均相成核速率比值
Fig. 1 Comparison of heterogeneous and homogeneous nucleation rates under various wettability using H2O property parameters at 330.15K
整体而言,异相成核现象更容易在亲水表面发生(液态水在二氧化硅接触角约 π/4)。
燃煤锅炉产生的烟气,含水量约8%~12%,经过选择催化还原脱硝、省煤器等设备后,湿法脱硫入口温度约400K,折算相对湿度约4%左右,该温度下SO3已完全转化为硫酸蒸汽。低低温省煤器内水蒸气分压较低,其中物理过程以硫酸和细颗粒物的相互作用为主,基本不涉及水蒸气的凝结[11]。烟气进入脱硫塔后,由于液滴喷淋作用,烟气温度急剧下降,同时相对湿度骤然升高至近饱和状态。为进一步探讨脱硫塔出口的烟气状态,图2根据经验式(2)、(3)和(4)绘制了纯水、纯硫酸以及不同湿度下的硫酸饱和分压与温度的关系曲线。如图2所示,随烟气中相对湿度湿度增加,该温度下的硫酸的饱和分压显著降低。湿法脱硫设备中,烟气相对湿度自4%快速升高至接近饱和态,同时伴随温度降低,硫酸蒸汽极易出现较大的过饱和度[18]。因此,脱硫塔中硫酸蒸气多发生均相成核,并且较大的过饱和度导致成核尺寸较小。根据Vehkamaki等[15]提出关于成核临界粒径的参数化计算方法,330~400K时100%相对湿度下硫酸分压为0.05Pa时,硫酸液滴初始成核尺寸为0.0015μm左右。由于硫酸初始核在脱硫塔及后续烟道中的生长,硫酸液滴尺寸分布在0.0015~0.15μm内,数浓度随着粒径增加逐渐 减少[18]。
与低低温省煤器不同,相变凝聚器布置在湿法脱硫后,烟气中水蒸气接近饱和,换热过程中水蒸气易发生相变凝结,此外,相变凝聚器为细颗粒物的团聚过程提供了空间和时间。图3(a)和(b)分别展示了直径0.0015和2μm颗粒与0.01~100μm粒径颗粒发生作用时的团聚机制。图3(a)曲线表明,亚微米超细颗粒(0.0015μm)与100μm以下颗粒作用时布朗团聚通常为主导项,随着液滴尺寸接近100μm,
图2 纯水、硫酸及硫酸溶液在不同相对湿度下饱和蒸汽压
Fig. 2 Saturated vapor pressures of pure H2O, H2SO4and the binary system
图3 不同粒径颗粒与0.01~100μm颗粒碰撞聚并时布朗团聚核与湍流团聚核量级
Fig. 3 Comparison of coagulation mechanisms for particles interacting with those of 0.01~100μm diameter
湍流团聚的作用逐渐增强并趋于主导,湿法脱硫实践中由于受到喷淋液滴数密度等因素的限制,对于亚微米超细颗粒脱除效率较低;微米级(2μm)颗粒与粒径1μm以下颗粒作用时布朗团聚为主导项,与粒径10μm以上颗粒作用时湍流团聚主导,在1~10μm区间两者综合作用最弱,从而微米级烟尘颗粒容易逃逸。综合而言,对于直径0.0015和2μm颗粒,湍流团聚的作用均随着湍动能耗散率增大而增强。
基于上述分析,结合电厂测试结果,用于模拟计算的相变凝聚器入口烟气中水蒸气分子、硫酸液滴以及烟尘颗粒分布如下：温度328.15K,湿度为95%,水蒸气分子数为5.32 × 1024/m3,硫酸液滴尺寸分布于区间0.0015~0.15μm,总量为10.03mg/m3,烟尘分布于0.01~20μm,总量为22.04mg/m3,其中PM1烟尘量2.09mg/m3。
3.2 凝结过程与团聚规律
湿法脱硫后的高湿烟气在相变凝聚器中降温速率较慢,根据3.1部分分析,水蒸气过饱和度较小,易发生异相成核,即过饱和水蒸气在颗粒表面和管壁凝结。根据经典成核理论,过饱和度驱动成核,而蒸汽凝结逆反馈于气相过饱和度。相变凝聚器内烟气过饱和度和水蒸气凝结速率随时间的变化关系展示于图4中。由于烟气持续降温,在时间段0~0.4t0内烟气中水蒸气饱和度(相对湿度)逐渐增大,到0.4t0时刻左右,烟气湿度达到饱和态,蒸汽开始凝结,凝结速率约为2.5 × 1024分子数/(m3•s),气相中水蒸气饱和度稳定在1.0038左右。
图5展示了颗粒/液滴尺寸分布随时间的变化。图6对比了相变凝聚器入口、出口烟气中颗粒和液滴组分分布。图5显示,自初始时刻至0.4t0时间段内,0.1μm以下颗粒/颗粒数浓度峰值明显右移,图6该部分粒径颗粒/颗粒组分未发生变化,表明其物理过程以H2SO4液滴的碰撞聚并为主。并且该时间段内,烟气中水蒸气相对湿度低于100%,水蒸
图4 体系内过饱和度和凝结速率变化
Fig. 4 Saturation of H2O in gas phase and condensation rate in the phase-change agglomerator
图5 颗粒/液滴尺寸分布随时间变化关系
Fig. 5 Size distribution of particles/lets as a function of time
图6 相变凝聚器进、出口颗粒/液滴组分
Fig. 6 Varied components in particles/lets as a function of size distribution at the inlet and outlet
气未出现凝结,因此0.1μm以上颗粒/颗粒数浓度分布没有发生明显变化。0.4t0时刻后,烟气中水蒸气过饱和,水蒸气在换热管壁和颗粒/液滴表面发生凝结,穿透窗口0.1~1μm范围出现“凹陷”,体系内0.1~1μm颗粒/液滴数浓度降低,而1μm以上颗粒/液滴数浓度增加。
并且,从图6可以看出,出口烟气中H2O在0.5μm以上颗粒/液滴中占有较大的体积分数,充分表明水蒸汽主要在该粒径范围内的颗粒物表面凝结。综合对比相变凝聚器进出口的颗粒/液滴尺寸分布(图5)及组分变化(图6)发现,硫酸细液滴由于团聚作用,与其它粒径颗粒/液滴结合,有效改善颗粒/液滴特性,将有利于后续电除尘中的荷电、迁移和脱除。
设计相变凝聚器时,通常在满足压降的前提下,改变换热管束疏密度以使烟气降低不同温度。同时,相变凝聚器内的流动特性也随之发生变化,主要体现在物理流速、停留时间、平均湍动能耗散率等,进而影响到相变凝聚器内的凝结聚并过程。表1列出了烟气下降不同温度时的流动特性参数,分别作为模拟的输入项,以进一步研究不同烟气温降下的凝结聚并规律。
相变凝聚器出口烟气中颗粒、液滴粒径分布如图7所示,结果表明,经过相变凝聚器烟气降低不同温度时,出口烟气中颗粒、液滴粒径分布轮廓结构基本一致,当温度降低3.5和4K,换热面积增加,换热壁面捕集作用增强,并且湍流团聚作用机制增强,同时,水蒸气冷凝产生的“降雨”效应增强,多方面因素导致全粒径范围内的细颗粒/液滴数浓度比降温3K时明显减少;另一方面,水蒸气在换热壁面的凝结量增大,体系内的过饱和度降低,颗粒表面凝水相对减少,并且由于开尔文定律作用,水蒸气在较大尺寸颗粒表面凝结,因此,降低不同温度时,出口烟气中颗粒/液滴粒径分布曲线出现“凹陷”的位置和范围略有差异。表2对比了不同的烟气温降时,相变凝聚器进出口烟气内污染物的
表1 烟气降低不同温度时相变凝聚器内的流动特性参数
Tab. 1 Flowing acteristic parameters within the heat exchanger for different temperature
图7 烟气降低不同温度时颗粒/液滴粒径分布
Fig. 7 Size distribution of particles/lets in the outlet gas with different temperature
表2 烟气降低不同温度时,相变凝聚器进出口烟气内 污染物的分布情况
Tab. 2 The typical pollution in the inlet and outlet flue gas with different temperature
分布情况。结果表明,当相变凝聚器烟气温度分别降低3~4K时,相变凝聚器出口总烟尘脱除率约15%~50%,PM1中烟尘脱除率约67%左右,硫酸脱除率约30%~70%。
进一步地,针对上海某1000MW机组,开展了现场测试,并基于现场测试的温降等数据,进行模拟计算,表3数据表明,模拟输出的硫酸脱除率、烟尘脱除率以及凝水量等结果与现场测试结果基本相符合,证实了相变凝聚器的蒸汽凝结除湿和细颗粒团聚辅助脱除的效果。
表3 某1000MW机组模拟计算结果和现场测试结果对比
Tab. 3 The comparison of the site measurement data and the simulation results on a 1000MW power plant
4 结论
通过分析过饱和度对成核方式的影响及对不同尺度颗粒碰撞频率函数的研究,确定了烟气湿法脱硫后的烟气状态,通过建立颗粒群平衡方程,研究了水蒸气凝结过程中细颗粒物聚并规律及协同脱除效果。主要结论如下：
1）湿法脱硫后烟气呈现高湿状态,通过相变凝聚器换热降温可实现水蒸气的凝结,同时相变凝聚器内发生细颗粒物团聚过程。
2）相变凝聚器内烟气温度降低,水蒸气在烟尘颗粒物表面快速凝结、伴随团聚长大,直径1μm以上的颗粒/液滴数浓度增加,穿透窗口区0.1~1μm颗粒/液滴数浓度减少。
3）现场测试和模拟证实相变凝聚器表现出良好除湿和细颗粒团聚辅助脱除效果,烟气温度降低较大时更加明显。此外,由于硫酸细液滴团聚作用,有效改善颗粒/液滴特性。
参考文献
[1]史文峥,杨萌萌,张绪辉,等.燃煤电厂超低排放技术路线与协同脱除[J].中国电机工程学报,2016,36(16):4308-4318.ShiWenzheng,YangMengmeng,ZhangXuhui,et al.Ultra-low emission technical route of coal-fired power plants and the cooperative removal[J].Proceedings of the CSEE,2016,36(16):4308-4318(in Chinese).
[2]薛建明,柏源,管一明,等.燃煤电厂超低排放综合技术路线[J].电力科技与环保,2016,32(3):12-15.XueJianming,BoYuan,GuanYiming,et al.Study on the ultra-low emission comprehensive technology of coal-fired power plants[J].Electric Power Technology and Environmental Protection,2016,32(3):12-15(in Chinese).
[3]熊桂龙,李水清,陈晟,等.增强PM2.5脱除的新型电除尘技术的发展[J].中国电机工程学报,2015,35(9):2217-2223.XiongGuilong,LiShuiqing,ChenSheng,et al.Development of advanced electrostatic precipitation technologies for reducing PM2.5 emissions from coal-fired power plants[J].Proceedings of the CSEE,2015,35(9):2217-2223(in Chinese).
[4]王珲,宋蔷,姚强,等.电厂湿法脱硫系统对烟气中细颗粒物脱除作用的实验研究[J].中国电机工程学报,2008,28(5):1-7.WangHui,SongQiang,YaoQiang,et al.Experimental study on removal effect of wet flue gas desulfurization system on fine particles from a coal-fired power plant[J].Proceedings of the CSEE,2008,28(5):1-7(in Chinese).
[5]ChenChinCheng,ShuHan-Kuan,YangYeun-Kwei.Nucleation-assisted process for the removal of fine Aerosol-particles[J].Industrial & Engineering Chemistry Research,1993,32:1509-1519.
[6]杨林军,张霞,孙露娟,等.湿法脱硫中应用蒸汽相变原理协同脱除PM2.5的技术分析[J].现代化工,2007,27(11):23-26.YangLinjun,ZhangXia,SunLujuan,et al.Analysis of cooperative removal of PM2.5 by heterogeneous condensation in wet flue gas desulphurization[J].Modern Chemical Industry,2007,27(11):23-26(in Chinese).
[7]鲍静静,杨林军,颜金培,等.应用蒸汽相变协同脱除细颗粒和湿法脱硫的实验研究[J].中国电机工程学报,2009,29(2):13-19.BaoJingjing,YangLinjun,YanJinpei,et al.Experimental study on combined wet flue gas desulfurization and removal of fine particles by heterogeneous condensation enlargement[J].Proceedings of the CSEE,2009,29(2):13-19(in Chinese).
[8]HuangJiayu,WangHongmei,ShiYingjie,et al.Performance of a pilot-scale wet electrostatic precipitator for the control of sulfuric acid mist[J].Environmental Science and Pollution Research International,2016,23(19):19219-19228.
[9]王东歌,朱法华,惠润堂,等.相变凝聚器对WESP提效研究及工程应用[J].中国电机工程学报,2016,36(16):4349-4355.WangDongge,ZhuFahua,HuiRuntang,et al.Experimental investigation and engineering practice of PTC on increasing WESP collection efficiency[J].Proceedings of the CSEE,2016,36(16):4349-4355(in Chinese).
[10]熊英莹,谭厚章.湿式相变冷凝除尘技术对微细颗粒物的脱除研究[J].洁净煤技术,2015,21(2):20-24.XiongYingying,TanHouzhang.Influence of wet phase transition condensate dust removal technology on fine particle removal[J].Clean Coal Technology,2015,21(2):20-24(in Chinese).
[11]张绪辉.低低温电除尘器对细颗粒物及三氧化硫的协同脱除研究[D].北京:清华大学,2015.ZhangXuhui.Studies on synergetic removal of fine particulates and SO3 by an extra cold-side electrostatic precipitator[D].Beijing:Tsinghua University,2015(in Chinese).
[12]Kelton KF.Nucleation in condensed matter:applications in materials and biology[M].New York:Pergamon,2010.
[13]PreiningO,Wagner PE,Pohl FG,et al.Heterogeneous nucleation and let growth[M].Vienna Austria:University of Vienna,Institute of Experimental Physics.1981.
[14]Ayers GP,Gillett RW,Gras JL.On the Vapor pressure of sulfuric acid[J].Geophysical Research Letters,1980,7(6):433-436.
[15]VehkamakiH,KulmalaM,Lehtinen K E J,et al.Modelling binary homogeneous nucleation of water-sulfuric acid vapours:parameterisation for high temperature emissions[J].Environmental Science & Technology,2003,37(15):3392-3398.
[16]Friedlander SK.Smoke,dust,and haze:fundamentals of aerosol behavior[M].Oxford:Oxford University Press,1977.
[17]Fuchs NA.The mechanics of aerosols[M].Oxford,UK:Pergamon,1964.
[18]HuangRongting,YuRan,WuHao,et al.Investigation on the removal of SO3 in ammonia-based WFGD system[J].Chemical Engineering Journal,2016,289:537-543.
原标题：相变凝聚器内蒸汽凝结与细颗粒团聚规律研究
