基于波蘭弗羅茨瓦夫理工大學與RAFAKO公司的WFGD廢水上游噴射-ESP耦合實驗研究解讀

關鍵詞
electrostatic precipitator, wet flue gas desulfurization, sewage injection, flue gas conditioning, mercury emission, 靜電除塵器, 工業煙氣治理, 脫硫廢水零排放

在燃煤電廠超低排放進入深水區之后，行業視線往往集中在高效脫硫脫硝、深度除塵和超凈改造上，而對“末端副產物流”的資源化關注不足。濕法脫硫（WFGD）廢水就是典型代表：水量大、含鹽高、含重金屬和汞，常規做法是深度處理+達標排放，投資與運行成本居高不下。近期，波蘭弗羅茨瓦夫理工大學（Wroc?aw University of Technology）聯合RAFAKO S.A.開展的一項試驗，為這一難題提供了一個思路：把WFGD處理后的“難處置廢水”變成靜電除塵器（ESP）上游的“煙氣調質介質”，在一套系統里同時兼顧廢水利用、煙氣冷卻、顆粒物控制乃至汞減排。

這項工作以一臺燃燒硬煤與生物質（摻燒比例約10%）的鍋爐為對象，機組配套常規電除塵器和石灰石濕法脫硫系統。WFGD出水經常規重金屬中和沉淀、絮凝分離、脫水和末端監測后，雖然pH、懸浮物等指標達標，但由于氯離子約30 000 mg/L、硫酸根約2 000 mg/L以及痕量重金屬、汞等問題，并不適合直接排放或回用。研究團隊設計了一套濕法脫硫廢水前置噴射系統，將廢水霧化噴入進入ESP之前的水平煙道，借助煙氣顯熱直接蒸發，實現“熱量換水處理”的一體化利用，同時考察其對靜電除塵性能和粉塵特性的影響，并為后續汞控制技術預留載體。

從系統構型上看，鍋爐出口煙氣經空氣預熱器后進入兩條并聯進口煙道，每條煙道在進入兩電場三電區的ESP前設置一段水平煙道，截面約5.0×2.7 m、長度7.0 m。研究在這一段布置兩根噴射管，每根管線上裝有多支雙流體噴嘴，利用加熱壓縮空氣將WFGD廢水霧化注入高溫煙氣中。廢水特征為pH約8.5，氯離子及硫酸根含量高，而汞及其他重金屬濃度雖經預處理降低，但仍高于清水標準。理論上，這類含鹽溶液經完全蒸發后，其溶解鹽和重金屬氧化物會轉移并負載到飛灰表面，有可能在ESP中被同步捕集，這也是該方法能否成為合格“減排單元”的關鍵邏輯。

為了保證工業可行性，研究團隊首先對噴射-蒸發過程進行了工程計算。將噴射段視作一種氣-液直接接觸的非膜式熱交換器，通過換熱量Q、體積傳熱系數k_v、平均傳熱溫差Δt_avg等參數，估算廢水在煙道內完全蒸發所需的有效體積和長度。他們采用的體積傳熱系數經驗關聯式考慮了煙氣質量流量、平均溫度和流型（并流/逆流），并通過濕球溫度引入氣-液兩相間的真實傳熱驅動力。以典型工況為例：原煙氣質量流量約520 000 kg/h、溫度140℃、相對濕度對應含濕量約0.037 kg/kg干煙氣，廢水注入量約2.5 t/h，計算得到可用于蒸發的有效體積約69 m3，對應煙道所需有效長度約5.11 m。

而實際布置煙道長度為7 m，留有約2 m的安全裕度，保證在一定廢水負荷波動下仍能實現“完全蒸發、不結露”。在該工況下，計算和試驗結果顯示：經廢水噴射充分蒸發后，煙氣溫度由140℃降至約127.7℃，等效溫降約17–20℃，含濕量升至約0.042 kg/kg干煙氣，同時噴霧液滴最大粒徑控制在140 μm以內時，完全蒸發時間約0.41 s，對應煙氣在噴口下游的停留長度正好落在該水平煙道段內。這類參數對于任何希望在ESP前增濕降溫的設計者而言，具有很強的可比性和工程參考價值。

實測工況下，鍋爐負荷維持在140 MW，蒸汽參數基本穩定，廢水噴射總量5–6 m3/h，分配到兩條并聯煙道。啟動噴射后約1小時，ESP入口煙氣溫度從133℃下降到113℃，降幅約20℃，靜壓、含氧量及煙氣體積流量變化不大，未出現ESP二次電壓不穩、火花放電頻繁或比電耗異常升高等問題，說明在該溫度區間內采用廢水作為煙氣調質介質，對ESP運行安全性影響較小。更關鍵的是，這一溫度水平仍高于煙氣露點20–40℃，避免了煙道及極板極線上結露腐蝕和粘灰風險，這是電除塵與前置濕法調質協同設計的“硬底線”。

在粉塵特性方面，研究團隊對ESP第一電場收集的飛灰進行粒徑分布、化學組成及電阻率測試，比較噴射前后變化。粒度分析結果非常具有啟發性：未噴射時，飛灰粒徑體積分布的模態直徑約為16 μm，中位徑d50約24 μm；廢水噴射工況下，模態直徑增大到約88 μm，中位徑上升至約52 μm。也就是說，前置噴射顯著促進了飛灰團聚，粒徑譜整體向粗顆粒方向偏移。對于ESP而言，粗顆粒的比電荷獲取能力更強，遷移速度更高，在同等比集塵面積條件下更容易被捕集，這也是該方法有望提高靜電除塵效率的機理基礎之一。

值得注意的是，盡管廢水中含有較高濃度的氯鹽、硫酸鹽及一定量可溶性金屬離子，飛灰的整體化學組成變化并不劇烈。X射線熒光分析結果顯示，主要成分Al2O3和SiO2含量分別約為25–32%與44–49%，與典型煤粉爐飛灰水平相當；CaO+MgO合計約4–8%，K2O+Na2O約5%。從電學特性看，室溫（20℃）下測得飛灰體積電阻率在6.8×10^8–7.1×10^8 Ω·cm之間，噴射前后差異極小。理論上，堿土金屬氧化物會提高粉塵電阻率，而堿金屬氧化物有利于提高粉塵導電性，兩者對電除塵的綜合影響取決于含量與溫度區間。本試驗中，含量水平不足以導致高比電阻“反電暈”問題，說明在此規模的廢水注入量與化學特性下，ESP并未遭遇粉塵電阻率惡化的負面效應。

從工業煙氣治理工程視角看，這項研究釋放了幾個值得關注的信號。第一，濕法脫硫廢水并非只能“末端深度治理+排放”，在熱力學和傳質學允許的條件下，它可以作為ESP前端的煙氣調質介質，實現煙氣降溫、增濕和顆粒團聚，間接提升除塵效率。第二，通過將廢水中的可溶性鹽分和重金屬（包括汞的氧化產物）轉移并固定在飛灰中，有望將“廢水處理負擔”部分轉化為“飛灰綜合利用或安全處置”的一環，為整體減排路徑提供新的耦合空間。第三，由于現有汞控制技術（如活性炭噴射、化學吸附劑）在高溫區間（>200℃）捕集效率明顯下降，而本研究的廢水噴射顯著降低了ESP入口煙氣溫度，同時未來可在廢水中摻加少量高效汞氧化劑，將單一的煙氣調質過程升級為“調質+汞氧化+高效捕集”的一體化控制單元，這與當前全球對煤電汞排放標準日益趨嚴的趨勢高度契合。

當然，這項波蘭試驗目前仍處于“工藝可行性+初步環境效益”的階段。作者也明確指出，還需要系統研究不同噴射負荷、煙氣溫度、液滴粒徑譜以及ESP運行參數對除塵效率和粉塵排放的綜合影響，并驗證在長期運行條件下對下游煙囪、煙道和脫硫塔的腐蝕、結垢風險，以及對飛灰利用（如水泥摻合料、建材制品）的合規性影響。對于國內以大規模燃煤機組為主體的電力系統而言，如果能在設計和改造階段就引入類似“脫硫廢水前置噴射-ESP協同”的集成思路，將有機會同步緩解廢水零排放壓力、優化電除塵性能，并為未來顆粒物（尤其是PM2.5）與汞的深度控制預留彈性空間。

對工業煙氣治理企業和電廠環保管理者而言，這項研究至少提供了三個值得認真推演的問題：其一，在現有濕法脫硫與ESP布置條件下，是否有足夠的水平煙道長度、溫度裕度以及材料耐蝕性來支持類似的噴射系統集成？其二，在滿足完全蒸發、避免結露前提下，最佳廢水注入量與液滴粒徑控制策略如何確定？其三，結合我國煤質和汞含量特征，若在廢水中引入特定汞氧化劑，是否能在不顯著增加運行成本的前提下，實現有競爭力的汞減排效果？

可以預見，隨著“碳達峰、碳中和”背景下燃煤機組環保改造向“系統耦合、資源化利用”方向演進，類似濕法脫硫廢水前置噴射與靜電除塵協同的技術路線有望從示范性試驗，走向工程化、模塊化應用。如何在工程安全、環境合規與經濟性之間尋找到最優平衡，將是未來幾年工業煙氣治理領域的重要技術風向之一。

參考文獻
[1] Cain, J.D., Cushing, K.M., Altman, R.F. Improvements in Predicting the Effects of Sulphur Trioxide Vapor on Fly Ash Resistivity. Proceedings of the 8th International Conference on Electrostatic Precipitation, Vol. 2, Birmingham, Alabama, USA, 2001.
[2] Parker, K.R. Applied Electrostatic Precipitation. London: Blackie Academic & Professional, 1997.
[3] J?drusik, M. Electrostatic Precipitators – Development of Selected Technologies Increasing the Effectiveness of Dust Removal. Wroc?aw: Wroc?aw University of Technology Publishing House, 2008 (in Polish).
[4] J?drusik, M., J?drusik, J. Exploitation Experience of the Cooperation of an Electrostatic Precipitator and a Desulphurization Installation. In: Proceedings of the 6th International Conference on Electrostatic Precipitation, Budapest, Hungary, 18–21 June 1996.
[5] Levy, E.K., Kiely, C. Investigation of Fly Ash and Activated Carbon Obtained from Pulverized Coal Boilers. Annual Report, September 1, 2004 to September 1, 2005.
[6] Li, Y., Daukoru, M., Suriyawong, A., Biswas, P. Mercury Emission Control in Coal Combustion Systems Using Potassium Iodide: Bench-Scale and Pilot-Scale Studies. Energy & Fuels, 2009, 23: 236–243.
[7] Smolík, J., Schwarz, J., Dzumbová, L., Vesely, V., Sykorová, I., et al. Particulate Emissions from Fluidized Bed Combustion of Lignite with Mineral Sorbents. Journal of Aerosol Science, 2000, 31(Suppl. 1): 670–671.
[8] Naik, C.V., Krishnakumar, B., Niksa, S. Predicting Hg Emissions Rates from Utility Gas Cleaning Systems. Fuel, 2010, 89(4): 859–867.
[9] Stergar?ek, A., Horvat, M., Kotnik, J., Tratnik, J., Frkal, P., Kocman, D., et al. The Role of Flue Gas Desulphurisation in Mercury Speciation and Distribution in a Lignite Burning Power Plant. Fuel, 2008, 87(17–18): 3504–3512.
[10] Cao, Y., Cheng, C.-M., Chen, C.-W., Liu, M., Wang, C., Pan, W.-P. Abatement of Mercury Emissions in the Coal Combustion Process Equipped with a Fabric Filter Baghouse. Fuel, 2008, 87(15–16): 3322–3330.
[11] Romero, C.E., et al. Modification of Boiler Operating Conditions for Mercury Emissions Reductions in Coal-Fired Utility Boilers. Fuel, 2006, 85(2): 204–212.
[12] Pavlish, J.H., et al. Status Review of Mercury Control Options for Coal-Fired Power Plants. Fuel Processing Technology, 2003, 82(2–3): 89–165.

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