高温电除尘与氧燃烧耦合：热侧ESP是否会卷土重来？

基于Vattenfall 30MWth氧煤燃烧示范与Alstom/ESP-APC联合研究的技术再评估

关键词
Electrostatic Precipitator, ESP, Hot-side ESP, CO2 capture, High resistivity, Sodium depletion, Na, Rapping, Oxyfuel, Oxy-coal, 工业烟气治理, 烟气循环

随着全球碳减排进程加速，围绕燃煤电厂的CO2捕集与封存（CCS）技术路线已经逐渐聚焦在几条主流路径上：后燃烧捕集、预燃烧捕集以及氧煤燃烧。对于工业烟气治理行业而言，氧煤燃烧（oxy-coal / oxyfuel）不只是一个燃烧方式的改变，更意味着整个烟气路径、热力系统和颗粒物控制技术的重新组合，其中最受关注的就是：静电除尘器（ESP）在高温、高CO2、高水分工况下还能否稳定高效运行，尤其是所谓的“热侧电除尘器（hot ESP）”。

由ESP-APC Technologies、Alstom Power（瑞典与美国）、Vattenfall等单位的联合团队（Kjell Porle 等）在《Assessment of Hot ESPs as Particulate Collector for Oxy-coal Combustion and CO2 Capture》一文中，对热侧ESP在氧煤燃烧与CO2捕集工况下的可行性进行了系统梳理和再评估[2–4]。研究依托Vattenfall在德国Schwarze Pumpe建设的30 MWth氧煤燃烧CO2捕集试验电站，锅炉及电除尘装置由Alstom提供，试验煤种涵盖褐煤和烟煤，为行业提供了一个相对完整的“锅炉—除尘—脱硫—冷凝—CO2处理”的真实工程平台。

在氧煤燃烧路线中，空气分离装置（ASU）首先制取高纯氧，锅炉侧采用纯氧与循环烟气（主要为CO2）混合，形成类常规空气燃烧的火焰温度和传热特性。为了保护一次与二次烟气循环系统中的风机和受热面，循环烟气中的颗粒物（PM）必须在进入回炉前被可靠截留，这也把静电除尘器推到了氧燃烧工艺链的“前端关键位”。同时，未回流的那部分烟气在经电除尘、脱硫和冷凝后，将进入CO2压缩与净化单元（CO2 plant），其粉尘含量通常被要求控制在1–10 mg/Nm³的极低水平。

在这样的背景下，研究团队提出了两种典型的颗粒物去除方案。方案I是在锅炉出口、空气预热器之前布置热侧ESP（热ESP），主要处理锅炉全量烟气并承担循环烟气净化功能；未回流的小部分烟气再由下游一台较小的冷侧ESP做深度净化。方案II则完全沿用常规燃煤电厂思路，仅在空预器之后设置一台大容量冷侧ESP处理全部烟气，并在其后接FGD和冷凝。两种方案的对比核心集中在热效率、腐蚀风险、设备投资与运行成本几方面：

一方面，热侧ESP布置在高温段（约300–400 ℃），避免了“先冷却再再热”的烟气—烟气换热器（GG-HEX），减少烟气冷却与再加热过程中的显热损失与设备投资；同时，热态下烟气中的硫酸冷凝风险被推后，高温回流CO2中允许的SO3浓度上限提高，有助于降低系统低温腐蚀隐患。另一方面，针对最终排放与CO2产品质量的严格粉尘指标，仅依靠热侧ESP很难经济地将排放控制在1–10 mg/Nm³的水平，因此仍需为非回流烟气配置一台冷侧ESP，这在方案I中形成了“热侧大机+冷侧小机”的组合。相比之下，方案II虽然概念简单，但整台冷侧ESP必须对全量烟气达到极低排放标准，SCA（比集尘面积）需求巨大，投资与占地都很可观。

讨论热侧ESP能否在氧煤燃烧场景中“复出”，绕不过上世纪六七十年代美国大规模热侧电除尘实践的历史教训。当年，针对低硫煤高比电阻飞灰的难题，美国约有150台以上煤粉炉配套的热侧ESP被布置在空预器之前，以期利用高温下降低飞灰电阻率、抑制反电晕。当时的飞灰电阻率测试显示，在350 ℃时，部分煤种飞灰的电阻率比150–180 ℃可低两个数量级[2]，理论上可将原本高电阻难除尘的工况，转化为中低电阻、易于高效捕集的区间。

然而，工程实际远比实验曲线复杂。许多热侧ESP在投入运行几周到几个月内，捕集性能开始明显衰减，出口粉尘浓度持续攀升，最终不得不用高压水或高压空气进行人工清洗，导致长时间停运。系统性研究表明，问题的根源在于所谓的“钠耗竭（sodium depletion）”现象[2–4]：在高温强电场和持续导电电流作用下，飞灰层中作为主要导电助剂的Na+离子从靠近集尘板的一侧向负极放电极迁移，使集尘板侧灰层中的钠含量显著降低，从而使这层“内层灰”电阻率急剧升高，最终诱发严重反电晕和电流受限。

实验表明，对于Na2O含量原本就不高的煤灰（典型值<1%），在长时间运行后，靠近集尘板的灰层Na2O含量可以下降到约0.1%的量级。这一变化在常规短时电阻率曲线上是看不到的，但却足以将最初处于可接受范围的电阻率推高到反电晕频发的区间[3]。同时，高电阻内层灰在极板上的电场吸附力极强，即使增加振打频率与强度，灰层仍难以被有效抖落，形成“永不脱落”的致命内层。这也是当年大量热侧ESP最终被改造为冷侧布置的直接原因。 反观当下，冷侧ESP在欧洲和亚洲的工业烟气治理实践中，已经在高电阻飞灰与极低排放指标（如10 mg/Nm³甚至更低）的工况下大量成功应用。关键不在于避免钠耗竭本身，而在于在设计之初就将高电阻与长期运行效应“预置”进设备尺寸、极板极线几何、电场均匀性和重载振打方案中。例如，对于低Na、低硫出口煤，欧洲很多新建机组的ESP SCA已普遍超过200 m³/(m²·h)，部分装置甚至达到>300的水平（以300 mm极板间距计），比当年美国典型热侧ESP的SCA高出4–10倍以上。配合优化电极几何分布以实现良好电流分布[7]、高加速度底部振打系统[5]以及多区域、智能化高压供电与能量管理策略[8]，冷侧ESP在高比电阻条件下仍可实现稳定达标甚至优于设计值的排放表现。

需要强调的是，钠耗竭并非高温工况的“专利”。实验研究早已证实，即便在冷侧ESP的130–180 ℃范围内，Na+迁移和内层灰电阻率上升同样会发生[2]。之所以在当代冷侧ESP实践中未形成大规模故障，是因为行业在设备尺寸、机械设计和运行控制上已经隐含地做了“容错设计”，使得即便电阻率在运行期缓慢上升，系统仍有足够裕度维持电场与振打效果。

在氧煤燃烧条件下重新评估热侧ESP的可行性时，研究团队提出了几项必须正视的技术要点。首先，高温下烟气密度降低，电晕起始电压与电晕电流密度都会受到削弱，不利于静电除尘过程；但另一方面，氧燃烧烟气中水蒸气摩尔分数相对空气燃烧更高，有利于提高气体电导率、降低有效电阻率，这一增益在一定程度上可抵消高温带来的不利影响。其次，氧燃烧与烟气循环可能改变飞灰粒径分布：有研究显示，相对于空气燃烧，氧燃烧工况下亚微米与超细颗粒的比例有所增加[9,10]，且在反复循环中，细颗粒可能在系统内富集。这对ESP尤为敏感，因为越细的颗粒需要越长的有效停留时间和越大的比集尘面积才能获得同等的捕集效率，这也意味着热侧ESP的设计尺寸不能简单沿用传统经验，而要根据氧燃烧条件下的真实粒径分布与迁移速度进行重新评估。

针对上述因素，作者提出了一种相对保守的工程设计思路：在缺乏系统热侧ESP实测数据背景下，可以优先参考类似低钠煤在冷侧ESP上的实际“迁移速度（migration velocity）”水平，并在此基础上外推至高温高水分的氧燃烧工况，同时加入一定安全系数。考虑到热侧ESP单位有效容积的制造成本往往略高于冷侧ESP，以及高温烟气流量更大的事实，在进行方案I与方案II的总成本比较时，必须把“提高锅炉整体热效率与减少腐蚀风险”的收益，与“热侧ESP+小冷侧ESP”的一次投资和运行费用一起纳入全寿命周期经济性分析。

此外，在方案I下，位于后端处理非回流烟气的冷侧ESP，在氧燃烧稳定运行时将面对高水分、较低烟气量的相对“宽松工况”；但一旦机组以空气燃烧模式启动或过渡运行，这台冷侧ESP又必须对全量烟气在常规低水分高电阻飞灰条件下达到环保排放和FGD入口要求。这意味着其设计仍需按最苛刻的空气燃烧高电阻工况确定SCA和电场结构，为了避免体量过大，机组在空气燃烧模式下的负荷可能不得不受到一定限制。

综合理论分析、历史经验和正在进行的30 MWth氧煤燃烧试验结果，作者认为：若在机械结构、极板极线几何、电场均匀性、重载振打和先进供电控制等方面充分吸收当代冷侧ESP的成功经验，热侧ESP完全有可能在氧煤燃烧与CO2捕集技术路线中重新成为一个技术上可行、在一定场景下具有成本竞争力的选项，尤其适合将“热效率优先”和“腐蚀风险控制”作为主导目标的项目。Vattenfall正在推进的全规模示范电站概念研究，正是围绕这一假设展开：利用Schwarze Pumpe试验装置中冷侧ESP的长期实测数据，结合针对高温条件的模型外推和成本分析，来验证“热侧ESP+冷侧精除尘”的组合是否能够在未来氧煤燃烧发电中占据一席之地。

对于国内关注氧燃烧、碳捕集和超低排放协同路径的工程设计单位和设备供应商而言，这项研究的价值不在于简单地“复刻”上世纪的热侧ESP，而在于提示我们：在新的工艺边界条件（高CO2、高水分、部分烟气循环）下，应当以冷侧ESP在高电阻、低排放工况的成熟经验为基础，重新审视热侧布置的边际收益与工程风险，形成面向氧煤燃烧时代的静电除尘系统整体解决方案。

参考文献
[1] Yan J, Anheden M, Lindgren G, Strömberg L. Conceptual Development of Flue Gas Cleaning for CO2 Capture from Coal-fired Oxyfuel Combustion Power Plant. Proceedings of the 8th International Conference on Greenhouse Gas Control Technologies, Trondheim, Norway, 2006.
[2] Bickelhaupt R E. Surface resistivity and the chemical composition of fly ash. Journal of the Air Pollution Control Association, 1975, 25:148.
[3] Bickelhaupt R E. An interpretation of the deteriorative performance of hot-side precipitators. Journal of the Air Pollution Control Association, 1980, 30:882.
[4] White H J. Electrostatic Precipitation of Fly Ash. APCA Reprints Series, 1977.
[5] Nichols G B. Current Status of Rapping Technology. Mega Symposium, Chicago, USA, 2001.
[6] Walker A B. Hot-side Precipitators. Journal of the Air Pollution Control Association, 1975, 25:143.
[7] Porle K, Maartmann S. On the Choice of Electrode Geometries and Voltage Waveforms for ESPs. Proceedings of the 4th International Conference on Electrostatic Precipitation, Beijing, China, 1990.
[8] Mauritzson C, Kirsten M, Jacobsson H, Karlsson A. ESP Emission Reductions with Advanced Electrode Rapping together with Novel Energising Methods. Proceedings of the 9th International Conference on Electrostatic Precipitation, Mpumalanga, South Africa, 2004.
[9] Sheng C, Lu Y, Gao X, Yao H. Fine ash formation during pulverized coal combustion: a comparison of O2/CO2 versus air combustion. Energy & Fuels, 2007, 21:435.
[10] Suriyawong A, Hogan C J, Jiang J, Biswas P. Charged fraction and electrostatic collection of ultrafine and submicrometer particles formed during O2–CO2 coal combustion. Fuel, 2008, 87:673.

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