湿式与干式静电除尘技术：从PM2.5到酸雾的路线之争

基于Siemens Energy在ICESP XIII大会的对比研究，看煤电与工业烟气如何选择ESP技术路径

关键词
wet ESP,dry ESP,electrostatic precipitator,PM2.5,acid mist,静电除尘器,湿式电除尘,脱硫脱硝,燃煤电厂超低排放

随着全球燃煤电站、钢铁水泥及石油化工行业环保标准不断趋严，静电除尘器（ESP）正在从“粗颗粒粉尘控制设备”转向“超细颗粒和多污染物协同治理单元”。在ICESP XIII（2013，印度班加罗尔）上，Siemens Energy Inc. 环境系统与服务部门的Sankar Seetharama、Aaron Benedict和James “Buzz” Reynolds发表了《COMPARISON OF WET AND DRY ELECTROSTATIC PRECIPITATOR (ESP) TECHNOLOGIES》一文，对湿式与干式静电除尘技术在煤电和典型工业应用中的适用性进行了系统对比，为当前国内“深度治理+近零排放”改造提供了很有参考价值的技术路线视角[9]。

从颗粒物控制角度看，干式静电除尘器主要针对可过滤颗粒物（PM10），典型对象为锅炉 fly ash 以及水泥窑、FCC装置等排放中的粗颗粒粉尘；湿式静电除尘器则专注捕集亚微米颗粒（PM2.5及以下）、酸性凝结物和水雾气溶胶，尤其是硫酸雾（H2SO4）和细微液滴。美国环保署（EPA）的界定中，PM10指粒径小于10 μm的颗粒，而PM2.5则小于2.5 μm，这一微米级的差异在实际烟气控制中却意味着数量级和表面积的巨大变化[1]。

作者通过体积为1 m³烟气的理论对比指出：在相同质量浓度下，1 μm颗粒的数量约为10 μm颗粒的1000倍，总表面积也高出约10倍。这与燃煤机组湿法脱硫后烟气中粒径分布测试结果高度吻合：按质量分布看，5–100 μm的“湿颗粒”和0.1–1 μm的“细颗粒”质量相当，但从数量分布看，小于0.1 μm的超细颗粒数量占绝对优势[1]。冷凝物和二次气溶胶倾向优先附着在这些数量庞大的亚微米颗粒上，不仅提高了毒性暴露风险，也显著增加了后续脱除难度。EPA的健康风险研究表明，颗粒物毒性随粒径减小而显著增加，更易深度沉积在肺泡区域[2]，这也是近年来监管重点从“总粉尘”转向“PM2.5与粒径谱”的根本原因之一。

在公众和监管层面备受关注的“白烟”与可见烟羽，本质也是亚微米颗粒与硫酸雾问题。Siemens团队给出的实例是一台配置干式ESP+湿法脱硫（WFGD）的燃煤机组，脱硫后烟道虽已显著降低粗颗粒粉尘，但烟囱排放仍呈现高可见度的酸雾羽流。0.1–1 μm范围内的颗粒，尤其是粒径约0.5 μm的颗粒，对可见光散射最为敏感[3]，因此在粉尘总量并不高的情况下依然可能形成明显“白羽”。进一步的机组实测数据表明，烟羽不透明度随H2SO4浓度近似线性上升，而且这一关联与煤中总硫含量本身并不直接相关，而是与SO3氧化、低温冷凝与下游控制策略综合决定的H2SO4气溶胶浓度有关[3][5]。

从工艺布置看，干式ESP和湿式ESP在燃煤电厂典型烟气净化系统中的角色是完全不同的：干式ESP通常布置在空气预热器之后、脱硫之前，处于250–350 °F（约120–175 °C）的“冷端干烟气区”，承担主力除尘任务，入口粉尘负荷通常在1–10 gr/acf（约2–23 g/m³）范围以内；部分工业窑炉、催化裂化装置的ESP仍在600–800 °F（315–425 °C）高温条件下运行[7]。相较之下，湿式ESP几乎总是布置在整个烟气治理系统的末端，位于湿法脱硫塔之后，在接近饱和的低温湿烟气中（通常约55 °C）作为“精细化抛光单元”，目标指向PM2.5、H2SO4酸雾与残余液滴[4][8]。

在工作机理层面，两类设备的电场充电和迁移沉积原理是一致的，都依赖高压电晕对烟气分子电离、颗粒带电及向集尘极迁移[9]。真正拉开差距的是“如何从电极上移除沉积物”。干式ESP让粉尘在极板上逐步积累形成灰饼，通过机械振打或锤击周期性脱落至灰斗，再由输灰系统外送；为保持电晕放电稳定，放电极也需要定期振打清灰。湿式ESP则依靠周期性水喷淋或连续冲洗维持极板或极管表面“无粉尘堆积”状态，收集到的颗粒与酸雾立即随液膜带走。正是这一“干打灰”与“湿清洗”差异，决定了二者在耐蚀材料选择、适用温度、粉尘负荷上限以及粉尘电阻率敏感性上的完全不同。

干式ESP的设计和运行高度依赖粉尘电阻率。工业实践中通常将电阻率划分为低（<10⁹ Ω·cm）、中（10⁹–10¹¹ Ω·cm）和高（>10¹¹ Ω·cm）三个区间，中等电阻率的灰分最利于形成既不易反弹又不易过度蓄电的“可控灰层”；高电阻率粉尘易出现背击电晕，抑制有效电场，导致捕集效率下降；而低电阻率灰尘则更易在振打中再飞扬，形成二次扬尘[7]。这也是许多燃煤电站必须通过烟温调节、SO3调质或掺烧等方式“调电阻率”的重要原因。

湿式ESP由于集尘表面持续被水膜覆盖，几乎不形成稳定固体尘层，也就基本不存在背击电晕和再飞扬问题。颗粒一旦被捕集便随液流带走，电阻率对性能影响可以忽略。相应地，湿式ESP可以在较高气速和较低比集尘面积（SCA）下运行，其典型气速可达6–10 ft/s（1.8–3.0 m/s），SCA多在50–200 m²/(m³/s)范围，相较干式ESP要求的3–5 ft/s（0.9–1.5 m/s）、300–800 m²/(m³/s)具有明显“小型化”优势[4]。但需要注意的是，当进入湿式ESP的亚微米颗粒负荷较高时，电晕电流仍然可能因“电流抑制”现象而下降，因此国际主流供应商在高负荷工况下往往采用高强度放电极结构来维持电场强度[4]。

在工程实施和全生命周期成本上，两种技术各有取舍。干式ESP长期工作于高于酸露点的干燥环境，一般可采用普通碳钢结构和碳钢集尘极，内部放电极多选用刚性框架或刚性线针，设备成本相对较低。[7] 湿式ESP则必须长期经受饱和湿烟气和酸性冷凝液的腐蚀，主体材质往往需要不锈钢、高合金钢或FRP、工程塑料，虽然整体体积较小，但单吨造价更高[4]。同时，干式ESP排出的飞灰为固体副产物，可出售或填埋；湿式ESP将污染物转移到含固废水，需与前端湿法脱硫（WFGD）或污水站一体化考虑水量、水质及排放标准，以避免产生新的二次污染负担。

值得关注的是，Siemens团队在文中给出了一组代表性燃煤电站的“多污染物协同控制”数据，对比了四种不同的烟气净化组合：分别包括干式ESP+布袋除尘器+湿法脱硫+湿式ESP，以及布袋除尘器+湿法脱硫+湿式ESP等路径[8]。这四个机组在煤质、负荷有所差别，但均配置了干法石灰喷射、活性炭喷射和终端湿式ESP。从实测结果看，烟囱出口可过滤颗粒物（FPM）浓度可压低至0.0007–0.007 lb/MMBtu，折算为质量浓度已逼近现行“近零排放”要求；总颗粒物（TPM，包括可过滤和可冷凝组分）控制在0.005–0.020 lb/MMBtu；H2SO4排放可降至0.0001–0.0047 lb/MMBtu水平，烟羽几乎不可见。同时，系统总汞排放进一步降低到10⁻⁷量级，湿法脱硫和湿式ESP对氧化态汞和颗粒汞展现了明显的协同去除效果[8]。

尤其值得一提的是，少量元素态汞（Hg0）在湿式ESP中被原位氧化，推测与高强度电晕放电产生的臭氧作用有关[8]。这意味着，湿式ESP在作为PM2.5和酸雾抛光单元的同时，还可对汞排放产生“免费协同减排”收益，在未来更严格的超低汞排放标准情形下具有现实意义。对于规划CO2捕集（CCS）的燃煤电站来说，湿式ESP还可在烟气进入CO2吸收单元前将PM、H2SO4和残余SO2进一步压低，为后续溶剂吸收或膜分离提供“洁净前端”，可视为典型的“CO2-ready”配置[5][8]。

综上，Siemens的这一研究表明：在严格的PM2.5、酸雾与重金属排放约束下，“干式ESP/布袋+FGD+湿式ESP”的组合正逐渐成为煤电和部分重工业的主流技术路线。干式ESP仍然是高温、高负荷粗颗粒物控制的性价比选择，而湿式ESP则在超细颗粒、硫酸雾和“白烟消除”方面具有不可替代性。对于正在推进超低排放改造和存量机组性能提升的国内电力和工业企业而言，充分理解两种静电除尘技术的边界条件、协同潜力和全生命周期成本，将是制定烟气治理技术路径和投资决策的关键。

参考文献
[1] CleanAir. Particle Size Distribution Testing Using Pilat U of W Cascade Impactors.
[2] U.S. EPA. Particle Size vs. Toxicity. Cited in: Seetharama S, Benedict A, Reynolds J. Comparison of Wet and Dry Electrostatic Precipitator (ESP) Technologies. ICESP XIII, Bangalore, India, 2013.
[3] Walsh P.M., McCain J.D., Cushing K.M. Evaluation and Mitigation of Visible Acidic Aerosol Plumes from Coal Fired Power Boilers. 2006.
[4] Triscori R. The Evolution of Wet Electrostatic Precipitators. APC Round Table & Expo, 2009.
[5] Hardman R., et al. Estimating Sulfuric Acid Aerosol Emissions from Coal-Fired Power Plants. U.S. DOE-FETC Conference on Formation, Distribution, Impact and Fate of Sulfur Trioxide in Utility Flue Gas Streams, 1998.
[6] Verhoff F., Banchero J. Predicting Dew Points of Flue Gases. Chemical Engineering Progress, 1974, 70:71–79.
[7] Electric Power Research Institute (EPRI). Electrostatic Precipitator Maintenance Guide. Final Report. February 2003.
[8] Reynolds J. Multi-Pollutant Control Using Membrane-Based Up-flow Wet Electrostatic Precipitation. U.S. National Energy Technology Laboratory (NETL) Report on Wet ESP Performance at FirstEnergy’s Bruce Mansfield Plant, 2004.
[9] White H. Industrial Electrostatic Precipitation. Addison-Wesley Publishing Company, Inc., 1963.

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