静电除尘器协同控汞：从ESP到脱硫脱硝的一体化思路

基于弗罗茨瓦夫理工大学 Arkadiusz Świerczok 博士在 ESP School 2022 报告的行业化解读

关键词
mercury emission, electrostatic precipitator, flue gas desulfurization, SCR, SNCR, 汞排放, 静电除尘器, 湿法脱硫, 工业烟气治理, 超低排放

汞作为燃煤与废物焚烧过程排放的最具毒性的重金属之一，已从最初的局地环境问题演变为全球性大气污染焦点[1]。联合国环境规划署（UNEP）发布的《全球汞评估》显示，以燃煤电站为代表的能源部门贡献了约 24% 的全球人为汞排放，其中燃煤燃烧占到约 21%[2]。在“碳达峰、碳中和”与《水俣公约》的双重约束下，如何利用现有静电除尘器（ESP）和配套脱硫脱硝设施，在不过多增加成本的前提下实现燃煤机组汞排放深度削减，正在成为工业烟气治理领域的技术风向。

本次解读基于波兰弗罗茨瓦夫理工大学机械与动力工程学院 Arkadiusz Świerczok 博士在 ESP School 2022（布达佩斯）上的专题报告《The use of ESP to reduce mercury emissions and the cooperation of electrostatic precipitators with existing air pollution control systems》，尝试从工程应用视角梳理静电除尘器在控汞、脱硫脱硝协同中的关键机理与工程策略。

燃煤烟气中的汞以三种形态存在：气态单质汞（Hg⁰）、气态氧化汞（Hg²⁺）和颗粒态汞 Hg(p)。煤中汞在炉膛高温下几乎全部挥发为 Hg⁰，随烟气在受热面与烟道冷却过程中，与卤素（尤其是氯、溴）、含氧组分及飞灰成分发生复杂反应，部分转化为易被捕集的 Hg²⁺ 和 Hg(p)[3]。研究表明，炉膛出口汞去除率几乎为零，绝大部分汞以气相形式进入后续烟气净化系统[3]。因此，控制单质汞向氧化汞和颗粒态汞的转化，是整个控汞链条的核心。

影响汞形态与去除率的关键因素包括：煤中卤素含量（特别是氯对 Hg⁰ 氧化极为有利）、烟气中 SO₂ 与 NO 浓度（对汞氧化有抑制效应）、飞灰中未燃尽碳（UBC）与金属氧化物（如 Fe₂O₃、CuO、Al₂O₃、TiO₂）含量及锅炉燃烧与受热面运行工况等[3,4]。实测数据表明，ESP 入口飞灰 UBC 含量升高，可以明显提高汞在飞灰上的吸附比例，从而提升静电除尘器的汞去除率[4]。

从现有除尘与脱硫设施看，颗粒物控制装置（ESP 或布袋除尘器）主要去除 Hg(p)，湿法石灰石—石膏脱硫（WFGD）则高效吸收高溶解度的 Hg²⁺，而对难溶且难吸附的 Hg⁰ 几乎无能为力[5]。美国燃煤电厂统计数据表明，冷端 ESP 平均总汞去除率约 27%，高温 ESP 约 4%，布袋除尘器可达 58% 左右[6]。这其中的差异，一方面来自粉尘捕集效率，另一方面则源于飞灰性质和气固接触条件的差异。对于 ESP 来说，当其对细颗粒的捕集能力得到增强时，汞的去除效率通常也会同步提高[5]。

值得关注的是，ESP 内部并非只是物理捕集场所，Hg⁰ 与 Hg²⁺ 之间还存在双向转化。在 150–200℃ 的典型 ESP 温度范围内，电晕放电极有可能将部分 Hg²⁺ 还原为 Hg⁰，而烟气与飞灰表面的异相反应又会持续推动 Hg⁰ 向 Hg²⁺ 转化[5]。最终汞形态的变化方向，取决于哪一类过程处于主导。这一复杂平衡机理，为后续通过调整飞灰特性、优化电场运行甚至注入氧化剂提升控汞效果，提供了理论支撑。

当现有 PM/SO₂/NOx 控制系统对汞的协同去除不足以满足更严格的排放限值时，必须引入专门的控汞技术，主流路径包括：燃料端的煤质优化和卤素添加、复合材料（如高分子复合吸附/catalyst 模块）、粉末吸附剂喷射（PAC/DSI/卤素喷射）以及在烟道关键截面注入液体或固体氧化剂[1,7]。其中，煤中添加溴盐或氯盐、或在炉膛/烟道中喷入卤素氧化剂，可以显著提升 Hg⁰ 氧化比例，使下游 ESP 与 WFGD 的天然协同效应得到放大[7]。

Świerczok 团队在一台 200 MW 硬煤机组上开展了工业规模的氧化剂注入试验，充分体现了“以 ESP 为平台”的控汞思路：利用原有废水喷射系统，在 ESP 前烟道注入高锰酸钾（2.4% 水溶液）与亚氯酸钠（3.5% 水溶液），通过提高烟气中 Hg²⁺ 比例，使其在飞灰上吸附并被 ESP 捕集[8]。试验工况下，烟温约 130℃，烟气量 21–33 万标方/小时，O₂ 含量 6–7%，飞灰 UBC 约 3–4%。结果显示，使用 KMnO₄ 时总汞浓度从 16.9 μg/m³(STP) 降至 6.3 μg/m³(STP)，NaClO₂ 则从 19.8 μg/m³(STP) 降至 7.1 μg/m³(STP)[8]。单靠这一段仍未达到 BAT 对硬煤机组 4 μg/m³(STP) 以下的严格要求，但考虑到后端湿法脱硫对 Hg²⁺ 的近完全吸收，总体排放有望实现达标甚至留有安全裕度。

与氧化剂在 ESP 前截面注入类似，将氧化剂注入 WFGD 吸收塔入口，则更直接指向湿法脱硫对 Hg²⁺ 的强吸收能力[5,8]。前一种布置强调“ESP+飞灰”对汞的协同吸附，后一种布置则突出“WFGD+吸收液”对汞的协同溶解与固定。两种方案均可与现有装置深度整合，对既有机组改造的工程可行性较高。

在 NOx 控制方面，选择性非催化还原（SNCR）与选择性催化还原（SCR）技术在电力行业广泛应用，其与 ESP 的耦合效应也直接影响控汞潜力。SCR 通常布置在高尘段，温度约 320–420℃，通过 TiO₂ 负载 V₂O₅ 催化剂与氨或尿素实现 80–90% 的 NOx 去除[9]。研究表明，该类催化剂同时具备较强的 Hg⁰ 氧化能力，工业机组实测 Hg⁰ 氧化率平均约 71%，范围为 34–85%[9]。这意味着：SCR 不仅改变了 NOx 排放，还改变了下游 ESP 与 WFGD 看到的汞形态，为“SCR+ESP+WFGD”一体化控汞创造了天然条件。

不过，SCR 带来的 SO₂→SO₃ 副反应，会使进入 ESP 的 SO₃ 和气相硫酸浓度升高，在一定程度上有利于降低飞灰比电阻、提高 ESP 除尘效率，但同时增加了空预器、烟道及 ESP 内部硫酸盐结垢风险[10]。若 ammonia slip 过高，NH₃ 与 SO₃/HCl 生成的硫酸氢铵、硫酸铵和氯化铵沉积，则还可能导致电晕极粘灰、绝缘子爬电和电场短路等问题[10,11]。相比之下，SNCR 因温区较高、不经催化剂层，基本不引起 Hg⁰ 氧化和 SO₂→SO₃ 氧化，却更容易出现较高 NH₃ 漏氨，对飞灰品质和 ESP 运行带来新的约束[11]。在以粉煤灰掺合料、石膏副产品为代表的资源化利用场景下，飞灰中氨盐含量通常被建筑材料行业限定在 50–100 mg/kg 左右，否则在制浆和浇筑过程中释放的 NH₃ 气体会引发气味和安全隐患[11]。

在脱硫环节，湿法石灰石—石膏烟气脱硫（WFGD）与 ESP 的协同，不仅关系到 SO₂ 和汞的深度控制，也直接决定副产石膏（合成石膏）的商品价值。WFGD 本身具有类似喷雾洗涤除尘器的机理，惯性碰撞、拦截和布朗扩散等微观机理使其对残余飞灰具备一定“二次除尘”能力，文献与工程数据表明，WFGD 对 ESP 后剩余飞灰可再去除约 90%[12]。但这并不意味着可以用“放松 ESP 换取 WFGD 兜底”，因为过多粉尘会改变吸收塔内浆液固相比例，导致石膏结晶形貌劣化、水分和白度指标下降，水处理与排放负荷加重，最终反噬整个脱硫系统的稳定性[12]。

此外，WFGD 出口的颗粒物组成也发生了显著变化：除原始飞灰外，还包含了吸收浆液雾滴夹带与蒸发残余产生的细小颗粒，表现为“质量浓度下降、颗粒数浓度可能上升”的特征[13]。在超低排放背景下，这一现象对烟囱可见烟羽、下游湿式电除尘器（WESP）或湿式高效除雾器的选型与设计提出新要求，也为今后 ESP—WFGD—WESP 多级协同除尘和控汞提供了新的优化空间。

需要特别指出的是，ESP 运行工况和性能不仅影响烟尘与汞排放本身，更深刻影响了 WFGD 产物石膏的品质与可利用性。高效的 ESP 保证进入吸收塔的飞灰负荷尽可能低，石膏产品得以保持较高白度和较少矿物杂质，从而更容易满足建材和水泥行业的质量要求[12]。一旦因脱硝启停、燃料切换（如生物质掺烧导致 HCl 大幅升高）或控汞改造不当造成 ESP 性能波动，不仅可能触发汞与颗粒物排放超标，也会在石膏品质、废水排放和灰渣综合利用方面形成连锁反应。

综合来看，Świerczok 博士的研究强调了一个越来越被工程界接受的共识：在既有燃煤电站和工业锅炉系统中，控汞很难依靠单一装置“一步到位”，而应当在“锅炉燃烧—SCR/SNCR—ESP—WFGD”这一完整烟气治理链条上，围绕汞形态转化和飞灰特性优化，系统性地设计协同控制策略。对于已建成机组，引入以 ESP 为平台的氧化剂喷射、配合 SCR 氧化功能与 WFGD 吸收能力的综合方案，往往能在有限投资下取得显著的汞减排收益。这一思路对正在推进超低排放改造、寻求更高环境绩效和副产物资源化价值的中国燃煤机组和水泥、钢铁等行业，同样具有明显的参考意义。

参考文献
[1] Szynkowska M.I., Leśniewska E., Paryjczak T. Konieczność kontrolowania rtęci w środowisku. Przemysł Chemiczny, 2003, 82(3): 240–243.
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[3] Guidelines on BAT/BEP for Mercury Emission Control from Coal Combustion. UN Environment Programme, 2014.
[4] Senior C.L. Impact of Carbon-in-Ash on Mercury Removal across Particulate Control Devices in Coal-Fired Power Plants. Energy & Fuels, 2005, 19: 859–863.
[5] Zhang L., Wang S., Wu Q., et al. Mercury transformation and speciation in flue gases. Atmospheric Chemistry and Physics, 2016, 16: 2417–2433.
[6] Pavlish J.H., et al. Status review of mercury control options for coal-fired power plants. Fuel Processing Technology, 2003, 82: 89–165.
[7] Wichliński M., Kobyłecki R., Bis Z. Przegląd metod ograniczenia emisji rtęci w elektrowniach podczas spalania paliw stałych. Energy Policy Journal, 2012, 15(4): 151–160.
[8] Jędrusik M., Świerczok A., Krzyżyńska R. Mercury removal in electrostatic precipitators. (会议报告/未公开全文，引用自 ESP School 2022 报告资料).
[9] Wilcox J., et al. Mercury adsorption and oxidation in coal combustion and gasification processes. International Journal of Coal Geology, 2012, 90–91: 4–20.
[10] Parker K.R. Applied Electrostatic Precipitation. Springer, 1997.
[11] Porbatzki D. Impact of DeNOx & DeSOx installations on CCP quality. Workshop presentation, 2010.
[12] Głomba M., Mazurek J. Odpylanie spalin kotłowych z równoczesnym odsiarczaniem metodą mokrą wapienną. Instytut Inżynierii Ochrony Środowiska, 报告.
[13] Yao S., et al. Effect of wet flue gas desulfurization (WFGD) on fine particle (PM2.5) emission from coal-fired boilers. Journal of Environmental Sciences, 2019, 77: 32–42.

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