联系电话
蚌埠工厂:0552-7111991
南京办公室:4006355553
应聘联络:19105520550
韩国大河脉冲阀:13961856652
联络邮箱
国内业务:info@eetc.cn
International Business:intl.biz@eetc.cn
简历投递:recruiting@eetc.cn
工作时间
周一至周五: 8AM -5PM
联系电话
蚌埠工厂:0552-7111991
南京办公室:4006355553
应聘联络:19105520550
韩国大河脉冲阀:13961856652
联络邮箱
国内业务:info@eetc.cn
International Business:intl.biz@eetc.cn
简历投递:recruiting@eetc.cn
工作时间
周一至周五: 8AM -5PM

扫码关注艾尼科微信公众号
基于 Illinois Institute of Technology Herek L. Clack 团队对 ESP 中活性炭喷射汞控制模型的最新验证
关键词
mercury capture, ESP, model prediction, sorbent injection, activated carbon injection, flue gas cleaning
以煤电机组为代表的燃煤源汞排放,正在从“附带治理”走向“刚性约束”。在美国 CAMR(清洁空气汞规则)被法院推翻、MACT(最佳可行控制技术)重新被抬到台前后,监管逻辑从“依赖脱硫脱硝等协同去汞”转向“必须具备专门、可验证的汞控制技术”[1]。在这样的大背景下,如何在静电除尘器(ESP)中通过活性炭喷射(ACI)实现稳定、可预测的汞捕集效率,成为全球煤电行业的技术焦点。
已有的大量现场试验表明,同样是在 ESP 前喷射活性炭,不同电厂的汞去除效率可能从不到 10% 到超过 90% 不等,差异巨大[1-3]。常见的经验做法,是按燃煤类别、污染控制配置(如“ACI+布袋除尘”、“ACI+ESP+低硫煤/高硫煤”)把试验数据划成若干“绩效带”,给出一个经验上可参考的范围。但这种方法无法回答一个关键问题:在既定 ESP 条件下,理论上“能做到的最好水平”究竟是多少?
Illinois Institute of Technology 的 Herek L. Clack 团队开发的 ESP 汞捕集模型,正是为解决这一核心问题而提出。该模型将汞吸附过程视为气固传质受限的过程,不引入复杂的气相化学与表面反应动力学,只在边界条件中用一个“平衡吸附容量”来代表活性炭在特定烟气条件下的性能。换句话说,它给行业提供的是一个“在现有 ESP 条件下,仅由传质能力决定的 ACI 理论上限”。在本文中,研究者用 11 个燃煤电站、冷侧 ESP 条件下的全规模 ACI 试验结果,对这一模型进行了系统验证[8-12]。
在研究方法上,Clack 的算法把 ESP 看作一段具有一定停留时间的流通反应器:入口烟气带入一定质量浓度的粉状吸附剂(主要是 NORIT Hg 粉状活性炭),吸附剂颗粒在电场中带电、迁移,同时与含汞烟气进行对流与扩散传质。模型首先利用粒子充电理论和电场迁移分析,计算不同粒径颗粒在 ESP 中的运动轨迹和停留时间分布;随后,在此基础上做一个“整体传热学式”的传质积分:对入口颗粒粒径分布进行积分,叠加每一类颗粒在整个停留时间内从气相吸附的汞质量变化,得到 ESP 这一段空间内的总汞捕集量。对应的基本数学形式,可归结为对时间和粒径的双重积分,在给定流量、ESP 几何参数、电场强度和初始粒径分布的条件下,计算出口气相汞浓度的降低量。
为了将问题简化为“ESP 内部传质极限”而非“全流程复杂反应器”,模型明确做了几项假设:其一,原生飞灰不参与汞吸附;其二,ESP 内壁和极板表面的汞传质贡献可以忽略;其三,粉状吸附剂在 ESP 入口横截面上均匀分布,质量浓度仅沿烟气流向变化;其四,颗粒带电达到理论最大值,电场电压统一取 54 kV;其五,颗粒为理想球形、高介电常数,不考虑团聚、再飞扬和走漏等复杂因素[8-11]。在吸附剂物性方面,研究统一采用 NORIT Hg 粉状活性炭的实测粒径分布(35 μm 为界分别拟合不同粒径段),此前研究已表明粒径分布对 ESP 内气固传质有强烈影响[10,11]。
模型的另一个关键输入,是活性炭在特定烟气下的平衡汞吸附容量。部分早期 DOE-NETL 项目在现场抽取烟气,采用固定床试验测得 NORIT Hg 在本地烟气中的平衡吸附容量,例如 Brayton 电站在无 SO₃ 条件下容量约为 4314 μg/g,加入 SO₃ 调质后骤降至约 1380 μg/g[15-17]。然而,后续很多项目出于成本和“容量远大于 ESP 传质需求”的判断,停止了这项测定工作[15,20]。在本次模型验证中,只有 Brayton 和 Pleasant Prairie(PPPP)两个站点有现场容量数据,其余 9 个电站则根据煤种(褐煤、次烟煤、烟煤)“类比”采用相近工况下的容量值,例如把 Brayton 的 4314 μg/g 用于同烧烟煤的其他机组,把 PPPP 对 PRB 煤测得的 8823 μg/g 用于其他次烟煤机组。研究者也坦陈,这一做法在机理上较为粗糙,但可以在“上限模型”框架下,检验现场表现与“仅受传质限制”的理论极限之间的差距,从而反向暴露其他控制因素的影响。
在 11 个电站的对比结果中,多数组合表现出“模型为上限,现场数据在其下方或紧贴其下”的一致特征。对如 Leland Olds、Miami Fort 6、Brayton、Plant C 这类工况相对清晰、ACI 系统布置合理、电场配置典型的站点,低喷射率(如 3–10 lb/MMacf)下模型预测与实测汞去除效率拟合良好,从工程视角看,这意味着这些 ESP 中的 ACI 汞控制已基本接近传质极限。在 Brayton 站点,利用有/无 SO₃ 两组现场容量(4314 vs 1380 μg/g)代入模型,分别得到两条“上限曲线”,而现场 ACI 结果恰好被这两条曲线从上、下包夹,显示出 SO₃ 对容量的影响在模型中被正确反映;但值得注意的是,Brayton 现场在不同 SO₃ 状态下的汞去除效率差别并不显著[15],研究者推测这与其“双 ESP 串联系统+ESP 之间布置 ACI 点”的特殊结构有关:SO₃ 很可能已在第一电场大量被飞灰吸附,导致 ACI 点下游实际 SO₃ 浓度不高,现场表现因此“弱化”。
与之形成鲜明对比的是 Plant A、Meramec 2、PPPP、部分 Plant D 等站点,在中高喷射率(如 ≥10–20 lb/MMacf)下,现场汞去除效率明显“触顶”,呈现随喷射率提高而趋于平台的现象,而模型曲线则继续平滑上升。在这些工况上,由于模型只考虑气固传质,其预测代表了“如果不受化学与微观物理限制,ESP 最多能做到哪里”,因此实际数据在高喷射率阶段显著低于模型,就有力地表明:此时的限制因素已经不再是 ESP 的传质能力,而是其他机理控制。
针对这种平台行为,行业内主流解释有两类:一是“氯贫乏假说”,认为过量活性炭优先吸附烟气中的含氯物种,抑制气相 Hg⁰ 向 HgCl₂ 的氧化,从而削弱下游脱硫/除尘系统对氧化汞的高效去除[3,18];二是“团聚与粒径放大假说”,认为高注入量下活性炭颗粒在料封、喷射和 ESP 区内更易团聚,等效粒径变大导致单位质量活性炭的比表面积下降、传质速率变慢。Clack 团队指出,在几个典型出现平台的电站中(如 Leland Olds、Plant A、Miami Fort 6),煤中氯含量并不显著低于那些没有平台问题的站点(如 Plant C、Monroe 4),且数值有较大重叠[Plant A 150–450 mg/kg vs Plant C 150–642 mg/kg],因此“只用氯含量解释平台现象并不充分”。研究者正在通过对部分电站 ACI 给料系统的细致梳理与数据分析,进一步验证团聚假说,这也为今后在 ESP 汞控制项目中加强粉体输送与喷射系统工程优化提供了思路。
另一个在行业内引发反思的点,是早期 DOE 项目曾基于“ESP 停留时间很短,平均粒径颗粒在典型 ESP 中最多只能利用 150 μg/g 汞容量”的粗略分析,得出“传质远远不足以用完容量,因此没必要再测现场容量”的结论,并据此在后续试验中取消了固定床容量测试[15,20]。Clack 团队利用上述模型对 Plant C 等站点进行反演时发现,即使采用远大于 150 μg/g 的 400 μg/g 作为容量输入,模型仍显著低估现场汞去除效率;只有当采用 Brayton 实测的 4314 μg/g 容量时,模型与 Plant C 现场曲线才实现良好重合。这从反面说明:“平均粒径+单点扩散”式估算显著低估了 ESP 内实际可用的容量潜力,忽视了细小颗粒缓慢沉降、充分接触以及电荷驱动相对运动带来的对流传质强化效应[8-11]。对工程实践而言,一个重要启示是:对于新工况、新吸附剂配方或复杂烟气组成,现场或实验室条件下的容量标定依然非常必要,它直接关系到 ACI 投药量与预期去除效率之间的匹配关系。
整体来看,该研究的价值主要体现在三点:第一,它为“ESP 中 ACI 的理论上限”定出了一个可以量化的传质边界,使工程师在制定汞控制方案时,不再只依赖经验“绩效带”,而是可以对比“本厂数据 vs 传质上限”来判断问题出在 ESP 条件、ACI 系统还是烟气化学;第二,通过 11 个电站的系统对比,可以初步梳理出影响 ESP 汞捕集的关键因素,包括煤种及烟气成分(SO₃、卤素)、PAC 粒径分布与团聚、ACI 喷射点与 ESP 结构匹配、飞灰本底吸附等,为后续针对性优化提供了技术路径;第三,在全球范围内,特别是发展中国家煤电机组普遍装配 ESP 而非布袋除尘的现实下,这个模型有助于减少大量昂贵的全规模 ACI 试验,仅通过必要的烟气参数与 ESP 结构参数,即可粗略评估通过 ACI+ESP 实现的汞减排潜力,从而降低汞控制技术落地的决策门槛。
从行业风向来看,ESP 不再只是传统意义上的飞灰控制设备,而正在成为“多污染物协同治理平台”的重要一环。以 Clack 团队的工作为代表,静电除尘器中的汞捕集建模研究,正在把 ACI 等精细化控制手段从经验调试推动向可验证、可移植、可扩展的工程工具演进。对国内正在推进超低排放改造和汞排放标准讨论的煤电企业而言,结合自身 ESP 条件与燃煤烟气特性,利用类似的传质上限模型预判 ACI 效果,将是下一轮工业环保技术升级中不可忽视的一步。
参考文献
[1] Feeley TJ, Jones AP. An update on DOE/NETL’s mercury control technology field testing program[EB/OL]. 2008.
[2] Srivastava RK, Hutson N, Martin B, Princiotta F, Staudt J. Control of mercury emissions from coal-fired electric utility boilers: an overview of the status of mercury control technologies[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40: 1385–1393.
[3] Pavlish JH, Sondreal EA, Mann MD, et al. Status review of mercury control options for coal-fired power plants[J]. Fuel Processing Technology, 2003, 82: 89–165.
[4] Lee CW, Serre SD, Zhao Y, et al. Mercury oxidation promoted by a selective catalytic reduction catalyst under simulated Powder River Basin coal combustion conditions[J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2008, 58: 484–493.
[5] Becker W. States’ programs to control mercury from coal-fired power plants[R]. 2007.
[6] Levin L. New perspectives on mercury in the human environment[R]. 2003.
[7] Jaffe D, Strode S. Sources, fate and transport of atmospheric mercury from Asia[J]. Environmental Chemistry, 2008, 5: 121–126.
[8] Clack HL. Mass transfer within electrostatic precipitators: trace gas adsorption by sorbent-covered plate electrodes[J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2006, 56: 759–766.
[9] Clack HL. Mass transfer within electrostatic precipitators: in-flight adsorption of mercury by charged suspended particulates[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40: 3617–3622.
[10] Clack HL. Particle size distribution effects on gas-particle mass transfer within electrostatic precipitators[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40: 3929–3933.
[11] Clack HL. Bimodal fly ash distributions and their influence on gas-particle mass transfer during electrostatic precipitation[J]. Fuel Processing Technology, 2006, 87: 987–996.
[12] Scala F, Clack HL. Mercury emissions from coal combustion: modeling and comparison of Hg capture in a fabric filter versus an electrostatic precipitator[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 152: 616–623.
[13] Senior CL, Johnson SA. Impact of carbon-in-ash on mercury removal across particulate control devices in coal-fired power plants[J]. Energy & Fuels, 2005, 19: 859–863.
[14] Lu Y, Rostam-Abadi M, Chang R, et al. Characteristics of fly ashes from full-scale coal-fired power plants and their relationship to mercury adsorption[J]. Energy & Fuels, 2007, 21: 2112–2120.
[15] ADA Environmental Solutions. Brayton Point Generating Station Unit 1 – Sorbent injection into a cold-side ESP for mercury control[R]. Final Report, DOE Cooperative Agreement No. DE-FC26-00NT41005, 2005.
[16] Presto AA, Granite EJ. Impact of sulfur oxides on mercury capture by activated carbon[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41: 6579–6584.
[17] Presto AA, Granite EJ. Further investigation of the impact of sulfur oxides on mercury capture by activated carbon[J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2007, 46: 8273–8276.
[18] Sjostrum S, Wilson C, Bustard J, et al. Full-scale evaluation of carbon injection for mercury control at a unit firing high-sulfur coal[A]. U.S. EPA–DOE–EPRI Combined Power Plant Air Pollutant Control Symposium: The MEGA Symposium, 2006.
[19] Cushing KM, Heaphy RF, Jarvis J, et al. Impact of flue gas characteristics and ESP operating variables on mercury removal and ESP capture of activated carbon[A]. Air Quality VI Conference, 2007.
[20] ADA Environmental Solutions. Pleasant Prairie Power Plant Unit 2 – Sorbent injection into a cold-side ESP for mercury control[R]. Final Report, DOE Cooperative Agreement No. DE-FC26-00NT41005, 2003.
获取更多静电除尘相关专业论文,请访问 https://isesp.org/conference-papers/
