第五章 燃烧污染控制及新型燃烧技术 锅炉原理 课件 煤粉燃烧排放物对环境的污染 二氧化硫（SO2）的生成机理和控制技术 氮氧化物（NOx）的生成机理和控制技术 循环床N2O的生成机理与控制技术 重金属（汞）的排放与控制 颗粒物的形成及除尘技术 CO2减排技术 新型燃烧技术
第一节 煤粉燃烧排放物对环境的污染 我国是世界上少数几个以煤炭为主要能源的国家，煤炭产量一直居世界第一位。我国煤炭中平均含硫量较高，煤炭燃烧每年产生大量的二氧化硫和氮氧化物。我国污染排放强度高，2004年我国单位GDP排放SO2分别是日本、德国、美国的60倍、26倍、8倍，单位GDP排放NOX分别是日本、德国、美国的27倍、16倍和6倍。全国烟尘排放量的70％、SO2排放量的90％、NOX排放量的67％、CO2排放量的70％都来自燃煤，是大气环境污染的主要原因。
煤粉燃烧排放物对环境的污染 燃煤污染物包括颗粒物质和各种各样的悬浮物等，如烟气中的烟黑、飞灰、重金属蒸汽、硫氧化物（SO2和SO3）、未完全燃烧的碳氢化合物、氮氧化合物（NO和NO2）、温室气体N2O和CO2等。 2009年，我国二氧化硫排放量为2214.4万吨，烟尘排放量为847.2万吨，工业粉尘排放量为523.6万吨，造成了严重的环境污染。
污染物造成的影响 含碳颗粒物、硫酸盐、硝酸盐、有机化合物及二氧化氮的存在，改变了空气的性质，使空气中的能见度降低。 高浓度的SO2形成了硫酸小液滴，成为凝结的核心，这将导致雾的形成、降雨量的增加、光线辐射的减少、以及改变气温和风力分布。 温室气体产生温室气体效应，从而改变全球的气候，并影响湖泊和土壤。 植物被SO2的毒素、硝酸盐、C2H4等污染和破坏。这些毒素毁坏叶绿素，破坏植物的光合作用。 颗粒物质会弄脏衣物、房屋和其它建筑物，破坏了环境的美丽，并且增加清理环境污染的费用。
污染物造成的影响 一些酸性碱性颗粒，尤其是那些含有硫元素的颗粒，能腐蚀漆料、建筑物的砖石、电线、纺织品等，而臭氧能严重破坏橡胶。 大气污染能加大呼吸道疾病的发病率。在伦敦（1952年）、纽约（1966年）都曾发生过令人震惊的空气污染事件，造成大量伤亡和极坏影响。这些事件都是由于空气中同时含有高浓度的SO2和颗粒物质造成的。 光化学烟雾里的一些污染物能够引起眼的疾病，例如臭氧、有机氮合物、烃化物等。光化学烟雾最初是由氮氧化合物和各种烃化物之间的反应造成的。 含氮的碳基颗粒可能包含致癌物质。一氧化碳对健康也有明显的危害。 燃煤锅炉等工业设备将NOX排放入大气同温层，能够加速同温层臭氧层的破坏，同温层臭氧的破坏会引起更多有害的紫外线穿透入地球表面。
污染物造成的影响 2009年全国降水pH年均值等值线图
第二节 SO2的生成机理和控制技术 燃煤烟气中的二氧化硫是我国目前最主要的二氧化硫污染源，对大气二氧化硫的防治仍以烟气脱硫的方法为主。我国的烟气脱硫事业具有巨大的市场前景，但是任务相当艰巨。根据国家经贸委和电力部门制定的计划，在我国实施目前最成熟的石灰石—石膏烟气脱硫技术，并在自主消化吸收基础上掌握其设计、制造和维护，投资按500元/KW计。需安装脱硫装置的火电机组按2.5亿KW计，总计投资需要1250亿元。另外，电厂配备烟气脱硫装置后，其发电成本将明显增加。保守按1KW·h增加2.5分钱测算，2.5亿KW发电机组年平均按5000小时的运行时间计算，烟气脱硫增加的电价成本在我国将超过300亿元/年。
SO2的生成机理和控制技术 高效化、资源化、综合化、经济化是我国烟气脱硫脱硝技术发展的重要方向。通过燃煤烟气污染控制工艺和装置的“高效化”以减少设备投资和原材料费用；通过污染控制过程中的产物的“资源化”以减少二次污染，同时用副产品的收益冲抵部分污染控制费用；通过变对现有各种污染物分别进行单一的处理为“综合化”的脱硫、脱硝、脱碳、除尘的系统优化的处理，也将使燃煤烟气污染控制装置的建造和运行费用大为降低。通过“高效化”、“资源化”、“综合化”将可能最终实现烟气脱硫低成本的“经济化”目标。
燃煤烟气中SO2的生成机理 煤中的可燃硫有两种，即有机硫和无机硫。有机硫构成煤分子的一部分，在煤中均匀分布。无机硫的主要成分是FeS2(黄铁矿)，颗粒尺寸小，它在煤中通常呈独立相弥散分布。据统计分析，低硫煤中主要是有机硫，约为无机硫的8倍；高硫煤中主要是无机硫，约为有机硫的3倍。 煤在燃烧过程中，其中的硫化物受热分解，硫与氧发生化学反应，形成SO2，随烟气排入大气中，造成环境的污染。
我国燃煤烟气脱硫技术现状 我国于20世纪70年代开始烟气净化研究，但仍停留在小试或中试阶段，工业化运行装置极少，还没有形成具有自主知识产权的完全国产化的脱硫控制技术。 90年代后，我国先后引进各种类型的FGD技术，到1999年底，有10套引进的FGD示范I工程投入运行，结合大气污染物排放标准的实施， SO2排放增长趋势基本得到控制。 目前的形式并不容乐观，我国62%的城市环境空气SO2平均浓度超过国家《环境空气质量标准》二级标准、日平均浓度超过国家《环境空气质量标准》三级标准；从进入市场的国产烟气脱硫设备的运行情况看，未使用当摆设者约占15%；设备运行不正常或带病运行者约占42%；设备效果差或无效果者约占38%；设备稳定运行者仅有5%左右。虽然引进示范工程设备先进、运行稳定，但其投资和运行费用昂贵，以我国目前的经济实力根本无法推广应用。因此，加快步伐，坚持自主开发，研究出适合我国国情的工艺和设备装置是解决我国燃煤污染的根本途径。
常见烟气脱硫技术及其特点 1．湿法石灰石石膏脱硫工艺 在位于静电或布袋除尘器烟气下游的吸收塔中，石灰或石灰石浆液与烟气接触。浆液连续从吸收塔底部流至其顶部再循环，SO2被吸收生成亚硫酸钙。进一步把空气注入浆液，亚硫酸钙转变成硫酸钙。硫酸钙从浆液中取出即为石膏。这种石膏通常回收作为有价值的副产品，可售给化学或建筑工业。化学过程如下： 在水中，气相SO2被吸收生成硫酸： 产生的H+促进了CaCO3的溶解，生成一定浓度的Ca2+： Ca2+与SO32-或者HSO3-结合，生成CaSO3和Ca(HSO3)2： 反应过程中，一部分SO32-和HSO3-被氧化成SO42-和HSO4- 通入空气将最后吸收液中存在的大量SO32-和HSO3-强制氧化为SO42- ，生成石膏结晶:
常见烟气脱硫技术及其特点 2．炉内喷钙尾部增湿烟气脱硫 该系统用石灰石等碱性钙质吸收剂，直接向锅炉炉膛内烟气温度约为1146℃的高温区喷入，经煅烧后生成有着极高反应接触面的许多CaO细小颗粒，在高速烟气流的带动下这些颗粒进入较低温度区。在较低温度区(700-1000℃)内CaO颗粒不再结晶，在富氧状态下CaO吸收烟气中的SO2。其化学反应式如下: CaCO3→CaO+CO2 CaO+SO2+1/2O2→CaSO4
常见烟气脱硫技术及其特点 3．钠碱法 钠碱法是采用碳酸钠或氢氧化钠等碱性物质来吸收烟气中的二氧化硫. 使用碳酸钠作为吸收剂: 使用氢氧化钠作为吸收剂: 亚硫酸钠吸收二氧化硫的反应是主要的反应，溶液中的亚硫酸氢钠不具备吸收二氧化硫的能力，所以当S/C为0.9，即吸收液中亚硫酸氢钠含量达到一定值时，吸收液要进行解吸。 分解温度100℃左右，解吸反应： 通过解吸，高纯度的二氧化硫得到回收利用。此法中钠碱吸收剂吸收能力大，吸收剂用量小，吸收效率高，但是与氨碱和钙碱相比，钠碱成本比较高。
常见烟气脱硫技术及其特点 4．半干法循环流化床脱硫 这是较新而且发展较快的脱硫技术。该脱硫系统主要由吸收反应器、旋风分离器、石灰浆制备系统和除尘器这几部分构成。 烟气在离开锅炉尾部空气预热器后从反应器底部进入反应器。在反应器底部，烟气与表面附着有石灰浆的循环固体颗粒悬浮床接触。新鲜石灰浆通过布置在反应器中央的单个两相流喷嘴进入反应器，石灰浆由压缩空气进行雾化。烟气所携带的热量导致石灰浆水分的蒸发，与此同时，烟气中的SO2与石灰的吸收反应也在进行着。石灰浆液滴与干态固体颗粒发生碰撞并附着在其表面，避免了由于浆液碰到反应器壁面而引起的固体颗粒的聚积，循环固体颗粒对反应器壁面的冲刷作用进一步减少了壁面的结垢。反应器内向上流动的烟气流使固体颗粒在反应器内呈悬浮状态，湍动强化了气液间的接触，使SO2被附着在固体颗粒表面的石灰浆薄层吸收。净化后的烟气和悬浮状固体反应物颗粒在反应器内向上流动直至旋风分离器，在旋风分离器内，大多数的固体颗粒，包括钙盐、飞灰及尚未反应的石灰进一步吸收烟气中的SO2，使石灰耗量降到最低。剩余的约1%的固体颗粒随烟气一并离开旋风分离器，之后，进入除尘器进行最后除尘，除尘器可以是静电除尘器或布袋除尘器，除尘后净烟气被排入大气。 此工艺可用于燃高硫煤的电厂，脱硫率可高达98%。
常见烟气脱硫技术及其特点 5．海水脱硫法 天然海水含有大量的可溶盐，主要成分是氯化物和硫酸盐，也含有一定量的碳酸盐，因其含有碳酸氢钠和碳酸氢镁，使其pH值达7.5-8.5呈碱性，海水与二氧化硫反应最终生成硫酸盐。 海水FGD主要的化学反应为： 烟气海水脱硫技术利用天然海水，无需加任何添加剂，也不产生任何附加产品，具有工艺简单、技术成熟、系统运行可靠、脱硫效率高、维护费用低等特点。 6．CuO/A12O3烟气干法脱硫技术 CuO/Al2O3是一种负载型过渡金属氧化物催化剂，可以同时脱除SO2和NOX。新鲜的和硫酸盐化的催化剂的最佳脱硝温度为400℃左右，其中硫化催化剂的脱硝效率比新鲜催化剂的高。SO2与CuO和Al2O3反应形成硫酸铜和硫酸铝，NOX在催化剂作用下与注入的氨发生选择性催化还原反应(SCR)，被还原为N2和水，从而达到同时脱除SO2和NOX的目的。硫化的催化剂通过注入还原性气体，如H2，CH4，CO等。在与硫酸盐化过程相同的温度下把CuSO4还原为单质铜，把硫酸铝还原为稳定的Al2O3。还原后的催化剂在下一个硫酸盐化过程中被烟气中的氧气迅速氧化，从而达到催化剂的再生。
第三节 NOx的生成机理和控制技术 煤燃烧过程中产生的氮氧化物主要是NO和NO2。此外，尤其是在流化床燃烧中，由于燃烧温度较低，还会产生一定量的N2O。在通常的燃烧温度下，煤燃烧生成的NOx中，NO占90%以上，NO2占5%-10%，而N2O只占1%左右。 由于氮的键能不同，以及燃烧过程中与氮进行反应的介质成分不同，煤燃烧过程中NOx的生成主要有三种不同的机理： 热力型NOx，它是燃烧过程中空气里的N2在高温下氧化而生成的氮氧化物，它占生成氮氧化物总量的20%-50%。 快速型NOx，它是燃料中的碳氢化合物与空气中的N2反应生成的氮氧化物，在实际燃烧装置中，快速NOx的量很少，就煤粉炉而言，小于5%。 燃料型NOx，它是燃料中的含氮化合物在燃烧过程中氧化生成的氮氧化物，它占生成氮氧化物总量的60%-80%。
热力型NOx生成机理 在高温火焰中，空气中的氧分子裂解成氧原子，并与空气中的氮分子反应生成NO和N，而N又与O2反应生成NO和O。这部分O又可与空气中的N2重复作用生成NO和N。上述这组不分支的连锁反应机理即为热力型NOx的生成机理，称为捷里多维奇(Zeldovich)机理。 (E1=314kJ/mol, E-1=0) (E2＝29kJ/mol，E-2＝165kJ/mol） 上述反应中，当O2不足时(富燃料火焰)，还有以下反应发生：
热力型NOx生成机理 影响热力型NOx生成的主要因素是温度、氧浓度以及在高温区的停留时间。随温度、氧浓度以及在高温区的停留时间的增加，热力型NOx的浓度增加。 温度对热力型NOx生成速率的影响最大，热力型NOx的生成速率与温度几乎呈指数关系。在温度小于1500℃时，热力型NOx的生成量很小；只有当温度高于1500℃以上时，NOx的生成量才逐渐增大。当燃烧温度高于1500℃时，温度每增加100℃，热力型NOx生成反应速度将增加6-7倍。在高温区停留时间较短时，热力型NOx随停留时间的增加而增加，但超过一定时间后，热力型NOx不再受停留时间的影响。 因此，要控制热力型NOx的生成，就需要降低燃烧温度，避免产生局部高温区；缩短烟气在高温区的停留时间；降低烟气中氧浓度和使燃烧在偏离理论空气量的条件下进行。
快速型 NOx生成机理 快速型NOx的生成途径 快速型NOx是由燃烧空气中的N2经氧化而生成的NOx。从NOx中氮的来源看，它类似热力型NOx，但其反应机理和热力型NOx很不相同。快速NOx只有在燃烧时碳氢化合物CHi类基团较多，氧气浓度相对较低的富燃料燃烧情况时才发生。因此在燃煤锅炉中，其生成量很小，一般在5%以下。快速型NOx对温度的依赖性很弱，一般情况下，对不含氮的碳氢燃料在较低温度燃烧时，才考虑快速型NOx。降低快速型NOx，只要保持足够的氧量供应，就能阻止燃烧过程中分解生成的CH、CH2和C2等中间产物与空气中的N2的反应，以减少HCN和NHi等的生成，从而便可降低快速型NOx。
燃料型 NOx生成机理 燃料型NOx是燃料中含有的氮化合物在燃烧过程中热分解而又接着氧化而生成NOx。煤燃烧时约75%～90%的NOx是燃料型NOx。因此，燃料型NOx是煤燃烧时产生的NOx的主要来源。燃料型NOx的生成机理非常复杂，其生成和破坏机理至今仍不是完全清楚。这是因为燃料型NOx的生成和破坏过程不仅和煤种特性、煤的结构、燃料中的氮受热分解后在挥发分和焦炭中的比例、成分和分布有关，而且大量的反应过程还和燃烧条件如温度和氧及各种成分的浓度等密切相关。一般当挥发分析出量占煤质量的10%～15%时，燃料中的氮有机化合物首先热分解成氰化氢(HCN)、氨(NH3)和CN 等中间产物，它们随挥发分一起从燃料中析出，称之为挥发分N。挥发分N析出后残留在焦炭中的氮化合物，称之为焦炭N。煤燃烧时由挥发分生成的NOx占燃料型NOx的60%～80%，由焦炭N所生成的NOx占到20%～40%。 控制燃料型NOx的生成量的主要措施就是减少过量空气系数、改善燃烧方式、改变锅炉运行条件、在NOx的生成阶段采用富燃料燃烧来降低燃料型NOx的生成。
NOx控制技术 针对煤燃烧过程中NOx形成和转化机理的不同，国内外发展了许多控制煤燃烧过程中NOx排放的技术措施。目前主要可分为两大类：一类是通过改变燃料的燃烧条件，从而控制燃烧过程中NOx的生成，即低NOx燃烧技术；另一类是对燃烧后生成的NOx进行处理，即烟气脱硝技术。 1．低NOx燃烧技术 低NOx燃烧技术是指通过改变燃烧条件，控制燃烧区的温度和空气量，以达到阻止NOx生成及降低其排放的目的。在各种降低NOx排放的技术中，低NOx燃烧技术是采用最广、相对简单和经济的方法在锅炉设备中，目前己经使用的低NOx燃烧技术主要有低NOx 燃烧器、浓淡偏差燃烧、烟气再循环、以及分级燃烧（包括空气分级和燃料分级）等。
低NOx燃烧器技术 对煤粉锅炉来说，煤粉燃烧器是锅炉燃烧系统中的关键设备，不但煤粉是通过燃烧器送入炉膛，而且煤粉燃烧所需要的空气也是通过燃烧器进入炉膛的。煤粉气流的着火过程、炉膛中的空气动力和燃烧工况，主要是通过燃烧器的结构及其在炉膛上的布置来组织的。因此，从燃烧的角度看，燃烧器的性能对煤粉燃烧设备的可靠性和经济性起着主要作用。另一方面，从NOx的生成机理看，占NOx绝大部分的燃料型NOx是在煤粉的着火阶段生成的。因此，通过特殊设计的燃烧器结构，以及通过改变燃烧器的风煤比例，可以将空气分级、燃料分级和烟气再循环降低NOx浓度的原理用于燃烧器，以尽可能地降低着火区氧的浓度，适当降低着火区的温度，达到最大限度地抑制NOx生成的目的。这就是低NOx燃烧器技术。研究表明，低NOx燃烧器技术最大可降低60%的NOx排放量，将这项技术应用于燃煤锅炉上时，可以使NOx的排放量达到规定的标准。
低NOx燃烧器技术 DS型低NOx旋流燃烧器
浓淡偏差燃烧技术 浓淡偏差燃烧技术是让一部分燃料在空气不足的条件下燃烧，即燃料过浓燃烧，另一部分燃料在空气过剩的条件下燃烧，即燃料过淡燃烧。无论是过浓燃烧还是过淡燃烧，其过剩空气系数α都不等于1。过浓燃烧中α<1，而过淡燃烧中α>1，故又称为非化学当量燃烧或偏差燃烧。浓淡燃烧时，燃料过浓部分因氧气不足，燃烧温度不高，所以，燃料型NOx和热力型NOx生成量都会减少。燃料过淡部分因空气量过大，燃烧温度低，热力型NOx生成量会减少。所以，采用浓淡偏差燃烧技术总的结果是NOx生成量低于常规的燃烧技术。
烟气再循环技术 烟气再循环技术通常是指从省煤器后抽取20%～30%的烟气量，将这部分烟气与燃烧空气相混合送入炉内或燃烧器。这样就减少了与燃料混合的空气量，同时也降低了火焰温度，进而达到了降低热力NOx生成的目的。由于燃煤锅炉中热力NOx在总NOx排放中占的份额较小，所以在燃煤锅炉中，单独采用烟气再循环技术措施仅可使NOx排放降低约20%。
空气分级燃烧技术 炉内空气分级技术通常又称之为两级燃烧TSC（Two Stage Combustion），主要是通过减少燃烧区空气量，同时为了保证一定的总过剩空气量而将一部分空气在燃烧区后送入炉内以完成燃尽过程。通常这部分空气是从燃烧器上部的燃尽风喷口（OFA）送入炉内，同时可以防止炉膛水冷壁腐蚀与结渣。 炉内空气分级需要将燃烧空气分成一次风与二次风两部分。一次风（约占总风量的70%～90%）与燃料混合反应后会形成燃烧温度较低、氧量不足、燃料富集的燃烧区域，从而抑制了NOx的生成。二次风（约占总风量的10%～30%）则通过独立布置在燃烧器上部的燃尽风喷嘴送入炉内从而实现分级燃烧，在这一区域完成燃尽过程并使火焰体积增大，从而在温度相对较低的燃尽区进一步抑制了NOx的生成。
燃料分级燃烧技术 燃料分级技术又称为再燃技术，其燃烧过程分为主燃烧区、再燃区和燃尽区，在主燃区中已生成的NOx在再燃区中遇到烃根CHi和未完全燃烧产物CO、H2、C和CnHm时，会发生NOx的还原反应。利用这一原理，将占入炉热量80%～85%的燃料喷入主燃烧区，在过量空气系数α大于1的条件下使燃料氮尽可能在燃烧区上方的再燃区，在所形成的过量空气系数α小于1的还原性气氛下，主燃烧区中生成的NOx在再燃区被还原成分子氮。在再燃区中不仅使得已生成的NOx得到还原，同时还抑制了新的NOx的生成，可使NOx排放浓度降低50%以上。
燃料分级燃烧技术 空气分级燃烧 燃料分级燃烧
燃料分级燃烧技术 2. 烟气脱硝技术 低NOx燃烧技术是降低燃煤NOx排放值比较经济的技术措施。但是一般情况下，采用低NOx燃烧技术只能降低NOx排放值的50%左右，无法满足愈加严格的环保法规要求。要进一步降低NOx的排放，就必须采用烟气脱硝技术。烟气脱硝技术按照其作用原理的不同，可分为催化还原、吸收和吸附3类，按照工作介质的不同可分为干法、半干法和湿法3类。烟气脱硝技术中得到大规模工业应用的有SCR法和SNCR法。 典型的燃煤锅炉NOx排放控制技术
选择性催化还原（SCR）技术 SCR脱硝技术是将还原剂（主要是NH3）注入烟道与烟气混合，还原剂在催化剂作用下能在较低温度选择NOx发生化学反应，将其还原为氮气和水，从而使烟气中NOx含量降低。主要发生如下反应： NH3的喷入量十分重要，NH3量不足会导致NOx的脱除效率降低，但NH3过量又会带来NH3对环境的二次污染，通常喷入的NH3量随着机组负荷的变化而变化。SCR反应主要在催化剂表面进行，所以催化剂是SCR工艺的核心，而贵金属催化剂使得系统运行成本高昂。
选择性非催化还原(SNCR)技术 SNCR脱硝技术是将氨水或尿素等还原剂，喷入到温度为900~1100℃的烟气中，然后在不需要催化剂的情况下，还原剂迅速热分解成NH3及其它副产物，NH3与烟气中的NOx进行还原反应生成氮气和水。在向燃烧烟气喷氨而不采用催化剂的条件下，NH3还原NOx的反应只能在900~1100℃这一狭窄的温度范围内进行，因此称为选择性非催化还原法。 在SNCR法的应用中温度窗口的选择是至关重要的，温度过高或过低 都不利于对污染物排放的控制。温度低于900℃时，反应不完全，氨逃逸率 高，造成新的污染。温度超过1100℃时，NH3会被氧化成NO，反而造成NOx 排放浓度增大。SNCR技术的脱硝效率一般在50%左右，最高可以达到80%， 但相对于SCR技术来说，该方法不用催化剂，设备运行费用省，具有一定的 优势。
第四节 循环床N2O的生成机理与控制技术 N2O(氧化亚氮，俗称“笑气”)，是氮氧化物中另一种重要的污染气体，对环境主要有两个方面的影响：一方面，N2O对红外辐射有很强的吸收作用，造成温室效应。研究表明，N2O的温室作用比同浓度的CO2强200-300倍；另一方面，N2O和同温层中的臭氧破坏有关，N2O在大气对流层中相当稳定，存活期达150年以上，因此N2O有机会进入到同温层中，和游离态的氧发生反应生成NO，后者参与了把臭氧转化为O2的化学反应循环。
循环床N2O的生成机理与控制技术 每年人类活动产生的N2O占每年全世界生成总量的31%，其中人类活动产生的N2O中有80%以上来自化石燃料的燃烧。大气中N2O的浓度逐年增加，目前大气中的N2O体积浓度已达到300ppbv，并以每年0.2%-0.3%的速度增加。因此，N2O对于循环流化床燃烧技术的发展目前看来起着决定性的作用，能否合理地解决这个问题将会直接制约循环流化床在我国的发展。
CFB锅炉燃烧条件下N2O生成机理 在煤的挥发分中，NH3和HCN氧化生成的产物不同，NH3氧化生成的氮氧化物主要是NO，而HCN氧化时更容易生成N2O。挥发分中NH3和HCN之比，与煤中N的存在方式有关。研究表明，褐煤、烟煤以及生物质燃烧挥发分中NH3较多，而低挥发分的烟煤和无烟煤挥发分中HCN较多。NH3和HCN的比例，也与煤热解析出挥发分的条件有关，温度越高，加热速度通常会影响烟气中的NOx和N2O的排放浓度。 煤中氮的转化途径
CFB锅炉燃烧条件下N2O分解机理 在N2O生成的同时，也存在着N2O的均相分解和多相分解反应。 1．均相分解 (1) N2O与H或OH基发生均相反应 N2O + H → N2 + OH N2O + OH → N2 + HO2 这是最重要的两个反应，反应速率为1.9×106×T2.47exp(-13500/RT)和2.0×1012exp(-100/RT)。可以看出：燃烧温度T升高，反应速率加快。 (2) 分子与气体分子碰撞实现热分解 N2O + M → N2 + O + M ，式中M代表气体分子，如N2,CO2,O2等。 2. 多相分解 在焦炭表面，N2O通过与焦炭中的活性碳(-C)和活性原子团(-CO)的气一固反应被分解： N20 + (-C) → N2 + CO 2N2O + (-C) → N2 + CO2 N2O + (-CO) → N2 + CO2 3. 固体表面的催化还原 在流化床运行温度范围内，许多固体，如CaO、CaSO4、Fe2O3、MgO和床料等，都能起到催化剂的作用，使N2O在其表面发生还原反应。其中，CaO活性最高，可使N2O还原为N2和O2。 因此，N2O的排放浓度，实际上是生成反应与分解反应达到动态平衡时的结果。
N2O生成量的影响因素 影响CFB锅炉燃烧N2O生成量的因素主要有：燃烧温度、过量空气系数、煤种和煤质、石灰石炉内脱硫等。 1． 燃烧温度的影响 N2O的生成量随温度的升高而下降, 而NO的生成量则随温度的升高而升高。煤中氮转化成N2O和NO的转化率也具有同样的变化趋势。N2O浓度随温度升高而下降，其原因是生成反应的速率随温度升高而减慢，而分解反应的速率随温度升高而加快。因而，温度越高，生成量越小。煤粉燃烧由于燃烧温度高(1000～1600℃)，因而N2O的生成量很小，而流化床燃烧温度为800～950℃，属低温燃烧，因而N2O生成量较大。
N2O生成量的影响因素 2． 过量空气系数的影响 过量空气系数小于1.0时，N2O生成量并不大。随着过量空气系数增加，N2O的生成量明显增加。煤中氮转化为N2O的转化率也明显升高。因为HCN生成NCO的过程是需氧反应，由焦炭通过多相反应生成NO、(-N) 和(-CNO)也需要氧参加，氧量不足，直接影响中间产物的生成量，进而影响N2O的生成量。
N2O生成量的影响因素 3． 煤种的影响 研究结果表明：在流化床燃烧温度范围内，煤中N转化为N2O的转化率的大小明显依赖于煤种，即无烟煤>烟煤>褐煤。在700～800℃，转化率的大小顺序是：烟煤>褐煤>无烟煤；在850～950℃，烟煤>无烟煤>褐煤。因此，煤种不同，N2O的生成量也不同，而且，其相对大小还受燃烧温度的影响。
N2O生成量的影响因素 4． 煤质的影响 (1) 含氮量的影响 煤的含氮量越高，N2O的生成量也越高,具有明显的依赖关系。 (2) 含碳量的影响 煤的含碳量越高，N2O的生成量也越高,具有明显的规律性。 (3) 挥发分的影响 各种煤的挥发分含量与N2O的生成量之间没有明显的规律性，挥发分含量不能作为判断N2O生成量的指标。在700～1000℃的温度范围内，最重要的4个因素是氮含量、碳含量、固定碳含量和氮在焦炭中的分配。
N2O生成量的影响因素 5. 石灰石对N2O的影响 CFB锅炉电厂在不加入石灰石脱硫和加入石灰石脱硫时，N2O排放浓度的对比如图所示。数据表明，加入石灰石脱硫，CFB锅炉和实验装置烟气中N2O浓度通常有所减小。在不同的运行条件下，N2O的浓度减少的量不同，减小幅度最大的达到25%。CaO除了引起HCN向NH3转化，抑制燃烧过程中N2O的生成，还能促进N2O的热分解，造成烟气中N2O的排放浓度降低。 石灰石对N2O排放浓度的影响
CFB锅炉燃烧下NOx/N2O控制技术 为了有效减少CFB燃煤过程中NOx/N2O的排放，国内外众多研究者开发了许多行之有效的技术。对公认较为成熟的抑制NOx/和N2O排放的技术进行总结和比较对开发新型高效抑制CFB燃煤过程NOx/N2O排放技术或新型CFB燃煤工艺无疑是十分重要的。 1． 低氧燃烧技术 过剩空气系数较大，CFB中O2浓度较高，燃烧温度升高，有助于HCN，NH3以及半焦N的氧化，NO排放浓度较高。过剩空气系数降低时，NO排放明显下降。在某些场合，当过剩空气系数由l.3变为1.1时，NO排放浓度可以下降(80~150)×10-6。
CFB锅炉燃烧下NOx/N2O控制技术 2． 烟气再循环技术 将温度已降低的部分烟气引入CFB的烟气再循环技术，是通过降低炉内O2浓度和火焰温度实现抑制NOx/N2O的生成。采用烟气再循环技术，由于烟气量明显增加，将引起燃烧状态不稳定，可能增加未完全燃烧的热损失。因此，CFB电站锅炉的烟气再循环率一般不超过20％。
CFB锅炉燃烧下NOx/N2O控制技术 3．分级燃烧技术 CFB燃煤过程的分级燃烧技术，旨在使CFB的提升管自下而上形成富燃料(煤)区、部分燃烧区、燃烧区。该技术有利于抑制CFB燃煤过程，特别是高挥发分煤燃烧过程的NOx排放。NOx的排放浓度与一次空气供应量有关。一般一次空气量为理论燃烧空气量的65%-85％之间时对降低NOx排放最有利。
CFB锅炉燃烧下NOx/N2O控制技术 4．SNCR和SCR技术 在CFB的烟气出口处注入NH3、尿素、氰尿酸等含N物质，不使用固体催化剂就达到降低N排放的选择性非催化还原(Selective Non-catalytic Reduction，SNCR)技术主要在900～1100℃温度范围进行，通过以下反应达到NOx还原生成N2和H2O的目的。 6NO+4NH3 → N2+6H2O 4NO+O2+4NH3 → 4N2+6H20 SNCR 技术一般可以脱除30％-50％的NOx。 SNCR和SCR均有逸氨的缺点，这使燃烧含Cl量较高的煤种时可能从烟囱排出NH4Cl，或泄漏的NH3与尾气中的SO3生成NH4HSO4堵塞管道。因此，注NH3时应十分小心。另外，由于NH3存在储藏和运输等方面的困难，所以通常优先应用尿素，在小型装置上更是如此。
CFB锅炉燃烧下NOx/N2O控制技术 5．再燃技术 分段供给燃料和空气到燃烧系统中的再燃技术，旨在通过在炉内形成3个不同的燃烧段，即由下至上分别为富氧区、富燃料区和富氧区，实现降低N 排放的目的。在一次燃烧段，主要燃料煤粉在过量的空气中燃烧，与空气中N2形成NOx。二次燃料，又称为再燃燃料，通常是天然气或煤粉，在主燃烧段上方喷入，形成富燃料的“再燃”段。从这一区段的再燃燃料中释放出来的烃基与主燃烧段中形成的N反应，NOx被部分还原为N2，部分转化为HCN。最后，在再燃段上方喷入空气，形成贫燃料的“燃烬”区，从而完成了燃烧全过程。通常再燃燃料的热量占总输入热量的10％-30％，再燃技术可以减少高达70％的NOx。
有前景的减少NOx和N2O排放工艺 1． 反向分级燃烧技术 反向分级燃烧技术的关键是从提升管底部引入绝大部分燃烧空气，并严格控制燃烧空气量，使提升管和烟气分离器中的过剩空气系数接近1，同时在烟气分离器出口处加入一定量的燃烧空气以保证完全燃烧，总过剩空气系数保持在1.2左右。提升管内O2浓度分布下部较高，上部较低；而且由于整个提升管中过剩空气系数约为1.0，在提升管中自下而上逐渐消耗，因此提升管上部和烟气分离器处O2浓度较低。 在反向分级燃烧条件下，提升管下部形成的富氧环境对脱硫有利，对N2O排放无影响，而提升管上部和分离器处的低氧环境可抑制N2O和NO排放；同时，烟气分离器出口处的高温“燃烬”区可有效分解N2O。
有前景的减少NOx和N2O排放工艺 2．CFB解耦燃烧工艺 在CFB解耦燃烧工艺中，原煤加入热解区，用分离器返回的含有一定脱硫剂的高温灰来加热原煤。原煤热解过程中释放的含硫气体H2S和COS等被脱硫剂捕获，热解产生的半焦进入燃烧区下部脱硫区，热解气引入到提升管中部，半焦燃烧生成的NOx与热解产生的含氮化合物NH3在燃烧区上部反应而脱除NOx，同时引入提升管的热解气燃烧形成高温区域，对N2O进行热分解，最终实现同时降低SO2，NO和N2O三种气体排放的目的。通过对解耦机理的进一步研究，对传统CFB进行改造，可逐步实现在大型CFB上的应用，因此将是一种非常有前景的技术。 CFB解耦燃烧技术示意图
第五节 重金属（汞）的排放与控制 燃煤电厂重金属（汞）排放概述 汞是一种在生物体内和食物链中具有永久性累积的有毒物质，对人类的生存健康威胁较大。燃煤过程中汞排放，尤其是大型燃煤电站汞排放在局部循环中具有相当的危害。作为全球性范围的有毒污染物，汞污染问题给全球人类带来了很多危害，例如，水俣病公害，因而为人们所重视。 与常规污染物SO2和NOx相比，Hg、As和Se等痕量元素在燃煤烟气中的浓度不高，但由于煤炭的大规模利用和痕量元素的积累效应，它们对环境的危害甚大。2003年，我国总汞排放量达696（±307）吨，其中元素汞（Hg0）为395吨，二价汞（Hg2+）为230吨，颗粒态汞（Hgp）为70吨；煤炭燃烧由1995年的202吨增加为2003年的257吨，年平均增长速度为3.0%。
重金属（汞）的排放与控制 同我国的汞排放类似，世界范围内的汞排放量也在逐年增加。 如下图所示，亚洲、欧洲和北美洲国家是全球主要的汞排放源。Streets预测，到2050年，随着社会经济和科学技术的发展，全球汞排放量将会增加。相对于2006年的2480Mg，2050年全球汞排放量将在2390-4 860Mg之间；汞排放增长的主要压力将来自于发展中国家燃煤电站的汞排放，特别是亚洲国家。作为亚洲最大的发展中国家，中国的汞排放量也将是较多的。 2005年全球人为汞排放分布
汞的赋存形态、迁徙规律及危害 地壳中汞总量达1600亿吨，其中99.98%呈稀疏状态分布，0.02%富集在汞矿中。大气中的汞污染主要由有色金属冶炼和煤炭燃烧等排放造成。燃煤烟气中汞的存在形式为单质汞（Hg0）、二价汞（Hg2+）和颗粒态汞（Hgp）。Hg2+可由现存的脱硫装置脱除，Hgp可由静电除尘等设备脱除。Hg2+和Hgp的生命周期为一天或一周，这意味着它们主要沉积在当地或排放源附近。与这两类汞相比，Hg0因熔点低、易挥发和难溶于水等性质，很难从烟气中除去；Hg0的生命周期有6-24月之久，这意味着它可以在全球传播，并会造成全球汞污染。 上图为汞排放及其对人类与动植物危害的示意图。可以看出，经化石燃料燃烧和有色金属冶炼而排放的汞先进入大气圈，对人类、野生动植物等赖以生存的大气环境造成污染；氧化态的汞沉积在当地或排放源附近，而Hg0则在全球循环，而后沉积在全球不同的地方。沉积在地表的汞经雨水等作用渗入地下或流入江河湖泊之中。水体中汞经鱼等海生动物食用并在其体内富集，转化为剧毒甲基汞；人类食用这些汞污染的鱼类后，将严重危害人们的健康。
汞的赋存形态、迁徙规律及危害 单质汞（Hg0）通过呼吸进入人体，因其较高的扩散作用，可以通过生物膜从肺进入组织；然后，被氧化为离子态的汞或二价汞。因为Hg-C之间的结合能力较强，所以烷基汞化合物很稳定，很难从人体内清除掉；甲基汞和乙基汞化合物被认为是毒性最大的汞化合物。经常暴露在这些汞化合物中，会严重损害胎儿的发育；还会致使肿瘤的发生。汞及其化合物可以通过呼吸、食物、皮肤渗透或者偶尔暴露在汞环境中进入人体；还可以通过胎盘进入胎儿体内，严重影响胎儿的健康。
国内外燃煤汞控制技术研究进展 1．燃烧前脱汞 对煤的前处理目前主要为洗煤和热处理技术。 ⑴ 洗煤技术 ⑴ 洗煤技术 洗煤原本是为了满足锅炉对煤的发热量、灰含量以及硫含量的要求。但它同时能降低煤中许多重金属的含量，包括汞。由于汞在煤中主要存在于无机矿物特别是黄铁矿中，因此洗煤过程能除去煤中部分汞。 目前还出现了改进的洗煤技术，即选择性凝聚法和柱状泡沫浮选法。研究表明改进的洗煤方法能进一步降低煤中汞的含量(去除率在30%～60%以上)。 洗煤技术存在的问题在于洗煤后产生的浆的处理。目前还没有足够的数据评价浆中汞的释放及其对环境的污染。 ⑵ 热处理技术 此法是在不损失碳素的温度条件下,使烟煤温和热解从而降低汞的排放量。有研究人员研究了煤中的汞燃烧前的预脱除过程。结果显示，在280℃时，大约80%(质量分数)的汞可以被脱除，在此工艺温度下,煤中只有少量挥发性物质损失。温和热解去除有害物的观点为我们提供了一种新的污染防治战略。
国内外燃煤汞控制技术研究进展 2．燃烧中脱汞 燃烧中脱汞的方法为燃烧前将Cl或Br盐添加到煤中，高温下产生的Cl或Br与Hg发生化学反应，生成易溶于水的二价汞(Hg2+)，然后用湿法将其脱除。 燃煤电厂炉前溴化添加剂脱汞技术就是在电厂输煤皮带上或给煤机里加入溴化盐溶液，也可直接将溶液喷入锅炉炉膛。在烟气中溴离子氧化元素汞形成二价汞，脱硝装置可加强元素汞和溴的氧化形成更多的二价汞，二价汞溶于水从而被脱硫装置所捕获，从而达到除汞目的。这种技术对装备了和脱硫装置的燃煤电厂脱汞效果好，成本低。而且由于加入煤里的溴相对煤里本身含有的氯很少，所以添加到煤里的溴化盐不会对锅炉加重腐蚀。 炉前溴化添加剂技术示意图
国内外燃煤汞控制技术研究进展 3．燃烧后脱汞 烟气处理技术是燃煤电站锅炉控制汞排放的主要方法。目前开发出了多种技术控制烟气中汞的排放，而脱除汞的有效性取决于烟气中汞的形态分布即烟气中汞以何种形式存在。 ⑴ 固体吸附剂脱汞 当前的研究中，以固体吸附剂吸附法研究的最为广泛，近年来研究最多的吸附剂有活性炭吸附剂（S-AC 、CuCl2-AC和 AC-Cl 等） 、飞灰类吸附剂（炼油的飞灰 、燃煤飞灰等）、金属氧化物及其化合物吸附剂（氧化钙、MnOx/ Al2O3 等）、矿物类吸附剂（S-沸石 、Cu-Cl2-膨润土等） 和贵金属吸附剂（Ag-磁性纳米材料 、Ag-AC）等。 ⑵ 其他脱汞方式 脱硫设施 脱硫设施温度较低，有利于Hg0的氧化和Hg2+的吸收,是目前除汞最有效的净化设备。特别是在湿法脱硫系统中，由于Hg2+易溶于水，容易与石灰石或石灰吸收剂反应,能除去约90%(质量分数)的Hg2+。
国内外燃煤汞控制技术研究进展 脱硝设施 选择性催化还原(SCR)和选择性非催化还原(SNCR)是两种常用的脱硝工艺。该工艺能够加强汞的氧化而增加将来烟气脱硫(FGD)对汞的去除率。德国电站试验测试发现，烟气通过SCR反应器后，Hg0所占份额(质量分数)由入口的40%～60%降到了2%～12%。 除尘设备 静电除尘器：以颗粒态形式存在的汞比例较低,且这部分汞大多存在于亚微米级颗粒中,而一般的电除尘器对该粒径范围内的颗粒脱除效果较差,因此电除尘器的除汞能力有限。 布袋除尘器：在脱除高比电阻粉尘和细粉尘方面有独特效果。由于细颗粒上富集了大量的汞,因此布袋除尘器有很大潜力,能够除去约70%的汞。但由于受烟气高温影响,同时袋式除尘器自身存在滤袋材质差、寿命短、压力损失大、运行费用高等局限性, 限制了其使用。
第六节 颗粒物的形成及除尘技术 目前颗粒物是城市大气环境的重要污染物之一,煤燃烧产生的颗粒物是大气中细颗粒物的主要来源。煤燃烧后产生的超细颗粒物表面富集了许多痕量重金属元素,进入大气后,对环境危害极大。 根据颗粒物空气动力学直径的大小定义粒径小于10、2.5和1μm的颗粒物分别为PM10、PM2.5和PM1。PM10能够进入人体的呼吸系统, 称为可吸入颗粒物, PM2.5和PM1 称为超细颗粒物。 现有的除尘设备对超细颗粒物的捕集效率相对较低。这部分细颗粒物有较大的数量和表面积,吸附和富集了大量有毒的重金属元素,这部分毒性更大的PM2.5可以进入人的肺泡,沉积在肺中被称为可入肺颗粒物。超细颗粒物不仅危害人体健康,致病率和死亡率增加,大气的能见度降低。
燃煤颗粒物的形成 在煤粉燃烧过程中有两类不同的飞灰生成：一类是空气动力学直径在0.1μm附近，一般小于0.4-0.6μm，最大不超过1μm，称为亚微米灰，占飞灰总量的0.2%-2.2%，主要是由无机矿物的气化-凝结过程形成；另一类飞灰空气动力学直径大于1μm，主要是燃烧完成后残留下来的固体物质，称为残灰。这两种飞灰具有完全不同的生成机理和过程，各种条件对其影响也不相同。
亚微米灰(PM1)的形成 亚微米颗粒的形成是一个十分复杂的物理化学过程。首先，在高温和局部还原性气氛下，煤中原子态无机质及矿物中易挥发成分（0.2～3％）以原子或次氧化物的形式气化，气化产物在向焦炭颗粒外部环境扩散的过程中遇氧发生反应生成对应的氧化物。当燃烧烟气中的无机蒸汽达到过饱和状态时，会通过均相成核形成大量细小微粒（<0.01μm）。 这些细小微粒通过两种途径逐渐长大，一种途径是微粒与微粒之间因相互碰撞、凝并，合而为一，形成较大颗粒，其体积和组成由发生碰撞的微粒所决定；另一途径就是无机蒸汽在已经形成的微粒表面发生非均相凝结，使颗粒体积增加。当烟气温度降低时，颗粒增长逐渐减缓，发生碰撞的颗粒烧结在一起形成空气动力学直径大于0.36μm的团聚物。由此可见，无机物的气化和随后的重新凝结是亚微米颗粒形成中两个十分重要的过程。
气化 煤中无机元素以无机矿物或原子状态存在，它们的气化行为与煤种、燃烧温度、元素的分散状态等因素密切相关。研究发现火焰温度越高，还原性气氛越强，元素气化越容易，从而有利于亚微米灰的形成。随着温度的升高，首先碱金属和一些易挥发的痕量元素在很低的温度下便可以从煤粒中挥发出来，当煤粉颗粒温度高于1800K时，煤粒表面的碳氧化速率很快，导致煤粒内部的氧分压力很低，在煤粒内部形成局部还原气氛。煤中矿物质热解产生的一些难熔性氧化物，如SiO2，Al2O3，CaO，MgO，FeO等，会通过化学反应生成易挥发的次氧化物（SiO,Al2O）或金属单质（Fe,Ca,Mg）蒸汽，这些蒸汽通过煤中孔隙向外扩散。这些矿物在焦炭内分散得越细，气化的程度就越高。
凝结 煤燃烧过程中，无机蒸汽不断生成，蒸汽压力可大于饱和蒸汽压力而直接发生均相成核形成许多粒径在0.01μm～0.03μm之间的细微颗粒，称为一次亚微米颗粒;均相成核主要发生在温度较高的焦粒边界层中。同时，飞灰细颗粒还可成为无机蒸汽的凝结核，当无机蒸汽遇到这些细微颗粒时，会以它们为凝结核在表面发生异相成核。另外，一次亚微米颗粒可彼此发生碰撞，通过凝并或聚结生长，凝并发生在焦炭边界层中，发生碰撞的细粒子形成一个具有规则外形的较大颗粒。聚结过程在较低温度下发生，相互碰撞的细粒子彼此烧结、缠绕在一起，形成具有不规则外形的聚结灰。
残灰颗粒的形成 残灰颗粒来源于煤中大部分矿物（>99%），是焦炭燃尽后的固体残渣。焦炭燃烧过程中，由于表面碳的氧化，包含其中的矿物颗粒裸露出来，在焦炭表面熔化形成球状灰滴。随着燃烧的进行，焦粒直径不断减小，颗粒表面邻近的灰粒可能相互接触，聚合在一起生成更大的灰粒。如果焦炭颗粒在燃烧中不发生破碎，那么燃烧完成后，颗粒中所含矿物会聚合在一起，生成一颗10～20μm左右的飞灰。但是，在实际燃烧过程中，焦炭颗粒却会发生破碎，生成许多大小不一的飞灰颗粒。 因此，残灰颗粒的粒径分布是表面灰粒的聚合和焦炭颗粒的破碎这两个过程相互竞争的结果。除此之外，外在矿物的直接转化及其破碎行为，表面灰的脱落都也可能对残灰颗粒的粒径分布产生重要影响。
常见除尘技术简介 在工业实际中,根据除尘机理的不同,习惯上将除尘技术分为以下4 类: 机械式除尘技术：利用机械力(重力、惯性力和离心力) 作用进行除尘的技术,一般作为预除尘器在烟气净化中使用。如旋风分离器、静电除尘器及袋式除尘器的沉降室等。 静电除尘技术：利用电场力对荷电粒子的作用进行气固分离的技术,是目前电厂燃煤锅炉普遍采用的烟气除尘技术。 湿式除尘技术：湿式除尘技术也叫洗涤式除尘技术,是利用液滴或液膜洗涤烟气进行除尘的技术,包括低能洗涤技术或高能文氏管除尘技术。湿式除尘器能够有效地除掉0.1μm 以上的颗粒物,同时对其他气体污染物也具有一定的脱除作用,缺点是存在废水二次污染和污泥处理问题。 过滤除尘技术：使烟气通过织物或多孔的填料层,利用过滤机理进行除尘的技术,主要包括袋式除尘技术及颗粒层除尘技术。袋式除尘技术具有很高的除尘效率,应用广泛,随着环保要求的不断提高,正在逐步取代静电除尘器而成为电厂燃煤锅炉的主要除尘手段。
机械式除尘技术 机械式除尘技术根据采用的机械力的不同包括重力沉降室、惯性除尘器、旋风除尘器等。 重力沉降室：结构简单,维护容易;阻力低;投资省,施工快,钢材使用少,维护费用低,经久耐用;除尘效率低;适用处理中等气量的常温或高温气体。 惯性除尘器：利用气流中粉尘惯性力大于气体的惯性力而使粉尘与气体分离的除尘技术。其工作机理是在惯性除尘器内,主要是使气流急速转向,或冲击在挡板上再急速转向,用于尘粒的惯性效应,其运动轨迹与气流轨迹不同,从而使其与气流分离。 常用的惯性除尘器是百叶式除尘器。一般包括百叶沉降式除尘器、钟罩式除尘器、蜗壳浓缩分离器和百叶窗式除尘器4种。 旋风除尘器：利用含尘气体旋转时所产生的离心力将粉尘从气流中分离出来的一种干式气—固相分离装置,具有结构简单、操作维修方便、能耗低、耐高温、处理量大、对粉尘负荷适应性强、分离效率高等特点。常用的旋风分离器分为切流式和轴流式两种。
电除尘技术 电除尘是烟气中灰尘尘粒通过高压静电场时,与电极间的正负离子和电子发生碰撞,带上电子和离子的尘粒在电场力的作用下向异性电极运动并积附在异性电极上,使电极上的灰尘落入收集灰斗中,使通过电除尘器的烟气得到净化,达到保护大气,保护环境的目的。 电除尘器的原理为含尘气体在通过高压电场进行电离过程中,使尘粒带电,并在电场力的作用下,使尘粒沉积在集尘极上,将尘粒从含尘气体中分离。整个除尘过程可划分为荷电、定向移动、粘附和冲洗四个阶段。 电除尘器优点是除尘效率高，阻力损失小，处理烟气量大，能捕集腐蚀性很强的物质，运行费用低，对不同粒径的烟尘有很好的分类富集作用，不易适应操作条件的变化。但其缺点为应用范围受粉尘比电阻的限制，对制造、安装和运行水平要求较高，钢材消耗量大,占地面积大。
湿式除尘技术 湿式除尘技术是借助于水或其他液体与含尘烟气接触,利用液网、液膜或液滴使烟气得到净化的技术。 湿式除尘器的机理是含尘气流通过水或其他液体,利用惯性碰撞、拦截和扩散等,尘粒留在水或其他液体内,而干净气体则通过水或其他液体。 根据湿式除尘器的除尘机理,可将其大致分为重力喷雾洗涤器、旋风洗涤器、自激喷雾洗涤器、板式洗涤器、填料洗涤器、文丘里洗涤器、机械诱导喷雾洗涤器。 湿式脱硫除尘器的特点: ①工艺新,流程简单,运行可靠,管理方便。②新工艺无需大面积沉淀池。③除尘废水可循环回用。④新设备集脱硫,除尘于一体,设计新颖,结构合理,性能优良。⑤ 该装置可与中小型链条炉、往复炉、沸腾炉等燃煤锅炉配用。⑥该除尘器对于锅炉的排烟脱硫、盐酸气体、氧化氮气体、硫化氢气体吸收。
过滤除尘技术 过滤除尘是利用多孔介质来进行的。当含尘气流通过多孔介质时,粒子黏附在介质上,而与气体分离。过滤式除尘器,又称空气过滤器,是使含尘气流通过过滤材料将粉尘分离捕集的装置。在过滤式除尘器中,袋式除尘器的除尘效率最高,捕集粒径范围最大,能适应高温、高湿、高浓度、微细粉尘、吸湿性粉尘、易燃易爆粉尘等工况条件。因此,它的应用范围也最为广泛。 (1) 袋式除尘工作机理: 当含尘气体进入除尘器时,粗粉尘因受导流板的碰撞作用和气体速度的降低而落入灰斗中;其余细小颗粒粉尘随气体进入滤袋室;受滤料纤维及织物的惯性、扩散、阻隔、钩挂、静电等作用,粉尘被阻留在滤袋内,净化后的气体逸出袋外,经排气管排出。 (2) 袋式除尘器的优点：① 除尘效率高。特别是对细微粉尘也有较高的效率; ②适应性强。可以捕集不同性质的粉尘; ③使用灵活。处理风量可由每小时数百立方米到每小时数万立方米,甚至更大; ④工作稳定。便于回收干粉尘,没有污泥处理、腐蚀等情况,维护简单。 (2) 袋式除尘器的缺点：①用于处理相对湿度高的含尘气体时,应采取保温措施,以免结露造成“糊袋”。②用于净化腐蚀性气体时,应选用适宜的耐腐蚀滤料;用于处理高温烟气时,应采取降温措施,将烟温降到滤袋长期运转所能承受的温度以下,并尽可能采用耐高温的滤料。③阻力较大,一般压力损失为1000～1500 Pa。④国内技术还不成熟, 关键部件还需进口。
电-袋式复合除尘器 电-袋式除尘器综合利用和有机结合了电除尘器与布袋除尘器的除尘优点,先由电场捕集烟气中大量的粉尘,再经过布袋收集剩余细微粉尘的一种组合式高效除尘器。具有除尘稳定、性能优异的特点。 电除尘与布袋除尘结合方式不同,其除尘原理也不一样。比较常见的有两种方式:一种是在电除尘后再接一个布袋除尘器,通过电除尘之后剩余的比较细小的粉尘颗粒由布袋除尘除掉,这种方式是目前最常见的电袋除尘器结构型式。第二种结构,是电除尘和布袋除尘并列运行,原理相对复杂些,电布单元不分先后对烟气处理,只是烟气必须通过布袋除尘过滤才能排放。主要优点是清灰时能相互弥补,真正地解决二次扬尘问题,但目前还处于开发阶段,工业化应用的较少。 电袋组合式除尘器的优点：①适应性强,可以捕集不同性质的粉尘,能在烟气参数发生较大波动时稳定工作,无二次扬尘和飞灰现象。②设备体积小, 滤袋使用寿命长, 设备阻力在1000Pa以下,电能消耗低,运行费用省。③经过预处理和电除尘部分的冷却,有效避免了糊袋、烧袋现象的发生,保证系统正常运行。④清灰周期长、气源能耗小。⑤一次性投资少,运行维护费用低。
第七节 CO2减排技术 全球温度变化预测 工业革命以来，人类大量使用化石燃料，向大气中排放了大量的CO2。CO2是造成温室效应最主要的气体，其浓度增加所造成的气候变暖，远远超过其它温室气体。据研究表明，目前地表和大气温度上升，约有60%-70%是由于大气中CO2增加所造成的，现在每年全球工业产生的CO2高达60亿吨。随着《京都议定书》的生效，减少CO2释放变得格外紧迫。
CO2减排技术 我国政府始终坚持《京都议定书》中提出的“共同但有区别的责任原则”，在哥本哈根会议召开之前，就确定了2020年我国控制温室气体排放的行动目标——单位国内生产总值二氧化碳排放比2005年下降40%～45%，并决定将其作为约束性指标纳入国民经济和社会发展中长期规划。 1990年-2030年各国CO2排放预测
CO2减排措施 1．来源控制 CO2的排放绝大部分来源于化石燃料的使用，因此，减少对化石燃料的依赖，降低化石燃料的使用量，能够有效地减少CO2的来源，这主要有两个途径，一是节约能源，提高能源的利用率和转化的效率，二是大量开发使用低碳的化石燃料、可再生燃料和新能源。 节约用能：提高能源的利用率和转化的效率，是减少CO2排放的最佳途径，也是成本最低的途径。能源的利用率和转化的效率增加一倍，就意味着CO2的排放减少一半。在我国，建筑耗能、工业耗能和交通耗能是主要的耗能用户，其节能潜力巨大。 开发新的能源：与使用煤炭相比，使用天然气，在发热量相同情况下，其排放的CO2量很少。利用核能、风能、水能、地热能、太阳能、潮汐能等进行发电，生产过程中几乎没有CO2的排放。使用可再生燃料如生物质等，由于生物质中的碳都来源于光和作用所吸收的空气中的CO2，故其CO2排放为零。以上措施都能大量减少CO2的排放量。
CO2减排措施 2．末端控制 CO2的末端控制是指将CO2从化石燃料的利用过程中分离回收并加以储存，而不是直接将其排入大气。现在比较安全可行的技术为燃烧前分离、燃烧后分离和富氧燃烧分离。 燃烧前分离：先将化石燃料转化为氢气和二氧化碳的混合气体，然后二氧化碳被液体溶剂或固体吸附剂吸收，再通过加热或减压得以释放和集中。该技术的关键是转化制氢及高温下氢气的膜分离系统。其优点在于CO2的压力和浓度相对较高，便于分离，同时后续的能源利用可采用效率较高的新系统。 燃烧后分离：从化石燃料燃烧后产生的废气中采用物理或化学的方式将二氧化碳分离出来。如使用液氨或碱性溶液吸收CO2再加热分离CO2，使用填充沸石的滤床吸收CO2再减压分离CO2，使用聚合薄膜分离CO2等。其优点在于可低成本实现对现有系统的改造。 富氧燃烧分离：利用空分系统获得富氧甚至纯氧，再与纯CO2以一定比例混合后送入炉膛与燃料混合燃烧。这样由于除去了氮，就可以在排放气体中产生高浓度的CO2，通过烟气再循环装置去稀释纯氧，重新回注燃烧炉，烟道中CO2含量很高，可直接通过冷凝压缩将排放烟气中的CO2进行分离。其优点在于能实现污染物的零排放。
CO2减排措施 3．CO2的捕获封存技术（CCS） 将含有CO2的废气通过一个装有三维网筛的烟囱，废气在上升的过程中与从上方喷淋下来的化学溶剂相遇，CO2气体被溶剂吸收，随后再将其从溶剂中提取出来进行压缩，然后用泵注入地下储存。由于地球储存CO2的潜力十分巨大，因而地质封存被普遍认为是未来主流的封存方式，而其中最有存储潜力的地质结构是正在开采或已枯竭的油田和气田、盐水层以及深煤层和煤层气层，通常深度可达几百至几千米。该方法减排效果较好且对环境友好，因而受到了越来越多的国家的广泛重视。 但是，这种技术也有一定的局限性。首先，它存在一定的环境风险，比如，溶解的CO2会对地下水的化学性质产生影响，浅层地下和近表面环境处气态CO2高浓度产生的直接效应以及CO2泄漏和盐水取代对地下水的危害、对陆地和海洋生态系统的危害、诱发地震、引起地面沉降或升高等。其次，能耗大，成本高。从捕集到运输再到贮存，每一个环节都要耗能。 由此可见，该技术能否获得广泛应用，还取决于环境、技术、资金以及政策等问题。但是，随着技术的不断成熟，CCS技术将成为未来CO2减排的重要手段。
各国的CO2减排技术政策和规划 2008 年，各国根据本国的实际情况，依托技术实力，纷纷出台了减排的技术政策并进行了长期规划。
各国的CO2减排技术政策和规划 美国正在推广一个名为“FutureGen”的大型研究项目，许多矿业公司都参与其中，包括英国-瑞士的采矿公司Xstrata PLC、英国的Anglo American PLC、美国的Peabody Energy Corp.以及英澳公司必和必拓(BHP Billiton Ltd.)和力拓(Rio Tinto)。这个项目包括建设一个类似Kwinana 和ZeroGen、能够分离CO2 并将其永久掩埋于地下的设施。不过美国的这个项目距离最终完成还有很长时间，而预计投资也从开始的10亿美元增长到了15亿美元。 法国与沙特阿拉伯也于2008年4月22日宣布, 双方将在太阳能以及燃烧化石燃料而产生的CO2捕集技术方面进行合作,并组建研究集团投资大规模太阳能技术以及碳捕集与封存(CCS)技术。开发的CCS 技术将于2014年建成并投运大规模验证项目。
各国的CO2减排技术政策和规划 德国2008年6月底宣布，将开始进行CO2地下封存作业。在柏林外围的Ketzin地区实施欧盟CO2封存项目之一，以应对全球变暖。将在2年内使6万t温室气体注入深度超过600m的多孔咸水岩层中。 欧盟2008年6月中旬宣布，欧洲将推进化石燃料发电厂碳捕集与封存(CCS)技术。按照所提出的方案，欧盟到2015年将没有化石燃料发电厂采用CCS技术，CCS技术将捕集与封存90%的碳排放。另外，要求到2025年将所有现有的化石燃料发电厂都改造采用CCS技术。这一方案已于2008年5 月12日通过议会环境委员会的讨论。在今后5年内欧盟计划新建50座发电厂，因采用CCS技术，将使新的化石燃料发电厂可大大减少碳排放。这些碳排量减少将相当于设置2000台以上的风力发电机。
第八节 新型燃烧技术 为了实现燃煤的高效洁净利用，除了对现有设备的改进，如燃用型煤、 烟气净化等，另一个重要方法就是采用新型洁净燃烧技术，常见的新型洁 净燃烧技术有： O2/CO2循环燃烧技术 增压流化床燃气-蒸汽联合循环（PFBC-CC)技术 整体气化联合循环（IGCC） 化学链燃烧技术（CLC）
O2/CO2循环燃烧技术 O2/CO2循环燃烧技术是指使用燃烧中所生成的CO2代替空气中的氮气，循环使用，再加入纯氧并作为助燃介质，以提高和保持烟气中的高CO2含量(95％左右)，对此烟气再采用压缩、冷凝、膨胀的方法使CO2气体固化．制成干冰，而后进行存放处理或加以利用，以此消除燃烧过程所产生的CO2向大气中排放。 O2/CO2循环燃烧过程示意图
O2/CO2循环燃烧技术 O2/CO2循环燃烧技术的特点是： 1）烟气富含CO2（体积比达90％以上），易于分离或直接用于EOR。 2）具有较低的污染物排放（尤其是NOx）控制费用潜在优势。 3）既可用于新建锅炉，也可用于旧锅炉改造，技术和经济的风险性较低。 总之，O2/CO2循环燃烧技术是当前最容易为工业界接受的CO2减排技术。 O2/CO2燃烧技术国内外已经进行了很多年研究,日本石川岛播磨公司建立了一个使用O2/CO2燃烧系统的100MW的示范电站,瑞典的瓦藤法尔能源集团建立了一个30MW的实验装置,此外美国应用此技术收集的CO2已应用于商业领域。通过国外中试规模的研究可以发现，煤粉OXY-FUEL燃烧是可行的。在中试尺度上研究没有明显的技术和经济障碍，同时OXY-FUEL燃烧可以达到洁净煤燃烧（降低NOx、增强SOx的脱除、可能有较低的汞排放和增加CO2浓度利于分离等）。
O2/CO2循环燃烧技术 华中科技大学煤燃烧国家重点实验室搭建了燃煤量达到35.5～50kg/h的O2/CO2循环燃烧实验台，可以实现空气助燃方式的燃烧O2/CO2烟气循环燃烧、炉内喷钙增湿活化脱硫、分级燃烧降低NOx和多个除尘设备利于灰分析采样等功能。 O2/CO2循环燃烧实验台
PFBC-CC技术 增压流化床燃烧（PFBC）技术从原理上基本同常压流化床燃烧（AFBC）大体一致。采用增压（6～20个大气压）燃烧后，燃烧效率和脱硫效率得到进一步提高。燃烧室热负荷增大，改善了传热效率，锅炉容积紧凑。除了可在流化床锅炉中产生蒸汽使汽轮机做功外，从PFBC燃烧室（也就是PFBC锅炉）出来的增压烟气，经过高温除尘后，可进入燃气轮机膨胀做功。通过燃气/蒸汽联合循环发电，发电效率得到提高，目前可比相同蒸汽参数的单蒸汽循环发电提高3～4％。因此，采用增压流化床燃烧联合循环（PFBC-CC）发电能较大幅度地提高发电效率，并能减少由于燃煤对环境的污染。
PFBC-CC技术 增压循环流化床燃烧联合循环示意图
PFBC-CC技术 增压流化床燃气-蒸汽联合循环(PFBC-CC)技术的优点首先是污染排放能满足环保要求。其次是适用于改造已有的蒸汽电站，改造后，电站不仅出力提高约20％，效率提高3％-5％，且排放满足环保要求。此外，PFBC-CC也适用于新建电站。最后是PFBC炉因工作压力高，使其体积尺寸比一般锅炉小得多，电站占地面积和厂房建筑高度将比一般电站小很多。 然而这种燃烧方式也不可避免存在着一定的缺点，即在增压流化床型的锅炉中直接以流化态方式燃烧煤；为了防止燃气透平的叶片被磨损，由增压流化床锅炉排向燃气轮机的含有大量飞灰的高温燃气，必须在高温条件下进行除尘处理，使燃气中的含尘量减少到200mg／Nm3以下。
IGCC技术 煤气化联合循环（IGCC-Integrated Gasification Combined Cycle）发电系统，是将煤气化技术和高效的联合循环相结合的先进动力系统。它由两大部分组成，即煤的气化与净化部分和燃气-蒸汽联合循环发电部分。 第一部分的主要设备有气化炉、空分装置、煤气净化设备（包括硫的回收装置）。第二部分的主要设备有燃气轮机发电系统、余热锅炉、蒸汽轮机发电系统。IGCC的工艺过程如下：煤经气化成为中低热值煤气，经过净化，除去煤气中的硫化物、氮化物、粉尘等污染物，变为清洁的气体燃料，然后送入燃气轮机的燃烧室燃烧，加热气体工质以驱动燃气透平作功，燃气轮机排气进入余热锅炉加热给水，产生过热蒸汽驱动蒸汽轮机作功。
IGCC技术 典型IGCC原理示意图
IGCC技术 IGCC系统继承和发展了当前热力发电系统几乎所有技术,将空气分离技术、煤的气化技术、煤气净化技术、燃气轮机联合循环技术以及系统的整体化技术有机集成, 综合利用了煤的气化和净化技术,较好地实现了煤化学能的梯级利用,使其成为高效和环保的发电技术,被公认为是世界上最清洁的燃煤发电技术,从根本上解决我国现有燃煤电站效率低下和污染严重的主要问题。 目前, IGCC正逐步从商业示范向商业应用阶段过渡。到2006年, 世界上已经投入运行和正在建设的IGCC 电站达30 座以上, 装机容量超过8 GW ,其中美国占了一半,装机容量超过8GW。在约30座IGCC电站当中, 有近20座是建在化工厂内部或附近的。2004年美国能源部正式启动了未来电力项目,该项目由政府主导、企业等多方参与,共同投资近10亿美元,计划花10年时间,设计、建造并运营世界上第一座以煤为原料的近零排放示范电站。
化学链燃烧技术（CLC） 化学链燃烧技术的能量释放机理是通过燃料与空气不直接接触的无火焰化学反应，打破了自古以来的火焰燃烧概念。这种新的能量释放方法是新一代的能源环境系统，它开拓了根除NOx产生与回收CO2的新途径。 系统包括2个反应器:空气反应器(即氧化反应器) 、燃料反应器(即还原反应器) 。载氧体是参与反应传递氧的物质,以下以金属氧化物载氧体(MeO) 为例。在燃料反应器内金属氧化物(MeO)与燃料气体发生还原反应: 燃料＋MeO（金属氧化物）→CO2+H2O＋Me（金属） 在燃料反应器内被还原的金属颗粒(Me)回到空气反应器并与空气中的氧气发生氧化反应: Me（金属）＋O2（空气）→MeO（金属氧化物）
化学链燃烧技术（CLC） 金属氧化物（MO）与金属（M）在两个反应之间循环使用，一方面分离空气中的氧，另一方面传递氧，这样，燃料从MO获取氧，无需与空气接触避免了被N2稀释。燃料侧的气体生成物为高浓度的CO2和水蒸气，采用物理冷凝法即可分离回收CO2，燃烧分离一体化节省了大量能源。为燃料反应器的吸热反应提供低温热，因而提高高温空气反应器产生的热量。 由于化学链燃烧中燃料与空气不直接接触，空气侧反应不产生燃料型NOx。另外，由于无火焰的气固反应温度远远低于常规的燃烧温度因而可以控制热力型NOx的生成。这种根除NOx的生成（而不是某种程度的减少），对解决环境污染问题是一个重大突破。