第一篇：電站燃煤鍋爐全負荷低NOx排放控制技術探討

電站燃煤鍋爐全負荷低NOx排放控制技術探討

黃文靜1，戴蘇峰2，艾春美2，康志宏2

(1.上海電力股份有限公司閔行發電廠，上海 200245;2.上海電力股份有限公司，上

海 200010)

關鍵詞：NOx排放，燃煤鍋爐，SCR入口煙溫，全負荷低NOx排放控制技術

摘 要：隨著環保形勢的日益嚴峻，新頒布的《火電廠大氣污染物排放標準》對燃煤火力發電廠NOx排放濃度限值提出了更高的要求，研究高效的低NOx排放控制技術刻不容緩。目前國內采用低氮排放控制技術的燃煤機組在額定工況下基本能滿足排放要求，但在低負荷時，由于SCR入口煙溫低于催化劑正常工作溫度窗口而導致脫硝系統無法投運，針對這一問題的主要對策有增加省煤器旁路、提高鍋爐給水溫度以及開發寬溫度窗口SCR脫硝催化劑。目前國內所采用的省煤器旁路煙道等技術是以犧牲一定的經濟性為代價的，高效節能的鍋爐全負荷低NOx排放控制技術的研究對于逐步改善周圍大氣環境質量具有顯著的經濟效益和社會效益。本文旨在為燃煤鍋爐進行全負荷低NOx排放控制提供參考。

Discussion about Low NOx Emission Control Technology under Full Load in a Coal-Fired Boiler

Huang wenjing 1，Dai sufeng 2，Ai chunmei 2，Kang zhihong 2

(1.Shanghai Electric Power co.,LTD.Minhang Power Plant，Shanghai 200245;2.Shanghai Electric Power co., LTD.Shanghai 200010)

Abstract: As the environmental situation is becoming more and more serious,the new “Emission standard of air pollutants for thermal power plants”stipulates lower NOx emission concentration limit,so it is urgent to study efficient low NOx emission control technology.Most coal-fired units can meet the emission requirements under rated conditions,but SCR de-NOx system can not work normally because temperature of SCR inlet flue gas is too low when the unit is under low load.The measures to solve the problem is installing economizer bypass, raising boiler feed-water temperature and developing SCR denitration catalyst which can be used under wide temperature range.Economizer bypass technology adopted at home now will lead to low unit efficiency.Study of energy-efficient low NOx emission technology has significant economic and social benefit on improving the atmospheric environment quality.This paper aims at providing reference of controlling NOx emission under full load for coal-fired boiler.Key words：NOx emission;coal-fired boiler;SCR inlet flue gas;low NOx emission control technology under full load 前言

我國是世界上最大的煤炭生產國和消費國，以煤為主的資源稟賦以及石油、天然氣等一次能源對外依存度日益增加，決定了燃煤火力發電在我國的電力工業中占主導地位的格局。由于工業不斷發展，能源消耗逐年增加，氮氧化物(NOx)的排放量也迅速增加，燃煤電廠(主要是煤粉爐)產生的大氣污染物(特別是NOx)的排放急需得到控制，如何有效地控制NOx的生成已經成為人們普遍關注的焦點。根據中國環境監測總站提供的數據，2011年我國氮氧化物排放總量為2404.3萬噸[1]，其中電力行業的氮氧化物排放占45%，占各種燃燒裝置NOx排放總量的一半以上，而電力行業排放的氮氧化物80%以上由燃煤鍋爐排放[2]。因此，2011年7月29日，我國新頒布了GB13223—2011《火電廠大氣污染物排放標準》，新標準明確規定新建燃煤火力發電鍋爐NOx(以NO2計)排放濃度必須低于100mg/m3[3]，達到了國際先進或領先水平，降低NOx排放的任務非常緊迫。

全負荷低NOx排放控制現狀

控制NOx排放的技術包括低氮燃燒技術和煙氣脫硝技術。目前普遍采用的低氮燃燒技術主要有：低氮燃燒器、燃料分級燃燒技術、空氣分級燃燒技術等。應用在電站燃煤鍋爐上的成熟的煙氣脫硝技術主要有選擇性催化還原法(SCR)、選擇性非催化還原法(SNCR)以及SNCR/SCR混合煙氣脫硝技術[4,5]。

目前，我國火電行業已形成以低氮燃燒和煙氣脫硝相結合的技術路線。截至2010年底，我國已投運的煙氣脫硝機組約81675MW，占全國煤電機組容量的12.47%。截至2011年3月底，全國已投運的煙氣脫硝容量達96885MW，其中采用SCR工藝的占93.31%，采用SNCR工藝的占6.28%，采用SNCR與SCR組合工藝的占0.41%[6]。“十一五”期間新建燃煤機組全部采用了先進的低氮燃燒技術，煙氣脫硝關鍵技術和設備國產化等方面均取得了重要進展。

催化劑是SCR脫硝系統的核心部件，其性能對脫硝效果有直接影響。而煙氣溫度對反應速度和催化劑的反應活性及壽命有決定作用，是影響SCR脫硝效率的重要因素之一。目前國內燃煤電站常用的SCR催化劑為中溫催化劑，正常活性溫度區間一般為320～400℃。鍋爐省煤器和空預器之間的煙氣溫度與這個溫度范圍接近，因此，國內燃煤電站SCR脫硝裝置一般布置在鍋爐省煤器和空預器之間。SCR催化劑最佳反應溫度窗口為340～380℃，入口煙溫在360～380℃以下時，SCR反應效率隨著溫度的提高而提高，相應的氨逃逸率則逐漸降低。如圖1所示為NH3/NOx摩爾比一定時，不同煙氣溫度下的SCR反應效率[7,8,9]。

當煙氣溫度低于催化劑的適用溫度范圍下限時，在催化劑上會發生副反應，NH3與SO3和H2O反應生成(NH4)2SO4或NH4HSO4，減少與NOx的反應，降低脫硝效率，生成物附著在催化劑表面，堵塞催化劑通道或微孔，降低催化劑的活性，同時局部堵塞還會造成催化劑的磨損。另外，如果煙氣溫度高于催化劑的適用溫度，會導致催化劑通道和微孔發生變形，有效通道和面積減少，從而使催化劑失活，縮短催化劑的使用壽命。典型燃煤鍋爐煙氣SCR脫硝工藝流程為：鍋爐→省煤器→脫硝反應器→空預器→除塵脫硫裝置→引風機→煙囪。

圖1 SCR反應效率與煙溫的關系曲線

下圖為典型火電廠煙氣SCR脫硝系統流程圖：

圖2 典型火電廠煙氣SCR脫硝系統流程圖

在我國，絕大多數燃煤機組參與電網調度，因此在實際運行過程中，尤其是非用電高峰時，機組常常不能滿負荷運行，甚至運行于50%以下的負荷區間。雖然機組在滿負荷運行時省煤器出口溫度大于350℃，但在中、低負荷下的SCR反應器入口煙溫經常會低于SCR催化劑的最佳反應溫度窗口，此時氨氣將與煙氣中的三氧化硫反應生成銨鹽，造成催化劑堵塞和磨損，降低催化劑的活性，使SCR脫硝系統無法正常運轉，難以滿足全負荷下低NOx排放的要求[10]。

針對鍋爐低負荷運行時SCR入口煙溫過低而導致SCR脫硝系統無法投運，國內多家環保工程公司及發電單位致力于開發適用于電站燃煤鍋爐全負荷運行的低NOx排放控制技術，主要分為SCR入口煙溫優化調整和開發高效寬溫度窗口SCR脫硝催化劑。

2.1 SCR入口煙溫優化調整方案

2.1.1 省煤器給水旁路

如圖3所示，本方案中省煤器給水入口處分為主流水量和旁路水量，主流水量進入省煤器中吸熱升溫，旁路水量則繞過省煤器，最終兩者在省煤器出口混合。SCR反應器入口煙溫是通過調整旁路水量和主流水量的比例來調節的。

經計算[10]表明，由于水側換熱系數遠大于煙氣側換熱系數(約83倍)，經過給水旁路的調節，SCR反應器入口煙溫有一定提升，但煙溫提升幅度較小。隨著旁路水流量的增加，進入省煤器的主流水量減少，省煤器出口水溫升高，嚴重時會在省煤器出口產生汽化現象，使省煤器無法正常運行甚至燒壞。盡管省煤器出口水溫變化很大，但是總的省煤器出口混合水溫降低不多，對鍋爐主要參數的影響不大。排煙溫度則隨著SCR反應器入口煙溫的提高而不斷提高，排煙損失增加，影響鍋爐效率[10]。由于給水旁路調節對于省煤器傳熱系數的影響較小，盡管省煤器吸熱量有所變化，但是從熱平衡的角度來看，煙氣放熱量變化不明顯，導致需要調節大量的旁路給水才能提高一定溫度的SCR反應器入口煙溫。因此，認為省煤器給水旁路調節方案的SCR反應器入口煙溫調節特性較差。

圖3 省煤器給水旁路示意圖

2.1.2 省煤器內部煙氣旁路方案

本方案設計在省煤器所在煙道區域，減少相應的省煤器面積，使內部旁路煙道和省煤器并列布置。如圖4所示，內部旁路煙道出口處設置煙氣擋板，通過調節旁路煙氣擋板的開度來控制內旁路煙氣和省煤器出口煙氣的混合比例，從而達到調節SCR反應器入口煙溫的目的。

圖4 省煤器內部煙道旁路示意圖

此方案因省煤器面積減少，省煤器出口煙溫具有自我提升作用，在旁路全關的情況下，排煙溫度依然有所提升，這對高負荷運行不需要調節SCR反應器入口煙溫時的經濟性是不利的。

2.1.3 省煤器外部煙氣旁路

圖5為省煤器外部煙氣旁路示意圖。在省煤器入口與省煤器出口這段煙道區域外部設置旁路煙道，外部旁路煙道出口處設置旁路煙氣擋板，通過調節旁路煙氣擋板的開度來調節外旁路煙氣和省煤器出口煙氣的混合比例，進而達到調節SCR反應器入口煙溫的目的。

與省煤器內部煙氣旁路方案相比，不考慮因省煤器面積減少帶來的省煤器出口煙溫的自我提升，兩種方案中同樣的煙氣份額下，煙溫調節能力很接近。但是內部煙氣旁路具有抬升煙溫的作用，因此，省煤器外部煙氣旁路的煙溫調節能力更占優勢[10]。

圖5 省煤器外部煙道旁路示意圖

增加省煤器旁路將引起如下問題：

1、旁路運行時降低鍋爐效率，增加煤耗及熱損失。

2、增加旁路煙道及擋板，增加脫硝系統投資和運行維護費用，旁路擋板可能積灰阻塞，影響系統運行。

3、省煤器旁路將造成進入SCR系統煙氣流場紊亂，降低總的脫硝效率。

4、該旁路需在鍋爐包覆開孔，對鍋爐煙溫和煙氣量都提出新要求，對鍋爐性能及熱平衡均有一定影響。

2.1.4 提高鍋爐給水溫度

提高鍋爐給水溫度技術主要是通過各種手段來提高進入省煤器的鍋爐給水溫度，從而減少給水在省煤器的吸熱，提高省煤器出口即SCR脫硝反應器入口煙氣溫度。

以上海某300MW電站燃煤鍋爐煙氣升溫系統(Gas temperature Raising System，以下簡稱GRS系統)的改造[11]為例說明此方案提高SCR入口煙溫的原理及應用。

GRS系統改造方案從省煤器水側入手，通過低負荷時在給水中加入爐水，提高省煤器入口的水溫，減少省煤器的吸熱，從而提升SCR反應器入口煙氣溫度，以滿足脫硝SCR反應器入口煙溫的要求。

該煙氣升溫系統結構見圖6所示：該系統利用原鍋爐爐水循環泵，在循環泵出口分成兩路，一路通過電動調節閥與下水包連接;一路通過電動調節閥與省煤器的給水入口并聯，這部分爐水和給水的混合提高了省煤器入口給水的溫度，降低溫差減少煙氣放熱量提高省煤器出口煙溫，從而滿足SCR脫硝的適用溫度。

該煙氣升溫系統適用于亞臨界和超高壓的汽包鍋爐。

圖6 GRS改造方案原理圖

2.2 寬溫度窗口SCR脫硝催化劑

開發適用于更低溫度的脫硝催化劑是目前SCR脫硝的一個重要課題，目前國內部分高校及環保科研院所均在進行寬溫度窗口SCR脫硝催化劑的研發。中國礦業大學的郭鳳[12]等人以溶膠—凝膠法制備TiO2為載體的催化劑活性溫度窗口為250～400℃，脫硝轉化率最高達到理論值80%;南開大學已在實驗室里實現了催化劑在260℃以下長時間安全連續運行[13];中國科學院過程工程研究所的科研團隊的寬工作溫度煙氣脫硝催化劑項目得到了國家“863”計劃重點項目的支持;國電集團正在進行降低催化劑起活溫度和催化劑活性溫度窗口范圍延展等方面的研究。

然而目前國內對寬溫度窗口SCR催化劑的研究工作還停留在實驗室小試階段，尚沒有進行大規模的商業應用，或者反應時間過長，或者成本太高，無法滿足當前電站燃煤鍋爐進行煙氣脫硝的迫切需求。

結論

隨著國家環保形勢的日益嚴峻，新頒布的《火電廠大氣污染物排放標準》對NOx的排放濃度提出了更高的要求，國內新建機組均采用了低NOx排放控制技術，大部分現有機組也相應進行了低氮燃燒改造和加裝SCR脫硝裝置。針對SCR脫硝的機組在低負荷情況下無法投運的問題，國內已有的解決辦法有增加省煤器旁路煙道、提高鍋爐給水溫度以及研發寬溫度窗口SCR催化劑。以上技術雖然能一定程度地解決目前低負荷SCR脫硝系統無法正常運轉的問題，但省煤器旁路運行時會降低鍋爐效率，增加煤耗及熱損失，犧牲一定的經濟性;而寬溫度窗口催化劑的研究尚在實驗室小試階段，無法滿足當前電站燃煤鍋爐進行煙氣脫硝的迫切需求。在保證鍋爐效率的前提下，實現機組全負荷下的低NOx排放，是一項重要課題。

我國對NOx的控制研究起步較晚，對各種低NOx排放控制技術使用時間不長，火電廠應能根據自身實際狀況，制定可行的全負荷低NOx控制方案。對此，筆者提出以下建議：

(1)綜合考慮電力企業的承受能力，結合實際，對不同鍋爐所處位置區別對待，對新老機組區別對待，重點突出，以有限投入獲得最佳環保效益。

(2)通過鍋爐受熱面布置的優化設計，主要是理論計算與分析不同負荷下低NOx燃燒爐內煙溫特性與鍋爐受熱面換熱特性間的耦合關系，完成適合全負荷低NOx排放的鍋爐整體布置方案設計，確保在全負荷工況下滿足鍋爐主、再熱氣溫的匹配以及SCR入口煙溫的需求。確保鍋爐全負荷運行工況下滿足合適的SCR煙溫。

(3)以現有低氮空氣燃燒系統為基礎，有針對性地開展全負荷低氮燃燒優化工作。通過調整一、二次風、燃盡風風量及燃燒器噴嘴擺動，優化不同條件下爐內化學當量比分布，在降低NOx排放濃度的同時進一步提升低負荷條件下爐膛出口煙溫，為SCR設備運行提供合適的工作條件。

(4)研究燃料量、一次風量、二次風量等參數和運行方式改變對鍋爐出口NOx含量及鍋爐效率的影響，實現鍋爐在頻繁變負荷下的低氮燃燒和SCR脫硝協調控制，在滿足污染物控制排放要求的前提下，實現噴氨量和鍋爐效率的優化控制。

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第二篇：燃煤電站鍋爐煙氣污染物超低排放綜述

燃煤電站鍋爐煙氣污染物超低排放綜述

摘要：經濟和社會的不斷發展，促使電力需求持續增加，但日益嚴峻的環境問題促使國家和各級政府出臺一系列政策措施，降低燃煤鍋爐煙氣污染物排放值，使其接近或低于燃氣輪機排放值。文章從超低排放的起源、爭議和面臨的問題三個方面進行闡述，最后給出超低排放發展的建議。

關鍵詞：超低排放 電站燃煤鍋爐 環境改善

引言：隨著我國經濟不斷發展，對電力的需求不斷增加，預計至2015年全社會用電量將增長至6.27萬億千瓦時，2020年將達到8.2萬億千瓦時。相比較2013年分別增長17.9%和 54.1%。2015年的火電裝機容量將增長至10.5億千瓦，2020 年將達到14億千瓦。相比較2012年分別增長28.2%和70.9%。我國電力行業裝機容量在2011年超越美國，成為世界第一[1]。電力行業蓬勃發展的同時其造成的環境污染也不容忽視，據統計電力行業消耗煤量占我國總耗煤量的50%以上[2]，由燃煤造成的環境污染嚴重影響國民的身體健康，也是我國經濟可持續發展的巨大障礙。為了控制電廠污染物排放量，降低燃煤對經濟環境社會的影響，我國頒布了史上最嚴格的大氣污染物排放標準。面對日益嚴峻的環境問題，國家出臺了一系列政策規定來降低火電行業的污染物排放。在“十一五”期間我國的火電大氣污染物控制取得了巨大成就，在火電裝機容量不斷增長的情況下，燃煤污染物總排放量增幅較小且煙塵總排放量略有降低 [3]。《火電廠大氣污染物排放標準》(GB 13223—2011)發布時，其標準受到廣泛的質疑，認為其標準過于苛刻，在技術和經濟性方面不足以支持此標準。但是由于霧霾頻發，該標準逐步為業內認可。在新發布的污染物排放標準中首次增設燃氣輪機的污染物排放標準，國內的電力相關企業及集團在新標準的基礎上加以研究并提出了“超低排放”。目前我國將燃煤鍋爐排放值低于燃氣輪機的標準稱為“超低排放”或“近零排放”[4]。

根據我國目前電力發展情況，有專家學者提出采用污染物高效協同脫除技術，降低燃煤鍋爐污染物排放使其達到燃氣輪機排放水平。本文從超低排放政策措施、超低排放存在的爭論展開，并對超低排放對環境改善效果和其經濟性展開論述。

一、超低排放及與其相關的政策措施

超低排放由污染物協同脫出系統對鍋爐煙氣進行凈化處理達到，超低排放系統由多種高效污染物脫除系統組成，一種設備可以同時脫除多種污染物，通過將不同設備的功能進行優化及污染物控制系統整合優化，可以實現SCR反應器、除塵設備、FGD脫硫塔和ESP等環保裝置協同工作[5]。通過裝置優化與系統整合不僅可以提高自身的污染物脫除效率，降低污染物排放值，同時可以實現多種污染物協同脫除，使電廠的污染物排放達到超低排放的要求。

在二氧化硫減排方面，主要通過對FGD脫硫系統改進，如增加噴淋層數、提高液氣比等。在氮氧化物方面，首先使用低氮燃燒技術，降低鍋爐氮氧化物生成量，再通過使用新型催化劑等技術提高SCR的脫硝效率。在煙塵、三氧化硫及重金屬方面，主要利用SCR脫硝系統、除塵器、FGD脫硫系統等協同作用以實現超低排放[6]。國家多部門聯合制定了《煤電節能減排升級與改造行動計劃》(2014——2020年)，發達省份也根據各省實際情況提出相應的政策措施。國內外已有在運行超低排放鍋爐，其大多數在中國，美國和日本也有數臺。例如浙能嘉興電廠、六橫電廠、上海外高橋電廠、日本碧南電廠、美國Prairie States電廠等，現運行機組多為示范工程。

二、關于超低排放的爭論

超低排放一提出便受到廣泛的關注與爭議，目前我國的污染物排放標準與發達國家相比也處于領先水平，許多專家學者認為相較于提高污染物排放標準，其投入可能比其產出更多造成得不償失。表1為我國新污染物排放標準與發達國家的排放標準對比，其中美國的排放標準較為復雜與煤質有很大關系，通過折算才能與各國標準對比。通過比對可以發現，目前我國的重點地區排放限值除在顆粒物方面比美國高一點外，SO2和NOx全面優于德國、日本和澳大利亞。在發改委、能源局和環保部聯合發布的[2014]2093文件中排放值要求全面優于上述國家的排放值。

表1 中國與主要發達國家污染物排放標準對比(mg/m3)

國家備注顆粒物SO2NOx

中國

2015年新標準30200200

重點地區2050100

發改能源[2014]2093103550

美國[7](折算)2005年2月28日至2011年5月3日18.5185135

2011年5月3日及以后新建、擴建12.3136.195.3

德國 20200200

日本 50200200

澳大利亞 100200460

污染物排放濃度越低，其投入的運行費用與設備改造費用也就越低，因此在重點地區排放標準的基礎上是否還需進一步提高排放標準成為爭論的焦點。下面從經濟性，可行性等方面來分析超低排放是否科學。

經濟性是企業研究重點之一，在不違反法律與規定的同時爭取利益最大化是每個企業追求的目標。從成本上說，將全國一般燃煤電廠實施超低排放的，約需要投資600億元以上，年運行成本也會增加300億元以上[8]。我國火電污染物排放總量巨大，實行超低排放后我國重點區域內其在煙塵、二氧化硫、氮氧化物增加的減排量分別為7萬噸、10.5萬噸和35萬噸，占全國總量的1.04%、0.56%和1.9%，可以發現實行超低排放對我國污染物減排貢獻有限。熊躍輝[9]指出在目前不能大規模建設超低排放燃煤機組的原因有如下幾點：(1)目前超低排放僅包括當氧化物、二氧化硫和煙塵3項，在二氧化碳、汞、廢水和其他污染物方面未做考慮，因此不能盲目建設超低排放燃煤機組。(2)在國家補貼的基礎上，實現超低排放也會造成多數發電企業無利可圖，這降低了企業在鍋爐超低排放的積極性。(3)目前燃氣輪機發電成本高于超低排放燃煤發電約一倍，但考慮在燃料開采、運輸和使用過程中對生態和人體危害等方面的綜合成本來說，超低排放燃煤機組的成本優勢可能會減弱甚至消失。

實行超低排放應該經過科學論證和嚴謹的檢驗驗證，在超低排放對環境改善方面應該科學研究。必須從機理上清楚了解污染物排放與環境改善的關系，我國的絕對減排量巨大，但是環境改善卻不明顯，在以后的政策制定時應該以改善環境為前提。

超低排放在環境改善的積極意義有如下幾點：(1)燃煤機組大氣污染物排放占我國總大氣污染物排放的33%以上，超低排放可以在絕對總量上降低污染物排放。通過對企業停產限產等政策，可以明顯改善地區空氣質量，今年APEC期間北京的環境就得到很大改觀。(2)采用超低排放可以刺激環保事業的不斷進步，隨著經濟水平不斷發展，國民對環境質量的要求也在不斷提高，通過提高排放標準可以倒逼企業進行技術革新并采用更加先進的設備。(3)保護環境是每個公民應盡義務，以更加嚴格的排污標準要求自己也是每個企業履行社會責任的體現，這還有助于形成共同減排，集體環保的社會氛圍。

超低排放對空氣環境中PM2.5減少也具有積極意義，煤煙灰、機動車尾氣、城市揚塵是PM2.5的三大主要來源，其貢獻比例分別為14.37%、15.15%、20.42%[10]。根據對燃煤鍋爐排放的顆粒物粒徑分析可以發現鍋爐產生的初始顆粒物粒徑分布為PM10與總懸浮顆粒物比值為32%~48 %, PM2.5與總懸浮顆粒物比值為 2% ~4 %, PM2.5與PM10比值為5%～12%。采用五電場靜電除塵器后顆粒物排放濃度<20 mg/m3,粒徑分布為PM10與總懸浮顆粒物比值為92%～ 94%, PM2.5與總懸浮顆粒物比值為87%～ 90%, PM2.5與PM10比值為95～96%[11]。采用袋式除塵器后顆粒物排放濃度<20 mg/m3,粒徑分布為PM10與總懸浮顆粒物比值為 97%, PM2.5與總懸浮顆粒物比值為96%, PM2.5與PM10比值為99%[12]。通過上述數據可以發現，鍋爐排出的顆粒物以大粒徑顆粒物為主，經過靜電除塵器或布袋除塵器大粒徑顆粒物被捕捉，排入空氣中的顆粒物以小粒徑顆粒物為主，排入空氣中的PM2.5約為96%。

三、超低排放面臨的問題

在我國超低排放超速發展甚至是躍進有深層次原因。由于火電的排放問題一直困擾著電廠發展，減排壓力促使國家出臺“上大壓小”政策，使我國火電機組向大功率、大容量發展。雖然大容量機組在能耗和污染物排放方面優于小容量機組，但由于機組設備發電負荷低和機組利用小時數低等原因，大容量鍋爐的實際效率和污染物排放都與設計值有較大差距。受更加嚴格排放限值的壓力，許多電廠在原有污染物脫出設備基礎上進一步投資大量資金進行升級改造。對現役機組燃煤機組的升級改造后，從特別排放限制到燃機輪機排放標準，對于1000MW機組，需要增加的成本為0.96分/千瓦時;對于600MW機組，需要增加的成本為1.43分/千瓦時;對于300MW機組，需要增加的成本為1.87分/千瓦時[7]。

對于發電企業而言，申請大容量機組不僅可以降低單位建設成本還可以獲得更高的發電量配額，上網電量指標的高低關系著電廠的效益。火電機組利用小時雖然高于小容量機組，但其設備利用率并未達到最佳。此外大容量機組的負荷率偏低造成的美煤耗增加也是不容忽視的。根據機組實際運行情況，機組負荷率提高10%，不同等級的機組影響供電煤耗也在5克/千瓦時以上[13]。這無形中就造成了資源浪費，并且隨著大容量火電機組不斷增加，浪費現象可能會更加嚴重。

在調峰上大容量機組不具備優勢，且調峰過程對地方電網影響大。我國的小容量機組都比較老舊，因此在實際調峰過程中還是依靠新建大機組。在我國機組建設過程中沒有充分調研和論證，在大小容量機組的分配中不合理。每次國家環保政策的出臺，都會造成部分電廠環保設施改造重建，造成嚴重的重復投資。升級改造往往需要對管道和設備進行重新設定，對某些電廠而言建設完成時預留場地有限，新增加的設備布置又成為一個新問題。還有一些正在進行改造的電廠在新政策出臺后需要對原有方案進行推翻重新設計，這就造成前期大量資金投入的浪費。

除了資金浪費之外，火電企業超低排放給電廠技術選擇和管理方面也會帶來壓力。在現有技術條件下實現超低排放需要增加環保設備，通過控制煤質、系統優化等手段來實現，這回造成系統穩定性降低、能耗增加、煙道阻力增加等問題，企業在穩定運行和資金投入方面都會有巨大壓力[14]。

四、超低排放發展的建議

在上述對超低排放經濟性和可行性分析的基礎上，從政策制定、電廠運行管理等方面對其提出建議。超低排放有其積極的意義，在目前技術條件不斷進步的情況下可以適當發展，在未做充分調研論證的情況下不可盲目躍進式發展。由于經濟發展水平、人口密度等條件因素我國將將大氣污染物防治區域分為重點區域和一般控制區，并對不同區域實行不同的污染物控制標準。

根據不同區域差異化控制要求，建議在重點控制區優先發展超低排放技術。對新建、改造和改造不久機組采取不同政策，對新建、改建機組重點要求，新改建鍋爐給予合適緩沖時間，降低其原改造過程投入資金浪費，因地制宜采用更加經濟合理方案。

超低排放技術原始投資巨大，運行費用較高，因此發電企業在超低排放方面積極性并不高。我國對脫硫、脫硝電價實行補貼政策，但相較于高昂的原始投資和運行費用，補貼費用很難彌補電力企業在煙氣凈化方面的投入。隨著燃煤鍋爐污染物脫除一體化協同控制技術的發展，預計至2050年我國燃煤電廠可以將煙塵排放量控制在50萬噸，SO2和NOx年排放量都可以控制在200噸左右[15]。在大氣污染物控制和二次污染防治方面的成本約為6分每千瓦時，建議根據火電廠大氣污染物控制的階段和地區差異，進一步調整環保電價政策，通過環保電價補貼和經濟杠桿激發企業的守法主動性。此外國家可以適當提高對污染物減排表現優秀的企業給予稅費和發電時長等方面照顧。

雖然目前我國燃煤電廠100%都安裝了脫硫設施，但其污染物脫除率遠低于設計值。如果其脫硫效率可以達到90%那么也可以減少一半以上的二氧化硫。此外我國還存在大量的自備電廠，其脫硫效率約為45.3%，加強自備電廠脫硫設施的運行情況勢在必行。在脫硝設備運行過程中也存在脫硝效率低等情況，因此電廠脫硝潛力巨大。除了加強對污染物控制系統的運行情況，還需加大對違規電廠處罰力度，提高企業違法成本。

目前我國發電煤耗量占全國總煤耗52.8%，遠低于美國的93.3%、德國的 83.9%、韓國的 61.7%，與集中高效利用相差甚遠。由取暖、供熱的小鍋爐耗煤量占我國煤炭消耗比例較重，小型鍋爐煙氣脫硫、脫硝及除塵設備的脫除效率較低，遠低于燃煤電廠。2012年我國工業鍋爐耗煤4億多噸，排放了410萬噸煙塵、570萬噸SO2和200萬噸的NOx，工業鍋爐污染物排放量大且貼近地面，對環境空氣質量影響很大[7]。可以看出相比于提高燃煤鍋爐排放標準，實行“以電代煤”、關停小鍋爐和集中供熱等措施可以更大幅度的減少大氣污染物排放。集中供熱不僅能夠極大地提高能源的利用效率，減少能源的不必要浪費，還可以取消分散的小型鍋爐供熱騰出許多城市空間和改善城市環境和容貌降低小鍋爐產生的污染物[16]。

五、結論

通過以上論述可以得出以下結論：

1、超低排放可以降低污染物排放，其占大氣污染物總排放比重較低，超低排放需要增加投資和運行費用，需要根據地區、煤質、鍋爐的實際情況確定合適方案，在目前不應該盲目跟風建設超低排放燃煤鍋爐機組。

2、采取集中供熱等形式減少小型工業鍋爐數量，不僅可以提高能源利用效率，也可以避免由于工業鍋爐污染物脫除率低，間接造成大氣污染物增加的情況。

3、超低排放會耗費大量建設資金和運行費用，國家需要制定相應的獎勵措施，確保此類環保設施可以長期穩定運行。對于已經達到特別排放限值的燃煤機組，再進行超低排放改造對污染物減排無益。

4、提高煤炭用于發電的比例;對高污染、高能耗的小型工業鍋爐進行“以電代煤”改造，氣源充足地區可以進行“以氣代煤”;合理建設燃煤機組，根據情況合理建設調峰機組，提高大容量機組基準負荷率和發電時長。可以降低燃煤鍋爐污染物排放總量，改善大氣環境質量。

第三篇：燃煤電站污染物控制技術發展趨勢及策略研究

燃煤電站污染物控制技術發展趨勢及策略研究發展現狀

我國能源資源的稟賦決定了以煤為主的能源結構將長期存在，燃煤發電無論在裝機容量，還是發電量占據絕對優勢的格局不會發生根本性改變。為此，電力工業在安全經濟發展的同時，持續深化綠色和諧發展，積極應對生態文明建設的國家需求。電力工業在“十一五”大氣污染物控制取得巨大成就，煙塵、二氧化硫控制達世界先進水平，在超額完成國家節能減排任務的基礎上，面臨世界上最嚴排放標準《火電廠大氣污染物排放標準》（GB13223-2011）。該標準與美國、歐盟和日本相比，無論是現役機組還是新建機組，煙塵、SO2和NOx排放限值全面超過了發達國家水平（詳見表1國內外火電大氣污染物排放限值比較），科學分析，積極應對，正確處理法規標準、經濟政策和實用技術與先進技術的關系，充分發揮最佳可行技術，積極培育新興技術，健康發展新興產業，進一步完善脫硝、除塵和脫硫相結合的綜合集成技術，實現大氣污染物的有效控制，以科技進步和產業升級，促進綠色和諧發展。“十二五”前2年電力工業在大氣污染控制方面邁出新步伐，取得新成就。截止2012年底：

（1）除塵：99%以上的火電機組建設了高效除塵器，其中電除塵約占90％，布袋除塵和電袋除塵約占10％。煙塵排放總量和排放績效分別由2010年的160萬噸和0.50g/kWh，下降到151萬噸和0.39g/kWh。

（2）脫硫：脫硫裝機容量達6.8億kW，約占煤電容量90%（比2011年的美國高約30個百分點），其中石灰石-石膏濕法占92％（含電石渣法等）、海水占3%、煙氣循環流化床占2%、氨法占2%。SO2排放總量和排放績效分別由2010年的926萬噸和

2.70g/kWh，下降到883萬噸和2.26g/kWh（低于美國2011年的2.8克/kWh）。

（3）脫硝：約90%的機組建設或進行了低氮燃燒改造，脫硝裝機容量達2.3億kW，約占煤電容量28.1%，規劃和在建的脫硝裝機容量超過5億千瓦，其中SCR法占99％以上。NOx排放總量和排放績效分別由2010年的1055萬噸和2.6g/kWh，下降到948萬噸和2.4g/kWh（高于美國2010年的249萬噸、0.95克/kWh）。控制技術發展趨勢

隨著GB13223-2011《火電廠大氣污染物排放標準》及特別排放限值、GB3095-2012《環境空氣質量標準》、《大氣污染防治行動計劃》等極度嚴厲的環保法規標準的實施，火電行業要堅持“創新驅動”和“推廣應用”并重的方針，一方面要創新發展國際先進水平的環保技術，構建綠色環保型“增量”機組；另一方面要以“增量”的技術創新驅動“存量”技術的升級，持續提高現役機組“存量”的環保技術水平，并把先進的環保技術盡快轉化為現實生產力，全面推動除塵、脫硫和脫硝技術及其裝備的進步和升級，實現火電由煙塵、SO2、NOx治理階段向綜合治理（包括PM2.5、重金屬、SO3和CO2等）、循環經濟和可持續方向發展。

總體而言，火電大氣污染控制技術發展趨勢主要體現在兩個方面：一是脫硝、除塵、和脫硫單元式控制技術向高性能、高可靠性、高適用性、高經濟性方向發展；二是由先除塵、再脫硫、再脫硝的單元式、漸進式控制向常規大氣污染物加重金屬、氣溶膠等深度一體化、綜合治理、協同控制技術發展。實現“存量”環保技術的單元性向系統性協同化轉變、反應的單一性向交叉性轉變，推動多種煙氣污染物共同去除方面具有導向作用的重大技術產業化，培育和發展火電行業相關的節能環保戰略性新興產業鏈，并最終從長期目標上實現火電機組更低的大氣排放。控制技術路線及相關技術

為有效應對史上最嚴厲的環保法規，實現煙塵20-30mg/m3、二氧化硫50mg/m3和氮氧化物100mg/m3的排放限值，火電行業已在現役先進的除塵、脫硫和脫硝技術的基礎上，積極研發、示范、推廣可行的新技術、新工藝和創新技術，并有機結合技術和管理等因素，“建設好、運行好”煙氣治理設施，持續提高火電大氣污染物的達標能力。對于“增量”機組在新建環保設施時，可采用以下2條綜合控制火電煙塵、SO2和NOX的技術路線：一是低氮燃燒+選擇性催化還原脫硝設施（SCR）+靜電除塵器（ESP）（其出口煙塵濃度應＜50-100mg/m3）+濕法煙氣脫硫（可取消GGH）+煙氣深度凈化設施（如濕式電除塵器等）；二是低氮燃燒+SCR+袋式除塵器或電袋復合除塵器（其出口煙塵濃度應＜10-20mg/m3）+濕法脫硫（需設GGH）。

對于“存量”機組在對現役環保設施進行技術改造時，應綜合考慮工程技術和管理技術等因素，采用診斷評估、優化調整和技術改造并重的方針：

一是要組織專家對環保設施的運行狀態進行診斷，科學、合理地找出實現標準要求的差異和存在問題，提出相應的對策；

二是結合狀態診斷結果，采用先進的優化調整技術，對環保設施進行最優調整；

三是如優化調整后仍達不到排放要求，則用采用“增量”機組先進的環保技術進行改造，并形成“五位一體”，即狀態評價明現狀、分析診斷找差距、優化調整挖潛力、技術改進提性能、監督管理形體系的全過程閉環管理。

3.1 氮氧化物控制技術

火電行業形成了以低氮燃燒和煙氣脫硝相結合的技術路線。

（1）低氮燃燒：技術成熟、投資和運行費用低，是控制NOX最經濟的手段。主要是通過降低燃燒溫度、減少煙氣中氧量等方式減少NOX的生成量（約200-400mg/m3），但它不利于煤燃燒過程本身，因此低氮燃燒改造應以不降低鍋爐效率為前提。

（2）SCR：技術最成熟、應用最廣泛的煙氣脫硝技術，是控制氮氧化物最根本的措施。其原理是在催化劑存在的情況下，通過向反應器內噴入脫硝還原劑氨，將NOx還原為N2。此工藝反應溫度在300-450℃之間，脫硝效率通過調整催化劑層數能穩定達到60-90%。與低氮燃燒相結合可實現100mg/m3及更低的排放要求。其主要問題是空預器堵塞、氨逃逸等。

（3）SNCR：在高溫條件下（900-1100℃），由尿素/氨作為還原劑，將NOx還原成N2和水，脫硝效率為25%～50%。氨逃逸率較高，且隨著鍋爐容量的增大，其脫硝效率呈下降趨勢。

（4）正在研發的新技術

脫硫脫硝一體化技術：針對我國90%以上燃煤電廠采用石灰石-石膏濕法脫硫工藝的特征，國電科學技術研究院開展了“大型燃煤電站鍋爐濕法脫硫脫硝一體化技術與示范”研究，旨在石灰石石膏濕法工藝的基礎上，耦合研究開發的脫硝液、抑制劑、穩定劑等，在不影響脫硫效率的前提下，實現氮氧化物的聯合控制。

低溫SCR技術：其原理與傳統的SCR工藝基本相同，兩者的最大區別是SCR法布置在省煤器和空氣預熱器之間高溫（300-450℃）、高塵（20-50g/m3）端，而低溫SCR法

布置在鍋爐尾部除塵器后或引風機后、FGD前的低溫（100-200℃）、低塵（＜200mg/m3）端，可大大減小反應器的體積，改善催化劑運行環境，具有明顯的技術經濟優勢，是具有與傳統SCR競爭的技術，是現役機組的脫硝改造性價比更高的技術。目前，國電科學技術研究院已完成該技術的實驗研究，正在開展熱態中間放大試驗。

炭基催化劑（活性焦）吸附技術：炭基催化劑（活性焦）具有比表面積大、孔結構好、表面基團豐富、原位脫氧能力高，且具有負載性能和還原性能等特點，既可作載體制得高分散的催化體系，又可作還原劑參與反應。在NH3存在的條件下，用炭基催化劑（活性焦）材料做載體催化還原劑可將NOx還原為N2。

3.2 煙塵控制技術

火電行業形成了以技術成熟可靠的電除塵器為主（90%），日趨成熟的袋式除塵器和電袋復合除塵器為輔的格局。為適應新標準要求，更高性能的除塵技術的正處于研發、示范、推廣階段。

（1）電除塵技術：應用廣，國際先進，同時涌現了一些改進技術，如高頻電源、極配方式的改進、煙塵凝聚技術、煙氣調質技術、低低溫電除塵技術、移動電極電除塵技術等。

（2）袋式和電袋復合除塵技術：近5年快速發展起來的除塵技術，正處于總結應用經驗、規范發展的階段。

（3）濕式電除塵技術：其工作原理與傳統干式電除塵相似，依靠的都是靜電力，所不同的是工作環境為一“濕”一“干”，其裝置通常布置在濕法脫硫設施的尾部。由于其處理的是濕法脫硫后的濕煙氣，在擴散荷電的作用下，能有效捕集煙氣中的細顆粒物及易在大氣中轉化為PM2.5的前體污染物（SO3、NH3、SO2、NOX）、石膏液滴、酸性氣體（SO3、HCL、HF）、重金屬汞等，實現煙塵≤10mg/m3及煙氣多污染物的深度凈化。目前，國電科學技術研究院已開發了該技術，并建立了300MW、600MW的示范工程。

3.3 二氧化硫控制技術

火電行業形成了以石灰石石膏濕法脫硫為主（92%）的技術路線。通過近10年來對脫硫工藝化學反應過程和工程實踐的進一步理解以及設計和運行經驗的積累和改善，在脫硫效率、運行可靠性、運行成本等方面有很大的提升，對電廠運行的影響明顯下降，運行、維護更為方便。目前，正處于高效率、高可靠性、高經濟性、資源化、協同控制新技術的研發、示范、推廣階段。

對新建的“增量”機組，新標準要求SO2排放限值為100mg/m3、重點地區為50mg/m3。要實現該限值，單靠傳統的濕法脫硫技術難于實現，需采用新技術，如已得到應用的單塔雙循環、雙塔雙循環技術，正在開發的活性焦脫硫技術等。

對現役的“存量”機組，要求的排放限值為50-200mg/m3、高硫煤地區為400mg/m3，且于2014年7月1日開始實施。由于脫硫設施“十一五”期間非常規的井噴式發展，無論是技術本身，還是工程建設、安裝調試、運行維護等均需要適合國情的調整、改進和優化過程。如核心技術的消化、復雜多變工況的適應能力；因建設工期緊造成設計投入力度低，缺乏對個案分析，簡單套用成功案例；受低價競爭影響，大多按400mg/m3設計，設計裕度小，關鍵設備、材料的質量達不到工藝要求；系統調試不充分，缺乏優化經驗；運行管理水平還達不到主機水平；電煤質量不可控，硫份大多高于設計值等。因此，超過90%按照2003年版標準建設的現役脫硫設施，要滿足新標準要求，需要優化調整、技術改造、甚至推倒重建。

3.4 PM2.5控制技術

火電行業對PM2.5的控制主要體現在3個方面：

（1）利用ESP、BP和電袋等高效除塵設施，最大限度地減少PM2.5一次顆粒物的排放；

（2）利用高效脫硫設施和脫硝設施，最大限度地減少易在大氣中形成PM2.5的前體污染物（如SO2、NOX、SO3、NH3等）；

（3）在濕法脫硫設施后建設煙氣深度凈化設施（如濕式電除塵器等），對燃煤煙氣排放的煙塵、SO2、NOX、SO3等多污染物進行末端協同控制，實現煙塵排放≤10mg/m3、SO2≤50mg/m3、NOX≤100mg/m3。

4、結語

電力工業是重要的基礎性行業，也是社會經濟持續發展的重要條件和保證，面對資源約束趨緊、環境污染嚴重、生態退化的嚴峻形勢，以及生態文明建設的國家需求，必將按照國家大氣污染防治行動計劃，長期承擔大氣污染物控制的減排重任。為此，火電行業本著創新驅動和推廣應用并重的方針，以科技創新為動力，以先進環保技術為依托，以削減大氣污染物排放量為根本，遵循“高效清潔燃燒-污染物協同控制-廢物資源化”為一體的控制路線[8]，持續研發、應用低能耗、低物耗、低污染、低排放，資源利用率高、安全性高、經濟性高、環境性高的先進的環保技術，“建設好、運行好”環保設施，既構建綠色環保型“增量”機組，又全面提高現役機組“存量”的環保技術水平，在保障電力安全、可靠和有效供應的前提下，以科技進步和產業升級，實現電力工業綠色發展、循環發展和低碳發展。

第四篇：燃煤電廠脫硫廢水零液體排放技術的發展（共）

燃煤電廠脫硫廢水零液體排放技術的發展

目前燃煤電廠脫硫廢水零排放處理主要采用預處理和蒸發濃縮結晶相結合的工藝，產水廠區回用，結晶鹽根據品質做危廢品處理或作為工業鹽銷售。現有處理工藝雖然技術成熟，但投資高、運行費用高、結晶鹽品質低。針對這些弊端更多的脫硫廢水零排放工藝被開發出來。本文針對現有零排放技術的現狀和發展趨勢進行了介紹。

截至2015年底，我國的總發電量已經達到57399億kW?h，其中燃煤電廠的發電量為38977億kW?h，占總發電量的68%[1]。雖然燃煤電廠具有布局靈活，一次性建造投資少，發電設備年利用小時數高等特點，但是受燃煤品質和發電工藝條件的限制，產生的燃燒副產物多，不加控制排放對環境污染巨大。

因而，自2012年1月起，在全國范圍內實施《火電廠大氣污染物排放標準》，要求火電廠的燃煤機組排放廢氣須經脫硫設備處理后，再排放入大氣中。

自該標準實施以來，電廠的煙氣凈化技術得到廣泛實施。由于效率高、適用性廣、可靠性高，石灰-石膏法脫硫技術占了全部脫硫設備的90%以上[2]。在濕法脫硫的過程中，不僅二氧化硫會進入到石灰石循環漿液，燃煤產生的大量Cl-、F-等離子也會被吸收進入洗滌液，大量累積將對脫硫設備產生腐蝕。

因而在循環過程中，需要控制Cl-濃度，當其達到設定范圍后，就會通常從系統中排出一定量的廢水補充新鮮吸收液的方式降低系統內Cl-濃度。排出系統外的廢水就是脫硫廢水。

1脫硫廢水的水質特點

脫硫廢水通常產量較小，1000MW裝機容量產生的廢水在7～10m3/h左右，僅占電廠廢水總量的5%以下。但是由于其成分復雜，含鹽量高，相較電廠其他廢水來說處理難度高，成為電廠廢水零排放的一個關鍵點。燃煤電廠脫硫廢水根據所用燃煤不同，水質有一定的波動，但是通常具有以下特點：

1）脫硫廢水懸浮物（TSS）濃度高，通常會達到10000mg/L以上。

2）溶液呈酸性，pH值在4～6.5之間。

3）含鹽量（TDS）較高，通常在25000～40000mg/L之間。

4）Ca2+、Mg2+硬度高[3]，特別是Mg2+，通常接近5000mg/L左右。此外，硫酸根的濃度大，CaSO4處于飽和狀態。

5）Cl-離子含量較高，通常在10000～15000mg/L之間。

常規處理采用三聯箱工藝，通過加藥中和、硫化物除重金屬以及混凝沉淀等步驟，去除廢水中的懸浮物、重金屬、部分鈣鎂，然后調節pH值，使排水達到火電廠石灰石石膏濕法脫硫廢水水質控制指標DL/T997—2006及污水綜合排放標準GB8978—1996標準，排入市政污水管網或廠區回用。

然而，水十條的頒布以來，水處理排放標準越來越高。在“超低排放”標準的要求下（環發[2015]164號文《全面實施燃煤電廠超低排放和節能改造工作方案》），越來越多的電廠開始考慮對脫硫廢水進行深度處理和回用，實現零排放。

2電廠脫硫廢水零排放現狀簡介

現階段國內外的燃煤電廠脫硫廢水零排放工藝，都是在預處理的基礎上，通過熱蒸發回收水分，得到固體鹽產品實現零排放。

2.1脫硫廢水零排放的工藝路線

零排放的主要技術路線通常包括預處理單元、濃縮單元、蒸發結晶單元3個部分，工藝流程見圖1。

圖1典型脫硫廢水零排放處理工藝 預處理是零排放的準備工作，不僅保證了后續蒸發設備的穩定工作，并且控制著產品鹽的品質。目前采用較多的是兩級化學加藥澄清的方法。在一級反應器中投加石灰和硫化物，去除Mg2+、重金屬，然后混凝絮凝沉淀，去除TSS。在二級反應器中投加碳酸鈉，進一步去除鈣硬度，然后澄清。

濃縮單元采用熱蒸發濃縮發，通過除鹽技術使脫硫廢水濃縮減量的同時實現清水回收。

脫硫廢水處理中常用的熱濃縮工藝有多效強制循環蒸發系統（MED）、立管降魔機械蒸汽壓縮蒸發系統（MVC）和臥式噴淋機械蒸汽壓縮蒸發系統（MVC）。經蒸發濃縮后廢水中的TDS濃度提高到200,000mg/l左右，從而回收近80%左右的水分。也大大降低了后續蒸發結晶單元的處理量。

蒸發結晶單元將濃縮產生的高濃度鹽水進行進一步蒸發，分離出結晶鹽。結晶工藝主要包括多效強制循環蒸發結晶系統、臥式噴淋機械蒸汽壓縮蒸發結晶系統、強制循環機械蒸汽壓縮蒸發結晶系統以及自然晾曬[4]。

2.2脫硫廢水零排放實例分析

該工藝路線技術成熟，在國內外都有成功運行實例。阿奎特公司為意大利ENEL電力公司旗下五個燃煤電廠設計的脫硫廢水零排放處理設施，于2007年陸續投入運行。這五個電廠均采用預處理軟化后接蒸發濃縮和強制循環結晶工藝，其中零排放處理系統的處理能力分別為15，35，70m3/h，處理效果穩定，運行良好[5]。

國內以河源電廠脫硫廢水零排放工藝為典型代表。

河源電廠發電機組容量為2組600MW，脫硫廢水處理能力22m3/h，系統投資9750萬元。經處理后，實現廢水零排放，蒸發結晶系統產生的鹽達到二級工業鹽標準。河源電廠工藝流程圖如圖2所示。

圖2河源電廠脫硫廢水零排放工藝流程圖

采用兩級預處理，一級反應通過投加有機硫、石灰處理，在線儀表控制廢水pH值在10以上，以達到除鎂除重金屬的目的，反應沉淀物在投加混凝絮凝劑后沉淀去除。

二級反應器內投加碳酸鈉，去除硬度同時去除硅，降低蒸發結晶系統的結垢風險。預處理段藥劑消耗22～25元/噸。二級沉淀出水調節pH值保證在中性，然后送入后續的四效立管強制循環蒸發結晶系統（MED）進行蒸發濃縮結晶。三水恒益電廠脫硫廢水處理工藝主流程與河源電廠工藝類似，預處理采用常規預處理，調節pH值去除懸浮固體后直接送入蒸發結晶系統。三水電廠的蒸發結晶系統采用臥式管噴淋機械蒸汽壓縮蒸發結晶系統（臥式MVC）與兩效強制循環蒸發結晶（MED）相結合的處理工藝。

該系統與河源電廠的工藝相比，因為預處理沒有進行硬度控制，運行藥耗大幅節省。但是，由于硬度很高，水質結構傾向嚴重，導致后期除垢維護費用增加。

此外，廢水中高濃度的氯化鈣導致溶液沸點升高，使系統能耗增加[6]。由于恒益電廠的脫硫廢水預處理系統沒有考慮重金屬等雜質的去除，使得結晶固體鹽的品質不佳，只能按照危廢物處理，進一步運行成本增加。

2.3現有工藝的問題

現有工藝國內外運行業績較多，技術成熟，工藝流程短，設備種類少。但是，在實際運行中還是存在問題。

（1）設備投資高。熱法蒸發濃縮和蒸發結晶設備由于運行條件復雜，進水TDS濃度高，對材質和控制要求較高，技術復雜，導致設備造價很高。雖然大量國產蒸發結晶設備的開發使得工程成本有一定的下降，但是熱蒸發系

統的投資仍然占到整個工程投資成本的80％～90%。如果能夠降低蒸發單元的處理規模，可以顯著降低成個工程的造價。目前，已經出現利用反滲透、正滲透、電滲析等比較經濟成熟的濃縮方式代替熱濃縮單元的工藝路線。

（2）運行成本高。以河源電廠為例，噸水運行成本為80元，其中預處理段成本占18%，蒸發濃縮和結晶段占82%。噸水電耗22kW?h，消耗蒸汽0.28噸。蒸發濃縮結晶段采用四效MED系統，需要外來蒸汽作為熱源，蒸汽成本較高占運行成本的70%以上。而恒益電廠采用臥式MVC和MED想結合的蒸發結晶工藝，噸水電耗20～25kW?h，噸水蒸汽消耗0.05～0.06噸[7]。相比較而言，恒益電廠的運行能耗比河源要低。因而，根據廠區蒸汽來源和電價的情況，采用合理的蒸發結晶工藝對運行成本的控制至關重要。

（3）結晶鹽品質不高。為了得到高品質的結晶鹽，需要在預處理段去除重金屬，并對原水進行軟化處理。然而，由于大量的硫酸根無法在于出中有效控制，致使結晶鹽通常為氯化鈉和硫酸鈉的混合物，達不到工業鹽的級別只能作為危廢進行處理，從而增加了運行成本。即使在控制條件較好的河源電廠，產品品質受進水水質的影響波動較大。因而，經濟可靠的硫酸根濃度控制技術對于提高結晶鹽品質，降低運行成本，實現資源化非常重要。

3新型脫硫廢水零排放處理路線

針對現有脫硫廢水零排放工藝存在的問題，越來越多的新工藝已經被開發出來。目前有以下兩種已經得到了工程應用。3.1兩級預處理/正滲透濃縮（MBC）與蒸發結晶工藝組合

正滲透MBR技術利用自然界普遍存在的滲透原理，利用選擇性透過膜兩側溶液的滲透壓差作為驅動力，使水自發地從原料液一側透過選擇性膜到達汲取液一側的濃縮分離方式。正滲透技術在海水淡化、垃圾滲濾液處理等方面都有應用[8-9]。

華能長興電廠是國內首個采用正滲透技術進行脫硫廢水零排放處理的項目，該項目于2015年4月投入運行，處理規模22m3/h。從脫硫塔產生的廢水經預處理軟化后，采用沃特爾的反滲透-正滲透技術進行濃縮，產生的濃水進入蒸發結晶系統，最終形成結晶鹽。其工藝流程見圖3。

圖3華能長興電廠脫硫廢水零排放工藝流程圖

經預處理軟化后的廢水進入一級反滲透系統進行濃縮，濃縮產生的濃水進入正滲透系統，進一步濃縮后，濃水的含鹽量提高至200g/L，隨后進入結晶干燥單元。正滲透膜系統產水含鹽量一般為5000mg/L左右，無法直接回用，因而回流至一級反滲透系統處理。

一級反滲透的產水送入二級反滲透進行處理，最終產生的淡水電導率在50uS/cm，水質良好，回用于廠區鍋爐補給水。二級反滲透產生的濃水則回流至一級反滲透進行再處理。該系統蒸發結晶單元的處理量為1.5～2m3/h[10]，系統運行噸水電耗10.4kW?h，蒸汽消耗0.203噸。但結晶鹽仍為硫酸鈉和氯化鈉的混鹽，質量百分數為95%。

3.2預處理/納濾反滲透分鹽濃縮與蒸發結晶工藝組合

納濾是介于反滲透和超濾之間的一種壓力驅動膜過程，通常對分子量在20～100之間的低分子有機物和多價鹽截留較高，而對單價鹽和小分子物質的截留率較低。這個特性使得其在分鹽濃縮領域受到廣泛關注，并被應用到脫硫廢水零排放領域。

在預處理的基礎上，采用抗污染納濾膜對高鹽廢水進行濃縮處理，硫酸根、鈣離子等高價離子被納濾膜截留在濃縮液側，氯離子和鈉離子等透過納濾膜進入透過液側被分離出來，實現高鹽廢水脫二價鹽目的。現有市場納濾膜產品豐富，硫酸根和鈣離子的截留效率高，基本能滿足后續濃縮的需求。

京能涿州電廠的脫硫廢水零排放采用這一工藝路線，預處理后的水經納濾系統分鹽，然后送入后續的反滲透系統進行濃縮，產水廠區回用，濃水送入蒸發結晶單元處理。其工藝路線見圖4。

圖4京能涿州電廠脫硫廢水零排放工藝流程圖

經預處理后的水送入納濾系統進行分鹽，產水在脫除大部分硫酸根后進入反滲透系統濃縮。濃縮液送入蒸發結晶單元處理，以期得到純度在98.5%的氯化鈉結晶鹽，可以作為一級工業鹽銷售。該系統處理能力22m3/h，目前正在建設中。

4結束語

以我國現有燃煤電廠38977億kW?h發電量的規模來看，脫硫廢水零排放的市場巨大。現有兩級預處理和熱蒸發濃縮結晶組合的工藝雖然技術成熟，但是投資大、運行費用高、產品鹽品質低，這些問題亟待解決。但是解決這些問題的關鍵點在于開發新型蒸發濃縮替代工藝、提高濃縮倍率降低蒸發結晶段處理量和增加分離硫酸根提高產品鹽品質等方面。已有的新工藝正式針對這些關鍵點進行的改進，但是由于業績少，需要更多的實際運行參數做后期評估。

參考文獻略

《石化技術》作者：張微塵，鐘振成，李小端，程子洪，李國濤，劉捷

第五篇：元寶山礦低區鍋爐維修技術方案說明

元寶山礦水電公司低區20T

熱水鍋爐維修技術方案說明

一、鍋爐概況及運行現狀；

元寶山礦水電公司低區 20T熱水鍋爐是赤峰鍋爐廠制造。該鍋爐設計壓力為1.0MPa,使用壓力0.35MPa,額定熱功率14MW，熱水出口溫度95℃。爐頂出現裂紋，爐內、外墻體倒塌，懸浮拱脫落。

二、鍋爐大修主要技術方案：

1、拆除爐墻、耐火保溫墻、耐火混凝土等并清理外運。

2、砌筑爐墻、耐火墻及耐火混凝土澆注等。

3、鍋爐外墻刷涂料描磚縫等。

4、腳手架搭設和拆除。

5、鍋爐外墻刷涂料描磚縫等。

2012年5月26日