麦电网讯：文中首先综述了高效烟气脱硝、脱硫和颗粒物脱除技术的发展。考虑到各个烟气净化单元设备彼此之间的相互影响，在超低排放路线的设计过程中需要兼顾考虑各个污染物装置的协同机制。在此基础上总结了3种现行的超低排放路线，分别是以低低温电除尘器、湿式电除尘器和电袋除尘器为核心可达到“超低排放”的技术路线，已有结果表明在合理配置污染物控制设备的条件下超低排放切实可行。

考虑到我国贫油少气富煤的化石能源结构，以煤炭为主的能源消费结构在我国仍将维持很长一段时间的主导地位，其中煤炭的消费主要集中在电力、钢铁、水泥等行业。伴随着大量煤炭的消耗，同时带来了氮氧化物(NOx)、硫氧化物(SOx)以及细颗粒物(PM2.5)等大气污染物的大量排放。

其中二氧化硫和氮氧化物不仅会造成酸雨等危害，同时也是PM2.5的重要前体物，在大气中发生化学反应生成二次颗粒物，与直接排放的一次颗粒物一同成为大气中PM2.5的最主要来源[1]。PM2.5在大气环境中的持续高浓度存在已经在我国引发大范围的雾霾天气，对人民生产生活与身心健康都造成了不容忽视的伤害[2]。

因此，严格控制二氧化硫、氮氧化物和粉尘等大气污染物排放势在必行。具体而言，2014年，全国工业废气排放量694190亿立方米(标态)，二氧化硫排放量1974.4万吨，氮氧化物排放量2078.0万吨，全国烟(粉)尘排放量1740.8万吨，这其中31.4%的二氧化硫排放、34.3%的二氧化氮排放和15.6%的烟(粉)尘排放来自电力、热力生产和供应业[3]。

考虑到煤电又是我国发电的最主要形式，截止到2014年底，全国发电总装机容量13.6亿千瓦，其中煤电装机容量8.25亿千瓦，占总装机容量的60.7%，耗煤量28.12亿吨，占全国能源消耗总量的66%，可见燃煤电厂的污染物排放控制对我国大气环境的治理和改善具有关键性作用。

为此，在环保排放要求日益严格的压力下，针对燃煤电厂的污染物排放，“超低排放”的技术理念被提出并取得了一定的业内共识。关于烟气污染物超低排放(亦被称作“近零排放”“趋零排放”“超净排放”“低于燃机排放标准排放”等)的具体标准，根据《煤电节能减排升级与改造行动计划(2014—2020年)》(发改能源[2014]2093号文)的要求，对于东部地区的新建燃煤发电机组烟气污染物排放基本达到燃气轮机排放限值，即在基准氧含量6%条件下，烟尘、SO2、NOx排放浓度分别不高于10、35、50mg/m3的称为超低排放。

我国燃煤电厂当下所采用的污染物脱除设备，由于历史原因大多是在不同时期逐渐改造或加装实施的，也因此造成了每项污染物脱除设备功能单一，各单元设备之间简单串联使用，缺乏整体协同的观念，单个设备对不同种污染物的影响规律并不明晰，甚至导致不同设备上下游之间的不利影响，造成了不必要的损失和浪费。

另外，在污染物脱除过程中产生的新污染物，如SCR中产生的三氧化硫和氨逃逸，脱硫过程中造成的“石膏雨”现象都对污染物协同治理实现超低排放提出了更严格的要求。

为此，实现烟尘、SO2和NOx的同时超低排放，规划合理的技术路线，既要提高脱硫、脱硝、除尘各个环节相应的脱除效率，也要在优化参数的同时保证污染物控制设备的长期稳定运行，更要考虑烟气净化系统之间的协同作用，在实现超低排放目标的同时降低能耗、物耗，真正达到污染物共同去除的目标。

1高效污染物控制技术

1.1燃煤脱硝技术的发展

目前燃煤发电机组氮氧化物控制技术主要包括燃烧中的脱硝技术和烟气脱硝技术，其中燃烧中的脱硝技术是低氮燃烧技术(LNB)，烟气脱硝技术主要是选择性催化还原技术(SCR)[4]。低氮燃烧技术通过在炉膛中部布置附加燃尽风喷嘴，实现分级燃烧，降低炉内温度，抑制NOx的生成。其优点在于成本低廉，适用范围广，可操作性强，对于合适煤种可实现锅炉出口NOx排放浓度控制在250mg/m3以下[5-6]。SCR技术已在电厂中广泛应用。

但由于其价格高昂，需要定期更换催化剂，并且SCR技术最主要的问题在于低负荷下省煤器出口烟温较低，不能满足催化条件[7]。为解决这一问题，可根据锅炉实际情况采用相应措施。如：

1）引一路高温烟气通入SCR进口烟道混合，提高SCR进口烟气温度；2）提高给水温度，减少省煤器的冷端换热温差，以减少省煤器对流换热量，使省煤器出口烟气温度提高；3）降低通过省煤器换热面管内的水流量，从而降低省煤器的换热量，使省煤器出口烟气温度提高；4）将部分省煤器受热面移至脱硝装置后的烟道中，脱硝装置前布置比原设计相对较少的省煤器面积，提高进入脱硝装置的烟气温度。

以上措施可以使全负荷下脱硝温度都在310~400℃的催化温度范围内[5]。随着NOx排放标准的提高，仅仅依靠SCR技术来满足超低排放要求的技术经济性并非最优。

因此，更成熟的控制NOx技术路线是LNB技术和SCR技术的联合使用，通过采用炉内低氮燃烧技术，可以使SCR进口NOx浓度约为250mg/m3，假定SCR脱硝效率为85%，则SCR出口NOx浓度约为37.5mg/m3，低于50mg/m3，符合超低排放要求。

此外SNCR技术由于其成本低廉，初期投资约为SCR投资的一半，虽然脱硝率只有30%~50%，但由于改造容易，运行费用低，在对老锅炉进行排放改造时可因地制宜考虑此技术[6]。

1.2燃煤脱硫技术的发展

燃煤电厂脱硫方法中石灰石−石膏湿法烟气脱硫技术由于技术成熟、吸收剂来源广泛、煤种适应性强、价格低廉、副产物可回收利用等特点应用最为广泛。早期多数电厂多采用单塔脱硫系统，脱硫效率常在95%~98%之间，近年来随着技术发展，脱硫效率已达到98%以上，对含硫量w(Sar)≤1.25%

的煤种，采用单塔脱硫系统基本满足需要；但当煤种w(Sar)>1.25%或煤质变化较大时，要达到超低排放要求，则需要更高的脱硫效率，尤其是部分电厂存在燃煤硫份偏离设计值的情况，造成脱硫设施入口烟气量和SO2浓度超出设计范围[7-9]。

在新要求下必须采用新的技术才能满足超低排放标准。单塔双循环技术是让烟气首先经过一级循环进行预吸收，去除粉尘、HCl和HF，部分去除SO2，此级循环浆液pH值控制在4.6~5.0，脱硫效率一般在30%~70%[6,10-11]。

经过一级循环的烟气直接进入二级循环，此级循环石灰石相对过量，以应对负荷的变化，循环浆液pH值控制在5.8~6.4，与传统空塔喷淋技术相比，可以降低循环浆液量[8,12]。单塔双循环总脱硫效率可达98%以上。

双塔双循环技术是将2个吸收塔的浆池通过管道连接，可以在原有脱硫塔基础上新增一座逆流喷淋吸收塔实现。双塔采用不同pH值控制，前塔pH值控制在4.5~5,后塔pH值控制在5.8~6.2[4]。

双塔双循环技术可以适用于场地充裕，高硫煤的增容改造项目，该方案能有效利用原有脱硫装置，显著提高脱硫效率，避免重复建设，脱硫效率也可达98%以上[11]。

双托盘脱硫技术，即在传统的脱硫技术基础上，增加2层托盘，喷淋层喷嘴喷出的浆液由塔上部喷入并落到托盘上，烟气进入吸收塔后，首先通过塔内下层托盘，托盘产生的阻力造成气体流量均匀地分布在塔截面使浆液与烟气充分接触。部分粉尘被托盘筛孔流下来的液滴所捕获，部分较粗的尘粒沉降到塔的底部被底部液膜捕集，大部分微细粉尘与烟气一起通过小孔进入托盘上部的持液层，增加粉尘与液体的接触机会，提高脱除效率[6,11-13]。

托盘塔相对于空塔的缺点是吸收塔阻力相对较高，相应的引风机电耗较高[9]，加装托盘导致脱硫系统的阻力上升至1kPa左右，增加了脱硫运行能耗。同时为保证较高的脱硫效率，吸收塔浆液的pH值较高，使石膏结晶困难，含水率增加。

双吸收塔串联技术是通过增加一个辅塔，与原脱硫塔形成一个顺流塔与一个逆流塔的串联[14]。锅炉烟气首先进入顺流液柱塔，在此与液柱顺流接触，先去除70%SO2，然后通过连接通道进入逆流喷淋塔，在逆流喷淋塔里面烟气与浆液逆流接触，进一步脱除残余的SO2，整体脱除率达98%以上[5]。

此技术适用于高硫煤系统，但系统复杂，占地面积大，脱硫系统增加的阻力也很大，引风机或脱硫增压风机的运行能耗较高[6]。同时2级吸收塔都必须配置除雾器，否则连接烟道内会大量积浆。

单塔多喷淋技术是采用增加喷淋层数和增大喷淋密度2种方式来增加吸收塔的液气比。提高液气比相当于增大了吸收塔内的浆液喷淋密度，从而增大了气液传质表面积，强化了气液两相间的传质，提高了系统的脱硫效率[5]。但是液气比增大会促使循环泵流量和吸收塔阻力增大，增加电耗，这点在改造过程中也必须予以考虑[9]。

1.3颗粒物脱除技术的发展

低低温电除尘技术最早在日本研发并应用于三菱公司解决其排烟和SO3引起的酸腐蚀问题，随后被引进国内。国内燃煤电厂机组设计的排烟温度一般为120~130℃，燃用褐煤时的温度为140~170℃，但机组实际运行排烟温度普遍高于设计值，也远高于烟气酸露点温度。

排烟温度偏高，造成锅炉效率下降、电除尘器除尘效率下降、脱硫耗水量增加等问题[8]。低低温电除尘器技术不仅可以避免上述这些问题，而且测试表明可有效降低粉尘比电阻从而提高脱除效率。通常烟气经过空预器后的区域被称为低温区间(120~150℃)，而低低温电除尘技术是在空预器之后、电除尘之前加装低温省煤器或烟气换热装置(GGH)，将电除尘入口烟温进一步降低至90℃左右(即低低温区间)。

烟气换热装置采用2级换热器系统：第1级布置在除尘器的进口，将烟气温度从120℃冷却到95℃；第2级布置在烟囱入口前的水平烟道，加热脱硫后的净烟气，烟气温度由47℃上升到72℃，净烟气经GGH加热后冷凝酸液量减少，不会对烟囱产生太大影响[7,15]。

如采用低温省煤器，则布置在空气预热器之后、除尘器之前的水平烟道上，烟气温度由120℃下降到90℃。凝结水从#7低压加热器入口和出口处引出2路水，混合后达到70℃，作为烟气余热回收装置的入口水(经过加热后水温由70℃提高到105℃)，然后进入#6低压加热器入口凝结水管。

加热低压给水可以减少抽汽，增加汽轮机做功，降低煤耗[16-17]。一般烟气进入电除尘器温度不宜低于85℃。当烟气温度低于80℃时，灰的流动性会变得很差，易产生灰斗堵灰情况，下部气力输灰系统也存在问题；且降温幅度较大时，烟气冷却器投资上升，经济性变差[18-19]。

湿式电除尘器布置在烟气脱硫塔之后，与干式电除尘不同，极板上形成水膜会大幅度提高电除尘器内放电电流，细颗粒的荷电能力得到增强并进一步提高脱除效率。同时在水汽条件下细颗粒团聚作用加强，粒径不断增大，荷电量增加，在电场力的作用下迅速抵达沉淀极，然后在重力和水膜、冲洗水的作用下随流而下落入下部积液槽[4]。

在湿式电除尘器中，由于水雾的存在，水覆盖金属表面后，将原来的“金属一空气”界面分割成“金属一水”界面和“水一空气”界面，降低了金属表面的发射电子势垒，使之能在低电压下发生电晕放电[20-21]。

其次，由于水雾的存在，水的比电阻相对颗粒较小，水雾与粉尘结合后，使得粉尘比电阻下降，一旦形成大颗粒，更容易被捕集[22-23]，因此湿式电除尘器的工作状态会更稳定。

电袋复合除尘器对颗粒物的脱除不是简单的静电除尘加袋式除尘，是在充分消化吸收两者机理优势的基础上，将电除尘的荷电除尘及袋除尘的过滤拦截机理有机结合的一种的除尘技术[24]。它充分利用前级电场除尘效率高和对颗粒荷电的特点，细颗粒物在经过电场区时发生极化和凝并，极化的细颗粒物聚并形成大粒径颗粒[25]。

利用电场除掉烟气中80%以上的烟尘，可以大幅度降低进入布袋除尘区烟气的含尘浓度，剩余10%~20%的细颗粒由后级滤袋过滤捕集，大大降低了袋区负荷及避免粗颗粒对滤袋的冲刷磨损，并有利于改善滤袋表面粉饼层结构[26]。

它具有除尘效率高，可适应高浓度粉尘、节能、运行成本低、占地面积小等优点。但是对烟气温度较敏感，同时增加了烟道阻力，部分机组生产数据表明，烟道阻力的增加远大于设计值，明显增加厂用电率[27-28]。此外滤袋清灰过程均为滤袋膨胀、收缩、扭曲、拉伸的过程，对滤料造成机械磨损，影响滤料的使用寿命及性能[29-30]。

高比电阻粉尘所导致的反电晕和振打引起的二次扬尘很大程度上影响了电除尘器的除尘效率，成为常规静电除尘器所面临的主要问题之一[14]。旋转电极技术是通过将除尘器的电场更改为前级固定电极电场加后级旋转电极电场，旋转电极电场中阳极部分采用回转的阳极板和旋转的清灰刷，附着于回转阳极板上的粉尘在尚未达到形成反电晕的厚度时，就被布置在非电场区的旋转清灰刷清除，避免了反电晕。

旋转的清灰刷可清除高比电阻、黏性烟尘，减少了二次扬尘，进而提高了电除尘器除尘效率[7,31-32]，据部分电厂数据，末级采用旋转电极除尘，除尘效率可由常规电场的50%~70%升至70%~90%。旋转电极技术具有小型化、占地少的优点，在场地条件受限的情况下，相对常规静电除尘工艺优势明显[33]。

但也存在结构较复杂、发生机械故障时无法进行在线检修等缺点。高频电源技术是将工频电源经整流桥整流成约530V的直流电流，再经逆变电路逆变成20kHz以上的高频交流电流，然后通过高频变压器升压，再经高频整流器进行整流滤波，形成40kHz以上的高频电流[14-15]。

相对于工频电源，高频电源平均电压比工频电源提高了25%~30%，从而提高了供电电压和电流[31,33]，增大了电晕功率的输入，提高了烟尘荷电量与场强[32,34]，进而提高除尘器效率，同时可节约电耗40%~80%[35]。

2超低排放路线探讨

结合上文提到的高效脱硝脱硫除尘技术，可提出不同的超低排放技术路线。其中有代表性的和部分已在电厂实践中得到验证的可总结为以下3种。

2.1以低低温电除尘器为核心的技术路线

路线1以低低温电除尘器为核心，技术路线如图1所示，低氮燃烧器→烟气脱硝装置(SCR)→低温省煤器/烟气换热装置→低低温电除尘器→石灰石–石膏湿法烟气脱硫装置(WFGD)→低温省煤器/烟气换热装置→烟囱。

低低温电除尘器的主要功能是实现烟尘的高效脱除，可将电除尘出口烟尘浓度降低到10mg/m3左右，同时亦可实现SO3的协同脱除，且其脱除率可达80%。而且低低温电除尘器出口粉尘平均粒径明显高于常规电除尘器，进而有利于提高湿法脱硫装置内除尘效率。

现场测试表明，常规电除尘器与低低温电除尘器粒径分级脱除效率如图2所示，脱除效果提升明显。

通过低温省煤器或烟气换热装置后，由于烟气温度的降低，粉尘比电阻下降。对于不同的煤种，烟气温度由130℃降到90℃左右时，比电阻可下降1~2个数量级，粉尘比电阻会降低至109~1011Ω⋅cm，如图3所示[36-37]，使得全粒径粉尘荷电能力增强。

同时由于低低温电除尘器将烟气温度降至酸露点以下，烟气中大部分SO3冷凝成硫酸雾，并吸附在粉尘表面，使粉尘性质发生了很大变化，但由于SO3含量为10−5量级，故其对小粒径颗粒影响远明显于对大粒径颗粒，尤其对位于穿透窗口的颗粒捕集，SO3冷凝吸附会使得比电阻大幅下降[38]，实现对穿透窗口颗粒物捕集效率的提高。

粉尘比电阻的降低，一方面避免了烟尘比电阻值处于较高点时出现的低电压、大电流的“反电晕”现象[34]；同时粉尘的荷电性能提高，可节省电煤消耗，排烟温度每降低10℃，平均可节约电煤0.5g/(kW⋅h)以上[31]。

但由于比电阻下降，烟尘黏附力降低，二次扬尘会适当增加，所以还应设置合理的振打周期：如末电场阳极板积灰厚度1~2mm振打一次，其时间一般在12h以上；设置合理的振打制度：如末电场各室不同时振打，最后2个电场不同时振打，末电场阴、阳极不同时振打等。

烟气温度降低，烟气量下降，排烟温度每降低10℃，烟气量减少2.5%~3%[34]，电除尘器烟气流速降低，增加了烟尘在电场的停留时间，有利于细微颗粒物的捕集，同时比集尘面积(SCA)提高，提高了除尘效率[38]。与常规电除尘器相比，达到同样的除尘效果低低温电除尘器设计可采用较小的比集尘面积。

进入电除尘器的烟气温度降低，烟气中颗粒及气体分子热运动能力减弱，气体击穿电压提高，粉尘趋进速度提高，从而提高除尘效率。根据经验公式计算表明，排烟温度每降低10℃，电场击穿电压上升2.3%[34]。而且，由于烟尘性质发生了很大变化，可有效避免反电晕，击穿电压还会有更大的上升空间[38]。

在低低温电除尘器中，由于烟温的降低，SO3随着气温降低由气态变为液态，与烟气中水蒸汽生成硫酸以蒸汽状态存在，其凝结比例随烟温变化如图4所示[39]。凝结的硫酸蒸汽一方面会黏附在粉尘上，在飞灰表面形成一层水膜，溶解飞灰表层的金属离子，在电场力作用下，溶于膜中的离子快速传递电荷，使得飞灰比电阻降低[31,34]。

同时飞灰表面张力减小，黏附力增大，使得细颗粒团聚为大颗粒，因此SO3对颗粒的影响主要集中在小颗粒范围。如图5所示，SO3存在时，0.1μm以下的小颗粒明显减少1~2个量级，但其对大颗粒影响较弱[40]。

此外，通过改变飞灰的黏附性以及飞灰之间的作用力，提高了粉尘层间的黏附能力，减少二次扬尘，提高了粉尘脱除效率[6]。但当烟温低于200℃时，烟气中的SO3遇到换热面壁温低于酸露点时即凝结为酸溶液，造成对受热面的腐蚀，低温省煤器和烟气换热装置材料选择上需要充分考虑其防腐有效措施[5]。

当灰硫比(ρ(粉尘)/ρ(SO3))>100时，烟气温度低于酸露点温度，形成的硫酸可被飞灰中的碱金属包裹，不会形成低温腐蚀[23,33]。对于高硫、低灰煤种，如硫份>1.2%，此时灰硫比≤50，硫酸雾可能未被完全吸附，则应考虑设备存在低温腐蚀的风险[41]。

综上而言，低低温电除尘技术如果从10mg/m3的排放水平进一步较稳定地降低到5mg/m3乃至更低，基于多场作用增强穿透窗口内细颗粒的团聚是今后技术突破的重要关键之一。

例如，结合不同电源方式和荷电机制强化不同迁移率特性(或趋进速度)的颗粒之间团聚，强化电除尘器前端的化学团聚、湍流团聚及其耦合机制，以及进一步强化SO3和PM2.5团聚与协同脱除等。

2.2以湿式电除尘器为核心的技术路线

路线2以湿式电除尘器为核心，采用干湿配合的方式，技术路线图如图6所示，低氮燃烧器→烟气脱硝装置(SCR)→干式电除尘器→石灰石–石膏湿法烟气脱硫装置(WFGD)→相变换热器→湿式电除尘器→烟囱。

湿式静电除尘器通过集尘极上形成连续的水膜高效清灰，不受粉尘比电阻影响，烟气在饱和或高湿度条件下，粉尘表面吸附大量的水分子，不会产生反电晕及二次扬尘问题[33,42]。由于上述特性，捕集微细颗粒物可以达到很高的捕集效率，有效地脱除烟气中的微细粉尘和解决脱硫后的“石膏雨”现象[15,31]。

同时SO3在低温条件下(50℃)与水蒸气结合形成粒径1~20μm的硫酸雾滴，硫酸雾滴在烟气中均布形成气溶胶状态，很难在脱硫吸收塔内被喷淋液滴(1500μm)所捕集，脱硫塔的SO3脱除效率仅有30%左右，硫酸雾滴在湿式静电除尘器内荷电后，可运动至沉淀极被捕集。NH3、HCl、汞同样由于颗粒粒径小在烟气中均布以气溶胶状态存在，基于同样原理也可在湿式电除尘器中被捕集[4,6,35,43]。

现有电站锅炉所采用的湿式静电除尘器按照电极形式可分为以下3种。

导电玻璃钢湿式电除尘器通常采用特殊导电玻璃钢作阳极板，机械强度高，刚性好，不易变形，有利于极间距的保持，电场稳定性较好，运行电压较高。借助烟气携带的雾滴形成清洗水膜，运行中采用间断冲洗方式，不需要连续喷淋，耗水量少[44]。

收尘板结构形式为管式，有圆形、方形、正多边形等，以多边形居多，因为极板为管式结构，故多为立式布置，烟气上下进出。导电玻璃钢具有良好的导电性、强度高、密度小、耐腐蚀性强，系统简单，运行费用低，收尘极使用寿命大于15年等优点[11]。

金属板式湿式电除尘器是采用导电性能良好、耐腐蚀的金属材料做收尘极板，具有安装方便，机械强度高，刚性好不易变形，极间距有保证，电场稳定性好，运行电压比较高的特点。表面采用连续喷淋水膜覆盖和清灰，正常运行时水膜分布均匀，配置喷淋水循环系统，喷淋水运行的最佳pH值控制在5.5~6之间[45]。

金属板式的优点在于本体阻力小于300Pa；阳极板具有一定的耐腐蚀性，并且有中性喷淋水膜保护，抗腐蚀性较好[44]；耐高温，脱硫系统发生故障时，可以在较高的烟气温度下运行。其缺点是存在阳极板腐蚀问题，一旦碱性水膜消失，腐蚀就无法避免[11]。

同时不间断喷水降低了烟气温度，在湿式电除尘后增加烟气升温装置必不可少；运行过程中需要配置喷淋水循环系统，耗水量大，对喷嘴性能要求高，在雾化效果不好的情况下，会造成运行电压波动，频繁闪络，从而影响除尘效果[20]。

玻璃钢管式与金属板式湿式电除尘器均有穿透窗口存在，现场测试分级效率如图7所示。金属板式和玻璃钢管式穿透窗口除尘效率约为40%~60%，在新的排放要求下，为提高穿透窗口的脱除效率，需要新的颗粒团聚机理研究和技术。

柔性电极式湿式电除尘器的阳极板采用非金属耐酸碱腐蚀性优良的柔性纤维材料，柔性阳极板整体润湿以形成导电阳极，吸附在柔性阳极上的浆液在重力及烟气冲刷的共同作用下使柔性电极震动实现自清灰。其优点在于柔性极板重量轻，设备本体投资费用比较低；柔性集尘极耐腐蚀，长时间耐温80℃，短时耐温120℃(20min)，满足正常运行的需要[11]；

设备总体布置比较紧凑；本体阻力小于300Pa；自形成均匀水膜，无碱液循环水系统，水耗和能耗都比较低[44]。缺点是由于极板机械强度低，在高速烟气流冲刷下，极间距不易保证，电场稳定性一般，运行电压低[20]。

2.3以电袋除尘器为核心的技术路线

路线3以电袋除尘器为核心，技术路线图如图8所示，低氮燃烧器→烟气脱硝装置(SCR)→电袋除尘器→石灰石–石膏湿法烟气脱硫装置(WFGD)→湿式电除尘器(可选装)→烟囱。

电袋除尘器由于同时具备静电除尘单元和布袋除尘单元，提高了对亚微米粉尘的捕集效率，对PM2.5的脱除效果在正常情况下可达98%~99%[46-48]。同时电袋除尘器受煤质、飞灰成分变化影响小，能够在保证出口浓度低的条件下长期稳定运行。电袋除尘器兼顾了静电除尘器和布袋除尘器的优点。

相比布袋除尘器，电袋除尘器中的布袋使用寿命更长，捕获荷电颗粒的能力增强[49]，同时也降低了运行阻力。相比静电除尘器，电袋除尘器受飞灰比电阻影响小，同时电场级数少于静电除尘器，减少了占地面积，运行成本也有所降低。在实现超低排放的过程中，电袋除尘器可选择在湿法脱硫后加装湿式电除尘配合，实现超低排放要求。

2.4超低排放技术路线的协同机制与适用性分析

超低排放以低低温电除尘器，湿式电除尘器，电袋除尘器为核心的3种技术路线对于实际燃煤电厂的适用性总结如表1，针对不同的排放要求以及综合考虑煤种，经济性指标等多种因素，才能更好的选择适合当地电厂的超低排放路线。

超低排放路线中的各个污染物控制装置分别针对不同的污染物进行脱除，但各个装置间并不是简单的串联关系，具体表现为综合考虑脱硝系统、除尘系统和脱硫系统之间的协同关系，在每个装置脱除其主要目标污染物的同时，协同脱除其他污染物或为下游装置脱除污染物创造有利条件。

对应于上述3种不同的技术路线所采用的装置，可将各个污染物与不同污染物控制装置的协同关系梳理如表2。

3结论

目前燃煤发电机组氮氧化物控制技术主要包括燃烧中的低氮燃烧技术(LNB)和尾部烟气的选择性催化还原技术(SCR)。近年来炉内低NOx燃烧技术和SCR脱硝技术的联合使用成为了主流，可使锅炉出口NOx浓度控制在250mg/m3左右、SCR出口NOx浓度进而在40mg/m3以内，满足ϕ(NOx)<50mg/m3的超低排放标准。

通过对燃煤电厂中石灰石-石膏湿法烟气脱硫系统进行新的技术改造，包括单塔双循环技术、双塔双循环技术、双托盘脱硫技术、双吸收塔串联技术、单塔多喷淋技术等，可实现脱硫效率>99%，除个别高硫煤种，基本能保证脱硫塔出口SO2<35mg/m3，满足超低排放要求。

新型电除尘技术主要包括低低温电除尘器、湿式电除尘器、电袋复合除尘器，以及旋转电极技术和高频电源技术等。低低温电除尘技术即可实现烟气余热利用又可以提高除尘效率，同时还可减少SO3排放，其PM2.5脱除效率可达到97.5%。

WESP一般布置于湿法脱硫系统后，可有效控制PM2.5、SO3酸雾、汞等重金属的排放，能够实现粉尘和其他污染物的共同去除，达到燃煤烟气深度净化的目标。电袋复合式除尘技术特别适合于高浓度、高比电阻、含硫量低的粉尘颗粒物脱除，协同脱除气体污染物效果仍有待提高。

超低排放路线中每个装置脱除其主要目标污染物的同时，应协同脱除其他污染物或为下游装置脱除污染物创造有利条件。工程实践中形成的主流技术路线主要分为3种，分别是以低低温电除尘器、湿式电除尘器和电袋除尘器为核心的。3种技术路线均可实现超低排放。

以低低温电除尘器为核心的技术路线特点是可较好脱除SO3等可凝结污染物。以湿式电除尘器为核心的技术路线特点是对于联合脱除气体污染物和微量金属元素都很有利，但造价相对较高。以电袋除尘器为核心的技术路线特点是煤种适应性强，稳定运行时间长，造价较低，但对如SO3等气体污染物脱除效果仍有待提高。