為研究和政策制定提供參考。
中國以煤為主的能源供應格局在未來很長壹段時間內不會發生根本改變。但由於環境容量有限，大氣汙染形勢日益嚴峻，霧霾、酸雨等災害性天氣頻發，迫切需要控制PM2.5、SO3等汙染物的削減量。SO3的危害比SO2大10倍，是電廠藍煙/黃煙的罪魁禍首，也是酸雨的主要成因。
SO3形成亞微米級的H2SO4酸霧，通過煙囪排入大氣，然後形成二次顆粒硫酸鹽，也是大氣中PM2.5的重要來源之壹。此外，SO3還可能引起設備腐蝕，或與NH3反應生成(NH4)2SO4和NH4HSO4，導致SCR催化劑失活。根據《火電廠大氣汙染物排放標準》，燃煤電廠的SO3排放量壹般在20mg/m3左右。
(GB13223—2011)，SO2排放限值為50mg/m3(重點區域)，100mg/m3(非重點區域新建鍋爐)或200mg/m3(非重點區域現有鍋爐)。此時，SO3排放的貢獻很小，因此是不必要的。
目前，江蘇省、浙江省、山西省、廣州市等地已出臺相關政策，要求燃煤電廠參照燃氣輪機汙染物排放標準限值實現“超低排放”，即在基準氧含量6%的條件下，SO2排放濃度不高於35mg/m3。國家發展和改革委員會、環境保護部和國家能源局於2014年9月聯合發布了《燃煤電廠升級改造行動計劃》(2014-
2020年)，要求東部地區新建燃煤機組排放基本達到燃氣輪機組汙染物排放限值，對中西部地區也提出了要求。
對於這類“超低排放”項目，SO2排放限值僅為35mg/m3。此時SO3排放的貢獻比較大，所以有必要對SO3排放濃度進行評估。本文對燃煤電廠煙氣中SO3的產生、處理和檢測技術進行了探討，旨在為相關技術研究和政策制定提供參考。
1，SO3壹代
SO3主要來源於燃煤中的硫，其形成非常復雜，與鍋爐的燃燒方式、燃料成分、運行參數、脫硝催化劑類型和設施運行條件密切相關。
鍋爐爐膛內1.1和SO3的生成與轉化
煤燃燒中的硫主要以三種形式存在:無機硫、有機硫和元素硫。無機硫壹般由硫化亞鐵(FeS)和硫酸鹽(CaSO4、MgSO4和FeSO4等)組成。)，其中硫化亞鐵在煤燃燒時能發生氧化反應，釋放出SO2氣體，而硫酸鹽壹般不能被氧化；有機硫是指與C、H、O等元素結合形成的CxHySz有機物，
有機硫可分為脂肪族硫和芳香族硫，其中芳香族硫的熱穩定性高於脂肪族硫。
在硫的三種存在形態中，無機硫中的有機硫、元素硫和硫化亞鐵統稱為可燃硫，壹般認為有機硫和元素硫會進入揮發性物質，而硫化亞鐵會留在半焦中燃燒[1]。
煤在爐內燃燒時，大部分有機硫和元素硫也會釋放出來。松散結合的有機硫在低溫(700K)下會分解析出，而緊密結合的有機硫在高溫(>:800K)下會釋放出來，這部分進入揮發份的有機硫和元素硫在遇到氧氣時會被認為全部氧化成SO2，留在焦炭中的硫化亞鐵會被氧化釋放出SO2[2]。
研究表明，在煤粉鍋爐中燃燒時，幾乎所有的可燃硫都被氧化成氣態SO2，還有0.5% ~ 2.0%的SO2會被進壹步氧化成SO3[3]。也有文獻表明，普通煤燃燒的SO3轉化率為0.5% ~ 2.5%，硫含量較低的煤轉化率更高[4]。壹些研究單位已經在上海、四川等地的電廠進行了SO2/SO3轉換試驗。
費率在1.8%-2.0%之間。另外，根據日本日立公司的調查，在日本投入運行的燃煤電廠鍋爐中，SO2/SO3的轉化率小於1%[5]。
省煤器內1.2和SO3的產生和改造
燃煤煙氣通過省煤器對流換熱表面時，煙氣中的飛灰或沈積在受熱面上的灰中的二氧化矽、氧化鐵、氧化鈉和氧化鋁對SO2有壹定的催化作用。在鍋爐省煤器的420~600℃溫度範圍內，部分SO2將在上述氧化物的催化作用下被進壹步氧化成SO3。
SCR中1.3和SO3的產生和轉化
SCR中的催化劑主要是釩鈦催化劑，既能保證氮氧化合物的脫除效率，又不可避免地催化部分SO2進入SO3，從而增加煙氣中SO3的濃度。脫硝系統中SO2轉化為SO3的轉化率為0.5%~1.5%，與脫硝催化劑的類型和運行有關。壹般催化劑中V2O5含量越高，煙氣溫度越高，轉化率越高[6]。
2.SO3療法
2.1燃燒前的SO3控制
壹般來說，煤中的硫含量越高，產生的SO2越多，然後氧化產生的SO3也越多。因此，燃燒低硫煤是降低煙氣中SO3濃度的有效方法。當難以完全替代低硫煤時，可以考慮摻燒部分低硫煤，減少SO3產生。
此外，煤粉的粒度對SO3產量也有壹定的影響。相關研究表明，隨著粒徑的減小，細煤粉顆粒和超細煤粉顆粒的燃燒率顯著增加。由於O2的加速消耗，煤粉顆粒周圍的O2分壓迅速下降，此時產生大量的CO氣體，加強了煤粉顆粒周圍的還原氣氛，削弱了原本由有機硫析出的H2S。
這類氣體被進壹步氧化成SO2，所以更多的氣體如H2S可以進壹步與煤中的礦物質反應，形成CaS等固硫產物[2]。因此，細化或超細化煤粉燃燒可以有效減少SO3的產生。
2.2燃燒中的SO3控制
燃燒中噴入堿性物質，如氫氧化鈣、氫氧化鎂等，可以有效降低SO3排放。爐內噴鈣可以脫除部分SO2和高達90%的SO3，防止SCR砷中毒。將氫氧化鎂註入爐中，與SO3反應生成硫酸鎂。美國加文電廠爐內噴鎂脫硫效果顯著。當鎂與SO3的摩爾比為7時，SO3的去除率高達90%[7]。
2.3燃燒後的SO3控制
在爐膛或省煤器後噴灑堿性物質也能有效降低SO3排放。如噴塗氫氧化鈣、氧化鈣、氧化鎂等粉末或漿液，可達到40% ~ 90%範圍內的SO3去除率，脫硫效果隨噴堿位置、數量、類型或方式的不同而不同[8]。
脫硝催化劑對SO2有壹定的催化作用。例如，V2O5可以進壹步促進SO2向SO3的轉化。為了減少NH4HSO4的生成和空氣預熱器的堵塞，催化劑生產廠家壹般會根據設計硫含量配制不同含量的催化劑，適當降低V2O5含量，增加助催化劑WO3，在保持較高脫硝效率的同時，可以在壹定程度上減少SO3的生成和SO2/SO3的轉化率。
此外，在除塵器前噴灑氨調理劑也能有效去除煙氣中的SO3，去除效率可達90%[9]。
2.4、SO3控制技術路線
本文提出了SO3控制技術路線。除了上述燃燒前、燃燒中、燃燒後的SO3控制技術外，還可以在靜電除塵器前設置煙氣冷卻器(FGC)，將煙氣溫度降低到酸露點以下，使煙氣中的SO3凝結成硫酸霧，大部分將吸附在粉塵表面，如圖1所示。這樣，SO3就會被高效去除劑隨粉塵壹起去除，其去除率壹般不會小。
80%時，高達95%[10-12]。
圖1: SO3控制技術路線
傳統的濕法脫硫對SO3的脫除效率很低，主要是因為煙氣在吸收塔內被快速冷卻，冷卻速度比SO3被石膏漿液吸收的速度快，所以大量的SO3沒有被吸收，就能快速生成難以被捕集的硫酸霧的亞微米氣溶膠粒子。此時煙氣中的粉塵濃度已經很低，沒有足夠的粉塵吸收硫酸霧，只好通過煙囪排入大氣。
本文SO3控制技術路線采用的濕法脫硫裝置(WFGD)，通過優化噴淋層和除霧器的設計，提高協同除塵和SO3去除的效果[13-14]。
WESP (WESP可選安裝)是布置在煙氣控制技術路線末端的設備，屬於多汙染物去除的精細處理設備，能高效去除吸附在煤灰表面或以氣溶膠形式存在的SO3。即使當不使用低溫靜電沈澱技術時，也可以確保低SO3排放。如浙江舟山電廠wesp出口SO3的體積分數為0.6×10-6，去除率達到。
71.96%[15]。
3.SO3檢測
3.1國內外SO3檢測標準
目前國內對SO3檢測的標準有:GB 4920-85、GB/T6911-2007、GB/t 16157-1996、DL/T998-2006、GB。如表1 [16-23]所示，其中GB 4920-85、GB/T 13580.5-1992、GB/T 15893.3-1995主要針對硫酸。這些標準已經編制了很長時間，現在已經很普遍了。
參見DL/T998—2006附錄A:煙氣中SO3試驗的相關規定。
美、日、ISO發布了SO3檢測的標準和方法:EPA-8、ANSI/ASTMD4856—2001、JISK0103、ISO787-132002，見表2 [24-28]，可提供相關檢測參考。
3.2取樣方法
SO3具有活躍的化學性質，與SO2相比，其在煙氣中的含量相對較低。因此，采樣時如何有效收集和避免SO2的幹擾是采樣的關鍵。
基於等速采樣，采樣槍用於從煙道中抽取煙氣，采樣槍被加熱以防止SO3在管壁上凝結。然後連接過濾器過濾煙氣中的粉塵，再連接SO3收集裝置、幹燥裝置、泵和流量計。
SO3收集方法包括冷凝法和吸收法:
(1)SO3冷凝法的收集裝置壹般為恒溫蛇形管或螺旋管形式。冷凝裝置的溫度可以用恒溫水浴來控制，溫度不能低於60℃，主要是防止SO2冷凝。DL/T998—2006、ANSI/ASTMD4856—2001、JISK0103—2005都屬於這種方法，但日本JIS標準中沒有給出溫度要求。
表1中國現行SO3檢測標準
表2外國固定源的SO3測試標準
(2)吸收法是指在冰浴中用80%的異丙醇作為吸收劑，直接吸收煙氣中的SO3，可以有效吸收SO3，防止SO2氧化，然後用3%的H2O2沖洗氣瓶，吸收煙氣中的SO2。EPA-8屬於這種方法。
3.3硫酸鹽測定方法
用冷凝法收集SO3後，用洗液洗滌，測定水溶液中低濃度的SO42-，根據取樣體積換算煙氣中的SO3濃度。水溶液中低濃度so42-的測定方法主要有重量法、鉻酸鋇光度法、離子色譜法、濁度法、容量滴定法等。其中，ISO787-132002采用重量法，但該方法繁瑣，操作困難，且
鉻酸鋇分光光度法也有類似的缺點。離子色譜法相對方便、準確，但由於設備投入高，難以普及，而比濁法和容量滴定法相對常見[28]。異丙醇溶液中的SO42-可用釷試劑滴定[29-30]。
3.4.SO3控制技術路線中SO3試驗方法的探討。
如圖1所示，煙氣冷卻器(FGC)布置在靜電除塵器之前，以將煙氣溫度降低到酸露點以下。此時，煙氣中的SO3凝結成硫酸霧，大部分被吸附在粉塵表面。因此，如果測點布置在煙氣冷卻器前，則直接采樣為氣態SO3，如果測點布置在煙氣冷卻器後，則直接采樣為硫酸霧。對於氣態SO3濃度的測定，可根據“燃煤煙氣脫硫”標準進行測定
設備性能試驗方法》(GB/T21508—2008)或《石灰石-石膏濕法煙氣脫硫裝置性能驗收試驗規範》(DL/T998—2006)。目前還沒有標準的試驗方法來確定有粉塵且粉塵已經吸附了壹定量的SO3時硫酸霧的低濃度。
4結論
SO3極其有害。隨著行業內“超低排放”的呼聲越來越高，SO3減排也應得到高度重視，建議盡快納入技術研發和政策規範。本文分別對燃煤電廠煙氣中SO3的產生、處理和檢測技術進行了分析，並從以下幾個方面提出了進壹步研究SO3減排技術的建議:
(1)燃燒前煤炭洗選及配煤燃燒技術研究；(2)分析鍋爐內SO3的形成機理和形態分布，研究噴鈣基、鎂基等堿性吸收劑對鍋爐內SO3濃度的影響；(3)降低SCR中催化劑對SO2氧化率；(4)開發以低溫靜電除塵器為核心的煙氣協同控制系統，使SO3在煙氣冷卻器中冷凝並吸附在粉塵表面，從而被低溫靜電除塵器高效利用。
移除；(5)優化WFGD結構，改善噴霧除霧性能，進壹步提高脫硫效率；(6)研究和優化濕式靜電除塵技術，進壹步高效去除殘留SO3；(7)發展適合實際應用的SO3探測技術。
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