空氣污染防治空氣污染防治

空氣污染防治

大綱

• 前言

• 固定污染源排放管道白煙(White Plume)之成因與防制

• 固定污染源排放管道黃煙(Yellow Plume)之成因與防制

• 固定污染源排放管道藍煙(Blue Plume)之成因與防制

前言

• 近年台灣和亞洲其他地區飽受霧霾問題的困擾，也引發民眾對於空 氣品質的重視與相關議題的關切。

• 除了透過官方空氣品質監測站open data或其他媒體或工具(如環境 即時通app)公佈的監測數據外，近年蓬勃發展的簡易式感測器(如民 間的空氣盒子或環保機關設置的物聯網)也提供了大量監測數據供民 眾參考。

• 但是，一般民眾對空氣品質的感受更多是透過直覺的感官去感受。

如透過鼻子聞到異味或者透過肉眼看到固定污染源排煙顏色(白煙、

黃煙、紫煙)、汽機車的排煙。

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固定污染源排放管道

白煙(White Plume)之成

因與防制

• 煙氣中水蒸氣的密度是0.804 kg/m³，比空氣輕，離開煙囪後很容易上升，

與環境低溫空氣混合降溫後，水蒸氣飽和冷凝為水滴，水滴的密度是 1,000 kg/m³，顆粒極細、密度遠比空氣大的水滴在大氣層中懸浮累積形 成霧，濃霧影響飛行、高速公路交通，通過風、雨、雪可以刮走或凝結降 落，遇靜穩天氣，濃霧就像一個大蓋子，本身就有溶解性顆粒物析出，還 吸收其他污染源顆粒物、阻隔其擴散，在霧層中累積，就形成了霧霾。

• 白色水氣受氣候條件( 溫度、濕度、風速、大氣壓及光線等) 影響，導致 消散程度不一而呈現不同之排放狀態，一般而言，晴朗、炎熱之夏天( 溫 度高、濕度小、氣壓高)，白色水氣會迅速消散，反之陰雨天、冬天或颱 風來臨前之低氣壓，均會造成白色水氣拖長或消散速度緩慢，另於逆光觀 察有時會呈現類似黑煙之現象

• 煙囪冒出的白煙主要是煙氣中的水蒸氣在空氣中發生了相變冷凝，陽光經 冷凝水折射後呈現出的狀態。

• 煙囪排煙中的水蒸氣主要有三方面的來源，

• 燃料中攜帶的水，

• 其次是助燃空氣攜帶的水，

• 第三是煙氣在濕法脫硫工藝中蒸發的水，這三部分水最終隨煙氣一起由煙囪排空。

• 濕法脫硫裝置出口為飽和濕煙氣，當其由煙囪排空時，飽和濕煙氣和外界空氣發生傳熱 傳質過程，一方面煙氣向空氣放熱降溫，直至和環境溫度一致，另一方面煙氣中的各種 物質在濃度差的作用下不斷向空氣中擴散，直至和環境大氣混合均勻。在這個過程中，

煙氣中的水蒸氣一邊發生相變冷凝，一邊以氣體狀態向空氣中擴散融合，最終煙氣中所 有成分均以氣體形態與空氣融為一體（雨、雪等特殊天氣除外）。如果外界空氣相對濕 度較小，溫度較高，空氣吸納水分能力強，在水蒸氣未發生相變之前，已與空氣充分混 合，就不會出現白色煙霧；反之，就會出現白色煙霧。

• 基於煙氣白煙的產生過程，消除白煙可從兩大方向著手，

• 降低排煙的含濕量

• 提高煙氣的排放溫度

• 煙氣經過濕法脫硫後，由於高溫煙氣與鹼性 脫硫劑直接接觸，高溫煙氣被增濕降溫，

鹼性脫硫劑溶液中的部分水分吸熱汽化，最 終煙氣達到飽和狀態。飽和煙氣從煙囪排出，

與溫度較低的大氣混合後降溫，飽和混合煙 氣的含濕量降低，大量水蒸汽就結露析出，

形成了白霧現象。

• 圖1中，直線AB為煙氣絕熱冷卻線，表示高 溫煙氣在脫硫裝置內降溫增濕至飽和狀態的 過程，飽和曲線BC為飽和煙氣從脫硫裝置出 口至煙囪出口的濕度及溫度變化過程，D點 為大氣狀態點，從煙囪排出的飽和煙氣與大 氣混合，沿直線CD向D點發生狀態變化，C、

E點處於飽和狀態，直線CE為白霧發生區，

當E點混合煙氣進一步與大氣混合達到非飽 和區D點時白霧消失。

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溫度與含水率相關性

• 標準大氣壓下，在不同溫度時相對濕度為100% 的水蒸氣飽和煙氣含濕量曲線如右 圖所示。曲線的上方為水蒸氣過飽和區，水蒸氣將發生相變冷凝成液態; 而曲線的 下方為水蒸氣不飽和區，水蒸氣不會發生凝結。煙氣通過濕式脫硫設備淨化後的溫 度在45 ～ 60 ℃。煙氣中的水蒸氣呈飽和狀態( 或近似於飽和) 。煙氣從煙囪出口排 放後，經歷了O－A－B－C 的過程。由於環境溫度低於煙氣溫度，煙氣從狀態O 降 溫到相對濕度為100%的狀態A。隨後煙氣繼續沿著溫度與含濕度關系曲線降溫到狀 態B，在這個過程中，煙氣中的水蒸氣冷凝為液態，產生白煙。最後煙氣降溫到環 境狀態C，含濕量處於非飽和狀態，白煙消失。

• 白煙的改善技術主要分為煙氣再熱技術、煙氣冷凝技術和煙氣冷凝再熱複合技術。

• 煙氣再熱過程中，煙氣經曆了O－D－F－C 的過程。煙氣在排出煙囪前，通過熱交換過程使 煙氣狀態升溫至狀態D。在進入大氣環境後的降溫過程中，煙氣將始終處於水蒸氣不飽和狀 態，不會產生白煙。

• 煙氣冷凝對白煙亦有較為明顯的處理效果，該技術在實際應用中，並不完全針對白煙治理，

其主要應用目的是減排、收水和節能。

• 煙氣冷凝再熱複合過程中，煙氣狀態變化的過程為O－E－F－C。煙氣首先被冷凝至狀態E，

煙氣含濕量下降，隨後被加熱至狀態F 後進入大氣。由於從狀態F 至狀態C，煙氣中的水蒸 氣一直處於不飽和狀態，因此將不會產生白煙。

中國部分省市關於煙氣消白的相關標準及要求

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各種消除白煙方案

• 現階段常見的一些消除白煙技術包括

• 利用溫度升降改變濕煙氣的飽和狀態：

• 直接加熱法、

• 間接加熱法、

• 降溫冷凝法、

• 冷凝再熱法；

• 利用吸收或機械作用，使水蒸氣、水霧凝聚，從而降低煙氣的含 濕量：

• 溶液吸收法、

• 旋流除濕法、

• 除霧器改造、

• 加裝濕式靜電集塵器

呂剛、向軼、呂文豪、苟遠波、冷健、吳迪，「燃煤鍋爐煙氣消白技術的應

直接加熱法

• 提高排煙溫度可以使煙氣中的水霧轉化為水蒸氣，將飽和濕煙氣轉化為不 飽和煙氣，提高煙氣擴散能力，由此減輕或消除白煙現象。直接加熱法是 將高溫氣體與濕煙氣直接混合，達到加熱的目的，這種高溫氣體可以是加 熱後的空氣或脫硫前原煙氣。根據文獻指出，從空預器中抽二次熱風，與 脫硫塔出口淨煙氣直接混合，發現在800 MW負荷下淨煙氣溫度提高了 19.6℃，但鍋爐效率下降0.47%，發電煤耗平均升高1.63 g/kWh。如果是 抽取脫硫前的原煙氣與淨煙氣直接混合，雖然能避免鍋爐效率的降低，但 會降低脫硫效率，存在排放不達標的風險，尤其在全國推行超低排放標準 後，此法已不適用。

• 直接加熱法設備簡單，投資費用低，在視覺上有較好的消白效果，但其最 大的缺點是產生的熱損失會降低鍋爐經濟性，而且並未降低煙氣含濕量。

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間接加熱法

• 間接加熱法是利用脫硫前煙氣的熱量，在換熱器中對脫硫後煙氣加熱，兩種煙氣 不直接混合。這種技術最初用於增大濕法脫硫後煙氣的擴散範圍及煙囪的防腐，

國內早期建設的濕法脫硫裝置基本上都安裝了回轉式“氣-氣換熱器(RGGH)”，透 過轉子中的傳熱元件，從原煙氣側吸收熱量，在淨煙氣側放出熱量，通過轉子的 旋轉，實現對淨煙氣的持續加熱。GGH充分利用了煙氣餘熱，不會對鍋爐經濟性 產生明顯影響，還能降低脫硫系統的進塔煙溫，提高脫硫效率。

• 根據以往的運行經驗，GGH可以有效加熱濕煙氣，達到一定的消除白煙效果，技 術成熟，工程案例多。但其也存在系統複雜、投資高的缺點，同時換熱器運行中 的堵塞、腐蝕和漏風問題，會降低整套設備的可靠性，因此近年來很多新建電廠 已不再設置GGH，因安裝GGH後只能改善煙囪口附近的視覺效果，但在離煙囪 口較遠處，仍有白煙產生。

• 在回轉式GGH的基礎上，開發了“熱媒水煙氣換熱器(MGGH)”，後者在未處理 前的煙氣和FGD處理後的排氣中間增加了熱媒水作為傳熱介質，其原理是用原煙 氣的熱量加熱介質，再將加熱後的介質迴圈至脫硫塔後，以加熱淨煙氣。與GGH 相比，該法同樣有消除白煙的效果，占地更小，可避免漏風問題，運行維護費用 也更低。儘管如此，MGGH仍然沒有從根源上去除煙氣中的水分，在冬季、梅雨 季和低溫天氣下的消白效果有限。

降溫冷凝法

• 降溫冷凝法是通過降溫的方法，使煙氣中的水蒸氣發生相變，形成細小的水滴，

降低煙氣含濕量；同時煙氣溫度大幅降低，在煙囪口與大氣混合時，不再形成過 飽和狀態，由此達到消白效果。

• 現階段有成功工程案例的工藝有相變凝聚法和直接噴淋法。

• 相變凝聚法屬於間接換熱冷凝，即將除鹽水作為冷源在換熱器管束內迴圈流動，淨煙氣通過 管束時，溫度降低，水蒸氣冷凝後，在管壁上形成液膜，最終形成液滴。相變凝聚法可以有 效降低煙氣溫度及煙氣含濕量，同時達到除塵、脫汞、節能等多種效果。

• 直接噴淋法屬於直接換熱冷凝，即脫硫後的淨煙氣自上而下進入消自裝置，採用專用細霧噴 槍噴淋降溫，將飽和濕煙氣的溫度從50℃冷卻到40℃以下，

• 煙氣含濕量降至消白前的23.3%，回收煙氣中50%～70%的水分，同時將煙氣中 殘留的顆粒物、重金屬、有機物等一併帶出並進人排水中，是一種簡單有效的冷 凝消白技術。該法缺點是要求供水溫度儘量低，某些廠區的循環水水溫難以符合 要求；同時對迴圈水需求量大，要求泵機組功率高。

• 降溫冷凝法雖然能直接降低煙氣含濕量，但其最大的缺點是對冷源品質要求很高，

在同樣的溫差下，降溫冷凝所需的冷量是升溫加熱所需熱量的近6倍，差距主要 來自於濕煙氣中水蒸氣的冷凝潛熱。因此選擇該法時，首先要考慮現場是否有合 格的冷源。

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冷凝再熱法

• 結合加熱法、冷凝法的技術優勢，提出了冷凝再熱的方案，其工藝流程是 先通過降溫冷凝，降低煙氣含濕量，此過程中煙氣一直處於飽和狀態；之 後升溫再熱，使煙氣變為不飽和狀態，以消除白煙。與冷凝法相比，再熱 後煙氣的不飽和程度大幅提高，使得前期冷凝的幅度需求降低，大幅減少 了總體能耗；與加熱法相比，煙氣含濕量降低後，煙氣再熱的幅度也大大 減少，還能回收水資源，帶出粉塵、Hg、SO₃等污染物。

• 在工程設計中，降溫、升溫幅度的減小，使消白系統可以選擇低品質的冷 源熱源，對換熱器的結構、材質、換熱面積要求均有所降低。文獻研究指 出，以300 MW燃煤機組為研究對象，發現脫硫塔出口50℃的濕煙氣，冷 凝至40℃後再熱至71.1℃方案的投資、阻力、能耗綜合表現最佳。

• 冷凝再熱法是一種比較徹底的消除白煙技術，在節能、節水、減排等各方 面的綜合優勢較為明顯，是可行性最高的方案。該法的主要缺點是至少需 要兩台換熱器，增大了設計和施工的複雜程度，增加了建設改造成本。

溶液吸收法

• 溶液吸收法是採用蒸氣壓較低的LiBr、LiCl、CaCl₂等溶液作為吸收劑，濕 煙氣與溶液直接接觸，當溶液表面的飽和蒸氣壓低於煙氣內水蒸氣分壓力 時，水蒸氣即冷凝進入溶液；對稀溶液加熱蒸發濃縮，即可再生利用。影 響溶液吸收效率的主要因素有溶液種類、濃度、溫度等。目前溶液吸收法 在空調領域已有廣泛應用，在濕煙氣治理上還處於起步階段，文獻研究指 出，用CaCl₂溶液在降膜管中對濕煙氣除濕，發現CaCl₂對40℃～60℃的 飽和濕煙氣均有很好的效果，最大除濕效率為70%；除濕溶液濃度不宜超 過45%；溶液溫度越高，除濕效率越低。

• 溶液吸收法在效率、能耗方面有很大的優勢，除濕後的煙氣直接變成不飽 和狀態，無需加熱或降溫。其缺點是溶液成本高、腐蝕性強，溶液的鹽結 晶顆粒可能會被煙氣帶出，提高排煙顆粒物含量。在吸收劑選擇上，

CaCl₂的吸收能力要略低於LiBr和LiCl，但其價格不到後兩種的10%，綜合 考慮吸收性能、使用壽命、原料價格等因素，最適合用作煙氣消白吸收劑 的是CaCl₂溶液。

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旋流除濕法

• 由於脫硫系統後安裝GGH的高成本，許多燃煤鍋爐均採用了濕煙囪設計 操作模式。旋流除濕法就是在濕煙囪內加裝旋流板，使濕煙氣在經過旋流 板時快速旋轉產生離心力，由於氣液密度差異，氣體順著通道繼續流動，

煙氣中的水霧則被甩到板壁上形成水膜，最終凝聚成大顆粒液滴落下。

• 影響旋流法除濕效率的主要因素有旋流板的結構和安裝位置、煙氣流速。

根據文獻研究指出，在180 m高的濕煙囪內加裝旋流板，發現隨著旋流板 葉片仰角減小，除濕效率先增大後不變，壓力損失逐漸增大；旋流板安裝 高度的增加，降低了除濕效率並增大壓力損失；最終選擇45o葉片仰角、

安裝位置在30 m高度時達到除濕效率和壓力損失的最優結果。另外，發 現煙氣流速越大，離心力越大，除濕效率越高，但壓降也會急劇增加，因 此需配合整套wet FGD，選擇最優流速值。

• 類似於脫硫塔內常用的除霧器，旋流板依靠自身結構產生除濕效果，不需 要額外的運行電耗，具有負荷大、壓損低、結構簡單的優點，且凝聚帶出 的液滴也有部分除塵效果。但此法只能去除液態水霧，對水蒸氣沒有脫除 效果，即只能消除部分白煙，並不能徹底消除白煙。

固定污染源排放管道

黃煙(Yellow Plume)之成

因與防制

國內常見固定污染源排氣發生黃煙之類型

• 天然氣氣渦輪機發電機組

• 一般燃氣氣渦輪機(Gas Turbine, GT)在起爐 (start-up)期間常有黃煙(yellow-brown plume) 問題，此乃啟爐期間NO

濃度較高所致。

• 通常NO

濃度超過20 ppm肉眼即可看見 (部分 文獻指出在10多ppm肉眼即可看見)。但是隨著 負載的提昇，NO

即可逐漸降低。

• 光電蝕刻製程

天然氣發電機組NO _X 排放特性(1)

• 天然氣發電複循環機組是使用二或三組氣渦輪機(gas turbine，簡稱 GT)搭配一組熱回收鍋爐(Heat Recovery Steam Generator, HSRG) 及發電機，不僅可利用燃燒廢氣發電，更可利用廢熱回收產生蒸氣 再用另一部發電機發電，因此其熱效率和發電效率較高。

• 天然氣發電機組具有起停快速的特性，過去主要是擔任支援尖峰用 電的任務；而在國內，民營天然氣發電機組的運轉是受到台電公司 依用電量需求加以調度，因此大多為每天起停。

• 由於氣渦輪機的操作特性，每天啟爐時卻會有短時間(熱起機僅需約 30分鐘即可達到滿載)的高濃度NO

排放情形(最高可達90~100

ppm)，尤其NO

佔NO

比例(約20～30%甚至可能高達50%)又遠比 滿載時高出許多。而在一般情況下，NO

濃度大約20 ppm時，肉眼 即可看到不同濃淡程度的黃煙(即NO

的顏色)出現，因此常遭受到 民眾向環保機關陳情。但機組達到滿載後其NO

排放濃度即大多可 低於25 ppm，可符合環評加嚴標準。

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天然氣發電機組NO _X 排放特性(2)

• 當量比平均為0.28時，溫度的變化約在1800~2300F間，

此時NO

的變化在60~130 ppm間變化，顯示溫度對 NO

濃度的影響。在此時段內，起機影響最大，NO

排 放最高濃度為127.7 ppm。

• 當量比平均為0.38時，且燃燒參考溫度超過

2280~2350F後，低氮氧化物燃燒器DLN 2.6 在6Q燃 燒模式下，可瞬間使NO

降低至10ppm 以下，含氧量 維持在13.5~14%間，此時為最佳運轉模式。

• 起機過程NO

排放量為保證時段內排放之37%，停機過 程NO

排放量為保證時段內排放之12%，可見起停機的 NO

排放量高達單日總排放量的51%。

吳克金，「以CEMs分時監測三座氣渦輪機機組排放之氮氧化物 濃度修正與總排放量誤差估算」，元智機械碩論，97年

燃氣氣渦輪機起爐過程NO ₂ /NO _X 濃度變化

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GT起爐過程NO

濃度與 NO

/NO

比例變化

資料來源：Jung Hoon Yang, Jung-Il Yang, Dong Hyun Chun, Hak-Joo Kim, Ho-Tae Lee, and Heon Jung, “Catalytic process for decolorizing yellow plume”, Korean J. Chem. Eng., 28(2), 418-423 (2011).

一般氣渦輪機起爐期間NO _X 濃度變化

資料來源：Macak, J.J. “Evaluation of Gas Turbine Startup and Shutdown Emissions for New Source Permitting”, Proceedings of the Air & Waste Management Association Annual Conference and Exhibition, Orlando, FL, June 2001.

• 根據國內多家燃氣發電 機組民營電廠之環境影 響差異分析報告之定義，

• 熱起機為2～4小時

• 冷起機為5～6小時

• 停機為1小時

• 右圖顯示，O₂濃度達15%

時，NO_X濃度仍處於爬升 階段

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燃氣氣渦輪機NO _X 改善 (1)

• 新型GT的NO_X排放濃度已可達 10 ppm以下。

• 既有GT透過軟體調整：如嘉惠 電廠採用的GE機組採用該廠牌 專用的OpFlex軟體，經過測試 調整後，既可兼顧燃燒穩定性、

燃料用量和可改善起停爐和穩 定運轉期間的NO_X排放濃度。

在改善前，起爐期間NO_X最高 濃度可高達80~90 ppm，改善 後則可降低至約35 ppm。

• 加裝SCR。

燃氣氣渦輪機NO _X 改善 (2)

• 目前在北京、美國BACT/LAER、歐盟BAT和日本東京的GT NO_X排放標準 分別是30 mg/m³ (15% O₂)、2–10 ppm (或4–20 mg/m³, 15% O₂)、20 mg/m³ (15% O₂)和10 ppm (或20 mg/m³, 16% O₂)。由美國RBLC數據資 料針對25 MW以上的燃氣複循環機組所核准的排放標準顯示，絕大多數 (88%)的機組NO_X一小時平均值排放標準為2 ppm。這些機組皆採用DLN 乾式低氮氧化物燃燒器和SCR選擇性觸媒還原脫硝設備。

• 除了採用SCR才能達成上述排放標準之外，是需其他配套措施才能使NO_X 排放濃度持續符合相關排放標準

• 配合季節性的氣候變化，每半年調整氣渦輪機

• 持續監測天然氣品質：如熱值、Wobbe Index、露點、密度、H₂/CO濃度等

• 監測液氨品質：如純度

• 每年檢查觸媒活性衰減情形

• 每年調整還原劑噴注點位置(Ammonia Injection Grid)

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參考資料：Jinghai Zeng,Min Xing,Min Hou,Glenn C. England &Jing Yan, “How best management practices affect emissions in gas turbine power plants—An important factor to consider when strengthening emission standards”, Journal of the Air & Waste Management Association, 2018, VOL. 68, NO. 9, 945–957.

光電廠鋁蝕刻製程產生的黃煙

• 一般鋁蝕刻劑(aluminum etchants)是包含1-5% HNO₃、65-75% H₃PO₄和 5-10% CH₃COOH的溶液。

• 由於鋁和上述蝕刻液接觸後，會發生下列反應而形成NO2 Al + 3HNO₃ + 3H⁺ → Al³⁺ + 3NO₂ +3H₂O

• 另外，在太陽能電池業的粗糙化製程，也使用硝酸來蝕刻矽晶片，矽晶片 與硝酸反應後也會生成了NO₂ (濃度約在55 ppm)

Si + 4HNO₃ → SiO_2(s) + 4NO_2(g) + 2H₂O_(l)

參考資料：

• Ching-yi Wu and Ming-Shean Chou, “Reduction of nitrogen dioxide from etching vent gases by scrubbing with caustic sodium Sulfide solution”, J Chem Technol Biotechnol 2014; 89: 1850–1858. DOI 10.1002/jctb.4266

• 李燦庭、李書哲、徐瑞坤、邱耀平，「以Na2SO3去除NO2於洗滌塔內之效率研究－乙太陽能電池廠為例」，工業安

全衛生 262期 ( 2011/04) , 54-68

光電廠鋁蝕刻製程產生的黃煙之去除方法

• 以Na₂S為吸收劑去除NO₂之化學反應

2NO₂ + Na₂S → N₂ + Na₂SO₄ 4NO₂ + Na₂S → 4NO + Na₂SO₄

8NO₂ + Na₂S + NaOH → 8NaNO2 + Na₂SO₄ + 4H₂O

• 以Na₂SO₃為吸收劑去除NO₂之化學反應

2NO₂ + 2NaSO₃ → 0.5N₂ + Na₂SO₄

• 以上二種去除NO₂之吸收劑在國內皆已有光電及太陽能廠實際應用案例。

• 由於光電及太陽能廠之NO₂皆非因燃料燃燒產生，且其排氣溫度皆為常溫，

如擬以SCR或SNCR脫硝，則皆須將煙氣升溫至300多或900多C，則在 能耗及處理成本上較不利。

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固定污染源排放管道

藍煙(Blue Plume)之成因

與防制

• 一般而言，SCR觸媒會促進二種我們不希望產生的污染物，SO₃和N₂O。SO₃通常是 含硫燃料經過燃燒形成SO2之後，部分在鍋爐內的燃燒溫度下進一步氧化生成；或者 在SCR脫硝設備被觸媒氧化所產生。

• SO3會與SCR還原劑NH3反應形成硫酸銨((NH4)2SO4)或硫酸氫銨((NH4)HSO4)。 reacts with ammonia in the flue gas to form ammonia sulfates. Ammonium sulfur salts deposit on the catalyst and on

downstream equipment such as the air preheaters. SO3 and ammonium sulfate formation is primarily a concern for higher sulfur coals. Additional costs for air preheater modifications are included in the cost analysis when the sulfur content of fuel is greater than 2 percent or the SO2 content of the fuel is

greater than or equal to 3 lb/mmBtu. Increasing the number of catalyst layers, while increasing NOx removal efficiency, can also lead to an increase in the conversion of SO2 to SO3 [64]. In addition, SO3 emissions cause “blue plume” from the unit and have become an emissions concern.

• SO2 and SO3 Concentrations in Gas Streams

• Sulfur in the fuel forms SO2 during combustion in the boiler, i.e., boiler conversion rate, and some of the SO2 is further oxidized to SO3 within the boiler. In a coal-fired boiler, approximately 0.5 to 1.5 percent of SO2 is converted to SO3 at typical combustion temperatures, however, as the temperature drops more SO3 can be formed.9 Additional SO3 is formed when SO2 passes through the SCR catalyst (i.e., SCR conversion rate). SCR catalysts can be designed for ranges of conversion such as 0.2 to 0.8 percent per catalyst layer (for 3 layers of catalyst, this would result in conversion of 0.6 to 2.4 percent).

SO3 will combine with water to form sulfuric acid (H2SO4) or sulfuric acid mist. Concentrations of SO3 and H2SO4 of 6 to 10 ppm can cause a visible plume, or a blue plume [66].

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• 美國1980年代由於酸雨問題嚴重，在1990年空氣清淨法修正(Clean Air Act Amendment)後，美國環保署制訂了酸雨計畫(Acid Rain Program, ARP)，實施了SO₂和NO_X總量管制和排放交易制度。除了設定減量目標，

逐年減少各廠各製程排放權(Allowance。一噸SO₂為一個單位)，當排放量 超過排放權(Excess Emission)時，其空汙費將激增數十倍。

• 由於排放權的逐年縮減以及排放價格逐年激增並遠超過空氣污染防制處理 成本，因此各燃煤電廠開始積極設置FGD和SCR等脫硫脫硝防制設備。

• 2000年，在美國電力公司Gavin電廠首次出現藍煙(Blue Plume or Blue Haze)／黃煙現象。該廠在總容量為2,600 MW的多部機組安裝了SCR和 濕式FGD後，煙囪排煙由原來幾乎看不到的煙柱，改變為較為濃厚的藍色

／黃色煙柱，對電廠的景觀產生嚴重的影響。

可見煙柱(Visible Plume)的成因和影響因素

• 可見煙柱形成的原因

• 煙囪排煙出現可見煙柱的主要原因是：煙囪排出的煙氣中含有硫酸的氣溶膠；排出煙氣中亞 微米顆粒粉塵的存在，使得H₂SO₄以亞微米顆粒粉塵作為凝結中心，加強了凝結過程；硫酸 氣溶膠的粒徑非常小，對光線產生散射；由於顆粒的尺寸和可見光的波長接近，屬於瑞利散 射。瑞利散射的特點是：散射光的強度與波長的四次方成反比，因此短波的藍色光線散射要 比長波的紅色光線強許多，最終使得煙囪在陽光照射的反射側，排煙的煙柱呈現藍色，而在 煙柱的另一側(透射側)呈現黃褐色。

• 可見煙柱的影響因素

• 影響煙柱顏色和不透明度(濁度)的主要因素是：氣溶膠顆粒粒徑的大小和濃度、太陽光的照 射角度、煙囪的排煙溫度、大氣環境條件。

• 在大多數的情況下，尤其是H₂SO₄氣溶膠、水、亞微米顆粒同時存在時，凝結是主要的生成 機理。煙柱的不透光率主要受到煙氣中可凝結物和亞微米飛灰濃度的影響。當H₂SO₄濃度較 低或中等時，亞微米煙塵的粒徑分佈對煙柱的濁度有明顯的影響，主要是由於這些顆粒發揮 了氣相H₂SO₄凝結中心的作用。因此，當燃煤電廠設置了符合環保標準的高效率除塵設備、

SCR脫硝設備和FGD排煙脫硫設備後，在無法進一步降低亞微米顆粒物排放濃度的情況下，

除由於煙柱中水蒸汽凝結所造成的白色煙柱之外，SO₃的排放成為影響煙柱顏色和不透光率 最主要的因素。

• 在大多數情況下，當煙氣中硫酸氣溶膠的濃度超過10 ppm時，會出現可見的藍煙／黃煙煙柱，

且硫酸氣溶膠的濃度越高，煙柱的顏色越濃、煙柱的長度也越長，嚴重時甚至可以落地。

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SO ₃ 的產生與轉化

• SO₃形成的途徑非常複雜，主要取決於鍋爐的燃燒、燃料成 分、操作參數、脫硫、脫硝設施運行狀況等。燃煤在鍋爐爐 膛的燃燒過程中，幾乎所有的可燃性硫都被氧化成為氣態 SO₂和SO₃，其中絕大部分是SO₂，僅有0.5%~2% (也有文 獻指出1~5%)的SO₂會進一步氧化成SO₃。

• 在鍋爐省煤器420～600℃的溫度範圍內，部分SO₂在氧化鐵 的催化作用下生成SO₃。

• SCR中以TiO₂為載體、V₂O₅或V₂O₅-WO₃、V₂O₅-MoO₃為活 性組分的催化劑，既具有較高的脫硝效率，但同時也促進了 SO₂向SO₃的轉化，其轉化程度取決於觸媒的配方和SCR的 操作條件。一般來說，對於” “煙煤”「每層」SCR觸媒催化 劑SO₃的轉化率約為0.25%～0.5% (也有文獻指出為

0.2%~0.6%)，對於“低硫亞煙煤”「每層」的轉化率約為 0.75%～1.25%。因此，在有2~3層催化劑的SCR系統中，

SCR出口煙氣中SO₃的濃度會比入口增加約50%。一般而言，

在SCR中，SO₂約有0.5~1.5%會被氧化為SO₃。

燃煤含硫量與SO ₃ 濃度的相關性

33

氣溶膠的形成

• 當含有氣態SO₃或H₂SO₄的煙氣通過濕法煙氣脫硫系統時，由於煙氣被急 速冷卻到酸露點之下，且這種冷卻速率比氣態SO₃或H₂SO₄。被吸收塔內 吸收劑吸收的速率要快得多，因此，SO₃或H₂SO₄不僅不能有效脫除，而 且會快速形成難於捕集的亞微米級的H₂SO₄酸霧。一般來說，酸霧中顆粒 較大的霧滴是可以被吸收塔除去的，但是對亞微米級的霧滴，傳統的吸收 塔則無能為力，形成的亞微米級的霧滴只能通過煙囪排入大氣。(但可透 過濕式靜電集塵器WESP有效去除)

煙氣中SO ₃ 的潛在危害和影響

• 對環境的影響

• 當H₂SO₄氣溶膠與下沉煙柱結合時，煙囪附近的環境污染濃度明顯提高，結合氣象條件，

在煙囪鄰近區域會出現酸霧，如這種酸霧持續時間較長，則會損害建築物和植被。

• 對機組設備的危害

• 煙氣中SO₃對機組設備的危害主要為低溫腐蝕、高溫結垢、堵塞設備。SO₃會提高酸露 點(Acid Dew Point, ADP)，和煙氣中的水氣結合形成硫酸液滴，當排煙溫度低於酸露點 時會凝結並腐蝕管道或相關設備金屬。在600~650℃的溫度區域，SO₃會與氧化金屬表 面發生催化反應，生成三硫化鐵或亞硫酸鹽而結垢。SO₃還會與SCR脫硝噴入的還原劑 NH₃反應形成硫酸鹽顆粒，尤其是(NH₄)₂SO₄和(NH₄)HSO₄，這些物質會導致低溫設備 表面的汙損和堵塞。

• 硫酸銨沈積在飛灰表面，當飛灰中的NH₃含量超過5 ppm時會被釋放(off-gassing)產生異 味，這會影響飛灰當作副產品的銷售(salability)以及透過掩埋方式的處置。

• 形成藍煙造成觀感不佳

• 違反不透光率和PM質量濃度排放標準、SO₃排放標準(部分國家有訂定 SO₃應小於5 ppm或5 mg/Nm³)

• 為PM_2.5前趨物，形成霧霾

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H ₂ SO ₄ 濃度和酸露點的關係

參考資料：R.K. Srivastava , C.A. Miller , C. Erickson & R. Jambhekar (2004) “Emissions of Sulfur Trioxide from Coal-Fired Power Plants”, Journal of the Air & Waste Management Association, 54:6, 750-762, DOI: 10.1080/10473289.2004.10470943

譬如，將煙氣中的SO₃濃度從20 ppm降到2 ppm，可使 酸露點從原本的285ºF (140.6ºC)降到約250ºF (121.1ºC)。

SO ₃ vs Opacity

• 燃煤機組如設有wet FGD，當煙氣中的SO₃濃度達 4 ppm時，則可能不容易福何不透光率應小於20%

的排放標準。當煙氣中的SO₃濃度達10 ppm或更高 時，即使燃煤機組沒有裝設濕式洗滌塔，也會形成 可見的藍煙(visible “blue” plumes)。如果燃煤機組 有裝設wet FGD時，其排煙著地距離會比未裝設 wet FGD時更靠近排氣煙囪，且其著地濃度也會遠 高於未裝設wet FGD的排煙著地濃(ground level SO₃ concentrations)。美國Gavin Power Plant和 Cinergy/PSI Gibson二家發電廠就面臨這樣的情況，

其SO₃排放濃度接近或遠高於13 ppm。

• 另一個SO₃所引發的議題是可能容易違反PM排放 標準。未來如果粒狀物排放標準納管可凝結粒狀物 (Condensables Particulate Matter, CPM。如

H₂SO₄氣膠)時，在某些排放管道SO₃氣膠濃度將會 貢獻相當大比例的PM排放量(1 ppm SO₃相當於4 mg/Nm³)。

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參考資料：Peter M. Walsh, Joseph D. McCain, and Kenneth M. Cushing,

“Evaluation and Mitigation of Visible Acidic Aerosol Plumes from Coal Fired Power Boilers - Final Report”, EPA/600/R-06/156, September 2006.

• 由於凝結的硫酸液滴平均粒徑(0.1~1.0 μm)剛好接近可見光波長(0.4~0.7 μm)，因此可以 很有效率地將可見光散射。 這就造成排放煙柱變成可見煙柱(visible plume)，而這股可見 煙柱的顏色則視煙柱、陽光和目擊者的相對位置而有所不同(通常是藍白色或黃棕色。

參考資料：G. Blythe and K. Dombrowski, “SO₃Mitigation Guide

SO ₃ 濃度、H ₂ SO ₄ 粒徑和不透光率的相關性

• 除了硫酸液滴的濃度之外，硫酸液滴的平均粒徑也有影響排放煙柱的不透光率的 高低，其影響如下圖所示。下圖的SO₃濃度、硫酸液滴粒徑和不透光率的相關性 是在煙囪直徑7.6 m的環境下所建立的。一般在wet FGD的酸性液滴平均粒徑大 約是0.3 m，但是在某些情況下也有可能會產生更大的平均粒徑。

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參考資料：G. Blythe and K. Dombrowski, “SO₃Mitigation Guide Update - Final Report”, EPRI Report No. 1004168, , March 2004.

煙氣SO ₃ 減量方式選項

• 煙氣SO₃ 減量方式有好幾種選項，一般可概分為物理法和化學法二大類。

• 物理法包括：

• 燃料混拌(fuel blending)、濕式靜電集塵器(wet electrostatic precipitators, WESP)和在空氣預熱器 降溫(condensing air heaters)

• 化學法包括：

• 在燃料中拌入鹼性添加劑、在煙氣中噴水及/或各種鹼性物質和硫酸(vapor phase sulfuric acid)。然 後再透過後面的粒狀污染物防制設備將其所形成的鹽類結晶去除。

• 一般使用的鹼性物質包括氧化鎂MgO、氫氧化鎂Mg(OH)₂、碳酸氫鈉NaHCO₃、亞硫酸鈉NaHSO₃、 氨NH₃、熟石灰Ca(OH)₂、部分燒結的白雲石(CaMg(CO₃)₂)等。

物理法-添加鹼性物質去除

• 爐內噴鹼性物質(Furnace Sorbent Injection, FSI)

• 在爐膛中噴注鹼性物質(鈣基、鎂基吸收劑)可有效減少 SO₃排放。如爐內噴鈣技術，既可脫除部分SO₃、防止 SCR的砷中毒，又對SO₃的去處相當有效(SO₃去除率最 高可達90%。

• 管末噴注鹼性物質(Dry Sorbent Injection, DSI)

• 可選擇在爐後或省煤器的出口噴入鹼性物質(如

Trona (Na₂CO₃·NaHCO₃·2H₂O))既可減少SO₃ ，對空氣 預熱器的腐蝕，也可有效地降低SO₃的排放。一般來說，

要控制SO₃ 的排放，鹼性物質的噴入位置應設置在空氣 預熱器之後。但對於存在空氣預熱器低溫腐蝕的機組，

應把吸收劑的噴注點選在空預器的上游，且加裝必要的 清洗裝置。在除塵器前噴注鹼性吸收劑時，必須考慮對 除塵器的影響，如入口粉塵濃度的增加、粉塵比電阻的 變化等。典型CFB和NID工藝對SO₃ 脫除率可以達

80%~90%。

41 圖片來源：https://www.environmental-expert.com/services/so2-so3-hcl-and-hg-reduction-solutions-438790

物理法-添加鹼性物質去除

物理法-除塵器前噴氨

• 在空氣預熱器後和靜電除塵器之間噴注氨，一方面可有效地脫除煙 氣中的SO

，其脫除率約90%；另一方面也可對飛灰進行調質，通 過飛灰的凝結來改善ESP的性能。

• 相對於SCR容易增加SO

的生成量，空氣預熱器(air preheaters)則 會減少SO

濃度。雖然減少的幅度會因機組的不同而有差異，但是 通常其減量幅度跟煙氣溫度以及預熱器的型式有關(不管是

regenerative或tubular)。當煙氣降溫(quench)越快和預熱器出口溫 度越低，SO

減少得越多(通常降幅大約為10%~50%)。

• 但是如果預熱器出口溫度降到低於260C時，會有形成H₂SO₄的風險存在。

• 低溫時的SO₃ 也可能會和SCR或SNCR的逸氨反應形成(NH₄)HSO₄沈積在預熱 器表面、造成堵塞和增加壓損。

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物理法-靜電集塵器ESP和濕式FGD

• 乾式靜電集塵器也能去除部份SO₃濃度(降幅 大約為10%~50%) ：其SO₃減量幅度與煙氣 溫度和飛灰成分有關。飛灰中若含有大量的 鹼性物質，則可將SO₃吸附轉移到飛灰表面，

但是由於SO₃也是粒狀物電阻的調節劑，因 此可能會降低ESP的粒狀物捕捉能力。

• 濕式FGD也能去除部分SO₃濃度(降幅大約為 30%~40%) ：因為在濕式FGD的排氣溫度是 遠低於H₂SO₄的酸露點，因此SO₃會轉化為 H₂SO₄液滴。其減量幅度與洗滌塔的設計特 性有關，尤其是洗滌塔內的溫度剖面。由於 一般洗滌塔對於H₂SO₄氣膠的去除能力有限，

因此大部分SO₃在洗滌塔中的轉化的H₂SO₄ 液滴會排出煙囪。外要提醒的是，目前的檢

測方法難以區分煙氣中SO₃和H₂SO₄液滴。 圖片來源：C. Nagata, S. Suzuki, K. Miyake, and K. Tomimatsu, “Historical Review of Wet type Electrostatic Precipitator Technology for Industrial and Power Applications in MHI-MS”, IJPEST, 8(1): 27-36, 2014.

物理法-濕式靜電集塵器WESP

• 濕式靜電除塵器(WESP)能有效地收集亞微米顆粒和酸霧。WESP 可以設計成立式或臥式的，收集表面可以是管式的或是平板式。管 式WESP的占地面積較小，效率一般比平板式要高。WESP可與濕 式洗滌塔集成在一起，收集從洗滌塔逃逸出來的細小硫酸霧滴，其 對SO

的脫除率可達95%，煙柱的不透光率幾乎可降到接近零。

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採用ROFA技術降低SO ₃ 的生成

• 一般已被接受的SO₃生成機制是SO₂分子和氧原子自由 基(free radical)、某第三 物質(“third body”)碰撞後形成 SO₃。在火焰溫度(~2500ºF1371ºC)，經過熱力平衡計 算顯示，燃料中的總硫約有99.9%是以SO₂的型式存在。

當溫度低於700ºF (371ºC)時，則原本的平衡關係變成 燃料中的總硫約有99.9%是以SO₃的型式存在。但是在 實務上，燃燒後的SO_X最多僅有約3%會以SO₃的型式存 在，因為當火焰溫度低於1500ºF (816ºC)時，氧原子 自由基的生成速率會變得非常慢。

• 經由均相氣相反應形成的SO₃濃度高低受SO₂濃度、O₂ 濃度、氣相溫度、含水率和其他反應性氣體的濃度影響。

• ROFA (Rotating Overfire Air)技術是利用把強湍流和旋 轉渦流結合起來，使得爐膛得到更有效的分級燃燒。由 於充分的混合和特殊的設計，ROFA產生的NO_X、CO、

未燃碳、氧量和可燃物以及SO₃要比其他的火上風 (Overfire Air, OFA)燃燒控制的方式更低。據統計，

ROFA在不使用任何吸收劑的前提下，通過對燃燒的調 整可以在減少50%的NO_X的同時，減少80%的SO₃排放。

化學法-調整SCR觸媒配方

• SCR中以TiO

為載體的催化劑，具有高的脫硝效率，且其中的TiO

具有較強的抗SO

性能，WO

有助於抑制SO

的生成，但V

O

或 V

O

-WO

、V

O

-MoO

能促進SO

向SO

的轉化。此外，SO

/SO

的轉換率還與SCR的面積速度(即煙氣流速與催化劑的表面積之比) 有關，面積速度越大，SO

/SO

的轉換率越小。因此，在選擇SCR 以TiO

為載體的觸媒時，可合理調整V和W的配比，適度減小觸媒 的壁厚，在不影響脫硝效果的前提下，可有效控制脫硝階段的SO

的生成。

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化學法-燃料切換和混煤摻燒

• 採用產生SO

較少的亞煙煤和煙煤混燒，降低燃煤硫份，減少煙氣

SO

濃度，也降低爐膛和SCR中SO

向SO

的轉化，亞煙煤的高含

量鹼性灰份也有助於空預器和除塵器中SO

的捕集。

敬請指教！ Q＆A

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