电除尘是利用高压电源产生的强电场发生电晕放电，使悬浮尘粒在电场力的作用下，将悬浮尘粒从气体中分离出来的技术。下面是我精心推荐的电除尘技术论文，希望你能有所感触!
减排节能电除尘新技术应用研究
【摘要】本文从电除尘器技术发展现状、减排节能电除尘新技术，以及其他技术这三个方面对减排节能电除尘新技术应用研究进行阐述。
【关键词】减排节能;电除尘技术;应用;研究
中图分类号： TE08 文献标识码： A
一、前言
随着科学技术的不断发展，为了更好的进行节能减排，并且减少污染物的排放，节能减排电除尘新技术得到了广泛的应用。
二、电除尘器技术发展现状
我国全面系统地对电除尘器技术进行研究和开发始于上个世纪60年代。在1980以前，我国在国际电除尘器领域还处于非常落后的地位。改革开放以来，我国国民经济持续不断地高速增长，环境保护对国民经济的可持续发展显得愈来愈重要。受市场经济下的利益驱动，国内许多大、中型环保产业对电除尘器进行技术研究和开发方面的投入不断加大，电除尘器的应用得到了长足的发展。国家更是将高效电除尘器技术列入“七五”国家攻关项目。通过对引进技术的消化、吸收和合理借鉴，到上世纪90年代末，我国电除尘器技术水平基本上赶上国际同期先进水平。
进入21世纪以后，我国把“大力推进科学技术进步，加强环境科学研究，积极发展环保产业”作为经济发展的重要相关政策，环保产业进一步得到重视。随着国家对污染控制要求的不断提高，对粉尘排放的要求也大幅提高。电除尘器作为控制大气污染、解决环保与经济发展之间的矛盾的主要设备之一，其应用技术进一步得到飞速发展。
目前，电除尘器已广泛应用于火力发电、钢铁、有色冶金、化工、建材、机械、电子等众多行业。我国作为世界电除尘器大国立足于国际舞台，不仅在数量上，而且在技术水平上都已进入国际先进行列。电除尘器技术从设备本体到计算机控制的高低压电源，以及绝缘配件、振打装置、极板极线等已全部实现国产化，并且已有部分产品出口到30多个国家和地区。
在1980年以前，我国电除尘器的规模绝大多数都在100m2以下，而其行业占有量为有色冶金行业32% ，钢铁行业30% ，建材行业18% ，电力行业8% ，化工行业5% ，轻工行业4% ，其他行业0% 。
随着我国经济的飞速发展，尤其是电力、建材水泥行业的发展达到空前水平，到上世纪90年代中期，电除尘器行业占有量的格局已改变为：电力行业72% ，建材水泥行业17% ，钢铁行业5% ，有色冶金行业3% ，其他行业3% 。目前火力发电行业的电除尘器用量已占全国总量的75% 以上，648m2的电除尘器已在100MW的火电厂中成功运行。在化工行业，由于受国际硫磺价格的影响，从上世纪90年代中期采用硫磺制酸工艺取代硫铁矿制酸工艺的企业急剧上升，使得电除尘器的行业占有量也随之大幅下降，直到近两年才有触底反弹的迹象。
三、减排节能电除尘新技术
1、余热利用提效技术
在火力发电中，由于煤粉变粗、煤的含水量过多等因素很容易造成锅炉排放的烟雾温度过高，很大程度地降低了电除尘器的工作效率。煤烟温度的过高对电除尘器的影响主要表现在：
1)高温烟雾会增加烟气量，同时使得电场的风速增加，造成烟尘经过电除尘器的处理时间变短，降低除尘效率。
2)高温烟雾也会降低电场的击穿电压，增加了气体分子间的间隙，不利于电子与之碰撞，从而造成电离效应增加，降低除尘效率。
3)容易形成反电晕(除尘器极板上高比电阻尘产生的局部放电)，早晨尘粉二次飞扬，降低除尘效率。
2、高频供电技术
火电厂使用的电源主要为工频段在50Hz 的常规电源，而高频电源对电子和微电子等技术的应用，利用波形转换可以满足电除尘电力要求的同时，有很多优点：
1)提高效率。如果给电除尘器使用高频电源，利用高频电源的电气特性以及放电的性能，可以将电除尘的效率提高很多倍，同时还能降低烟气的排放量。
2)节能。同样利用高频电源的一些特性，可以将电除尘的效率因数提高至0.9，更加的节省能源消耗。
3)体积小，使用便捷。普通的电源在制作中由于工艺的局限性，很难在现有的基础上将体积进一步缩小。而高频电源则因使用的变压器与控制系统集成的技术，体积很小，在安装中可以考虑安装在电除尘器的顶部。集成化的特点也决定了其可以使用更少的电缆，也更加节省空间。
4)绿色环保。高频电源采用了三相电源供电的方法，使用起来对整个电网的影响小，其最大的特点还是无缺相的损耗以及无污染，同时在电路的设计中增加了短路、开路、超温保护等功能，完全可以在十分恶劣的条件下使用。
3、三氧化硫调质技术
三氧化硫是火电厂烟气的主要污染物之一，所以在电除尘技术中如果能减少三氧化硫的排放量，或者能进一步减小排放的三氧化硫对环境的污染，才能达到国家减排的要求。三氧化硫烟气调质技术可以将一定量的三氧化硫与烟气中的少量水分通过一定手段结合成酸气溶胶，这种溶胶在通过除尘器的时候能够轻易地吸附于粉尘表面，从而达到电除尘的效率。
4、低二次扬尘技术
低二次扬尘技术主要是为了解决在电除尘过程中烟气在电风作用下产生的二次扬尘带来的除尘效率低的问题。低二次烟尘技术主要有以下几种措施：
1)对电除尘器内部的振打机构进行一定的改进，优化振打工作的程序，通过合理配置振打的强度以及去除不必要的振打来降低二次扬尘的浓度，让聚集在极板上的粉尘聚成块状而脱落。
2)对电场进行改进来克服高流速下的二次扬尘。目前使用的对电场的改进主要有使用高频电源来减少电晕闭塞，增加电场的工作效率;在电场中增加变阻流格栅，减少扬尘量;增加电场的面积来扩大对烟气流通的阻断作用范围，进一步降低风速。
5、气流分布技术
在对火电厂电除尘技术进行改进的时候，出了对于烟尘成分的研究，还出现了一种气流分布的新技术。这种技术是考虑了在大型的电除尘器中气流分布和浓度分布对于排放量的影响。
为了解决这种气流分布不均带来的影响，气流分布技术从最原始的检测分析入手，通过对电除尘器内部的结构以及气道中气流分布装置的安装情况进行研究，经过一系列的实验来找到影响气流分布的原因，从而对症下药。这种技术主要是通过复杂的运算来找出修正的方案，可以有效保证气流室内的气流分配均匀，最大限度地提高电除尘的效率。
四、其他技术
1、机电多复式双区电收尘技术
常规的电除尘器粉尘荷电与收尘功能是在同一个电场内完成，电场场强往往受荷电电压限制，使电除尘效果不能得到最佳发挥。这里提供一种阴阳极分小区布置、复式组合的机电多复式双区收尘电场新型产品技术，根据设计要求，可沿电场长度方向设置2~3 组荷电与收尘小区并呈复式交错布置。
2、节能电控提效技术
主要是通过对不同煤种、不同工况、不同负荷条件下的各种运行数据的分析、归纳和总结，对电场动态伏安曲线族与工况特性变化的关系规律进行对比和分析，建立不同的工况特性分析诊断的数学模型，基于该模型可以可靠地计算出电除尘器的反电晕指数和常电晕指数，正确地反映整台电除尘器的工况状态和变化趋势。结合锅炉负荷、烟气量、烟气温度、吹灰信号等多种信号;自动分析、诊断电场工况;实时自动选择高压供电的供电占空比和运行参数;实现综合节能，使电除尘器始终运行在功耗最小、效率最高状态。
3、湿法电收尘技术
湿法电除尘器采用洗涤电极的方法，可确保电极清洁，并可有效捕集细微粉尘、去除 SO3及一些重金属等，主要应用在冶金环境除尘等常温型工况场合。用在燃煤锅炉湿法脱硫后，可捕集逃逸的 PM2.5 细微粉尘等，有效解决石膏雨等问题，实现近似零排放。但要注意解决好设备防腐以及废水循环处理。
4、全布袋技术和电加袋技术
全布袋除尘工艺不仅在技术上可行，且具有投资省、占地少、运行费用低等优势，是符合我国特点的新技术，是典型的节能环保工程。电加袋除尘器由电除尘器改造而成，改善了电除尘器的除尘效率收粉尘“比电阻”的影响很大，除尘效率低的缺点。
五、结语
总的来说，各种新技术的不断被研发和应用，极大地促进了节能减排技术的发展，在一定程度上减少了颗粒污染物的排放，促进了生活环境的改善。
参考文献
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布袋除尘器作为一种高效除尘设备，目前已广泛应于各工业部门。近年来，随着国民经济的发展以及愈来愈严格的环境保护要求，布袋除尘器在产量上有了相当大的增长，品种也日渐增多。因此，在设计工作中合理地选定布袋除尘器的基本参数，正确地进行除尘系统设计，不仅对于控制污染、保护环境有重要作用，而且对于提高设备处理含尘气体的能力，降低设备投资从而减少工程造价，也具有极重要的经济意义。本文就布袋除尘系统设计实践中常遇到的两个问题，试图从设计的角度并结合笔者的工作实践作一探讨。
1 过滤风速问题
过滤风速的选取，对保证除尘效果，确定除尘器规格及占地面积，乃至系统的总投资，具有关键性的作用。近年来，在工程项目除尘系统设计中，对过滤风速的选取有越来越偏低的现象究其原因可能是：
(1)有些设计者认为过滤风速取低一些，可以提高除尘效率，增强清灰能力，延长清灰周期，从而延长滤袋使用寿命；
(2)过去有些文献或专著特别强调过滤风速不能取得太高，以免阻力增大，运行费用提高；
(3)目前国产的布袋除尘(小型布袋除尘机组除外)产品样本规定的过滤风速，大都在2.5 m/min以下，较为普遍的是在1.0~1.5 m/min范围，对于大布袋则在1.0 m/min以下，即使是采用压缩空气喷吹清灰的脉冲袋式除尘器，其过滤风速最高也只是在3.0 m/min左右，超过4 m/min的较为少见。于是，设计者往往易于在产品样本推荐的过滤风速下，再降低一定的数值来确定过滤面积，从而导致过滤风速取值偏低。
基于上述原因，设计工作中过滤风速取低0.1~0.25 m/min的现象大量存在。
应该说，上述理由并非毫无道理。但是，如果轻易地降低过滤风速，即使降低的绝对值较小，如0.1~0.25 m/min，由此将使过滤面积增加约10%，设备投资也将增加近10%，处理的风量越大，增加的投资必然越多，设备的占地面积亦相应加大。显然，这是不经济的；此外，孤立地看待上述理由，也是不合适的。
那么，如何正确地选定过滤风速呢?实际上这是一项较复杂的工作，它与粉尘性质、含尘气体的初始浓度、滤料种类、清灰方式有密切的关系。然而，从设计角度讲，应该也可以抓住主要问题进行分析。这是因为，目前国内产品中可供选择的滤料种类及其清灰方式相对讲不是很多，滤料及其清灰方式相应地易于确定；至于初始尘浓，除了工艺提供资料外，或经实测取得一手数据，或按设计者的经验确定。这就是说，影响过滤风速的尘浓、滤料及清灰方式三个因素相对的说较易合理地确定。
所以，笔者认为，正确选择过滤风速的关键，首先在于弄清粉尘及含尘气体的性质，其次要正确理解和认识过滤风速与除尘效率、过滤阻力、清灰性能三者之间的关系。
对于粉尘及含尘气体的性质，应最大限度地掌握以下几点。
第一，要弄清粉尘的粒径分布。粉尘的粒径是它的基础特性，它是由各种不同粒径的粒子组成的集合体，单纯用平均粒径来表征这种集合体是不够的。
第二，要弄清粉尘的粘性。粘性是粉尘之间或粉尘与物体表面分子之间相互吸引的一种特性。对布袋除尘器，粘性的影响更为突出，因为除尘效率及过滤阻力在很大程度上取决于从滤料上清除粉尘的能力。
第三，应弄清粉尘的容重或堆积比重，即单位体积的粉尘重量。其中的单位体积包括尘粒本身体积、尘粒表面吸附的空气体积、尘粒本身的微孔、尘粒之间的空隙。弄清粉尘的容重，对通风除尘具有重要意义，因为它与粉尘的清灰性能有密切的联系。
第四，应弄清含尘气体的物理、化学性质，如温度、含湿量、化学成份及性质。这些参数的确定与除尘附加处理措施、过滤风速的选择有着直接间接的关系。如有的含尘气体含有氯化物等化学成份，一般氯化物易于“吸潮”，如不采取附加的措施，可能导致“糊袋”。
应该承认，要全面准确地收集上述四方面的数据，从我国目前的设计实践看，客观上还有一定的困难。但是，作为设计师，至少应对其有定性的了解。
对于过滤风速与除尘效率、过滤阻力、清灰性能三者之间的关系，可以从下述三方面来进行分析。
第一，除尘效率方面。我们知道，从除尘机理上说，有惯性效应(包括碰撞、拦截)和扩散效应。对粉尘粒径而言，按Friediander的理论，对滤料单一纤维的除尘效率为
式中 KD、KI———由烟气温度、粘度、密度确定的常
数；
dF———单一纤维直径；
dp———粉尘粒径；
VS———过滤风速。
由上式可知，若dp为1μm以下的微尘，借助扩散效应能有效地捕集，适当降低VS可以提高除尘效率η；若dp为5~15μm以内的粉尘，借助惯性效应能有效地捕集，提高VS可以提高η。实践证明，对一般性烟尘，提高过滤风速VS对除尘效率η影响甚微。
第二，过滤阻力方面。过滤阻力随滤料上粉尘量的增大而增大，滤料不同，单位滤料面积上容尘量也不同，但从工程角度讲，其差异必竟较小，一般仅从粉尘粒度来考虑滤料的容尘负荷，对粒径大的即粗粉尘取300~1000 g/m2，对微细粉尘取100~300g/m2。国内在80年代初就有专著介绍过对水泥粉尘的滤尘量、过滤风速、过滤阻力三者关系的实测数据，见表1。
从上表数据可以看出：当滤尘量一定时，过滤风速增加1倍，阻力增加25%~50%；即使过滤风速增加2倍，阻力增加亦不到80%，而且过滤风速越低，阻力增加的百分比越小；反过来说，当滤尘量一定，过滤风速降低1倍时，阻力降低不到30%。可见，过滤风速的增减与过滤阻力的增减并不成正比，如果简单地用降低过滤风速的办法来达到降低过滤阻力从而降低运行费用的目的是欠妥的。
第三，清灰性能方面。粉尘的清灰性能与粉尘的性质，即粘性、粒度、容重有极大的关系。粉尘的粘性大、粒度小、容重小，清灰困难，过滤风速应取低一些，反之可取高一些。国内有人做过实验，对于滑石粉类中细滑爽尘，在所有工况条件下，仅需一次反吹清灰，滤袋阻力即可恢复原值，二次积尘几乎全被吹落，滤袋再生较好，反吹风量比率仅需25%~30%；而对于氧化铁类超细粘性尘，通常需要连续多次反吹清灰，才能有效降低滤袋阻力，还难以复回原值，反吹风量比率高达50%~70%。这就证明，对某一确定的布袋除尘器，粉尘的清灰性能主要取决于粉尘及其含尘气体的性质，并不是所有的粉尘，只要过滤风速取低些，就可增强清灰能力。
此外，在滤料确定的情况下，降低过滤风速可以延长清灰周期，但是滤袋的寿命并不完全取决于清灰周期。因为当确定了某个过滤风速时，滤袋的不同地方过滤风速也不同，国外做过的实验发现，在一条滤袋上的局部过滤速度相差可达4倍，甚至超过4倍!
综上所述，可以得出这样的结论：盲目地降低过滤风速并不完全能保证提高除尘效率，也不一定能相应地降低过滤阻力，还可能造成不必要的经济损失。只有在充分了解粉尘性质及系统特性，正确理解过滤风速与除尘效率、过滤阻力、清灰性能之间的关系，并在这两者的结合上有一个清晰的认识后，才可能合理地确定过滤风速。
2 大气反吹布袋除尘器的反吹风压问题
大气反吹布袋除尘器国内生产厂家、型号比较多，国外引进工程中采用这种设备的也不少。反吹风清灰的空气可以取自大气，也可以取自经过本设备净化后的“烟气”。这种除尘器以其维护管理简便，在处理大流量含尘气体时占地面积小的优点而被广泛采用。但是，近年来我们通过一些实地调查和测定，发现有些设计者对反吹风清灰的风压考虑不周，有的甚至在设计大气反吹布袋除尘系统时，还没意识到必须认真考虑反吹风压这个问题，因而投入运行后不久，由于滤袋积灰得不到有效清理而使滤袋阻力上升，当积灰达到某一厚度时，反吹效果几乎为零，导致除尘器不能正常工作，吸尘点粉尘大量外逸。更有甚者，有的设计者在现场处理这样的问题时，不去认真找出系统设计中的问题，而是简单地采取加大风机电机功率以增加风压的办法，以致白白地增加能耗及噪声污染。
笔者曾对西安某厂抛丸除尘系统进行了现场测定。该厂在系统中选用HBF-XⅣ/Ⅱ型横扁袋反吹式除尘器，过滤面积420 m2，系统的简图如图1。
该系统中，设计者从尽可能减少除尘系统管路阻力的原则出发，除尘器入口前管路计算阻力为800 Pa，初始尘浓度计算值为30 g/m3，实测为27.8g/m3，采用沉降室加布袋两级除尘，选用风机G4-73-11No10D，风量61 600~33 100 m3/h，风压为2296~3 237 Pa，从粉尘及含尘气体性质看，系统配置尚属合理，测定结果见表2。
从图1及表2的测定值可以看出，对本系统而言，清灰后滤袋阻力下降较小，除尘器反吹清灰时，反吹风压仅为736~834 Pa时，它实际上等于除尘器入口处的全压。
按一般的理解，除尘器前管路的阻力应该越小越好，但对于选用大气反吹除尘器的系统，这种理解就不全面了。
如图2，反吹风布袋除尘器清灰时，首先关闭滤袋室的出口阀门M，并打开反吹风管阀门N，由于其它各室内部都处于负压，大气通过反吹风管路进入滤袋室进行反吹清灰，清灰后的气体与含尘气体一起进入邻室净化后排出。因此，含尘气体和反吹风汇合处(图2中的A点)的压力与除尘器前管路系统的起始点C(即吸尘罩口)的压差在数值上应该等于A点的压力与反吹风管路进口处(图2中B点)的压差，而A点与B点的压差基本上就是反吹风压。所以，如果除尘器入口前管路总阻力小于反吹风管路(包括反吹风管道、阀门、一层滤袋)的总阻力，这时要么反吹风量降低而使反吹风压减小，要么反吹风根本不能穿透需清灰的滤袋。显然，反吹风量减小意味着反吹风透过滤袋的强度减小。
现场实测时发现，该系统由于反吹风压太小，清灰次数又不可能过于频繁，因此运行不久，滤袋积灰越来越厚，反吹效果越来越差，以致系统阻力上升，吸尘点风量减小，粉尘大量外逸，不仅岗位尘浓大大超过卫生标准，刮压时还造成严重的环境污染。
同样的负压反吹风布袋除尘器，当反吹风压满足要求时，则系统清灰顺利，运行正常，除尘效果就相当好。笔者在贵阳某厂沥青干燥系统、贮仓出料系统的实测数据充分说明了这点。这两个除尘系统，根据粉尘性质及系统特性，设备选型大体恰当。详见表3。
由表3数据可见，对沥青干燥系统，反吹风压在数值上约为3000 Pa；对贮仓出料系统约为2 140 Pa。显然，这个数值是够高的，故两个系统的清灰效果十分突出。
通过以上的实测数据及其分析，可见选用反吹风布袋除尘器的除尘系统，设计时必须保证除尘器前管路阻力达到一定值，这个值必须大于反吹风管路(包括阀门)的阻力与一层滤袋的阻力之和。当然，为了加大反吹风压而人为地加大除尘系统中除尘器前的管路阻力，或有意地加大系统风机的风压，从而增加不必要的能耗，这是极不可取的，这也就失去了选用反吹风布袋除尘器的本来意义。
中国的经济规模庞大，钢铁产量、水泥产量、煤炭产量都是世界第一，发电量世界第二，并且大部分是燃煤的火电厂。这些重化工、原材料、能源工业不少企业还是粗放型生产，生产工艺及设备相对落后，资源、能源耗费大，污染严重，产生的粉尘、烟尘数量巨大。因此，中国的袋式除尘器潜在市场非常巨大。目前，不少大中型企业都加大了技术改造力度。例如上海宝钢投资300亿元上三期后工程，上钢一厂投资100亿元进行技改，准备上100吨电炉，两台150吨转炉，尾部都采用大型袋式除尘器。我国100多家采用60～70kA自焙阳极电解铝厂都在进行技术改造，到2005年我国铝产量将达到600万吨，比1999年的284万吨增加了316万吨。铝电解工业中袋式除尘技术应用的需求更为广泛。我国在七十年代中后期大力开展消烟除尘工作，当时上的除尘设备已经老化，或者技术已落后，需要普遍的更新换代。
水泥工业关闭立窑小水泥厂后，产量将减少2亿吨，需要上一部分大、中型生产流水线来填补这2亿吨的减产。这样更便于集中治理产生的粉尘和烟尘，将大量采用袋式除尘器。
垃圾焚烧炉在我国方兴未艾，从2000年6月1日开始国家颁布的垃圾焚烧标准中明确规定：“垃圾焚烧炉的除尘装置必须采用袋式除尘器，以减少焚烧过程中有害物质的产生和排放”。我国有600多座城市，再加上近郊的城镇，今后袋式除尘器在垃圾焚烧炉除尘方面的市场潜力巨大。
我国的火电厂大型燃煤锅炉除尘，是高效除尘设备的巨大市场。由于种种原因，我国的袋式除尘器在这个市场还未打开局面，而国外发达国家火电厂除尘、脱硫，袋式除尘器占有相当的份额，特别是澳大利亚火电厂除尘，绝大多数都采用袋式除尘器，运行稳定，效果良好。目前我国对烟气中的SO2加强控制，粉尘比电阻上升，使得电除尘器的应用变得困难和不经济，袋式除尘器成为合理的选择。
在此基础上，预测将来我国袋式除尘行业总产值会超过20亿元大关，保持一种向上发展、欣欣向荣的良好势头。
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Experimental study of electrostatic precipitator
performance and comparison with existing
theoretical prediction models
S.H. Kim, K.W. Lee*
Kwangju Institute of Science and Technology, Department of Environmental Science and Engineering,
1 Oryong-dong, Puk-gu, Kwangju 500-712, South Korea
Received 1 February 1999; received in revised form 21 May 1999; accepted 2 June 1999
Abstract
A laboratory-scale single-stage electrostatic precipitator (ESP) was designed, built and
operated in a wind tunnel. As a "rst step, a series of experiments were conducted to seek the
operating conditions for increasing the particle collection e$ciency by varying basic operating
parameters including the wire-to-plate spacing, the wire radius, the air velocity, the turbulence
intensity and the applied voltage. As the diameter of the discharging wires and the wire-toplate
spacing are set smaller, the higher collection e$ciency has been obtained. In the
single-stage multiwire ESP, there exists an optimum wire-to-wire spacing which provides
maximum particle collection e$ciency. As the air velocity increases, the particle collection
e$ciency decreases. The turbulent #ow is found to play an important role in the relatively low
electric "eld region. In the high electric "eld region, however, particles can be deposited on the
collection plates readily regardless of the turbulence intensity. The experimental results were
compared with existing theories and Zhibin and Guoquan (Aerosol Sci. Technol. 20 (1994)
169}176) was identi"ed to be the best model for predicting the ESP performance. As the second
step, the in#uence of particle contamination at the discharging electrode and at the collection
plates were experimentally measured. The methods were sought for keeping the high collection
e$ciency of ESP over elapsed time by varying the magnitude of rapping acceleration, the time
interval between raps, the types of rapping system (hammer/vibrator) and the particle reentrainment.
The rapping e$ciency and the particle re-entrainment were increased with
increasing magnitude of rapping acceleration and time interval between raps. However, when
the thickness of deposited #y ash layer is su$ciently high, the concentration of re-entrained
particles starts decreasing abruptly due to the agglomeration force which can interact among
0304-3886/99/$ - see front matter ( 1999 Elsevier Science B.V. All rights reserved.
PII: S 0 3 0 4 - 3 8 8 6 ( 9 9 ) 0 0 0 4 4 - 3
deposited particles. The combined rapping system is found more e!ective for removing
deposited particles than the hammer rapping system only. ( 1999 Elsevier Science B.V. All
rights reserved.
Keywords: Electrostatic precipitation; Turbulent #ow; Rapping; Particle re-entrainment; Collection e$-
ciency; Negative corona
1. Introduction
Electrostatic precipitators (ESPs) are one of the most commonly employed
particulate control devices for collecting #y ash emissions from boilers, incinerators
and from many other industrial processes. They can operate in a wide range of
gas temperatures achieving high particle collection e$ciency compared with mechanical
devices such as cyclones and bag "lters. The electrostatic precipitation process
involves several complicated and interrelated physical mechanisms: creation
of a non-uniform electric "eld and ionic current in a corona discharge, ionic
and electronic charging of particles moving in combined electro- and hydrodynamic
"elds, and turbulent transport of charged particles to a collection
surface.
Generally, the collection e$ciency of ESP decreases as the discharging electrode
and collection plates are contaminated with particulates. Thus, a rapping system is
needed for removing the collected particulates periodically. While there have been
numerous theoretical and experimental studies on particle collection characteristics of
electrostatic precipitators, a relatively small number of the studies addressed the
e!ects of particle accumulation both at the discharging electrodes and at the collection
plates. Both phenomena are known to in#uence adversely the performance of
electrostatic precipitators. Many researchers, such as Deutsch [1], Cooperman [2],
Leonard et al. [3], Khim et al. [4], Zhibin and Guoquan [5], and Kallio and Stock
[6], conducted particle collection measurements of ESP. However, they concentrated
mostly on the e!ects of both turbulent mixing and secondary wind in multiwire
single-stage electrostatic precipitators. Speci"cally, Cooperman [2] considered reentrainment
and longitudinal turbulent mixing e!ects, Leonard et al. [3] the "nite
di!usivity, and Zhibin and Guoquan [7] the non-uniform air velocity pro"le. Among
them, only Zhibin and Guoquan [7] measured the collection e$ciency of a singlestage
ESP covering a wide particle size range. Even though their experimental data
are considered to be practical and useful, their experimental conditions were not
identi"ed clearly.
In the present study, well-de"ned collection e$ciency data for an ESP are presented
covering the particle size range of 0.1}100 lm. The particles used in the present study
came from the Bo-Ryung power plant in Korea. In addition, the ESP performance
was evaluated in terms of optimum operating conditions. Finally, the optimum
rapping conditions were sought under which the rapping e$ciency increases and the
particle re-entrainment decreases.
4 S.H. Kim, K.W. Lee / Journal of Electrostatics 48 (1999) 3}25
Fig. 1. Schematic diagram of the wind tunnel for the eight wired single-stage ESP performance test.
2. Review of theoretical models
2.1. Particle charging
Fig. 1 shows the laboratory-scale electrostatic precipitator. The particle charging
system consists of discharge wires with diameter (D8) and two grounded parallel
plates of length (¸). A high negative voltage (<8) is applied to the corona discharge
wires, and suspended particles of diameter (d1) #ow with air between the plates at
a velocity (;) in the y-direction. In the whole range of particle sizes, both "eld
charging and di!usion charging mechanisms contribute to signi"cant charges [8,9].
In these theoretical analyses, it is nearly correct to sum the rates of charging from the
two mechanisms and then solve for the particle charging as follows:
dq1
dt
"q4
q A1!q
q4B2#d21
eN
0
4 S8k¹p
m
expA! 2qe
d1k¹B (1)
where q1 is the particle charge, q4 is the saturation charge,N
0 is the average number of
molecules per unit volume, e is the electronic charge ("1.6]10~19 C), b is the ion
mobility ("1.4]10~4 m2/V s), e0 is the permittivity of free space ("8.85]
10~12 F/m), d1 is the diameter of particle, k is the Boltzmann constant ("1.38]
10~23 J/K), ¹ is the absolute temperature ("293 K), m is the mass of a particle
("(p/6)d31
o1), and o1 is the particle density ("2.25]103 kg/m3).
2.2. Theoretical models of particle collection ezciency
Theoretical models of ESPs were provided by Deutsch [1], Cooperman [2],
Leonard et al. [3], Zhibin and Guoquan [7] and others. The Deutsch model for
S.H. Kim, K.W. Lee / Journal of Electrostatics 48 (1999) 3}25 5
calculating the particle collection in an ESP assumes complete mixing by turbulent
#ow and thereby uniform concentration pro"les. In order to improve the drastic
assumption of in"nite di!usivity in the Deutsch model, many researchers tried to
develop "nite di!usivity models by dealing with the convective-di!usion equation
with various boundary conditions.
Cooperman [2] developed a theory which modi"es the Deutsch model to account
for the e!ects of turbulence and particle turbulent di!usion. The major limitations of
the Cooperman model lie absence of a general method to estimate the re-entrainment
factor and the particle di!usivity. Leonard et al. [3] developed a more complicated
two-dimensional model using the method of the separation of variables from the
convective-di!usion equation. He assumed uniformity of velocity components of
charged particles and particle di!usivity. This assumption fails to adequately describe
the particle di!usivity near the collection plates, where it is governed mainly by the
molecular transport and, therefore, the di!usivity near the wall is signi"cantly lower
than the di!usivity in the turbulent core. Zhibin and Guoquan [7] suggested a new
model for the single-stage ESP which takes into account the e!ect of turbulence
mixing by electric wind. Predicted collection e$ciencies of the above theoretical
models are summarized as follows:
gDe"1!exp(!De), (2)
gCoo"1!expC;¸
2D
!SG A;¸
2DB2#(1!R)PeA¸
=B2HD, (3)
gLeo"1!P1
0
PA m!De
J2De/PeBdm, (4)
gZhi"1!S Pe
4pDeP1
0
expC!Pe
4De
(m!De)2Ddm, (5)
where <t is the migration velocity ("q1EC#/3pkd1), C# is the slip correction factor
("1#(2/Pd1)[6.32#2.01 exp(!0.1095Pd1)]), P is the absolute pressure
("76 cm Hg), E is the electric "eld intensity ("<8/=),= is the width of wire-toplate,
De is the Deutsch number ("<t¸/;=), Pe is the electric Peclet number
("<t=/D1), D1 is the particle di!usivity, and P(z) in Eq. (4) is the Gaussian probability
distribution function given by
P(z)" 1
J2pPz
~=
expA!B2
2 BdB. (6)
In order to evaluate the particle di!usivity for the calculation of De and Pe, the #ow
is assumed to be a fully developed turbulent channel #ow. The related physical
quantities are speci"ed like below [10]
1
f 1@2
"!1.8 log10A6.9
ReB, ;q
"Sf;2
8
,
D5"0.12;q=, DB"k¹C#
3pkd1
, D1"D5#DB (7)
6 S.H. Kim, K.W. Lee / Journal of Electrostatics 48 (1999) 3}25
Fig. 2. Comparison of measured fractional number of particles with existing theoretical predictions.
Experimental conditions: D8"1 mm, <8"50 kV, Sx"150 mm, Sy"37.5 mm, ;"1 m/s, ¹6"12%.
where f is the friction factor, Re is the Reynolds number ("2;=/v), ;q is the friction
velocity, D5 is the turbulent di!usivity, and D
B is the Brownian di!usivity.
With the measured data of fractional number of particles at the inlet of the
single-stage ESP, measured fractional number of particles at the outlet of the singlestage
ESP was compared with calculated results of each theoretical prediction model
as shown in Fig. 2. The grade e$ciency is computed over the particle size range
0.1}100 lm, and then integrated the grade e$ciency to obtain the overall mass
e$ciency, where the particle size distribution function is assumed to be lognormal.
The size distribution of most polydisperse aerosols is found very close to the lognormal
distribution. Thus, this assumption is quite reasonable. The lognormal particle
size distribution function is given by Herdan [11]:
f (d)" 1
d ln p'(2p)0.5
expC!(ln d!ln d')2
2 ln2 p' D (8)
where :=
0
f (d)dd"1, the geometric mean diameter d'"5.03 lm and the geometric
standard deviation p'"1.73 from the measured data. The fraction number of each
particle size at the outlet of ESP can be described by this particle size distribution
function. Finally, the theoretical overall collection e$ciency is calculated for comparison
with the experimental results.
S.H. Kim, K.W. Lee / Journal of Electrostatics 48 (1999) 3}25 7
Table 1
The dimensions and operating conditions for the present eight wire single-stage ESP
Dimensions and operating conditions Values
Diameter of discharge wire, D8 (mm) 1, 2, 3, 4
Wire-to-plate spacing, Sx (mm) 50}200
Wire-to-wire spacing, Sy (mm) 12.5}50
Length of collection plate, ¸ (m) 0.75
Height of collection plate, H (m) 0.3
Air #ow velocity, ; (m/s) 0.8}2.5
Applied voltage on wires, <8 (kV) 10}70
Turbulence intensity, ¹6 (%) 12, 15, 18
Air temperature, ¹ (K) 293
Air pressure, P (atm) 1
3. Experimental procedure
The experimental apparatus used in this study consisted of six components: an
aerosol generation system, a wind tunnel, a laboratory-scale ESP, a rapping system,
an aerosol sampling system, and a particle concentration measurement system. The
ESP was 30 mm (=)]500 mm (H)]750 mm (¸) in size and was equipped with eight
discharge wires. The schematic diagram of the ESP is shown in Fig. 1. The basic
operating conditions of the ESP and the parameters used are shown in Table 1. The
single-lane wind tunnel was made of plexiglas and operated at the ambient temperature.
It can provide air velocities ranging from 0.1 to 6 m/s. A thermo-anemometer
(Model 8525, Alnor Instrument Company) was used to measure the air velocity. The
air "ltered with a high e$ciency particulate "lter (HEPA) was supplied with a turbulence
intensity of about 12% and at a "xed mean velocity of 1 m/s. The #y ash
particles which came from the Bo-Ryung electric power plant in Korea were dispersed
using a microdust feeder (Model MF-2, Sibata Scienti"c Technology Ltd.). The #y ash
was analyzed using chemical, physical and electrical methods and the analysis results
are shown in Table 2. The microdust feeder utilizes a variable-speed turntable to
transport #y ash at a constant rate to the test section in the wind tunnel. The
laboratory-scale single-stage ESP described previously was installed in the test section
as shown in Fig. 1. For aerosol sampling, an isokinetic sampling tube was used to
measure the concentration and the size distribution of the #y ash particles. The
measuring points were positioned at the center of the cross-sectional area of the wind
tunnel. Measurements of the particle concentrations upstream and downstream were
made by Aerosizer (Model Mach II and LD, API) which is capable of measuring
individually the size of particles in the range of 0.2}200 lm regardless of the particle
shapes. Finally, the overall collection e$ciency, g%91, was evaluated with the mass
loading of the particles measured at inlet and outlet of the ESP:
g%91"[(m)*/-%5!(m)065-%5]
(m)*/-%5
, (9)
8 S.H. Kim, K.W. Lee / Journal of Electrostatics 48 (1999) 3}25
Table 2
Results of chemical, physical, and electrical analysis of #y ash
Classi"cation Values
Chemcial components of #y ash SiO2 (46.47 wt%)
Al
2
O
3
(24.48 wt%)
Fe2O3 (15.28 wt%)
CaO (4.06 wt%)
MgO (1.56 wt%)
Na2O (0.35 wt%)
K2O (1.17 wt%)
SO
3
(4.20 wt%)
TiO2 (1.18 wt%)
Measurement of particle size distribution GMD 5.03 m
GSD 1.73
d1)4.23 lm
d1'4.23 lm
Electrical resistivity 4.3]109 () m)
where (m)*/-%5 is the mass loading of particles at the ESP inlet. (m)065-%5 is the mass
loading of particles at the ESP outlet.
Presently, two philosophies are prevalent with regard to removal and transfer of the
particulate from the collection plates.
