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脱硝催化剂及运行参数对燃煤电厂SO3生成的影响

程俊峰, 卿梦霞, 王乐乐, 向军. 脱硝催化剂及运行参数对燃煤电厂SO3生成的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3111-3120. doi: 10.12030/j.cjee.201912169
引用本文: 程俊峰, 卿梦霞, 王乐乐, 向军. 脱硝催化剂及运行参数对燃煤电厂SO3生成的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3111-3120. doi: 10.12030/j.cjee.201912169
CHENG Junfeng, QING Mengxia, WANG Lele, XIANG Jun. Influence of SCR catalysts and operating parameters on SO3 generation in coal-fired power plants[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3111-3120. doi: 10.12030/j.cjee.201912169
Citation: CHENG Junfeng, QING Mengxia, WANG Lele, XIANG Jun. Influence of SCR catalysts and operating parameters on SO3 generation in coal-fired power plants[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3111-3120. doi: 10.12030/j.cjee.201912169

脱硝催化剂及运行参数对燃煤电厂SO3生成的影响

    作者简介: 程俊峰(1974—),男,博士,高级工程师。研究方向:燃煤烟气治理。E-mail:lccl2000@sina.com
    通讯作者: 向军(1968—),男,博士,教授。研究方向:污染物生成与控制。E-mail:xiangjun@hust.edu.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划项目(2017YFB0601802);国家自然科学基金资助项目(51976072)
  • 中图分类号: X701

Influence of SCR catalysts and operating parameters on SO3 generation in coal-fired power plants

    Corresponding author: XIANG Jun, xiangjun@hust.edu.cn
  • 摘要: 为实现燃煤电厂尾部烟气中SO3的有效控制,实现燃煤电厂安全经济运行与污染物超低排放,选取不同燃煤电厂的商业V/W/Ti 系脱硝催化剂研究SO3的生成特性,系统地探讨了不同催化剂及运行参数(温度、空速、O2、SO2和NH3:NO比)对燃煤电厂尾部烟气中SO3生成的影响,以期为燃煤电厂SO3治理提供指导。结果表明:催化剂化学组成显著影响SO3的生成,催化剂中V负载量是决定SO3生成的重要参数;V负载量为1%~3%时,负载量的增加可对SO3的生成起促进作用,而Si对SO3的生成起显著抑制作用。对于催化剂样品A,当空速达到10 000 h-1时,SO3生成将不再随空速的增加而变化。随着反应温度的升高,催化剂表面SO3生成率逐渐增加。温度的升高有利于催化剂中活性组分V5+和V4+之间的转化,从而提高催化剂的氧化活性。即使燃煤电厂负荷降低,当烟气温度低至280 ℃时,催化剂表面仍然有SO3生成。此外,烟气中不同组分也会影响SO3的生成。随SO2浓度的增加,生成的SO3通过竞争吸附抑制SO2的氧化,导致SO3的生成率降低。而O2、NH3和NO的存在将促进SO2的转化,且浓度越高,其促进作用越大。综合上述结果可以看出,催化剂表面SO3的生成受催化剂组成、温度、空速、O2、SO2和NH3∶NO比值等多种因素影响,在实际工程中应综合考虑各因素的影响以实现对燃煤烟气SO3的有效控制。
  • 印制电路板行业在生产印制电路板(PCB)过程中涉及大量有机溶剂、醚类有机物以及表面活性剂等,产生的废液中包含的有机污染物组成复杂、浓度高、毒性大且难以降解[1-2]。目前,企业针对高浓度难降解PCB有机废液的处理方法主要是Fenton氧化法,但该方法存在有机物降解不彻底、Fenton试剂不能循环利用且处理费用高等问题。因此,急需寻找高效、安全且低成本的处理技术来对该类废液进行治理。

    高级氧化工艺(AOP)主要包括Fenton/photo-Fenton[3-4]、湿法氧化[5-6]、光催化氧化[7-8]以及臭氧氧化[9-10]等技术。其中,催化臭氧氧化技术克服了臭氧氧化法中存在的不足,能在常温常压下高效降解大部分有机污染物且无二次污染[11-14],从而备受关注。大部分研究[15-17]表明,催化剂的加入会促进活性自由基的产生。其中,羟基自由基( · OH)是催化臭氧氧化过程的主要活性自由基,对有机物的降解起关键性作用。目前,使用较为广泛的是非均相催化剂,主要包括金属和金属氧化物负载、金属氧化物,活性炭以及其他多孔材料等[18-19]。金属氧化物催化剂(如MnO2[20-21]、MgO[22-24]、ZnO[25-26]、TiO2[27-28]、Al2O3[29-30]和CeO2[31]等)、金属氧化物载体的材料(如Al2O3[32]、TiO2[33]等)、多孔材料载体(如石墨烯[34]、碳纳米管[35]等)都已经用于催化臭氧氧化过程,并且已经被证明具有良好的催化活性。然而,很多催化剂在制备及应用时存在一些缺点,如制备工艺复杂、成本较高、重复利用率低等,这些因素限制了催化臭氧氧化技术在实际高浓度难降解工业废液的应用。在催化臭氧化过程中,氧化钙(CaO)很少用于催化臭氧化过程;但初步实验表明,CaO结合臭氧氧化法,在处理实际工业废液中有机污染物时具有很大的优势,并且CaO具有活性高、成本低、毒性低、pH稳定性好和环境友好的特点,因此,将其应用于催化臭氧氧化过程有良好的发展前景[36]

    本研究探讨了PCB废液降解过程中的催化降解机理以及有机物降解途径,考察了催化剂的循环稳定性并分析催化剂失活的可能原因;通过单纯形优化实验考察了CaO在PCB废液的臭氧氧化过程中的催化性能,包括CaO质量、pH、臭氧浓度、降解时间和废液深度对废液中有机物降解率的影响;最后,将CaO催化臭氧过程应用于实际高浓度难降解废水并探讨其应用潜能,为实际工业废水的处理提供参考。

    氧化钙(CaO)、氢氧化钠(NaOH)、硫酸(H2SO4)、异丙醇(C3H8O)、正己烷(C6H14)、乙二醇单丁醚(C6H14O2)、吐温-80、碘化钾(KI)、硫代硫酸钠(Na2S2O3)、叔丁醇(C4H10O)和水杨酸(C7H6O3)购于中国成都科隆化学试剂厂。二乙二醇单乙醚(C6H14O3),2,3-二羟基苯甲酸(C6H14O4)和2,5-二羟基苯甲酸(C6H14O4)购于梯希爱(上海)化成工业发展有限公司。所有试剂均为分析级,无须进一步处理,所有溶液均是由超纯水净化机(ATSro)获得的去离子水制备。

    PCB废液来源于某工厂制造PCB过程,PCB废液为黄色,略带刺激性气味,pH为10.10,COD高达20 246.4 mg·L−1,属于碱性高浓度有机废液,主要成分为异丙醇、正己烷、二乙二醇单乙醚、乙二醇单丁醚和吐温-80等。

    通过UV光谱(Shimadzu,Japan)检测水杨酸及其与 · OH的反应产物,波长扫描范围为260~400 nm。通过LC-MS(LCMS-8060)对水杨酸羟基化产物进行定量分析。PCB废液中的降解过程中的中间产物通过GC/MS(Agilent 7890A)检测。采用扫描电子显微镜(SEM)检测催化剂使用前后的形貌。通过X射线衍射分析仪(Empryean PANalytical B.V.)检测催化剂使用前后的组成,测定X射线为Cu靶Kα射线(λ=0.154 18 nm,加速电压为40 kV,发射电流为40 mA,扫描角度为10°~85°。用重铬酸钾法测量废液处理前后的COD。通过pH计(SevenEasyS20,Mettler Toledo)测定废液pH。

    催化臭氧化过程在半连续反应器(内径可调,总高度25 cm)中进行,该反应器盛有250 mL PCB废液和一定量的CaO用作催化剂,在常温常压条件下进行反应。臭氧由臭氧发生器产生,并通过曝气石将O3分散到废液中,并且通过磁力搅拌使废液与O3接触更充分。在实验过程中,气体流速为4 L·min−1,臭氧浓度通过靛蓝法检测,残余臭氧用20%KI溶液吸收。

    在催化臭氧化过程中,以异丙醇(IPA)、正己烷(nHA)、二乙二醇单乙醚(DGDE)、乙二醇单丁醚(EB)和吐温-80(Tween-80)为原料,模拟PCB实际废液。将3.0 g CaO加入到含有250 mL模拟废液的反应器中,然后通入一定浓度的臭氧以降解废液中的有机污染物。在此过程中,以一定的时间间隔从反应器中取出10 mL的降解液样品,加入Na2S2O3钠溶液淬灭样品中残余臭氧。将获得的样品通过0.22 μm微孔膜过滤,并将过滤的样品用于GC/MS检测分析。叔丁醇(TBA)用作 · OH淬灭剂,水杨酸(SA)用作 · OH捕获剂,添加到催化臭氧化过程中以研究催化臭氧氧化过程的主要活性自由基。使用过后的催化剂经过过滤、洗涤、50 ℃干燥后,用于催化剂的稳定性实验。

    臭氧与有机物的反应主要有2种途径,即直接反应和间接反应。直接反应是指O3直接氧化有机物,间接反应主要是通过O3分解产生的活性自由基对有机物进行氧化[37-38]。通过研究 · OH淬灭剂的影响进行对比实验,研究 · OH对有机物的降解作用。TBA是一种常见的 · OH淬灭剂,它与臭氧分子基本不反应,反应速率仅3×10-3 L·(mol·s)−1,而其与 · OH的反应速率高达6×108 L·(mol·s)−1。因此,可以通过加入TBA到臭氧或催化臭氧过程,间接检测体系中是否有 · OH的产生[39]图1为单独臭氧氧化过程以及催化臭氧氧化过程加入TBA前后废液的COD去除率对比图。由此可知,CaO催化臭氧氧化过程和单独臭氧氧化过程加入TBA后,处理180 min后,COD去除率分别降低13.04%和5.71%,表明TBA的加入对2个过程降解率均造成负面影响,从而间接证明单独臭氧氧化过程与催化臭氧氧化过程都有 · OH产生。此外,从TBA对2个过程的影响程度上可以看出,CaO可以促进O3产生更多的 · OH,表明CaO催化臭氧氧化过程遵循羟基自由基机理。

    图 1  TBA对PCB废液降解率的影响
    Figure 1.  Effect of TBA on COD removal ratio of PCB effluents

    水杨酸(SA)羟基化实验是另外一种间接检测羟基自由基的方法[40]。羟基自由基具有存在时间短、不稳定的特点,但SA可以作为 · OH的捕捉剂,SA与 · OH反应后会生成较为稳定的2,3-二羟基苯甲酸(2,3-DHBA)和2,3-二羟基苯甲酸(2,5-DHBA)。本研究结合紫外-可见分光光度计跟踪SA与 · OH反应后产物,再结合液相色谱-质谱联用仪对2,3-DHBA和2,5-DHBA进行定量分析。

    图2为SA、2,3-DHBA和2,5-BHBA的紫外-可见吸收光谱图以及CaO催化臭氧氧化处理后的紫外-可见吸收光谱。可以看出,SA在302 nm处有最大吸收峰,而2,3-DHBA和2,5-DHBA分别在315 nm和330 nm处出现最大吸收峰,SA经过催化臭氧氧化处理后最大吸收峰波长向右移动,在2,3-DHBA和2,5-DHBA的大吸收峰处有一定的吸收,证明在该过程中有 · OH产生。

    图 2  SA、2,3-DHBA、2,5-DHBA以及催化臭氧氧化处理SA后混合溶液的紫外-可见吸收光谱
    Figure 2.  Absorption spectra of SA, 2,3-DHBA, 2,5-DHBA and their mixture solution after SA degradation by catalytic ozonation

    图2中可以观察到2,3-DHBA和2,5-DHBA的存在,接下来使用LC-MS联用仪对2,3-DHBA和2,5-DHBA的含量进行定量分析。图3(a)图3(b)分别表示2,3-DHBA和2,5-DHBA的液相色谱标准曲线,根据该标准曲线求得CaO催化臭氧处理不同时间溶液中2,3-DHBA和2,5-DHBA的含量,结果如表1所示。从表1中可以看出,CaO催化臭氧处理4、8和12 min后,溶液中2,3-DHBA的含量分别为0.037 3、0.022 1和0.020 mg·L−1,2,5-DHBA的含量分别为0.015 5、0.014 4和0.013 7 mg·L−1。可以看出,随着时间的增加,2,3-DHBA和2,5-DHBA的含量都不断减少,表明催化臭氧过程中SA与羟基自由基结合的同时,羟基化产物2,3-DHBA和2,5-DHBA也被氧化降解。

    图 3  2,3-DHBA和2,5-DHBA的液相色谱标准曲线
    Figure 3.  Liquid chromatography standard curves for 2,3-DHBA and 2,5-DHBA
    表 1  2,3-DHBA和2,5-DHBA不同时间的含量
    Table 1.  Contents of 2,3-DHBA and 2,5-DHBA at different times
    降解时间/min 2,3-DHBA浓度/(mg·L−1) 2,5-DHBA浓度/(mg·L−1)
    4 0.037 3 0.015 5
    8 0.022 1 0.014 4
    12 0.020 0 0.013 7
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    为了研究废液的降解路径,以废液主要成分异丙醇和乙二醇单丁醚为例进行探讨,对2种物质进行降解并对降解产物用GC/MS进行检测。

    异丙醇降解30 min和60 min的GC/MS结果如图4所示,对应的中间产物信息如表2所示。异丙醇溶液经催化臭氧氧化降解30~60 min后,检测到的中间产物有羟基丙酮、1,2-羟基丙二醇以及乙酸,由此推测出异丙醇的可能降解路径为:异丙醇与 · OH结合形成了1,2-羟基丙二醇,1,2-羟基丙二醇再被氧化为羟基丙酮,然后再进一步被氧化为小分子酸乙酸,结果如图5所示。

    图 4  异丙醇降解30 min和60 min总离子流色谱图
    Figure 4.  GC chromatograms of isopropanol effluents at 30 min and 60 min degradation
    表 2  异丙醇降解30 min和60 min的降解产物
    Table 2.  Products of IPA at 30 min and 60 min degradation
    异丙醇降解30 min质谱结果 异丙醇降解60 min质谱结果
    保留时间/min 分子式 相对分子质量 相对峰面积/% 保留时间/min 分子式 相对分子质量 相对峰面积/%
    2.385 C2H4O2 60.05 46.014 2.278 C2H4O2 60.05 68.57
    2.775 C2H8O2Si 92.169 9.246 2.769 C2H8O2Si 92.169 2 11.175
    2.865 C3H6O2 74.08 22.436 3.170 C3H8O2 76.09 20.255
    3.257 C3H8O2 76.09 22.304
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    图 5  异丙醇降解路径
    Figure 5.  Probable degradation pathway of isopropanol

    乙二醇单丁醚降解30 min和60 min后的总离子流色谱图如图6所示,对应的中间产物信息如表3所示。乙二醇单丁醚的降解中间产物主要有1-丁醇、乙二醇、4-羟基-2-丁酮、丁内酯和乙酸。由此可以推测乙二醇单丁醚的可能降解路径如图7所示,乙二醇单丁醚的降解一部分是被氧化断链形成乙二醇,然后再接着被氧化为乙酸。另外有一部分乙二醇单丁醚被氧化断链形成1-丁醇,1-丁醇与 · OH结合,结合产物再被氧化形成酮或酸,最后再被氧化形成小分子酸乙酸,最后形成CO2和H2O。

    图 6  乙二醇单丁醚降解液总离子流色谱图
    Figure 6.  GC chromatograms of 2-butoxyethanol effluents at 30 min and 60 min degradation
    表 3  乙二醇单丁醚降解30 min和60 min的降解产物
    Table 3.  Products of EB at 30 min and 60 min degradation
    乙二醇丁醚降解30 min质谱结果 乙二醇丁醚降解60 min质谱结果
    保留时间/min 分子式 相对分子质量 相对峰面积/% 保留时间/min 分子式 相对分子质量 相对峰面积/%
    2.184 C4H10O 74.12 7.624 2.329 C2H4O2 60.05 42.980
    2.384 C2H4O2 60.05 19.742 2.793 C2H8O2Si 92.169 7.158
    2.831 C2H8O2Si 92.169 2 1.453 2.859 (CH2OH)2 62.068 29.959
    2.898 (CH2OH)2 62.068 12.649 3.642 C4H8O2 88.105 3.316
    3.660 C4H8O2 88.105 1 2.856 4.692 C6H14O2 118.17 12.300
    4.605 C6H14O2 118.17 28.126 4.843 C6H14O2 118.17 4.287
    4.680 C6H14O2 118.17 25.537
    4.854 C4H6O2 86.09 2.013
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    图 7  乙二醇单丁醚降解路径
    Figure 7.  Probable degradation pathway of 2-butoxyethanol

    在实际应用中,催化剂的稳定性十分重要。催化剂的多次循环使用可以节约催化剂成本,并且减少固废。本实验对催化剂进行了5次循环,每次使用后对催化剂进行过滤、洗涤、干燥后进行循环使用。如图8所示,催化剂在每一次使用时的催化效率分别是92.78%、90.67%、88.98%、86.94%和84.04%。经过多次循环,催化剂活性下降,但每次循环均没有显著下降,表明该催化剂具有良好的循环性能。

    图 8  催化剂循环稳定性
    Figure 8.  Stability test of catalyst

    为了探讨催化剂失活原因以及催化剂活化的方式,对使用前后的催化剂进行了表征,研究催化剂使用前后的形貌、组成以及比表面积变化。图9(a)显示的是催化剂使用前的形貌,图9(b)图9(c)表示催化剂使用1次和3次后的形貌。可以看出,使用后的催化剂较使用前的催化剂不易分散,产生的团聚现象更为严重,从而导致催化剂的性能降低。

    图 9  催化剂使用前后SEM形貌图
    Figure 9.  SEM images of fresh catalyst and used catalyst

    图10显示的是催化剂使用前后的XRD谱图。图10(a)得到的XRD谱图与标准JCPDS对照可知,2θ为32.3°、37.4°、53.9°对应的是CaO的特征吸收峰,2θ为18°、28.7°、34.1°、47.1°和50.9°对应的是Ca(OH)2的特征峰,表明在使用前的催化剂中Ca(OH)2的特征峰也有一定的吸收强度。使用前的催化剂中CaO的特征峰十分清晰且强度较大,表明其主要成分是CaO,但也含有少量的Ca(OH)2,说明催化剂在存放过程中或者样品测试时受到空气中水分的影响。

    图 10  催化剂使用前和使用后XRD模型
    Figure 10.  XRD patterns of fresh catalyst and used catalyst

    图10(b)为催化剂使用1次和使用3次后的XRD图。催化剂使用1次后的XRD谱图在2θ为18°、28.7°、34.1°、47.1°和50.9°处存在较强的峰,这些峰与Ca(OH)2的特征峰一致,表明其主要成分是Ca(OH)2。而使用3次的催化剂测出的2θ为23°、29.4°、39.4°、43.2°和47.1°对应的峰是CaCO3的特征峰,说明催化剂的失活过程主要是:经过多次循环后的催化剂与水结合变成了Ca(OH)2,形成的Ca(OH)2与矿化产物CO2结合从而变为CaCO3,最终由于多次反应后CaCO3含量不断增加从而导致催化剂催化效率逐渐降低。

    有研究[41-42]表明,pH变化对催化效率有很大影响,这可能会影响催化剂的表面性质和活性自由基的产生。废液深度的变化会影响O3分子与废液的接触时间,从而影响废液的降解率。O3在催化臭氧氧化过程起氧化作用。臭氧用量的增加,可以促进活性自由基的产生并且可以增加臭氧与废液的接触面积,从而促进废液中有机物的降解[43]。因此,废液pH、CaO质量(m)、废液深度(h)、降解时间(t)、臭氧用量等工艺条件的优化就显得尤为重要。考虑到CaO会造成固废以及时间成本,因此,综合考虑了CaO质量、降解时间和COD去除率(η)三者的关系,以0.7η+0.1/t+0.2/m为考察指标进行单纯形优化实验。表4显示各因素的初点和步长,即各个因素的初始值以及变化值。表5为根据均匀设计表U6(65)得到的初始实验条件,经过优化之后得到的优化结果如表6所示。可以看出,pH为12.6~13.2,降解时间为150~180 min以及臭氧量为120 ~200 mg·min−1时会取得较好的催化降解率。综合考虑固废以及时间成本,pH为12.97、CaO质量为1.0 g、废液深度为11 cm、降解时间为150 min、臭氧用量为120 mg·min−1时,COD去除率可达到90.045%,并且0.7η+0.1/t+0.2/m综合效率为0.870 3,能够满足在较短时间、较少催化剂用量下取得较高的降解率,可以应用于高浓度难降解有机废水的处理。

    表 4  因素的初始值和变化值
    Table 4.  Initial and change values of factors
    初始值与变化值 pH CaO质量/g 废液深度/cm 降解时间/min 臭氧用量/(mg·min−1)
    初始值 12.0 0 7 60 80
    变化值 0.2 1.0 2 20 20
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    表 5  初始实验条件
    Table 5.  Initial experimental conditions
    实验序号 pH CaO质量/g 废液深度/cm 降解时间/min 臭氧用量/(mg·min−1)
    1 12.2 2.0 11 140 200
    2 12.4 4.0 13 80 180
    3 12.6 6.0 9 160 160
    4 12.8 1.0 13 100 140
    5 13.0 3.0 9 180 120
    6 13.2 5.0 11 120 100
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    表 6  单纯形优化结果
    Table 6.  Result of simplex optimization
    实验序号 pH CaO质量/g 废液深度/cm 降解时间/min 臭氧用量/(mg·min−1) COD去除率/% 标准差 0.7η+0.1/t+0.2/m
    1 12.2 2.0 11 140 200 66.31 0.987 6 0.607 1
    2 12.4 4.0 13 80 180 66.97 0.120 2 0.552 1
    3 12.6 6.0 9 160 160 83.21 0.720 8 0.653 3
    4 12.8 1.0 13 100 140 64.26 2.716 2 0.709 7
    5 13.0 3.0 9 180 120 83.4 1.419 3 0.683 8
    6 13.2 5.0 11 120 100 62.36 1.007 0 0.526 5
    7 12.2 1.4 11 144 200 67.97 1.689 9 0.660 3
    8 12.7 1.36 9 180 150 87.24 1.225 3 0.791 1
    9 13.2 3.38 9 172 100 91.81 1.565 4 0.736 7
    10 12.9 1.0 11 150 120 90.04 0.431 3 0.870 3
    11 13.2 2.77 9 175 100 86.8 0.671 7 0.714 3
    12 13.2 1.0 11 130 120 75.72 2.517 3 0.776 2
    13 13.2 2.804 9 180 100 88.51 2.026 4 0.724 2
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    图11显示了CaO催化臭氧氧化处理工厂的实际PCB清槽剂废液的处理效果,其工艺条件如下:pH为13.0、CaO质量为2.0 g、废液深度为11 cm、降解时间为180 min、臭氧用量为180 mg·min−1。可以看出,处理180 min后,废液COD去除率达到了94.67%,比单独臭氧氧化过程COD去除率高26.92%,CaO作为催化剂加入到臭氧氧化过程大幅度提高了有机物的降解率。上述结果表明CaO催化臭氧氧化处理实际高浓度难降解废液具有可行性,并且对有机物的降解效果显著,具有广阔的应用前景。

    图 11  CaO在实际PCB废液中的催化降解率
    Figure 11.  Catalytic degradation efficiency in actual PCB effluents by CaO

    1)自由基淬灭实验和水杨酸羟基化实验结果表明,CaO催化臭氧氧化体系中存在 · OH,主要是遵循羟基自由基机理。

    2)通过GCMS检测,废液降解后检测出了中间体,如羟基丙酮、乙二醇、正丁醇、乙酸等。因此,有机物可能降解途径是:有机物主要是先与 · OH结合,再进一步被氧化形成酮,然后被氧化为乙酸,最后形成CO2和H2O。

    3)催化剂稳定性测试表明,CaO具有优良的循环稳定性,经过5次循环后,催化剂的催化效率可以达到84.04%。SEM、XRD测试结果表明,使用后的催化剂团聚现象明显增大,其主要成分由CaO变为了Ca(OH)2和CaCO3,从而导致催化效率降低。

    4)单纯形优化实验表明,在优化条件下可以满足在较短时间,使用较少催化剂情况下,催化效率达到90.04%。最后,将CaO催化臭氧氧化技术应用到实际PCB废液中,废液COD去除率可以达到94.67%,表明CaO催化臭氧氧化技术可应用于实际高浓度难降解废液。

  • 图 1  SO3生成实验系统

    Figure 1.  Experimental system of SO3 formation

    图 2  不同催化剂的XRD图谱

    Figure 2.  XRD patterns of different catalysts

    图 3  不同催化剂的SO3生成率

    Figure 3.  SO3 formation rates of different catalysts

    图 4  空速对SO3生成率的影响

    Figure 4.  Effect of space velocity on the formation rate of SO3

    图 5  反应温度对催化剂上SO3生成率的影响

    Figure 5.  Effect of reaction temperature on the formation rate of SO3 on catalyst

    图 6  不同条件下反应后催化剂A表面的V2p XPS光谱

    Figure 6.  V2p XPS spectra of catalyst A surface after reaction under different conditions

    图 7  SO2浓度对SO3生成率的影响

    Figure 7.  Effect of SO2 concentration on the formation rate of SO3

    图 8  氧浓度对SO3生成率的影响

    Figure 8.  Effect of oxygen concentration on the formation rate of SO3

    图 9  NH3:NO对SO3生成率的影响

    Figure 9.  Effect of NH3:NO on the formation rate of SO3

    表 1  催化剂样品的化学组成

    Table 1.  Chemical composition of catalyst sample %

    催化剂AlSiSCaTiVFeWAu
    A0.740.862.110.6983.811.730.087.732.25
    B1.062.561.420.9383.881.510.096.482.08
    C0.981.350.821.1882.282.680.087.92.73
    D1.153.420.881.2576.961.870.1611.622.68
    E7.8253.460.794.9628.031.740.442.260.51
    催化剂AlSiSCaTiVFeWAu
    A0.740.862.110.6983.811.730.087.732.25
    B1.062.561.420.9383.881.510.096.482.08
    C0.981.350.821.1882.282.680.087.92.73
    D1.153.420.881.2576.961.870.1611.622.68
    E7.8253.460.794.9628.031.740.442.260.51
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    表 2  催化剂样品的物理特性

    Table 2.  Physical properties of catalyst samples

    催化剂比表面积/(m2·g−1)孔容/(cm3·g−1)孔径/nm
    A50.040.2520.11
    B65.990.3219.17
    C12.370.1136.54
    D35.690.2326.29
    E115.140.238.03
    催化剂比表面积/(m2·g−1)孔容/(cm3·g−1)孔径/nm
    A50.040.2520.11
    B65.990.3219.17
    C12.370.1136.54
    D35.690.2326.29
    E115.140.238.03
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-12-29
  • 录用日期:  2020-03-01
  • 刊出日期:  2020-11-10
程俊峰, 卿梦霞, 王乐乐, 向军. 脱硝催化剂及运行参数对燃煤电厂SO3生成的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3111-3120. doi: 10.12030/j.cjee.201912169
引用本文: 程俊峰, 卿梦霞, 王乐乐, 向军. 脱硝催化剂及运行参数对燃煤电厂SO3生成的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3111-3120. doi: 10.12030/j.cjee.201912169
CHENG Junfeng, QING Mengxia, WANG Lele, XIANG Jun. Influence of SCR catalysts and operating parameters on SO3 generation in coal-fired power plants[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3111-3120. doi: 10.12030/j.cjee.201912169
Citation: CHENG Junfeng, QING Mengxia, WANG Lele, XIANG Jun. Influence of SCR catalysts and operating parameters on SO3 generation in coal-fired power plants[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3111-3120. doi: 10.12030/j.cjee.201912169

脱硝催化剂及运行参数对燃煤电厂SO3生成的影响

    通讯作者: 向军(1968—),男,博士,教授。研究方向:污染物生成与控制。E-mail:xiangjun@hust.edu.cn
    作者简介: 程俊峰(1974—),男,博士,高级工程师。研究方向:燃煤烟气治理。E-mail:lccl2000@sina.com
  • 1. 北京清新环境技术股份有限公司,北京 100142
  • 2. 长沙理工大学能源与动力工程学院,长沙 410114
  • 3. 华中科技大学,煤燃烧国家重点实验室,武汉 430074
基金项目:
国家重点研发计划项目(2017YFB0601802);国家自然科学基金资助项目(51976072)

摘要: 为实现燃煤电厂尾部烟气中SO3的有效控制,实现燃煤电厂安全经济运行与污染物超低排放,选取不同燃煤电厂的商业V/W/Ti 系脱硝催化剂研究SO3的生成特性,系统地探讨了不同催化剂及运行参数(温度、空速、O2、SO2和NH3:NO比)对燃煤电厂尾部烟气中SO3生成的影响,以期为燃煤电厂SO3治理提供指导。结果表明:催化剂化学组成显著影响SO3的生成,催化剂中V负载量是决定SO3生成的重要参数;V负载量为1%~3%时,负载量的增加可对SO3的生成起促进作用,而Si对SO3的生成起显著抑制作用。对于催化剂样品A,当空速达到10 000 h-1时,SO3生成将不再随空速的增加而变化。随着反应温度的升高,催化剂表面SO3生成率逐渐增加。温度的升高有利于催化剂中活性组分V5+和V4+之间的转化,从而提高催化剂的氧化活性。即使燃煤电厂负荷降低,当烟气温度低至280 ℃时,催化剂表面仍然有SO3生成。此外,烟气中不同组分也会影响SO3的生成。随SO2浓度的增加,生成的SO3通过竞争吸附抑制SO2的氧化,导致SO3的生成率降低。而O2、NH3和NO的存在将促进SO2的转化,且浓度越高,其促进作用越大。综合上述结果可以看出,催化剂表面SO3的生成受催化剂组成、温度、空速、O2、SO2和NH3∶NO比值等多种因素影响,在实际工程中应综合考虑各因素的影响以实现对燃煤烟气SO3的有效控制。

English Abstract

  • 近年来,由于V/W/Ti系催化剂的高催化活性与热稳定性,其被广泛地应用于燃煤电厂的选择性催化还原(SCR)脱硝单元[1-3]。对于负载了钒氧化物的催化剂,在SCR反应过程中会发生SO2催化氧化生成SO3的副反应,其转化率为SO2浓度的0.5%~2%[4-6]。SO3是硫酸液滴和硫酸盐气溶胶等细微颗粒物(PM2.5)的来源之一,此外,其会增加烟囱中排烟的不透明度,并对锅炉运行产生不利影响[7-10]。现有技术尽管可以从SCR下游通过喷射碱性物质来控制SO3的排放,但由于运行成本太高且不能避免SO3生成对催化剂活性的影响,因此,应从催化剂入手最大限度地降低SO2的氧化率。为减少SO3的形成,应尽可能降低燃煤电厂SCR催化剂中V2O5的添加量[11];然而,为实现高NOx脱除效率,催化剂需要负载较高含量的V2O5[12]。因此,需要同时兼顾高NOx脱除效率和低SO3生成量之间的平衡。

    为减少SO2氧化并减轻SO2对催化剂的毒性作用,研究人员探讨了SO2在不同催化剂上的氧化特性,并尝试使用不同的活性成分代替V2O5或添加助剂以减少SO2引起的副作用。WOJAYANTI等[13]发现,铜和铁基沸石催化剂比钒催化剂具有更高的氨储存能力。YU等[14]在SO2和H2O对催化剂活性影响的研究中发现,MnOx/SAPO-34催化剂比其他Mn基催化剂具有更好的抗SO2中毒性。在NH3-SCR中加入的SO2会在催化剂的表面以酸性硫酸铁的形式对Fe/CNTs产生不可逆的影响[15]。WOJAYANTI等[13]报道​​了Cu-SSZ-13催化剂在SO2存在下的催化活性,发现SO2会造成催化剂中毒而使其失活。有研究[16]发现,SO2对催化剂活性的影响更为温和且与物种无关,而SO3的存在对催化剂性能影响更为显著且更难逆转。HUANG等[17]在WO3(HWO)上添加V2O5以开发V2O5/HWO催化剂,发现其在SCR反应中表现出抗碱和抗硫中毒的特性。LIN等[18]发现CeO2-MnO2催化剂在SO2存在下会完全失活。此外,也有部分研究者[19-21]探究了新型低温催化剂配方,但研究的催化剂种类多样且并未实现工业应用,V/W/Ti系催化剂仍是目前使用的主流催化剂,因此,有必要深入研究V/W/Ti系催化剂表面SO3的生成特性。

    MA等[22]报道了V2O5在V2O5/AC上去除SO2的主要作用,表明V2O5将通过类似VOSO4的中间物质催化SO2氧化,其会与O2反应生成SO3和H2SO4。SHANG等[23]研究了SO2在TiO2颗粒上的非均相反应,发现SO2在TiO2颗粒上非均相反应的主要产物是硫酸盐。这些研究仅用于单一反应,并且该反应中使用的催化剂仅具有单一组分,不能代表电厂使用的商业催化剂。此外,SO3是一种高活性物质,其测量非常困难[24]。SCHWAMMLE等[25]与ZHENG等[26]研究了SO2/SO3的转化,发现SO2氧化随壁厚几乎呈线性增加,受NH3的抑制程度较大。LI等[27]发现NO促进了SO2向SO3的转化。本团队的前期研究中也发现,烟气中的H2O与CO2等也会影响SO3的生成[2]。实际烟气的成分很复杂,各气体组分对SO2氧化的影响尚不清楚,其机理尚未得出明确的结论,因此,需要了解多组分复合气体气氛下催化剂表面SO2催化氧化成SO3的特性。

    本研究旨在了解商用V/Ti/W系SCR催化剂上的SO2催化氧化生成SO3的特性,利用BET、XRF、XRD等仪器对催化剂的物化特性进行分析,研究了SO2对商用V/Ti/W系SCR催化剂脱硝性能的影响,并在固定床反应系统上研究了催化剂组分(V含量)、操作条件(温度、空速)和进气组分(O2、SO2和NH3与NO的体积比(NH3∶NO))等因素对催化剂表面SO3生成反应的影响特性,以期为实现燃煤电厂排放烟气中SO3的有效控制及污染物超低排放提供参考。

  • 本研究选取5种商用的蜂窝式催化剂,截距8.27 mm,内壁厚1.00 mm。因催化剂为方形,为方便实验操作,将催化剂样品破碎、筛分为平均粒径为20~40目的颗粒,以减少因催化剂形态导致的反应器设计以及气路短路等一系列其他因素对实验结果的影响,最终制得的催化剂为淡黄色小颗粒。

  • 采用化学法测量SO3的生成量,参照ASTM D-3226-73T,SO3取样采用控制冷凝法,在温度为65~100 ℃时将SO3从烟气流中分离并取样,同时计量收集时间。采用离子色谱仪(ThermoFisher ICS1100)分析试样中SO3的含量,并计算相应的SO3摩尔量。采用NaOH溶液收集SO2,在NaOH溶液中添加5 mL 30%的H2O2溶液,使得吸收的SO2完全氧化为SO3,随后采用离子色谱仪测量吸收液中SO2的含量,根据烟气流量计算相应的SO2摩尔量。实验中SO3生成率的计算方法见式(1)。

    式中:η为SO3生成率;CSO3为SO3摩尔量;CSO2为SO2摩尔量。

  • SO3生成实验系统如图1所示。整个系统由配气混气系统、水蒸气发生器、反应系统、烟气收集以及测量记录部分组成。由于实验条件有限,不考虑实际使用中飞灰的影响,混气由NH3、NO、O2、SO2和N2组成,其中N2为平衡气。实验过程中总的气流量为1 L·min−1,通过质量流量计控制各组分气体的浓度。为模拟催化剂在燃煤锅炉中的使用情况,同时简化气路流程,实验时将5种气体先在混气瓶内混合均匀,然后通入水蒸气发生器的加热炉中预热,最后进入反应器中进行反应。水蒸气发生器出口与反应炉之间的管道缠绕有伴热带,以防止烟气在中间冷却影响实验结果。

    反应炉为一段式加热的立式炉,脱硝反应时将反应器插入炉内,气流上进下出。反应器为内径20 mm、长590 mm的石英管。为了固定催化剂颗粒,石英管中间靠近反应炉热电偶的位置设计有一个80目筛板。为了使加热炉实际温度与设定的催化剂反应温度接近。实验时在石英管内部插入一个K型热电偶,并连接至烟气分析仪,同时记录实际反应温度和气体中各组分的浓度。通过调节加热炉的温度,使反应管内催化剂的温度与实验设计值相符合。

  • 催化剂的比表面积和孔结构采用BET方法测试,在美国麦克公司的快速比表面积与孔隙度分析仪上进行测试,仪器型号为ASAP2020。测试前,样品在350 ℃的条件下进行脱气处理,处理时间为5 h。使用EDAX公司的XRF分析仪测定催化剂样品上的元素组成,仪器型号Eagle III,分析仪在4 kW下操作并使用RhKα辐射作为X射线源。晶体的结构通过X射线衍射(XRD)测试,采用荷兰帕纳科公司生产的型号为Empyrean的仪器,测试辐射源为CuKα,射线发生器的最大管压和最大管流分别为40 kV和40 mA。XRD测试的扫描角度2θ为20°~80°,扫描步长为0.017°。

  • 催化剂的活性成分及其他表面沉淀物含量如表1所示。可以看出,TiO2作为载体,在催化剂中占主要部分,V和W作为催化剂的活性物质和助剂,在催化剂中分别占1%~2%和2%~10%。除此之外,还有Si和Ca等元素。同时可以发现,在5种催化剂的表面均存在不同含量的S,主要是因为催化剂在运行一段时间后,烟气中的S会部分沉积在催化剂表面,这也是造成催化剂失活的原因之一。表2给出了实验中催化剂样品的物理特性。几种催化剂样品的比表面积、孔容与孔径均存在较大的差别,但是相对应的比表面积均较大。图2为催化剂的XRD谱图。结果表明,催化剂表面的衍射峰均为锐钛矿型的TiO2,并且没有在表面发现WO3和V2O5的晶体和金红石化的TiO2,说明活性物质在催化剂表面分散度很好。

  • 图3给出了催化剂A~催化剂E的SO3生成率,反应温度为360 ℃,空速为10 000 h−1,600×10−6 SO2,3% O2。可以看出,不同催化剂的SO3生成速率在相同的反应条件下表现出明显的差异,这主要是由于不同催化剂的化学组成和物理结构的影响。通过比较催化剂A、B和C的化学组分发现,3种催化剂中各组分含量差异并不显著。通常,催化剂中V组分为1%~5%,V含量的高低会显著影响催化剂的脱硝与氧化活性。对比3种催化剂表面的SO3生成率,可以发现催化剂上的SO3生成率按C˃A˃B的顺序降低,这与催化剂上V含量降低的顺序相同而与催化剂的比表面积与孔容的降低顺序相反。这些结果表明,V负载量是决定SO3生成的重要参数,物理特性对SO3生成的影响低于化学成分性质。催化剂D中V含量最高,催化剂A与E中V含量基本一致,但比较催化剂A、D和E上SO3的生成速率发现,其与催化剂上V相应的含量变化并不一致,催化剂上SO3的生成率按A>D>E的顺序降低,说明催化剂中其余组分影响了SO3的生成。对比催化剂中其余组分发现,3种催化剂中W与Si的差异较为显著,催化剂D中W的相对含量较高,而催化剂E中的Si相对含量较高。已有研究[27-28]同样发现,催化剂中的W与Si会抑制SO3的生成,这与本研究中催化剂D与E上相应的SO3生成率降低相一致。因此,可以得出结论,催化剂中W与Si的添加在SO3生成中起着显著的抑制作用。

    在实际应用中,一方面应保证足够的V含量以提高催化剂脱硝效率;另一方面,不能单一提高V含量,也应控制相应的SO3生成量。催化剂中组分W与Si等对SO3的生成起抑制作用。在催化剂的制备过程中,除控制V含量以外,也可添加相应的活性组分(如W与Si等)控制SO3的生成。在V/W/Ti系催化剂中添加Si可以有效地抑制锐钛矿向金红石TiO2的转变,抑制晶粒的生长与催化剂比表面积的收缩。此外,添加Si后,V在催化剂表面高度分散,催化剂的水热稳定性显著提高[28-29]。在实际运行过程中,催化剂的选择也应综合考虑脱硝效率与SO3生成率2个指标。

  • 本研究考察了空速对催化剂A和催化剂B SO3生成率的影响。在本实验中,反应温度为360 ℃,600×10−6 SO2,3% O2,实验过程保持总气体流量始终为1 L·min−1,空速的变化通过改变催化剂床层的体积获得,这也会导致气体停留时间的变化。由于SO2氧化速率受SO2氧化反应控制,停留时间越短,意味着反应时间越短。空速对催化剂A和B上SO3生成的影响如图4所示。当空速从4 000 h−1增加到10 000 h−1时,催化剂A的SO3生成率明显降低;但当空速进一步增加到90 000 h−1时,SO3生成率几乎保持不变。当空速从4 000 h−1增加到30 000 h−1时,催化剂B的SO3生成率也明显下降;当空速进一步增加到90 000 h−1时,几乎不再变化。这主要是由于在低空速条件下,SO3的生成受气体扩散与化学反应量2个方面的影响,当空速增加到一定程度后,外扩散影响基本消失,SO3的生成主要由化学反应控制,因此,不再随着空速的增加而变化。由于催化剂A上的V含量高于催化剂B,因此,当SO3的生成主要受化学反应控制时,催化剂A上的SO3生成会高于催化剂B。

  • 图5给出了催化剂A和催化剂B的SO3生成率与反应温度的关系,空速为10 000 h−1,600×10−6 SO2,3% O2。结果表明,随着反应温度的升高,催化剂A和催化剂B的SO3生成率逐渐增加。这表明,随着温度的升高,催化剂的氧化活性增加。而从实验结果可以看出,即使反应温度降至280 ℃,仍然会产生SO3。如果SCR装置长期在280 ℃以下运行,则存在由NH4HSO4的生成引起的催化剂堵塞的风险。

    V在催化剂的氧化活性中起着至关重要的作用,催化剂A在不同温度下反应后的V2p XPS光谱如图6所示。可以看出,可以分配给V4+的位于516.17 eV的初始峰随着反应温度的升高而消失。此外,在位于515.25~516.25 eV的360 ℃和400 ℃处形成V4+的新峰,这也表明形成了新的钒化合物。许多研究证明,活性组分中间价的存在有利于提高反应活性[30],SO2氧化反应中新的钒化合物可能是类VOSO4中间体[31]。另外,如图6所示,随着温度的升高,分配给V5+的516.5~518.5 eV的另一个峰的结合能转移到更高的值,并且其相对量逐渐增加,这是由于V5+比例随温度的升高而增加的原因造成的[32]。在此过程中,SO3生成的催化反应可表示为式(2)和式(3)。

    在催化反应中,V4+中间体的产生在促进SO3生成中起着至关重要的作用[33-34]。催化剂的氧化活性也依赖于V5+和V4+之间的转化,而温度的升高有利于这一反应的进行。

  • SO2浓度对SO3生成率的影响如图7所示,反应温度为360 ℃,空速为10 000 h−1,3% O2。当SO2浓度从400×10−6 增加到1 200×10−6时,催化剂A和B的SO3生成速率都降低。由于SO2氧化反应比催化剂孔内的SO2扩散慢得多,因此,SO3生成率主要受SO2氧化反应的控制而不是催化剂孔内的SO2扩散。SO2浓度对SO3生成的影响非常复杂。一方面,SO2分压的增加将导致反应式(4)向正反应方向移动,并且SO2的氧化将加速。

    另一方面,当方程式(4)向正反应方向移动时,SO3分压将增加,这可能与SO2竞争吸附在催化剂上有关。SO3将对V—O—Ti键上的桥接氧电子产生更大的吸引力,从而优先吸附SO3。因此,随着SO2浓度的增加,SO3的生成率相对降低。

    O2的存在是SO2氧化的先决条件,催化剂表面的O物种有助于SO2氧化。氧气浓度对催化剂A和B上SO3生成的影响如图8所示,反应温度为360 ℃,空速为10 000 h−1,600×10−6 SO2。可以看出,随着氧气浓度的增加,SO3的生成率略有增加。这表明在该实验条件下,O2浓度在催化剂表面上未完全平衡。O2浓度的增加将促进O2在催化剂表面的吸附,从而加速SO2的氧化。然而,DUNN等[6]研究了O2体积分数为1%~18%时的SO2氧化情况,发现当O2为2%~6%时,催化剂表面吸附的O2达到饱和,随着O2的增加,SO2的转化率保持不变,这说明不同催化剂其氧饱和度和活化能力是不同的。在本实验条件下,O2的吸附和活化能力未达到平衡,而且随着O2体积分数的增加而增加,但是增加到5%时,SO3生成率仍然低于0.8%,表明O2体积分数对氧化反应的影响远小于其他因素[22]

    以NH3作为还原剂,可将NO在催化剂表面选择性催化还原为N2,反应见式(5)。

    由于NH3还可以与SO3反应生成硫酸铵盐,因此,当NH3和NO同时存在于反应气氛中时,它对SO2氧化的影响仍然是未知的。NH3∶NO对催化剂A和B上SO3生成的影响如图9所示,反应温度为360 ℃, 空速为10 000 h−1,600×10−6 SO2,3% O2。在NH3存在下,加入500×10−6 NO,保持NH3∶NO为1∶1时,催化剂A和B的SO3生成率都进一步增加。当NH3∶NO增加到1.1∶1时,催化剂A的SO3生成率明显增加,而催化剂B的SO3生成率却略有下降。NH3和NO的存在将大大加速SO2的氧化。NH3的加入进一步促进了NO的反应,这可能是由于3个原因引起的[35]:1)如式(5)所示,NH3选择性催化还原NO会产生H2O,这会通过OH官能团的形成促进SO2的氧化,并且在脱硝反应时,吸附的NO被还原为N2,伴随着活化O原子的损失,其可能被SO2氧化消耗;2)当催化剂表面的SO2吸附达到一定浓度时,络合物将电离,最终抑制SO2的吸附和氧化。NH3与硫酸盐反应,使SO2吸附平衡向正方向移动,从而促进SO2的表面吸附;3)NH3与SO2氧化产物反应生成硫酸铵盐,这将减少气体中SO3的含量,如前所述,SO3还将抢占V活性位点的SO2吸附,因此,SO3的还原将促进SO2的吸附。

    但是,催化剂A和催化剂B之间的变化趋势有一些差别。当NH3∶NO从1∶1增加到1.1∶1时,催化剂B上SO3的生成率会略微降低。这可能由于V活性位点的减少,导致催化剂B表面上V活性位点的相对含量不足以进行所有反应,因此,与NH3∶NO为1∶1相比,SO3生成率不会增加。

  • 1)催化剂的化学组成对SO3的生成影响明显高于物理特性的影响,V负载量是决定SO3生成重要参数,V负载的增加对SO3的形成有积极作用,而Si的存在对SO2的氧化起到显著的抑制作用。

    2)当空速增加到一定值时,空速的增加将不再影响SO2的氧化,但对于不同的催化剂,这个值是不同的。随着反应温度的升高,催化剂的SO3生成速率逐渐增加,这表明随着温度的升高,催化剂的氧化活性会增加。温度的升高有利于V5+和V4+之间的转化反应,从而提高催化剂的氧化活性。即使反应温度降至280 ℃,仍然会产生SO3

    3)随SO2浓度的增加,生成的SO3通过竞争吸附抑制SO2的氧化,导致SO3生成率降低。总之,O2、NH3、NO的存在将促进SO2的转化,浓度越高,促进作用越大。

参考文献 (35)

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