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平板玻璃行业烟气污染物治理工艺及减排效果

顾镇, 张志刚, 王彬, 王东歌, 王俊. 平板玻璃行业烟气污染物治理工艺及减排效果[J]. 环境工程学报, 2020, 14(10): 2796-2803. doi: 10.12030/j.cjee.201910153
引用本文: 顾镇, 张志刚, 王彬, 王东歌, 王俊. 平板玻璃行业烟气污染物治理工艺及减排效果[J]. 环境工程学报, 2020, 14(10): 2796-2803. doi: 10.12030/j.cjee.201910153
GU Zhen, ZHANG Zhigang, WANG Bin, WANG Dongge, WANG Jun. Treatment process and emission reduction effect of flue gas pollutants in flat glass industry[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(10): 2796-2803. doi: 10.12030/j.cjee.201910153
Citation: GU Zhen, ZHANG Zhigang, WANG Bin, WANG Dongge, WANG Jun. Treatment process and emission reduction effect of flue gas pollutants in flat glass industry[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(10): 2796-2803. doi: 10.12030/j.cjee.201910153

平板玻璃行业烟气污染物治理工艺及减排效果

    作者简介: 顾镇(1995—),男,硕士研究生。研究方向:大气污染控制。E-mail:812713376@qq.com
    通讯作者: 张志刚(1975—),男,学士,教授级高级工程师。研究方向:工业烟气减排。E-mail:zzgzzr@sina.com
  • 基金项目:
    国家重点研发计划(2017YFC0210805)
  • 中图分类号: X51

Treatment process and emission reduction effect of flue gas pollutants in flat glass industry

    Corresponding author: ZHANG Zhigang, zzgzzr@sina.com
  • 摘要: 针对平板玻璃行业烟气排放治理问题,采用定电位电解法、离子色谱法等对不同燃料的玻璃熔窑烟气污染物浓度进行测定,并使用X射线荧光光谱仪(XRF)和激光粒度分析仪(LPSA)对颗粒物特性进行表征,结合工程应用对污染物的治理技术进行研究。结果表明,平板玻璃行业烟气NOx浓度普遍高于2 000 mg·m−3,燃用重油及石油焦粉的烟气中SO2的浓度明显高于天然气和煤制气,烟气颗粒物中普遍含有易导致脱硝催化剂中毒的Na、K等碱金属元素,且粒径主要集中在1~3 μm及20~60 μm。进一步分析表明,燃料是导致平板玻璃行业烟气污染物浓度差异的重要因素,治理工艺应根据燃料种类进行选择。结合工程实例,对燃用重油的玻璃熔窑烟气提出符合现行排放标准要求的治理工艺,为平板玻璃行业烟气深度减排提供技术参考。
  • 土壤和地下水中铬污染是我国当前亟待解决的环境问题。铬污染主要来源于铬盐生产、电镀、制革等工业废水及固体废弃物的排放[1]。历史上,我国曾有大量露天堆积的铬渣,虽然经整治与处理后大部分铬渣已得到安全处置[2],但铬渣堆场附近仍存在大面积受Cr(Ⅵ)污染土壤[3]。这些受Cr(Ⅵ)污染的土壤,由于淋溶作用,极易溶出Cr(Ⅵ),导致场地周围地下水在相当长的时间内受到Cr(Ⅵ)潜在污染的威胁[4-6]。因此,开展土壤-地下水Cr(Ⅵ)污染修复具有重要的实际意义。

    自然条件下,铬在土壤-地下水中主要以Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ) 2种氧化状态存在[7]。其中,Cr(Ⅲ)在pH=6~12时,由于能够形成稳定的氢氧化物沉淀析出[8],导致其迁移性大大降低;同时Cr(Ⅲ)毒性较低,故仅在很高浓度条件下才表现出生物毒性[9]。与此相反,Cr(Ⅵ)具有致癌性,因易溶于水,故在地下水中具有很强的迁移性[10, 11]。因此,对受Cr(Ⅵ)污染的地下水常采用原位还原固定化技术,通过向地下含水层中注入还原剂将Cr(Ⅵ)还原固定为Cr(Ⅲ)降低其迁移性和毒性,从而实现修复的目的。

    常用的Cr(Ⅵ)原位修复技术主要包括可渗透反应墙(PRB)、生物修复、电动修复和原位氧化还原控制墙技术(in situ redox manipulation, ISRM)等。传统的PRB技术通过在污染源下游地下含水层中开挖沟槽、回填活性反应材料以实现修复目的。但实际应用中该技术一般用于受污染的浅层地下水,不适于深部地下水的修复。ISRM技术是近年来提出的一类新型的原位还原技术。该技术通过注入井向地下污染区域注入还原剂以建立还原性环境,从而实现污染物的还原修复[12-15]。与PRB技术相比,ISRM对较深含水层的污染修复具有明显的优势。

    地下水修复中常用的还原剂包括硫类化合物、铁基及有机类还原剂[16]。其中硫基还原剂因具有优异的反应活性,在地下水Cr(Ⅵ)还原固定化修复中受到广泛的关注。采用ISRM技术修复受Cr(Ⅵ)污染地下水中研究最多的2种硫化物为连二亚硫酸钠和多硫化物。虽然连二亚硫酸钠具有很强的还原能力,但由于其在中性水溶液中不稳定,在实际修复中需要外加碱性物质(如碳酸钾/碳酸氢钾缓冲)[14],因此,在实际应用中受到一定限制。有研究表明,多硫化物(Sx2-)性能稳定、还原能力强,可以在多孔介质中形成相对持久的还原性区域,是EPA推荐的修复试剂,近年来,在地下水修复中引起了广泛的关注[12,17]。连二亚硫酸钠与多硫化物的修复机理类似。以ISRM中采用多硫化物还原固定化Cr(Ⅵ)为例,通过注入井向含水层注入的多硫化物首先还原孔隙水中的Cr(Ⅵ)使其以三价铬的形式固定下来;而剩余的多硫化物能进一步与含水层中含铁矿物中的Fe(Ⅲ)反应生成Fe(Ⅱ)。SHI等[18]的研究表明,多硫化物可以与纤铁矿反应生成含二价铁的次生还原性产物;所产生的Fe(Ⅱ)以固相和强吸附态形态为主,而溶解态的相对较少。这也解释了多硫化物具有在受污染含水层中建立持久还原性区域能力的原因,使其在地下水还原修复中得到广泛研究和应用[13,19]

    现场实验结果也表明,多硫化物对受铬污染土壤地下水的修复具有优异的效果[1,20-23]。一项有关采用多硫化钙对英国格拉斯哥某受铬渣污染地下水进行的中试研究结果表明:在所选用的3种修复方法中,以直接向含水层注入多硫化钙的方案效果最佳,可以将Cr(Ⅵ)浓度从800 μg·L−1降至30 μg·L−1。MESSER等[17]对美国亚利桑那某电镀污染现场的中试结果表明,经多硫化物处理,可使包气带土壤和孔隙水中Cr(Ⅵ)分别从处理前的2 190 mg·kg−1和3 600 mg·L−1降至10%以下,而含水层中的Cr(Ⅵ)迅速由240 mg·L−1降至1 mg·L−1。进一步的检测表明,多硫化物在含水层中所形成的还原性区域能维持数月,对地下水中Cr(Ⅵ)污染具有长期修复的潜力。

    由于褐土和红壤是我国2种重要的土壤类型,其分别在河南省和云南省有广泛的分布,而且在两省均曾有铬渣的堆放,因此,本研究选择褐土和红壤为研究对象,在室内通过土壤柱实验模拟研究了采用ISRM技术还原固定化修复受Cr(Ⅵ)污染的土壤-地下水的过程,考察了多硫化物对土壤样品的硫化处理及硫化后对Cr(Ⅵ)的还原能力,以及还原Cr(Ⅵ)柱实验过程中多硫化物的电子利用效率等。在柱实验过程中,同时对出水pH、氧化还原电位进行实时监测,以考察柱体内是否有效地建立了还原区域。研究结果可对以多硫化物为还原剂采用ISRM技术现场修复Cr(Ⅵ)污染的土壤-地下水具有一定的参考价值。

    将0.1 mol·L−1硫化钠溶液与等摩尔数的单质硫加入500 mL血清瓶中,转移至恒温振荡箱中,在65 ℃和100 r·min−1条件下振荡16 h[24-25]。多硫化物和硫化钠浓度采用碘量法[26]测定。

    实验所用的红壤和褐土样品分别采自云南和河南。样品采集使用棋盘法,首先在采样现场选取7~10个采样点,在地表下10~30 cm的土层,每个采样点取2~3 kg样品。采集的土壤样品在实验室通风阴凉处风干并剔除土壤中杂质,用木锤敲打风干的大块样品,压碎并混匀后研磨过2 mm尼龙筛,筛下物样品用于土柱实验。

    图1(a)为所搭建的实验室土壤柱实验装置。柱实验过程中采用自下而上的入水方式。实验中所有溶液均采用经氮气吹脱的Milli-Q超纯水(18.2 MΩ)配制,以保证整个实验过程在厌氧条件下进行。

    图 1  土壤柱实验装置与土柱结构示意图
    Figure 1.  Schematic diagrams of the column experiment setup and the structure of the soil-packed column

    土柱装填采用干堆法[27-28]。在装填过程中,每次加入等量的样品,用橡胶锤轻轻击打柱体并均匀压实,以免颗粒间产生明显缝隙,从而使实验中所使用柱子性质基本保持一致。在实验运行过程中,若土壤的黏性较大可能会导致柱内土壤无法均匀润湿、柱压过高,从而造成土柱中的优先流或柱子堵塞等现象。此时可在土壤中掺杂质量比1∶1的石英砂(0.1~0.4 mm)[29],以避免上述现象的出现。图1(b)为按上述方法所装填好的土柱,土柱内径和装填高度分别为2.5 cm和20 cm。装填好的红壤柱和褐土柱的孔隙率分别为0.50和0.49,所装填土壤质量分别为130.3 g和136.3 g。

    土壤柱实验包括土柱预处理、土柱硫化以及硫化土柱对Cr(Ⅵ) 还原固定化3个过程。在土柱预处理中,向柱体通入模拟地下水以充分润湿土壤并使孔隙饱和。实验中所用模拟地下水组成[30]为10 mmol·L−1 Na+、0.8 mmol·L−1 Ca2+、6.6 mmol·L−1 Cl、3 mmol·L−1 HCO3、1 mmol·L−1 SO24

    在土壤硫化过程中,向上述经水饱和的土柱以1.15 mL·min−1流速通入初始浓度为50 mmol·L−1多硫化物,并在设定时间内对出水口处溶液的pH、氧化还原电位和多硫化物浓度进行测定。当多硫化物浓度接近50 mmol·L−1时,停止通入含多硫化物的地下水。在接下来的实验中,向硫化后土柱以同样流速通入含有10 mg·L−1 Cr(Ⅵ)的模拟地下水,以观测硫化土柱对Cr(Ⅵ)的持续还原能力。在实验中,在既定时间取出水口处样品记录溶液的pH和氧化还原电位,同时分析多硫化物和Cr(Ⅵ)的浓度。基于我国地下水分类标准(GB/T 14848-2017),针对Cr(Ⅵ)这一指标,Ⅳ类和Ⅴ类的界限为0.1 mg·L−1,本实验将出水中Cr (Ⅵ)的浓度达0.1 mg·L−1时定义为穿透点,达到穿透点后,继续通入Cr(Ⅵ) 模拟地下水,当出水浓度接近10 mg·L−1时,停止柱实验。

    土壤柱实验过程中多硫化物浓度的测定采用亚甲基蓝分光光度法[31],Cr(Ⅵ)浓度的测定采用《水质 六价铬的测定 二苯碳酰二肼分光光度法》(GB/T 7467-1987),pH的测定使用pH电极(InLab Expert Go-ISM, METTLER TOLEDO),氧化还原电位的测定使用氧化还原电极(ORION 9678BNWP, Thermo)。

    图2(a)图2(b)分别为红壤和褐土柱子在多硫化物硫化处理过程中,出水溶液的pH、氧化还原电位以及多硫化物浓度随时间的变化规律。实验中所观察到的红壤和褐土柱硫化现象类似。

    图 2  出水溶液的pH、氧化还原电位及S2x浓度随时间的变化
    Figure 2.  Changes of pH, oxidation-reduction potential and S2x concentrations in outlet solutions with time

    在2种土柱硫化过程中均观察到出水和柱体颜色随时间发生了变化。对于红壤实验,当向红壤柱中通入约1~2个PV多硫化物后,出水溶液开始呈现乳白色,这可能是由于单质硫的析出所造成的。之后出水颜色逐渐加深,并最终呈深墨绿色,而柱内的土壤由初始的红色自下而上渐渐呈现出深墨绿色。在褐土柱硫化过程中,颜色随时间的变化与红壤柱变化规律类似,出水溶液的颜色逐渐加深并最终变为草绿色;土柱内土壤从初始的棕褐色由下至上最终全部变为绿色。2种土柱及其出水颜色随时间发生变化可能是由于土壤中含铁物质与多硫化物反应,生成了亚铁以及硫铁化合物所造成[12,18,32-33]

    在红壤柱和褐土柱的硫化过程中也观察到了出水多硫化物浓度随时间的变化(图2(a)图2(b))。在红壤柱硫化过程中,在最初2 h内没有检出多硫化物,随后多硫化物浓度逐渐提高,在12 h时基本达到初始多硫化物入水浓度(50 mmol·L−1)。在褐土柱硫化过程中,多硫化物浓度随时间的变化与红壤柱类似,经过1.5 h后,开始检出多硫化物,并在12 h时达到平衡。

    上述2个土柱的硫化过程中也观察到出水溶液的pH、氧化还原电位随时间的变化。对红壤柱,出水溶液pH变化从初始的5.6逐渐上升,12 h后达到12.7;出水溶液的氧化还原电位从初始的152.7 mV降至-582.5 mV。褐土柱出水溶液初始pH为7.3,经12 h硫化后,逐步升高至12.9;溶液氧化还原电位则从初始的136.4 mV逐渐下降至-595.8 mV。2种土壤硫化过程中pH和氧化还原电位的变化是由多硫化物所造成的。多硫化物是强碱性的物质,可导致出水溶液pH升高;同时由于其具有很强的还原特性,从而使得出水溶液氧化还原电位大大降低,并最终在柱体内建立有效的还原性区域。

    图3(a)图3(b) 为红壤和褐土经硫化后还原固定化Cr(Ⅵ)的性能随时间变化的柱实验结果。由图3可知,在还原固定化过程中,柱体颜色、出水溶液的颜色、pH、氧化还原电位以及出水溶液中Cr(Ⅵ)和多硫化物的浓度均随时间发生变化。2种硫化土柱具有相似的变化趋势,但也存在一定的差异。

    图 3  出水溶液的pH、氧化还原电位、Cr(VI)浓度及S2x浓度随时间的变化
    Figure 3.  Changes of pH, oxidation-reduction potential, Cr(VI) and S2x concentrations in the outlet solution with time

    当红壤柱和褐土柱还原固定化Cr(Ⅵ)时,柱体与出水液体颜色均随时间发生了变化。在柱实验过程中,随着对Cr(Ⅵ)的还原固定化,硫化红壤柱的颜色自下而上由深墨绿色逐渐变成红色,而其出水溶液颜色则由深墨绿色逐渐变淡,直至柱体还原能力消失,并最终变为淡黄色。硫化褐土柱在与Cr(Ⅵ)反应过程中,反应初始阶段柱体的颜色为绿色,随着反应时间的增加,其颜色自下而上逐渐变为黄褐色,而反应后出水颜色由初始的草绿色逐渐变为柱实验接近结束时的淡黄色。在2个硫化柱实验中,柱体中的绿色可能缘于硫化过程中所产生的亚铁与硫铁化合物。随着还原性物质的反应其颜色逐渐消失。淡黄色的出水接近入水Cr(Ⅵ)的本色。这主要是因为硫化过程中柱体内所产生的还原性物质随着与Cr(Ⅵ)反应,浓度逐渐降低;当还原性物质被彻底消耗后,入水和出水中Cr(Ⅵ)浓度接近,从而使得出水颜色呈淡黄色。

    在硫化红壤柱和褐土柱还原固定化Cr(Ⅵ)的过程中,也观察到了其出水溶液pH和氧化还原电位类似的变化情况(图3(a)图3(b))。对硫化红壤柱,出水溶液初始pH为12.6,之后随反应的进行,pH逐步下降,最终达到8.9;出水溶液氧化还原电位从-574.9 mV逐渐上升至117 mV。硫化褐土柱的出水溶液pH从12.9下降至9.4,氧化还原电位则从-571.9 mV逐渐上升至38.5 mV。柱实验中pH和氧化还原电位的变化是由于多硫化物和Cr(Ⅵ)造成的。多硫化物是强碱性的物质,随着与Cr(Ⅵ)的反应,其浓度逐渐降低,造成了pH和氧化还原电位的上述变化。

    实验中观察到Cr(Ⅵ)浓度随时间发生变化。向硫化红壤柱持续通入含10 mg·L−1Cr(Ⅵ)地下水27 h(约38PV)后,土柱达到穿透点(0.1 mg·L−1)。由于已穿透的土柱仍然具有一定的还原能力,因此,可以进一步还原固定化Cr(Ⅵ),但其还原固定化能力的降低,导致出水中Cr(Ⅵ)的浓度逐渐升高,并最终在155 h (约218PV)时达到平衡。通过积分可得,硫化红壤柱在整个实验过程中共去除1.21 mmol Cr(Ⅵ),由于Cr(Ⅵ)被还原固定化为Cr(Ⅲ),即反应过程中需净利用3.63 mmol电子。硫化褐土柱也经历了类似的过程,在通入10 mg·L−1 Cr(Ⅵ) 15 h (约22PV)后,土柱达到穿透点。之后该土柱仍能继续还原Cr(Ⅵ),并在反应96 h (约138PV)时丧失还原能力。同样由积分可知,硫化褐土柱在整个反应过程中共去除0.77 mmol Cr(Ⅵ),即2.31 mmol净利用电子量。柱实验中,土柱累积去除Cr(Ⅵ)的量可根据式(1)计算。

    S=12n0i=1[(C0Ci+1)+(C0Ci)]q(ti+1ti) (1)

    式中:Ci为取样时间ti时出水中Cr(Ⅵ)浓度,mg·L−1C0为入水中Cr(Ⅵ)浓度,mg·L−1q为入水流速,取值1.15 mL·min−1n0为取样数据点数。

    在2个硫化土柱还原Cr(Ⅵ)过程中,反应初期在出水中还检测到多硫化物存在。向硫化红壤通入Cr(Ⅵ)溶液,出水中多硫化物的浓度在2 h内由初始的50 mmol·L−1迅速降低到约10 mmol·L−1,并最终在10 h后接近0。对褐土柱来说,出水中多硫化物浓度变化的趋势与上述红壤中观察到的变化趋势类似:多硫化物浓度在经历了2 h快速下降后,并在反应7.5 h后,浓度逐渐接近0。经过硫化的土柱孔隙中仍存在未反应的多硫化物,这些多硫化物在后续通入Cr(Ⅵ)溶液时被取替而流出,因此造成了多硫化物仍出现在出水中。考虑到扣除流出的这部分多硫化物后,是实际消耗的多硫化物,即为硫化土柱所持有的净还原能力,因此,硫化红壤柱所持有的净还原能力相当于7.89 mmol多硫化物。由于S2x在氧化过程中的产物以S0为主,而1 mol S2x在氧化还原反应中能提供2 mol电子,因此,硫化红壤所持有的净还原能力相当于15.78 mmol电子。对褐土柱来讲,柱体所持有的净还原能力相当于4.65 mmol多硫化物或9.3 mmol电子。

    综合以上实验结果,可以看出,由多硫化物在柱体内所形成的理论还原能力与还原Cr(Ⅵ)中实际消耗的还原能力存在偏差。如果定义柱实验过程中的电子利用效率为Cr(Ⅵ)还原固定化所需理论电子数与柱体所持有总还原能力对应的电子数之比,基于柱实验还原固定化Cr(Ⅵ)的结果可知,硫化后的红壤和褐土的电子利用效率分别为23.0%和24.8%,相当于去除等当量的Cr(Ⅵ)所需理论还原能力的4.35倍和4.03倍。柱实验与理论值的偏差可能是由于土壤复杂性所造成的。因此,以多硫化物为还原剂,采用ISRM修复技术还原固定化Cr(Ⅵ)时,需要加入过量还原试剂。基于对红壤柱和褐土柱实验结果,可以看出,柱实验中所用的多硫化物是所需理论值的4~5倍。这一结果对受Cr(Ⅵ)污染的土壤-地下水修复具有一定的实际意义。

    1)经硫化处理的2种土壤均具有还原固定化Cr(Ⅵ)的能力,但其还原容量不同。在实验条件下,向硫化土柱中通入10 mg·L−1的Cr(Ⅵ)溶液,红壤柱和褐土柱分别在38PV和22PV穿透(基于GB/T 14848-2017,穿透浓度设为0.1 mg·L−1)。2种土柱在穿透后虽然其还原能力降低但仍能持续的还原固定化Cr(Ⅵ),并最终在218PV和138PV左右丧失对Cr(Ⅵ)的还原能力。

    2)多硫化物对红壤和褐土的硫化会使孔隙水的pH和氧化还原电位发生变化。在经硫化处理后,红壤柱和褐土柱的出水pH分别升高至12.7和12.9,而对应的氧化还原电位则逐渐降低至-582.5 mV和-595.8 mV,这表明多硫化物在土壤中已建立有效的还原区域。向2种硫化土柱中通入Cr(Ⅵ)溶液会降低出水的pH,同时伴随氧化还原电位的升高:反应结束时,红壤和褐土系统的pH分别为8.9和9.4,对应的氧化还原电位分别为117 mV和38.5 mV。

    3)经多硫化物硫化后的红壤和褐土在还原Cr(Ⅵ)过程中实际电子利用效率分别为23.0%和24.8%,即实际所需多硫化物的量是理论值的4~5倍。考虑到污染现场地下介质的非均质性和复杂性,在实际Cr(Ⅵ)修复中多硫化物的用量可能会更高。

  • 图 1  烟气采样点示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of smoke sampling points

    图 2  烟气污染物浓度分析结果

    Figure 2.  Analysis results of flue gas pollutant concentration

    图 3  不同燃料烟气颗粒物的粒径分布

    Figure 3.  Size distribution of flue gas particles with different fuels

    图 4  某320 t·d−1玻璃熔窑烟气治理工艺路线

    Figure 4.  Treatment process route of flue gas on a 320 t·d−1 glass melting furnace

    图 5  治理后烟气常规污染物的排放浓度

    Figure 5.  Emission concentration of conventional pollutants after treatment

    表 1  主要仪器设备与检测方法

    Table 1.  Main instruments, equipment and testing standards

    检测项目检测方法检出浓度限值/(mg·m−3)仪器设备名称仪器设备型号
    NOx固定源废气 氮氧化物的测定 定电位电解法(HJ 693-2014)3自动烟尘烟气综合测试仪ZR-3260
    SO2固定源废气 二氧化硫的测定 定电位电解法(HJ 57-2017)3自动烟尘烟气综合测试仪ZR-3260
    硫酸雾固定源废气 硫酸雾的测定 离子色谱法(HJ 544-2016)0.2离子色谱仪PIC-10A
    HCl固定污染源废气 氯化氢的测定 硝酸银容量法(HJ 548-2016)2双路烟气采样器ZR-3710
    氟化物大气固定污染源 氟化物的测定 离子选择电极法(HJ/T 67-2001)0.06酸度计PHS-3C
    颗粒物固定源排气中颗粒物测定与气态污染物采样方法(GB/T 16157-1996)电子天平,X射线荧光光仪 激光粒度分析仪FA1004B, EDX-7000, Mastersizer-2000
    检测项目检测方法检出浓度限值/(mg·m−3)仪器设备名称仪器设备型号
    NOx固定源废气 氮氧化物的测定 定电位电解法(HJ 693-2014)3自动烟尘烟气综合测试仪ZR-3260
    SO2固定源废气 二氧化硫的测定 定电位电解法(HJ 57-2017)3自动烟尘烟气综合测试仪ZR-3260
    硫酸雾固定源废气 硫酸雾的测定 离子色谱法(HJ 544-2016)0.2离子色谱仪PIC-10A
    HCl固定污染源废气 氯化氢的测定 硝酸银容量法(HJ 548-2016)2双路烟气采样器ZR-3710
    氟化物大气固定污染源 氟化物的测定 离子选择电极法(HJ/T 67-2001)0.06酸度计PHS-3C
    颗粒物固定源排气中颗粒物测定与气态污染物采样方法(GB/T 16157-1996)电子天平,X射线荧光光仪 激光粒度分析仪FA1004B, EDX-7000, Mastersizer-2000
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    表 2  不同燃料烟气颗粒物组成

    Table 2.  Composition of flue gas particles with different fuels %

    燃料种类SO3Na2OK2OCaOCr2O3Fe2O3SiO2Sb2O3Al2O3
    重油37.657.478.498.540.630.7812.642.145.31
    天然气10.5835.689.824.170.543.518.832.59
    石油焦粉41.5322.194.242.661.421.215.700.545.66
    煤制气28.727.438.643.232.469.264.147.31
    燃料种类SO3Na2OK2OCaOCr2O3Fe2O3SiO2Sb2O3Al2O3
    重油37.657.478.498.540.630.7812.642.145.31
    天然气10.5835.689.824.170.543.518.832.59
    石油焦粉41.5322.194.242.661.421.215.700.545.66
    煤制气28.727.438.643.232.469.264.147.31
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    表 3  不同燃料烟气治理工艺优化

    Table 3.  Optimization on treatment process of flue gas with different fuels

    燃料种类SCR前处理优选工艺FGD优选工艺
    天然气/煤制气余热锅炉(高温段) +高温电除尘NID>SDA
    重油余热锅炉(高温段)+干法调质+高温电除尘SDA>NID>CFB
    石油焦粉余热锅炉(高温段)+干法脱硫+高温电除尘CFB>SDA
    燃料种类SCR前处理优选工艺FGD优选工艺
    天然气/煤制气余热锅炉(高温段) +高温电除尘NID>SDA
    重油余热锅炉(高温段)+干法调质+高温电除尘SDA>NID>CFB
    石油焦粉余热锅炉(高温段)+干法脱硫+高温电除尘CFB>SDA
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    表 4  平板玻璃行业烟气治理工艺技术的对比

    Table 4.  Comparison of flue gas treatment technologies in flat glass industry

    窑炉熔量/(t·d−1)燃料种类烟气治理工艺污染物种类烟气浓度/(mg·m−3)去除率/%
    处理前处理后
    500煤制气旋风除尘器+SCR脱硝+双碱法脱硫+湿式电除尘颗粒物160~24010~3090.0
    SO2700~80060~16085.3
    NOx2 020~2 320220~48083.9
    230天然气高温静电除尘+SCR脱硝+石灰石/石灰-石膏法+湿式电除尘颗粒物120~22010~3088.2
    SO2240~36060~16063.3
    NOx2 200~2 600280~42085.4
    320重油干法调质+高温电除尘+SCR脱硝+SDA脱硫+布袋除尘器颗粒物280~4006~1596.9
    SO2850~1 05040~8093.7
    NOx2 250~2 550120~34090.4
    窑炉熔量/(t·d−1)燃料种类烟气治理工艺污染物种类烟气浓度/(mg·m−3)去除率/%
    处理前处理后
    500煤制气旋风除尘器+SCR脱硝+双碱法脱硫+湿式电除尘颗粒物160~24010~3090.0
    SO2700~80060~16085.3
    NOx2 020~2 320220~48083.9
    230天然气高温静电除尘+SCR脱硝+石灰石/石灰-石膏法+湿式电除尘颗粒物120~22010~3088.2
    SO2240~36060~16063.3
    NOx2 200~2 600280~42085.4
    320重油干法调质+高温电除尘+SCR脱硝+SDA脱硫+布袋除尘器颗粒物280~4006~1596.9
    SO2850~1 05040~8093.7
    NOx2 250~2 550120~34090.4
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-10-30
  • 录用日期:  2019-12-02
  • 刊出日期:  2020-10-10
顾镇, 张志刚, 王彬, 王东歌, 王俊. 平板玻璃行业烟气污染物治理工艺及减排效果[J]. 环境工程学报, 2020, 14(10): 2796-2803. doi: 10.12030/j.cjee.201910153
引用本文: 顾镇, 张志刚, 王彬, 王东歌, 王俊. 平板玻璃行业烟气污染物治理工艺及减排效果[J]. 环境工程学报, 2020, 14(10): 2796-2803. doi: 10.12030/j.cjee.201910153
GU Zhen, ZHANG Zhigang, WANG Bin, WANG Dongge, WANG Jun. Treatment process and emission reduction effect of flue gas pollutants in flat glass industry[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(10): 2796-2803. doi: 10.12030/j.cjee.201910153
Citation: GU Zhen, ZHANG Zhigang, WANG Bin, WANG Dongge, WANG Jun. Treatment process and emission reduction effect of flue gas pollutants in flat glass industry[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(10): 2796-2803. doi: 10.12030/j.cjee.201910153

平板玻璃行业烟气污染物治理工艺及减排效果

    通讯作者: 张志刚(1975—),男,学士,教授级高级工程师。研究方向:工业烟气减排。E-mail:zzgzzr@sina.com
    作者简介: 顾镇(1995—),男,硕士研究生。研究方向:大气污染控制。E-mail:812713376@qq.com
  • 1. 合肥工业大学资源与环境工程学院,合肥 230009
  • 2. 中建材环保研究院(江苏)有限公司,盐城 224051
基金项目:
国家重点研发计划(2017YFC0210805)

摘要: 针对平板玻璃行业烟气排放治理问题,采用定电位电解法、离子色谱法等对不同燃料的玻璃熔窑烟气污染物浓度进行测定,并使用X射线荧光光谱仪(XRF)和激光粒度分析仪(LPSA)对颗粒物特性进行表征,结合工程应用对污染物的治理技术进行研究。结果表明,平板玻璃行业烟气NOx浓度普遍高于2 000 mg·m−3,燃用重油及石油焦粉的烟气中SO2的浓度明显高于天然气和煤制气,烟气颗粒物中普遍含有易导致脱硝催化剂中毒的Na、K等碱金属元素,且粒径主要集中在1~3 μm及20~60 μm。进一步分析表明,燃料是导致平板玻璃行业烟气污染物浓度差异的重要因素,治理工艺应根据燃料种类进行选择。结合工程实例,对燃用重油的玻璃熔窑烟气提出符合现行排放标准要求的治理工艺,为平板玻璃行业烟气深度减排提供技术参考。

English Abstract

  • 平板玻璃作为重要的工业原材料,生产过程能耗高、污染严重。2015年统计数据[1]显示,平板玻璃行业烟气颗粒物、SO2、NOx年排放量为 2.8×104、1.31×105 和 2.67×105 t,分别占全国工业年排放总量的0.2%、0.7%和1.4%。相比于我国工业总产值,平板玻璃行业产值占比低,污染物排放占比低,但由于产品不宜长途运输,导致平板玻璃生产企业大量分布于人口密集、需求量较大的地区,仅京津冀及周边城市就集中了全国近30%的产能[2]。因此,针对平板玻璃行业烟气污染物的深度减排研究显得尤为重要。

    目前,平板玻璃行业使用的燃料主要有重油、天然气、石油焦粉和煤制气,生产原料随产品要求复杂多变。燃料种类的多样性及生产原料的复杂性导致玻璃熔窑烟气特性差异明显。汪庆卫等[3]对玻璃熔窑烟气排放的SO2和NOx进行理论计算,得出不同燃烧过程对污染物浓度的影响。ZHENG等[4]研究了90~390 ℃玻璃熔窑的飞灰特性及电除尘性能,发现电除尘效率随烟气温度的升高而降低。金玉健[5]对燃用石油焦粉的玻璃熔窑烟气进行研究,发现造成烟气治理设施堵塞和腐蚀的主要原因是特殊粉尘及灰硫比等。赵卫凤等[6]对平板玻璃熔窑烟气污染物特性及治理技术进行了探讨,并建议开展玻璃熔窑烟气治理技术的深度研发。综上所述,目前针对玻璃行业烟气的研究较多,但多为烟气污染物的基础理论研究,有关治理工艺优化及工程实践的研究较少。本研究对比分析了使用不同燃料的烟气污染物的排放特性,尤其对烟气颗粒物进行了深入研究。基于研究结果,对现有的烟气治理工艺提出了优化方案,结合燃用重油的平板玻璃熔窑烟气治理工程案例,对相应工艺进行技术调研,构建了烟气污染物的深度减排技术路线,以期为平板玻璃行业烟气治理提供参考。

  • 实验所用试剂:NaOH、KOH(分析纯,上海埃彼化学试剂有限公司),NaF、AgNO3(分析纯,无锡展望化工试剂有限公司),溴甲酚绿、铬酸钾、酚酞(分析纯,上海展云化工有限公司),配制溶液所用超纯水由上海和泰仪器有限公司的Master Touch-S30型超纯水机制备。实验主要仪器设备与检测方法如表1所示。

  • 依据《固定污染源排气中颗粒物测定与气态污染物采样方法》(GB/T 16157-1996)的规范要求,从安徽省、山东省等地分别燃用重油、天然气、石油焦粉和煤制气燃料的4座平板玻璃熔窑进行烟气采样,熔窑均采用空气助燃,熔量分别为320、600、500、600 t·d−1,采样点为高温段余热锅炉出口,其具体位置见图1

    在采样过程中,使用烟气测试仪对NOx、SO2浓度进行在线检测并记录;硫酸雾浓度的测定采用离子色谱法,根据分离保留时间定性,峰面积定量;颗粒物浓度通过采样前后滤筒质量差及采样体积进行确定;HCl浓度的测定采用硝酸银容量法,利用硝酸银对吸收液中的Cl进行滴定;氟化物的测定采用离子选择电极法,其电位与氟离子活度的对数成线性关系。

    利用XRF对颗粒物化学组成进行分析,检测前对样品进行研磨过筛(200目)及压片处理,采用定量分析模式;颗粒物粒径分布特性通过LPSA进行分析,分散剂为过滤纯水,采用多重窄峰分析模式。

  • 经仪器检测与实验测定,燃用不同种类燃料的平板玻璃熔窑烟气各污染物浓度情况如图2所示。

    图2(a)中,4座不同燃料玻璃熔窑烟气的NOx浓度均高于2 000 mg·m−3,燃用天然气更容易促进烟气NOx的生成。这主要因其较高的热值会在窑内燃烧产生更高的温度。有研究[7]发现,当温度大于1 300 ℃时,每增加100 ℃,热力型NOx生成速率增大6~7倍。由此可以看出,玻璃熔窑烟气NOx主要是助燃空气中N2与O2高温反应生成的热力型NOx,其余少量来自燃料的燃烧氧化及原料中硝酸盐物质的分解。

    目前,玻璃熔窑烟气NOx的脱除主要围绕窑内脱硝、燃料脱氮、烟气脱硝3个方面[8],主要技术包括纯氧燃烧工艺以及一系列烟气脱硝技术[9-12]。纯氧燃烧采用高纯氧助燃,解决了热力型NOx的生成问题,但窑体造价昂贵,应用推广受到限制。综合经济与技术指标,选择性催化还原(selective catalytic reduction, SCR)技术在众多玻璃熔窑烟气脱硝技术中优势明显。

    图2(b)中,燃用重油和石油焦粉时,烟气SO2浓度分别为1 520 mg·m−3和3 560 mg·m−3,相应地,天然气和煤制气则较低,这主要与燃料含硫量及澄清剂芒硝用量有关。在玻璃生产中,燃料燃烧生成SO2,与原子态氧(O)结合转化为SO3,SO3与烟气中水分结合生成硫酸雾。此外,不同燃料情况下的硫酸雾与SO2浓度并不完全对应。据报道[13],SO3生成率随燃料含硫量的增加而增加,但玻璃熔窑烟气硫酸雾的产生还受湿度、过程转化等多因素影响,易与NH3反应生成(NH4)2SO4物质。

    在脱硫技术方面,我国早期主要依靠从国外引进技术,并在应用过程中结合实际情况不断优化。目前这些技术主要包括干法、湿法及半干法3大类[14]。其中,湿法脱硫效率高,但系统复杂、设备管道易腐蚀、脱硫废水处理难度大[15];干法脱硫工艺简单、占地面积小、脱硫效率低;半干法脱硫运行成本低、脱硫效率高、烟气适应性强,具有良好的应用前景,现已成为玻璃行业烟气脱硫技术的主要研究方向。

    图2(c)中,玻璃熔窑烟气颗粒物浓度受燃料种类影响明显,重油及石油焦粉燃料烧结物质多,导致烟气颗粒物浓度均高于300 mg·m−3,而天然气与煤制气燃烧产生的烟气颗粒物浓度则相对较低。另外,原料中的部分微细碎渣会随热风进入烟气,极少量熔融态原料受火焰吹脱也会成为烟气颗粒物。

    烟气颗粒物的脱除技术主要包括机械除尘、电除尘、湿法除尘和过滤除尘。机械除尘主要依靠重力、离心力等,将颗粒物从气流中去除;湿法除尘同湿法脱硫,易产生废水二次污染。颗粒物作为烟气首要污染物,其末端治理一般采用过滤式除尘,效率可达99.9%以上。

    本研究对烟气中HCl及氟化物2种非常规污染物进行了分析。在图2(d)中,天然气熔窑烟气HCl浓度达26 mg·m−3,重油熔窑则只有11 mg·m−3。相关研究[16]表明,玻璃熔窑烟气HCl与氟化物受原料的种类及配比影响较大,而与燃料基本无关,由此推测烟气HCl及氟化物主要来自生产原料的分解。在脱除技术方面,脱硫剂在脱硫过程中会对HCl、氟化物等物质产生协同去除效应。

  • 表2所示,玻璃熔窑烟气颗粒物中主要含有S、Na、K等易挥发性元素,这些元素富集在颗粒物表面,易发生反应,生成Na2SO4、K2SO4等物质,使颗粒物具有较高的黏性和腐蚀性[17]

    由于Na、K等碱金属元素的存在,颗粒物若不经处理随烟气直接进入SCR反应器,会与催化剂本体发生反应,导致催化剂中毒,降低脱硝效率[18-19]

    图3所示,玻璃熔窑烟气颗粒物粒径主要集中在0.06~0.08、1~3 和20~60 μm,但0.06~0.08 μm峰值较弱。0.06~0.08 μm 主要是颗粒物中气相物质凝聚形成的气溶胶;1~3 μm 的细颗粒物主要是燃料烧结产物及吹脱的熔融态原料;20~60 μm 的粗颗粒物主要是由微细的原料碎渣随热风进入烟气形成的。

    颗粒物的粒径分布会影响其团聚性能[20],导致催化剂堵塞。不仅如此,当粒径较小时,内部孔隙率较高,荷电性能弱,电除尘对其脱除效率也会大大降低[21]

  • 平板玻璃行业烟气蕴藏丰富的余热资源。在治理过程中,可将脱硝工艺与余热利用相耦合,通过余热锅炉(高温段),将高温烟气利用至催化剂最佳活性温度,提高脱硝效率,并将脱硝出口回接余热锅炉(低温段),实现烟气余热的深度利用,促进平板玻璃行业烟气节能减排。

    鉴于玻璃熔窑烟气颗粒物表面黏性和腐蚀性以及Na、K等碱金属元素的存在,脱硝前须对其进行处理,且处理工艺应依据燃料种类进行选择,不同燃料烟气SCR前处理优选工艺见表3。在脱硝催化剂目前以蜂窝式为主的前提下,其规格建议选用18孔或22孔为主,即确保较大的孔隙率,避免催化剂堵塞,并设定合理的吹扫压力及频率。

    湿法脱硫易带来废水排放、烟气消白等问题,治理难度相当大。因此,选择玻璃熔窑烟气脱硫(flue gas desulfurization, FGD)工艺时推荐以半干法为主,喷雾干燥吸收法(spray drying absorption, SDA)、新型一体化脱硫(new integrated desulfurization, NID)和循环流化床(circulating fluidized bed, CFB)工艺在平板玻璃行业烟气治理中均有应用。结合工程实践经验,对不同燃料的玻璃熔窑烟气给出FGD优选工艺(表3)。

  • 以某320 t·d−1玻璃熔窑烟气深度治理示范项目为例,该熔窑燃用重油,采用治理技术路线如图4所示,工艺选用Ca(OH)2作为脱硫剂,氨水浓度为20%。

    玻璃熔窑烟气(500~550 ℃)进入余热锅炉(高温段)进行高品位热量回收,经干法调质系统后,进入高温电除尘(380~390 ℃);预除尘处理后,进入SCR脱硝反应器(360~380 ℃),在氨水与催化剂作用下完成烟气脱硝;再回接余热锅炉(低温段),进行低品位热量回收,出口烟气(180~200 ℃)进入R-SDA脱硫反应塔,将烟气中的SO2、SO3、HCl、氟化物等物质协同去除;最后设置布袋除尘对烟气进行末端处理,净烟气经风机引入烟囱实现高空排放。

  • 某320 t·d−1平板玻璃厂烟气指标如下:烟气流量为80 000 m3·h−1,含水量约为10%,含氧量约为8%,NOx≥2 000 mg·m−3,SO2≥1 500 mg·m−3,颗粒物≥400 mg·m−3,以上数据均为标态。

    采用图4的技术路线对烟气污染物进行治理后,烟气污染物排放浓度及政策允许排放标准见图5。该项目烟气NOx、SO2以及颗粒物排放浓度完全符合排放标准并远低于允许排放限值,且各项排放指标稳定。由于玻璃熔窑生产过程存在火焰换向过程,且换火期间燃料停止燃烧,烟气含氧量增加,导致各污染物排放浓度呈现周期性变化。

    表4为玻璃行业不同烟气治理工艺运行效果的调研结果。由此可见,本研究的技术路线相比于其他工艺,在技术指标上优势明显:各项污染物脱除效率均可达90%以上。不仅如此,该工艺也具有良好的经济效益:建设投资少,运行过程无须考虑废水二次污染治理,余热利用系统可富余供给设备自身用电。同时,相关学者[22]对干法、半干法脱硫副产物的利用也开始进行研究,可进一步降低该工艺的运行成本。

  • 1)玻璃熔窑烟气中NOx主要为热力型,排放浓度普遍高于2 000 mg·m−3,并随熔窑温度的升高而升高;SO2浓度主要受燃料含硫量的影响,且硫酸雾与SO2浓度并不完全对应;燃料的烧结产物是造成烟气颗粒物浓度变化的重要原因;HCl与氟化物等非常规污染物主要来自玻璃原料的高温分解作用,燃料对其影响很小。

    2)玻璃熔窑烟气颗粒物具有较高的黏性,易造成催化剂的堵塞,同时Na、K等碱金属成分还会造成催化剂中毒失活。因此,SCR脱硝前必须进行烟气预处理;此外,烟气颗粒物粒径分布主要集中在1~3 μm及20~60 μm,为除尘工艺选择及参数设置提供基础。

    3)结合烟气特性研究,提出平板玻璃熔窑烟气治理工艺优化建议:SCR脱硝前设置高温电除尘,且电除尘前端应根据燃料种类选择配置干法调质或干法脱硫系统;SCR脱硝催化剂选用18孔或22孔规格为主;烟气脱硫以半干法为主,具体依据燃料种类区别选用SDA、NID或CFB工艺。同时某320 t·d−1燃用重油的玻璃熔窑烟气治理示范项目工程效果表明,采用熔窑烟气→余热锅炉(高温段)→干法调质→高温电除尘→SCR脱硝→余热锅炉(低温段)→R-SDA半干法脱硫→布袋除尘→烟囱的工艺路线,完全能够实现玻璃熔窑烟气的稳定排放,且排放浓度远低于现行允许排放浓度限值。

参考文献 (22)

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