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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。
  • 磷是生物体必需的营养元素之一,同时也是限制大多数水生生态系统营养的关键因素[1]。水体中磷浓度过高将会引起富营养化[2],危及水生生态系统。因此,高效去除水中过量磷是一个亟待解决的问题[3]

    目前,已得到广泛应用的水中除磷方法有生物法(微生物除磷工艺)、化学沉淀法、离子交换法等,但生物法将产生大量剩余污泥[4],化学沉淀法中投加的药剂容易对水体造成二次污染[5],离子交换法易受共存离子的干扰[6]。相比而言,操作简单[7]、效果稳定[8]的吸附法逐渐受到关注。

    性能优良的吸附剂是吸附法成功的关键。水中除磷常用的吸附剂主要有黏土矿物[9]、活性炭[10]、树脂[3]、生物质材料[8]等。其中,生物质材料价格低廉[8]、来源广泛,是其作为吸附剂的重要优势。但未经处理的生物质对磷的吸附效率有限,有研究通过在生物质表面负载金属的方式提高其吸附能力,如铝改性小麦秸秆[11],铁改性花生壳[12]等。因此,利用高价态金属改性生物质材料去除水中磷具有一定的应用潜力。近年来,镧和锆2种金属元素因化学性质稳定,且对磷有较强的选择性而成为水中除磷的研究热点[13-14],但是金属氧化物或氢氧化物粉末易随水流失,难于从水中分离[9],这就限制了他们在吸附磷方面的工程化应用。若将其负载到生物质材料上以制成颗粒状除磷吸附剂,不仅可以提高吸附剂的机械强度,还能降低其使用成本。目前,利用镧和锆改性生物质材料去除水中磷的有关研究还较少,镧和锆改性材料吸附特征的对比探究也鲜见报道。

    油菜和菱角作为2种经济作物,我国每年产量巨大,在其生产加工过程中所产生的废弃物亟待处理。同时,油菜秆和菱角壳中含有丰富的纤维素和木质素,含有大量羟基和羧基结构,是2种潜在载体材料。选择油菜秸秆和菱角壳作为载体,负载以镧或锆2种金属,制成新型吸附剂,既有望解决水体中磷含量过高而导致的富营养化的问题,又可为其本身的资源化处置开辟新途径。此外,用于吸附过后的材料可作为含磷丰富的还田物质,无须进行后处理。

    本研究采用共沉淀法制得镧改性油菜秆(La-BC)、锆改性油菜秆(Zr-BC)、镧改性菱角壳(La-TN)、锆改性菱角壳(Zr-TN)4种材料,分别探究了其投加量、溶液的pH、磷的初始浓度、吸附时间等影响因素对4种改性材料吸附水中磷的影响规律,并在实际养猪废水中进行验证,旨在今后的磷去除和农业废弃物的资源化利用上提供一定参考。

    本研究采用油菜秆(BC)和菱角壳(TN)2种原始材料,其中,油菜秆来源于四川农业大学崇州基地;菱角为市购。将油菜秸秆和菱角壳先用自来水洗净,去除表面污垢,再用去离子水润洗3次,置于60 ℃烘箱中干燥24 h,粉碎后过60目筛,装入自封袋中备用。

    实验试剂包括氯化镧(LaCl3·7H2O)、氧氯化锆(ZrOCl2·8H2O)、氢氧化钠、磷酸二氢钾、钼酸铵、酒石酸锑氧钾、抗坏血酸等,均为分析纯,购自四川西陇科学有限公司。实验用水为去离子水。

    实验所用模拟废水采用磷酸二氢钾配制。实验所用养猪废水采自四川省某养殖基地,其磷浓度约为28 mgL1、pH=8.23。

    分别称取40 g油菜秆和菱角壳于1 000 mL聚四氟乙烯瓶中,以固液比1:25向瓶中加入质量分数为5%的NaOH溶液,密封后放入恒温振荡培养箱,以200 rmin1,在30 ℃振荡2 h。用蒸馏水将多余NaOH洗净直至材料呈中性,放入60 ℃烘箱中干燥24 h,取出冷却备用。分别准确称取15 g NaOH预处理后的两种材料于500 mL聚四氟乙烯瓶中,以固液比1:25向瓶中加入质量分数为2%的LaCl3或ZrOCl2溶液;密封后放入恒温水浴搅拌锅,25 ℃恒温搅拌3 h;用20 molL1的NaOH调至pH为10,继续搅拌12 h;静置后倒出上浑浊液,再用蒸馏水冲洗材料,直至向最后一次洗液中加入0.1 molL1的AgNO3不产生白色悬浊物为止。将洗净后的材料放于60 ℃烘箱中干燥24 h,研磨粉碎后过60目筛备用。

    2种原材料改性前后的表面形貌用扫描电子显微镜(SEM,ZEISS Sigma 300,英国)观察;X射线能谱分析采用布鲁克电制冷X射线能谱仪(EDS,Xflash6,德国)分析;特征官能团采用傅里叶红外光谱仪(FT-IR,Nicolet S10,Thermo Scientific,美国)测定。

    称取一定质量的吸附剂于100 mL锥形瓶中,加入50 mL一定质量浓度的磷,以模拟废液,封口后放进温度为25 ℃、转速为150 rmin1的恒温振荡箱中振荡2 h,过滤分离,将滤液稀释一定倍数后,以钼锑抗分光光度法测定其中的磷含量。吸附量根据式(1)进行计算。

    Qe=(C0Ce)Vm (1)

    式中:C0为初始废液浓度mgL1Ce为吸附后废液浓度,mgL1V是废液体积,L;m为吸附剂用量,g。

    1)吸附剂投加量实验。向50 mL质量浓度为20 mgL1的磷溶液中分别投加0.025、0.05、0.1、0.15、0.2 g吸附剂,在25 ℃下,以150 rmin1的转速振荡120 min,模拟磷废液的pH=5。

    2)溶液初始pH影响实验。以适当浓度的NaOH和H2SO4将模拟废液pH分别调至3、4、5、6、7、8。向50 mL模拟废液中投加0.05 g吸附剂,在25 ℃下,以150 rmin1 振荡2 h,废液浓度为20 mgL1

    3)吸附动力学实验。向50 mL质量浓度为20 mgL1的模拟废液中投加0.05 g吸附剂,在25 ℃下,以150 rmin1分别振荡30、60、120、240、480、720 min,模拟磷废液pH=5。分别用准一级动力学方程(式(2)),准二级动力学方程(式(3)),叶诺维奇方程(式(4))拟合实验结果。

    qt=qe(1ek1t) (2)
    qt=k2q2et1+k2qet (3)
    qt=(1βs)ln(1+αsβst) (4)

    式中:qtt时刻4种吸附剂对磷的吸附量,mgg1k1为准一级吸附速率常数,g(mgmin)1k2为准二级吸附速率常数,g(mgmin)1qe为平衡时吸附量,mgg1βs为任意一次实验的解吸常数,gmg1αs为初始吸附速率,mg(gmin)1

    4)等温吸附实验。废液浓度为10、20、50、80、120 mgL1。向50 mL模拟废液中加入0.05 g吸附剂,在25 ℃下,以150 rmin1振荡2 h,废液pH为5。分别用Langmuir(式(5))和Freundlich(式(6))模型拟合实验数据。

    qe=qmkace1+kace (5)
    qe=kfc1/ne (6)

    式中:qe为平衡时吸附量,mgg1qm为理论最大吸附量,mgg1ka为Langmuir模型常数,Lmg1ce为吸附平衡时浓度,mgL1kf为Freundlich方程常数;n为常数,表示吸附强度大小。

    将养猪废水调至pH=5,取50 mL废水向其中加入0.05 g吸附剂,在25 ℃下,以150 rmin1振荡2 h,过滤分离,将滤液稀释一定倍数后,测定其中的磷含量。

    使用SPSS 19.0统计软件对实验数据进行分析。对同一材料在不同pH、浓度、吸附时间、投加量条件下吸附量的差异及同一反应条件下不同材料间吸附量的差异采用单因素方差分析(One-Way ANVON),平均值差异采用L-S-D法检验,当P<0.05时,认为差异显著。对吸附剂投加量实验结果及溶液pH影响结果采用相关分析及回归分析,最后使用Origin 8.5作图。

    1)表面微观形态和X射线能谱分析。改性前油菜秆和菱角壳表面较为光滑平整(图1)。经镧改性后,2种材料表面被大量絮绒状金属化合物包裹并出现明显的褶皱和凸起;而锆改性材料上附着有团块状或颗粒状金属化合物,表面由光滑变为粗糙。这可能是因为NaOH在分解过程中破坏了材料结构,为金属离子提供了更多的附着点。因此,经镧和锆改性后材料的比表面积和吸附位点有所增加,这有利于吸附的进行。对比6种材料的表面能谱分析结果(表1)可看出,经改性后材料表面的碳含量减少,而氧含量有所增加,这可能是金属负载物呈氢氧化物或氧化物存在并覆盖材料表面所致。4种改性材料表面均出现了La或Zr的谱峰,这表明2种金属已成功负载到2种原材料的表面上。

    图 1  材料改性前后SEM图谱及EDS能谱
    Figure 1.  SEM images and EDS of materials before and after modification
    注:BC和TN表示未经处理的油菜秆和菱角壳;La-BC、Zr-BC、La-TN、Zr-TN分别表示镧改性油菜秆、锆改性油菜秆、镧改性菱角壳、锆改性菱角壳。
    表 1  6种吸附材料表面元素质量百分比
    Table 1.  Surface element mass percentages of 6 types of adsorption materials %
    吸附剂COLaZrCa
    BC65.5627.91006.53
    La-BC44.5226.0029.4700
    Zr-BC16.9321.65061.420
    TN77.7622.24000
    La-TN10.9022.4066.7000
    Zr-TN10.1411.49078.370
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    2)傅里叶变换红外光谱分析。改性前油菜秆和菱角壳的特征吸收峰大致相似(图2)。其中,3 342 cm−1和3 355 cm−1处吸收峰为二者表面羟基的伸缩振动所致[7];2 900 cm−1附近的吸收峰对应C—H的拉伸振动[6];1 736 cm−1处的特征吸收峰来自酯基的—C=O;1 251 cm−1和1 244 cm−1处的吸收峰归属于C—O;1 059 cm−1处为C—OH的伸缩振动吸收峰。

    图 2  材料改性前后及吸附磷前后的FT-IR图谱
    Figure 2.  FT-IR spectra of materials before and after modification and before and after phosphorus adsorption
    注:BC和TN表示未经处理的油菜秆和菱角壳;La-BC、Zr-BC、La-TN、Zr-TN分别表示镧改性油菜秆、锆改性油菜秆、镧改性菱角壳、锆改性菱角壳;La-BC-P表示吸附磷后的镧改性油菜秆,Zr-BC-P、La-TN-P、Zr-TN-P以此类推。

    2种原材料经镧或锆改性后,1 736 cm−1和1 251 cm−1处的吸收峰减弱或几乎消失。这是NaOH水解原材料中的酯键所致。改性后的菱角壳在3 342 cm−1与1 059 cm−1处的吸收峰均增强,这表明酯键在水解后增加了羟基的数量。这2种原材料经镧和锆改性后均在439 cm−1附近出现了La—O[15]或Zr—O—Zr[16]的特征吸收峰,这表明镧和锆已负载到2种原料载体上。在吸附磷后,4种改性材料在3 341 cm−1附近的吸收峰均存在不同程度的降低,这可能是—OH与磷酸根发生配位交换所致[6]。同时,4种改性材料在540 cm−1附近均出现新的特征吸收峰,其可归属于O—P—O[17],这表明磷已被吸附在改性材料的表面。

    1)吸附剂投加量对磷吸附效果的影响。吸附剂投加量及溶液初始pH对吸附效率的影响效果如图3所示。4种改性材料对磷的吸附量随其投加量的增加均呈指数下降(图3(a)),而吸附率相应上升(图3(b))。该变化趋势与锆交联壳聚糖颗粒对磷的吸附相似[16]。这是由于溶液中磷含量一定,随着投加量的增加,吸附剂表面的活性位点逐渐趋于不饱和,因此,单位吸附量减少;但总吸附量有所增加,所以吸附率逐渐上升。其吸附量均在投加量为0.025 g处达到最大,La-TN和La-BC吸附量分别为12.49 mgg1和11.41 mgg1,显著大于Zr-TN(6.85 mgg1)和Zr-BC(6.83 mgg1)(P<0.05)。

    图 3  吸附剂投加量及初始pH对吸附效率的影响
    Figure 3.  Effects of adsorbent dosage and initial pH on adsorption efficiency

    2)溶液pH对磷吸附量的影响。随溶液pH升高,改性前2种材料对磷的吸附量较低且无明显变化(图3(c))。镧改性的2种材料对磷的吸附量先增加后减少,原因在于初期pH升高使得溶液中H3PO4(pH<2.13)向利于吸附的H2PO4(2.13<pH<7.20)转变[18],因此,通过配体交换作用使得吸附的磷有所增加;但当pH继续上升后,磷的主要存在形态变为HPO24(7.20<pH<12.33),其相对H2PO4不易被吸附[9];同时,吸附剂表面去质子化作用有所增强[7]。因此,通过配位作用和静电作用吸附的磷均有所减少。此外,高浓度的OH将会与磷酸根竞争吸附位点[2]。这3种作用带来的正负综合效应表现为磷的吸附量先增加后减少。该变化趋势与镧改性活性炭纤维受pH影响的变化趋势相似[2]。锆改性的2种材料对磷的吸附量随pH的增加而呈幂函数式减少,与先前报道中锆改性豆渣的变化趋势相似[8]。这可能是因为酸性环境下的锆改性材料质子化程度较高,静电吸附作用较明显。因此,吸附量随pH升高而持续下降。

    4种改性材料吸附后pH的变化趋势相似(图3(d)),当pH从3上升到7时,吸附后溶液pH较初始pH均有所上升,说明有OH从吸附剂表面释放,这表明配位体交换是4种改性材料的吸附机理之一[19]。当初始pH为8时,吸附剂表面与金属离子配合的—OH可能存在脱H+现象[18]。因此,吸附后的pH较初始pH有所降低。综合溶液pH对实验结果的影响,4种材料的吸附机制主要为静电吸附和配位交换作用。

    3)吸附动力学。吸附时间是影响吸附效率的重要因素之一。在本研究中,4种改性材料初期吸附速率较快(图4),但随吸附时间的增加,吸附速率逐渐减小。其原因可能有2方面:在吸附初期,吸附剂表面与溶液中磷浓度差较大,因此,吸附推动力较大;初期吸附剂表面活性位点较多,与磷的接触概率较高,因此,吸附速率较快。随吸附时间的延长,La-TN、Zr-TN、La-BC和Zr-BC可达到的最高吸附量分别为13.61、7.84、12.38和7.92 mgg1。其中,La-TN显著高于其他3种材料(P<0.05)。

    图 4  4种改性材料对模拟废水中磷的吸附动力学
    Figure 4.  Kinetic models of phosphorus adsorption in simulated wastewater by four modified materials

    为研究改性材料的总体吸附机制,分别采用准一级动力学模型、准二级动力学模型和叶诺维奇模型对4种材料对磷的吸附量随时间的变化曲线进行了拟合(图4)。与准一级动力学和准二级动力学模型相比,叶诺维奇模型的可决系数更高(R2>0.95)(表2),叶诺维奇模型能更好地描述4种改性材料对于磷的吸附过程。这表明4种材料对溶液中磷的吸附为非均相界面的化学过程,活性位点位于不均一的材料表面,且该吸附过程伴随反应活化能的改变[20]。这可能与油菜秆和菱角壳内含有纤维素、木质素、单宁酸及酚类化合物等多种物质有关[20]。4种材料的αs值均大于βs值,表明吸附反应为正向进行[21]。其中,La-TN和La-BC的初始吸附速率均大于Zr-TN和Zr-BC,这表明镧改性的2种材料相较于锆改性的2种材料对磷更具亲和力。

    表 2  4种改性材料对模拟废水中磷吸附的准一级动力学模型、准二级动力学模型及叶诺维奇模型相关参数
    Table 2.  Parameters of pseudo-first-order, pseudo-second-order and Elovich models of phosphorus adsorption insimulated wastewater by four modified materials
    吸附剂准一级动力学模型准二级动力学模型叶诺维奇模型
    K1qeR2 K2qeR2 R2
    La-TN0.0413.310.6300.00813.740.964254041.240.967
    Zr-TN0.027.820.9210.0058.090.97720.871.250.982
    La-BC0.0511.660.8750.00812.160.930125.040.900.959
    Zr-BC0.047.060.8080.0087.600.9154.691.020.978
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    4)等温吸附。吸附等温线的研究有助于了解吸附过程中固液界面反应和探究吸附剂的吸附能力[22]。在本研究中,随着磷浓度的增加,4种改性材料对磷的单位吸附量先增加后逐渐趋于稳定(图5)。在低浓度的磷溶液中,同一原材料经镧改性后对磷的吸附量显著高于经锆改性的材料(P<0.05),而随着磷浓度的逐渐增加,两者差距逐渐减小。这表明与低浓度的含磷废水比较,锆改性的2种材料在高浓度含磷废水的吸附应用中更具潜力。

    图 5  4种改性材料对模拟废水中磷的吸附等温模型
    Figure 5.  Isothermal adsorption model of four modified materials toward phosphorus in simulated wastewater

    采用Langmuir模型和Freundlich模型对4种材料的吸附等温线进行拟合,拟合后的部分参数如表3所示。由相关系数来看,Freundlich模型拟合优度较高,这表明4种改性材料对于磷的吸附属于非均质界面的多层吸附[7],这与用叶诺维奇模型拟合的吸附动力学所得结果相符。4种改性材料的n值均大于2,故其对磷的吸附均属于容易吸附[12]。由Langmuir模型可得La-TN和La-BC的最大吸附量分别为13.18 mgg1和13.40 mgg1,均高于镧改性凹凸棒土(12.08 mgg1)[23];Zr-TN和Zr-BC最大吸附量分别为11.16mgg1和13.76 mgg1,均高于锆改性沸石(1.546 mgg1)[9]。因此,4种改性材料均具有较好的吸附性能。

    表 3  4种改性材料对模拟废水中磷的等温吸附模型
    Table 3.  Isothermal adsorption models parameters of four modified materials toward phosphorus in simulated wastewater
    吸附剂LangmuirFreundlich
    qm/(mg·g−1)KaR2 KfnR2
    La-TN13.184.900.93210.3614.590.936
    Zr-TN11.160.070.9612.743.100.998
    La-BC13.402.660.9329.5210.400.994
    Zr-BC13.760.130.9202.462.840.990
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    本研究采用养猪废水对菱角壳和油菜秆改性前后的磷吸附效果进行验证(图6)。未改性菱角壳和油菜秆对养猪废水中磷的吸附量分别为0.45mgg1和0.28 mgg1。而改性后La-TN、Zr-TN、La-BC和Zr-BC对养猪废水中磷的的实际吸附量分别为15.41、8.91、14.82和10.36 mgg1,较改性前分别提升了34、20、53和37倍。因此,4种改性材料对养猪废水中的磷具有良好的吸附潜力。其中,镧改性材料显著高于锆改性材料(P<0.05),La-TN对磷的吸附量显著高于其他3种改性材料(P<0.05),Zr-TN显著低于其他3种改性材料(P<0.05)。

    图 6  材料改性前后对养猪废水中磷的吸附效率
    Figure 6.  Adsorption efficiency of phosphorus in swine wastewater by unmodified and modified materials.
    注:不同小写字母表明同一材料不同处理水平间吸附量具有显著差异(P<0.05)。

    1) FT-IR和SEM-EDS的表征结果表明,镧和锆均已成功负载于油菜秆和菱角壳的表面上。

    2)随4种改性材料投加量的增加,其对磷的吸附量呈指数下降。在投加量为0.1 g时,La-TN和La-BC对模拟废水中磷的去除率可达98%以上;在投加量为0.2 g时,Zr-TN和Zr-BC的吸附率分别可达82.29%和79.87%。随pH的增加,La-BC和La-TN对磷的吸附量呈先增大后减小的趋势,其分别在pH=5和pH=6处达到最大;锆改性油菜秆和菱角壳吸附量呈幂函数减小趋势,均在pH=3处有最大吸附量。

    3)叶诺维奇模型(R2>0.95)能够更好地描述4种改性材料的吸附动力学。改性后材料表面活性位点不均一,吸附过程伴随活化能的改变,吸附机制为静电吸附和配位交换作用。相较于Langmuir模型,4种改性材料的吸附等温线采用Freundlich模型拟合度更优,这表明吸附过程为不规则的多分子层吸附。

    4) La-TN、Zr-TN、La-BC和Zr-BC对养猪废水中磷的吸附量较改性前均有较大的提升,其分别为改性前的34、20、53和37倍。

  • 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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