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21世纪以来,随着农业、医疗、工业的飞速发展,产生大量难降解的污染物。因环保意识和管理制度的欠缺,我国每年有80%以上的工业废水和生活污水未经完善的处理就直接排入河流[1]。随着我国对污染物处理标准的不断完善,污水处理厂的规模和标准也在不断扩大和提高,但传统的污水处理技术难以降解工业废水和特殊行业废水中的微量污染物。因此,研发高效的新型水处理技术具有重要意义。
电催化臭氧技术(electro-peroxone)耦合了O3和电化学技术,克服了传统臭氧氧化和电化学氧化对污染物降解的局限性,并有效利用了产O3过程中逸散的O2,通过两电子还原反应在阴极原位电产H2O2(式(1)),与产生的O3发生臭氧化反应生成HO•(式(2)),并利用体系中的强氧化性物质(HO•、O3)实现有机污染物的快速降解和矿化[2]。有研究[3]表明,在含氯和含溴废水中,电催化臭氧技术可以在有效提高污染物去除的同时,阴极产生的H2O2还可有效淬灭阳极地表水中氯离子和溴离子氧化产生的次氯酸盐和溴酸盐,从而抑制含氯和含溴副产物的生成。与传统臭氧氧化和电化学氧化相比,电催化臭氧工艺可显著提升对二次出水中TOC和COD的去除效果[4],消毒效果也高于臭氧和电化学的总和。外加添加MnO2和H2O2或电化学产生的H2O2可以不同程度地促进O3向HO•的转化[5]。
碳纳米管(carbon nanotubes,CNTs)具有特殊的中空管状结构,与其他多孔材料相比,具有更高的比表面积和电导率,可以有效降低电子传递的内阻[6]。蒽醌类物质常用于产H2O2,其自身的氧化还原能力可以促进分子氧的催化还原,但由于蒽醌的电导率较低,极大地限制了其应用[7]。有研究[8]表明,蒽醌类与碳材料掺杂可以提高H2O2的产量。由于碳纳米管电极吸附能力较强,长时间电解后表面会附着污染物,从而导致电极电催化效果降低。采用聚四氟乙烯作为电极粘合剂,可以提高电极的疏水性,克服电极长时间电解易被污染的问题[9]。
西玛津是一种三嗪类含氮芳香族除草剂,具有一定的毒性,可干扰生物体的内分泌系统和免疫神经系统,被广泛用于防除农林业杂草,在亚洲、欧洲、美洲和澳大利亚的自然环境中常被检测到[10]。传统的生物法或物化法对西玛津去除效率较低,且需要投加药剂。因此,本研究探究了电催化臭氧技术对西玛津的降解效果,以聚四氟乙烯为粘结剂制备碳纳米管/蒽醌修饰(CNT/TBAQ)浸没曝气电极,探究了电极的形貌特征和降解西玛津的性能,在此基础上,考察了电催氧化臭氧技术用于实际有机废水处理的可行性,以期为微污染物的高效减排提供一种有应用前景的技术。
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主要试剂与材料:西玛津、聚四氟乙烯乳液、2-叔丁基蒽醌、草酸钛钾、无水硫酸钠购自上海麦克林生化科技公司,均为分析纯。多壁碳纳米管和炭黑购自苏州碳丰科技,镍网和铂片购自腾丰金属材料。
主要仪器:直流稳压稳流电源(DH1719A-5)、臭氧发生器(3S-A5)、臭氧检测器(UV-300B)、管式炉(OTF-1200X)。
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CNT/TBAQ电极是以镍网为支撑层,炭黑(CB)为扩散层,碳纳米管(CNT)为催化层,制备方法如下:1)将镍网剪成2 cm×5 cm,分别在丙酮、乙醇和超纯水中超声10 min后烘干;2)称取0.18 g碳黑于50 mL的烧杯中,加入10 mL 无水乙醇,铝箔纸封口超声10 min,加入1 mL 60%(质量百分比)聚四氟乙烯乳液后封口超声20 min;将混合乳液置于电炉上80 ℃加热,玻璃棒不断搅拌成膏状,压成0.5 mm 厚的薄片贴在镍网一侧,为扩散层;3)称取0.20 g碳纳米管和4.0 mg 叔丁基蒽醌于50 mL的烧杯中,加入10 mL无水乙醇,铝箔纸封口超声10 min,加入113 μL 60%聚四氟乙烯乳液封口超声20 min;将混合乳液置于电炉上80 ℃加热,玻璃棒不断搅拌成膏状,压成0.5 mm厚的薄片贴在镍网的另一侧,为催化剂层;4)使用压片机,20 MPa下保持1 min将电极压成0.55 mm的薄片,放入管式炉内350 ℃下煅烧 60 min,自然降温得到CNT/TBAQ电极。
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电催化臭氧技术降解西玛津实验采用通臭氧的圆形玻璃反应器完成,装置组成如图1所示,主要包括:玻璃反应器(内径7 cm,高 8.5 cm,反应液体积为200 mL)、铂片阳极、CNT/TBAQ阴极、磁力搅拌器、臭氧发生器、直流稳压稳流电源、臭氧检测器等。通过接通或断开直流稳压稳流电源和臭氧发生器即可实现单独臭氧技术、单独电化学技术、电催化臭氧技术的研究。
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反应器进口臭氧质量浓度使用臭氧检测仪进行实时检测,西玛津质量浓度采用液相色谱仪检测,总有机碳(TOC)质量浓度采用岛津TOC分析仪检测,H2O2质量浓度采用草酸钛钾分光光度法测定,HO•采用对二苯甲酸(TA)捕获间接检测。西玛津降解中间体采用 Ultimate 3 000 UHPLC-Q Exactive 液质联用仪(LC-MS,美国 Thermo Scientific 公司)鉴定。
电催化氧化、臭氧氧化和电催化臭氧技术矿化污染物过程中的能量消耗(E)如式(3)~(5)所示,污染物降解过程中臭氧的消耗量根据式(6)计算。
式中:E为处理每千克目标污染物所消耗的能量,kWh·kg−1;V为反应液体积,0.2 L;I为反应电流,A;U为电压,V;t为反应时间,min;r为每千克O3生成所消耗的能量,15 kWh·kg−1 [8];C1为消耗的O3量,g;C0为溶液初始污染物质量浓度,mg·L−1;Ct是t时刻溶液的污染物质量浓度,mg·L−1。Qg为气体流量,L·min−1;C1与C2分别为O3进出口的质量浓度,mg·L−1。
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1)BET表面分析。对合成的CNT/TBAQ电极在120 ℃下进行吸附和解吸测试,并分析制备电极的表面积和吸附特性。如图2(a)所示,CNT/TBAQ的等温线属于具有滞后环的Ⅳ型等温线,在高压区出现毛细凝聚,吸脱附曲线不重合,产生吸附滞后现象,这与电极表面的介孔有关。根据计算结果,CNT/TBAQ电极单点总孔体积为0.897 4 cm3·g−1,平均孔半径为16.46 nm,相比于未改性的CNT(单点总孔体积为0.854 4 cm3·g−1和孔半径为14.89 nm)略有提升,具有更高的电容性能。但CNT/TBAQ电极的比表面积略有下降,改性后的电极比表面积从114.80 m2·g−1降至109.02 m2·g−1,这可能是由于聚合引起的孔应变。但CNT/TBAQ电极的孔径分布基本均在介孔尺寸范围内,这可以增加电极与电解质的界面面积,有利于增强电化学氧化还原反应。
2)表面形貌分析。高倍电子扫描显微镜下电极表面形貌如图3(a)~(b)所示。可见,未修饰的CNT表面管形清晰光滑但长度较短,是由于制备过程中的压制、煅烧等工序导致碳纳米管断裂。CBT/TBAQ电极表明粘附了大小不一的块状物,这表明蒽醌已经负载到碳纳米管的表面,而且经蒽醌修饰后的碳纳米管具有更好的柔性和可延展性,所以在压制、煅烧过程中不易断裂,保留着较长的碳纳米管[11]。由于碳纳米管自身的电阻比管间界面电阻小的多,因此,延长碳纳米管的长度可以有效减少电子在单位长度管道内跳跃传输,提高管间电荷传输效率[12]。电极的CB扩散层较为平整,不易发生电解液渗入问题(图3(c))。CNT/TBAQ电极剖面如图3(d)所示,可以清晰地看到电极由上而下分为催化层、支撑层和扩散层。
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使用 CNT/TBAQ 电极作为阴极,测定了电催化臭氧系统产生HO•的能力。采用对苯二甲酸(TA)捕获电催化臭氧体系中产生的HO•,生成具有荧光特性的2-羟基对苯二甲酸(HTA),间接测试体系中HO•的产生量,结果如图4(a)所示。在电流密度为7.5 mA·cm−2下,向电解质溶液中仅通入氧气时,90 min后体系中H2O2的质量浓度达到了579.32 mg·L−1,表明 CNT/TBAQ 阴极还原 O2 有效地产生了 H2O2,此时溶液中几乎检测不到HTA。作为对比,向电解质溶液中通入混合的臭氧和氧气,90 min后电解质溶液中H2O2的质量浓度仅有34.82 mg·L−1,同时,能明显的检测到HTA的生成,溶液中的HO•浓度从 0.04 µmol·L−1 增加到 1.024 µmol·L−1,说明在电催化臭氧过程中通入臭氧后,CNT/TBAQ电极电还原产生的H2O2几乎被完全反应生成了HO• [13]。
采用电子顺磁波谱仪(EPR)直接测定溶液中的HO•的产生情况,在取样口取20 μL待测溶液,立即和10 μL 100 mmol·L−1的DMPO捕获剂混合均匀,放入样品管后插入EPR的共振腔中进行测定,测定结果如图4(b)所示。在单独电解条件下,几乎检测不到HO•的特征峰,即电解过程中几乎不产生HO•;在通入臭氧条件下的电催化臭氧系统中,能明显的检测到HO•的特征峰(峰强比为1:2:2:1),表明电催化臭氧过程中产生了较多的强氧化性的HO• [9];单独臭氧条件下,也会产生HO•,但是HO•的产生量较少。以上结果与TA捕获HO•的实验结果一致,表明电催化臭氧过程产生了大量HO•。
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为确定电催化臭氧过程中污染物去除的机理,研究了以CNT/TBAQ为阴极的电化学技术、直接电解作用、臭氧技术和电催化臭氧技术对西玛津和TOC的去除效果。当反应电压为9 V,电流密度为7.5 mA·cm−2,臭氧质量浓度为10 mg·L−1,西玛津初始质量浓度为5 mg·L−1时,如图5(a)所示,电催化臭氧技术处理西玛津溶液6 min后,西玛津去除率达到99%,单独臭氧、单独电解和直接电解处理10 min后,西玛津的去除率分别为98%、46%和31.46%。图5(b)比较了3种技术对污染物的矿化效果,初始TOC质量浓度为1.326 mg·L−1,降解120 min后,电催化臭氧、单独臭氧和单独电解对TOC的去除率分别为62.25%、18.28%和9.04%。这一结果表明,结合了臭氧氧化技术和电化学氧化技术的电催化臭氧系统对快速降解废水中的西玛津并矿化具有显著的协同效应。产生这种协同效应的原因是,在电催化臭氧过程中引入的臭氧分子与阴极原位电化学生成的H2O2发生臭氧化反应(式(2)),生成的HO•可以快速与西玛津发生反应,从而提高污染物的矿化度[14]。通过式(3)~(6)计算了不同技术降解西玛津的能耗,可以看出,虽然臭氧氧化和电化学氧化的协同作用加快了西玛津的降解,但并没有降低污染物去除的能耗。但由于电催化臭氧技术极大地提高了西玛津的矿化程度,因此,电催化臭氧矿化能耗分别比电催化技术和臭氧技术分别降低了55%和31%。上述结果表明,以CNT/TBAQ为阴极在电催化臭氧系统在污染物矿化方面有很大的应用潜力。
从气相到液相的O3传质质量被证明是O3氧化过程中的限速步骤[15]。如图5(c)所示,当臭氧质量浓度由0增加到15 mg·L−1时,西玛津的去除率由45.28%增加到99.58%。根据传质理论,气相中O2、O3浓度的增加可以促进O2、O3从气相向液相的转化,从而提高液相的气体浓度和传质效率,加快O2发生双电子还原反应原位生成H2O2。H2O2在阴极迅速扩散并与不断鼓入的O3反应生成大量强氧化性HO•,而O3自身分解又会加快污染物的降解速度[16]。因此,从理论上讲,O3浓度越高,电催化臭氧技术处理污染物的能力就越强。但根据实际研究结果发现,当臭氧质量浓度从10 mg·L−1上升至15 mg·L−1时,西玛津的去除率并没有很大的提升,这可能是因为液相臭氧浓度已经达到饱和,臭氧与西玛津的反应达到了最大反应速率[17]。综合考虑污染物去除效率和能耗,臭氧质量浓度为10 mg·L−1时为最佳工况。
电流密度对电催化臭氧技术降解西玛津废水效果的影响如图5(d)所示,相比于臭氧浓度,电流密度对西玛津去除率的影响较小。当电流密度从2.5 mA·cm−2增加到7.5 mA·cm−2时,西玛津的去除率逐渐增加,反应速率也逐渐加快。当电流密度超过7.5 mA·cm−2时,西玛津去除率增幅很小。这是因为CNT/TBAQ具有较高的电化学H2O2生成活性,随着电流密度的增加,CNT/TBAQ电极产生的H2O2浓度达到与O3耦合的浓度极限[18]。此外,H2O2既是HO•的前体,也是HO•的捕获剂;随着电流密度的持续增加,H2O2的浓度将继续累积上升,过量的H2O2将捕获HO•,从而导致降解速度减慢[19]。
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西玛津的降解和矿化速率证明电催化臭氧技术可明显提高污染物去除速率,但氧化反应过程中产生的中间体毒性也不可忽略。在先前的研究中已经给出了西玛津的降解路径,降解中间体如表1所示[8]。采用基于定量构效关系预测的T.E.S.T.软件对西玛津及其降解中间产物的大型蚤半数致死量(LC50)、致突变性和生物累积因子进行分析,评价结果如图6所示。
由图6可以看出,电催化臭氧体系降解西玛津时产生的中间体毒性变化不大,和原始西玛津(C1)毒性处于相近位置。图6(a)显示48 h大型蚤半数致死量LC50为3.96 mg·L−1,属于“有毒”(0~1属于非常毒,1~10属于有毒,10~100属于有害,100以上属于无害),随着降解的进行,其他中间体的毒性也维持在3.2~4.04 mg·L−1,急性毒性变化不大。如图6(b)所示,初始西玛津的致突变性属于阴性(大于0.5属于致突变阳性,小于0.5属于致突变阴性),但数值较高,经电催化臭氧技术降解后,没有中间体呈现阳性,而且大多数中间体的致突变性均有所降低。图6(c)显示的生物累计因子变化较大,由初始的4.14降至2以下,下降了46%~86%不等。由于本研究的毒性评价是定性分析,因此,西玛津降解的中间体毒性与原始毒性差距不大,说明使用电催化臭氧技术降解西玛津是可行的。而且根据2.3节矿化结果可知,该技术的TOC去除率可以达到60%以上,半数以上的有毒物质可被彻底矿化为CO2和H2O,表明该技术在降低污染物的毒性方面也有很广泛的应用前景。
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电极的稳定性是证明电极材料是否具有良好使用价值的重要指标,通过重复使用实验来评估电极的稳定性。图7(a)显示了电极经过10次循环后的污染物去除和产H2O2的效果。可以看出,电极的电化学性能基本稳定,H2O2的产率仅下降了约5.5%,西玛津的去除率下降了3.27%,TOC的去除率下降了2.75%。为了测试该系统在实际应用中的可行性,利用该系统降解了来自于西安某地喷洒农药后的农田地表水,原水COD值约为(785±79) mg·L−1。如图7(b)所示,180 min后废水中COD的去除率为76%,10次循环使用后(每次循环使用3h)COD的去除率下降了5.7%。由图7(c)~(d)可以看出,电极使用10次后,表面形貌基本没有变化。上述研究结果表明,CNT/TBAQ电极具有良好的电化学稳定性,在废水处理的实际应用中具有一定的潜力。
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1)采用蒽醌修饰碳纳米管作为阴极的电催化臭氧技术,可以利用原位生成的H2O2与O3反应生成大量HO•,提高污染物去除和矿化效率。
2)臭氧浓度是决定以CNT/TBAQ为阴极的电催化臭氧体系降解污染物速率的主要因素,该反应体系可以实现西玛津的完全降解,其矿化能力分别是臭氧氧化和电催化氧化的3.39倍和6.88倍,能耗也有大幅下降。
3)电催化臭氧体系对西玛津的降解后产生的中间产物毒性有一定的降低,但并没有把生物致死量从有害降为无害。结合电催化臭氧体系对西玛津的矿化度为62%,该技术在降解高浓度有机废水方面有一定的应用前景。
碳纳米管电极强化电催化臭氧降解西玛津
Enhancement of electro-peroxone degradation of simazine by carbon nanotube electrodes
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摘要: 传统的电催化技术受限于阴极原位电生H2O2的效率,且对某些特定结构污染物的降解能力较差。为提升电极对污染物降解性能和稳定性,使用压片法制备了蒽醌修饰碳纳米管(CNT/TBAQ)电极,构建了一种基于浸没电极的电催化臭氧反应器,并鉴定了反应体系内的活性物质及对西玛津的降解性能。结果表明,当气体流量为0.2 L·min−1,电流密度为7.5 mA·cm−2时,HO•生成量为1.024 µmol·L−1。与单独电催化和单独臭氧技术相比,电催化臭氧技术可以在6 min内完全去除初始质量浓度为5 mg·L−1的西玛津。当臭氧质量浓度10 mg·L−1,电流密度7.5 mA·cm−2时,电催化臭氧技术的矿化效率最高,120 min后TOC去除率为62.25%,相比于电催化氧化、臭氧氧化能耗分别下降了55%和31%,但电催化臭氧技术没有明显降低西玛津中间产物的毒性。经过10次循环使用后,CNT/TBAQ 阴极仍然保持对污染物的去除能力。以上结果表明,以CNT/TBAQ电极为阴极的电催化臭氧技术可以有效提高污染物降解效率,为微量污染物去除提供了一种有前景的技术。Abstract: Conventional electrocatalytic technology is limited by the efficiency of in-situ electrogenerated H2O2 over the cathode, and poor degradability for some pollutants with specific structures. In order to increase the pollutant degradation performance and the stability of electrodes, a self-made anthraquinone-modified carbon nanotube (CNT/TBAQ) electrode was taken as the cathode, and an electro-peroxone reactor based on the submerged and aerated electrode was constructed, which performance on the degradation of simazine by the active substances in the electro-peroxone system was studied. The results showed that the HO· generation was 1.024 µmol·L−1 at the gas flow rate of 0.2 L·min−1 and the current density of 7.5 mA·cm−2. Compared with the technology of electrocatalysis or ozone alone, the electro-peroxone technology could completely remove simazine with an initial concentration of 5 mg·L−1 within 6 min. When the O3 concentration was 10 mg·L−1 and the current intensity was 7.5 mA·cm−2, the mineralization efficiency of electro-peroxone technology was the highest, with the TOC removal rate of 62.25% after 120 min, and the energy consumption was reduced by 55% and 31% compared with electro-catalytic oxidation and ozonation, respectively. However, the electro-peroxone technology did not significantly reduce the toxicity of simazine intermediates. The cathode of the CNT/TBAQ still retained the pollutant removal capacity after ten cycles of use. These results showed that electro-peroxone technology using CNT/TBAQ electrode as the cathode could effectively increase the pollutant degradation efficiency, and provide a promising technology for the removal of trace pollutants.
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Key words:
- anthraquinone /
- pesticide /
- hydroxyl radical /
- bio-toxicity /
- electro-peroxone
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燃煤发电脱硫系统的污染排放治理与系统能效的协同耦合机理对实现节能优先的目标具有决定性作用,也是集中治理燃煤污染、解决环境问题的关键。石灰石-石膏湿法烟气脱硫技术是国内外大型燃煤电厂应用范围最广的脱硫技术[1-4],脱硫过程是一种具有三传一反的多因素相互关联的复杂过程工艺,导致脱硫系统能耗协同污染物治理一体化的能效评价方法仍是一项技术挑战。目前,国内外脱硫系统的能效评价指标体系主要以统计方法构建数学模型,单一地从脱硫系统能耗或者脱硫效率角度进行分析和评价。如在对脱硫效率的评价及分析中,GUO等[5]将数学模型与人工神经网络(ANN)[6-7]联合建立了一种预测二氧化硫排放的新型WFGD模型;王俊[8]通过SPSS利用多元统计学的方法[9]对某机组脱硫系统的运行数据进行了多元回归建模,确定了影响脱硫效率的关键因子。在对脱硫系统能耗评价方面,杨勇平等[10]以我国典型火电机组湿法脱硫系统实际运行数据[11]为基础, 对主要参数进行多元回归分析,建立脱硫能耗的数学模型;王岳宸[12]设计了基于电耗的能耗计算方法,将石灰石消耗和工艺水耗折算为电耗[13],构建了基于单位SO2脱除量的系统综合能效指标。尽管张健华[14]在建立火电能效综合评价指标体系的基础上,借助灰色关联度分析[15-17]、模糊综合分析[18]、矢量投影理论分析对电厂的能效利用水平进行全面综合的评价分析[19],但只是单纯围绕能效评价而未涉及污染物治理层次。综上可以看出,现有的评价指标主要存在的不足是不能综合反映脱硫系统污染物治理和系统能耗的协同影响问题。
本研究以某盐化公司220 t·h−1锅炉脱硫塔为例,利用脱硫控制系统在线运行数据,基于支持向量机的深度自学习方法[20],构建了SO2污染排放与系统能效的智能自适应预测模型,系统研究了脱硫系统的污染排放治理与系统能效的协同耦合作用机理,提出了综合考虑污染与能耗协同的评价方法,为实际工业锅炉的能效评价提供参考。
1. 支持向量机智能回归算法
1.1 支持向量机回归基本理论
支持向量机(support vector machine,SVM)是建立在统计学理论基础上的一种数据挖掘方法,可广泛地应用于统计分类以及回归分析。支持向量机的原理是将向量映射到一个更高维的空间里,在这个空间里建立一个最优超平面。在分开数据的超平面的两边建有2个互相平行的超平面,分隔超平面使2个平行超平面的距离最大化。假定平行超平面间的距离越大,分类或回归的总误差越小[21-22]。
1.2 支持向量机回归预测的简单算法
假设有一样本集为:(y1,x1),……,(yi,xi),y∈R,回归函数线性方程[23]见式(1)。
f(x)=w⋅x+b (1) 式中:f(x)为回归函数;w为变量x的函数系数;b为常数。考虑到允许拟合误差的情况,引入松弛因子
ξi ≥0和ξ∗i ≥0,跟基础定义的线性可分原理一样,通过函数的最小值找到最佳的回归函数(见式(2))。min12wTw+CN∑i=1(ξi+ξ∗i) (2) 特别说明,
ξ 和ξ∗ 为松弛变量,ξ 为上限,ξ∗ 为下限,C为平衡因子。对方程式(2)的求解一般采用对偶理论,把它转化成二次规划问题。不敏感耗损函数的定义见式(3)。Ly={0|f(x)−y≤ε||f(x)−y|−ε|f(x)−y>ε| (3) 式中:
Ly 为不敏感耗损函数;ε为不敏感系数,用于控制耦合精度。建立Lagrange方程,并对参数求偏导,可得到对偶优化模型[24],模型见式(4)。min12n∑i,j=1(ai−a∗i)⟨xi,xj⟩+n∑i=1ai(ε+yi) (4) 在约束条件下,方程如式(5)所示。
s.t{n∑i=1(ai−a∗i)=0aia∗i∈[0,C] (5) 用SMO算法[25]求出式(5)最小时对应的α向量的值α*向量,得出w值(见式(6))。
w=n∑i(ai−a∗i)Φ(xi) (6) 最后得到的回归函数见式(7)。
f(x)=n∑i(ai−a∗i)Φ(xi)⋅x+b (7) 2. 预测模型的建立与可靠性测试
2.1 模型参数的选取
模型训练样本来自盐化公司220 t·h−1锅炉脱硫塔的817组历史运行数据,主要依据石灰石-石膏湿法脱硫系统反应机理分析和历史运行数据分析结果,明晰支持向量机模型的关键输入变量:脱硫反应塔的入口烟气温度、入口烟气流量、入口SO2浓度、氧气含量、浆液pH、浆液密度和浆液循环泵台数,并综合考虑这7个输入变量对出口SO2浓度的影响。参数的选取范围如下:入口烟气温度(85.42~136.77 ℃);入口烟气流量(80.925 1~331.779 53 km3·h−1);入口SO2浓度(1 002.33~3 683.48 mg·m−3);氧气含量(3.43~10.75%);浆液ph(3.3~6.6);浆液密度(1 001~1 716 kg·m−3);浆液循环泵台数(1~4台);出口SO2浓度(0.02~173.16 mg·m−3)。
2.2 出口二氧化硫排放浓度预测模型的建立与误差分析
在Matlab的支持向量机工具中,将全部样本数据集分成10个分区进行交叉验证,选择所有类型回归模型进行训练,选取拟合精度最高的二次SVM作为回归模型。随机选取实际运行工况下的10组数据(见表1),进行SVM模型预测值和控制系统在线测量值的对比分析。图1和图2分别为预测模型预测值与实际值对比曲线和预测模型相对误差分布曲线,其最大误差不超过10%,结果表明:基于支持向量机回归构建的出口二氧化硫排放浓度预测模型能准确预测脱硫反应塔出口二氧化硫排放浓度。
表 1 实际运行工况下参数比较Table 1. comparison of parameters under actual operating conditions序号 烟气温度/(℃) 入口烟气流量/(km3·h−1) 入口SO2浓度/(mg·m−3) 烟气含氧量/% 浆液pH 浆液密度/(kg·m−3) 浆液循环泵数量/台 出口SO2浓度/(mg·m−3) 总能耗/(kW·h−1) 1 101.61 199.93 1 443 6.90 3.5 1 281 2 91.86 418.36 2 103.66 221.21 1 401 6.94 4.3 1 074 2 32.13 400.93 3 104.54 206.71 1 417 6.09 4.4 1 077 2 42.81 424.29 4 104.61 211.93 1 574 7.94 4.9 1 077 2 22.75 373.15 5 109.45 192.67 1 477 6.96 4.8 1 340 2 17.19 400.75 6 100.29 194.99 1 288 7.14 4.7 1 075 2 29.39 385.06 7 111.57 208.92 1 654 6.64 4.2 1 284 2 37.17 405.39 8 109.74 188.10 1 432 7.17 5.2 1 347 2 10.90 399.37 9 110.03 177.48 1 503 6.94 5.1 1 286 2 12.63 392.56 10 106.30 190.06 1 373 7.39 4.0 1 080 2 41.03 361.02 2.3 脱硫系统能耗预测模型的建立与误差分析
为研究脱硫系统污染与能效的协同关系,现基于脱硫系统历史运行数据中的各设备的监测电流及相应参数计算总能耗,以2.1节的关键输入变量为基础选取参数组合,以支持向量机的智能学习方法训练,构建系统能耗的预测模型。图3和图4分别为能耗预测模型的预测值与控制系统在线测量值的对比分析曲线,其误差不超过10%,结果表明:基于支持向量机深度自学习回归构建的脱硫系统能耗预测模型能准确预测脱硫塔运行总能耗。
3. 结果与分析
3.1 关键调控参数对出口二氧化硫排放的影响
1)烟气氧含量对出口SO2排放浓度的影响。图5为烟气氧含量对脱硫反应塔出口SO2浓度的影响。图6为烟气氧气含量对脱硫系统的脱硫效率的影响。研究结果表明:脱硫塔的出口SO2排放浓度与烟气氧含量近似呈线性负关联关系,而脱硫效率与烟气氧含量近似呈线性正关联关系。这是由于烟气含氧量升高,反应过程中的氧化作用增强,这有利于亚硫酸根的氧化,CaSO4·2H2O的形成也加快,从而促进二氧化硫的吸收[26-27],因此,在生产过程中,应适当保证充分的氧化风机鼓风量,提高脱硫系统的脱硫效率。
2)浆液密度对出口SO2排放浓度的影响。图7为浆液密度对脱硫反应塔出口SO2浓度的影响规律。图8为浆液密度对脱硫效率的影响规律。研究结果表明:脱硫塔的出口SO2排放浓度与浆液密度呈先降后增的抛物线关联关系,相反,脱硫效率与浆液密度呈先增后降的抛物线关联关系。研究表明,浆液密度在1 250 kg·m−3左右,脱硫系统的脱硫特性处于最佳状态。这是因为在浆液密度较低时,浆液中CaSO4·H2O含量较低,而CaCO3含量较高,石灰石溶解不够,反应正向进行不充分,SO2吸收不完全。随着循环浆液密度的增加,脱硫效率增加,但当CaSO4·H2O和CaCO3浓度都趋于饱和状态下,脱硫效率开始下降[28-29]。
3.2 等值SO2排放浓度下关键调控参数的协同耦合关系
为了研究脱硫系统污染排放治理与系统能耗的协同机理,需要研究建立脱硫塔在等值SO2出口排放浓度约束控制条件下,关键调控参数之间的协同耦合关联曲线。图9为出口SO2浓度分别为70、90、110 mg·m−3的等值约束控制条件下,烟气氧含量对可处理最大入口烟气流量的影响。研究表明:在SO2排放浓度等值约束条件下,可处理最大入口烟气流量与氧含量近似呈线性正关联关系,随氧含量增加而增大。这是由于烟气氧含量的增加,会促进烟气中SO2吸收化学反应中的氧化,使得脱硫塔的脱硫特性增强,导致脱硫塔所能处理的入口烟气流量增加。图10为出口SO2浓度分别为70、90、110 mg·m−3等值约束条件下,浆液密度对可处理最大入口烟气流量的影响。研究表明:可处理最大入口烟气流量与浆液密度呈先增后减的抛物线关联关系。在浆液密度低于1 250 kg·m−3时,SO2吸收反应随着浆液密度增加而增强,导致脱硫塔的脱硫特性随着浆液密度增加而增强,最大可处理入口烟气流量增加。在浆液密度超过1 250 kg·m−3时,SO2吸收反应随着浆液密度增加而减弱,导致脱硫塔的脱硫特性随着浆液密度增加而减弱,最大可处理入口烟气流量减小。脱硫特性在浆液密度约1 250 kg·m−3时处于最佳状态。
3.3 脱硫系统能耗指标建立及协同分析
1)能效指标的建立。为了综合考虑负荷变化和煤种变化的影响,本研究提出脱硫系统综合能耗指标体系的计算方式(见式(8))。
I=NQg⋅Φ (8) 式中:I为综合能效指标;N为石灰石-石膏湿法脱硫塔系统总能耗,kW;
Qg 为烟气进口标准体积流量,km3·h−1;Φ 为烟气进出口二氧化硫体积浓度,%。能耗除以烟气进口标准体积流量可真实反映负荷变化的影响,而除以烟气进口二氧化硫体积浓度可真实反映煤种变化诱发的烟气进口二氧化硫体积浓度的变化影响。综合能耗指标越小,说明脱硫系统污染物治理和能耗协同效果越好。
2)烟气氧含量-污染排放-系统能耗的协同耦合规律。依据图9的出口SO2排放浓度等值约束下烟气氧含量与入口烟气流量的耦合曲线,可得到指定氧含量下的最大可处理入口烟气流量,再根据能耗预测模型得出总能耗,从而可构建烟气氧含量-污染排放-系统能耗的协同耦合规律。现指定环保排放指标的二氧化硫排放浓度为70、90、110 mg·m−3(标准状况下),图11是烟气氧含量-污染排放-系统总能耗的协同耦合关联曲线,研究结果表明,在给定出口SO2排放浓度等值约束下,系统总能耗与烟气氧含量近似呈线性正关联的协同耦合规律。产生这一协同耦合规律的机理是,随着氧含量增加,会导致在给定出口SO2排放浓度等值约束下,系统最大可处理入口烟气流量增加,必然会导致氧化风机和增压风机运行能耗增加,最终导致系统总能耗增加。另外,随着出口SO2排放浓度由110 mg·m−3降低到70 mg·m−3(标准状况下),曲线下移,系统总能耗降低,系统总能耗与出口SO2排放浓度呈正关联协同耦合规律。产生这一协同耦合规律的机理是:在给定氧含量一定条件下,出口SO2排放浓度降低,意味着出口SO2污染排放治理要求提高,自然满足低出口SO2排放浓度约束控制的系统最大可处理入口烟气流量减小,导致增压风机运行能耗减小,必然导致系统总能耗降低。
图12是等值排放约束控制条件下,烟气氧含量-污染排放-系统能耗指标的协同耦合关联曲线。研究结果表明,在给定出口SO2排放浓度等值约束下,系统综合能耗指标与烟气氧含量近似呈非线性负关联的协同耦合规律。产生这一协同耦合规律的机理是,随着氧含量增加,会导致在给定出口SO2排放浓度等值约束下,系统最大可处理入口烟气流量增加,尽管会导致氧化风机和增压风机运行能耗增加,导致系统总能耗增加,但此时系统最大可处理入口烟气流量增加速度超过系统总能耗增加速度。由于系统能耗指标与总能耗呈正比,而与入口烟气流量呈反比,因而导致系统综合能耗指标与烟气氧含量近似呈非线性负关联的协同耦合规律。由此可见,增加氧含量,可以提高系统最大可处理烟气流量,这会使得单位入口烟气流量的系统能耗降低,导致能效的利用效率增加。另一方面,在给定出口SO2排放浓度等值约束下,出口SO2排放浓度与系统能耗指标呈负关联的协同耦合规律,即提高系统污染排放治理要求,会降低系统综合能耗指标。
综上分析可见,在给定出口SO2排放浓度等值约束下,增加烟气氧含量,可以有效降低脱硫系统综合能耗指标,当烟气氧含量由4%增至8%时,在出口SO2排放浓度为110 mg·m−3,脱硫系统综合能耗指标由16.7降为15.3,系统综合能耗指标降低8.3%,取得明显节能效果。当烟气氧含量固定5%条件下,出口SO2污染排放浓度由110 mg·m−3降至70 mg·m−3,脱硫系统综合能耗指标由16.2升为19.1,系统综合能耗指标升高17.9%,说明实现超低排放,要以牺牲系统能效为代价。
3)浆液密度-污染排放-系统能耗的协同耦合规律。依据图10的等值约束下浆液密度与入口烟气流量的耦合曲线,可得到指定浆液密度下的最大可处理入口烟气流量,再根据能耗预测模型得出总能耗,从而构建浆液密度-污染排放-系统能耗的协同耦合规律。指定环保排放指标的二氧化硫排放浓度为70、90、110 mg·m−3,图13为浆液密度-污染排放-系统能耗的协同耦合关联曲线。研究结果表明,在给定SO2排放浓度等值约束下,系统总能耗与浆液密度近似呈正关联的协同耦合规律。产生这一协同耦合规律的机理是:在浆液密度从1 000 kg·m−3增加至1 250 kg·m−3左右时,由于浆液密度的增加,促进了SO2的吸收,可得在等值排放约束下可处理的最大烟气流量增加,导致总能耗增加;在浆液密度超过1 250 kg·m−3时,由于此时浆液密度增加反而会抑制SO2的吸收反应,导致最大可处理的烟气量减少,但密度的增加会导致增压引风机运行能耗升高,二者综合导致脱硫塔的总能耗随着浆液密度的增加。随着出口SO2排放浓度从110 mg·m−3降低至70 mg·m−3,曲线下移,最大系统总能耗由520 kW·h−1降低到460 kW·h−1,系统总能耗与出口SO2排放浓度呈正关联协同耦合规律。产生这一协同耦合规律的机理是:在给定浆液密度一定条件下,出口SO2排放浓度降低,意味着出口SO2污染排放治理要求提高,自然满足系统最大可处理入口烟气流量减小,必然导致系统总能耗降低。
图14为等值排放约束控制条件下,浆液密度-污染排放-系统能耗指标的协同耦合规律。研究结果表明:在等值SO2浓度排放约束下,浆液密度与综合能耗指标呈先减后增的抛物线耦合规律。产生这一协同耦合规律的机理是,在浆液密度从1 000 kg·m−3增加至1 250 kg·m−3左右,虽然可处理的最大烟气流量和能耗都在增加,但可处理的最大烟气流量增加速度大于系统总能耗增加速度,由于系统能耗指标与总能耗呈正比,而与入口烟气流量呈反比,因而导致系统综合能耗指标减少;在浆液密度超过1 250 kg·m−3时,SO2吸收反应的减弱导致最大可处理的烟气量减少,同时总能耗却再进一步增加,两者必然导致能耗指标的增加。另一方面,在给定浆液密度条件下,出口SO2排放浓度与系统综合能耗指标呈负关联的协同耦合规律,即提高系统污染排放治理要求,会增加系统综合能耗指标。
综合以上分析可见,在给定出口SO2排放浓度等值约束下,将浆液密度控制在1 250 kg·m−3左右时,脱硫系统综合能耗指标最小,处于最佳节能状态。在出口SO2污染排放浓度为70 mg·m−3时,当浆液密度由1 450 kg·m−3降至1 250 kg·m−3,系统综合能耗指标由18.31降至17.63,降幅为3.7%,可取得较好节能效果。当浆液密度固定为1 450 kg·m−3条件下,出口SO2污染排放浓度由110 mg·m−3降至70 mg·m−3,脱硫系统综合能耗指标由16.7升为18.3,系统综合能耗指标升高9.5%,说明实现超低排放要以牺牲系统能效为代价。
4. 结论
1)基于脱硫塔控制系统历史运行数据和在线监测数据的支持向量机方法,构建了出口二氧化硫排放浓度和脱硫能耗的协同预测模型,明晰了关键调控参数-污染排放治理-系统综合能耗之间的协同耦合规律,以此构建了基于支持向量机智能深度自学习的工业级锅炉脱硫塔的污染排放治理与系统综合能耗的创新协同评估方法。
2)脱硫塔的出口二氧化硫排放浓度与烟气含氧量呈负关联关系,而脱硫效率与烟气含氧量呈正关联关系;脱硫塔的出口二氧化硫排放浓度与浆液密度呈先降后增的抛物线型关联关系,脱硫效率与浆液密度呈先增后降的抛物线型关联关系。
3)研究提出了能综合反映负荷和煤种品质多变的协同污染排放的综合能耗评价指标综合能耗指标为系统总能耗与烟气进口标准体积流量与烟气进口二氧化硫体积浓度的比值。
4)在出口二氧化硫排放浓度等值约束控制下,脱硫塔的总能耗与烟气氧含量及浆液密度呈非线性的正关联关系的协同耦合关联关系,而脱硫塔的综合能耗指标与烟气氧含量呈非线性负关联的协同耦合关联关系,与浆液密度呈先减后增的抛物线协同耦合关系。
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表 1 电催化臭氧体系降解西玛津的中间产物
Table 1. Intermediate products of simazine in the electro-peroxone system
序号 分子式 结构式 序号 分子式 结构式 C1 C7H12ClN5 C2 C7H10ClN5O C3 C6H10N5COOH C4 C5H8N5Cl C5 C5H9N5OH C6 C3H4N5Cl C7 C3H4N5OH C8 C3H2N4(OH)2 C9 C3N3(OH)3 -
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