烟气脱氮（精选六篇）
烟气脱氮 篇1
我国至2010年末已拥有新型干法水泥生产线1 200余条, 年产熟料逾9.5亿吨, 窑尾烟气排放量如按2m3/kg计 (标态, 以下同) , NOx排放平均按1 000mg/m3计, 全年仅新型干法窑的总排量即达190万吨, 严重威胁着人类赖以生存的环境。水泥行业不仅要在节能降耗、整治粉尘污染上下功夫, 也要把烟气中NOx的治理任务提上日程。烟气脱氮技术研究已有几十年历史, 特别是火电工业, 其锅炉烟气NOx对大气的污染危害促进了各种脱氮技术的研发并逐渐实用化。水泥工业的脱氮技术, 与电力工业的脱氮技术有很多相似之处, 本文在借鉴电力工业脱氮技术的基础上, 结合水泥工业自身特点, 对水泥工业可以采用的几种脱氮技术进行介绍, 以期早日实现水泥工业脱氮技术的产业化。
1 水泥生产中NOx形成的途径[1]
1) 热力型:在高温下由烟气的O2和N2化合而成, 从约1 550℃起到1 900℃呈指数关系急剧形成。
2) 燃料型:由燃料中固定氮氧化而成。
3) 瞬时型:在低温火焰中由于含氮自由基的存在而产生。
4) 原料型:喂料中含氮化合物分解而成。
水泥窑熟料烧成火焰温度高达1 800℃, 是尾气中NOx的主要生成源;所用燃料煤中含有0.5%~2%的N2 (质量计) , 即使在较低温度的分解炉内也能形成一定量的NOx, 此外在喷枪火焰前端的较低温度环境生成了一些瞬时型NOx, 原料中的含氮化合物分解也会生成NOx, 不过其含量很小。
烟气中90%~95%的NOx以NO形态存在, 它转化为NO2主要发生在大气中, 因较高的反应活化能, 不会自发分解为N2和O2。
2 当代几种脱氮技术
1) 低氮燃烧技术
该技术通过抑制燃烧过程中NOx的生成或造成缺氧富燃料的燃烧区使已生成的NOx部分还原, 先进的再燃烧技术可降低85%的NOx。
该技术细分为低氮燃烧、低氧燃烧、浓淡偏差燃烧、烟气再循环 (还原) 、空气分级燃烧、燃料分级燃烧 (再燃烧) 等。
2) 选择性催化还原法 (SCR) [2]
该技术以氨 (NH3) 、氨水和尿素为脱氮剂, 在吸收塔内进行催化选择吸收, 经如下反应过程将NOx还原为N2和H2O:
4NH3+4NO+O2→4N2+6H2O
4NH3+2NO2+O2→3N2+6H2O
最普遍应用的催化剂是将多孔Ti2O5做成蜂窝状模块载体, 载体表面敷有起催化作用的活性成分V2O5和WO3。
SCR法的优点是脱氮效率高, 可达80%~90%, 适用温度范围300~450℃, 最低达250℃。缺点是需采用催化剂, 要增设装置、占用空间、投资大和运行费用高, 催化剂易受多种因素影响而失效。
3) 非选择性吸收还原法 (SNCR) [2,3,4]
该技术不用催化剂, 而是直接用压缩空气经多个喷嘴将脱氮剂吹入炉膛深处的燃烧烟气中, 两者之间的强烈混合促使脱氮剂与NOx接触和还原。
SNCR的优点是不用催化剂、建设费用较低、运行费用也低、占地面积小、阻力小以及在现有装置上改造容易, 只需建氨或尿素的储存处理及喷射装置。缺点是效率较低, 一般在50%~80%;有效反应温度区较窄, 一般为900~1 100℃, 低于900℃时氨逃逸率高;高于1100℃时, 氨会氧化成新的NOx。
4) 组合技术或双脱工艺
这是根据机组具体情况, 采用两种以上的技术, 以较低的投入, 获得较好的脱氮效果。
3 水泥窑的脱氮技术
1) 在窑头, 采用低NOx的燃烧器, 其主要特征是一次空气量比较低, 空气燃料混合好、点燃快、火焰粗壮, 燃料在高温区停留时间短, 使NOx的生成量降低。
2) 水泥配料掺用合适的矿化剂, 降低烧成温度, 从而降低火焰温度和NOx的生成量。
3) 采用先进的分解炉。如日本神户DD型分解炉, 它将整个炉子分为二段, 中间设一缩口, 全炉有四个作业区[5]:Ⅰ区 (还原区) , 布置了几组De-NOx (脱氮) 喷嘴, 喷入10%的煤粉, 产生还原气氛, 降低NOx含量;Ⅱ区 (混合区) ;Ⅲ区 (反应区) ;Ⅳ区 (完全燃烧区) , 见图1。既保证风、煤、料的均匀混合、燃烧、传热、传质, 在850~900℃的温度下获得高分解率, 又大大降低了NOx的生成量。
4) 采用SNCR技术
(1) 窑尾分解炉与电厂锅炉脱氮系统对比
水泥窑目前主要采用SNCR技术, 该法适合的有效温区是窑尾的分解炉。同样以煤粉为燃料, 不同之处是分解炉内部分区域存在强烈的旋流场, 同时生料粉的引入, 分解炉区的粉尘浓度比电厂锅炉高得多;此外, 电厂锅炉主要靠辐射、对流向炉壁传热, 而分解炉内风、煤、料三相混合, 传热传质条件比电厂锅炉好而且激烈。这些条件有利于喷入的脱氮剂在分解炉内的分散, 从而有可能得到比在电厂锅炉上更高的脱氮效率, 其流程见图2。
(2) 脱氮剂的使用
脱氮剂目前主要有氨水和尿素两大类。
在电厂锅炉上, 炉膛温度900~1 400℃, SNCR常用与水混合的尿素, 而尿素吸收NOx最佳的温度范围在930~1 100℃之间, 由于与水混合所带来向上的延迟作用, 尿素完全可以喷入温度超过1 093℃的区域, 以期充分利用尿素活性, 提高NOx的吸收率。
但在分解炉上, 虽然两种脱氮剂均可使用, 但以氨水为最好。原因是有人曾做了25%氨水和尿素脱氮效率的对比试验, 结果使用氨水的脱氮率为77%, 使用尿素的脱氮率为28%。此外, 氨水罐车可直接到现场向储罐供液;如用尿素, 则要先加水溶化才能使用。
(3) 喷枪及其位置的选择
喷枪应位于900~1 100℃的温区, 在炉内气流旋流、喷腾强烈的部位, 这利于脱氮剂的分散, 增加与NOx接触的机会。喷枪宜设于炉子气流的上游侧, 使脱氮剂入炉后与烟气的接触路程和时间长一点。
喷枪头要耐温, 雾化效果好, 宜采用双流体式, 以压缩空气做雾化介质, 并起冷却喷枪头和防止其堵塞的作用。
为使脱氮剂分散性好, 同一断面上至少设6个以上喷枪, 每个喷枪的流量不宜太大, 在一个炉体上按不同高度设置2~3层的喷枪;喷枪总数由需要的总流量和单枪能力确定, 还要有20%~30%的余量。
据瑞典Petro Millo公司介绍, 2009年欧洲283条1 000~5 500t/d各型水泥窑, 大部分采用了SNCR技术, 自1997年起, Millo公司分别在瑞典、英国、芬兰、意大利、西班牙、保加利亚和越南的21条窑上采用了SNCR技术。德国也有50多台PC窑采用SNCR技术 (但目前仅有一套水泥SCR系统) 。
中材国际环境工程公司从2005年起研发水泥窑脱氮技术, 通过采用SNCR技术, 珠江水泥厂5 000t/d生产线NOx排放从>500mg/m3下降到<200mg/m3;北京水泥厂NOx排放从>800mg/m3下降为200mg/m3, 氮逃逸率低至1ppm;另有某厂NOx排放从930mg/m3降至220mg/m3, 脱氮率为73%。
5) 采用SCR技术
预热器出口温度为270~380℃, 基本满足SCR技术的使用条件。将烟气引入与主排风管旁路特设的SCR反应塔, 塔下出气再回到主排风管内, 见图3[6]。
与电厂的SCR工艺一样, SCR反应塔内设置多层催化剂, 脱氮剂可选择加压无水氨, 或是常压的氨水溶液, 如果能保证安全, 也可使用尿素, 氨在加热蒸发器中蒸发并用喷枪喷入塔前入口管道中。
在塔入口管道甚至塔的进口段内, 要设置气流均布板, 使吸收介质在催化剂上尽可能均布。
但是下列情况限制了它在水泥窑脱氮上的应用:
(1) 先进的新型干法窑预热器出口的温度已降到300℃以下, 装SCR的实际脱氮效果不好; (2) 我国2500t/d以上新型干法线普遍加装余热锅炉, 其排气温度在150℃以下, 已不再适合装设SCR系统, 或者只能将SCR反应塔设在锅炉与预热器之间; (3) 因装设SCR反应塔, 排风阻力将增加500~1 000Pa。
2006年初, 意大利CM水泥厂2 400t/d新型干法窑上首次采用SCR, 实际脱氮率达95%, 但运行费用比SNCR高1倍, 且SCR反应塔的阻力达500Pa。
南京工业大学材料化学工程国家重点实验室开发出一种“新型无毒脱硝催化剂”, 具有无毒、抗冲击、抗高碱和抗粉尘冲刷等特性, 特别是有效温区低至120~200℃, 为在水泥窑尾除尘器后使用SCR技术创造了条件, 即将在江苏溧阳水泥厂5 000t/d生产线上作示范试用。
4 脱氮系统装设仪表及自动化
为便于脱氮系统的操作控制和监视, 一般至少装设以下仪表:
1) NOx浓度计, 它设于预热器出口管道上, 可用来直接监视脱氮效果, 并指导脱氮剂 (喷枪) 的投用;也可设于烟囱上, 同粉尘浓度仪一样, 监视NOx的排放情况。不过因受到生料磨废气的干扰, 用于系统操作的监控作用不如设在预热器出口直接。
2) 氨浓度计, 用来监视氨的逃逸情况, 配合NOx仪指导系统操作。
3) O2浓度计, 用来折算烟气含氧量至6%的NOx排放值。
4) 分解炉进出口温度计, 用于了解炉内温度。
自动化工程包括脱氮剂制备系统和喷枪系统的监控两大方面。根据NOx和氨浓度计的实测值, 自动控制喷枪和脱氮剂的投入数量, 确保实现最经济的脱氮效果。
5 装设脱氮系统对水泥窑生产的影响评估
采用SCR工艺, 因主排风机阻力增加500~1 000Pa, 相应增加烧成电耗0.75~1.5k Wh/t。
对已设余热锅炉的, 因SCR反应塔只能设在锅炉前, 塔及前后管道的表面散热和脱氮剂水分蒸发和化学反应吸热, 都使锅炉入口温度降低, 蒸汽量减少, 导致发电功率降低。
采用SNCR工艺, 以2 000t/d窑为例, 若将其NOx排量下降600mg/m3, 需要NH3量2 500mol/h;若采用25%浓度的氨水作脱氮剂加入分解炉, 溶液的升温、汽化及脱氮反应吸热, 将直接增加热耗约100k J/kg, 同时预热器的废气量增加约3 000m3/h, 引起排风机电耗增加约10k Wh/h;在本例中, 因有约2 800kg/h流量的氨水溶液入炉, 分解炉在喂煤、用风上也需做必要的调整。
氨水入炉还会扰乱炉内的温度场, 一定程度上使分解炉的作业情况发生改变。为使窑的产量达到原先水平, 就要求对系统操作进行相应改变。
在水泥窑装设脱氮装置之前, 应先做现行生产条件下NOx实际排放量的测定, 再据此进行装置的设计和安装, 以期取得经济实用的效果。
6 水泥窑NOx排放情况及标准
在2004年修订水泥窑废气排放标准时, 曾对20条不同窑型NOx的排放作过调查, 见表1, 排放标准见表2。
mg/m3
7 结束语
1) 采用低NOx燃烧器, 开发和采用脱氮分解炉型, 改变原料配方, 实现低温烧成和合理操作等措施, 实现NOx的减排, 甚至实现达标排放, 是水泥窑最经济的脱氮途径, 应优先予以重视。
2) 虽然当代电力工业脱氮以装设SCR装置为主流, 但该法因有要求300~400℃的有效温区, 高投入、高维护费用和高阻力等不利因素, 严重制约了它在水泥窑上的应用;而根据国外经验, SNCR技术投入低 (只设吸收剂制备喷射装置, 不另建吸收塔) , 系统简单, 维护费用低, 脱氮效率最高可达70%左右, 可在大多情况下实现NOx的达标排放, 国内同行应在这方面加强技术开发力度, 使之早日全面推广应用。
参考文献
[1]高长明.水泥工业废气脱氮技术[C]//中国硅酸盐学会环保学术年会论文集.北京:中国硅酸盐学会环境保护分会, 2007.
[2]梁才, 钱兰, 艾生炳.SCR脱氮催化剂的研究现状和发展趋势[C]//第十二届二氧化硫、氮氧化物污染控制技术暨烟气脱硫脱氮脱汞技术创新和管理国际交流研讨会论文集.北京:中国环境科学分会, 2009.
[3]Cui-Su Liu, Brian Higgins.先进的SNCR脱氮系统的性能测试及计算机模拟[C]//第十二届二氧化硫、氮氧化物污染控制技术暨烟气脱硫脱氮脱汞技术创新和管理国际交流研讨会论文集.北京:中国环境科学分会, 2009.
[4]殷红, 陈丰.广州瑞明电厂2×125MW机组氮氧化物减排工艺特点[J].广东科技, 2008 (2) :178-180.
[5]徐宁.水泥工业环保工程手册[M].北京:中国建材工业出版社, 2008:93-94.
锅炉烟气脱氮技术分析与应用 篇2
氮氧化物是主要大气污染物之一, 也是形成酸雨的主要因素之。人为产生的氮氧化物约占自然生成数量的10%, 但因其分布集中, 与人类活动关系密切, 且较易发生光化学反应, 危害较大。氮氧化物的人工排放源主要是来自矿物质燃料的燃烧, 包括固定源和流动源, 约占人为排放源的80%, 其中火电厂是氮氧化物人工排放源之最。
国家“十二五”环境保护规划已经将氮氧化物列为总量控制指标, 对氮氧化物污染的治理已成为今后相当长时间内需要各界关注的问题。
2 烟气脱氮的主要方法
烟气脱氮技术的关键与NO的氧化、还原和吸附的特性有关, 根据这些特性, 可将烟气脱氮分为氧化法和还原法。
氧化法是先将NO氧化成NO2, 然后再将NO2溶于水制成HNO3, 或用碱性物质吸收。这类方法亦称为湿法, 化工生产过程中产生的NOx多采用此方法。
还原法是采用还原剂 (NH3、CH4、CO、H2等) 将NO和NO2还原成N2。
3 常用烟气脱氮方法
3.1 吸收法。
化工生产中脱氮常用此方法。如:以水吸收NO2;用稀硝酸吸收NOx;用Na OH、Na2NO3、Ca (OH) 2、NH4OH等碱性溶液吸收NOx;用浓HNO3、O3、Na Cl O或KMn O4作氧化剂氧化NO为NO2, 以利于吸收;用碱液作吸收剂的氧化吸收方法等。另外还有吸收还原法、络化吸收法等, 这些方法对NOx的脱除率比较高。
3.2 吸附法。一些排气量不大、间歇性排放的硝酸生产厂, 用吸附法回收硝酸。
目前吸附法净化NOx的方法有:分子筛吸附法、活性炭吸附法等。
由于吸附剂的吸附容量小, 吸附剂用量大, 设备庞大, 再生周期短, 难以获得广泛应用。
3.3 催化还原法。
利用不同的还原剂, 在一定温度和催化剂作用下将NOx还原为无害气体和水, 统称为催化还原法脱除NOx。此方法适合大型锅炉脱氮应用。
4 催化还原法种类及特点
根据催化还原反应目标是否单一性, 分为非选择性催化还原法脱氮和选择性催化还原法脱氮。
4.1 非选择性催化还原法 (NSCR) 。
非选择性催化还原法脱氮是采用CH4、CO、H2等混合气体作为还原剂, 在一定温度和催化剂作用下与烟气中的NOx和O2不加选择地发生反应, 从而达到脱除NOx的目的。一般情况下, 还原剂的实际用量是理论用量的1.1-1.2倍之间时, 脱氮效率可达90%以上。
因还原剂须与烟气中的O2发生反应, 因此还原剂消耗量大, 反应过程包括脱色反应 (NO2→NO) 和消除反应 (NO→N2) 。
由于消除反应速度比脱色反应速度缓慢得多, 因此必须保证足够多的还原剂才能保证高的脱氮效率, 且催化剂多为铂、钯等贵重金属, 实际工程应用较少。
4.2 选择性催化还原法 (SCR) 。
选择性是指在催化剂存在情况下, NH3首先与NO发生还原脱除作用, 而不是与烟气中的O2进行氧化反应, 从而降低了NH3的消耗量。
为降低还原剂的消耗, 选择一类催化剂进行催化反应, NH3只选择与NOx反应, 阻止NH3与O2反应, 因此称为选择性催化还原法。
选择性催化还原法是目前最有效、也是应用较广泛的NOx控制技术。
5 选择性催化还原法脱氮机理
5.1 主要化学反应。选择性催化还原法脱氮主要化学反应一般发生在270℃以下, 反应式如下:
4NH3+6NO=5N2+6H2O
8NH3+6NO=7N2+12H2O
条件不同, 伴随相应副反应。
在350℃以下发生如下副反应:
4NH3+3O2=2N2+6H2O+1267.1KJ (放热反应)
在450℃以下发生如下副反应:
2NH3=N2+3H2—91.94KJ (吸热反应)
4NH3+5O2=4NO+6H2O+907.3KJ (放热反应)
5.2 操作条件。
催化还原法对催化剂要求催化剂活性高、寿命长、经济合理以及不产生二次污染。但由于烟气中存在SO2、灰尘和水蒸气, 对催化剂不利, 所以要求在脱氮前对烟气进行除尘和脱硫, 否则要求选用不易受反应条件影响、能经受混合烟气污染的催化剂, 同时具有较高的催化活性温度。
操作条件直接影响催化剂的催化活性, 进而影响脱氮效果。如采用二氧化钛为基体的碱金属作为催化剂, 最佳烟温300~400℃, 即相当于锅炉省煤器出口处温度。烟温低于300℃时, NH3与烟气中SO3反应生成黏性液体硫酸氢氨, 容易沉积在催化剂表面, 而降低催化活性, 降低了脱氮效率。
5.3 催化剂选择。
选择性催化还原法的催化剂, 可以用贵重金属及其氧化物为催化剂, 也可以用非贵重金属 (如铜、铁、钒、铬、锰等) 及其氧化物为催化剂。
为同时脱除NOx和SO2, 可以采用碳基催化剂 (如碳) 。
6 选择性催化还原法脱氮影响因素
6.1 反应温度:反应温度适宜, 才能有较高的净化效率。
6.2 空间速度:适宜的空间速度是获得向脱除率的关键因素之一。燃煤电厂一般为1000—3000h-1。
6.3 还原剂用量:NH3/NOx摩尔比控制在1.4—1.5为宜。量小氮脱除率低, 量大产生氨污染。
6.4 烟气成分:烟气中灰尘、SO2、碱性气体的存在对氮脱除率具一定影响, 应预除尘脱硫后再脱氮。
6.5 催化剂种类:不同催化剂具有不同的催化活性, 反应温度和脱除效率各异。
6.6 还原剂来源:
目前NH3一般使用工业成品液氨。今后发展方向应为与产生氨污染源合作治理污染趋势, 变废物为原料, 实现环境治理双赢效果。
7 结论
选择性催化还原法脱氮已成为大型燃煤锅炉脱氮首选方法, 其可操作性和高效率对今后治理氮氧化物污染必将起到积极作用, 而与氨污染源协同治理氮氧化物污染事半功倍。目前, 各企业在进行环境影响评价过程中及工程实践中已经做了大量切实可行、卓有成效的范例。
参考文献
[1]郝吉明, 马广大.大气污染控制工程 (2002年版) [M].北京:高等教育出版社, 2003.
火电厂锅炉烟气脱硫脱氮技术分析 篇3
1 电厂锅炉硫氮化物的形成机制
1.1 氮化物的形成机制
煤炭在锅炉中燃烧时所形成的氮氧化物一般为一氧化氮和二氧化氮, 我们一般将其统称为“氮氧化物”。煤炭燃烧时, 氮氧化物的产生量与排放量直接受煤炭燃烧方式的影响, 尤其是燃烧温度、过量空气系数等因素。研究人员发现, 煤炭燃烧时所产生的氮氧化物的形成机制一般包括以下三种: (1) 热力型NOx。它主要是空气内的氮气受到高温氧化而形成的氮氧化物。 (2) 快速型NOx。这是煤炭燃烧过程中空气内的氮与燃料内的碳氢离子团反应而产生的氮氧化物。 (3) 燃料型NOx。它一般是燃料内包含的氮化合物在燃烧时热分解后氧化产生的氮氧化物。火电厂锅炉烟气内的NOx绝大部分属于燃料型氮氧化物, 其含量通常在80%~90%.
1.2 硫化物的形成机制
一般来说, 硫化物包括SO2和SO3。燃料可燃性硫化燃烧的过程中会形成SO2。此外, 有1%~5%的SO2被继续氧化为SO3。元素硫与硫化物燃烧的过程中会直接产生SO2和SO3, 而有机硫首先转化为H2S、CS2等含硫化合物, 后持续氧化产生SO2。
2 锅炉脱硫脱氮典型技术分析
2.1 循环流化床燃烧技术
循环流化床燃烧技术 (英文缩写为“CFBC”) 指的是依靠循环流化床温度分布均衡、气固接触面积较大的特征, 借助于煤炭和吸附剂的湍流混合, 从而达到煤炭高效率燃烧和脱硫的目的。另外, 由于燃烧过程中的温度较低, 空气内N2转化为NOx的效率较低, 从而达到NOx低排放的目的。
增压循环流化床燃烧技术 (英文缩写为“PFBC-CC”) 指的是将煤炭和脱硫剂同时添加到经过增压之后的流化床中燃烧。在增压的状态下, 少部分SO2会直接被氧化为Ca SO4。还有部分SO2和Ca CO3或者Ca O形成Ca SO4, 有效地降低了SO2的排放量。由于炉内燃烧温度不高, 因此, 有效减少了NOx的排放量。实践说明, 当Ca∶S为2.0 时, 脱硫效率最高能达到98%, NOx的排放量也能被控制在100 100 mg/m3以下。但是, 近年来锅炉烟气排放标准逐渐提升, 仅仅凭借低氮燃烧已经无法满足标准要求, 部分研究人员开始对飞灰循环流化床还原态脱硫和喷氨脱氮技术展开研究, 证实了在流化床悬浮段加入氨气能够有效减少NOx的排放量。
2.2 加氢热解技术
过去的加氢热解技术的脱硫效率不高, 因此, 我们可以选择多段加氢热解技术, 即利用煤炭热解时所形成的自由基最多、最快的峰温时停留一定时间的方法, 加快氢气和煤炭内自由基的反应, 有效提高脱硫脱氮效率, 且热解升温越快, 其脱硫脱氮效率越高。但是, 采用加氢热解技术时必须制备氢气, 并且进行气体循环, 流程复杂, 费用较高。为了压缩成本, 可用价格低廉、含有氢气和甲烷的焦炉煤气取代纯氢。这就是我们所说的“煤焦炉气热解处理技术”。实践证明, 选择这一处理技术可以提高半焦产率, 有效提高脱硫效率, 但会在一定程度上降低脱氮效率。由于高硫煤, 尤其是高硫强黏性煤炭热解脱硫效率较低, 因此可选择煤和生物质共同热解技术, 即将生物质与高硫强度黏性煤炭放置于回转炉中热解, 生物质能够有效防止煤炭热解过程中出现颗粒黏结现象, 同时还有助于脱硫脱氮效率的提高。
2.3 液膜净化技术
液膜净化技术是美国能源部Pittsburgh技术研发中心 (PFTC) 研究、开发的一种烟气净化技术。液膜是一种含水性液体, 将其放置于两组多微孔的中空纤维管内, 从而组成渗透器。这一结构能够很好地保证操作过程中的稳定性, 极大地延长设备的使用寿命。选择液膜时, 应尽量选择对SO2和NOx具有较强吸附性的液体, 并在试验测试其渗透性后才能应用于实践中。实践证明, 25 ℃的纯水具有最佳的渗透性。另外, 也可以选择Na HSO4或Na HSO3水溶液。对于0.05%的SO2气体, Na HSO3能够达到95%的脱硫率, 同时, 国内外有很多研究机构都在大力研发这一技术。我们相信, 液膜净化技术将会得到更广泛的应用。
2.4 电化学技术
选择电化学技术进行锅炉烟气脱硫脱氮 (脱氮的作用是反硝化) 一般有以下两种方式: (1) 内电池模式, 即直接法。烟气内的组分在电池液中被吸收的同时在电极反应过程中被转化。 (2) 外电池模式, 即间接法。锅炉烟气内的组分通过氧化还原的方式吸收转化, 吸收液在电池内部实现电化学再生。在实际应用过程中, 我们通常将内电池模式与外电池模式相结合。选择外电池模式时, 将二连亚硫酸盐当作氧化还原剂, 把NOx还原成为N2;二连亚硫酸盐氧化后转化为SO42-, 通过电化学还原可以重复应用。选择内电池模式时, 将SO2吸收到电池液内, 同时通过电极反应氧化形成硫酸。这一反应中能够得到质量分数是40%的硫酸。
2.5 活性焦吸附技术
活性焦吸附技术指的是利用活性焦吸收烟气的同时进行脱硫与脱氮处理。借助于活性焦的微孔催化吸附功能, SO2能够形成硫酸存储在焦炭表面的微孔中, 通过热再生形成SO2浓度较高的气体, 之后再结合实际需求转化为其他具有二次利用价值的副产品, 比如液态SO2或浓硫酸等。在加氨的情况下, NOx通过活性焦的催化转变为水和氮气之后被排放。活性焦吸附技术所需的设备为脱硫脱氮塔, 活性焦能够在其中自上向下缓慢移动。由于锅炉烟气是横向交叉经过活性焦炭层的, 因此, 锅炉烟气内的粉尘能够被有效地排除。活性焦与活性炭属于两类差异较大的吸附材料, 活性炭综合强度不高且表面积较大, 其吸附性、再生性都存在效率和成本方面的问题。因此, 在锅炉烟气脱硫脱氮中, 我们选择了表面积较小但强度更高的活性焦。
3 常见的脱硫脱氮技术的经济性分析
由于排烟循环流化床是在锅炉燃烧过程中进行脱硫脱氮的, 其处理技术与其他技术有一定的差异, 因此我们暂时不将这一技术纳入经济性分析之列。
美国能源部的报告数据显示, 以500 MW的火力发电厂为例, 选择湿法脱硫 (FGD) 时, 设备费用是175 元/k W, 运行费用是18 mille/k W·h。之后, 组合SCR技术脱氮, 设备费用是125 元/k W, 运行费用是6.2 mille/k W·h。可以得出, 组合处理技术最终所需的设备费用是300 元/k W, 运行费用是24.2 mille/k W·h。以300 MW的火电厂为例, 选择活性焦吸附技术脱硫脱氮时, 其设备费用是200 元/k W左右, 运行费用是10 mille/k W·h。以100 MW的火电厂为例, 选择电化学技术进行锅炉烟气脱硫脱氮时, 其设备费用为247 元/k W, 运行费用为21.6 mille/k W·h。日本研究人员的资料数据显示, 将电子束技术应用到500 MW的火力发电厂时, 其设备费用为组合处理技术的80%, 运行费用为组合处理技术的90%.不难得出, 对于500 MW的火力发电厂, 应用电子束技术进行锅炉烟气脱硫脱氮的设备费用为240 元/k W, 运行费用为21.78 mille/k W·h, 与美国能源部报告中的数据相同。通过上述分析, 此三类技术的经济性比较如表1 所示。
注:活性焦吸附技术是以300 MW进行计算的。如果以500 MW来计算, 会表现出更好的经济效益。
从表1 的经济性分析结果来看, 活性焦吸附技术所需要的设备费用和运行费用相对较低, 其建设空间也比较小, 特别是其运行费用仅为电子束技术的一半, 因此更具推广性。
4 总结
从当前我国的实际情况来看, SO2的排放还没有得到有效的控制, 而且NOx的治理才刚刚被提上日程, 我们面临的烟气治理任务非常繁重。笔者建议在研究火电厂锅炉烟气脱硫脱氮技术时应注意以下三点: (1) 优先研究、开发脱硫脱氮联合治理技术; (2) 尽可能地压缩系统成本, 在成本允许的情况下逐步提升脱硫脱氮效率; (3) 考虑研发副产品的可回收利用技术, 在此基础上防止出现二次污染。
参考文献
[1]程竹静, 管坚.燃煤锅炉深度脱硫脱氮技术[J].中国特种设备安全, 2012 (12) :79.
[2]丌怀刚, 路俊杰.电厂锅炉脱硫脱氮技术与分析[J].中国科技投资, 2012 (24) :45.
[3]王志成, 曹志德, 鞠春红.锅炉烟气脱硫脱氮除尘一体化技术[J].化学工程师, 2005 (08) :63.
烟气脱氮 篇4
1 烟气脱硫脱氮技术
近几年脱硫脱氮技术发展很快, 研究开发的新技术已达数10种。这些技术按脱除机理的不同可分为联合脱硫脱氮 (Combined SO2/NOX Removal) 技术和同时脱硫脱氮 (Simultaneous SO2/NOX Removal) 技术。其中, 联合脱硫脱氮技术是指将单独脱硫和单独脱氮技术进行整合后形成的一体化技术;同时脱硫脱氮技术是指用一种反应试剂在一个过程中将烟气中的二氧化硫和氮氧化物同时脱除的技术[4,5]。
1.1 联合脱硫脱氮技术
联合脱硫脱氮技术是指将传统的脱硫技术 (如干法钙基脱硫) 和脱氮技术 (如SCR、SNCR) 组合在一套设备中的技术。该技术在脱除机理上与传统的单独脱硫、脱氮相比并没有新的突破, SO2和NOX的脱除仍是在两个不同的单元中进行。其中NOX的脱除通常为SCR或SNCR法, 吸附剂为氨气或尿素;SO2的脱除有两类:一是和钙基或钠基吸附剂反应脱除;二是将SO2催化氧化为SO3后, 再进行富集再处理。
该工艺一般需要2套设备, 耗资多、占地面积大、脱硫剂用量大、脱硫后废渣生成量大, 易造成二次污染, 需要处理废水、废渣, 没有从根本上解决脱硫脱氮技术的不足。
1.2 同时脱硫脱氮技术
烟气同时脱硫脱氮技术是20世纪80年代为了降低现有的烟气脱硫、脱氮技术过高的烟气净化费用而提出的, 是适应现有电厂的需要, 在烟气脱硫和烟气脱氮技术的基础上发展起来的新型技术。同时脱硫脱氮处理也是我国烟气治理的发展方向。同时脱硫脱氮技术同样也分为湿法和干法工艺[6]。
2 基于SCR同时脱硫脱硝工艺
2.1 选择性催化还原 (SCR) 技术简介
选择性催化还原 (SCR, Selective Catalytic Reduction) 在20世纪70年代后期首先在日本应用在工业锅炉和电站锅炉上, 欧洲从1985年开始引进SCR技术, 美国从1959年就开始研究SCR技术, 并获得了该方面的许多专利, 但直到20世纪80年代后期才发展到工业应用上来。主要是针对烟气脱氮的技术。
它的原理是通过还原剂 (如NH3) 在适当的温度并有催化剂存在的条件下, 把NOX转化为空气中天然含有的氮气 (N2) 和水 (H2O) 。主要化学反应方程式是:
4NO+4NH3+O2→4N2+6H2O
6NO+4NH3→5N2+6H2O
6NO2+8NH3→7N2+12H2O
2NO2+4NH3+O2→3NH2+6H2O
在SCR工艺中, 催化剂安放在一个像固体反应器的箱体内, 催化剂单元通常垂直布置, 烟气由上向下运动。有时也采用水平布置[7]。由于技术的成熟和高的脱硝率, SCR方法已成为国际上烟气脱销的主流技术。
SCR是基于在金属催化剂的作用下, 喷入的氨 (NH4) 把烟气中的NOX还原成N2和H2O。还原剂以NH3为主, 催化剂有贵金属和非贵金属两类。催化剂是SCR系统中最关键的部分, 它的类型、结构和表面积都对脱除氮氧化物效果有很大影响。一般要求催化剂达到如下几点要求:有较高的选择性;在较低温度下和缴款的温度范围内, 具有较高的催化活性;具有较好的抗化学稳定性, 热稳定性, 机械性的能力;费用较低。在目前, 催化剂性能优化及新型催化剂的开发是SCR技术的研究重点。
2.2 CuO工艺
该工艺属于固相吸收/再生烟气脱硫脱硝技术。CuO作为活性组分同时脱除烟气中SO2和NOX已得到较深入的研究, 其中以CuO/Al2O3和CuO/SiO2为主[8]。CuO含量通常占4%～6%, 在300℃～450℃的温度范围内, 与烟气中的SO2发生反应, 形成CuSO4和CuO对SCR法还原NOX有很高的催化活性。吸收饱和的CuSO4被送出去再生, 再生过程一般用CH4气体对CuSO4进行还原, 释放的SO2可制酸, 还原得到的金属铜或Cu2S再用烟气或空气氧化, 生成的CuO有重新用于吸收还原过程。该工艺能达到90%以上SO2脱除率和75%～80%的NOX脱除率。
该方法首先通过CuO与SO2反应生成硫酸铜, 此过程中可脱除SO2, 同时, 氧化铜和硫酸铜作为催化剂, 通过向烟气中加入氨。大约在400℃时, 就可以脱除NOX。反应过程如下:
脱硫:
脱氮: 4NO+4NH3+O2→4N2+6H2O
2NO2+4NH3+O2→3N2+6H2O
再生:
虽然已经过30多年的研究, 但是该工艺至今仍没有工业化的报道。主要原因是CuO在不断地吸收, 还原和氧化的过程中, 物化性能逐步下降后失去作用, 载体Al2O3长期处在含SO2的气氛中也会逐渐失活。此外, 虽说脱硫脱氮是在一个反应器中完成的, 但后续处理过程比较复杂, 成本偏高。
2.3 WSA-SNOX工艺
WSA-SNOX工艺是气/固催化同时脱硫脱硝工艺。该工艺采用了两种催化剂, 用SCR脱除NOX, 然后将SO2催化氧化为SO3, 冷凝SO3, 将其作为硫酸出售。烟气中约95%的SO2和NOX被脱除, 该工艺无废水和废渣产生, 除用氨脱除NOX外, 不消耗任何化学药剂。WSA-SNOX工艺最初由丹麦的Halder TopsOe A/S开发研究的, 与1991年首次应用在丹麦的NEFO (ELSAM) 300MW的燃煤电厂。作为DOE CCT-2项目的一部分, 该工艺在美国Ohio Edison公司的燃高硫Ohio煤的Niles电厂进行了示范。
WSA-SNOX工艺特有的优点为:高的脱硝率 (约95%以上) 、低耗能 (0.2%的发电量) 、低粉尘排放。
2.4 SNRB工艺
SNRB (SOX-NOX-ROXBOX) 工艺也是气/固催化同时脱硫脱硝工艺。SNRB技术把所有的SO2, NOX和颗粒物的处理都集中在一个设备中, 即一个高温的集尘室中。其原理是在省煤器后喷入钙基吸收剂脱除SO2, 在布袋除尘器的滤袋中悬浮有SCR催化剂并在气体进布袋除尘器之前喷入NH3以去除NOX, 在布袋除尘器位于省煤器和转换器之间以保证反应温度。
SNRB工艺由于将三种污染物的脱除集中在一个设备上, 从而降低了成本和减少了占地面积。由于该工艺是在选择性催化剂脱硝之前除去SO2和颗粒物, 因而减少硫酸铵在催化剂层的堵塞, 磨损和中毒。SNRB工艺要求的烟气温度范围为300℃～500℃, 装置布置在空气预热器前的烟道里。当脱硫后的烟气进入空气预热器是, 就消除了在预热器中发生酸腐蚀的可能性, 因此可以进一步降低排烟温度, 增加锅炉的热效率。SNRB工艺的缺点是, 由于要求的烟气温度为300℃～500℃, 需要采用特殊的耐高温陶瓷纤维编织的过滤袋, 同时增加了成本。
2.5 鲁奇公司CFB工艺
烟气循环流化床 (CFB) 脱SO2/NOX工艺由Lurgi GmbH公司开发。在联合工艺中, CFB反应器运行在385℃, 消石灰用作脱硫剂。该工艺中不需要水, 吸收产物主要是CaSO4 (无水) 和约10%的CaSO3, 这是在NOX的还原期间SO2氧化的结果。脱硝反应是使用氨作为还原剂进行选择催化还原反应。催化剂是具有活性的细粉末化合物FeSO4·7H2O, 没有支撑载体。温度范围在300℃～450℃, 通过实验室研究表明, 细颗粒状的催化剂提供了比蜂窝状催化剂更好的优势, 因为它能够提供大的比表面积[9]。
3 新技术——液相催化氧化法
液相催化氧化法脱硫是在水溶液中加入SO2氧化催化剂, 使吸收的SO2液相催化氧化, 然后回收酸或采用碱中和。马双忱、赵毅等人的研究[10]是在湿法脱硫的基础上, 以Fe、Mn离子为催化剂采用液相催化氧化SO2和NOX, 再用氨吸收的脱硫脱氮新工艺。由于氨水在我国广大地区来源丰富, 且反应最终产物是肥料, 不产生二次污染, 气体净化费用。联合脱硫脱氮技术是当前废气治理技术的发展方向之一, 而液相同时催化氧化SO2和NOX的研究在国内外尚不多见。
通过实验研究可以看出, NOX的吸收首先需要使难溶于水的NO溶解, 氧化为易溶于水的形式, 然后才可以进行吸收。氨中和Fe3+ 液相催化氧化法脱硫脱硝有较好的效果, Fe3+对脱硫脱硝有较好的催化氧化作用, 采用本方法可以脱除90%的SO2以及50%左右的NOX。研究结果表明, 氨中和液相催化氧化法脱硫脱硝有一定的优越性。
王恒颖等人结合前期研究基础和经验[11], 优化集成液相催化氧化净化法和生物净化法的优势及特性, 运用小型实验生物膜填料塔系统, 开展了对液相催化氧化-微生物法同时烟气中脱除SO2和NOX的实验研究。
实验研究结果表明, 采用经专用菌种挂膜制作的生物膜填料塔可以实现对烟气中SO2、NOX的同时生物净化处理, 在循环液中添加金属离子催化剂可以较大幅度地提高生物膜填料塔同时脱除烟气中SO2、NOX的净化处理能力。
在气体流量为0.1m3/h, 混合气体SO2、NOX进口浓度分别为1000～2000mg/m3、800～300mg/m3, 循环液流量为10L/h, pH值控制为3.0～5.0以及按最优配比量添加金属离子催化剂的最佳条件下操作, 生物膜填料塔对混合气体中的SO2、NOX净化效率和生化去除量分别可达到96.8%、48.7%和77.3 mg/ (L·h) 和11.8 mg/ (L·h) (前期研究中金属离子催化剂最优浓度配比Fe2+、Mn2+、Zn2+、Al3+的浓度分别为0.5%、0.2%、0.5%、1.0%) 。
液相催化氧化法与基于SCR技术的同时脱硫脱氮技术相比是一种刚刚起步的研究的思路。目前只有在实验室中进行测试研究及参数优化, 还不能应用到实际工程中。该技术最为突出的特点是净化过程在常温下即可进行, 这是其他同时脱硫脱氮工艺不能实现的。CuO、WSA-SNOX、SNRB、鲁奇公司CFB工艺等均要求在300℃以上的温度范围内实现烟气净化。同时, 该项技术中金属催化剂的选择、回用尚需进行深入研究。
4 结 论
与单独采用脱硫或脱氮工艺相比, 同时脱硫脱氮工艺具有较大的优势, 是目前研究开发的重点。鉴于同时脱硫脱氮技术具有良好的经济性和灵活的技术选择性, 我国应充分重视并加大该方面的研究。
催化法同时脱硫脱氮工艺关键之处就是催化剂的选择。目前的催化剂总体成本较高, 后续处理较复杂, 有些新技术尚处于实验室研究阶段, 一些方法的大规模工业化应用条件尚未成熟。因此, 日后该领域的研究重点应放在新型、多功能、经济性强的高效催化剂的研究与脱硫脱氮新工艺的开发上, 这也将是各国学者努力的方向。
摘要：通过综述近年来研究较多的以催化法为基础的同时脱硫脱氮技术, 包括基于SCR同时脱硫脱氮工艺和液相催化氧化技术, 并介绍了各种工艺的特点, 提出了催化法同时脱硫脱氮技术中存在的问题和今后的研究方向。
烟气脱氮 篇5
国外的脱硫脱氮装置早已工业化、系列化, 技术也亦成熟。由于国情不同, 我国不仅拥有众多的火电大机组而且也有大量的中小容量的工业锅炉, 依靠引进脱硫脱氮技术是不现实的, 况且引进费用太昂贵, 我国的中小企业也难以承受。随着排污收费制度的贯彻实施和NOX排放指标的控制, 开发符合我国国情的中小型燃煤锅炉脱硫脱氮技术, 应投资省, 运行经济, 使用寿命长, 即在满足浓度排放标准的基础上, 遵循经济性和可靠性原则。
二、旋击微泡式烟气脱硫脱氮一体化技术基本原理
根据中小型锅炉结构和运行特点, 在双碱吸收法的基础上增加微泡技术, 通过机械喷淋发生装置产生大量高或低倍数的空气机械液泡, 利用无空隙的泡液筱盖和遮断烟尘源, 依靠拦截、粘附、湿润、沉降等作用, 可以捕集所有与之相遇的粉尘, 尤其是对呼吸性粉尘有更强的捕集能力, 同时与烟气中SO2和NOX等气态污染物进行反应, 提高了除尘、脱硫脱氮处理效果, 达到净化的目的。脱硫脱氮工艺在同一设备内一次完成, 降低了投资成本。吸收剂利用锅炉废水添加活性剂和稳定剂加以制备, 降低了运行成本, 整套技术无二次污染产生, 并有效克服堵塞、腐蚀等缺陷, 有效扩展了湿法烟气治理的技术路线 (旋击微泡式脱硫脱氮一体化技术流程示意见下图) 。
三、旋击微泡式烟气脱硫脱氮一体化技术经济效益分析
1. 投资成本分析
该技术对多管旋风除尘设备加以改造, 利用旋击微泡进一步增强双碱吸收效率, 装置投资费用较低:
①除尘、脱硫脱氮一体化技术, 系统简单, 稍加改造即可满足要求, 无需另建其它设施;
②简化浆液系统, 合理利用锅炉出渣池, 以降低初始投资;
③吸收器内衬价格低廉的耐腐蚀瓷砖, 既做到降低装置成本又防腐耐磨;
④锅炉加装烟气脱硫脱氮吸收装置, 其阻力包括三部分:烟道的沿程阻力、弯道或变截面处的局部阻力、旋击发泡设施的横向冲刷产生的阻力。但是通过采取增大旋风子、缩短原有烟道等措施, 所减少的烟风阻力与脱硫脱氮吸收装置的新增阻力近乎相等, 锅炉烟气系统的总阻力几乎不变, 因而锅炉原有引风机无需更换, 节约了初始投资。
2. 运行维护成本分析
运用该项技术研制的脱硫脱氮吸收装置运行维护费用主要包括吸收剂消耗费、水费、电费、人工费以及设备维护折旧等。
①强化气液接触, 提高吸收剂利用率, 从而减少吸收剂的使用添加量;
②综合利用锅炉排污水, 吸收液循环使用, 实现以废治废;
③对除尘、吸收装置烟道、管道进行优化配置, 锅炉原有引风机不用增大, 降低了能耗;而新增的小型鼓风机和吸收液循环泵功率较小, 二者之和尚不足于引风机的十分之一, 耗电量较小;
④系统工艺流程简单, 鼓风、循环等操作与锅炉控制开关联锁设置, 沉淀物自动流向锅炉除渣机、依靠刮板机械排除, 因此对操作工人无需过高要求, 也无需另行增加每班人工, 节省人工费用支出。
⑤该技术可靠性高, 烟气脱硫脱氮吸收装置采用耐用、防腐性能持久的防腐瓷砖铺衬, 另加耐酸水泥勾缝处理, 能够达到国家关于脱硫设施使用10年的相关要求, 且维护方便, 费用低廉;
⑥该技术投产后, 减少了SO2、锅炉排污水的排放量, 因此, 减少了排污缴费。燃煤硫分越高, 这部分效益越明显。
3. 脱硫脱氮总成本
以2.8MW锅炉为例, 按每天运行8小时, 每年运行330天计算:
①静态投资成本
脱硫脱氮一体化吸收装置购置费 (含运输、安装、调试费和碳酸钠溶液配备) , 折合1.1万元/0.7MW, 则2.8MW热水锅炉初始投资为4.4万元。
折旧费用:折旧是脱硫脱氮成本的主要费用部分之一, 2.8MW锅炉烟气处理系统造价4.4万元, 折旧按10年计 (不考虑残值) , 则每年折旧0.44万元。
②运行成本
a、药剂成本。
药剂包括三部分:NaOH、石灰和表面活性剂。10%的NaOH溶液按2000元/吨、石灰按220元/吨、表面活性剂按2000元/吨计, 根据反应式:NaOH按每天8%添加, 可计算出每年若脱除90.18吨SO2、7.02吨NOX, 需消耗83.18吨石灰、13.28吨NaOH, 1.3吨表面活性剂。按以上数据和价格计算, 年药剂费用为4.7万元。
反应方程式主要有:
注:式中M可以是K+ Na+ Ca2+ Mg2+等
b、工艺电耗成本:
鼓风机和吸收液循环泵功率之和为2.2kW, 则每年功耗电5808kW, 按0.54元/kW*h计算, 合计为0.31万元。
c、工艺水耗成本:
因充分利用锅炉排污水和冷渣水, 吸收液循环使用, 与未脱硫脱氮的锅炉相比, 运行费用并未增加, 蒸发补充水按日循环量3%, 年费用0.2万元。
d、工资福利成本:
因鼓风机、循环泵等操作与锅炉控制开关联锁设置, 沉淀物自动流向锅炉除渣机、依靠刮板机械排除, 因此对操作工人无需过高要求, 也无需另行增加每班人工, 因而这部分费用可以忽略。
e、产生石膏创收费用:
因双碱法生成的石膏质量远不如石灰石法的石膏, 基本上都是抛弃处理。
③设备维护成本
2.8MW锅炉烟气处理系统造价4.4万元, 设备维护成本每年取系统造价的1.5%, 则为0.07万元。
④脱硫脱氮总成本
根据设备运行、维护成本和折旧费用, 脱硫脱氮总成本为5.28万元【4.7+0.31+0.2+0.07】。依照污染物监测报告, 全年共去除SO2是90.18吨、NOX7.02吨, SO2和NOX去除费用折合0.54元/Kg。
根据《排污费征收管理办法》, 国内SO2每污染当量征收标准为0.6元, SO2的污染当量值为0.95, SO2的排污收费为0.63元/Kg。该2.8MW锅炉应缴SO2排污费为5.73万元。
总脱硫脱氮成本小于排污费收费, 还能给单位创造效益。
四、旋击微泡式烟气脱硫脱氮一体化技术环境效益分析
根据该技术研发的脱硫脱氮一体装置主要技术指标:脱硫率为90～95%, 脱氮率为50～70%, 除尘率为99%, 烟气压力降为1400～1500Pa。该技术实施前后主要污染物排放变化情况如表一所示 (仍以2.8MW锅炉为例, 按每天运行8小时, 每年运行330天估算) :
从上表的对比结果可以看出, 该项技术转为生产力后烟气污染物减少量较大, 对改善地区环境空气质量效果明显。
五、旋击微泡式烟气脱硫脱氮一体化技术社会效益分析
传统的投资项目经济评价是以企业利润最大化为目标, 然而, 环境资源往往是没有市场价格的公有资源, 并且存在着重大的环境外在影响, 估算环境变化对人类或产品的许多影响, 但是要严格地建立两者之间的关系, 是十分困难的。因此对社会效益的评价, 大部分采取宏观评价的方法。
SO2是当今人类面临的主要大气污染物之一, 属于低浓度、长期的污染, 它的存在对自然生态环境、人类健康、工农业生产、建筑物及材料等方面都造成了一定程度的危害。SO2对人体健康的影响主要通过呼吸系统、引起或加重呼吸器官的疾病, 如鼻炎、咽喉炎、支气管炎、肺气肿及肺癌等, 如重庆市污染严重的地区肺癌死亡率逐年上升, 超过50人/10万人, 比相对清洁区高4.7倍。沈阳和青岛流行病学研究表明, 居住在重污染区内的儿童的呼吸道阻力 (6.4106cmH2O/Ls) 明显高于清洁区内的儿童 (4.2980cmH2O/Ls) , 并发现呼吸道阻力与大气中的SO2浓度呈正相关, 相关系数为r=0.9996;居住在重污染区儿童的肺功能中期流速 (MMF) 均值明显低于居住在清洁区内的儿童。此外, SO2还会被飘尘吸附, 二者的协同效应对人体的危害更大。SO2与空气中的水分子结合后形成酸雨或酸雾, 对生态系统的影响及破坏主要表现在使土壤酸化、贫瘠化, 农作物及森林生长减缓, 甚至颗粒无收;湖水酸化, 鱼类生长受到抑制;对建筑物和材料有腐蚀作用, 并且加速风化过程。
NOX的排放在酸雨的形成和对臭氧层的破坏中所起的作用己经得到科学的证明。据有关研究:1990年我国NOX的排放量约为9lO×lO4t, 到2000年和2010年, 我国的NOX排放量将分别达到1561万吨和2194万吨, 其中近70%来自于煤炭的直接燃烧, 固定源是NOX排放的主要来源。鉴于我国的能源消耗量今后将随经济的发展不断增长, NOX排放量也将持续增加, 如不加强控制NOX的排放量, NOX将对我国大气环境造成严重的污染。
综上所述, SO2和NOX已经对人体健康、农作物生长等诸多方面造成较大的经济损失, 成为制约我国经济和社会发展的重要因素。为满足现在和未来的环保标准, 需要采取进一步的措施, 大幅度消减SO2、NOX排放, 因此必须采用烟气脱硫脱氮技术。采用旋击微泡式烟气脱硫脱氮一体化技术, 对维护人体健康、减缓酸雨 (雾) 等污染具有良好的促进作用。
六、结论与建议
通过上述费用效益分析显示, 旋击微泡式烟气脱硫脱氮一体化技术初始投资低, 脱硫脱氮效率较高, 环境和社会效益明显, 技术经济可行。
如若对旋击微泡式烟气脱硫脱氮一体化技术推广应用, 以较小的投入将取得可观的经济效益、环境效益和社会效益, 具有良好的发展前景。
烟气脱氮 篇6
随着环境问题在全球范围内越来越突出, 世界各国也纷纷加大了环境治理的力度。在工业发达国家, 工业烟气脱硫装置的应用发展很快。目前包括我国在内的世界上很多国家, 已经对炼油厂催化裂化装置的废气排放制定了严格的排放标准, 这就对炼油厂的环保设施提出了更高的要求, 目前国内已有多套催化裂化装置已经或计划采用烟气脱硫脱氮方式降低二氧化硫、氮氧化物和粉尘的排放。来自催化裂化装置烟气的污染物主要有以下几种:酸性气体:SO2, NOX, 有时还有HCl, 以及酸雾:SO2/H2SO4。固体颗粒:主要是催化剂粉尘。
处理上述污染物的方法之一是采用湿法气体洗涤, 即利用洗涤塔使催化裂化装置的尾气与一种吸收液体充分接触, 以达到脱除上述污染物的目的。
2 国内工艺技术概况
目前, 国内研究机构对催化烟气脱硫关键技术———气液接触器的形式和洗涤液的选择的研究已取得了一定的进展, 但仍停留在基础研究和中试阶段, 尚未实现成熟的工业化应用。
LPEC在深入研究国内外烟气脱硫技术的基础上, 结合我国炼油行业的实际情况, 研究开发了可再生湿法烟气脱硫技术 (RASOC) 。该技术采用LAS专利吸收剂, 吸收容量大, 再生效果好。同时开发了与LAS吸收剂相适应的吸收—再生工艺, 在FCC装置进行烟气脱硫侧线试验, SO2脱除率达95%以上。与传统的石灰石—石膏湿法烟气脱硫工艺相比, RASOC技术具有工艺简单、脱硫效率高, 尤其是不产生二次污染等优点, 可适用于炼厂FCC烟气脱硫及燃煤烟气净化处理, 但至今没有工程业绩。
航天环境工程有限公司发明了一种催化裂化烟气脱硫装置, 反应塔塔身下部设置烟气入口, 塔身顶部设置烟气出口, 塔身内自底部向上依次设置酸化段、气动脱硫段和除雾段等塔内件。酸化段由贮液段及预处理喷淋段构成, 预处理喷淋段由喷嘴和浆液管道组成且喷嘴分别安装在浆液管道的上部和下部。在酸化段和气动脱硫段之间的塔内壁上安装有过烟管道和挡水板。气动脱硫段由气动脱硫单元并联组合段及布液层组成, 在布液层上方的塔内壁上安装有过烟管道和挡水板。在该挡水板的上方为除雾段, 该除雾段由与塔内壁相连的除雾器及除雾器冲洗段构成。本发明有效克服了除尘负荷过重、耗水量大的弊端, 同时将工艺中的酸化过程与脱硫过程有机的结合起来, 是一种结构紧凑、能满足运行需要的高效脱硫的新型催化裂化烟气脱硫装置。
针对炼油厂催化裂化装置烟气硫化物及粉尘等污染物控制的需要, 中国石油大学 (北京) 过程装置实验室研究开发了一种经济实用的国产化烟气洗涤技术———气液撞击洗涤脱硫技术。
气液撞击洗涤器工作原理可从三方面说明: (1) 应用泡沫洗涤技术, 利用泡沫层表面积大、气液界面更新速度快的特点, 进行高效的传质传热过程; (2) 在气液两相流动体系中, 流体的流型取决于气液两相的相对质量流速, 在一定条件下能够形成稳定的泡沫层。通过实验可以得出他们之间的关系, 气液两相流动体系在相当大的波动范围内呈稳定的泡沫流状态; (3) 泡沫层是气液两相在交界处作用形成的, 其交界面的位置取决于气液量相对动量平衡关系。
实验数据说明, 与其他湿法烟气脱硫技术相比, 气液撞击洗涤器的优点主要是设备简单、尺寸小巧、投资低、净化效率高、操作可靠性高、不会堵塞、可长周期运行、流程简单、适用范围广。完全可用于炼油厂催化裂化装置烟气的净化治理和石化企业的含酸、含尘等有害尾气的治理, 但其尚停留在基础研究阶段, 其应用前景光明。
3 主要技术及特点
该烟气脱硫装置为新建工程, 烟气脱硫设施主要包括烟气喷水塔及排液处理器两部分, 包括自动控制系统以及控制室、机柜室等。装置规模:处理烟气量18×104Nm3/h, 操作弹性60-110%, 年开工时间为8400小时。工艺技术选用美国贝尔格 (BELCO誖) 技术公司的EDV誖湿法洗涤技术。
EDV誖湿法洗涤技术是先进的控制烟气中的颗粒物、SO2和NOX的技术, 由美国贝尔格 (BELCO誖) 技术公司开发, 包括烟气洗涤系统和排液处理系统两部分。
自1992年开始工业应用后, 已显示出其优异的操作性能和可靠性。迄今已超过90套催化裂化装置配套了EDV设施, 最大的能力为5Mt/a。该技术采用模块化组合, 其吸收系统包括激冷和吸收模块、滤清模块、水珠分离器等几个部分, 这几部分均设置在一座塔内。
烟气进入喷水塔后, 在激冷区达到降温饱和, 并除去气体中较大的颗粒;在吸收区, 随后与专用喷嘴喷出的吸收液逆向接触, 脱去SO2。微细颗粒和微细水珠在喷嘴上方的滤清元件中被清除, 净化的烟气进入液滴分离器进行液/气分离。塔内设置氧化部分, 用来控制硫酸钠和亚硫酸钠的含量, 保持稳定的运转。底部排出废液送往废液后续处理系统经处理后排放。
EDV誖湿法烟气洗涤系统的工艺采用分层式的烟气净化处理程序, 是一套低压降的系统。它有以下特点: (1) 压降低; (2) 不会产生酸雾; (3) 器壁不容易结垢; (4) 有较高的水气比和大量的喷水, 可以承受催化运行不正常和污染物浓度不稳定的状况; (5) 喷水塔顶烟囱可以作为本装置烟囱。
4 污染物控制及治理
废气:本装置正常生产排放的废气为净化烟气, 经过多级碱洗后, 直排大气, 处理后的烟气符合《石油炼制工业污染物排放标准》 (征求意见稿) 标准。
废水:新建烟气脱硫设施设置排液处理系统, 废水经过滤、沉降经重力流管道汇集至新建装置南侧的含油污水主管道, 自流至污水处理场。处理后的废水水质可满足《石油炼制工业污染物排放标准》 (征求意见稿) 标准规定的限值, 达标排放, 对周围水环境的影响是可以接受的。
噪声:本项目的设备选用低噪声的机泵和鼓风机, 从而使装置界区噪声符合《工业企业厂界环境噪声排放标准》 (GB12348-2008) Ⅲ类标准的要求。
固体废弃物:本装置排放的废催化剂浆液, 属无毒惰性物质, 按照一般固体废物送排渣场, 填埋处理, 不会对环境造成污染影响。
5 结论
本项目主要从环保角度考虑来进行建设的。项目完成后, 可有效降低了原有催化烟气排放浓度, 使得催化烟气能够达标排放, 减轻催化烟气对城市居民造成的影响。从而改善周边环境空气质量, 提高了城镇环境质量水平, 具有良好的社会效益和环境效益。S
参考文献
[1]姚雨, 郭占成, 赵团.烟气脱硫脱硝技术的现状与发展[J].钢铁, 2003 (01) .